高度城鎮化地區河網水系生態調控方案

王 鵬,華祖林,褚克堅,董越洋

(1.河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室，江蘇 南京 210098；2.河海大學長江保護與綠色發展研究院，江蘇 南京 210098)

河流作為水生生態系統的重要組成部分，其流量和水位應能滿足和維持河流基本結構形態、棲息地、魚類通道、水生生物生長、景觀娛樂與河道外取用水、水熱、水沙與水鹽平衡等多方面的基本需求。美國漁業保護協會在研究魚類產量與河流流量定量關系研究中，最早提出了河流最小環境流量的概念。隨后學者們從生態系統的不同角度，探討和細化了生態流量的內涵，提出了各種相關概念，如low flow、reserved water、environment water、environment flow、instream flow等。目前生態水量計算方法大致可分為水文學法、水力學法、生境模擬法[1]和生態功能設定法[2]4類。水文學法是依據水文指標對長序列歷史流量數據進行設定，通常取平均流量的百分比推求河流生態需水量，主要包括Tennant法[3]、7Q10法[4]、NGPRP法[5]以及變異范圍法[6]等；水力學法是基于水力學原理，應用河流幾個斷面的水力參數實測數據(水深、寬度、流速、濕周等)分析流量與生物生境指示因子的關系，從而確定生態環境需水量，主要包括濕周法[7]、R2CROSS法[8]和生態水力半徑法[9]等；生境模擬法將河流流量的變化與特定物種棲息地選擇趨向相結合，逐一確定某流量系列下各情景可利用的棲息地面積，繪制棲息地面積與河流流量的關系曲線，根據最大棲息地面積確定適宜的河流流量，主要包括河流內流量增量法[10]等；生態功能設定法將河流生態需水劃分為幾個部分，分別計算各部分生態需水，然后按照一定的原則進行整合[2]。

長三角地區作為我國經濟發展最活躍、開放程度最高、創新能力最強的區域之一，城鎮化水平發展迅猛，城市河流占比快速提高。與天然河流相比，城市河流水文過程及污染物遷移路徑受到人類活動的強烈干擾，需要從其特點與實際情況出發，確定河流生態需水目標，進而計算生態需水量。首先，城市河流集合了大量人工要素，呈現出非天然的空間面貌，如垂直化岸際、直線化水道、橋梁等。并且為了強化防洪、景觀等功能，通常建有閘門、泵站，受水利工程調控影響，水力交換互通能力顯著退化。因此，維持城市河道連通性、流動性及其廊道通道功能，是其最基本的河流完整性需求。其次，城市河流基本沒有珍稀、瀕危水生生物種群分布，浮游生物、水生植物與魚類等游泳動物均為常見廣譜品種，底棲生物通常以中度耐污到高度耐污能力種群為主，生物多樣性相對較差。魚類和岸灘大型水生植物棲息地維護是城市河流水生生境功能的集中體現。再次，在維持水生生物生境、物質和能量通道、自凈和屏障等生態功能的基礎上，需要綜合考慮城市河流的景觀、休閑娛樂、文化等生態功能。這類功能始于人們對河流的景觀美學感受，尤為注重視覺感知和嗅覺體驗，這要求城市河流保持一定的水面面積、水深和水質條件。最后，城市河流沿岸人類活動呈現密集化和多樣化特征，社會服務功能已成為當前城市河流功能的主體屬性，除了防洪、航運與景觀娛樂等功能外，城市河流還承擔向沿岸水系補水、提升區域水體流動性的任務。然而，城市化引發的水文過程改變及水資源高度開發利用，可能導致非汛期城市河道水位和流量無法滿足生態水量需求，如何在防洪、供水調度實踐的基礎上，優化非汛期水利工程調控模式，構建城市河網水系綜合調度體系，成為保障城市河流生態需水量，提高水體自凈能力，改善河道生態環境質量的重要舉措。目前，圍繞引水調控改善水體水質和生態環境狀況，開展了大量的工程實踐[11-13]及數值模擬[14-16]研究。現場監測及模型預測結果均表明，通過科學調度水利工程，實現水體聯動循環及有序流動，可有效改善區域水環境質量，提高河湖生態水量保障程度，發揮顯著的經濟效益與環境效益[17-18]。然而，現有研究多關注水利工程調控的水質改善效果，缺少對生態水位及生態流量保障程度的分析和探討；同時，大多數預測情景方案僅針對水量調控措施或截污措施，沒有考慮兩者共同作用對生態水量保障及水質改善的協同驅動效應。

