第一部分-环境与生态水力学 - IAHR中国分会

第一部分 

环境与生态水力学

第一部分环境与生态水力学 

三峡库区水环境保护概况及对策 

梁福庆 

( 国务院三峡工程建设委员会办公室移民管理咨询中心湖北宜昌 443003 liang_fuqing@sina.com) 

摘要在分析长江三峡水库水环境概况及存在问题的基础上 , 阐述了三峡水库水环境保护的意义及目 

的 , 归纳了三峡水库水环境保护情况 , 提出了进一步搞好三峡水库水环境保护的有关对策 : 大力开展 

宣传和教育工作 , 提高公众对水环境保护的共识和参与积极性 ; 制定完善水环境保护总体规划及配套 

规划 , 建立健全保护工作机制 ; 及时研究、出台水环境保护法规 , 依法有序开展保护工作 ; 采取综合 

措施加强水环境保护工作 ; 加强科研工作 , 利用科技支撑提高水环境保护效益 ; 及时研究水环境保护 

工作中的重大问题及新问题 , 进行理论创新、科技创新、政策创新和管理创新。 

关键词长江三峡水库 ; 水环境 ; 保护 ; 研究 

1 长江三峡水库水环境概况及存在的主要问题 

1.1 三峡库区水环境概况 

长江三峡水库是中国最大的河道型水库 , 也是中国淡水资源战略储备地。三峡工程按照 

设计方案正常蓄水 175m 水位时 , 三峡水库水域面积 1084km 2 , 总库容 393 亿 m 3 , 其中防洪库 

容 221.5 亿 m 3 。三峡水库内除长江外 , 还有乌江、嘉陵江、大宁河、竺溪河、蓬溪河、梅溪 

河、神农溪、香溪等次级河流 400 多条 , 水库库线共达 5711km。 

三峡水库库区跨越大巴山及鄂西山地 , 位于北纬 28°31ˊ ~ 31°44ˊ , 东经 

105°44ˊ~111°39ˊ 之间 , 涉及湖北省、重庆市 20 个县区 , 幅员面积为 5.665 万 km 2 , 其 

中耕地面积为 137.6 万 hm 2 , 人均耕地 0.073hm 2 , 远远低于全国人均水平 , 是典型的人多地 

少山区。库区总人口 1848 万人 , 其中三峡工程城乡移民 120 万人。目前 , 三峡库区山高坡 

陡 , 水土流失严重 , 森林覆盖率低 , 地质灾害频发 , 水污染严重 , 百万移民的搬迁安置更是 

[1] 

增加了库区水资源环境的压力 , 是我国水资源环境的敏感区、脆弱区和易污染、易破坏区。 

1.2 三峡水库水环境存在的主要问题 

1.2.1 三峡库区水土流失严重 

据长江水利委员会有关监测数据 : 三峡库区土地侵蚀区面积占总幅员面积约 88%, 水土 

流失面积达到总幅员面积约 82.9%。库区年入江泥沙总量为 3826 万 t, 平均输沙模数为 

713t/km 2 .a。水土流失又导致了土壤退化 , 库区中度以上退化土壤占 70.1%, 无明显退化的 

仅占 6.3% [2] 。 

1.2.2 三峡库区污染严重 , 水质安全和水资源环境安全堪忧 

据环保部门监测 , 目前库区生活垃圾堆放总量超过 350 万 t, 工业固体废弃物堆存超过 

6000 万 t, 每年排放未经处理的工业废水近 6 亿 t、生活废水 4 亿多 t、船舶生活污水 200 

万 t, 加上农业化肥和农药的过量喷施 , 畜禽和水产养殖产生的大量生物粪便排放等 , 对地 

表土壤、河泊径流、水源地等产生严重污染 , 加之三峡水库蓄水后水深增加 , 流速减缓 , 江 

水自净能力减弱 , 库区多条支流溪河口回水区富营养化严重 , 多次发生蓝藻 “ 水华 ” 爆发现 

[3] 

象 , 严重影响水库水质安全。 

1.2.3 百万移民安置活动给库区水环境造成巨大压力 

三峡库区需要就地安置城乡移民 100 万人 ,20 多万农村移民后靠安置和大量的城 ( 集 ) 

镇、工矿企业、专业设施及移民房屋的重建 , 要占用大量土地 , 毁坏植被 , 加剧水土流失 , 

31

水力学与水利信息学进展 2009 

污染库区水环境 , 对库区区域水生态环境造成巨大压力。 

1.2.4 水库消落区水生态环境问题突出 

三峡工程建成运行后 , 将在水库库岸带 145m 到 175m 水位之间形成一个落差达 30m 的季 

节消落区 , 面积达 348.93km 2 。消落区易出现泥沙淤积和污染物、水面漂浮物等滞留地及腐 

败型沼泽地带 , 导致蚊蝇大量滋生、水源性流行性疾病发病率增高以至爆发 , 危害人群健康 

等生态环境问题。 

2 长江三峡水库水环境保护与治理的意义及目的 

人类过度地使用自然必然遭到自然的报复。三峡库区目前水环境问题主要是人类对资源 

环境的过度开发、使用造成的。联合国 1982 年世界自然宪章中指出 :“ 因人类活动而退化 

的地区应予恢复 , 用于能配合其自然潜力并符合受损害居民福利的用途 ”。 [5] 

同时 , 联合 

国环境与发展大会 1992 年里约热内卢宣言中也指出 :“ 为了实现可持续的发展 , 使所有人 

都享有较高的生活素质 , 各国应当减少和消除不能持续的生产和消费方式 , 并且推行适当的 

人口政策 ”。 [6] 

加强三峡水库水环境保护 , 对于全面贯彻落实以人为本、科学发展观和构建和谐社会理 

念 , 统筹人与自然和谐发展 , 缓解三峡库区的人水紧张矛盾 , 保持良好的水陆生态环境 , 保 

护库区人民群众健康 , 保证三峡水库水质安全和中国淡水资源战略储备地安全等都有着重大 

现实意义和极其深远意义。加强三峡水库水环境保护 , 有利于促进三峡库区移民、经济、社 

会、资源及环境协调可持续发展 , 努力建设一个经济繁荣、环境优美、移民安居乐业、社会 

和谐、资源环境可持续利用的新型生态经济区和和谐库区。 

3 长江三峡水库水环境保护情况 

党和国家把生态环境保护作为一项基本国策 , 坚持以人为本精神、科学发展观和构建和谐 

社会思想 , 高度重视和综合保护三峡水库水环境 , 利用三峡大坝发电效益投入巨资加强环保工 

作 , 确保三峡水库水环境向良性转化及可持续发展。其采取的措施有以下几个方面。 

3.1 加强领导 , 健全管理机构 

1995 年国务院三峡工程建设委员会成立了由国务院有关部委和湖北省、重庆市政府共 16 

个成员单位组成的生态与环境保护协调小组 , 专门负责协调与三峡工程有关的生态建设和环境 

保护工作。2001 年 , 国家相继成立了三峡库区水污染防治领导小组及三峡库区地质灾害防治工 

作领导小组 , 指导和组织开展三峡库区水污染防治和地质灾害防治工作。同时 , 国务院三峡办 

会同国家环保部于 1995 年即组建了跨地区、跨部门庞大的三峡工程生态与环境监测系统 ( 包括 

水质、水文、泥沙、污染源、局地气候、农业生态、河口生态系统、土壤环境、陆生动植物、 

人群健康、鱼类与水生生物、山地灾害等 10 个子系统 ), 对三峡工程涉及的生态和环境问题进 

行全过程跟踪监测 , 已连续 13 年向国内外发布了三峡工程生态与环境年度监测公报。 

3.2 制定规划 , 有序开展环保工作 

1994 年国务院三峡建委批准的《长江三峡工程水库淹没处理及移民安置规划大纲》中 , 

就明确列出水土保持等环境保护内容及经费。随后批准的移民安置规划报告中专门编制了移 

民环境保护规划 , 在各县的移民安置规划中编制了移民环境保护行动计划。2001 年 , 国务 

院先后批准了《三峡库区地质灾害防治总体规划》与《三峡库区及上游水污染防治规划》等 

专项规划 , 有序指导库区开展生态环境保护工作。 

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3.3 调整政策 , 强化环保工作 

1999 年 5 月 , 国务院提出了 “ 两个调整 ” 政策 ( 三峡库区农村移民大量外迁安置和搬 

迁工矿企业进行结构调整 )。2001 年 7 月 , 国务院又提出了 “ 两个防治 ” 政策 ( 三峡库区地 

质灾害防治和水污染防治 )。“ 两个调整 ” 和 “ 两个防治 ” 政策的制定和落实是党和国家综合 

考虑库区移民、经济、社会和生态环境的协调可持续发展做出的重大决策 , 对加强库区水环 

境保护 , 保证库区生态环境安全发挥了重要的作用。 

3.4 在百万移民搬迁安置中努力实施移民保护规划及计划 

库区各地认真开展了水土保持、城 ( 集 ) 镇迁建环保、人群健康保护和环境监测与管理等 

四个方面的环境保护工作 , 并严格把好库区一期至四期水库蓄水库底清理的卫生清理、建构 

物清理、林木清理、固体废弃物清理、漂浮物清理等清理质量关 ,124.55 万城乡移民搬迁 

安置没有发生重大生态环境问题 , 其中外迁农村移民 21 万人 , 为减轻库区人地紧张矛盾、 

保护生态环境起到了显著作用。 

3.5 加强水环境污染防治工作 

库区大力推行企业节能减排 , 清洁生产 , 加强 “ 三废 ” 治理 , 严格 “ 三控制一达标 ” 工 

作 , 确保工业废水处理率达到国家标准 , 并关闭高耗能、高污染的搬迁企业 1500 多家 , 可 

削减 COD 排放量 1.5 万 t/a。同时 , 国家投资 40 亿元 , 在库区 20 个区县建成城镇污水处理 

厂 58 座、总处理规模 250 万 t/d, 建成城镇垃圾处理场 41 个、总处理规模 1.1 万 t/d。同 

时库区大力加强农村面源污染防治、推广新型农药和测土配方施肥、移土培肥工程 , 开展养 

殖业污染治理、农村移民生态家园富民工程建设、船舶流动污染防治、饮用水源保护和次级 

河流污染治理等工作 , 确保了库区饮用水源安全、长江干流水质达到或优于 Ⅲ 类标准。 

3.6 加快地质灾害防治工作 

国家先后投资 120 亿元 , 库区治理崩滑体 617 处 ( 近期治理 197 处 ), 实施监测预警 742 

处。同时 , 三峡库区还治理高切坡数百万 m 2 , 减少了库区的水土流失。 

3.7 综合治理水土 

库区长江防护林、小流域水土治理、退耕还林还草、农业生态工程、库岸带生态屏障建 

设、消落区治理、防治噪音、空气等 “ 蓝天绿水青山工程 ” 积极推进 , 现累计重点治理水 

土流失 2 万 km 2 , 其中造林 90 万 hm 2 , 退耕还林、还草数万 hm 2 , 兴建基本农田 18 万多 hm 2 , 

营造经济林果 20 多万 hm 2 , 使库区森林覆盖率比三峡工程建设前提高了 11.8%, 水土流失 

[7] 

面积减少了 24%, 进入库区泥沙减少了 60%, 库区水质、空气、噪音等达到国家标准。 

3.8 大力加强人群健康监测和预防工作 

库区各地积极灭蚊、灭蝇、灭鼠 , 卫生防疫接种、预防流行性疾病、检疫防疫等 , 全库 

区 16 年无重大流行性疾病和疫情发生。 

3.9 努力开展生物多样性保护 

库区建立了 12 个陆生生物、水生生物自然保护区 , 实施了荷叶铁线蕨、疏花水柏枝、 

中华鲟、胭脂鱼、长江珍稀特有鱼类等保护工作 , 使库区一大批珍稀植物、珍稀动物得以保 

存。 

33


3.10 强化环保监测监督工作 

采用 “3S”( 遥感系统、地理信息系统、全球定位系统 ) 等高新技术系统、连续监测 

三峡库区生态与环境情况 , 监测精度达到了 1: 50000, 信息提取准确率 85% 以上 , 达到了 

国际先进水平 , 为三峡库区生态环境保护和管理发挥了重要作用。同时 , 国家强化三峡库区 

水环境保护的执法检查 , 加强对三峡库区水环境保护的管理力度 , 定期、不定期地对三峡库 

区的企业、水域和沿岸进行执法检查和巡查。国家明令禁止的 “ 十五小 ” 污染企业在三峡库 

区已基本关停。 

3.11 进一步开展三峡工程生态环境建设与保护试点示范项目 

为努力实现 “ 建设一流水电工程 , 创造一流生态环境 ” 的建设目标 ,2006 年至 2008 年 , 

库区各地开展了三峡工程生态环境建设与保护试点示范项目 ( 即 “7+1” 项目 : 消落区生态 

环境治理试点示范、支流水环境治理试点示范、支流饮用水源保障试点示范、库岸生态屏障 

建设试点示范、农村截污试点示范、城镇截污试点示范、生物多样性保护试点示范等 7 类生 

态环境建设与保护试点示范项目加上 1 类监测系统评估项目 )。至今已实施了 20 多个 “7+1” 

项目 , 并取得了一定生态环境保护效益。根据国家环保部每年定期发布的《长江三峡工程生 

态与环境监测公报》: 三峡库区社会、经济快速发展 , 移民安置、搬迁企业结构调整和环境 

[8] 

保护工作进展顺利 , 库区水质、水土保持等生态环境基本良好。近 16 年来 , 在党和国家、 

库区各级政府的不懈努力下 , 库区经历了百万移民搬迁安置、三峡水库 4 次蓄水等影响水环 

境的重大事件 , 库区水生态环境基本保持稳定和安全。 

4 进一步搞好三峡水库水环境保护的有关对策 

为进一步搞好三峡水库水环境保护工作 , 确保三峡水库水环境安全和中国淡水资源战略 

储备地的安全 , 特提出如下对策。 

4.1 大力开展宣传和教育工作 , 提高公众对水环境保护的共识和参与积极性 

长江三峡水库水环境的保护必须发动群众、依靠群众。要通过报刊、广播、电视、网络 

等多种媒体形式开展有针对性的宣传教育 , 让人们了解三峡水库水环境的现状和存在的问 

题 , 增强对水环境保护的共识和支持 , 促使广大群众牢固树立水环境保护的观念 , 自觉减少 

和防治污染 , 积极参与水环境保护工作 , 促进库区水环境良性发展。鼓励社会公众、非政府 

组织参与并监督三峡水库水环境保护工作。 

4.2 制定完善水环境保护总体规划及配套规划 , 建立健全工作机制 

三峡库区应在结合贯彻实施国家制定的《三峡库区及上游水污染防治规划》等规划的基 

础上 , 研究制定出现实可行的三峡水库水环境保护的总体战略 , 系统地组织编制《三峡水库 

水环境保护总体规划》及配套规划 , 并建立健全水环境保护的工作机制 , 坚持政府领导 , 各 

方参与 , 综合治理 , 稳步推进 , 讲求实效等原则 , 运用水资源环境学、水生态经济学和区域 

经济可持续发展等理论和思想 , 遵循自然和社会的客观规律 , 统一规划 , 合理布局 , 分步实 

施 , 依靠科技支撑 , 有效地协调好经济发展、移民安置、资源永续利用和生态环境保护的关 

系 , 促进地方经济发展、移民脱贫致富、水环境良好保护、和谐社会建设 , 人与自然和谐相 

[9] 

处。 

34


4.3 及时研究、出台水环境保护法规 , 依法有序开展保护工作 

三峡水库水环境保护主要是社会效益和环境效益 , 因此政府应该是水环境保护工作的组 

织者和主要承担者。政府应通过必要的立法和行政手段贯彻实施水环境保护的一系列策略。 

国家及重庆市、湖北省人民政府应组织力量 , 尽快研究、制定和出台三峡水库水环境保护的 

相关法律法规 , 明确各方关系、利益及职责 , 依法开展其工作 , 用法律支撑及保护水库水环 

境保护工作 , 使其做到有法可依 , 依法办事 , 有序开展 , 规范进行。 

4.4 采取综合措施加强水环境保护工作 

一是建立健全三峡水库管理机构 , 坚持保护优先、重点治理的原则 , 以水库水污染防治 

为重点 , 采取经济、行政和法律等综合手段推进水环境保护能力建设和监管能力建设 , 防治 

严重水土流失及重大水污染问题。二是全面推进库区城市生活污水和垃圾处理工程、沿江重 

点小城镇生活污水和垃圾处理工程建设 , 提高库区城镇污水处理达标排放率和垃圾无害化处 

理率。到 2012 年库区城镇污水集中处理率和生活垃圾无害化处理率要分别达到 90% 以上和 

100%, 农村集中式饮用水源地水质达标率达到 100%, 库区长江干流水质基本保持在 Ⅱ-Ⅲ 

类标准 , 确保库区用水安全和水生态环境安全。三是要在库区全面实施污染物排放总量控制 

制度 , 广泛推行循环经济 , 全面推进清洁生产、节能减排 , 严格环境准入 , 降低单位产值、 

产品的污染物排放量。对现有的工矿企业要加强 “ 三废 ” 治理 , 严格 “ 三控制一达标 ” 工作 , 

强化水污染的治理处理能力 , 确保城乡生活废水和工业废水排放达标。四是改造完善长江干 

支流清漂设施 , 加强清理长江干支流漂浮物工作 , 逐步根除库区周边地区的白色污染源。五 

是尽快建成针对重点污染源、污染水域、饮用水源地的库区污染事故监控和应急反应系统 , 

增强应对突发性水污染事故的能力。六是全面启动库区次级河流综合整治。以整治城镇生活 

污染和工业污染为重点内容 , 优先推进具有饮用水源功能的次级河流污染整治 , 启动嘉陵江、 

乌江及龙溪河、苎溪河、龙河及澎溪河、香溪等重点次级河流综合整治项目 , 开展次级河流 

“ 水华 ” 问题综合治理。七是发展绿色航运。通过集中回收、统一处理 , 逐步实现船舶污染 

物零排放 , 解决流动污染源问题。建成万州等重点港口的船舶废弃物接收处理设施 , 逐步对 

库区航行船舶配套生活污水集污治理系统。加强船舶排污监管 , 建立完善库区及主要支流危 

险货物运输申报、跟踪监控机制 , 尽快形成应对危险货物运输污染事故的应急反应体系 , 增 

强船舶污染事故的应急反应以及处置清理能力。八是大力开展农业面源污染治理。结合新农 

村建设和生态家园富民工程建设 , 因地制宜在农村居民集中居住点推广建设氯化塘、沼气池、 

湿地污水处理系统等污水处理设施 ; 加大科技帮扶力度 , 推广绿色生产 , 重点建设以农户为 

基本单元的 “ 一池五改 ”( 建设沼气池 , 改厨、改厕、改圈、改水、改路 ); 积极实施 “ 沃 

土工程 ”, 全面推广配方施肥和化肥深施技术 , 推广高效、低残留农药和病虫害综合防治技 

术 , 引导农民逐步改变生产方式 , 加快培育和建设一批无公害农产品生产基地 ; 引导畜禽养 

殖户建设废水处理回用设施、畜禽粪便处理和利用系统 , 严格控制农村面源污染。九是综合 

治理库区水土流失。把工程治理、生物治理、高新技术防治结合起来 , 进行山、水、林、田、 

路配套整治 , 统筹实施长江防护林、水库屏障带建设、天然林资源保护、小流域水土治理、 

退耕还林还草、水土保持工程、农业生态工程、生态建设综合治理等 “ 青山、绿水、蓝天工 

程 ”, 并加强水土流失动态监测和监管。十是根据三峡库区实际 , 进一步加大 “ 两个调整 ” 

( 农村移民大量外迁安置和搬迁工矿企业进行结构调整 )、“ 两个防治 ”( 地质灾害防治和 

水污染防治 ) 工作力度 , 有效缓解库区尖锐的人地矛盾 , 扩大和改善移民安置环境容量 , 显 

著减少库区的污染源和水土流失。十一是有序实施生态移民。生态移民是解决库区人口超载 

和自然环境条件恶劣、敏感 , 确保水生态环境安全的战略性措施。据测算 , 三峡库区生态移 

民搬迁安置人口为 20 万人。国家 , 重庆市、湖北省政府及有关部门应加强研究制定生态移 

民政策法规和管理办法 , 适时编制生态移民规划 , 采取农业安置、二三产业安置、自谋职业 

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安置、劳务输出安置、教育培训安置、城乡统筹转移农村移民等多种安置模式进行安置 , 并 

采取多种方式筹措资金 , 加大政策信息宣传及科技培训力度 , 强化管理 , 促进生态移民有序 

进行。十二是进一步完善三峡水库水生态环境监测系统建设 , 对三峡水库水生态环境进行全 

面全过程跟踪监测 , 为库区水环境保护奠定基础性工作。 

4.5 加强科研工作 , 利用科技支撑提高水环境保护效益 

科学技术是生产力 , 科技支撑在三峡水库水环境保护工作中起着关键性的作用 , 可显著 

提升保护工作的水平和效益。一是库区各级政府要制定并实施有利于科研工作、科技创新的 

倾斜政策 , 提供良好的研究试验、生产经营的 “ 软硬件 ” 环境 , 引导和发展库区的科研工作 

与科技创新 , 同时加强国内和国际间的科技合作和科技交流 , 学习和借鉴先进的水环境保护 

技术和成熟的保护模式。二是加强库区防灾减灾工作 , 建立灾害综合防御体系 , 包括防灾减 

灾技术体系、灾害监测预警体系等 , 强化水资源环境保护。三是推广运用循环经济 , 加强库 

区水生态环境综合治理。在推广运用农村循环经济中 , 要把大农业的山、水、林、田、路配 

套开发 , 利用现代科学技术来设计生态工程 , 逐步建立农村循环经济及生态农业技术体系 , 

包括库区生态农业系统的优化组合 , 农副产品废弃物综合利用技术 , 立体种养技术 , 环保生 

态工程技术、高效生态农业技术 , 精细农业种植加工技术等 , 实现农业生产的无公害化及可 

持续发展 ; 在推广运用城镇循环经济中 , 要加强城镇废物综合利用和废旧资源回收利用 , 重 

点推进高效低能的城镇污水处理技术与生活垃圾资源化技术的研究和开发 , 应用和推广国内 

外先进的节能降耗减排技术、污染防治技术、生态修复技术、环境生物技术 , 促进城镇治污 

及循环经济发展。四是开展消落区的生物治理、工程治理和高新技术治理的科验工作 , 研究 

工程治理的环保、材料、设计、施工等技术和措施 , 研究生物治理的耐淹水陆两栖植物栽培 

和植被恢复及生态保护模式等科学技术和措施 , 充分提高其治理的综合效益。五是开展水环 

境治理与恢复关键技术研究 , 尽快开展污水再生全流程技术、经济高效污水回用技术、雨水 

水文循环修复技术等研究工作。六是要引进、采用新方法新技术新工艺新材料等先进科学技 

术加强水生态环境保护综合管理工作 , 如 “3S”( 遥感系统、地理信息系统、全球定位系统 ) 

等高新技术 , 加强库区水生态环境监测、预警及管理工作。 

4.6 及时研究水环境保护工作中的重大问题及新问题 , 进行理论创新、科技创 

新、政策创新和管理创新 

三峡库区水环境保护工作中出现了诸如水环境保护与恢复、消落区治理、水土流失综合 

治理等重大问题及新问题 , 需要及时研究 , 并进行理论创新、科技创新、政策创新和管理创 

新。一是要在综合分析三峡水库现状调度方式对水生态影响及存在问题基础上 , 积极探索模 

拟自然水文情势的水库泄流方式、降低水库温度分层影响、库区泥沙调控及水库富营养化、 

防污调控、维持库区水生态健康及下游河道基本功能需水量等理论及方法 , 研究和创新 “ 蓄 

[10] 

清排浑 ”、“ 人造洪峰 ”、“ 干支流错峰调度 ” 等水库生态调度方式及技术。二是水环境保 

护与恢复应研究、引进目前世界发达国家综合进行水资源和水污染管理的理论 , 如水资源综 

合管理、面向可持续的水管理、需水管理及水区管理等管理理论、管理模式和管理技术 , 结 

合三峡水库实际进行创新发展 , 从以往单纯的水污染控制转变为全方位的水环境恢复 , 由单 

项技术研究转向综合治理策略研究。三是应研究建立崭新的用水模式和技术 , 发展健康的社 

会水循环工程 , 包括节制用水、污水深度处理和有效利用、污水厂污泥回归农田、恢复城市 

雨水循环途径、农业面源污染控制以及水资源统筹管理等。四是针对性地研究三峡水库水资 

源补偿机制、有偿使用等问题 , 走出一条有效保护水库水资源 , 提高水资源利用效益的新路 

子。五是加强研究消落区治理和管理工作中涉及资金筹措、占用库容、泥沙淤积、科技治理 

等新问题 , 并在管理、政策等方面创新 , 确保消落区治理和管理效益。六是建立小流域的水 

36


环境恢复及水土综合治理示范工程 , 积累经验 , 为实现更大规模的水环境恢复及大范围水土 

综合治理提供借鉴。 

参考文献 

[1] 梁福庆 , 郑根保 , 张平 . 三峡库区移民开发、经济开发的资源环境可持续性发展 [J].《水利经济》, 

2004,(2):54-58. 

[2] 陈济生 . 三峡工程泥沙研究 [M]. 武汉 : 湖北科学技术出版社 ,1997:5-8. 

[3] 梁福庆 . 长江三峡水库管理研究 [C].“ 水电开发与绿色未来 ” 新华论坛论文集 . 北京 : 中国水利水电 

出版社 ,2007:157-162. 

[4] 杨庆媛 , 董世琳 . 三峡水库重庆消落区生态环境问题及对策研究 [C]. 海峡两岸土地学术研讨会论文 

集 . 台湾 :2006:347~357. 

[5] 联合国世界自然宪章 [R].1982. 

[6] 联合国环境与发展大会里约热内卢宣言 [R].1992. 

[7] 刘远新 . 三峡工程的生态与环境保护 [C]. 联合国水电与可持续发展论坛 . 北京 :2004 年 10 月 . 

[8] 国家环境保护部 :《长江三峡工程生态与环境监测公报》(1996 年 —2009 年 ). 北京 : 每年 4 月 . 

[9] 柳地 . 三峡水库管理及水库资源可持续利用规划研究 [J]. 重庆三峡学院学报 ,2007,(1):1-5. 

[10] 董哲仁 , 孙东亚 , 赵进勇 . 水库多目标生态调度 [J]. 水利水电技术 ,2007,(1):28-32. 

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退化的城市河流生态恢复能力研究 

王秀英王东胜白音包力皋 

( 中国水利水电科学研究院北京 100038) 

摘要城市化是城市河流生态系统退化的重要驱动力 , 也是城市河流生态恢复的限制性因素。 

为针对城市河流的实际情况确定河流的生态恢复目标 , 避免浪费人力、物力 , 本文在总结分析 

国外已有成果的基础上 , 考虑到我国城市河流特点 , 以不透水表面比率为依据划定恢复等级 , 

选取不同评价指标 , 确定了各恢复等级指标的恢复能力 ; 以郑州市为例 , 借助遥感技术 , 分析 

了市内 11 条河流的恢复能力 , 选取两条典型河流研究了其子流域恢复原则。研究成果可为制定 

具体的河流恢复目标及选择相应措施提供依据。 

关键词城市河流 ; 生态恢复 ; 恢复能力 ; 不透水表面积 

1 前言 

随着城市人口数量的增加 , 居住、交通出行、生产、生活设施等各个方面无不与城市不 

透水表面积的增加紧密相关。城市内很多土地利用方式均表现为渗流能力降低 , 河流工程的 

建设往往又增加了河流本身的不透水性。不透水表面积增加会使得城市集水区水文过程发生 

[1] 

变化 , 面源污染加重 , 这对河流水质及河床底质影响较大 , 甚至会导致生物栖息地丧失 , 

生态环境遭到破坏。 

不透水表面比率 (IC) 是指集水区域不透水表面覆盖面积与集水区面积的比例 , 近年来 , 

被普遍应用于水生态系统评估中 , 作为测量城市密度的方法。许多学者已经观测发现 , 随 

IC 的增加河流生态条件普遍下降。国外研究不透水表面比率与河流质量关系开始较早 , 且 

[2] 

取得了一定的研究成果。我国河流生态恢复工作还主要集中于河道内 , 或截留污水保护河 

流水质 , 或美化河流周边环境 , 尚未扩展至流域范围内的规划、研究与管理 , 城市化对流域 

的影响及对河流生态的干扰还处于初步认识阶段 , 亟待开展更为深入的定性分析和定量研 

究。从流域层面量化评估城市化对河流生态系统的影响程度 , 有助于制定切实可行的生态恢 

复目标 , 高效利用现有条件 , 节约人力、物力、财力 , 同时还能改善我国城市河流恢复普遍 

缺乏相关理论支持的现状 , 实现更广泛意义上的城市河流管理目标。 

本文总结分析了国外不透水表面比率对河流生态影响的研究成果 , 结合我国的实际情 

况 , 构建了退化城市河流生态恢复能力指标体系框架 , 选取不同评价因子 , 确定了各指标的 

恢复能力 , 并以郑州城市河流为例评价了各河流的生态恢复能力 , 为制定具体的河流恢复目 

标 , 采取相应措施提供了重要依据。 

2 不透水表面比率与退化河流恢复等级 

就目前发展状况看 , 城市化与不透水面积增加存在不可分割的联系 , 越来越多的地区根 

据这一参数进行区域规划、分区。一方面不透水表面比率是城市发展的重要衡量因子 , 另一 

方面比率过大也会影响城市河流的生态健康。 

[3,4] 

近年来很多研究成果都揭示了不透水表面与河流质量指标之间的强相关关系。美国 

流域保护中心运用这一关系开发了 “ 不透水表面模型 ”, 并基于 40 多项科学研究明确了与常 

规河流健康对应的流域不透水表面比率阈值。研究表明 , 流域不透水表面比率超过 10% 时就 

[5,6] 

预示着河流正在走向退化 , 随着不透水表面比率的增加 , 河流功能退化变得越来越严重 , 

河流恢复自然状态的能力将会下降。 

38


不透水表面比率综合了城市化过程中对河流生态系统造成影响的多种因素 , 而且利用目 

前的技术能够定量化 , 不但可以用于评价河流生态健康状况 , 而且可以反过来评价退化城市 

河流恢复自然特性的能力。基于这一思想 , 根据国外不同不透水表面比率对河流自然要素的 

影响研究成果 , 可逆推出不同城市不透水表面比率下河流的生态恢复等级如表 1。 

表 1 恢复等级与流域集水区不透水表面比率的对应关系 

退化河流生态恢复等级自然保护型完全恢复型可恢复型生态建设型维护控制型 

城市小流域不透水表面比 

率 (%) 

小于 10 10~25 25~40 40~60 60~100 

3 城市河流生态因子的恢复能力 

城市河流生态恢复不论退化程度如何 , 最终都需要落实到具体的河流生态因子上 , 而河 

流生态因子本身与流域下垫面状况关系密切 , 流域不透水表面比率在很大程度上决定了生态 

因子的现状 , 也决定了其最好的恢复状态。经过分析比较 , 本文将众多生态因子归结为水文 

特征、河床结构、水质和生物群落四类因子 ,10 个具体指标。每个指标都因受到流域不透 

水表面比率影响 , 能够恢复到的最佳状态不同 , 具体恢复能力如表 2。 

表 2 退化河流生态因子恢复能力 

不透水表面比率 (%) 

恢复能力 

小于 10 10~25 25~40 40~60 60~100 

河流恢复 

评价等级 

能力评价因子 

自然保护型完全恢复型可恢复型生态建设型维护控制型 

河流水文特征 

基流 ● ● ● ◎ ○ 

流量过程 ● ◎ ○ х х 

河岸带结构 ● ● ◎ ○ х 

河床 

河床形态 ● ◎ ◎ ○ х 

结构 

河床组成 ● ● ◎ ○ х 

连通性 ● ● ◎ ○ х 

水质 

河床底质 ● ● ● ◎ ○ 

特征河流水质 ● ● ● ◎ ○ 

生物 

水生生物结构 ● ◎ ○ х х 

群落岸滩生物结构 ● ● ◎ ○ ○ 

注 :● 恢复能力强 , 正常情况下目标因子能够恢复到自然水平 ; 

◎ 恢复能力较强 , 目标因子能够有一定恢复 , 但还要取决于河段的特定情况 ; 

○ 恢复能力一般 , 目标因子只能在部分河段上得到改善 ; 

х 恢复能力差 , 目标因子在流域中总体上难以得到改善。 

4 郑州退化城市河流生态恢复能力 

选取郑州市域范围河流为研究对象 , 分析集水区受不同不透水表面比率影响的河流生态 

恢复能力 , 有助于指导河流生态恢复。 

郑州市的水系分属黄河和淮河两大流域 , 黄河流经郑州市市区北部邙山脚下。贾鲁河属 

淮河二级支流。城市河道共有 11 条 , 主要是贾鲁河干流 , 索须河、七里河、东风渠、贾鲁 

支河、金水河、熊耳河、潮河、十七里河、十八里河共 9 条贾鲁河支流 , 以及黄河支流枯河。 

39


4.1 城市集水区相关数据提取 

4.1.1 城市不透水表面积 

利用郑州市遥感数据分析统计城市区域内土地利用类型如图 1。城市中心区以居民用地 

为主 , 不透水表面范围较大 , 向城市外围土地利用类型逐渐丰富 , 且转为以透水表面为主。 

图 1 郑州城市土地利用类型遥感调查分析图 

4.1.2 城市河流流域提取 

用于流域提取的数据是郑州市范围 90m 栅格数字高程数据 (SRTM 90m Digital Elevation 

Data )。因河流的不同河段生态可恢复程度存在差异 , 为便于更详细地分析流域内的不透水 

表面情况 , 本文采用 GIS 水文分析模块将郑州市区范围的贾鲁河流域和黄河支流枯水河分成 

了 86 个最小单位的子流域 , 生成的河网子流域见图 2。 

图 2 郑州城市区域子流域划分 

40


4.2 郑州城市河流恢复能力 

将郑州城区子流域图与河流水系图叠加 , 确定组成河流集水区的子流域集 ; 将子流域图 

与土地利用图叠加 , 以子流域为单位提取各子流域内的城市土地利用信息。根据各河流的子 

流域集统计该河流集水区内土地利用情况 , 并依此确定河流生态恢复等级如表 3。 

表 3 郑州各河流城市范围集水区不透水表面比率与河流生态恢复等级 

河名 

城区流域面积 

不透水表面比率 

(km 2 ) 

不透水表面积 (km 2 ) 

(%) 

河流生态恢复等级 

贾鲁河 305.388 36.237 36.24 可恢复型 

索须河 238.018 26.920 26.92 可恢复型 

贾鲁支河 38.809 25.061 25.06 可恢复型 

七里河 40.936 26.023 26.02 可恢复型 

十七里河 69.744 13.710 13.71 完全恢复型 

十八里河 87.887 42.728 42.73 生态建设型 

潮河 10.844 6.818 6.82 自然保护型 

东风渠 44.365 35.562 35.56 可恢复型 

金水河 104.255 66.839 66.84 维护控制型 

熊耳河 70.513 67.712 67.71 维护控制型 

枯河 47.740 3.390 3.39 自然保护型 

不同流域内的不透水表面比率从一个重要方面反映了河流可以恢复的程度 , 即生态恢复 

等级 , 对应不同恢复等级 , 各生态指标的恢复能力如表 4。 

表 4 郑州市各条河流城市河段生态指标的恢复能力 

河流水文特征河床结构水质特征生物群落 

河流 

流量河岸带河床河床连通河床河流水生生岸滩生 

名称基流 

过程结构形态组成性底质水质物结构物结构 

贾鲁河 ● ○ ◎ ◎ ◎ ◎ ● ● ○ ◎ 

索须河 ● ○ ◎ ◎ ◎ ◎ ● ● ○ ◎ 

贾鲁支河 ● ○ ◎ ◎ ◎ ◎ ● ● ○ ◎ 

七里河 ● ○ ◎ ◎ ◎ ◎ ● ● ○ ◎ 

十七里河 ● ◎ ● ◎ ● ● ● ● ◎ ● 

十八里河 ◎ х ○ ○ ○ ○ ◎ ◎ х ○ 

潮河 ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● 

东风渠 ● ○ ◎ ◎ ◎ ◎ ● ● ○ ◎ 

金水河 ○ х х х х х ○ ○ х ○ 

熊耳河 ○ х х х х х ○ ○ х ○ 

枯河 ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● 

注 :● 恢复能力强 , 正常情况下目标因子能够恢复到自然水平 ; 

◎ 恢复能力较强 , 目标因子能够有一定恢复 , 但还要取决于河段的特定情况 ; 

○ 恢复能力一般 , 目标因子只能在部分河段上得到改善 ; 

х 恢复能力差 , 目标因子在流域中总体上难以得到改善。 

41


由于流域内下垫面土地利用类型的限制 , 并不是每条河流的每个指标都能够恢复到自然 

状态下的水平。在不透水表面比率较高的流域 , 因城市雨洪汇流速度、河岸空间等多种因素 

的限制 , 很多自然属性已经无法实现。表 4 为依据各河流生态恢复等级确定的河流生态指标 

的恢复能力。由表可以看出 , 枯水河的恢复能力最强 ; 潮河在本研究区域内的河段较短 , 表 

中仅表示包括在市区范围内河段的恢复能力 , 若对潮河进行综合规划 , 应对整个流域进行分 

析 ; 城市外围的贾鲁河、索须河、贾鲁支河、七里河具有生态恢复的空间 , 在城市化过程中 

应科学开发 ; 金水河、熊耳河集水区硬质化程度最高 , 仅能在现有基础上加以改造。 

4.3 典型河流生态恢复能力分析 

依据河流恢复能力制订合理的生态恢复目标才能及时对河流的各生态要素实施恰当的 

保护和修复。本文选择了典型城市硬质化河流熊耳河及受到一定不透水表面比率影响 , 但仍 

有恢复空间的十八里河作为重点 , 分析其流域内不同位置的河流生态恢复能力及恢复方向。 

4.3.1 维护控制型河流 

以熊耳河为例 ( 如图 3), 熊耳河城市内集水区可分为三个子流域 , 各子流域内的不透 

水情况及恢复等级如表 5。根据子流域的不透水表面情况 , 熊耳河上游河段的情况好于下游 

河段 , 应分别采取流域内管理和工程措施及河流尺度治理措施改善河流生态条件。 

表 5 熊耳河城市集水区分析结果 

子流域号面积 (km 2 ) 不透水面面积 (km 2 ) 不透水表面比例 (%) 恢复等级 

42 46.836 34.192 73.00 维护控制型 

74 9.883 6.007 60.78 维护控制型 

75 12.777 6.858 53.67 生态建设型 

熊耳河中下游的 42 和 74 号子流域集水区已经完全城市化 , 河道自上而下全部硬质化 , 

河岸两侧紧密分布着房屋、道路 , 河岸带恢复能力相当微弱 , 属于维护控制型河流。熊耳河 

的恢复以岸坡绿化、水质保护为主 , 城市中心区 , 因景观需要 , 应保持河道基流 ; 对于河流 

上游右岸尚未完全开发的地区 , 可考虑预留河岸带 , 在防洪河道内调整水流形态 , 丰富水边 

植被 , 自然化水质、基流等部分生态指标。 

4.3.2 生态建设型河流 

十八里河流域位于城郊过渡区 , 中下游左岸临近熊耳河流域 , 集水区范围如图 4。十八 

里河的上游集水区已经超过了所研究的城市水系范围 , 这里仅就城市范围内的子流域进行分 

析 , 子流域不透水表面比率及恢复等级如表 6。 

图 3 熊耳河集水区范围 

图 4 十八里河集水区子流域划分 

42


表 6 十八里河城市集水区分析结果 

子流域号面积 (km 2 ) 不透水面面积 (km 2 ) 不透水表面比例 (%) 恢复等级 

61 25.915 13.049 50.35 生态建设型 

67 6.582 4.320 65.63 维护控制型 

68 21.827 5.950 27.26 可恢复型 

77 11.693 5.999 51.30 生态建设型 

78 20.601 7.692 37.34 可恢复型 

通过对集水区内子流域的分析可知 , 十八里河左侧 67 和 77 号子流域靠近市区 , 不透水 

表面比率较高 , 流域东南部远离城市中心 , 集水区渗流条件较好。根据子流域的具体情况 , 

可以按照流域恢复和河流恢复两个层次 , 采取多种措施 , 按照生态指标的恢复能力逐项进行 

恢复 , 最终实现整个流域的生态恢复。 

5 结论 

城市不透水表面比率是评价河流生态功能退化的指标 , 综合了城市发展程度、人口数量 

等多种人为因素对河流生态系统的影响 , 其对河流生态因子能否恢复到自然状态具有相当的 

限制作用。基于此认识 , 本文将城市集水区不透水表面比率与河流生态恢复能力建立了联系 , 

在已有研究成果的基础上划定了五个恢复等级与流域不透水表面比率的关系及 10 个具体生 

态恢复指标的恢复能力 ; 以郑州市区河流各流域生态恢复能力和具体河流内部生态恢复两个 

层次分析了退化城市河流生态恢复能力评价方法的应用及其指导作用。 

通过计算不透水表面比率能够初步评估河流得以恢复的水平 , 可据此评价河流生态恢复 

具体评价因子的恢复能力。 

参考文献 

[1] 杨士弘 . 城市生态环境学 [M]. 北京 : 科学出版社 ,1997, 第四章第二节 . 

[2] Christopher J. Walsh, Alex W. Leonard, Anthony R. Ladson, Tim D. Fletcher. Urban storm water 

and the ecology of streams . http://freshwater.canberra.edu.au. 

[3] Maxted, J. and E. Shaver. The Use of Retention Basins to Mitigate Stormwater Impacts on Aquatic 

Life. L. In: Effects of Watershed Development and Management on Aquatic Ecosystems. Roesner, L.A. 

(ed.)[M].Snowbird, UT, Proceedings of Engineering Foundation Conference. August, 1996.Chapter one. 

[4] Schueler, T. Crafting Better Urban Watershed Protection Plans[J]. Watershed Protection 

Techniques, 1996, 2(2) :329-337. 

[5] Center for Watershed Protection. IMPACTS of Impervious Cover on Aquatic Systems[M]. Elliett 

city, MD,U.S., March, 2003. Chapter one. 

[6] Center for Watershed Protection. Urban Subwatershed Restoration Manual Series AN INTEGRATED 

FRAMEWORK TO RESTORE SMALL URBAN WATERSHEDS[M]. Elliett city, MD,U.S., 2004.8. 

Chapter three. 

43


三峡水库调峰运行下的香溪河水质数值模拟 

徐国宾 

1 

王雅萍 

2 

马超 

1 

(1. 天津大学建筑工程学院天津卫津路 92 号 300072 xuguob@sina.com 

2. 深圳水利规划设计院深圳市罗湖区安宝路 2 号水源洪涛大厦 13 楼 518036) 

摘要为了分析三峡水库调峰运行下的香溪河水质变化规律 , 建立了该河段的水质模型 , 并 

引入水质速率描述水质变化。利用该水质模型分析了三峡水库谷荷流量、调峰流量、坝前水位 

及浓度边界对香溪河水质的影响程度。计算结果表明 , 水库调峰运行下干流浓度边界通过交汇 

口处的水质状况对香溪河产生影响 ; 香溪河水质速率随水库调峰幅度增加而增大 , 效果比较明 

显 ; 水库坝前水位和谷荷流量的变化也对香溪河水质速率有所影响 , 但影响程度较小。 

关键词三峡水库 ; 香溪河 ; 水质模型 ; 调峰运行 ; 水质速率 

1 前言 

香溪河是长江一级支流 , 也是三峡水库库区最大的支流 , 河长 106 km, 总流域面积 3099 

km 2 , 其河口距三峡水库大坝约 30km。随着三峡水库蓄水 , 其下游近河口约 20km 的河段水位 

随之升高 , 水环境由典型的河流水体转变为类似湖泊的缓流水体 , 水体理化指标变化较大 , 

[1,2] 

水质问题相对较为严重 , 多次出现大面积水华现象 , 造成沿岸部分居民饮水困难。因此 , 

开展香溪河水质数值模拟研究具有重要的实际意义。 

[3,4] 

2 基本控制方程 

2.1 平面二维水流方程 

水流连续方程 : 

h hu hv 

+ + = 0 

t x y 

(1) 

水流运动方程 : 

2 2 

u u u ( h + z b) 

h æ u 

h hu hv gh v ö 

+ + = - + ç exx + e ( ) 

2 yx 

t 

2 ÷ + 

sx 

- tbx 

+ fp 

t x y x r è x y ø 

2 2 

v v v ( h + z b) 

h æ u 

h hu hv gh v ö 

+ + = - + ç e 

yx 

+ e ( ) 

2 yy 

t 

2 ÷ + 

sy 

- tby 

+ fq 

t x y x r è x y ø 

(2) 

(3) 

2.2 一维水质方程 

( Ac) 

c ( 

Qc dc 

= ( AE ) - 

) + A + 

t x x x dt 

x 

AS ext 

(4) 

式中 :h 为水深 ,m;u 和 v 分别为 x 和 y 方向流速 ,m/s;g 为重力加速度 ,m/s 2 ;zb 为 

床面高程 ,m;ρ 为水密度 ,kg/m 3 ;τsx 和 τsy 分别为表面切应力的 x 和 y 方向分量 , 

N/m 2 ;τbx 和 τby 分别为底部切应力的 x 和 y 方向分量 ,N/m 2 ;εij 为涡粘系数 ;f 为科 

44


氏力系数 ;c 为污染物浓度 ,mg/m 3 ;A 为河道过水断面面积 ,m 2 ;Q 为河道流量 ,m 3 /s;Ex 

为纵向离散系数 ,m 2 /s;dc/dt 为生化反应项 ,mg/(m 3 × s);Sext 为由于外源在单位时间单 

位体积内增加或减少的污染物质量 ,mg/(m 3 × s)。 

3 数值离散求解方法 

平面二维水流方程在空间上采用有限元加权余量法离散 , 此方法网格划分灵活 , 适于处 

理复杂多变的边界地形条件。时间上采用隐式非线性有限差分方法离散 , 以保证计算稳定性 

和精度。对控制方程进行离散后得到非线性代数方程组 , 采用 Newton-Raphson 迭代方法求其 

数值解。 

一维水质方程采用有限差分法中的六点交替隐式格式离散。此离散格式为时间向前插 

分 , 空间中心差分 , 具有二阶精度。离散后采用追赶法 ( 双扫描法 ) 求解 

4 模拟区域 

模拟区域为香溪河汇流口至上游 25km, 三斗坪坝址至长江干流上游 40km 范围内。计算区 

域概化以 1:5000 的精细河道地形图为基础 , 根据河道边界及地形的特点 , 划分二次四边形单 

元共 8340 个网格。网格及观测点布置如图 1。 

图 1 模拟区域网格观测点布置 

5 计算结果与分析 

应用上述水质模型 , 计算了水库不同谷荷流量、调峰流量、水位及污染物浓度对香溪河 

[5] 

水质的影响。通过计算得到香溪河平均污染物浓度及水质速率变化规律。所谓水质速率定 

义为初始平均浓度与一天后平均浓度的差值。水质速率为负时 , 表示污染物浓度增加 , 水质 

恶化 ; 水质速率为正时 , 表示污染物浓度减小 , 水质得到改善。 

5.1 不同坝前水位对浓度场的影响 

为了分析坝前不同水位对香溪河浓度场的影响 , 将谷荷流量设为定值 5000 m 3 /s, 调峰 

流量设为定值 10000m 3 /s, 分别计算了不同污染物浓度边界下香溪河水质速率 , 计算结果见 

表 1。 

45


表 1 不同坝前水位下的香溪河水质速率 ( 单位 :mg/L) 

谷荷流量调峰流量 

(m 3 /s) (m 3 /s) 

5000 10000 

浓度 

水位 (m) 

(mg/L) 145 155 165 175 

0 0.19571 0.19854 0.19724 0.19649 

3 0.13700 0.13898 0.13806 0.13754 

5 0.09786 0.09927 0.09862 0.09824 

8 0.03914 0.03971 0.03945 0.03930 

10 0 0 0 0 

计算结果表明 : 在调峰运行方式相同情况下 , 不同的坝前水位对香溪河水质速率影响不 

大。不同水位下香溪河的总体污染物浓度约有 0.002mg/L 的差别 , 对香溪河水质改善不明显。 

同时可以看到 , 干流污染物浓度边界对污染物浓度变化的影响比较大 , 当干流污染物浓度边 

界相差为 3mg/L 时 , 香溪河水质速率相差 0.06mg/L 左右 , 见图 2。 

水质速率 (mg/L) 

0.300 

0.275 

0.250 

0.225 

0.200 

0.175 

0.150 

0.125 

0.100 

干流浓度 0 mg/L 




0.075 

0.050 

0.025 

0.000 

145 

155 

水位 (m) 

165 

175 

图 2 不同干流浓度下香溪河水质速率变化 

5.2 不同谷荷流量对浓度场的影响 

为分析三峡水库不同谷荷流量对香溪河浓度场的影响 , 将调峰流量设为定值 8000 m 3 /s, 

分别计算不同水位和污染物浓度边界下各工况香溪河水质速率 , 计算结果见表 2。 

计算结果表明 : 坝前水位分别为 145m 和 155m, 谷荷流量从 2000m 3 /s 提高到 5000m 3 /s 

时 , 香溪河水质改善差值 0.00572mg/L; 谷荷为 5000m 3 /s 以上的工况之间对污染物浓度改变 

的差值仅在 0.0013mg/L 左右。随谷荷的不同 , 污染物浓度曲线存在斜率的变化 , 见图 3。 

坝前水位为 165m 和 175m 时斜率拐点出现在 8000m 3 /s, 污染物浓度曲线变化较低水位时平缓 , 

斜率的差值也有减小。谷荷在 8000m 3 /s 以下 , 流量每增加 3000m 3 /s 时 , 污染物浓度改变的 

差值约为 0.003mg/L; 谷荷在 8000m 3 /s 以上时 , 流量增加 3000m 3 /s 时污染物浓度改变的差 

值约为 0.001mg/L, 见图 4。总体来说 , 不同谷荷流量对香溪河水质速率影响较小。不同干 

流浓度边界相差为 3mg/L 时 , 香溪河水质速率相差 0.056mg/L 左右。 

46


调峰流量 

(m 3 /s) 

表 2 不同谷荷流量下的香溪河水质速率 ( 单位 :mg/L) 

谷荷流量 (m 3 /s) 

水位浓度 

(m) (mg/L) 

2000 5000 8000 11000 

8000 

145 

155 

165 

175 

0 0.17218 0.17790 0.17923 0.18068 

3 0.12053 0.12453 0.12546 0.12647 

5 0.08609 0.08895 0.08961 0.09034 

8 0.03443 0.03558 0.03584 0.03613 

0 0.17252 0.17968 0.18181 0.18304 

3 0.12077 0.12578 0.12726 0.12813 

5 0.08626 0.08984 0.09090 0.09152 

8 0.03450 0.03594 0.03636 0.03661 

0 0.17740 0.17985 0.18205 0.18310 

3 0.12418 0.12589 0.12743 0.12817 

5 0.08870 0.08992 0.09102 0.09155 

8 0.03548 0.03597 0.03641 0.03662 

0 0.17611 0.17908 0.18149 0.18242 

3 0.12328 0.12535 0.12705 0.12769 

5 0.08806 0.08954 0.09075 0.09121 

8 0.03522 0.03582 0.03630 0.03648 

0.184 

0.184 


0.182 

0.180 

0.178 

0.176 

0.174 

145 m 水质速率 



0.183 

0.182 

0.181 

0.180 

0.179 

0.178 

0.177 



0.172 

0.176 

2000 

5000 

8000 


11000 

2000 

5000 

8000 


11000 

图 3 香溪河水质速率随谷荷流量的变化过程 

( 坝前水位 :145m,155m) 

图 4 香溪河水质速率随谷荷流量的变化过程 

( 坝前水位 :165m,175m) 

5.3 不同调峰流量对浓度场的影响 

为分析不同水库调峰流量对香溪河浓度场的影响 , 将水库谷荷流量设为定值 5000m 3 /s, 

分别计算不同水位和污染物浓度边界下各工况的香溪河水质速率 , 计算结果见表 3。 

47


谷荷流量 

(m 3 /s) 

表 3 不同调峰流量下的香溪河水质速率 ( 单位 :mg/L) 

调峰流量 (m 3 /s) 

水位浓度 

(m) (mg/L) 6000 8000 10000 12000 

5000 

145 

155 

165 

175 

0 0.09887 0.10423 0.10814 0.11170 

3 0.04869 0.05087 0.05246 0.05392 

5 0.01523 0.01529 0.01286 0.01541 

8 -0.03495 -0.03808 -0.04365 -0.04237 

10 -0.06840 -0.07366 -0.07832 -0.08088 

0 0.09777 0.10265 0.10703 0.11016 

3 0.04677 0.04875 0.04875 0.05180 

5 0.01278 0.01281 0.01286 0.01290 

8 -0.03822 -0.04109 -0.04365 -0.04546 

10 -0.07222 -0.07703 -0.08132 -0.08436 

0 0.09663 0.10122 0.10564 0.10883 

3 0.04525 0.04727 0.04905 0.05034 

5 0.01132 0.01130 0.01132 0.01135 

8 -0.04706 -0.04266 -0.04527 -0.04714 

10 -0.07398 -0.07863 -0.08300 -0.08614 

0 0.09538 0.09989 0.10436 0.10758 

3 0.04435 0.04617 0.04796 0.04926 

5 0.01034 0.01035 0.01037 0.01038 

8 -0.04068 -0.04337 -0.04603 -0.04794 

10 -0.07470 -0.07918 -0.08363 -0.08681 

由计算结果可知 , 在水库谷荷流量相同工况下 , 同一水位下的香溪河水质变化速率随水 

库调峰幅度增加而增大。在 5 组不同浓度工况中 , 当干流浓度为 0mg/L, 香溪河初始浓度 5mg/L 

时 , 调峰幅度 12000m 3 /s 时 , 香溪河水质速率达最大值 0.112mg/L, 水质得到改善 , 而不同 

水位之间差别不大 , 见图 5。干流浓度为 10mg/L, 香溪河初始浓度为 5mg/L, 调峰幅度 

12000m 3 /s 时 , 香溪河水质速率为 -0.086mg/L, 见图 6。香溪河水质受到干流浓度及调峰的 

影响而变差。所以 , 水库调峰运行应视干支流交汇口处浓度与香溪河的对比情况来确定幅度 

的增减 , 以避免对香溪河水质带来负面影响。 


0.112 

0.110 

0.108 

0.106 

0.104 

0.102 

0.100 

0.098 






-0.068 

-0.070 

-0.072 

-0.074 

-0.076 

-0.078 

-0.080 

-0.082 

-0.084 





0.096 

0.094 

6000 

8000 10000 

调峰幅度 (m 3 /s) 

12000 

-0.086 

-0.088 

6000 

8000 10000 

调峰幅度 (m 3 /s) 

12000 

图 5 香溪河水质速率随调峰流量的变化过程 

( 污染物干流浓度 0mg/L 香溪河浓度 5mg/L) 

图 6 香溪河水质速率随调峰流量的变化过程 

( 污染物干流浓度 10mg/L 香溪河浓度 5mg/L) 

48


6. 结语 

利用本文所建立的水库水质模型 , 分析了三峡水库不同调峰运行方式对香溪河水质的影 

响。研究表明 , 水库调峰运行下干流浓度边界通过交汇口处的水质状况对香溪河产生影响 , 

干支流交汇口处浓度小于香溪河浓度时 , 在调峰后的水体交换作用下 , 污染物迁移扩散加快 , 

香溪河污染物浓度减小 , 水质得到改善。当干支流交汇口处浓度大于香溪河浓度时 , 调峰运 

行时干流污染物回灌支流 , 加重水体污染。香溪河水质速率随调峰幅度增加而增大 , 效果比 

较明显。水库坝前水位和谷荷流量的变化也对香溪河水质速率有所影响 , 但影响程度较小。 

参考文献 

[1] 张艺 , 许文年 , 方艳芬 , 等 . 三峡库湾香溪河生态环境研究进展 [J]. 三峡大学学报 ( 自然科学版 ), 

2007,29(1):20-24. 