本研究以長三角高度城鎮化地區——南京市秦淮河流域下游地區水系為例，采用生態功能設定法[2]，從河流連通性、水生生物生境、景觀娛樂、供水、水質功能等方面綜合考慮，分別計算各部分生態需水量，匯總得到各河段生態基流和生態水位。在此基礎上，通過構建秦淮河流域水系水量水質數學模型，對水利工程及截污措施的調控效果進行多情景模擬，評估水生態及水環境調控目標的滿足程度，遴選生態水量保障率和水質改善效果最佳的調控方案，提出適用于城市河道非汛期水文特征的生態及環境調控模式。

1 計算方法

1.1 城市河網水系生態需水量

將城市河流生態需水劃分為河流連通性需水、水生生物生境需水、景觀娛樂需水、河道供水、環境需水等，分別采用表1所列方法計算各部分生態需水量，最后匯總得到生態流量和生態水位[19]。

1.2 水量水質數學模型

1.2.1模型簡介

利用基于雙對象共享結構的數字流域系統平臺構建秦淮河水系水量水質數學模型，該系統平臺將模型對象與GIS對象無縫融合，提出了“地理對象-模型要素-方案管理”三層數據架構，能夠簡化建模流程，提升模型計算和系統運行效率[20]。目前，該平臺已成功應用于太湖流域、淮河流域、里下河地區等多個復雜河網水系的水文過程演變、實時洪水預報、水環境治理方案優化、突發水污染預警等研究領域。

表1 城市河道生態需水量計算方法Table 1 Calculation method of urban river ecological water demand

系統模型庫由流域水文模型、污染負荷模型、水動力模型和水質模型組成，可用于模擬河網水流運動及污染物輸移時空變化特征[20]。水文模型分為山丘區水文模型和平原區水文模型，其中山丘區產匯流模擬采用三層蒸發的三水源新安江模型，平原區水文模型將研究區下墊面分為水面、水田、旱地和城鎮4種土地利用類型，水田產流量按田間水量平衡原理確定，旱地產流計算采用三水源新安江模型，城鎮建設用地進一步分為透水層、具有填洼的不透水層和不具有填洼的不透水層3類。污染負荷模型由產生模塊和處理模塊構成，其中產生模塊估算各種污染源的產生量，包括4種計算模式，分別是PROD、UNPS、DNPS和PNPS，處理模塊計算污染源經過各種污染治理措施處理后，進入水體的污染負荷。基于圣維南方程組構建河網水動力模型，采用四點線性隱式差分格式進行數值離散，三級聯解法求解。一維河網水質模型采用基于非充分摻混假定的有限體積法求解。

1.2.2研究區概況

秦淮河是長江下游右岸支流。古稱龍藏浦，漢代起稱淮水，唐以后改稱秦淮。秦淮河有南北兩源，南源溧水河發源于南京市溧水區東廬山，北源句容河發源于句容市寶華山南麓，兩河在南京市江寧區方山埭西北村匯合成秦淮河干流，繞過方山向西北至外郭城城門、上坊門從東水關流入南京城，由東向西橫貫南京主城，南部從西水關流出，注入長江。秦淮河流域涉及南京、鎮江兩市及所轄溧水、句容兩縣(區)，流域總面積2 684 km2，其中南京境內 1 761 km2(占66%)，鎮江句容境內923 km2(占34%)。流域地勢東南高、西北低，上游句容河與溧水河發源于丘陵山區，為山丘型河道，下游大部分地區地勢較低。

研究區位于秦淮河流域下游地區，包括前垾村水文站下游的秦淮河干流沿線地區，為秦淮河干流、外秦淮河和秦淮新河組成的樹狀河網水系。根據流域地形高程，確定研究區范圍共計531.2 km2，研究區的水利控制樞紐主要包括位于秦淮新河入江口的秦淮新河樞紐、外秦淮河武定門樞紐和下游入江口三汊河口閘，水系可分為秦淮河干流前垾村至河定橋段、秦淮河干流河定橋至武定門樞紐段、外秦淮河(武定門樞紐至三汊河口閘)、秦淮新河(河定橋至秦淮新河樞紐)4個河段，為了描述方便，分別命名為A段、B段、C段、D段(圖1)。研究區內設有前垾村水文站及東山、三汊河閘、秦淮新河閘3座水位站，水質監測站點包括洋橋、天元路橋、鐵心橋、七橋甕、石城橋、節制閘、三汊河口(圖1)。

采用研究區水系矢量圖和實測大斷面資料，對河流走向及斷面尺寸進行概化，概化河道長度51.42 km，斷面253個，水利樞紐3座，過閘流量根據上下游水位采用水力學方法模擬。根據產匯流特征，將研究區進一步劃分為1個平原區及4個山丘區，其中平原區面積380.5 km2，山丘區面積 150.7 km2。將沿線主要支流和排澇泵站概化為排污口，結合流域污染源分布情況，共概化污水處理廠排污口6個，其他排污口32個。

1.2.3模型率定與驗證

選取東山站作為水動力模型率定與驗證站點，選取天元路橋、鐵心橋、七橋甕、石城橋作為水質率定與驗證站點。以前垾村水文站流量過程及洋橋站水質濃度過程作為上游水量及水質邊界條件，以三汊河閘、秦淮新河閘水位過程及節制閘、三汊河口水質濃度過程作為下游水量及水質邊界條件，分別采用2017年5—7月及8—9月的水量水質同步監測資料，對河網水動力模型及水質模型進行率定和驗證。采用納什效率系數NSE及百分比誤差PB表征水位實測值與模擬值之間的偏差程度。NSE的范圍為(-∞, 1]，1代表觀測和模擬流量的完美匹配，PB的最佳值為0。如果NSE>0.50，且|PB|<25%，一般認為模擬結果是令人滿意的。東山站水位率定及驗證結果見圖2。

圖1 研究范圍及水系分布Fig.1 Research scope and water system distribution

表2 水質指標質量濃度率定和驗證誤差分析Table 2 Error analysis of calibration and validation results of water quality index quality concentrations

結果表明，2017年5—7月東山站水位預測結果的NSE為0.976，PB為0.363%，總體率定效果較好，誤差主要出現在6月8—9日強降雨條件下的峰值水位，由于采用日降水量作為輸入條件，無法反映降雨強度的逐時變化過程，因此，峰值水位的模擬效果相對較差。8—9月驗證結果的NSE和PB分別為0.982和0.209%，略好于5—7月。

圖2 東山站水位率定和驗證結果Fig.2 Calibration and validation results of waterlevels of Dongshan gauging station

由于水質監測數據的數量較少，采用實測值與預測值的相對誤差均值衡量水質模型預測精度。水質指標濃度率定和驗證結果見表2，可見，2017年5—7月COD、氨氮、TP和DO質量濃度預測值的相對誤差均值分別為19.93%、26.59%、10.80%和21.40%，率定效果相對較好的水質指標為TP、COD和DO，其中TP和COD相對誤差均值小于20%。驗證效果較好的水質指標是TP和DO，相對誤差均值小于15%。

1.2.4調控效果評價指標

a.生態基流保障率。生態流量保障程度的定義大致分為2種:第一種為實際徑流量與生態流量的比值；第二種以實際流量大于生態流量的歷時占序列總歷時的比值。本研究采用第二種方法計算生態基流保障率，公式為

(1)

其中

式中：Ieq為生態基流保障率，%；N為統計天數；qsk和qek分別為第k天流量預測值和生態流量，m3/s。

b.生態水位保障率。與生態基流保障率類似，生態水位保障率定義為實際水位大于生態水位的歷時占序列總歷時的比值。公式為

(2)

其中

式中：Zeq為生態水位保障率，%；Zsk和Zek分別為第k天水位預測值和生態水位，m。

c.水質改善率。水體水質改善率計算公式為

(3)

式中：Iwq為水體水質改善率，%；ρa為工程調度后某水質指標質量濃度，mg/L；ρb為工程調度前某水質指標質量濃度，mg/L。為了衡量區域水質平均改善狀況，采用各項水質指標改善程度的平均值表征水質平均改善率。

d.水質達標率。水質達標率定義為水質指標濃度不超出河流水功能區水質指標標準值的歷時與時間序列總長度的比值，計算公式為

(4)