[2] 黄真理 , 李玉樑 . 三峡工程生态与环境保护丛书 [M]. 北京 : 水利水电出版社 ,2006. 

[3] 傅国伟 . 河流水质数学模型及其模拟计算 [M]. 北京 : 中国环境科学出版社 ,1987. 

[4] 徐祖信 . 河流污染治理规划理论与实践 [M]. 北京 : 中国环境科学出版社 ,2003. 

[5] 王雅萍 . 基于水质智能预测的水库优化调度研究 [D]. 天津大学硕士学位论文 ,2008. 

49


* 

糯扎渡水库流场及水电站下泄水温三维数值模拟 

张少雄高学平张晨 

( 天津大学天津市卫津路 92 号 300072 shaoxiong-zhang@163.com) 

摘要为减免水电站下泄低温水对下游河段生态环境的影响 , 糯扎渡水电站进水口拟采用分 

层取水叠梁门方案。应用 EFDC 建立了糯扎渡水电站水动力及下泄水温三维数值模型 , 在已知水 

库水温分布的条件下 , 针对不同的叠梁门运行方式 , 数值模拟了典型丰水年十二个月份的下泄 

水温及库区流场。模拟结果表明 , 叠梁门四种运行工况 , 主库区取水层流场相同 , 进水口附近 

取水层流场不同 ; 进水口叠梁门方案分层取水对提高下泄水温有较明显的作用 , 叠梁门挡水高 

度越高 , 下泄水温提高的幅度越大。 

关键词糯扎渡水电站 ; 叠梁门 ; 分层取水 ; 下泄水温 ; 三维数值模拟 

水库的兴建 , 形成了巨大的停滞水域 , 由于太阳辐射和水的理化特性 , 造成同原来天然 

河流完全不同的水域环境 , 水温沿水深呈明显的季节性分层分布。水库采取传统的底层方式 

[1] 

取水 , 会降低下游河道的水温 , 对下游河道生态环境带来不利影响。因此 , 探索新型的取 

水方式对保护下游河道生态环境具有重大意义。 

本文结合糯扎渡水电站进水口分层取水叠梁门方案 , 针对不同叠梁门运行工况 , 数值模 

拟典型丰水年水库流场及水电站下泄水温 , 探讨流场、叠梁门挡水高度与下泄水温的关系。 

1 糯扎渡水电站概况 

糯扎渡水电站工程是云南省澜沧江中下游水电站规划 “ 两库八级 ” 方案中的第二库第五 

级 , 库容巨大。水温分析预测成果表明 , 水库水温将出现稳定分层现象。根据环保方面的需 

要 , 为减免下泄低温水对下游河段生态环境的影响 , 糯扎渡水电站进水口拟采用分层取水叠 

梁门方案。 

1.1 叠梁门运行方式 

叠梁门整体挡水高度分成四挡 , 根据水库水位的变化 , 具体运行方式见表 1。 

表 1 叠梁门运行方式 

取水方案水库水位 (m) 叠梁门运行方式叠梁门高度 (m) 

门顶高程 

(m) 

第一层取水 803.0 以上 3 节门叶挡水 38.04 774.04 

第二层取水 803.0~790.4 2 节门叶挡水 25.36 761.36 

第三层取水 790.4~777.7 1 节门叶挡水 12.68 748.68 

第四层取水 777.7~765.0 无门叶挡水 0 736.0 

1.2 水库水温分布 

糯扎渡水库水温资料依据北京水科院的水库水温预测数值分析成果 ( 糯扎渡水电站分层 

取水水温预测数值分析研究报告 , 中国水利水电科学研究院 ,2008)。典型丰水年水库水温 

* 

项目资助 : 国家自然科学基金 (50879054); 博士点基金 (200800560042); 云南省科技计划项目 (2006GG19) 

50


分布如图 1。 

水温 (℃) 

14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 

高程 (m) 

810 

800 

790 

780 

770 

760 

750 

740 

730 

720 

710 

700 

690 

680 

670 

660 

650 

640 

630 

620 

610 

600 

1 月 

2 月 

3 月 

4 月 

5 月 

6 月 

7 月 

8 月 

9 月 

10 月 

11 月 

12 月 

图 1 典型丰水年水库水温分布 

2 数学模型 

2.1 EFDC 数值模型 

EFDC(ENVIRONMENTAL FLUID DYNAMICS CODE) 是由 John M.Hamrick 开发的三维计算模 

型 , 该计算模型包括水动力模块、水质模块、泥沙及重金属模块 , 可对河流、湖泊、海湾、 

河口、湿地等不同空间尺度的水流、水温、泥沙、水质进行一维、二维、三维模拟。EFDC 

[2] 

目前已是美国水环境模拟与评价的主要研究工具 , 在美国应用已有一百多例。 

2.2 控制方程 

连续方程 : 

( mz ) ( 

m 

y 

Hu) 

( 

m 

x 

Hv) 

( 

mw) 

+ + + 

t x y z 

= Q 

H 

动量方程 : 

( 

mHu) 

( 

m y Huu) 

( 

m 

m 

x Hvu) 

( 

mwu) 

y 

+ + + - ( mf + v 

t x y z 

x 

= -m 

y 

( 

gz 

+ p) 

H - m 

x 

y 

h H p 1 

( - z ) + ( m 

x x z z H 

A 

v 

u 

) + Q 

z 

u 

(1) 

mx 

- u ) Hv 

y 

(2) 

51


( 

mHv) 

( 

m y Huv) 

( 

m 

m 

x Hvv) 

( 

mwv) 

y 

+ + + + ( mf + v 

t x y z 

x 

( 

gz 

+ p) 

h H p 1 

= -mx 

H - mx 

( - z ) + ( m Av 

y y y z z H 

v 

) + Q 

z 

mx 

- u ) Hu 

y 

v 

(3) 

p 

= -gH 

- 

-1 

0 0 

= -gHb 

z 

( r r ) r 

(4) 

温度输运方程 : 

( 

mHT) 

( 

myHuT) 

( 

mxHvT) 

( 

mwT) 

1 

+ + + = ( m 

t x y z z H 

T 

Ab 

) + QT 

z 

(5) 

式中 ,u 和 v 是曲线正交坐标 x 和 y 方向的水平速度分量 , w 是垂向速度分量 ; m 、 m 、 

m 是 Jacobian 曲线正交坐标转换因子 , m = m m x y 

; 总水深 H = h + z , h 为平均水深 , 

z 为自由水面波动。 Q 代表降雨、蒸发、地下水相互作用、取水或点源和非点源入流 ; p 

H 

为相对静水压力 r 

0 

gH (1 - z) 

; 相对浮力 b = ( r - r0 ) / r0 

; f 为柯氏力参量 ; A v 

为垂向 

紊动黏性系数 ; A b 

为垂向紊动扩散系数 ; Q u 

和 Q 

v 

为动量源汇项 ; Q 为温度源汇项 ;r 为 

水体密度 ; r 0 

为参考密度。 

T 

x 

y 

2.3 求解方法 

应用内 — 外模式分离法求解动量方程和连续方程 , 采用空间交错网格。外模式应用半隐 

式三层时间格式求解 , 用周期性的两层时间格式修正 , 求得自由表面水位变化 , 应用连续超 

松弛格式迭代求解垂向平均流速场。内模式则联合水平速度分量和垂向剪力项 , 应用分步格 

[3] 

式求解 , 隐式求解垂向剪力项 , 显示求解其它项。 

2.4 模型验证 

采用 Johnson [4,5] 在美国陆军工程师团水道试验站水库模型上进行的重力下潜流试验对 

三维数值模型进行验证。在试验的初始时刻 , 水库模型内充满了 21.44℃ 的水体 , 然后将 

16.67℃ 的冷水从入口靠近底部 0.15m 高的孔口引入水库模型 , 坝址的出口位于底部上 0.15m 

处 , 入流量和出流量均为 0.00063m 3 /s。 

数值模拟中 , 沿水库模型长度方向网格大小为 0.406m, 宽度方向网格大小为 0.043m, 

水平网格数为 1158, 垂向均匀分为 10 层。上游入流孔口给定温度和流量 ; 下游出流孔口给 

定流量 , 采用温度梯度为零条件。 

图 2 和图 3 分别绘出了 11min 时水库横向中心断面流速场和温度场 , 该模型可以较好地 

模拟温度分层流动的特点。图 4 比较了模拟值和实测值出流水温随时间的变化 , 图 5 比较了 

11min 时距水库入口 11.43m 处模拟值和实测值中垂线水平流速分布 , 可以看出本模型模拟 

的出流水温和垂向速度分布与实测值非常接近 , 体现了模型的有效性。 

52


图 2 纵剖面流场 ( 时刻 t = 11min) 

图 3 纵剖面温度分布 ( 时刻 t = 11min) 

出流水温 (℃) 

22.0 

21.5 

21.0 

20.5 

20.0 

本文模型 

实测值 

距库底距离 (m) 

0.5 

0.4 

0.3 

0.2 

本文模型 

实测值 

19.5 

0.1 

19.0 

0 10 20 30 40 

时间 (min) 

图 4 出流水温随时间的变化 

0 

-0.02 -0.01 0 0.01 0.02 0.03 0.04 0.05 

流速 (m/s) 

图 5 过流断面水平流速分布 

( 距入口 11.43m, 时刻 t=11min) 

3 数值模拟结果及分析 

3.1 计算方案 

针对糯扎渡水电站工程 , 利用三维数值模拟 , 探讨进水口叠梁门挡水高度对取水层流场 

和下泄水温的影响 , 即在已知库区水温分布的条件下 , 改变叠梁门运行方式 , 研究取水层流 

场和下泄水温的变化 , 探讨叠梁门运行方式对调控下泄水温的效果。 

3.2 计算区域及边界条件 

数值模拟范围包括坝前 3km 库区和水电站进水口。采用曲线正交网格对计算区域进行划 

分。在澜沧江区域采用大网格 , 在进水口附近地形复杂区域加密网格 , 网格大小为 7~210m 

不等。将叠梁门置于若干网格内 , 通过网格底高程的变化来模拟叠梁门高度。水平网格总数 

为 575, 垂向均匀分为 16 层。计算网格如图 6 所示。 

上游边界给定各月份的水库水位和水温垂向分布 , 出流边界给定电站机组额定流量。已 

知的水库水温分布是按月给出的 , 由工程设计单位提供 ( 参见 1.2 节 )。 

53


图 6 糯扎渡水库计算网格 

3.3 流场 

图 7 给出了糯扎渡水电站典型平水年八月份不同叠梁门运行工况取水层的流场图 ( 其它 

月份取水层流场与八月份类似 )。可以看出 , 四种叠梁门运行工况下水库内流场基本相同 , 

在水电站进水口附近流场不同。澜沧江内水流流速很小 , 约为 0.03m/s。澜沧江和勘界河交 

界处水流平顺 , 在计算区域内无环流出现 , 流态稳定。在水电站进水口附近 , 由于叠梁门挡 

水高度不同 , 改变了进水口前过流断面面积 , 叠梁门挡水高度越高 , 过流断面面积越小 , 叠 

梁门顶部取水层流速越大。三节门叶挡水工况下 , 取水层流速可达 0.6m/s; 两节门叶挡水 

工况下 , 取水层流速可达 0.4m/s; 一节门叶挡水工况下 , 取水层流速可达 0.3m/s; 无门叶 

挡水工况下 , 取水层流速可达 0.25m/s。 

(a) 无门叶挡水 

(b) 一节门叶挡水 

(c) 两节门叶挡水 

(d) 三节门叶挡水 

图 7 叠梁门各工况取水层流场 ( 典型丰水年八月份 , 水位 803.86m, 流量 3501m 3 /s) 

3.4 下泄水温 

3.4.1 典型丰水年各月份的下泄水温 

根据各月份的水库水位 , 典型丰水年中十二个月份均为三节门叶挡水。根据年各月份的 

水库水温分布 , 按叠梁门运行方式 , 对典型丰水年十二个月份的下泄水温进行了模拟。同时 , 

54


计算了典型丰水年各月份按传统底层方式取水的下泄水温。 

典型丰水年 , 按叠梁门运行方式取水 , 九月份下泄水温为 22.39℃, 为全年最高 ; 四月 

份下泄水温 16.40℃, 为全年最低 ; 全年下泄水温变化幅值 5.99℃。图 8 比较了叠梁门方案 

取水和传统底层方案取水的下泄水温 , 可以看出 , 采用叠梁门方案取水与传统底层方案取水 

相比 , 下泄水温有明显提高。下泄水温提高的幅度在七月份最大 , 为 5.99℃; 在一月份最 

小 , 为 0.74℃。 

下泄水温 (℃) 

25 

24 

23 

22 

21 

20 

19 

18 

17 

16 

15 

14 

13 

12 

叠梁门方案取水 

传统底层取水 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 

月份 

图 8 叠梁门方案取水与传统底层取水下泄水温比较 

3.4.2 叠梁门挡水高度对下泄水温的影响 

为研究叠梁门挡水高度对下泄水温的影响 , 在各月份水位和水温分布不变的条件下 , 计 

算了不同叠梁门挡水高度时的下泄水温。图 9 绘出了叠梁门挡水高度和下泄水温的关系。可 

以看出 , 叠梁门挡水高度增加 , 下泄水温相应提高 , 叠梁门对提高下泄水温有较明显的作用。 

38.04 

叠梁门高度 (m) 

25.36 

12.68 

0 

14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 

下泄水温 (℃) 

图 9 叠梁门挡水高度与下泄水温的关系 

一月 

二月 

三月 

四月 

五月 

六月 

七月 

八月 

九月 

十月 

十一月 

十二月 

结论 

(1) 应用 EFDC 建立了糯扎渡水电站进水口分层取水下泄水温三维数值模型。数值模拟 

结果得到了物理模型试验结果的验证 , 计算值和试验值吻合良好 , 表明了数值模型的有效性 

和实用性。 

55


(2) 对典型丰水年各叠梁门运行工况的流场进行了模拟。叠梁门四种运行工况 , 水库内 

流场相同 , 流速为 0.03m/s, 水库内水流平顺 , 无环流出现。进水口附近流场不同 , 叠梁门 

挡水高度越高 , 取水层流速越大 , 根据叠梁门运行工况不同 , 取水层流速在 0.25~0.6m/s 

之间变化。 

(3) 依据糯扎渡水库典型丰水年各月份的水库水温分布 , 按叠梁门运行方式 , 对典型丰 

水年各月份的下泄水温进行了数值模拟 , 得出了典型丰水年各月份的下泄水温。九月份下泄 

水温 22.39℃, 为全年最高 ; 四月份下泄水温 16.40℃, 为全年最低 ; 全年下泄水温变化幅 

值 5.99℃。 

(4) 通过典型丰水年叠梁门方案取水和传统底层方案取水下泄水温的对比 , 典型丰水年 

各月份叠梁门方案取水下泄水温均高于传统底层方案取水下泄水温 , 叠梁门取水方案对提高 

下泄水温有较为明显的作用。叠梁门挡水高度越高 , 下泄水温提高的幅度越大。 

参考文献 

[1] 黄永坚 . 水库分层取水 [M]. 北京 : 水利电力出版社 ,1986. 

[2] Hamrick J M.Users’s manual for the environmental fluid dynamics computer code[Z].Spec.Rep.In. 

Appl. Marine Sci.and Oc. Engi.,Virginia Inst. of Marine Science,Va.1996. 

[3] Zhen-Gang Ji. Hydrodynamics and water quality:modeling rivers,lakes,and Estuarys[M]. 

American: A john wiley&sons inc publication,2007. 

[4] Johnson B H. A review of numerical reservoir hydrodynamic modeling[R].U.S.Army Engr. 

Waterways Experiment Station,Vickburg,Miss,1981. 

[5] Johnson B H.A review of multidimensional reservoir hydrodynamic modeling[C].Proc.of the Symp.on 

Surface Water Impoundments. H F Stefan ed., ASCE,1980,6:497-507. 

56


天然湖泊冷却容量论证计算 

王晓松夏庆福柳海涛孙双科 

( 中国水利水电科学研究院水力学研究所北京 100038 wangxs@iwhr.com) 

摘要本文利用数值模拟方法就某电厂天然湖泊循环冷却水源的冷却能力作出评估 , 判断其 

冷却能力是否满足机组增容扩容的要求 , 并从取水温升角度确定机组的最大容量。 

关键词数值模拟 ; 有限元 ; 冷却 ; 取水口 

1 引言 

湖泊、水库水温的研究经历了不同的发展阶段 , 从观测、实验、经验分析、理论分析到 

数值模拟 , 相互促进 , 相互补充。其中数值模拟技术的发展 , 充分体现了技术进步的影响。 

受条件的限制 , 美国于 20 世纪 60 年代末提出了模拟水库温度变化的一维模型 , 随后日本建 

立了模拟温度分层的模型 , 前苏联则通过现场实验取得的大量资料 , 建立了热输移方程。国 

内自 20 世纪 50 年代就开始进行水库水温观测研究 ,70 年代中期以来 , 预估水库水温的经 

验类比法不断出现。近来来 , 随着计算技术的发展 , 基于质量、动量及能量守恒 , 并充分考 

虑对流、辐射、蒸发和传导效应所建立的数学模型不断完善 , 利用数值模拟技术预测湖泊、 

水库水温分布及变化规律的各类数学模型已得到普遍应用 , 成为一种有效的手段。 

本文利用较为成熟的数值模拟方法 , 就某电厂厂用天然湖泊的冷却容量进行了论证计 

算。该电厂利用天然湖泊作为循环冷却水源 , 取排水系统主要由人工导流堤坝、护岸、取水 

渠道及排水渠道组成 , 湖面的面积近 8.5km 2 , 人工堤坝将其分为大湖、小湖 , 取水口位于大 

湖的东面 , 多个排水口视夏季、冬季不同的循环方式而选用 , 夏季排水口位于小湖东面 , 采 

用大循环取排水方式。 

业主根据未来的发展规划 , 准备扩建新增 2×600MW 燃煤机组 , 该新增机组拟仍采用湖 

水作为循环冷却水源。机组增容后取排水流量的改变加大了对整个湖区温度场的影响 , 对湖 

泊冷却容量提出了更高的要求 , 需要根据相关资料及给定的电厂运行方式及最大取水温升的 

限制条件 , 就现有湖泊的冷却能力作出评估 , 判断其冷却能力是否满足机组增容扩容的要求 , 

并从取水温升角度确定机组最大容量。 

由于温排水在环境水体中的输移扩散规律受到湖区形态、导流堤坝、湖底地形等诸多因 

素的影响 , 问题非常复杂 , 本研究采用数模计算方法对湖区温度场进行数值计算 , 评价电厂 

运行期间温排放对取水温升及湖区温度场的影响 , 为新增规划容量 (2×600MW) 电厂取排水 

工程的设计和环境影响评价提供依据。 

湖区所在位置位于高纬度地区 , 日照时间相对较短 , 辐射相对较弱 , 导致水体温度年内 

变化较大 , 平均温度较低。本计算夏季自然水温取值为 27.5℃, 冬季自然水温值为 2.8℃。 

各月平均气温最高值是 7 月份的 36℃, 最低值为 12 月份的 -29 ℃, 多年来平均气温值为 

4.8℃。风向频率玫瑰图表明主导方向不明显 , 且频率较低。 

2 求解方法 

控制方程采用浅水方程及热输运方程 , 由伽辽金 (Galerkin) 加权余量法求解。由于采 

用非结构化网格 , 对求解域形状没有限制 , 能够较好的模拟不规则边界 , 适应各种复杂的边 

界条件。离散后的非线性方程组采用 Newton-Raphson 迭代方法求解。 

57


控制方程 : 

H ( Hu) 

( Hv) 

+ + = 0 

(1) 

t x y 

u u u ς gu 

+ u + v + g + 

2 

t x y x C H 

- 

1 

H 

 

 

u 

(HE ) - fv = 0 

y y 

u 

2 

+ v 

2 

τ 

sx 1 u 

- - ( HE ) 

ρH H x x 

(2) 

v v v ς gv 

+ u + v + g + 

2 

t x y y C H 

1 v 

- (HE ) + fu = 0 

H y y 

u 

2 

+ v 

2 

τ 

sy 1 v 

- - (HE ) 

ρ H H x x 

(3) 

ΔT ΔΔ ΔΔ 1 ΔΔ 1 ΔΔ K 

S 

ΔT 

(4) 

+ u + v = (HD ) + (HD )- 

t x y H x x H y y ρc H 

式中 :H 为水深 ;u、v 分别为 x、y 方向垂向平均流速 ;t 为时间变量 ;C 为谢才系数 ,n 为 

糙率系数 ;E 为广义粘性系数 ; △T 为水体超温 ,△T =T-T∞,T 为水温 ,T∞ 为自然水温 ;D 

为广义热扩散系数 ;cp 为水的定压比热 ;f 为柯氏力系数 ;τsx、τsy 为表面风应力 τs 在 x、 

y 方向的分量。 

因网格分辨率不足以体现近岸流速平面分布的梯度变化 , 故岸边界采用滑移条件和绝热 

条件 ; 水边界采用给定水位 ; 进出计算域要求热通量连续。静流及零温升条件起算。 

湖底地形平顺 , 无大面积水生植物 ,n 取值 0.02。水流扩散系数 E 取值 0.1~5m 2 /s。 

p 

热扩散系数 D 取值 3~10m 2 /s。由于湖区模拟范围较小 , 计算过程中忽略柯氏力的影响。水 

面综合散热系数 Ks 采用规范推荐的公式计算 , 根据湖区附近夏季、冬季的气象、水温条件 , 

结合现场温度场的实测资料及以往的计算经验 , 计算过程中夏冬两季综合散热系数分别取 

32.3(W/m 

2·℃)、29.1(W/m 

2·℃)。 

小湖 

排水口 

堤坝 

取水口 

大湖 

图 1 计算域网格剖分图 

计算域的边界以水边及堤坝为界 , 研究的范围为整个湖区 , 网格剖分采用非结构化网格 , 

计算网格节点数为 13000, 单元数为 8000。 

为确保计算的可靠性 , 保证模拟结果的精度 , 就目前情况正常发电工况对湖区水温进行 

了现场实测 , 利用实测资料对模型进行了率定 , 论证参数选取的合理性。模型验证以温升分 

布状态及取水温升为主要验证对象 , 结果比较表明 , 模拟误差在合理范围内。 

58


计算工况 : 装机容量 1×330MW+2×600MW。夏季 THA 工况循环冷却水量 50.36m 3 /s, 取 

排水温升 8.00℃。; 夏季 TRL 工况 , 循环冷却水量 50.36m 3 /s, 取排水温升 9.30℃。; 冬季 

THA 工况 , 循环冷却水量 21.79m 3 /s, 取排水温升 18.00℃。 

3 结果分析 

3.1 原布置方案 

受计算域外部形状、湖区地形、取、排水口的位置的共同影响 , 小湖无明显的主流区 , 

主流基本沿大湖的中心 , 湖区流速较低 , 夏季主流区流速 0.02m/s, 冬季主流区流速 0.01m/s, 

在小湖出水口的北面及取水口两侧近岸湖内有较弱的回流区。 

图 2 原设计方案湖面流场矢量图及流速等值线图 ( 夏季 ) 

由于人工堤坝对湖面的分割 , 大小湖水体的热量交换只能通过小湖的出水口实现 , 使大 

小湖水体的温升呈明显的沿主流递减。由于湖水较浅 , 蓄热能力有限 , 热量无法迅速扩散 , 

小湖内水体基本处于高温区 , 即小湖温升情况主要决定于小湖出水口水流交换的水动力特 

性。而处于排水远区的大湖水体 , 水域相对开阔 , 温排水逐渐扩散。 

图 3 原设计方案湖面温升等值线图 ( 夏季 ) 

59


因水面吹程较短 , 当地风速、主导风向条件对计算结果的影响有限。大湖温度场及取水 

口温升情况决定于湖内水流流态及主流、回流的位置。湖中温度梯度和表面散热率都在不断 

地变化 ,4℃ 以上温升区为散热的主要水域 , 热量主要依靠蒸发、对流作用等不断散失到大 

气中 , 水温沿程下降。与地形及流场特性相对应 , 等温升线沿主流流速梯度方向依次降低 , 

决定了温度场的总体分布情况及取水口温升。比较夏季、冬季两个工况的计算结果 , 尽管两 

个季节的排热量基本相当 , 但气水温差及水面综合散热能力有一定的差异 , 温升包络面积及 

取水温升夏季较冬季有所增大。 

负荷 1530MW 情况下 , 夏季 THA 工况最大取水温度为 32.2℃, 夏季 TRL 工况取排水温升 

的改变主要影响小湖及其出口附近相对高温区的水温及等温升包络面积 , 使该区域的散热总 

量加大。就本工程取水口布置而言 , 相对于 THA 工况 ,TRL 工况下取排水温升的改变有限 , 

最大取水温度为 32.7℃。夏季两种计算工况的最大取水温度均未超过给定的最大取水温度 

限定值 33.0℃, 取水温度尚不影响发电机组的安全和满发运行 , 现有湖面的冷却能力可以 

满足设计要求。 

3.2 潜坝方案 

如何进行必要的工程布置优化 , 提高水面散热效率 , 降低取水温度 , 是优化布置要解决 

的问题。影响温排水的因素包括温排水流量、流速、取、排水温度及排放口附近受纳水体的 

水深等 , 温排水的主流区是水面的主要散热区 , 蒸发散热通量随表层水温升高迅速增长 , 为 

三大散热项中的主项。 

湖泊属封闭浅水型 , 不能形成完整稳定的分层流动 , 通过改变水体温度的垂向分布来改 

善环境水体的纳热及散热能力是难以奏效的 , 主要通过表面蒸发散热达到冷却的目的。 

由于湖内水体已充分参与热量交换 , 水面利用较为充分 , 故湖面高温升区水面面积较大。 

原设计方案在取水口两侧近岸湖内有较弱的回流区 , 回流区内水温相对较低 , 水面散热能力 

较弱。为进一步提高冷却池的冷却能力 , 降低取水温升 , 在导流堤形成的大、小湖基础上 , 

采用潜坝的工程措施 , 改变取水口流场分布情况 , 加大主流的流程及湖面温度 , 以充分利用 

取水口两侧回流区的水面。 

与原设计取水方案相比 , 优化后的潜坝布置方案 , 流场发生一定的改变 , 回流区明显减 

小或消失 , 参与散热的湖面面积增大 , 取水温升有一定的减小 , 在负荷为 1530MW 情况下 , 

夏季 THA 工况最大取水温度为 31.8℃, 夏季 TRL 工况最大取水温度为 32.2℃, 满足规划设 

计容量的要求 , 推荐采纳。 

潜坝 

图 4 潜坝对比方案湖面流场矢量图及流速等值线图 ( 夏季 ) 

60


3.3 最大负荷计算 

由于原设计方案及优化方案夏季 TRL 工况最大取水温度较设计给定的最大取水温度尚 

有一定的富裕 , 为此 , 分别针对原设计方案及优化方案进行湖区最大热负荷能力计算。就取 

水口最大取水温度而言 , 夏季为控制工况 , 最大负荷计算针对夏季进行。 

原设计布置方案 , 在夏季 THA 工况 , 即取排水温升 8℃ 不变的条件下 , 当循环冷却水量 

达到 55.3m 3 /s, 湖面高温升区临近取水口 , 取水温度达到热机要求的极限取水温度 33.0℃。 

在夏季 TRL 工况 , 即取排水温升 9.3℃ 不变的条件下 , 当循环冷却水量达到 54.83m 3 /s, 取 

水温度达到热机要求的极限取水温度 33.0℃。根据计算得出的极限循环冷却水量 , 从温排 

水取水温升角度对湖面的冷却能力作出评估 , 该湖泊的最大热负荷为 1666~1680 MW。 

优化方案 , 在夏季 THA 工况 , 即取排水温升 8℃ 不变的条件下 , 当循环冷却水量达到 

58m 3 /s, 湖面高温升区临近取水口 , 取水温度达到热机要求的极限取水温度 33.0℃。在夏季 

TRL 工况 , 即取排水温升 9.3℃ 不变的条件下 , 当循环冷却水量达到 57.58m 3 /s, 取水口平均 

温升达到 5.5℃, 取水温度达到热机要求的极限取水温度 33.0℃。此时 , 湖内水体已充分参 

与热量交换 , 利用充分 ,1℃ 温升面积覆盖湖泊的总水面 , 环境水体的纳热及散热能力达到 

极限 , 湖泊的最大热负荷为 1749~1770 MW。 

表 1 湖区等温升包络面积及取水温升结果对比 

方案工况 

等温升包络面积 (km 2 ) 

取水 

温升 

4℃ 3℃ 2℃ 1℃ ℃ 

夏季 THA 6.77 7.12 7.56 7.85 4.70 

原设计 

方案 

夏季 TRL 6.94 7.25 7.68 7.94 4.75 

最大热负荷 TRL 7.09 7.40 7.74 7.97 5.50 

冬季 THA 5.54 5.95 6.44 7.05 2.10 

夏季 THA 7.54 7.74 8.00 8.27 4.30 

潜坝 

方案 

夏季 TRL 7.73 7.88 8.13 8.37 4.34 

最大热负荷 TRL 8.09 8.23 8.37 8.48 5.50 

冬季 THA 工况 5.56 6.22 7.04 7.89 1.90 

图 5 潜坝优化方案极限最大热负荷情况湖面温升等值线图 ( 夏 ) 

61


4 结论 

根据相关资料 , 就电厂规划的明取明排布置形式及电厂运行的额定取排水流量及凝汽器 

温升 , 对湖区水体的冷却能力进行数值模拟研究 , 论证其极限冷却容量。 

计算结果表明 : 

(1) 研究所采用的计算方法是可行的 , 选用的各参数通过实测资料的率定是合理的 ; 

(2) 对于原设计方案 , 装机容量为 1530MW, 夏季 THA 工况 , 最大取水温度为 32.2℃, 

夏季 TRL 工况 , 最大取水温度为 32.7℃, 均未超过给定的取水温度限定值 33.0℃, 取水温 

度不影响发电机组的安全和满发运行 , 现有湖面的冷却能力可以满足规划设计容量的要求 ; 

(3) 从温排水取水温升角度讲 , 该方案利用湖泊进行循环冷却 , 最大热负荷不应超过 

1666MW; 

(4) 给出的工程优化措施是适当的。对于潜坝优化方案 , 装机容量 1530MW, 夏季 T 工 

况 , 最大取水温度为 31.8℃, 夏季 TRL 工况最大取水温度为 32.2℃, 亦满足规划设计容量 

的要求。最大热负荷不应超过 1749MW。 

参考文献 

[1] H.B. 费希尔 . 内陆及近海水域的混合 [M]. 北京 : 水利电力出版社 ,1987. 