其中

式中：Iwqr為水質達標率，%；ρsk和ρpk分別為第k天某項水質指標質量濃度的標準值和預測值，mg/L。水質總體達標率取各項水質指標達標率的最小值。

2 結果與分析

2.1 生態水量計算結果

研究區水系各河段生態流量和生態水位[19]的計算結果見表3和表4。

2.2 調控方案

2.2.1備選方案集

根據生態水量計算成果，綜合考慮不同截污方案、調控水位及引水流量的差異，擬定了21組備選生態調控方案，利用經過率定驗證的水量水質模型對各方案的調控效果進行預測和評估。通過對研究區水系結構及水流流向分析，秦淮新河引水對A段水質改善及生態水量提升效果非常有限，因此，引水方案考慮秦淮新河泵引及上游引水兩種途徑，具體生態調控方案及引水流量見表5。

2.2.2計算條件

統計東山雨量站1952—2017年的年降水量，采用P-Ⅲ型曲線對其進行頻率分析，得到該站降水頻率90%的年降水量為758.4 mm，與之對應的枯水典型年為1995年(777.9 mm)。因此，將典型年非汛期(1—4月及10—12月)的日降水量作為調控方案計算的雨情條件。根據2017年污染源調查結果，結合用水量及污水排放量分析，計算得到研究區2017年污水接管率為77.8%。按照南京地區治污規劃和污水排放標準，設定污水接管率提高至95%和98%的情景。對于水量邊界條件，通過統計1997—2017年前垾村月平均流量過程，采用P-Ⅲ型曲線對非汛期各月的平均流量進行頻率分析，將90%保證率的月均流量值作為秦淮河干流的邊界條件。對于上游引水方案(T01～T04)，按A段生態基流流量作為秦淮河干流流量邊界。根據秦淮新河水利樞紐泵站規模，將多種泵引流量作為秦淮新河流量邊界條件，下游邊界條件采用三汊河閘控制水位。根據秦淮河干流和秦淮新河的水環境功能區劃，分別以 GB 3838—2002《地表水環境質量標準》Ⅲ類和Ⅱ類水質標準作為情景模擬的水質邊界條件。

表3 研究區水系各河段生態流量Table 3 Ecological flows of each reaches ofwater system in study area

表4 研究區水系各河段生態水位Table 4 Ecological water levels of each reachesof water system in study area

表5 生態調控方案集Table 5 Ecological control scheme set

2.3 調控效果評估

將各調控方案的水位預測結果與生態水位計算結果進行對比，統計得到各河段生態水位保障率。受秦淮河水系景觀控制水位限制，最低調控水位為6.8 m，即無論秦淮新河是否引水，均能滿足生態水位需求。因此，重點討論水位調控、引水流量、污水接管率對生態流量及河網水質的影響。各項評估指標均采用流量及水質指標質量濃度預測結果的日均值統計得到。

2.3.1水位調控方案

圖3(a)為D04～D07方案的生態基流保障率，可見，無論怎樣改變東山站控制水位，均無法使A段流量滿足生態基流需要。此時，秦淮新河泵引流量為50 m3/s，B段、C段、D段均能滿足其生流基流閾值。取COD、氨氮、總磷、溶解氧4項水質指標改善率的平均值，以D01方案作為參比方案，計算在秦淮新河泵引流量為50 m3/s，東山站的不同控制水位條件下，D04～D07方案各河段的平均水質改善率，見圖3(b)。

由圖3可見，各河段水質改善率均隨調控水位的降低略有上升，但是上升幅度較小，說明通過改變控制水位，可以略微提高河道水質改善率。這主要是因為降低控制水位，可以適當增加武定門樞紐的開閘時間，提高河網水體流動性，提升河道稀釋擴散能力及水體自凈能力。但是在不改變調水流量的前提下，水位調控措施對水質的改善效果非常有限。

2.3.2引水調控方案

圖4為現狀污染源條件下，不同引水方案的生態基流保障率和水質改善率。由圖4(a)可見，對于B段、C段、D段，生態基流保障率均隨秦淮新河及上游引水量的增加而增大。當泵引流量增加到 10 m3/s時，C段的生態基流保障率已接近100%，泵引流量進一步增加到30 m3/s時，B段和D段生態基流保障率接近100%。此外，所有秦淮新河泵引方案均無法滿足A段生態基流，必須配合上游引水方案(T01～T04)。

(a) 生態基流保障率

(b) D04～D07方案平均水質改善率圖3 不同水位調控方案的生態基流保障率和水質改善率Fig.3 Ecological flow guarantee rates and water qualityimprovement rates of different water level control schemes