[2] 水利水电科学研究院科学研究论文集 , 第 17 集 ( 冷却水 )[M]. 北京 : 水利电力出版社 ,1984. 

[3] J.J.Connor. 流体流动的有限元法 [M]. 吴望一译 . 北京 : 科学出版社 ,1981. 

[4] 中国水利水电科学研究院 . 辽宁红沿河核电厂温排水及液体放射性流出物二维数值模拟计算报告 

[R].2006. 

[5] 吴江航 , 韩庆书 . 计算流体力学的理论、方法与应用 [M]. 北京 : 科学出版社 ,1987. 

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学研究院、北京大学 ,1985. 

[7] 陈惠泉 , 毛世民 . 水面蒸发的计算与验证 —— 水面蒸发系数的一个全国通用公式 [R]. 水利水电科学 

研究院 ,1994。 

[8] 蒋红 . 水库水温计算方法探讨 [J]. 水力发电学报 ,1999,65(2)。 

[9] 陈小红 . 湖泊水库垂向二维水温分布预测 [J]. 武汉水利电力学院学报 ,1992,25(4)。 

[10] 蔡为武 . 水库及下游河道的水温分析 [J]. 水利水电科技进展 ,2001(5)。 

62


金沙江下游梯级水电开发对鱼类影响的分析 

蒋艳 , 冯顺新 , 马巍 , 李翀 

( 中国水利水电科学研究院 , 北京玉渊潭科技园 ,100038,jiangyan@iwhr.com) 

摘要应用水动力学模型预测金沙江流域梯级水电开发引起下游水文情势的变化 ; 分析水文 

情势的变化对鱼类的影响。金沙江下游梯级水电站的开发建设 , 使得流量、水位、流速和水面 

面积的变化幅度明显降低 , 洪峰过程趋于坦化 , 河流的水动力学特征发生较大变化。由于大坝 

阻隔使鱼类洄游活动受到限制 , 库区河滩淹没达不到鱼卵漂流的流速条件 , 这对需要洪水过程 

条件的产漂性卵的鱼类繁殖不利 ; 同时受水库调度运行影响 , 在坝下附近江段水位变化频繁 , 

造成产粘沉性卵的鱼类的受精卵或仔幼鱼搁浅而死亡 , 影响鱼类的产卵和育肥过程。 

关键词金沙江下游 ; 梯级水电站 ; 水文情势 ; 生态环境 ; 洄游性鱼类 

1 概述 

水利工程的建设为供水、防洪和发电等促进了人类社会经济发展方面起到了积极作用 , 

但工程的建设因河流水文情势变化会对坝下与河口水生态环境产生潜在影响 , 由于阻断了河 

流的连续性 , 上下游水动力特性的巨大变更使原有的河势、泥沙输移、河口形态、生物物种 

的生存空间等都随之发生变化 , 特别是大坝的阻隔作用对生物物种、珍稀洄游性鱼类产生了 

[1-3] 

较大的影响。 

近年来许多研究均将流量调节 (flow regulation) 作为河流生态系统健康的关键要素之 

[4] 

一 , 原因在于河川水流控制了影响水域生物栖息地的重要因素 , 诸如流速及水深等。河川 

[5-6] 

径流的自然变化是维持水生生态系统最重要的驱动力之一 , 河川径流影响到包括下列 6 

项因素 : 食物、栖息地、水温、水质、流态 (flow regime)、生物间的相互关系 , 这 6 项因 

[7] 

素是影响河流生态系统最重要的因素。 

水库调节使自然河道的洪枯过程减弱 , 甚至消失。而天然河流洪枯过程变化带来了河流 

水位、水温、水量、含沙量和消落带等的变化 , 生物多样性常常与生境的复杂性直接相关 , 

这些现象是河流生境的体现 , 是生物多样性需要的自然环境。梯级水库对生态环境的影响首 

先体现在对生境的改变 , 包括河流水沙输移过程、水体的连续性、流态、流速、水温、溶解 

[8-9] 

氧和透明度等环境要素的变化。金沙江下游是许多洄游鱼类的重要栖息地 , 洄游鱼类需 

要三场一道 ( 繁殖场 , 育肥场 , 产卵场 , 洄游通道 ), 梯级水库的建设造成洄游鱼类等水生 

生物的生命通道阻隔 , 相当多的洄游鱼类可能灭绝。 

2 研究区域 

金沙江流域下游河段水量充沛且稳定 , 干流落差大而集中 , 理论蕴藏量 2907.9 万 kW, 

可开发量 3790 万 kW, 是我国技术经济指标优越的水电能源基地 , 从雅砻江河口至岷江河口 

规划为乌东德、白鹤滩、溪洛渡和向家坝 4 个梯级水电站 ( 图 1)。其中 , 溪洛渡和向家坝水 

电站分别于 2005 年、2006 年正式开工 , 而乌东德和白鹤滩水电站正处于工程规划设计阶段 , 

4 个梯级电站均为高坝巨型深水库 , 由于水库的径流调节 , 库区江段的水文情势将发生较大 

的变化 , 将对全流域及长江上游地区的生态与环境产生重要影响。为了协调好长江干流水能 

资源开发与鱼类资源保护的关系 , 国务院于 2000 年批准建立 “ 长江上游珍稀、特有鱼类国 

家级自然保护区 ”( 简称保护区 , 下同 ), 范围包括长江干流宜宾至重庆江段及部分支流河段。 

主要保护对象包括白鲟、达氏鲟、胭脂鱼等国家一级和二级重点保护水生物种 , 还包括圆口 

铜鱼、裂腹鱼、白甲鱼等 66 种我国特有鱼类及其赖以栖息的生态环境。 

63


金沙江下游属江河鱼类和高原鱼类分布的过渡带 , 同时也是金沙江中游、长江上游鱼类、 

雅砻江和赤水河等支流不同区系鱼类交错分布区 , 鱼类种类丰富 , 共记载鱼类 160 种 , 其中 

特有鱼类 56 种 , 如圆口铜鱼、嵩明白鱼、短臀白鱼等 , 保护区分布鱼类 186 种 , 特有鱼类 

66 种 , 主要保护对象包括白鲟、达氏鲟、胭脂鱼等。 

图 1 

金沙江下游流域水系图 

3 研究方法 

采用圣维南方程 , 建立了描述干流水流的一维非恒定流水动力学模型公式 (1): 

Q A 

+ = q 

x t 

2 

Q 

( 

a ) 

Q A h gQ Q 

+ + gA + = 0 

2 

t x x C AR 

h( 

x) 

= h 

z 

Q( 

x) 

z 

h( 

t), 

Q( 

t) 

1 

= q 

1 

t= 

0 

= h , Q 

0 

0 

式中 :Q 为流量 (m 3 /s);A 为过水断面面积 (m 2 );q 为源汇项 (m 2 /s), 即河道旁侧入流流量 ( 支 

流流量 );α 为流速在垂向的分布系数 ;h 为水深 (m);C 为谢才系数 ;R 为水力半径 (m);g 

为重力加速度 (m 2 /s);h1、q1 为边界水深 (m) 和流量 (m 3 /s);h0、q0 为初始水深 (m) 和流量 (m 3 /s); 

ζ 为边界。 

[10-11] 

模型求解采用丹麦水力研究所 (DHI) 研制的 MIKE 11 模型软件 ,MIKE 11 是一个模 

拟河流、渠道、湖泊和河口的一维模型系统 , 模型求解采用显式有限差分格式。计算节点包 

括流量和水位 , 水工建筑物 ( 水电站 ) 被设定为流量节点。 

(1) 

64


4 模型的建立与率定 

研究范围涵盖金沙江下游河段与长江上游河段 , 从金沙江干流下游乌东德水电站库尾 

( 雅砻江河口 ) 至长江干流嘉陵江河口之间 , 全长 1214 km, 其中从乌东德水电站库尾雅砻江 

河口至向家坝水电站坝下岷江汇合口 , 干流全长 782 km, 河道平均坡降为 0.1%; 从岷江河 

口至嘉陵江河口 , 干流全长 432 km, 河道平均坡降 0.02%。建立一维河道水动力学模型 , 模 

拟梯级水库联合运行对下游河道水文情势的影响。 

从雅砻江河口至岷江河口 , 选取 144 个实测断面资料 , 其中乌东德库区江段 41 个 ; 白 

鹤滩库区江段 36 个 ; 溪洛渡库区江段 50 个 ; 向家坝库区江段 19 个 ; 支流黑水河 15 个断面 , 

模拟河长 32km; 普渡河 11 个断面 , 模拟河长 18km; 其它支流牛拦江、美姑河等作为进入干 

流的点源处理。从岷江河口至嘉陵江汇合口 , 从航道图提取 417 个河道断面 , 其中岷江河口 

至宜宾为 30 个断面 , 平均断面间距为 2 km, 宜宾至嘉陵江汇合口共 387 个断面 , 平均断面 

间距为 1km, 岷江、沱江、横江和赤水河 4 条支流作为点源汇入。 

模拟时期从 2001 年 1 月 1 日至 2003 年 12 月 31 日 , 根据屏山站的 64 年 (1940—2003 

年 ) 实测流量 , 多年平均流量为 4566 m 3 /s, 而 2001—2003 平均流量为 5066 m 3 /s, 处于多年 

流量变化的丰水期 , 其中 2001 至 2003 年流量的设计频率分别为 10%,40% 和 36%。 

模型输入文件有河网文件、断面文件、边界条件文件和水动力学参数文件。对天然河道 

过程进行模拟 , 以屏山站流量过程 , 泸州站水位过程 , 朱沱站的水位和流量过程进行糙率参 

数的率定 , 模拟步长 2min。模型的参数率定采用断面分层糙率取值法 , 即根据断面不同的 

特征水位 , 采用不同糙率系数 , 这样可以使丰水期和枯水期的流量与水位过程都可以得到较 

好的模拟 , 结果表明屏山流量模拟的纳西效率系数为 0.950, 泸州水位模拟的纳西效率系数 

为 0.930, 朱沱水位模拟的纳西效率系数为 0.916( 图 2), 朱沱流量模拟的纳西效率系数为 

0.924( 图 2)。 

朱沱模拟水位 [m] 

朱沱实测水位 [m] 

212 

朱沱模拟流量 [m^3/s] 

朱沱实测流量 [m^3/s] 

210 

208 

35000 

30000 

206 

25000 

204 

20000 

202 

15000 

200 

10000 

198 

5000 

2001 2002 2003 

2001 2002 2003 

(a) 水位 

(b) 流量 

图 1 朱沱站水位与流量模拟值与实测值对比 

5 梯级水库联合运行对水文情势的影响 

乌东德、白鹤滩、溪洛渡和向家坝水电站的库容系数分别为 1.5%,6.9%,4.4% 和 0.6%, 联合运 

行时水库库容系数达到 13.4%, 总库容达 458.81 亿 m 3 。在已建立的天然河道水动力学模型基础上 , 

在乌东德、白鹤滩、溪洛渡和向家坝的坝址处 , 根据 MIKE 11 模型中水工建筑物 (Regulating Str.) 

的参数设置来模拟各梯级水库的调度运行方式 ( 图 3), 分析水库联合运行后对下游河道水文情势的 

影响。 

梯级水库通过对入库径流的调节作用 , 使河道径流过程趋于均化 , 洪、枯过程减弱 ,2001—2003 

65


年向家坝坝址以下 2km 的天然流量过程和建库后流量过程的对比如 ( 图 4) 所示。 

梯级水库联合运行后 , 由于水库下泄流量的变化 , 引起岷江河口至嘉陵江河口江段的沿程水位、 

流速和水面面积发生了改变。分别选取建库前天然河道 (2001-2003 年 ) 的最大日流量 (22217 m 3 /s), 平 

均日流量 (5038 m 3 /s) 和最小日流量 (1325 m 3 /s), 分析这 3 个流量条件下的断面平均流速 , 沿程水位 , 

以及岷江河口至嘉陵江河口江段水面面积的变化。 

分析模拟结果 , 在最大日流量条件下 , 建库后沿程流速的平均值为 2.1m/s, 建库前流速水位为 

2.4 m/s ( 图 4); 而在最小日流量条件下 , 建库后流速 (1.2 m/s) 大于建库前流速 (0.9 m/s) ( 图 5); 在平均 

值日流量条件下 , 建库前、后日流量的沿程流速平均值非常接近 , 分别为 1.4 m/s 和 1.3 m/s ( 图 6)。 

从岷江河口至嘉陵江河口江段水面面积 ( 图 7), 在最大日流量条件下 , 建库后水面面积为 

344km 2 , 建库前为 361km 2 , 建库后比建库前减小了 4.7%; 而最小日流量条件下 , 建库后水面面积 

(255km 2 ) 比建库前水面面积 (213km 2 ) 增大 20 %; 在平均值日流量条件下 , 建库前、后日流量的水面 

面积分别为 272 km 2 和 265 km 2 。 

从水位模拟结果 ( 图 8) 可以看出 , 在最大日流量条件下 , 建库后水位低于建库前水位 ; 而最小日 

流量条件下 , 建库后水位高于建库前水位 ; 在平均值日流量条件下 , 建库前、后日流量的沿程水位 

值相当 , 建库后的水位略低于建库前水位。 

图 2 四个梯级水电站水库调度运行过程 

天然流量 [m^3/s] 

出库流量 [m^3/s] 

22000 

20000 

18000 

16000 

14000 

12000 

10000 

8000 

6000 

4000 

2000 

2001 2002 2003 

图 3 向家坝坝下 2km 天然与建库后流量过程 

图 4 最大日流量条件下建库前后沿程流速 

66


图 5 最小日流量条件下建库前后沿程流速 

图 6 平均日流量条件下建库前后沿程流速 

图 7 建库前后长江上游江段水面面积 

图 8 建库前后长江上游江段沿程 

6 水文情势变化对鱼类的影响 

随着三峡 - 葛洲坝水利枢纽联合调度运行 , 以及金沙江中下游流域与支流流域梯级水电站的开发 

建设 , 使河流的连续性受到严重影响 , 阻隔了洄游鱼类 ( 如圆口铜鱼 ) 的通道 , 对半洄游性鱼类也将 

有较强的阻隔效应。江河鱼类向上游分布和高原鱼类向下游分布受阻后 , 鱼类适宜生境绝大部分萎 

缩。金沙江下游分布的鱼类多为适应激流生境种类 , 这些鱼类将被阻隔于向家坝下的保护区内 ; 同 

时也阻隔了保护区内洄游鱼类 ( 如中华鲟、白鲟、胭指鱼等 ) 的成熟亲鱼上溯到坝上繁殖产卵场 , 以 

及上游受精卵或仔幼鱼到下游合适水域索饵、育肥的通道 , 繁殖与发育条件相分离 , 鱼类繁殖场 , 

育肥场、产卵场 , 洄游通道等流水生境均将有所改变。 

研究表明 , 由于大坝的阻隔 , 完整的河流环境被分割成不同的片段 , 将阻断鱼类迁移 , 鱼类生 

境的片段化导致形成大小不同的异质种群 , 种群间基因不能交流 , 使各个种群将受到不同程度的影 

响。种群数量较大的鱼类 , 群体间将出现遗传分化 ; 种群数量较少的物种将逐步丧失遗传多样性 , 

[8] 

危及物种长期生存。 

金沙江下游位于高山峡谷地带 , 库尾河道狭窄 , 水深较浅 , 仍然保持着流水江段的特征 , 特别 

是水库在低水位运行时 , 库尾流水段会比较长 , 其水文情势的变化主要受上一级梯级水库泄水的影 

响 ; 水库坝前水域水深大、河道宽 , 水流缓慢甚至静止 , 风生流和密度流的作用明显增强 , 呈现湖 

泊水动力学特征 , 库中水域属于河流段和湖泊段之间的过渡段。梯级电站联合运行沿程流速变化过 

67


程如错误 ! 未找到引用源。所示。 

圆口铜鱼等产漂流性卵的鱼类 , 在 5—7 月份的繁殖期 , 鱼卵在随水飘流过程中发育、孵化 , 飘 

流距离可达几百公里 , 且要求流速在 0.2m/s 以上 , 否则鱼卵或鱼苗会下沉而不能正常发育 , 像这样 

鱼卵飘流性的鱼类 , 在水库内 , 因库区河滩淹没达不到鱼卵漂流的流速条件 , 产卵场减少 , 只有在 

库尾的流水江段鱼卵才可以飘流孵化。在各梯级水库江段从库尾计的河道长度分别为 : 乌东德库区 

5 月份为 108.5 km,6 月份为 123.3 km,7 月份为 187.2 km; 白鹤滩库区 5 月份为 61.0 km,6 月份 

为 81.9 km,7 月份为 84.9 km; 溪洛渡库区 5 月份为 77.5 km,6 月份为 87.1 km,7 月份为 88.9 km; 

向家坝库区 5 月份为 70.3km,6 月份为 70.3 km,7 月份为 108.7 km。因此 , 产漂流性卵鱼类的生 

存繁殖条件受到一定程度的影响 , 若没有充足的苗种补充 , 将难以在此江段形成自然种群 , 甚至将 

逐渐在库区消失。 

8 

7 

6 

流速 (m/s) 

建库前 

建库后 (5 月份 ) 



5 

4 

3 

2 

1 

乌东德白鹤滩溪洛渡 

向家坝 

图 9 梯级电站联合运行沿程流速变化过程图 

水文情势的变化 , 库区鱼类种类组成将由 “ 河流相 ” 逐步向 “ 湖泊相 ” 演变 , 库区江段原来适 

应于底栖急流、砾石、洞穴、岩盘等底质环境产粘沉性卵的鱼类 , 将逐渐移向干流库尾及支流雅砻 

江、普渡河、黑水河等流水江段 , 种群数量将明显下降 , 而在库区的数量急剧减少或消失 , 而适应 

于缓流或静水环境生活的鱼类 , 种群数量将上升 , 有可能会成为库区的优势物种。 

由于水库蓄水使库区水体体积与水域面积增大 , 水生生物及鱼类栖息、生活空间增大 , 生物生 

产力提高 , 鱼类总资源量和渔获量均会升高。但由于梯级电站的调度 , 特别是调峰运行 , 库区水位 

变化比较频繁 , 会形成生物非常贫乏的水库消落带 , 库区能够形成种群的鱼类以产粘性卵的鱼类为 

主 , 鱼类繁殖期的水位频繁涨落 , 会导致受精卵和仔幼鱼的搁浅死亡 , 对鱼类繁殖不利。坝下江段 

由于下级梯级回水直达坝址 , 泄水水量、流速和水位的频繁变化影响的范围和程度有限 , 但库尾浅 

水河道比较狭窄 , 受到较强的影响 , 虽然有流水江段的特征 , 但经过水库调节后非恒定流 , 难以满 

足鱼类繁殖所需的水动力学条件 , 这会对流水性的鱼类繁殖产生不利影响。 

7 结论 

0 

0 78 150 221 300 379 443 502 560 623 782 

里程 (km) 

金沙江下游梯级水电站的开发建设 , 最直接的影响是破坏了河流的连续性 , 对库区江段及保护 

区环境的影响因素是大坝阻隔及水文情势的改变。梯级电站建设运行后 , 将在金沙江下游河道形成 

4 座坝高 160 m 以上的高坝水库 , 除乌东德库尾保持少量流水江段外 , 白鹤滩、溪洛渡和向家坝的 

68


回水均达上一级电站坝址 , 多数支流下游也均成为缓流或静水库湾。库区水位抬高 , 水深增加 , 水 

面积增加 , 流速变缓 , 河流的水动力学特征发生较大变化。大坝阻隔使鱼类的洄游活动受到限制 , 

因库区河滩淹没达不到鱼卵漂流的流速条件 , 以及洪枯过程的减弱使鱼类的产卵场、繁殖场和索饵 

场等生境条件受到影响。 

由于梯级水库的调节作用 , 保护区的流量、水位、流速和水面面积的变化幅度明显降低 , 洪峰 

过程趋于坦化 , 这对需要洪水过程条件的产漂性卵 ( 如圆口铜鱼等 ) 鱼类繁殖不利 , 大坝建设阻隔了 

产漂性卵的鱼类洄游通道。受梯级电站调度影响 , 特别是调峰运行 , 在坝下附近江段水位变化频繁 , 

可能造成产粘沉性卵的鱼类的受精卵或仔幼鱼搁浅而死亡 , 对其繁殖不利 , 从而对生物多样性及河 

流生境的复杂性造成了一定的影响。 

参考文献 

[1] Thi Viet Hoa Le, Huu Nhan Nguyen, Eric Wolanski. The combined impact on the flooding in Vietnam's Mekong River 

delta of local man-made structures, sea level rise, and dams upstream in the river catchment[J].Estuarine,Coastal and 

Shelf Science, 2007, 71(1-2):110-116. 

[2] William L. Graf.Downstream hydrologic and geomorphic effects of large dams on American rivers[J]. Geomorphology, 

2006, 79(3-4):336-360. 

[3] Lucia Scodanibbio ,Gustavo Mañez. The World Commission on Dams: A fundamental step towards integrated water 

resources management and poverty reduction? A pilot case in the Lower Zambezi, Mozambique[J].Physics and Chemistry 

of the Earth, Parts A/B/C, 2005,30(11-16): 976- 983. 

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2001, 253(1-4):1-13. 

[6] Richter B.D., Mathews R., Harrison D.L., Wigington R.. Ecologically Sustainable Water Management: Managing River 

Flows for Ecological Integrity [J]. Ecological Applications, 2002, 13(1): 206-224. 

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Introduction [J]. Bioscience, 2000, 50(9):746-751. 

[8] 董哲仁 . 生态水工学探索 [M]. 北京 : 中国水利水电出版 , 2007:72-83. 

[9] 董哲仁 , 孙东亚 . 生态水利工程原理与技术 [M]. 北京 : 中国水利水电出版社 ,2007:129-137. 

[10] A modeling system for Rivers and Channels User Guide[R]. Denmark: Danish hydraulic Institute, 2003:29-201. 

[11] A modeling system for Rivers and Channels reference manual[R] Denmark: Danish Hydraulic Institute, 2003:145-147. 

69


于桥水库三维水质模拟及预测 

张晨高学平张少雄 

( 天津大学建筑工程学院天津 300072 emil@tju.edu.cn) 

摘要基于 EFDC 建立了于桥水库三维水质模型 , 模拟 2006 年于桥水库运行工况下 , 受进流、 

出流和风生流共同作用的湖流情况以及库区内水质变化趋势和分布状况。通过水位和各水质组 

分计算值与实测值比较分析 , 验证了模型的可靠性。应用于桥水库三维水质模型 , 对 2007 年 5 

—10 月于桥水库水质进行了预测 , 结果表明水质比 2006 年略优。该模型揭示了于桥水库水流流 

动和水质扩散规律 , 为保障于桥水库供水水质安全提供科学依据。 

关键字 EFDC; 三维水质模型 ; 水质模拟 ; 水质预测 ; 于桥水库 

1 前言 

于桥水库位于天津市蓟县城东 4km、蓟运河左支流州河上游出山口处 , 北纬 40°02′, 

东经 117°25′, 库区由东向西倾斜。作为引滦入津工程的调蓄水库 , 总库容 15.59 亿 m 3 , 

兴利库容为 3.85 亿 m 3 , 正常蓄水位 21.16m( 大沽 , 下同 ), 正常蓄水位水面面积 86.8km 2 。 

于桥水库作为天津市唯一水源地 , 其水质状况关系到天津千万人民的饮水安全。配合水 

质监测 , 建立于桥水库三维水质模型 , 以帮助解决水库水质预测、面源污染和富营养化等水 

环境问题。 

2 湖泊 ( 水库 ) 三维水质模型 

基于 Harmrick J M [1] 开发的三维环境流体动力学模型 EFDC(Environmental Fluid 

Dynamics Code) 建立湖泊 ( 水库 ) 三维水动力水质模型。与 Delft3D、Mike3 等国外知名模 

型一样 ,EFDC 模型建立在基于 Boussinesq 和垂向静水压力假定下的浅水运动方程。该模型 

含有水动力模拟、水质及富营养化、泥沙及有毒物模拟。其中 , 水动力模型可模拟流场、水 

温、盐度、示踪计等 ; 水质模型可模拟藻类、溶解氧、化学需氧量、有机碳、氮、磷、硅、 

粪大肠杆菌、细菌等 21 项水质组分 ; 泥沙模型包括粘性泥沙和非粘性泥沙模型。水动力模 

型与水质模型、泥沙模型耦合计算 , 可根据具体的水体特征 , 选择进行一维、二维、三维模 

拟。国内外应用 EFDC 对河流、湖泊、水库、河口海岸以及湿地等不同水体关于温度、盐度、 

[2-6] 

水质、泥沙及有毒物等水环境问题的模拟已有一百多例。 

2.1 基本控制方程 

(1) 连续性方程 

(2) 动量方程 

= -m 

y 

( mz ) ( 

m 

y 

Hu) 

( 

m 

x 

Hv) 

( 

mw) 

+ + + = Q 

t x y z 

( 

mHu) 

( 

m y Huu) 

( 

m 

m 

x Hvu) 

( 

mwu) 

y 

+ + + - ( mf + v 

t x y z 

x 

( 

gz 

+ p) 

H - m 

x 

y 

h H p 1 

( - z ) + ( m 

x x z z H 

H 

A 

v 

u 

) + Q 

z 

mx 

- u ) Hv 

y 

u 

(1) 

(2) 

70


( 

mHv) 

( 

m y Huv) 

( 

m 

m 

x Hvv) 

( 

mwv) 

y 

+ + + + ( mf + v 

t x y z 

x 

( 

gz 

+ p) 

h H p 1 

= -mx 

H - mx 

( - z ) + ( m Av 

y y y z z H 

v 

) + Q 

z 

mx 

- u ) Hu 

y 

(3) 

(3) 状态方程 

( 

r = 999.843 + 6.794´ 10 * T - 9.095´ 10 * T + 1.002´ 10 * T 

-2 -3 2 -4 3 

- 1.120´ 10 * T + 6.536´ 10 * T 

-6 4 -9 5 

) 

v 

 

(4) 

(4) 浓度输运方程 

( 

mHF) 

( 

my 

HuF) 

( 

mxHvF) 

( 

mwF) 

+ + + 

t x y z 

= 

 

z 

1 

( m 

H 

A 

b 

F 

) + Q 

z 

F 

(5) 

式中 :u 和 v 是曲线正交坐标系下 x 和 y 方向的流速分量 (m/s); m 、 m 、m 是 Jacobian 

曲线正交坐标转换系数 , m = m m x y 

。 Q 

H 

代表降雨、蒸发、地下水相互作用、取水或点源 

和非点源入流 (m/s); p 为相对静水压力 gH ( 1- z) 

r (kg•m/s 2 ); f 为柯氏力参量 (s -1 ); 

0 

x 

y 

A 为垂向紊流黏滞系数 (m 2 /s); Q 和 Q 为动量源汇项 (m 2 /s 2 ); 密度 r 由温度 T 的状态 

v 

u 

v 

方程确定 (kg/m 3 ); 浓度输运方程 (5) 中 

F 为某种水质组分浓度 (mg/L)。 

2.2 求解方法 

A 

b 

为垂向紊动扩散系数 (m 2 /s); Q F 

为源汇项 (g/m 2 s); 

对上述方程在交错网格上进行离散的数值方法 , 应用内 - 外模式分离法求解动量方程和 

连续性方程 , 外模式应用半隐式三层时间格式求解 , 用周期性的两层时间格式修正 , 求得自 

由表面水位 , 应用连续超松弛格式迭代求解垂向平均流速 ; 内模式则联合水平流速分量和垂 

向剪力项 , 应用分步格式求解 , 隐式求解垂向剪力项 , 显式求解其他项。垂向紊动黏滞系数 

和扩散系数通过求解紊动能量和紊动尺度的紊动方程确定 , 紊动能量、紊动尺度、水质组分 

浓度输运方程求解应用分步法 , 隐式求解垂向扩散 , 显式求解对流和扩散。 

3 于桥水库三维水质模型的建立 

3.1 模型网格划分 

于桥水库为宽浅型带状水库 , 上游淋河、沙河和黎河汇入库区 , 下游由出库口向天津供 

水 ; 水库库区中间的州河河道清晰可见 ; 整个水库地形呈现出东高西低的大致走向 , 坝前区 

域为深水区 , 如图 1 所示。 

于桥水库水质模型计算域 : 东西向为水库上游自入库河口、下游至水库大坝 , 长约 19km; 

南北向至水库边界 , 长约 10km; 模拟水域面积约 91.3km 2 。为达到较高的模拟精度 , 模型计 

71


算平面矩形网格取为 100m×100m, 垂向分 4 层计算 , 网格单元为 9125, 如图 2 所示。 

图 1 于桥水库数字化地形 ( 大沽高程基面 ) 图 2 于桥水库水质模型计算网格 

3.2 模型参数 

(1) 糙率模型糙率根据水库床底状况和岸边带特点分片设置 , 并根据率定情况进行调 

整。 

(2) 风摩阻系数参阅文献 [7] 的研究成果 , 风摩阻系数取 0.001。 

(3) 水质模型参数水库水质模型涉及参数较多 , 率定难度较大。1999 年起 , 于桥管理 

处在水库内重新布设 5 个监测点 , 分别为库心北、库心西、库心、库心东和放水洞 , 每月进 

行两次水质监测 , 站点水质监测资料可以反映水库水质时空变化过程。利用入库污染源资料 

和水体实测浓度资料以及相应的水文气象资料 , 对于桥水库水质模型参数进行率定。 

其中 ,COD 降解系数 KCOD 根据 2006 年水质模拟情况进行率定 , 为 0.02/d; 复氧系数为 

[8] 

0.1/d; 总氮模型中 , 硝酸盐氮浓度参考有关研究成果 , 假设总氮中有机氮 / 无机氮 =1/1, 

而无机氮中 , 硝氮含量约 70%; 脱氮系数 KNOx 取 0.02/d; 底泥中氮的释放及沉降速率根据 

计算过程进行确定 ; 总磷的释放及沉降速率与总氮确定方法相同 ; 氨氮降解系数为 0.02/d。 

3.3 水动力验证 

于桥水库三维水质模型包含水动力和水质两部分 , 首先进行水动力验证 , 对典型年水库 

运行过程进行模拟 , 将计算水位和运行水位进行比较 , 率定模型参数。研究选取 2006 年为 

典型年 ,2006 年共引水两次 :4 月 10 日 ~6 月 12 日 , 引水 3.31 亿 m 3 ;9 月 26 日 —12 月 6 

日引水 3.62 亿 m 3 , 共计 6.93 亿 m 3 。根据 2006 年日入库流量和出库流量过程资料和于桥水 

库库区气象资料 , 对于桥水库 2006 年水库运行过程进行模拟验证。模型计算时间为 2006 

年 1 月 1 日至 2006 年 12 月 31 日 ,jday 365 天。 

图 3 为 2006 年计算水位与实际运行水位的对比 , 误差绝对值小于 5%, 两者吻合较好。 

图 4 和图 5 为于桥水库 2006 年 10 月表层流场和底层流场的模拟结果 , 由湖流流场模拟结果 

可知 , 由于入库流量较大 , 受进流和出流作用 , 湖流向出库口流动 , 湖内流场较平顺 ; 受风 

生流影响 , 流速方向发散 , 岸边形成小环流。主库区表层流速大约在 5cm/s 左右 , 果河入流 

表层流速为 10~30cm/s, 放水洞出流表层流速为 8~15cm/s; 主库区底层流速约 4cm/s, 果 

河入流底层流速约 5~15cm/s, 放水洞出流底层流速为 4~10cm/s。综上所述 , 通过调整糙 

率 , 于桥水库三维水质模型能较准确的计算水库水动力参量 , 模型计算水位与实际运行水位 

吻合较好 ; 库区湖流主要受风生流影响 , 模型能较准确模拟进流、出流和风生流共同作用下 

的水库流场 , 与实际运行情况相符。 

72


22 

21 

水位 (m) 

20 

19 

18 

17 

16 

0 50 100 150 200 250 300 350 

时间 ( 天 ) 

2006 年运行水位 

2006 年计算水位 

图 3 2006 年于桥水库运行水位与模型计算水位对比 

图 4 2006 年 10 月于桥水库表层流场 

图 5 2006 年 10 月于桥水库底层流场 

3.4 水质验证 

根据 2006 年黎河前毛庄逐日输水流量 , 逐月入库流量和放水洞逐日流量等水文资料以 

及 2006 年《于桥水库水质监测成果》, 即按黎河实际输水量和上游自产水量给定黎河、沙 

河和淋河流量边界条件以及水质边界条件 , 下游给定放水洞流量边界 ,2006 年初的水库库 

容为初始水位条件。模型计算时间为 2006 年 1 月 1 日至 2006 年 12 月 31 日 ,jday365 天。 

模拟水质组分包括高锰酸盐指数、氨氮、总氮、总磷、溶解氧、叶绿素 a。根据水质监测成 

果中库心断面 ( 库心位置见前图 2) 水质实测浓度与计算浓度比较 , 对模型参数进行调整 , 

验证模型计算的准确性。 

图 6~ 图 11 为 2006 年库心各水质组分计算浓度与实测浓度比较 , 由图可知 , 各水质组 

分浓度过程线与实测浓度变化趋势基本一致 , 模型计算值与实测值吻合较好 , 具体数值如下 

[9-11] 

表 1 所示 , 水质模拟误差精度一般在 30% 以内较优。 

库心高锰酸盐指数 

COD(mg/L) 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

0 100 200 300 400 

时间 ( 天 ) 

实测浓度 

计算浓度 

图 6 库心 CODMn 计算浓度与实测浓度比较 

73


库心氨氮 

NH4-N(mg/L) 

1 

0.9 

0.8 

0.7 

0.6 

0.5 

0.4 

0.3 

0.2 

0.1 

0 

0 100 200 300 400 

时间 ( 天 ) 

实测浓度 

计算浓度 

图 7 库心氨氮计算浓度与实测浓度比较 

库心总氮 

TN(mg/L) 

3.5 

3 

2.5 

2 

1.5 

1 

0.5 

0 

0 100 200 300 400 

时间 ( 天 ) 

实测浓度 

计算浓度 

图 8 库心总氮计算浓度与实测浓度比较 

库心总磷 

TP(mg/L) 

0.1 

0.09 

0.08 

0.07 

0.06 

0.05 

0.04 

0.03 

0.02 

0.01 

0 

0 100 200 300 400 

时间 ( 天 ) 

实测浓度 

计算浓度 

图 9 库心总磷计算浓度与实测浓度比较 

库心溶解氧 

DO(mg/L) 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

0 100 200 300 400 

时间 ( 天 ) 

实测浓度 

计算浓度 

图 10 库心溶解氧计算浓度与实测浓度比较 

74


库心叶绿素 a 

Chla(mg/L) 

0.05 

0.04 

0.03 

0.02 

0.01 

实测浓度 

计算浓度 

0 

0 100 200 300 400 

时间 ( 天 ) 

图 11 库心叶绿素 a 计算浓度与实测浓度比较 

表 1 2006 年于桥水库库心计算浓度与实测浓度对比 

时间 COD(mg/L) NH4-N(mg/L) TN(mg/L) 

月计算实测误差计算实测误差计算实测误差 

1 3.4 3.7 8.1% 0.13 0.10 30.0% 1.67 1.60 4.4% 

2 3.4 3.0 13.3% 0.13 0.24 45.8% 1.67 1.73 3.5% 

3 3.2 2.9 10.3% 0.14 0.13 7.7% 1.64 1.61 1.9% 

4 3.7 4.0 7.5% 0.15 0.14 7.1% 1.94 1.76 10.2% 

5 2.9 3.0 3.3% 0.12 0.11 9.1% 2.83 2.82 0.4% 

6 3.1 4.0 22.5% 0.10 0.14 28.6% 2.72 2.27 19.8% 

7 3.6 4.5 20.0% 0.13 0.15 13.3% 2.53 1.38 -- 

8 3.8 4.9 22.4% 0.14 0.16 12.5% 2.33 1.09 -- 

9 4.2 6.3 33.3% 0.16 0.28 42.9% 1.67 0.92 -- 

10 5.5 5.3 3.8% 0.33 0.36 8.3% 1.11 1.17 5.1% 

11 4.0 4.1 2.4% 0.25 0.28 10.7% 1.78 1.98 10.1% 

12 3.7 3.4 8.8% 0.21 0.20 5.0% 2.1 2.30 8.7% 

时间 TP(mg/L) DO(mg/L) Chla(mg/L) 

月计算实测误差计算实测误差计算实测误差 

1 0.02 0.02 0.0% 12.3 15.2 19.1% 0.0013 0.0020 35.0% 

2 0.02 0.03 33.3% 11.0 9.1 20.9% 0.0010 0.0030 66.7% 

3 0.02 0.02 0.0% 9.7 11.2 13.4% 0.0011 0.0020 45.0% 

4 0.03 0.03 0.0% 10.8 11.7 7.7% 0.0055 0.0074 25.7% 

5 0.03 0.03 0.0% 12.4 14.0 11.4% 0.0049 0.0080 38.8% 

6 0.04 0.04 0.0% 11.1 9.5 16.8% 0.0071 0.0097 26.8% 

7 0.05 0.03 66.7% 9.9 9.1 8.8% 0.0075 0.0092 18.5% 

8 0.05 0.04 25.0% 8.6 8.6 0.0% 0.0058 0.0109 46.8% 

9 0.04 0.05 20.0% 7.7 9.0 14.4% 0.0102 0.0213 52.1% 

10 0.05 0.03 66.7% 7.9 7.9 0.0% 0.0040 0.0118 -- 

11 0.04 0.04 0.0% 9.7 9.7 0.0% 0.0080 0.0040 -- 

12 0.04 0.03 33.3% 10.6 12.0 11.7% 0.0058 0.0054 7.4% 

75


由表 1 可知 , 库心高锰酸盐指数模拟误差在 2.4%~33.3%, 最大误差出现在 9 月 , 年均 

误差为 13.0%; 氨氮误差在 7.1%~45.8%, 最大误差出现在 2 月 , 年均误差为 18.4%; 总氮 

误差在 1.9%~19.8%, 最大误差出现在 6 月 , 年均误差为 8.55%; 总磷误差在 0%~66.7%, 

最大误差出现在 7 月和 10 月 , 年均误差为 20.4%; 溶解氧误差在 0.0%~20.9%, 最大误差出 

现在 2 月 , 年均误差为 10.4%; 叶绿素 a 误差在 7.4%~52.1%, 最大误差出现在 9 月 , 年均 

误差为 43.5%。由模拟结果可知 , 于桥水库三维水质模型能较好的反映水体内各水质组分变 

化趋势。 

模型同时可以得到水库水体各水质组分时空分布状况 , 如图 12~ 图 17 分别为 2006 年 

10 月库区 CODMn、氨氮、总氮、总磷、溶解氧、叶绿素 a 浓度等值线分布图。由图可知 , 于 

桥水库内的各水质组分分布呈现出明显的由东至西的梯度变化 , 这是由于 2006 年 9~12 月 

份为引水期 , 水质组分主要由果河和淋河进入库区。水质组分浓度由果河和淋河入库处逐渐 

向库心扩散 , 入口处的最大扩散方向与水流最大路径重合 ( 与图 5 比较 ), 且扩散速度明显 

大于非引水期 , 说明在一定流速下 , 水质组分扩散在入口处以对流输运为主 , 库区入口至库 

心水域出现浓度高值区 ; 而库心西至放水洞和岸边水域 , 紊流扩散和反应作用更为显著 , 水 

质组分浓度减少并长期稳定在一个较小的值。2006 年 10 月份于桥水库库区高锰酸盐指数浓 

度介于 2.7~6.0mg/L 之间 ; 氨氮浓度介于 0.11~0.39mg/L 之间 ; 总氮浓度介于 0.9~ 

2.7mg/L 之间 ; 总磷浓度介于 0.02~0.05mg/L 之间 ; 溶解氧浓度介于 6.8~9.0mg/L 之间 ; 

叶绿素 a 浓度介于 0.0002~0.0148mg/L 之间。 

综上所述 , 通过调整各水质组分降解系数、脱氮系数、复氧系数等 , 于桥水库三维水质 

模型能较准确的计算水库水质变化趋势和分布状况。模型计算浓度与实测浓度吻合较好 , 水 

质组分年均误差小于 30%; 库区各水质组分分布规律与实际情况较为相符 , 在引水期以对流 

输运为主 , 入库口至库心水域浓度较高 , 库西和岸边水域浓度较低 , 非引水期由于入库流量 

减少 , 紊流扩散和反应作用更显著。 

图 12 2006 年 10 月库区 CODMn 等值线分布 

图 13 2006 年 10 月库区氨氮等值线分布 

图 14 2006 年 10 月库区总氮等值线分布 

图 15 2006 年 10 月库区总磷等值线分布 

76


图 16 2006 年 10 月库区溶解氧等值线分布图 17 2006 年 10 月库区叶绿素 a 等值线分布 

至此 , 通过水动力水质模型验证 , 建立了于桥水库三维水质模型。根据计算值和实测值 

比较表明 , 模拟精度较好。该模型能够模拟于桥水库不同工况下 , 受进流、出流和风生流共 

同作用的湖流情况以及库区内水质变化趋势和分布状况 , 为于桥水库水质状况预测与分析奠 

定了基础 , 是解决引滦入津输水工程水质安全问题的重要途径之一。 

4 模型预测及结果分析 

应用于桥水库三维水质模型 , 对 2007 年 5—10 月于桥水库水质进行预测 , 模拟计算于 

桥水库库内水质变化趋势和分布状况。 

采用 2007 年水文和水质实测资料 , 即按黎河实际输水量和上游自产水量给定黎河、沙 

河和淋河流量边界条件以及水质边界条件 , 下游给定放水洞流量边界 ,2007 年 5 月的水库 

库容为初始水位条件。模型计算时间为 2007 年 5 月 1 日至 2007 年 10 月 31 日 ,jday180 天。 

预测水质组分包括高锰酸盐指数、总氮、总磷、叶绿素 a。预测库区水质变化趋势和分布状 

况 , 如表 2 和图 18~ 图 21 所示。由图可知 , 库区水质组分浓度以对流输运为主 , 由东至西 

梯度变化 , 入库口周边水域受引水影响浓度变化较大 , 库区内水质组分浓度变化较小。2007 

年 10 月份于桥水库库区高锰酸盐指数浓度介于 2.5~5.7mg/L 之间 ; 总氮浓度介于 0.5~ 

2.7mg/L 之间 ; 总磷浓度介于 0.02~0.06mg/L 之间 ; 叶绿素 a 浓度介于 0.0002~0.0102mg/L 

之间 , 与 2006 年 10 月同期相比 , 水质略优。 

表 2 2007 年 5~10 月份库区水质组分预测浓度值 

时间月份 CODMn(mg/L) TN(mg/L) TP(mg/L) Chla(mg/L) 

5 2.95 2.45 0.022 0.0043 

6 3.05 2.17 0.022 0.0062 

2007 

7 3.19 1.99 0.024 0.0067 

8 3.25 1.95 0.025 0.0086 

9 3.26 1.91 0.025 0.0083 

10 3.37 1.84 0.027 0.0044 

图 18 2007 年 10 月库区 CODMn 等值线分布 

图 19 2007 年 10 月库区总氮等值线分布 

77


图 20 2007 年 10 月库区总磷等值线分布 

图 21 2007 年 10 月库区叶绿素 a 等值线分布 

5 结论 

(1) 基于 EFDC 三维水质模型 , 通过水动力水质模型验证 , 建立了于桥水库三维水质 

模型。该模型能够模拟于桥水库不同工况下 , 受进流、出流和风生流共同作用的湖流情况以 

及库区内水质变化趋势和分布状况 , 模拟精度较好。 

(2) 于桥水库内 CODMn、氨氮、总磷、溶解氧、叶绿素 a 等水质组分浓度由东至西呈 

梯度降低分布 , 库区入口至库心水域处于浓度高值区 , 库心西至放水洞和岸边水域处于浓度 

低值区 ; 总氮分布规律相反。 

(3) 应用于桥水库三维水质模型 , 对 2007 年 5~10 月于桥水库水质进行了预测 , 结 

果表明水质比 2006 年略优。该模型预测方法为保障引滦入津供水水质安全提供科学依据。 

参考文献 

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Marine Sci. and Oc. Engrg., Virginia Inst. of Marine Science, Va. 1996. 

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Chesapeake Bay system [J]. Proceedings - National Conference on Hydraulic Engineering, n pt 2, 1993, p 

2110-2115. 

[3] Hamrick, J M. Linking hydrodynamic and biogeochemical transport models for estuarine and coastal waters 

[J]. Proc 3 Int Conf Estuarine Coastal Model 3, 1994, p 591-608. 

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39, n 20, December, 2005, p 5232-5240. 

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Estuary ESTUAR COAST SHELF S 73 (1-2): 188-200 JUN 2007. 

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Project[R]. Tetra Tech, Inc. January 30, 2006. 

[11] Rebecca L. Evans. Metal and PHosPHorus accumulation in the benthic algae of a eutroPHic river[PH.D.]. 

University of Cincinnati, 2002. 

78


水资源调度对河流水环境的影响 

邵军荣 1 , 韩龙喜 2 , 吴时强 

(1. 南京水利科学研究院 , 广州路 223 号 ,210029,szr1215@163.com 

2. 河海大学 , 南京市西康路 1 号 ,210098,hanlongxi999@163.com) 

摘要中国是一个水资源严重缺乏的国家 , 不同地区水资源分布也很不平衡。通过利用水利 

工程实现区域甚至流域间水资源的重新分配 , 是解决水资源地区分配不均问题的重要手段。水 

资源在空间上、时间上的重新分配 , 改变了调出、调入水体的水文情势 , 必将带来水环境质量 

的改变。本文以北方某流域为研究区域 , 在充分把握原有水系水情水质的基础上 , 对河流的水 

动力和水质参数进行了推求 , 并分析了在不同调度流量下调水对调出、调入水域水质的影响。 

结果表明 : 如果调水流量能满足用水需求 , 则选择调水流量小的方案较好。 

关键词水动力和水质参数 ; 水资源调度 ; 基本原则 

1 

1 前言 

1.1 研究背景 

环境问题、人口问题、资源问题被称之当今世界的三个重大问题。水属于自然资源 , 是 

环境的基本要素。而中国是一个水资源严重缺乏的国家 , 不同地区水资源分布也很不平衡。 

水资源的丰枯及开发利用在很大程度上决定着一个地区的生态平衡。通过水利工程实施区域 

甚至流域间水资源的重新分配 , 是解决水资源地区分配不均问题的重要手段。水资源在空间 

上、时间上的重新分配 , 改变了调出、调入水体的水文情势 , 必将带来水环境质量的改变。 

所以在制定调度方案时必须充分考虑调水可能产生的对环境的影响。 

1.2 本文研究的主要内容 

水资源调度又称为水利调度 , 传统意义上的水利调度表示运用水利工程的蓄、泄和挡 

水等功能 , 对河流水流在时空上按需要重新分配。其目的在于保证水利工程安全 , 满足国民 

经济各部门对除害兴利、综合利用水资源的要求 [1] 。随着水资源保护意识的不断增强 , 按照 

水资源调度的目的分类 , 可以分为防洪调度、供水调度和环境调度三种类型 [2] 。 

如图 1 所示为我国北方地区某水系分布图。河流 A 为一中等河道 , 水量相对丰沛 , 拟作为 

调水工程的供水河道。河流 B 为一中等河道 , 径流量略小于河流 A, 其径流除满足河流沿 

线的工农业生产用水外 , 剩余水量汇入一大型水库 ── 大方水库 , 该水库为城市集中式饮用 

水供水水源地。由于城市需水规模的不断增加 , 该水库供水能力已不能满足用水需求。因此 , 

拟将河流 A 的部分水资源 , 通过修建引水隧洞自流进入河流 B, 最终汇入大方水库 , 达到 

增加大方水库供水能力的目的。本文主要计算了在不同调水流量下河流 A、B 的水环境质量 

( 本文主要分析了河流中 COD 浓度的变化情况 ), 分析了调水对河流 A、B 水环境质量的影 

响 , 以确定何种调度流量较优 , 在此基础上作者总结了水资源调度最基本的原则。 

79


2 水动力和水质参数的推求 

2.1 设计流量的推求 

利用 1961 年至 1986 年共 26 年河流 A、B 枯水期的平均流量实测资料 , 采用 P—Ш 型 

[3] 

理论频率曲线来推求设计流量。在保证率为 90% 下 , 由 P—Ш 型理论频曲线可分别求出河 

流 A、B 的设计流量。最终求得的 A、B 河流的设计流量分别为 61.9m 3 /s( 见图 2) 和 34.1m 3 /s 

( 见图 3)。 

图 2 A 河流的枯水期频率曲线 

2.2 设计流速、设计水深的推求 

图 3 B 河流的枯水期频率曲线 

由已收集的河流糙率、纵比降和边坡 , 及要求的设计流速、设计水深 , 可以选用曼宁公 

式 [4] 。在假定河流断面为梯形的情况下 , 可以得出设计流量 Q 和设计水深 H 的关系。通过牛 

[5] 

顿迭代法可以求出在不同流量下的设计水深 H, 再由流量、流速和断面面积的关系 , 可求 

出不同流量下的设计流速 v。表 1、表 2 是 A、B 河流在设计流量以及不同调度流量下 ( 调 

80

原 

水 

加药 

混合 

絮凝 

空压机 

超越管 

气浮池 

溶气罐 

调节池 

回流泵房 

输水泵房 

出 

水 


水 15m 3 /s、调水 20m 3 /s、调水 25m 3 /s、调水 30m 3 /s), 流量、流速和水深的计算值。 

表 1 流量、流速、水深计算值 

流量 (m 3 /s) 流速 (m/s) 水深 (m) 

设计 

A 河流 61.9 0.965 4.01 

流量 B 河流 34.1 0.641 4.06 

调水 

A 河流 46.9 0.895 3.50 

15 m 3 /s B 河流 49.1 0.705 4.78 

调水 

A 河流 41.9 0.867 3.31 

20 m 3 /s B 河流 54.1 0.723 4.99 

调水 

A 河流 36.9 0.837 3.10 

25 m 3 /s B 河流 59.1 0.739 5.19 

调水 

A 河流 31.9 0.804 2.88 

30 m 3 /s B 河流 64.1 0.755 5.38 

以上计算了设计流量以及 4 种不同调度流量下 ,A、B 河流的流量、流速和水深。通过 

计算可以发现 , 在大流量调度 ( 调水 30m 3 /s) 情况下 , 河流 A 水深降低了 1m 多 , 而 B 河 

流水深升高 1.3m, 可以想象较大的水深变化对河流两岸生态环境及河流的水动力影响都是 

十分显著的。而在小流量调度 ( 调水 15m 3 /s) 情况下 ,A、B 河流的水深、流速变化都相对 

较小。所以 , 仅从水动力参数的改变幅度来看 , 在进行水资源调度时要选择小流量进行调度。 

2.3 降解系数的推求 

根据该水系水环境特征 , 以 COD 为代表 , 确定 COD 的降解系数。以初始断面为基准 

[6] 

面 , 利用 BODD 沿程降解模型来推算污染源排放断面和水质监测断面的 COD 浓度 , 具体 

的污染源排放断面和水质监测断面见图 4。 

令推算的浓度为 , 

实测的浓度为 , C 

i, 

j 可以认为推算出的断面浓度和实测的断面 

浓度存在偏差是由于 K 的取值偏差引起的 , 为了不使正负偏差相互抵消 , 求出所有的偏差 

平方相加 , 如下式 : 

i 

e 

= 1 + 

i 

- 

i 

i 

式中 : i ─ 河流第 i 段面 ; 

81


j─ 第 j 年 ; 

N ─ 总的年数 ; 

M ─ 总的断面数。 

求得 f 函数值最小时 , 对应的 K 值与河流 COD 实际降解系数 K 最为接近 , 就可以认为 

此时的 K 值即为河流的 COD 降解系数 K。据此求出 A 河流 COD 降解系数 K 为 2.1×10 -6 d -1 , 

B 河流的降解系数 K 为 1.7×10 -6 d -1 。 

3 调水对水环境影响的预测与分析 

3.1 调水后河道断面浓度的预测 

为了方便预测 , 作者只在设计流量下及调水流量分别为 15m 3 /s、20m 3 /s、25m 3 /s 和 30m 3 /s 

时 , 采用 BODD 沿程降解模型 [6] , 对监测断面 (A1、A2、A3、A4、B1、B2、B3) 和有污 

染物汇入的点 (W1、W2、W3、W4) 的水质浓度进行了计算 , 如表 2 所示。 

表 2 不同调水流量时各断面浓度 

单位 :mg/l 

断面 W1 W2 W3 W4 A2 A3 A4 B2 B3 

设计流量 13.1 13.6 15.0 14.2 13.1 13.0 14.6 12.1 13.7 

调水 15 m 3 /s 13.5 14.2 16.2 13.5 13.4 13.5 15.7 12.1 13.0 

调水 20 m 3 /s 13.6 14.4 16.7 13.4 13.6 13.7 16.2 12.1 12.9 

调水 25 m 3 /s 13.8 14.8 17.5 13.2 13.8 14.0 16.9 12.1 12.8 

调水 30 m 3 /s 14.1 15.2 18.5 13.1 14.0 14.4 17.8 12.1 12.7 

3.2 水环境质量变化分析 

通过把调水前河流中 COD 的浓度与调水后河流中 COD 的浓度进行比较 , 可以发现 , 

调水后 A 河流 (W1、W2、W3、A2、A3、A4 断面 )COD 浓度都升高了 , 也就是调出河流 

的水质下降了。而 B 河流 (W4、B2、B3)COD 的浓度有所降低 , 也就是调入河流的水质 

略有改善。分析可见 , 实施这几种调度后 , 各断面水质浓度都不超过地面水环境质量标准中 

规定的 Ⅲ 类水体水质 COD 指标为 20 mg/L 的极限值 , 表明实施调度方案后水体都能满足河 

段水环境功能要求。但在调水 30 m 3 /s 时 ,W3 断面的浓度达到了 18.5mg/l, 已不太能满足 

需水要求。仔细比较几种方案 , 可以发现在大流量调度 ( 调水 30 m 3 /s) 时 , 河流 A、B 中 

各断面 COD 的变化幅度很大 , 最大变幅达到了 3.5mg/l。而在小流量调度 ( 调水 15 m 3 /s) 