(a) 生態基流保障率

(b) 水質改善率圖4 不同引水調控方案的生態基流保障率和水質改善率Fig.4 Ecological flow guarantee rates and water qualityimprovement rates of different water transfer schemes

由圖4(b)可見，在現狀污染源條件下，與D01方案相比，各河段水質隨引水流量增加均有不同程度的改善，平均水質改善率介于0.3%～62.2%。其中C段改善最為明顯，平均水質改善率為16.29%～62.2%，說明調水引流措施對水質改善具有明顯效果，但水質改善率增幅隨泵引流量加大呈下降趨勢。此外，秦淮新河調水措施對A段水質幾乎沒有改善效果，必須配合上游引水或截污措施，才能使A段水質得到改善。

2.3.3截污方案

截污方案無法提高生態基流保障率，因此僅分析對水質改善率和水質達標率的影響。以D01方案作為對照方案，計算不同截污條件下，D03、D11、D16方案的平均水質改善率及水質達標率，見圖5。此時，秦淮新河泵引流量為30 m3/s，除A段外，其他河段流量可以滿足生態基流需求。

(a) 水質改善率

(b) 水質達標率圖5 不同截污方案的水質改善率和水質達標率Fig.5 Water quality improvement rates and compliancerates of different pollution control schemes

由圖5(a)可見，各河段水質隨污水接管率的增加均有不同程度的改善，平均水質改善率介于0.4%～72.9%。其中，A段平均水質改善率最低，但是水質改善率增幅最為顯著，明顯優于水位調控及調水措施，隨著污水接管率增加到98%，平均水質改善率由0.4%提升到37.2%。此外，截污措施對不同河道水質改善效果存在明顯差異，秦淮新河調水引流對A段水質幾乎沒有改善效果，截污措施對其水質改善率的貢獻卻非常明顯。然而，對于B段、C段、D段，調水與截污措施的水質改善效果均較為明顯，并且，B段和C段水質改善率隨接管率提高呈線性上升，說明與調水引流措施相比，截污措施對B段和C段水質改善影響更加顯著。

由圖5(b)可見，C段水質達標率受截污措施影響最為顯著，與C段現狀污染負荷較高有關。提高污水接管率可以顯著提升該河段的水質達標率。單靠補水措施使C段水質達標，秦淮新河泵引流量需要達到50 m3/s(D04方案)，當接管率提高到95%，泵引流量僅需10 m3/s(D09方案)，即可使C段水質達標。截污措施雖然對A段水質的改善效果較為明顯，但對A段水質達標率沒有貢獻，這是因為除了受區間污染源匯入的影響，A段水質主要受上游來流水質狀況控制，如果上游地區污染負荷無法削減，A段水質達標較為困難。

通過對比各河段月平均流量與生態基流量的關系發現，如果僅實施上游補水措施，需補水34～51 m3/s，才能滿足流域生態基流需求；若同時考慮上游補水和秦淮新河引水措施，則上游補水6～17 m3/s，秦淮新河引水流量達到30 m3/s，可以滿足枯水年非汛期生態基流需求。此外，在現狀污染源條件下，秦淮新河引水流量達到50 m3/s，能夠使秦淮新河、外秦淮河、秦淮河下游水質滿足相應水功能區要求；當污水接管率提高到95%，泵引流量達到10 m3/s，即能使上述河道滿足水質要求。

3 結 論

以長三角秦淮河流域下游地區水系為例，在計算高度人工化城市水系生態需水量的基礎上，通過構建水量水質耦合數學模型，對水量調控及截污措施的生態水量保障及水質改善協同驅動效應進行情景模擬，提出適用于高度城鎮化地區非汛期水文特征的生態調控模式。結果表明，水位調控措施對水質改善的影響非常有限，在枯水年非汛期條件下無法保障研究區各河段生態基流需求；引水方案的生態基流保障及水質改善效果較為明顯，但水質改善率增幅隨引水流量增加呈下降趨勢；截污措施水質改善效果優于水位調控及引水措施，但存在顯著的空間異質性，且無法提高生態基流保障率。綜合各方案計算結果，當研究區污水接管率提高到95%，秦淮新河引水流量達到30 m3/s，上游補水6～17 m3/s，可在枯水年非汛期同時滿足水質要求及生態基流需求。因此，將秦淮新河引水、上游補水措施與區域截污控源措施相結合，是實現秦淮河水系生態基流保障及控制斷面水質達標的最佳調控模式。