时 , 河流 A、B 中各断面 COD 的最大变度仅有 1.2mg/l。综合考虑调水后水体 COD 浓度变 

化幅度及 A、B 两河流的水质情况 , 如果调水流量能满足水库用水需求 , 则选择调水流量小 

的方案较好。 

82


4 结论和建议 

4.1 结论 

丰富的河流水资源为人们提供了水利防洪、水产养殖以及生态调节等多种利用功能 , 在 

社会和经济的发展中发挥着极为重要的作用。河流水资源调度就是利用水利工程来实现水资 

源时空的重新配置 , 从而满足国民经济发展用水、防洪和改善水环境的需要。基于需水要求 

的水资源调配对受水区域水环境产生积极作用的同时 , 无疑会对调出区生态环境产生一定的 

影响。不同的流量水源调配方案 , 影响程度也不一样。从算例可见 , 水资源调度的最基本原 

则是 : 调水量以满足受水河流基本需水的需要为限 , 尽量选择调水流量小的方案。 

4.2 建议 

本文仅针对调水工程对河流中 COD 的浓度进行了计算分析。由于水情、工情、COD 降 

[6] 

解系数随温度变化等条件影响 , 不同的调水时间选择对受水区、调出区环境影响也会不相 

同。河流调水后 , 河流稀释作用、冲刷悬浮作用以及沉降作用也会产生较大变化。另外调水 

对河流的生态系统也会有一定影响。所以 , 调水方案的制定需要充分论证。 

参考文献 

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83


河漫滩湿地中植被对污染扩散的影响研究 

吴福生 

1,2 , 童中山 

1,2 , 王勇 

1,2 , 阮仕平 

(1. 水文水资源及水利工程科学国家重点实验室 Fswu8223@126.com 

2. 南京水利科学研究院 , 南京市广州路 225 号 ,210029 ) 

摘要本文论述了湿地防污治污的重要作用 , 针对潮汐河段热电场取排水工程进行了试验研 

究。试验在恒定流与潮汐水流两种水流条件下 , 用红外热像仪对比测量研究了取排水区域河漫 

滩含有植物与无植物时取排水区域的温升等值线分布 , 取水口取水温升的垂线分布。研究结果 

表明 , 在一定的取排水布置条件下 , 植物对取排水区域温升的调节有一定的作用 , 能有效地控 

制热污染的范围 , 降低取水温升。 

1,2 

1 概述 

湿地是自然界最富生物多样性和生态功能最高的系统。湿地为人类的生产、生活与休闲 

提供多种资源 , 是人类最重要的生存环境 , 水力文明与水生文明的建立与发展均以湿地为基 

础 ; 湿地在抵御与调节洪水、控制污染物等方面具有不可替代的作用 , 被喻为 “ 地球之肾 ”; 

湿地是重要的国土资源和自然资源 , 也是野生动物 , 尤其是鸟类的最要的栖息地。 

湿地上湿生与水生植物对我国的经济建设起着重要作用。它们能为人类提供粮食、蔬菜、 

药材、包装填料、手工业编织原料、草料和肥料等直接产品。湿地通过水电、薪材和泥炭等 

方式可提供丰富的能源。并可以护堤、防污治污、维持湿地生境、改善气候环境、美化居住 

环境与提供优良的旅游资源 , 为人类的可持续发展作贡献。生长在河道或河岸植物对水流作 

用在水动力学与河流工程中显得很重要 , 它构成了动物的生境。但植物对河道污染扩散影响 

及其防污治污的机理目前尚不明确 , 有必要对其进行研究。 

2 河漫滩湿地中植物对热污染扩散的影响实验条件 

随着社会的发展 , 人类对电力的需求越来越多。众多直流式热电站沿河岸、湖岸及海滨 

而建 , 利用淡水、海水水体进行冷却。因此 , 湿地植被对热污染排放的影响不容忽视。 

为了研究河漫滩中植物对污染扩散的影响 , 本文结合处于长江下游潮汐河段的某一热电厂污 

染排放工程进行研究。通过模型实验 , 研究滩地含有植物对工程取排水区域热污染平面二维 

扩散以及取水口处垂线温升变化的影响。 

实验是在淡水潮汐河段某一电厂的取排水物理模型上进行的。该模型长约 60m, 宽约 

30m。研究取排水区域滩地上种植植物对热污染扩散的影响 , 而所研究的热污染扩散的范围 

为长 13m, 宽为 6.5m。植物为刚性植物与柔性植物的组合情况。刚性植物的种植密度为 25 

株 /m 2 , 用直径为 3mm 的铅丝模拟 ; 柔性植物的种植密度为 2025 株 /m 2 , 用装饰用的柔性塑 

料草模拟。如图 1、2 所示。 

84


和尚港 

刚性植物 

柔性植物 

热源 

垂直温度测点 

红外热像仪测温系统 

PC 

几何比尺 : 

1 m 

图 1 热污染扩散实验区域模型布置示意图 

图 2 岸滩铺有植物及红外热像仪测温系统照片 

取水口处的垂线温升采用 LTM8261 温度传感器进行测量 , 其测量精度为 0.1℃, 潮汐水 

位采用南京水利科学研究院瑞迪高新技术开发公司生产的水位自动跟踪仪测量 , 精度为 

0.1mm。取排水区域水面温度场采用 Therma CAMTMP65 红外热像仪测量。 

3 河漫滩湿地中植物对热污染扩散影响的实验成果及分析 

3.1 恒定流条件下滩地植物对热污染排放影响 

实验对岸滩无植物与有植物情况下热污染排放扩散进行了对比研究。恒定流条件下 , 下 

有水位为 1.65m, 模型平均水深为 11.4cm。排水口流量为 750 l/hr, 排水温升为 9℃。用小 

旋桨流速仪测量了水流表面的平面流速场 , 如图 3、4 所示。 

85


热源 


1 m 0 10 20cm/s 

几何比尺 : 流速比尺 : 

图 3 岸滩无植物恒定流流速场 

热源 


几何比尺 : 1 m 

流速比尺 : 

0 10 20cm/s 

图 4 岸滩铺有刚性与柔性植物的恒定流流速场 

如图 5 所示为恒定流条件下岸滩无植物时热污染扩散温升等值线 , 图 6 为岸滩铺有刚 

性与柔性植物时恒定流条件下温升等值线。可知 , 岸滩布置有植物时其温升等值线范围比没 

有植物时要小。这是因为从出水口流出的热水进入植物区后流速降低 , 被滞留在植物区 , 而 

植物区以外的热水随着水流带走 , 因而岸滩有植物时温升场的范围显得较小些。 

图 5 岸滩无植物时恒定流条件下热污染扩散等值线 

86


图 6 岸滩铺有刚性与柔性植物时恒定流条件下热污染扩散等值线 

如图 7 所示为恒定流条件下取水口处垂线温升。可见 , 含植物水流有效调节了排出的热 

水 , 使得取水口的温升降低不小于 0.1℃。 

0 

1 

0 0.2 0.4 0.6 0.8 

温升 /℃ 

水深 /cm 

2 

3 

4 

5 

6 

7 

无植物 

有植物 

图 7 恒定流条件下取水口处垂线温升 

3.2 潮汐作用下滩地植物对热污染排放的影响 

实验对岸滩无植物与有植物情况下热污染排放扩散进行了对比研究。如图 8 所示为最大 

潮差水温条件下潮位变化曲线。试验对潮汐条件下取水口温升场的变化进行了观测 , 试验结 

果如图 9 所示 , 为潮汐变化不同时刻取水口温升变化。可见 , 岸滩有植物时 , 取水口温升明 

显低于无植物的情况。因此 , 针对一定的取排水布置条件下的热电厂工程 , 在取排水工程区 

域岸滩区 , 适当布置一些植物可以有效地降低取水口的温升 , 有利于取水工程的安全。 

87


水位 /cm 

3.5 

3.0 

2.5 

2.0 

1.5 

1.0 

0.5 

0.0 

-0.5 

0 20 40 60 80 100 120 

时间 /min 

图 8 最大潮差下水位变化曲线 

水深 /cm 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

0 0.5 1 1.5 

温升 /℃ 

有植物 

无植物 

水深 /cm 

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 

0 

温升 /℃ 

1 

2 

3 

4 

5 

有植物 

无植物 

6 

7 

7 

t=10min 取水口垂线温升 


水深 /cm 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 

0 0.2 0.4 0.6 

温升 /℃ 

有植物 

无植物 


水深 /cm 

0 0.1 0.2 0.3 0.4 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 

温升 /℃ 

有植物 

无植物 


水深 /cm 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 

温升 /℃ 

有植物 

无植物 

水深 /cm 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

0 0.1 0.2 

温升 /℃ 

有植物 

无植物 

6 

6 

7 

7 



图 9 潮汐条件下不同时刻取水口处垂线温升 

88


4 结语 

根据以上的试验成果分析 , 可以得出以下几点结论 : 

(1) 恒定流条件下 , 岸滩布置有植物时其温升等值线范围比没有植物时要小。这是因 

为从出水口流出的热水进入植物区后流速降低 , 被滞留在植物区 , 而植物区以外的热水随着 

水流带走 , 因而岸滩有植物时温升场的范围显得较小些。且岸滩含植物水流有效调节了排除 

的热水 , 使得取水口的温升降低不小于 0.1℃。 

(2) 在潮汐条件下 , 岸滩有植物时 , 取水口温升明显低于无植物的情况。因此 , 针对 

热电厂直流式取排水工程 , 在取排水工程区域岸滩区 , 适当布置一些植物可以有效地降低取 

水口的温升 , 有利于取水工程的安全。 

(3) 植物对热电厂取排水工程取水温升的降低调节作用是受一定的条件控制的。它受 

潮汐水文条件、取排水的布置型式、取排水流量大小、植物布置方式、植物的种类型式等等 

诸多因素有关 , 具体工程要通过植物生态水工水力学模型优化试验研究 , 方能达到目的。 

参考文献 

[1] 白晓慧 , 等 . 人工湿地污水处理技术及其应用 [J]. 哈尔滨工业大学学报 ,1999,32(6):88~92. 

[2] 安树青 . 湿地生态工程 — 湿地资源利用与保护的优化模式 [M]. 北京 : 化学工业出版社 ,2003. 

89


北京奥林匹克森林公园水系水质维护设计与运行效果 

刘学燕 

( 北京市水利规划设计研究院 , 北京车公庄西路 21 号 ,100048,liuxyzx@126.com) 

摘要本文从北京奥林匹克森林公园设计理念入手 , 介绍了奥林匹克森林公园 ( 南区 ) 水系 

水质维护人工湿地系统 , 重点通过对奥林匹克森林公园湖水的补水及其循环水水质的深入分析 , 

确定以复合垂直流类型湿地作为水质改善系统的核心处理工艺。通过奥运会期间的实际运行效 

果和水质检验及分析 , 得出人工湿地水质维护系统对公园水系的水质保障发挥了巨大作用 , 特 

别是垂直复合流湿地对循环湖水和再生水水源的处理效果显著 , 实现了预期目标 , 发挥了巨大 

效益。本文的研究为同类工程提供了设计上的参考和借鉴 , 并为进一步研究和规范人工湿地设 

计提供了一定的技术支持。 

关键词人工湿地 ; 水处理 ; 北京奥林匹克森林公园 ; 运行效果 

1 前言 

奥林匹克公园是北京举办 2008 年奥运会的主要场馆区 , 位于北京市区北部、城市中轴 

线北端 , 是国家奥林匹克中心的延伸 , 规划建设用地 1135hm 2 。奥林匹克森林公园位于奥林 

匹克公园北部 , 面积 680hm 2 , 其中水面面积 67.7hm 2 。森林公园由北五环路分为南区和北区 , 

南区内建设面积 26.1hm 2 的奥运湖 , 由主湖和洼里湖组成。 

奥林匹克森林公园 ( 南区 ) 水系由奥运湖、清河导流渠东段、仰山大沟上段等组成 , 用 

于日常绿化浇灌和补充蒸发、渗漏的日均总需水量约 0.32 万 m 3 /d。由于北京是水资源严重 

短缺的特大城市 , 人均水资源占有量不足 300m 3 , 奥林匹克森林公园规划在正常情况下使用 

北小河、清河污水处理厂的再生水作为水系湖泊的供水水源。污水处理厂再生水的水质大部 

分指标为国家地表水 Ⅳ 类水体 ( 总氮、总磷超标 ), 尚不能达到奥运会景观要求 Ⅲ 类水质的 

标准。 

为保障奥运期间湖水水质以及公园后奥运时代的可持续正常运行 , 在奥运湖配置水质维 

护系统。为匹配森林公园的功能和特点 , 体现 “ 绿色奥运 , 人文奥运 , 科技奥运 ” 三大理念 , 

水质维护系统以湿地的应用为主体 , 围绕湿地与水设计了一套完善的生态水质维护净化系 

统。奥运水系的良好水质为北京奥运会取得巨大的成功提供了重要的环境保障 , 奥运湖水质 

改善系统运行取得了良好的效果 , 本文对该系统的设计理念、工艺进行介绍 , 并通过水质监 

测和分析 , 验证处理效果。 

2 人工湿地应用综述 

人工湿地是通过人工强化设计 , 充分利用地表水、土和水生或湿生植物、水生动物、微 

生物相互作用构成的湿地生态系统对污水中的污染物进行降解 , 达到水质自然净化的目的。 

人工湿地最早于上个世纪 70 年代中期出现在德国 [1] , 由于具有良好的经济效益和生态 

效益 , 随后在欧洲和美国得到了广泛的发展与应用 [2] 。在应用之初 , 人工湿地往往是作为替 

代二级生化处理或者对污水处理厂、氧化塘等传统污水处理方法的出水进行生态修饰 , 主要 

用于城市污水或生活污水的处理。随着应用的广泛和研究的深入 , 湿地的类型和处理工艺均 

90


得到了明显的改进 , 人工湿地的应用范围也逐步从城市污水和生活污水处理扩展到工业废水 

处理、垃圾渗滤液处理、暴雨径流控制、面源污染治理等方面 [3] 。当前 , 人工湿地系统作为 

一个可行的污水处理技术已经形成 , 在国内外的实践充分表明了其在污水处理领域的优势。 

人工湿地的发展日益壮大 , 对大多数形式的污水都进行了尝试 , 取得了相当多的实践经验。 

而且 , 随着社会的多元化发展 , 污水类型的扩大 , 应用形式的需求也在不断扩大 , 人工湿地 

正向更广的应用范围发展 [4] 。 

人工湿地主要包括表面流湿地 (Surface flow wetland, SFW), 水平侧向流湿地 (Subsurface 

flow wetland, SSFW), 垂直潜流湿地 (Vertical flow wetland, VFW) 以及复合垂直流湿地 

(Integrated Vertical Flow Wetland, IVFW) 等类型。 

一些学者对中试自由表面人工湿地脱氮效果进行研究表明 [5] , 自由表面流人工湿地对废 

水中的总氮在停留时间分别为 0.5d、1d、2d 和 3d 的情况下 , 得出总氮得去除率分别为 18.3 

% 、38.9% 、84.9% 和 85.6%, 因此表面流人工湿地对总氮的去除和它的水力停留时间 

(HRT) 相关。同时选用的基质、植物也对表流湿地的处理效果有较大的影响。 

水平潜流湿地系统中 , 污水在湿地床的内部流动 , 不但可以充分利用填料表面生长的生 

物膜、丰富的植物根系及表层土和填料截留的作用 , 而且由于水流在地表以下流动 , 具有保 

温性较好、处理效果受气候影响小、卫生条件好的特点。但是对于水平流湿地 , 若提高其污 

染负荷 , 一方面会导致降低水力传导率 , 从而减少与基质接触的时间 , 另一方面导致根区氧 

的匮乏 , 而采用粗基质又会导致短路。可见 , 一定条件下 , 水平潜流湿地水力负荷量有限 , 

面积需求较大 , 但其对环境的适应性要优于表面流人工湿地。 

垂直潜流湿地系统中 , 污水从湿地床上部垂直渗流 , 可以充分利用土地面积 , 北京师范 

大学研究垂流式人工湿地处理官厅水库入库水表明 [6] : 在渗滤时间 1h 时的情况下 , 垂流式 

人工湿地对河水有较好的净化效果 ( 对有机污染物和 NH + 4 -N 的去除率都能达到 80% 左 

右 , 对 TN 和 TP 的去除率为 40% 左右 )。同时刘雯等人的研究表明 [7] : 水平流 — 垂直流复 

合人工湿地系统对污水中 TN 的去除大约为 40% 左右 , 而且主要是靠第一阶段的水平流 (30% 

的 TN 去除效果 ), 第二阶段即垂直流只是在第一阶段上上升了 10%。总体来说垂直潜流湿 

地系统对 TN 的去除效果不是很明显 ; 对于垂直潜流湿地 , 系统处于厌氧状态 , 其充氧能力 

低于其他类型湿地。垂直上行流与垂直流湿地水流相反 , 污水从湿地底部向湿地表面渗流 , 

但功能作用与垂直流湿地类似。 

复合垂直流湿地独具特点地将下行流与上行流相耦合 , 形成复合水流方式 , 是潜流湿地 

的一个新兴工艺类型。该系统独特的水流方式能有效的解决其它类型湿地易出现的 “ 短路 ” 

现象 , 且由于其独特的结构形成了硝化与反硝化功能层 , 对 TN 去除率明显高于其他类型湿 

地。中科院水生所的研究表明 [8] : 复合垂直流人工湿地对 KN 的平均去除率为 65.71%±18.78 

%, 对 NH + 4 -N 的平均去除率为 92.48%±8.52%, 对 NO - 2 -N 的平均去除率为 89.53%±10.17 

%; 在不加碳源时对 TN 的平均去除率为 46.51%, 在添加碳源后其平均去除率达到 77.06%。 

另外复合垂直流湿地的水力负荷一般比侧向潜流湿地大。此外 , 该处理技术还具有建设、运 

行、维持费用低、美化自然环境等特点。 

目前 , 应用和研究最多的是潜流型湿地。目前的排放标准除了对悬浮固体和 BOD 5 的要 

求外 , 对营养物的去除也提出了要求。人们正在寻求新的方案 , 以便能改进潜流型人工湿地 

系统 , 使之能够在去除悬浮物和 BOD 5 的同时 , 提高对营养物质的去除率。 

但是 , 由于人工湿地是一种自然型湿地 , 对气候、地理、地质、植物种类、床体介质、 

91


建筑景观审美以及所处理污水的性质等都有很大的相关性 , 针对特定地点和对象设计的人工 

湿地都需要进行设计调整。因此 , 尽管人工湿地已有多年的历史 , 仍没有一套完整系统的人 

工湿地设计规范和标准。人工湿地运用于奥林匹克森林公园 , 需要根据公园实际情况作出特 

定的工程设计。 

3 水质净化系统设计理念 

奥林匹克森林公园坐落于北京市中轴北端 , 在满足奥运功能基础上赋予北京城市中轴线 

新的延伸和内涵 , 体现了北京悠久的文化特征、奥运特色的景观及人与自然的和谐共生。因 

此我们千方百计节约水资源 , 进行水的循环利用 , 实施综合节水技术 , 设计中充分体现 “ 绿 

色奥运、科技奥运、人文奥运 ” 的宗旨 , 兑现申办奥运的承诺。 

奥运湖为新挖人工湖泊 , 长期运行考虑使用清河再生水厂再生水作为补水水源。由于奥 

运湖建成初期形不成完善的生态系统 , 自净能力较低 , 在使用水质较为低劣的再生水作为补 

水水源的情况下 , 有发生水体藻类生长和富营养化的可能 , 为了保障奥林匹克森林公园水系 

统的水质达到一定的水质要求 , 实现湖体水质可持续发展 , 打造生态化、科技化的奥运湖泊 , 

设计湖体水质改善措施 , 保持水体清洁 , 水质稳定和可持续发展。奥林匹克森林公园南区水 

质维护系统即是遵循循环水务、坚持生态治水的理念下维护公园水系水质的设计作品。 

奥运湖区水质净化与维护工艺以克服湖体及整个水系产生水华、水质劣化、面源污染等 

的产生因素进行设计 , 同时考虑景观需要。设计主要针对 : 第一 , 运用科技手段 , 提高入湖 

水质 , 从源头进行净化 , 实现科技奥运理念 ; 第二 , 健全水系生态系统 , 提高水体自净和自 

我修复能力 , 体现绿色奥运理念 ; 第三 , 促进水系循环流动 , 增加流动复氧和水体交换水平 ; 

第四 , 促进局部死水区水体交换流动 , 稀释局部污染物积累 ; 第五 , 以丰富的水生植物库构 

建、水形态设计、水文化展示 , 体现中国古典园林与现代园林相结合的人文景观和人文精神 , 

体现人文理念奥运。 

4 水质净化系统设计工艺 

根据设计针对因素 , 通过工艺比选 , 确定水质净化与维护工艺流程 , 整个流程中包括三 

大系统 , 即动力系统 ——1# 和 2# 循环泵站 ( 可实现园内水系小循环和周边水系大循环 ), 

净化系统 —— 湿地系统和自净系统 —— 湖区水质净化系统。湿地系统是净化主体 , 包括对再 

生水水源净化和循环水净化的复合垂直流湿地、垂直流湿地出水氧化塘、生态沟渠及复合功 

能区以及展示温室及跌水花台等。整个水系在流动中净化 , 在净化中流动 , 保持了生态性、 

自然性、景观性和经济性。 

动力系统 : 根据 “ 流水不腐 ” 的生态理念和水华产生的流速限制条件设计 , 以湖区建设 

地形、自然流向和周边水系连通为主导 , 通过设置泵站 , 可形成公园水系小循环和周边水系 

大循环 , 解决湖体流动动力问题。 

净化系统 : 以潜流湿地为净化核心 , 表流湿地、生态沟渠、生态氧化塘为辅助 , 湖岸生 

态过滤带、混合功能区为补充 , 形成形式多样、空间立体 , 平面丰富的多层次湿地净化系统 , 

对水体再生水水源及公园内面源污染进行净化 , 减少入湖污染物 , 从源头保障水质。 

自净系统 : 自净系统考虑湖体生态系统为主 , 人工手段为辅助的措施进行设计。生态系 

统建立主要包括湖体挺水植物、浮水植物、沉水植物及水生动物的栽植与放养 , 模拟天然水 

92


体生态系统建立 , 形成完整生态链 , 促进湖体生态系统平衡的建立。人工辅助手段主要是深 

水人工水草及局部死水区域推流 , 是对湖体自然生态系统服务区的扩大 , 更大程度地弥补和 

克服自然生态系统的生长季节缺点、流动局限性缺点 , 完善湖体自净内容 , 缩短湖体自净独 

立性的建立时间。 

奥运湖区水质净化与维护具体工程措施上采用了潜流湿地系统、水循环、湖岸生态过滤 

带、水生植物系统、深水人工水草系统、水生动物系统、湖体死区助流系统等 , 其相互关系 

及流程见图 1。 

5 湿地内容与规模 

奥林匹克森林公园南区湿地系统包括潜流湿地、表流湿地 ( 生态沟渠 )、跌水花台、植 

物和生态氧化塘 , 甚至包括湖体浅水区域 , 总面积达到 12 公顷以上 , 占公园南区面积 3% 

以上。 

根据各湿地服务对象位置不同 , 划分为南区湿地及北区湿地两个部分。根据工程进出水 

水质水量要求 , 充分考虑湿地的净化功能、污染负荷、占地面积、北京水文气象因素、建设 

费用等因素 , 同时结合奥林匹克森林公园的总体规划综合考虑 , 设计湿地总面积约 6.1hm 2 , 

具体面积分布见表 1。 

表 1 公园南区功能湿地面积分布表 

湿地类型湿地名称处理对象出水流向面积 (hm 2 ) 

潜流湿地 

再生水源湿地再生水 2600 吨 / 天生态氧化塘 

循环水湿地湖体循环水 20000 吨 / 天生态氧化塘 

4.50 

展示温室再生水 600 吨 / 天表面叠流 0.15 

表面叠流温室出水植物氧化塘 1.29 

表流湿地 

植物氧化塘表面跌流湿地出水生态氧化塘 1.15 

生态氧化塘潜流湿地出水混合生态功能区 2.00 

混合生态功能区全部入湖水主湖 3.05 

合计 12.14 

6 净化核心功能湿地工艺设计 

6.1 进水水质分析 

湿地进水水源取自清河再生水厂 , 其设计出水水质指标见表 2。由于再生水厂运行存在 

控制因素 , 在实际运行中水质可能产生波动和不稳定性。 

表 2 清河再生水厂出水水质标准 ( 单位 :mg/l) 

项目 BOD5 CODCr NH3-N TN TP DO 

标准 ≤6 ≤30 ≤1.5 ≤8.0 ≤0.3 ≥3 

表 2 可见 , 奥运森林公园的再生水水源具有以下特点 : 第一 , 中水的 BOD 5 /COD Cr 比值 

小 , 有机质的生物可利用性与可降解性差 , 加之 C:N:P 含量比例失调 , 因此极不利于湿 

93


地净水中起决定性作用的异养微生物在湿地床填料上形成高生物量的活性生物膜 , 同时不利 

于生物膜的自然培育 ; 第二 ,C/N 比值低 , 不利于反硝化脱氮作用 ; 第三 , 利于部分自养微 

生物的生长、发展 ; 第四 ,TN 和 TP 超标 , 特别是 TN 的指标远高于国家地表水 Ⅳ 类水标 

准。 

根据北京清华城市规划设计研究院《奥林匹克森林公园水系水质模拟和维护系统设 

计》 [9] 模拟值 , 南区循环湖水水质主要指标见表 3。 

表 3 南区循环湖水模拟水质指标 ( 单位 :mg/l) 

项目 BOD5 CODCr NH3-N TN TP DO 

标准 - 20 0.8 1.5 0.1 - 

可见循环水具有如下特点 : 第一 , 水质已接近或基本达到 GB3838-2002 标准 Ⅲ 类 , 已 

类同微污染饮用水源水 ; 第二 , 水质属中营养水平水质 , 仍适合自养生物的生长发展 ; 第三 , 

水质较稳定 , 用其补给开放水体不会导致因腐变而发黑发臭。 

6.2 处理目标 

根据奥林匹克森林公园水体水质要求 , 南区主湖的景观定位、实际使用功能以及来水水 

源的特点 , 将主湖水质目标定为 Ⅲ- Ⅳ 类 (《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)) 

之间。要求主湖水质指标尽量控制在 Ⅲ 类水平 , 对来水水源难以控制的污染物指标 (TN、 

TP), 允许超出 Ⅲ 类限值 , 但要控制在 Ⅳ 类以内。 

因此 , 根据湿地建设规模、进水水质水量 , 设定湿地的处理效果和出水目标 , 见表 4。 

表 4 人工湿地对污染物质的预期去除效果 

主要净化指标 CODCr TN(mg/L) TP(mg/L) 

湿地进水水质 (mg/L) ≤30 ≤8 ≤0.3 

南区再生水 

处理 

面积负荷去除率 

(g/m 2 .d) 

≥3.120 ≥0.832 ≥0.041 

湿地出水水质 (mg/L) ≤12 ≤3.2 ≤0.12 

湿地进水水质 (mg/L) ≤20 ≤1.5 ≤0.1 

南区循环水 

处理 

面积负荷去除率 

(g/m 2 .d) 

≥2.667 ≥0.333 ≥0.013 

湿地出水水质 (mg/L) ≤16 ≤1.0 ≤0.08 

6.3 应用工艺及设计 

结合再生水利用的评价标准和工程设计目标 , 构建湿地设计应主要解决再生水 TN 和 

TP 特别是 TN 的去除与达标问题 ; 而循环湖水的指标基本满足《地表水环境质量标准》 

(GB3838-2002)Ⅳ 类水标准 , 主要污染物质为同样为氮磷。故湿地建设以除去进水中的氮 

磷作为主要设计目标 , 能持续有效去除污水中氮、磷、悬浮物、有机污染物等 , 再生水经该 

系统处理后出水水质明显提高 , 并能达到保证奥运湖水体水质保持在地表水 Ⅲ 类的要求。在 

94


充分考虑各种类型湿地的净化功能、污染负荷、占地面积、建设费用、各自优缺点等因素后 , 

同时结合奥林匹克森林公园的总体规划综合考虑 , 选择复合垂直流人工湿地作为奥林匹克森 

林公园水系水质维护核心处理工艺。 

奥林匹克森林公园南区湿坐落在公园西北角山坳中 , 平面布置采用 “ 茅尾鱼形 ”, 湿地 

整体湿地布置同时考虑到地形高差、休闲景观栈道及公园园路 , 形成自北向南形成梯田式、 

东西景观栈道贯穿式 , 南北园路镶嵌式布置 , 具有比较好的景观价值。根据再生水与循环水 

来水方向 , 布设成 6 个面积相当的并联单元 , 湿地总净面积为 41500m 2 , 处理再生水 2600m 3 /d, 

处理奥运湖循环水 20000m 3 /d。根据地形条件 , 湿地分 6 个单元 , 面积从 6400~7700m 2 不 

等 , 各单元相应处理水量 2600~4300 m 3 /d。 

由于南区人工湿地在奥林匹克森林公园中的特殊位置 , 同时考虑到再生水水质的不稳定 

性 , 故设计中还考虑了利用 1、2 号湿地通过并联的方式 ( 即实现 2 号湿地对再生水或循环 

水的轮换处理方式 ) 来处理不稳定情况下的再生水 ( 湿地面积约为 14300 m 2 ), 处理流程 

框图如图 2 和图 3。 

图 1 奥运湖区水质净化工艺流程框图 

图 4 复合垂直流湿地工艺图 

图 2 

1 号单独处理再生水工艺流程 

图 3 1、2 号并联处理再生水工艺流程 

复合垂直流湿地系统主要由地表的水生植物、湿地基质、单元分割结构、布水系统、收 

水系统、排空系统以及防渗系统等组成。湿地系统结构由下向流池和上向流池串联组成 , 两 

池中间设有隔墙 , 底部连通。下行池和上行池中均填有不同粒径的填料介质 , 种植不同种类 

的净化植物。下行流表层铺设布水管 , 上行流表层布设收集管 , 基质底层布设排空管。污水 

首先经过配水管向下流行 , 穿越基质层 , 在底部的连通层汇集后 , 穿过隔墙进入上行池 , 在 

上行池中 , 污水由下向上经收集管收集排出。污水在 IVCW 中的流动完全不需要动力。上 

述基本结构如图 4 所示。 

本设计充分考虑湿地基质的净化作用 , 同时在设计及施工中选择填料贯彻经济性与实用 

性相统一的原则 , 结合进水水质要求及工程所处的地理位置 , 采用和选择的湿地填料将采取 

95


多种材质 , 不同粒径及不同配比来进行有机的组合 , 最终所采用的人工湿地的填料为 : 下行 

流池基质分为三层 , 自上至下厚度依次为 40,50,40cm, 上行流池基质分为三层 , 自上至 

下厚度依次为 40,40,40cm, 材质有 : 砾石、碎石、陶粒等。 

湿地地表植物选择耐污能力强、净化效果好、根系发达、经济和观赏价值高花色形状各 

异的水生植物 , 主要有菖蒲、水葱、茭白、芦苇、香蒲、三棱草、红蓼、泽泻、鸢尾、千屈 

菜、藨草、球穗莎草等。 

7 湿地应用效果分析 

奥林匹克森林公园水系及水质维护系统于 2007 年完成竣工 ,2008 年投入运行。奥运会 

期间 , 奥运湖水质良好 , 没有发生水质恶化问题。2008 年 7~10 月 , 经过对奥运湖进出水 

取样分析 , 人工湿地对再生水水源的处理效果和对循环湖水的处理效果都达到了预期效果。 

表 5 为奥运湖实际运行水质与设计预期水质的对比 , 可以看出湿地最终出水水质指标全部达 

到设计要求 , 水质指标浓度为地表水 Ⅲ 类 ~Ⅳ 类。 

表 5 人工湿地对污染物质的去除效果 (mg/L) 

水质指标 pH BOD 5 COD Cr TN NH 4 

+-N TP 

湿地混合出水 8.25


图 7 湿地对循环湖水进出水水质对比 ( 一 ) 图 8 湿地对循环湖水进出水水质对比 ( 二 ) 

图 9 湿地对循环湖水处理去除率图 10 湿地对再生水污染物的去除情况 

从图中可以看出 , 湿地去除污染物的特点与处理循环湖水一致 , 都是有机物去除率低于 

氮磷营养物 , 但总氮的去除率相比循环湖水较低。出现这个现象应该是进水总氮浓度高 , 碳 

氮比不均衡所致。 

总体上来说 , 复合垂直流湿地的处理效果满足了奥运湖水质要求 , 达到了预期设计效果 , 充 

分展示了奥湖的水景效果 , 为奥运会提供了水质安全保障。 

8 结论及建议 

奥林匹克森林公园水质维护系统是公园建设中绿色奥运、科技奥运和人文奥运的重要体 

现 , 对公园发挥着重要的功能作用。该系统以复合垂直流湿地工艺为核心 , 配合水循环系统、 

水生动植物系统、表流湿地系统、人工水草系统、曝气推流系统等组成的综合生态系统 , 对 

奥运湖的水质维护和改善发挥了重要的作用 , 该系统使以再生水为水源的公园水体水质保持 

在地表水 Ⅲ 类 ~Ⅳ 类 , 为保障北京奥运会的举行提供了良好的环境保障。 

水质维护系统核心 —— 复合垂直流湿地工艺主要运用了下行和上行两种流态湿地技术 

的耦合 , 净化效果良好 , 特别是对引发湖泊富营养化的氮磷元素具有突出的去除效果 , 设计 

工艺新颖、结构合理、无能耗 , 能够营造自然、和谐、多变的景观效果。经水质监测和分析 , 

湿地对再生水及湖水中 BOD 5 的去除率达到 35% 以上 ; 对再生水中 NH + 4 -N 和 TN 的去除率 

达到 60%, 对循环湖水中 NH + 4 -N 和 TN 的去除率达到 80%; 对再生水中 TP 的去除率达到 

65%, 对循环湖水中 TP 的去除率达到 40 以上 %。 

奥运湖西北岸的潜流湿地核心功能是净化水质 , 它仿佛是湖体的肾脏 , 过滤和净化奥运 

湖的补水水源及湖中水体。具体体现在三个方面 : 首先 , 过滤净化补充奥运湖的再生水源 , 

去除其中含有的过多营养成分 ; 其次 , 过滤净化奥运湖的循环水 , 杀死水中的藻类 , 增加水 

体透明度 , 减少水华 ; 第三 , 依靠地表生长的水生植物 , 形成花园式的绿地景观。 

复合垂直流湿地应用于奥林匹克森林公园 , 可望成为新型节能降耗的城市水体修复工程 

的示范 , 这对于北京乃至全国更广泛地区寻找出一条符合我国国情的有效处理城市再生水并 

97


用于景观水体 , 保障城市水域安全的新途径具有重要和深远的意义。 

但是复合垂直流湿地在温暖季节下行流构建湿地表面常会被大量生长的藻类、小型漂浮 

植物和菌膜覆盖 , 造成湿地表面渗滤系数下降 , 水力负荷随运行时间增长可能降低 ; 流程较 

短 , 生物相谱多样性少等缺点 , 由于复合垂直流湿地仍需表面布水 ; 在北部地区的冷季 , 进 

水散热较快 , 床温相对较低 , 不利于微生物的生长繁殖 , 从而影响处理效果 ; 北部地区沙尘 

暴等恶劣天气带来的沙尘也可能会影响下行流湿地的水力负荷 , 建议在下一步的实际应用中 

应进一步进行研究解决。 

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[9] 北京清华城市规划设计研究院《奥林匹克森林公园水系水质模拟和维护系统设计》,2006,3 

98


淤泥固化对太湖水环境的改善作用 

-- 以无锡市为例 

朱峰 

1 , 邬健明 

2 , 朱伟 

1 , 陈乐 

(1. 无锡市水利局 , 江苏省无锡市湖滨路 11 号 ,214061 wuxizhufeng@sohu.com 

2. 江苏聚慧科技有限公司 ) 

2 

摘要针对太湖水环境的现状 , 分析太湖水环境存在的问题。通过无锡管社山淤泥固化工程 

中的淤泥和固化淤泥的浸出液进行试验分析 , 得出固化淤泥与原淤泥相比 , 污染物基本不会增 

加 , 而渗透系数更小 , 稳定性更好 , 对外界环境造成的影响较小的结论。在外源污染得到控制 

的情况下 , 通过生态疏浚和淤泥固化工程的实施 , 可以实现太湖内源污染的消除 , 并且固化淤 

泥可以作为填土材料和绿化用土 , 既改善了太湖水环境 , 又将废弃淤泥进行了资源化利用 , 对 

于建设 “ 资源节约型、环境友好型社会 ” 具有重要意义。 

关键词淤泥固化 ; 水环境治理 ; 富营养化 ; 内源污染 

1 引言 

无锡地处江苏省南部、太湖沿岸 , 是我国人口最密集、经济发展最快的地区之一 , 同时 

无锡也是可持续发展和资源环境双重压力最大的地区。近年来 , 太湖水华事件时有发生 , 人 

民的饮用水安全受到严重威胁 [1-2] 。为此 , 政府部门逐渐加大了环境治理和管理力度 , 取缔 

和关闭了一些污染严重的企业 , 取得了一定效果 , 但生态环境问题依然严峻 , 如果处理不好 , 

有可能成为城市建设和可持续发展的瓶颈。 

在外源污染得到控制的情况下 , 湖泊底部的沉积淤泥二次释放就成为主要的污染源。淤 

泥是指在静水或缓慢流水环境中沉积、在生物化学作用环境下形成 , 并含有机质 , 天然含水 

率大于液限 , 天然孔隙比大于 1.5 的土。底泥是湖泊水生态系统的重要组成部分 , 是入湖物 

质如有机物、营养盐、污染物等的蓄积库 , 也是水土界面物质的积极交替带 , 湖泊水体和底 

泥界面是一个动态的可逆的物质交换载体。一方面 , 进入水体的各类物质经过一系列物理、 

化学及生化作用 , 沉积于湖底 , 形成较低密度、高含水率、富含有机质和各类营养物质的淤 

积物 , 即湖泊底泥 [3-5] 。另一方面 , 底泥在入湖河流、风浪、湖流、温度等外部因子作用下 

向上覆水体释放营养成分 , 对湖泊水质和富营养化过程产生影响 , 这种影响在太湖这类大型 

浅水湖泊中尤为强烈。 

因此 , 对沉积底泥进行疏浚和处理就成为当前水环境治理的重点问题。近几年来 , 无锡 

市已经清淤 6000 多万 m 3 , 占用各类土体近 3 万亩用来堆放疏浚底泥 , 各类河道还有淤泥 

5000 万 m 3 以上 , 每年以 500 万 m 3 速度复积 , 梅梁湖的淤积量是 9600 万 m 3 。如果太湖开 

展全面的疏浚工程 , 其疏浚底泥发生量是非常可观的。本文结合无锡市已经开展的疏浚泥固 

化处理的工程实例 , 说明了对淤泥采用固化技术处理对改善无锡的水环境具有重要意义 , 符 

合国家建设资源节约型、环境友好型社会的方针政策。 

2 太湖的水环境现状及需解决的问题 

改革开放以来 , 随着工业化规模的扩大和乡镇企业的迅速发展 , 太湖流域污染问题越来 

越严重 , 出现水质型缺水 , 如何协调经济发展与水环境恶化矛盾成为太湖流域面临的严重挑 

99


战之一。太湖富营养化已经多年 , 蓝藻大量爆发是湖泊严重富营养化的重要标志。根据中国 

科学院南京地理与湖泊研究所的长期调查研究 , 太湖湖水中的营养盐浓度已由改革开放初期 

的总氮 1~2mg/L 增加到 5~10 mg/L, 总磷 0.03~0.05mg/L 增加到现在的 0.1~0.2mg/L( 梅 

梁湾水域 )。近几年 , 湖中心水域的监测数据显示 , 总氮、总磷、叶绿素 a 都呈现上升的态 

势。与此相应的 , 蓝藻水华爆发的时间有所延长 , 爆发覆盖的范围不断扩大 , 爆发的频度逐 

渐增加 , 产生的影响也在逐步加重。根据水利部太湖流域管理局的调查报告 [6] , 太湖底泥总 

蓄积量为 19.12 亿 m 3 , 主要为有机污染型 , 全湖底泥样品的有机质平均含量为 1.46%, 总 

磷平均含量为 0.049%, 总氮平均含量为 0.0767%。含量较高区域分布在竺山湖、梅梁湖、 

贡湖等湖湾 , 其底泥中有机质、总氮和总磷的最大值分别达到 11.0%、0.049%、0.049%。 

由于太湖发育于长江中下游洪泛平原 , 其营养背景值较高 , 加之湖泊水位浅 , 沉积物常常因 

为悬浮而释放。因此即使外源污染得以有效控制 , 由于内源污染的存在 , 湖泊富营养化问题 

将依然存在。目前 , 太湖存在的主要水环境问题是富营养化和内源污染严重 , 而太湖水环境 

的改善也应从截断外源污染和消除内源污染同时着手。 

3 淤泥固化技术 

淤泥的含水率高、强度很低 , 属于工程废弃土。通常的做法是把疏浚淤泥抛弃于海洋或 

陆地 , 海抛法会严重影响海洋资源的有效利用 , 并会对海洋生态环境造成不可弥补的破坏。 

2001 年 , 香港九号货柜码头施工淤泥的废弃问题 , 引起了绿色和平组织和当地渔民的抗议 - 。 

陆抛法会占用大量宝贵的土地资源 , 由于淤泥的透水性差、强度低 , 在淤泥堆场的后期开发 

过程中存在固结时间长、施工机械难以进入的缺点 , 需要花费大量的费用进行地基加固处理。 

现在国际上开展研究较多的疏浚淤泥处理方式是淤泥的资源化利用方法 [7] , 主要有物理脱 

水、热处理和化学处理三种。物理脱水是通过天然晾晒或机械脱水的方法将淤泥中多余的水 

分脱去 , 达到提高土体强度的目的。这种方法设备昂贵、处理效率低 , 而且脱水后的泥饼仍 

然含有较多的水分 , 在使用过程中仍需进行二次处理。热处理方法是通过熔融和烧结的方法 

去除淤泥中过量的水分 , 并将淤泥中的粘土矿物高温改性 , 可以将淤泥处理为陶粒或烧制砖 

瓦来使用。这种方法产生的产品具有比较高的附加值 , 但由于处理量有限 , 不适合于大量疏 

浚泥的处理。 

固化方法是在淤泥中加入水泥类或石灰类固化材料 , 经过简单的混合搅拌后 , 利用淤泥 

和固化材料之间发生的一系列复杂的物理变化和化学反应 , 改良淤泥高含水率、低强度的性 

质 , 从而将其转变为土材料进行使用。固化淤泥的强度可以通过调整固化材料配方来满足设 

计要求 , 其具有变形小、强度高、透水性小等优点 [8] 。另外 , 固化淤泥的二次污染远远小于 

未处理淤泥 , 具有良好的环境稳定性 [9] 。同时 , 固化处理机械原理简单 , 可以用来处理各种 

性质的淤泥 , 处理效率可以根据工程灵活地调整 , 而且固化材料可以利用许多具有一定活性 

的工业废料 , 如废石膏、粉煤灰 , 大大降低了固化处理的成本。因此固化方法是目前解决大 

量淤泥处理问题的较好方法。 

4 无锡管社山淤泥固化工程 

管社山湖属太湖的一部分 , 东面为公园区 , 南面为五里湖水域 , 西面为管社山山脉 , 北 

面为环湖路。近年来 , 管社山湖区的环境质量存在逐步下降的趋势。一方面 , 由于各种因素 , 

管社山湖区水域面积不断减小 , 水环境容量降低 , 进入湖区的污染物总量未得到明显的削减 ; 

另一方面 , 富含悬浮物和污染物的工业及生活污水大量排入湖内 , 加上岸边水土流失 , 水产 

养殖 , 垃圾入湖等原因 , 湖内淤泥沉积量不断增多 , 致使该湖区水质有恶化和富营养化的趋 

100


势。针对以上情况 , 对管社山湖区内 37 万 m 2 区域进行了清淤 , 并对从湖底清出的淤泥进行 

了固化处理 , 固化淤泥则作为回填土和其它工程用土。工程于 2007 年 3 月开工 , 分为两期 , 

累计完成清淤量计 119.5 万 m 3 。本工程实施后显著改善了管社山湖区的水环境、生态环境 , 

疏浚淤泥经过固化后作为工程填埋土使用 , 得到了一定经济效益和显著的环境效益。 

4.1 淤泥及固化淤泥浸出液监测分析 

江苏聚慧科技有限公司于 2007 年 5 月委托无锡市环境监测站对管社山湖区底泥、固化 

淤泥进行了浸出液监测 [10] 。固化淤泥的浸出方法是将 1000ml 水中加入 100g 泥 , 振荡后进 

行指标分析。浸出液的监测指标及监测依据见表 1。浸出液获取方法是将 1000mL 水加入 100g 

泥中 , 振荡后分析其中各项指标 , 三种土壤浸出液的监测结果见表 2, 三种土壤浸出液的污 

染指数见表 3。 

表 1 浸出液监测指标的监测依据 

浸出液监测指标 

总汞 

总铅、总镉 

总铬 

Cr 6+ 

F - 

监测依据 

冷原子吸收分光光度法 ,GB/T1555.1-1995 

原子吸收分光光度法 ,GB/T15555.2-1995 

高锰酸钾氧化 - 二苯碳酰二肼分光光度法 , 国家环保局《环境 

监测分析方法》(1983) 

二苯碳酰二肼分光光度法 ,GB/T15555.4-1995 

离子选择电极法 ,GB/T15555.11-1995 

样品 

采样点 

表 2 三种土壤浸出液的监测结果 

监测项目 ( 单位 :mg/L) 

总汞总铅总镉总铬 Cr 6+ F - 

原底泥管社山湖区 0.00005L 0.00889 0.00020L 0.044 0.004L 0.50 

固化淤泥固化堆场 0.00005L 0.00255 0.00020L 0.050 0.031 1.33 

固化淤泥回填地 0.00006 0.00443 0.00020L 0.038 0.007 1.59 

注 :L 表示在检测下限。 

表 3 三种土壤浸出液的污染指数 

- 

样品采样点总汞总铅总镉总铬铬氟 

原底泥管社山湖区 0.05 0.18 0.04 - 0.08 0.33 

固化淤泥固化堆场 0.05 0.05 0.04 - 0.62 0.89 

固化淤泥回填地 0.06 0.09 0.04 - 0.14 1.06 

评价标准 

《地表水环境质量标准》 

(GB3838-2002)Ⅳ 类 

单位 :(mg/L) 

0.001 0.05 0.04 - 0.05 1.5 

注 : 检测结果在检测下限的采用检测下限值分析。污染指数计算方法 :I=C i /C 0 ,C i 为污染物浓度 ,C 0 

为环境质量标准浓度限值。 

三种土壤浸出液监测结果表明 , 除回填地的固化淤泥氟略有超标外 , 其余的各项指标均 

符合《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)Ⅳ 类标准。而固化剂中含有一定量氟化物是导 

101


致固化淤泥氟浓度升高的主要原因。管社山淤泥经过固化后 , 与原泥相比浸出液水中重金属 

含量差别不大 , 而总铅量略有下降。因此 , 管社山湖区底泥、固化淤泥浸出液水质及固化淤 

泥土质均属良好。 

4.2 地表水及地下水环境影响 

管社山湖区共清除淤泥 119.5 万 m 3 , 其中回填固化淤泥的总量为 60.3 万 m 3 , 其余 59.2 

万 m 3 固化淤泥则作为其他工程填土。淤泥经过固化后其含水率比原淤泥降低 , 比重比原淤 

泥提高 , 在回填的过程中固化淤泥经过碾压工序 , 其强度得到提高 , 在水体复原后 , 水体对 

湖底回填层的扰动能力不变的情况下 , 固化淤泥的稳定性要优于自然底泥状态 , 因此水体扰 

动对地表水造成的污染固化淤泥层小于自然底泥。同样 , 固化淤泥回填后 , 经过碾压工序 , 

回填层的渗透系数降低 , 回填固化淤泥中含有的少量重金属等污染物质扩散迁移能力减弱 , 

因此湖水渗透造成的地下水污染固化淤泥层小于自然底泥。因此 , 本项工程完成后 , 湖底回 

填土含有的污染物总量相比清淤改造前可削减大约一半 , 大大减轻了对水环境影响。 

4.3 生态环境影响及生态修复措施 

管社山湖区原有水体富营养化严重 , 水生态环境质量较差。底泥被清除后 , 湖体的生态 

环境被改变 , 底泥中含有的微生物、底栖动物、水生植物、高等水生动物被移除 , 该过程是 

不可逆的。经过疏浚后 , 可采用以下技术措施适当修复和改善水生态系统 : 

(1) 淤泥经固化回填后 , 虽然经过一定的压实过程 , 但是其强度仍适合水生植物根系 

生长 , 固化淤泥仍含有原有淤泥的无机营养盐 , 在回填固化淤泥的湖中植入根系发达的水生 

植物 , 如睡莲、莲藕等 , 在湖边种植芦苇、香蒲等 , 改善湖底及湖体周边的泥质。 

(2) 水体中放入各类水生动物 , 如河蚌、螺蛳、各类鱼种等 , 完善水态系统。河蚌螺 

蛳等对水体的底泥、水体营养盐等具有一定的改善作用 , 湖底的底栖动物、浮游生物、微生 

物系统在经过一段时间后会得到修复。 

5 结语 

从无锡管社山淤泥固化工程固化底泥的检测报告可以看出 , 与原泥相比 , 固化后淤泥污 

染物基本上不增加 , 而渗透系数更小 , 稳定性更好 , 对外界环境的不利影响也远小于未固化 

的淤泥。因此 , 在外源污染得到控制的同时 , 采用生态疏浚将太湖底部污染底泥清除 , 固化 

后的淤泥用作工程填土 , 既消除了太湖水环境的内在污染源 , 又避免了传统堆放方式处置疏 

浚淤泥造成的二次污染 , 同时还实现了废弃淤泥的资源化利用 , 符合国家宏观政策导向要求。 

实施底泥固化不仅对无锡市生态环境改善、经济社会可持续发展发挥着重要作用 , 同时也对 

太湖水环境的改善及整个太湖流域的可持续发展都具有十分重要的意义。 

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学版 , 2005, 33(2):127-130. 

103


模糊数学在串联湖泊水质评价中的应用 

李进 , 贾忠华 , 海燕 

( 西安理工大学 , 陕西西安金花南路 5 号 ,710048 douxingzhe@yahoo.com.cn) 

摘要影响水体质量的因素很多 , 水质评价应对水体质量进行多因素的综合评价。针对水质 

类型和分级标准存在模糊性的特点 , 本文介绍了水质评价的模糊综合评价方法及其步骤 , 采用 

模糊综合评价对浐河滨河湿地雁鸣湖各串联湖泊进行水质评价。结果显示该方法符合实际 , 效 

果较好。 

关键词水质评价 ; 模糊数学 ; 模糊综合评价 ; 雁鸣湖 

环境质量现状评价是根据近期环境质量监测资料以及区域背景环境资料 , 对一定区域内 

人类社会近期的和当前的活动所引起的环境质量变异所进行的描述和评价。其中水质评价是 

合理利用和保护水资源的科学依据 , 是水利环境科学研究的重要内容。对水质进行综合评价 , 

为水环境管理决策提供科学依据 , 是水环境质量评价的目的。 

水资源质量是多因素影响的反映 , 水资源系统中污染物质之间存在复杂的关系。各种污 

染物质对水资源质量影响情况不一 , 水质分级标准难以统一 , 对水体质量的综合评价存在模糊 

性 [1] 。因此 , 水资源质量评价可以引用模糊评价法。在水质评价中引入模糊性概念 , 运用模糊 

数学来处理水质评价的问题 , 对水质评价中的一些模糊性问题进行定量化处理 , 以反映水资源 

质量状况的不确定性 [2] 。从理论上讲 , 模糊评价法由于体现了水环境中客观存在的模糊性和 

不确定性 , 符合客观规律 , 具有一定的合理性 [3] 。但应注意在评价过程中合理的解决权重分 

配的问题。模糊综合评判法是利用模糊变换原理和最大隶属度原则 , 考虑与被评价事物相关 

的各个因素或主要因素 , 对其所做的综合评价。 

1 模糊综合评价方法 

1.1 评价因素集和备择集的确定 

影响地表水水质的因素很多 , 把各影响因素设为 x i (i=1,2…n), 它们的集合构成评价因 

素集 X, 表示为 

X x1 x2 

x n 

= { , ...... } 

(1) 

对于地表水 , 表示为以下因素 : 溶解氧、生化需氧量、化学需氧量、总氮、总磷、挥发 

酚、氰化物、砷、汞等在水体中的含量。在评价工作中应按照实际情况 , 及评价目的和要求 , 

根据《GB3838 一 2002》地面水环境质量标准对 X 内的元素进行选择。 

根据地面水水质评价及水质类别划分问题的性质 , 设最终可能得到的评价结果为 

y j (j=1,2…k), 它的集合构成评价备择集 Y: 

Y y1 y2 

y k 

= { , ...... } 

(2) 

《GB3838—2002》地面水环境质量标准 , 将地面水分为 Ⅰ~Ⅴ 类。用 y j 表示第 j 级水体对 

于清洁水体的隶属程度 , 则备择集可写成 : 

Y = { y 0 £ y £ 1} 

(3) 

j 

j 

104


评价目标是在综合考虑所有污染因素 X i 对水体作用的条件下 , 在备择集 Y 中寻求合理 

的评判结果 , 以确定水体的污染现状和水质等级的划分。 

1.2 单因素隶属函数的建立 

地面水污染是多元污染问题 , 各影响因素对于水体的污染程度采用单因素污染物作用下 

的水体对于清洁水体的隶属度表示。L.A.Zadeh 提出的最大、最小隶属函数模型 , 可用以定 

量描述单一污染物作用下的水体对于清洁水体的隶属度。在影响因素中 , 有越大越优 , 和越 

小越优型两种。 

对于越大越优型评价指标其隶属函数表达式为 : 

ì1 xi≥sup( xi 

) 

ï xi 

- inf( xi 

) 

u( xi ) = í 

inf( xi )


得到归一化处理后的权重矩阵 

a 

i 

= 

n 

w 

å 

i= 

1 

i 

w 

i 

A a1 a2 

a n 

= ( , ,...... ) 

(8) 

1.5 综合评价 

水质污染程度的评价通过已经建立的权重向量 A 与单因素评级矩阵 R 的合成来完成 , 

即 : 

B = A · R = ( b 1 

, b 2 

,...... b 

n 

) 

(9) 

评级结果 B 是备择集 Y 上的模糊子集 ,b j 为第 j 个水体样本在 n 个污染因素综合作用下 

对于清洁水体的隶属度。参照已经建立的备择集 Y 即可对 m 个水体样本的污染程度作出评 

判 , 并确定出相应的水质级别。 

2 应用实例 

浐河滨河湿地雁鸣湖位于西安市东南部 , 面积 0.67km 2 , 位于浐河城市段上游。系对原田 

家湾和马腾空的垃圾场实施改造 , 将垃圾分类处理后 , 就地堆山挖湖 , 由人工挖渠引浐河水 

逐渐形成的千亩湖泊湿地。浐河部分河水由人工开挖的沟渠进入雁鸣湖 , 依次经 5 号湖至 1 

号湖后又通过管涵流入浐河。 

雁鸣湖湿地属于河道外湖泊湿地 , 湖区内没有工业及永久居民区 , 湖区西侧 ( 左岸 ) 基 

本为黄土塬 , 农业影响有限。但由于受上游工农业影响 , 浐河水质中氮磷超标 , 其中以总氮 

超标最为严重。通常流量情况下浐河泥沙含量在 3~10kg/m 3 , 水质较差 , 不利于景观水体的 

良性发展 ( 见表 1)。采用串联方式将 5 个湖泊首尾相连后 , 由从浐河直接引水的 5 号湖至 1 

号湖区水质逐渐依次改善 , 效果明显。 

本文以对浐河及雁鸣湖各串联子湖泊水质进行的实测数据 (07 年 6 月至 08 年 6 月 ) 为 

例 , 介绍了水质模糊综合评价方法的计算过程 , 对浐河及雁鸣湖各串联子湖泊水质进行评价。 

并分析了评价结果。 

实测数据见表 1: 

表 1 雁鸣湖年均水质参数实测数据 

BOD5 COD TN 

TP 

粪大肠菌群 

样本 

DO (mg/L) 

(mg/L) (mg/L) (mg/L) 

(mg/L) 

( 个 /L) 

x 1 x 2 x 3 x 4 x 5 x 6 

浐河 9.085 3.769 17.5 6.72 0.05 7500 

5 号湖 10.78 4.131 17.79 6.25 0.037 6000 

4 号湖 10.72 1.723 11.68 4.58 0.023 2500 

3 号湖 10.83 1.815 11.4 4.41 0.026 4227.27 

2 号湖 8.754 2.754 13.9 3.85 0.02 11772.7 

1 号湖 9.892 1.677 18.79 3.67 0.024 2772.73 

106


水质参数标准值见表 2: 

表 2: 地面水环境质量标准 ( 部分项目 ) 

地面水环境质量标准 GB3838-2002 

影响因子 Ⅰ Ⅱ Ⅲ Ⅳ Ⅴ 

DO(mg/L)≥ 7.5 6 5 3 2 

BOD5(mg/L)≤ 3 3 4 6 10 

COD(mg/L)≤ 15 15 20 30 40 

TN(mg/L)≤ 0.2 0.5 1 1.5 2 

TP(mg/L)≤ 0.01 0.025 0.05 0.1 0.2 

粪大肠菌群 ( 个 /L) ≤ 200 2000 10000 20000 40000 

根据式 (4)、(5) 建立的各单因素隶属函数为 : 

溶解氧 DO: 

ì1 x1 

³ 7.5 

ï 1 

u 

( x1 

) 

= í ( x1 - 2) 2


ì1 x 

6 

£ 2 0 0 

ï 1 

u 

( x6 

) 

= í ( 4 0 0 0 0 - x 

6 

) 2 0 0< x 

6< 4 0 0 0 0 (15) 

ï 3 9 8 0 0 

ïî 0 x 

6 

³ 4 0 0 0 0 

2.1 标准矩阵 

将表 2. 中各单因素的标准值代入 (10)~(15) 式子中 , 求得各因素所对应的每一级别 

的界限隶属度值 , 它们构成的矩阵称之为标准矩阵 R 0 。 

2.2 单因素评价矩阵 

R 

0 

é1 0.727 0.545 0.182 0ù 

ê 

1 1.000 0.857 0.571 0 

ú 

ê 

ú 

ê1 1.000 0.800 0.400 0 ú 

= ê ú 

ê1 0.833 0.556 0.278 0ú 

ê1 0.921 0.789 0.526 0ú 

ê 

ú 

ë1 0.955 0.754 0.503 0û 

(16) 

将表 1 中各样本的各单因素实测浓度值代入式 (10)~(15), 求得相应的隶属度 , 它们 

构成的单因素评价矩阵为 : 

é1.000 1.000 1.000 1.000 1.000 1.000 ù x 

ê 

0.890 0.838 1.000 1.000 1.000 1.000 

ú 

x 

ê 

ú 

ê0.900 0.888 1.000 1.000 1.000 1.000 ú x 

R = ê ú 

ê0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000ú 

x 

ê0.789 0.858 0.932 0.916 0.947 0.926ú 

x 

ê 

ú 

ë0.817 0.854 0.942 0.899 0.709 0.935û 

x 

浐河 5 号湖 4 号湖 3 号湖 2 号湖 1 号湖 

2.3 权重向量的确定 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

(17) 

由式 (17) 可以看出 , 影响浐河及雁鸣湖各串联子湖泊水质的主要因素是总氮 TN 过高 , 

溶解氧 DO、化学需氧量 COD 对水质污染尚无显著影响。因此赋予 TN 的权值为 1, 赋予 

DO、COD 的权值为 2, 赋予 BOD 5 、、、TP 和粪大肠菌群数的权值为 1.5。按照归一化原则 , 

对上述权值进行归一化处理 , 得到的权重向量为 : 

A =(0.211, 0.158,0.211,0.105,0.158,0.158) (18) 

2.4 综合评判 

备择集的确定 : 

Y = A · R 0 

(19) 

将权重向量 A 及标准矩阵 R 0 代入式 (19), 经加权求和合成运算得到备择集为 : 

Y = (1, 0.9101, 0.7275, 0.4128, 0) 

(20) 

它代表着地面水不同水质级别对于清洁水体的隶属度范围。 

108


水质。 

按照式 (9) 将式 (17)、(18) 合成 , 得到各湖泊水对清洁水体的隶属度 : 

B = A · R = (0.7953,0.8013,0.8761,0.8668,0.8416,0.8740) (21) 

参照备择集式 (20) 即可确定 : 浐河及雁鸣湖各串联子湖泊的水质均为轻度污染的 Ⅲ 类 

3 水质评价结果分析 

从式 (17) 可以看出 , 影响浐河及雁鸣湖各串联子湖泊水质的主要因素是 TN 的严重超 

标。溶解氧在浐河以及雁鸣湖各串联子湖泊都达到了 Ⅰ 级水的标准。从式 (21) 可以看出 , 

雁鸣湖各串联湖泊的水质对清洁水体的隶属度并不是依次增加的 , 这说明从浐河至 5 号湖再 

到 1 号湖的水质并不是绝对的依次好转的 , 这与实测数据的趋势是一致的。 

雁鸣湖由 5 个串联子湖泊组成 ,1、2、3 号湖泊离市区相对比较近 , 因此受人为因素影 

响较大 , 主要受游客钓鱼、游玩、洗车等因素的影响。而离市区较远的 4 号湖水质相对来说 

是最好的。而位于最上游的直接接受浐河水的 5 号湖因为浐河水泥沙含量大 , 湖泊较小 , 水 

力停留时间短等因素与浐河水质相差不大。但从总体上来讲 , 浐河水依次通过 5 个串联湖泊 

后 , 水质得到了改善 , 这一趋势可从式 (21) 看出 , 浐河水质相对于清洁水体的隶属度是 

0.7953, 而依次经过串联湖泊至 1 号湖对于清洁水体的隶属度上升到了 0.874。 

4 结语 

本文采用模糊综合评判法对雁鸣湖各串联湖泊的水质进行评价 , 结果符合实际情况。模 

糊综合评价对于水体水质的评价已经得到了很多研究。研究表明 , 该方法简单易行 , 具有很 

强的操作性。评价结果可信度高 , 特别适用于因某一指标严重超标而引起其它评价方法失真 

的情况。该方法避免了在单指标评价中 , 因为某项因素超标而将水质定类的不足 , 评价结果 

更加科学、客观。 

参考文献 

[1] 高健磊 , 吴泽宁 , 左其亭 , 等 . 水资源保护规划理论方法与实践 [M]. 郑州 : 黄河水利出版社 , 2002. 

[2] 曾明荣 , 王成海 . 模糊数学在水质评价中的应用 [J]. 福建环境 ,1999(10):7-9. 

[3] 刘春凤 , 翟瑞彩 . 基于模糊数学的水质分析 [J]. 天津大学学报 ,2003(1):72-76. 

[4] 朱林 , 吕宏兴 . 地面水水质的模糊综合评价 [J]. 西北水资源与水工程 , 1994, 5(2): 27-33. 

[5] 张洵 , 李文 . 模糊数学在水质评价中的应用 [J]. 吉林水利 ,2006,5:10-11. 

109


西安雁鸣湖 2 号湖草灾控制措施的探讨 

杨靖 , 王颖 , 吴海洲 , 贾如宾 

( 西安理工大学 , 陕西西安金花南路 5 号 ,710048,yangjing0502@foxmail.com) 

摘要雁鸣湖水系 2 号湖位于西安市浐灞生态区 , 属于浅水人工湖泊。目前 , 由于水质污染 

及管理不善等原因 , 湖中某些沉水植物 ( 狐尾藻等 ) 大面积疯长 , 不但破坏了水体的生态平衡 

还影响了湖泊的景观效益。当前采用的人工收割的除草措施不仅耗费了大量的人力、财力 , 且 

只能维持短期功效。本文分析了沉水植物的生态习性及景观水体的特点 , 针对 2 号湖中沉水植 

物过量生长的问题 , 提出了几种长效控制措施 , 为改善雁鸣湖生态湿地的水环境状况提供参考 

依据。 

关键词雁鸣湖 ; 沉水植物 ; 草型富营养化 ; 控制措施。 

1 引言 

近年来 , 以水生植物过量生长为主要特征的草型富营养化湖泊越来越多 , 如南京玄武湖 , 

湖北洪湖 , 内蒙古乌梁素海等都发生过因水生植物疯长而引起的草灾。通常来说 , 大型水生 

植物可以抑制湖中藻类的繁殖 ; 消耗水中氮、磷等营养盐 , 使水体变得清澈。但如果景观水 

体中某种水草大面积疯长 , 也同样会引发一系列的问题 : 过量生长的水生植物会影响湖泊的 

景观休闲功能 , 减缓水体的流速 , 造成泥沙淤积 , 加速湖泊沼泽化进程 ; 富集了大量营养盐 

的水生植物在沉落腐败时还会造成水体的二次污染 ; 植物腐败分解过程不仅消耗水中的溶解 

氧 , 还会释放出大量氨和硫化氢 , 从而造成鱼类等水生动物的大量死亡。 

雁鸣湖千亩湖泊湿地位于西安市浐灞生态区 , 由 5 个湖泊串联而成 , 自上游而下依次为 

5~1 号人工湖。从浐河引水进入 5 号湖 , 再由 1 号湖出水口流入浐河 , 属于河道外湖泊湿 

地 ( 图 1)。2 号是整个水系的主景区 , 由于水质污染及管理不善等原因 , 致使湖中狐尾藻等 

沉水植物大面积疯长 , 几乎覆盖了 70% 以上的水域 , 这不但破坏了水体的生态平衡还影响 

了湖泊的景观效益 , 已成为雁鸣湖湿地亟待解决的生态问题之一。为改善雁鸣湖的水环境 , 

实现湖泊生态系统可持续发展 , 需要在满足净水和抑藻功能的前提下 , 对 2 号湖中的水生植 

物进行适度控制。 

北 

1# 湖 

浐河 

2# 湖 

滨 

河 

大 

道 

绕 

3# 湖 

城 

高 

速 

浐河 

滨河大道 

5# 湖 

4# 湖 

图 1 雁鸣湖生态湿地平面图 

110


2 草灾爆发原因分析 

雁鸣湖 2 号湖中狐尾藻疯长现象与由于藻类大量繁殖所造成的水华现象不同 , 本文所提 

到的穗花狐尾藻 (Myriophyllum spicatum) 为小二仙草科 (Haloragidaceae) 多年生沉水植 

物 , 属于大型水生植物 , 而非浮游藻类 , 其疯长原因主要包括以下几个方面 : 

2.1 植物生态习性 

穗花狐尾藻具有喜光 , 生长快 , 扩散能力强等特点 , 加上其较强的净水功能 , 常在水生 

植被恢复工程中被作为先锋物种采用。然而 , 这类先锋物种一旦大面积成活 , 往往产生巨大 

的生物量 , 可能会阻碍后来物种的引入、定居与扩展 , 仅凭后来种的竞争很难实现优化植物 

群落结构、增加生物多样性的目标。据相关研究显示 [1] , 狐尾藻对光的需求较其他沉水植物 

高 , 光补偿点与陆生草本阳性植物相当 , 光饱和点也高于其他沉水植物如苦草、黑藻等 , 因 

而狐尾藻在水体上层有较强的竞争能力 , 能够在水表形成冠层和相对的丰度 , 从而引发草灾。 

(a) 

图 2 雁鸣湖 2 号湖中的狐尾藻 

(b) 

2.2 景观水体特点 

2 号湖呈南北向狭长状 , 其水面面积较大、水流速度缓慢 , 这种半流水水域特点非常适 

宜水生植物的生长。同时 , 在雁鸣湖水系的五个人工湖泊中 ,2 号湖水体最浅 , 仅为 1.15m 

左右 , 这个水深为狐尾藻的生长繁殖提供了适宜的光照和温度条件。而湖区的其余 4 个湖泊 

的平均水深均在 1.5m 以上 ( 表 1), 故而未发生草灾。 

2 号湖湖心岛周围的水体仅为 50cm 左右 , 且由于岛体的阻隔作用形成部分死水区 , 这 

里的草灾最为严重 , 狐尾藻的覆盖率甚至达到 90%。而在湖泊的进出水口处 , 由于水流流 

速较大 , 沉水植物的生长受到抑制 ; 此外 , 在湖泊北部的深水区 , 狐尾藻的长势也相对较弱。 

表 1 

雁鸣湖水文参数 

湖区水域面积 (m 2 ) 平均水深 (m) 湖泊容积 ( 万 m 3 ) 水力停留时间 (h) 

1 号 59,142 1.75 10.35 2.70 

2 号 140,000 1.15 16.10 2.74 

3 号 60,218 1.5 9.03 2.16 

4 号 136,200 1.6 21.79 2.40 

5 号 207,560 1.55 32.17 2.29 

2.3 湖泊水质污染 

雁鸣湖湖水由浐河引入 , 由于浐河上游水土流失问题突出 , 河水含沙量很高 , 又因为流 

域工农业及生活污水的大量排入 , 使得浐河水质受到污染。河流泥沙携带大量污染物进入湖 

泊 , 加之附近村民及湖区工作人员生活污水的未达标排放 ( 表 2), 造成雁鸣湖湖水中富含 

111


氮、磷等营养盐 , 这些营养盐为狐尾藻提供了源源不断的生长动力。同时 , 由于 2 号湖水体 

流动性差、换水周期长 , 易造成底泥淤积 , 这也为水草的疯长奠定了营养基础。 

表 2 主要点源污水量 

雁鸣湖周边点源 

污水量 (m 3 /d) 

湖心岛会所 6 

农家乐生活污水 15 

绿化队生活污水 4 

会所值班室 0.5 

洗矿和生活废水 250 

为掌握湖泊的水质现状 , 课题组于 2008 年 7 月至 2009 年 3 月间 , 在 2 号湖中布点采样 , 

对湖水的理化指标进行监测。结果显示 :2 号湖呈弱碱性 ,pH 值在 7~9 之间 , 符合地表水 

环境质量标准 (6~9 之间 )。受上游来水及周围点、面源污染的影响 , 湖水总氮含量较高 , 

在 1.67~3.28mg/L 之间 , 部分时段超过 Ⅴ 类标准 ; 总磷浓度在 0.016~0.062mg/L 之间 , 基 

本保持在 Ⅲ 类 ;COD 含量在 16.73~34.23mg/L 之间 ; 同时 , 湖心岛会所及值班室周围水体 

中的污染物浓度明显高于其它水域。 

2.4 水系生态失衡 

2 号湖水生态系统中生产者过多而缺少相应的消费者 , 如鱼、蟹等。同时 , 雁鸣湖湿地 

作为市民休闲娱乐的场所 , 垂钓者众多 , 进一步加剧了湖中草食性鱼类的减少。 

草食性鱼类被誉为 “ 无需燃料的除草机 ” [3] , 南京玄武湖上世纪末曾因大量养鱼 , 致使 

湖中某些水草绝迹 , 这当然是一种极端现象 , 可正说明草食性鱼类对于水草具有一定的抑制 

作用。要使整个生态系统达到平衡 , 就必须保证食物链上各物种的数量达到一个相对平衡的 

状态。 

3 草灾控制措施探讨 

狐尾藻在生长期间吸收湖水中的无机氮和无机磷转化成有机物的过程可以净化水质、抑 

制浮游植物的生长、增加水体透明度、防止藻类 “ 水华 ” 现象。因其在湖泊生态系统中的积 

极作用 , 如何合理地控制其数量和分布 , 既要防止其过量生长造成的危害 , 又要充分利用其 

在生态平衡中的作用 , 这就需要采用科学的控制措施。 

针对沉水植物过量生长造成的生态环境问题 , 国内外目前在湖泊管理中发展了很多控制 

措施。除人工收割和投放草鱼等传统方法外 , 还从影响植物生长的环境因子入手的 , 通过调 

节光照、流速、营养条件等环境因子 , 达到抑制草灾爆发的目的。 

3.1 传统除草措施的改进 

传统的除草措施包括人工收割和投放草鱼 , 其缺点在于 : 收割仅能维持短期的功效 , 而 

投放草鱼又极有可能造成湖泊由草型富营养化转为藻型富营养化。下面针对这两种除草措施 

提出具体的改进方案以扬长避短。 

3.1.1 高强度人工收割 

雁鸣湖的管理部门目前采用的除草措施主要为人工收割 , 由于收割过程是在植物的生长 

季进行 , 且只是对水草拦腰截断 , 仅收获顶端部分。在收割后的两三天内 , 不断萌发新枝的 

狐尾藻又会窜满湖面 , 故而耗费了大量的人力和财力。建议收割过程改在当年 10 月至次年 

[2] 

3 月间进行 , 避开植物的生长季 , 且应采用高强度收割的方式以抑制穗状狐尾藻产生无性 

112


繁殖小体 , 从而抑制来年的种群扩大。 

3.1.2 网围式养鱼 

3.2 环境因子的调控措施 

3.2.1 控制污染源 

受浐河来水的影响 , 雁鸣湖的水质状况较差。虽经过前三个湖泊湿地的沉积降解作用 , 

进入 2 号湖的水质有所改善 , 但其氮、磷含量仍超过地表水环境质量标准的 Ⅲ 类。金相灿 

等通过研究不同水体氮浓度对狐尾藻光合特征的影响得出 : 当水体总氮浓度低于 3mg/L 时 , 

狐尾藻的净光和速率和暗呼吸速率随水中氮浓度的升高而增大。 

据此 , 应首先从源头入手 , 协同各部门加强浐河水质的保障措施。其次 , 针对湖区内的 

点源污染采取相应的措施 :2 号湖湖心岛会所每日的排污量不大 , 约为 6m 3 /d, 虽不会对整 

个湖泊的水质造成太大的影响 , 但却会令局部水质恶化。建议在会所的排污口处构建小型人 

工湿地 , 令污水经由人工湿地进入湖泊 , 用以降低入湖的营养盐含量 , 保障湖心岛附近水域 

的水质。此外 , 在岸边植以一定宽度的草坪和乔灌木 , 也可起到拦污截留的作用。水质改善 

后 , 湖中水草得不到足够的营养补给 , 其生物量自然会减少 , 这本身就是一个良性循环的过 

程。 

3.2.2 采用水下遮光 

光照是沉水植物生长所必需的环境因子 , 当水底光强不足入射光的 1% 时 , 沉水植物就 

不能定居。实验室研究结果表明狐尾藻的适宜光强范围为 20000~25000Lux [3] ,8h 短日照条 

件不利于狐尾藻的生长和花序形成 , 导致狐尾藻不能正常开花和结实 [6] 。 

国外学者很早就开始运用漂浮在水面的黑色塑料膜来限制沉水植物生长 , 这种方法在美 

国的 Wisconsin 有过成功案例 [7] 。之后人们又研制了固定毯层 (stationary blankets) 或移动毯 

层 (removable screens) 安放于水下 , 用来遮挡光照并限制枝条的向上生长 , 效果较明显 [8] , 

但其缺点是材料及操作费用较高。我国的王桂英等在石家庄长乐公园未名湖的草灾防治中运 

用了水下遮光的方式 , 通过湖底铺黑塑料膜的方法抑制金鱼藻的过量繁殖 , 效果不错 [9] 。黑 

色塑料膜可有效遮挡太阳光照射 , 阻碍了植物光合作用的进行 ; 另外 , 由于塑料膜的不透气 

性 , 限制了植物的呼吸作用 , 从而也抑制了植物的正常生长。 

对于 2 号湖来说 , 为避免黑膜对湿地景观的影响 , 可针对草灾严重的水域局部遮光。遮 

光材料选用低密度聚乙烯 (LDPE), 这也是目前农业用膜的主要材料 , 具有无毒、无味、无 

臭、成本低廉等优点 , 覆膜操作过程简单 , 用木棍固定黑膜的四角 , 插入湖泊底泥中即可。 

3.2.3 加强水体流动性 

水流流速在 0~0.1m/s 之间时 , 沉水植物的光合作用效率与水的流速呈正相关 , 但流速 

高于此范围时光合作用效率下降 [5] 。当水流流速较高时 , 湖泊底质受干扰较大 , 水体透明度 

较低 , 水流通过拉扯给植物带来物理胁迫而减弱光合作用效率 , 沉水植物的生长受到抑制 ; 

而稀疏的沉水植物又有利于水体的流动 , 有利于底质再悬浮 , 使水体透明度更低 , 更加不利 

于沉水植物的生长。为提高 2 号湖水体的流动性 , 可在湖中放置脚踏船供游人乘坐 , 以加强 

水体的搅动。 

4 结语 

总体来说 , 对草型富营养化湖泊的适度控制是既要充分利用合理数量的水生植物在净化 

水质抑制藻类爆发的作用 , 又要防止因水生植物过量生长及腐败沉落后造成的污染和生物填 

平作用 , 从而维护湖泊及湿地生态系统的良性循环。尚士友等人的试验研究显示 , 当水深为 

113


lm 左右时 , 控制水生植物生长密度在 2~3kg/m 2 ( 湿重 ), 对净化水质和保证水体透明度是 

比较适宜的 , 同时对产粘性鱼卵的鱼类和底栖动物的产卵、摄食和栖息也是比较有利的 [13] 。 

此外 , 为避免因水生植物种类单一而造成的湖泊景观及生态功能上的衰退 , 在上述草灾控制 

措施的基础上 , 还应保持湖中水生植物较多的种类及一定的数量 , 利用种间竞争抑制个别物 

种的疯长。根据不同植物的生活类型 , 由湖岸向湖心方向依次构建湿生植物 ( 如花菖蒲 )、 

挺水植物 ( 如荷花、黄花鸢尾 )、浮叶植物 ( 如睡莲 ) 和沉水植物 , 从而保证湖中水生植物 

的多样性。 

参考文献 

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90. 

114


某港口与河海之间的流场及其水质交换的数值模拟 

孙建 , 邓永锋 , 雷鹏帅 , 陈冲 , 魏文礼 

( 西安理工大学水电学院 , 陕西西安 710048,Frl12345@vip.sina.com ) 

摘要以某河口附近一海港口内拟扩建的环水建筑群为研究对象 , 应用水动力学的浅水方程 , 

建立了一个包括河道、河口及其波浪堤、海港口及其航道、港内环水建筑群、外海一定范围的 

大区域数学模型 , 考虑了河道洪水演进、海洋潮位变化、水流科氏惯性力、风速等因素影响 , 

对该区域的流场及其河海水质交换进行了多个工况的数值模拟。研究表明 , 由于港口入口采用 

防波堤 , 港内波浪作用很小 , 环水建筑群各通道流速很小、流态稳定 , 满足人们居住、游艇出 

航的要求 ; 当港顶与河口橡胶坝上游连通 , 利用河水定期冲洗 , 港内则更能保持较好的水质和 

港内建筑物的居住环境。 

关键词河口 ; 港口内 ; 海洋 ; 流场 ; 水质交换 ; 浅水方程 ; 数值模拟 

随着我国国民经济的发展 , 带动了沿海港口附近的房地产开发。因此 , 研究潮汐对港内 

建筑物的影响十分必要 [1-6] 。本文研究的对象是 , 某河口附近一海港口内拟扩建的一个区域 , 

如图 1 所示。该区域有原外航道、拟建的内航道和游艇码头、七块环水的居住建筑群 , 建筑 

物之间是要求游艇可过的通道。这个项目存在的水动力学问题是 , 在河道洪水、潮汐作用下 , 

海港内水位、流速、水质变化、洪水和潮汐挟带的泥沙淤积影响有多大 ? 是否能满足人们居 

住、游艇出航的要求。由于这个问题涉及因素太多、十分复杂 , 进行物理模型试验几乎不太 

可能 , 因而决定用数学模型的方法来进行研究。本文运用了浅水方程 , 建立了一个包括河道、 

河口及其波浪堤、海港口及其航道、港内环水建筑群、外海一定范围的大区域数学模型 , 考 

虑了河道洪水演进、海洋潮位变化、水流科氏惯性力、风速等多种因素影响 , 对该区域流场 

及其河海水质交换进行了多个工况的数值模拟研究 , 得到了港内水位、流速以及水质的变化 

规律 , 给出了港内保持良好水质的设计方案 , 为港内建筑物群的设计以及居住环境提供了重 

要的参考。 


1.1 控制方程 

描述河口与港口、外海交汇处的流场以及水质变化的控制方程为如下质量守恒方程式 

(1-1)、动量方程式 (1-2) 和指标物质迁移的对流与扩散方程式 (1-3): 

z p q z + + = d 

t x y t 

(1-1) 

陕西省高等学校国家重点学科建设项目 

115

y 


-0.5 

0+2 

-0.8 

0+9 

1 

0 

-2 

- 

- 

- 

- 

0+0. 

a-a 

1 

0 

- 

- 

1118.0 1616.8 

P A 

Ⅰ 

P B 

P Ⅰ 

P 

Ⅱ 

Ⅰ 

P 

Ⅱ 

Ⅱ Ⅲ 

Ⅲ P 

0+0.00 

C 

P 

D 

Ⅳ 

E 

- 

- 

1 1 

Ⅴ 

Ⅴ 

(a) 整体图 

x 

(b) 港口及港内建筑局部放大 

图 1 计算区域示意 ( 单位 : 米 ) 

1 港内建筑群 2 过水通道 

2 3 航道 

4 防波堤 5 河口 6 橡胶坝 

7 港内顶部与橡胶坝上游连通 

8 河道 9 外海 

P1 ~P7: 观察点 

A~E 人为划定的过水区域 

A: 顶部区域 ,Ⅰ-Ⅰ 断面上游 

B: 中部区域 :Ⅰ-Ⅰ 断面与 Ⅱ-Ⅱ 断面之间 

C: 下部区域 :Ⅱ-Ⅱ 断面与 Ⅲ-Ⅲ 断面之间 

D: 内外航道及码头区域 :Ⅲ-Ⅲ 断面与 Ⅳ-Ⅳ 

断面之间 

E: 外航道区域 :Ⅳ-Ⅳ 断面与 Ⅴ-Ⅴ 断面之间 

ì 2 

2 2 

p p pq V gp p + q 1 é ( ht 

) ( ht 

xy 

) ù 

xx 

h pa 

ï + ( ) + ( ) + gh + - 0 

2 2 ê + ú-Wq - fVV 

x 

+ = 

ï t x h y h x C h rw 

ë x y û rw 

x 

í 

2 

2 2 

ï q pq q V gq p + q 1 é ( ht 

xy 

) ( ht 

yy 

) ù 

h pa 

ï + ( ) + ( ) + gh + - p fVV 0 

2 2 ê + ú+W - 

y 

+ = 

î t x h y h y C h rw 

ë x y û rw 

y 

(1-2) 

c c 

( hc) + ( uhc) + ( vhc) = ( hDx 

) + ( hDy 

) + S 

t x y x x y y 

(1-3) 

式中 : z 、 z d 

为水面、底高程 , 均为 85 高程 ; h = z - zd 

为水深 ; x , y 为平面坐标 ,t 为 

时间变量 ; p 、q 和 u 、v 分别为 x 、 y 方向的通量密度和深度平均的流速分量。这两组变 

量之间的关系是 [ p, q] [ uh, 

vh] 

= ;C 为谢才系数 ;g 为重力加速度 ; f (V ) 为风摩擦系数 ; 

V 为合风速 ; V x 

、 V y 

是 V 在 x 、 y 向分量 ;W 为科氏参数 , 与所在区域纬度有关 ; p a 

为 

大气压 ; r 为海水密度 ; t 

xx 

, t 

xy 

, t 

yy 

为有效切应力分量 ;c 为指标物质的浓度 ; D 

x 

, D 

y 

为 

w 

116


x,y 向的弥散系数 ; S = Qs × ( cs 

- c) 

; Q s 

为源 / 汇流量 ; c s 

为源 / 汇流量中指标物质的浓度。 

上式中所有变量都可以表示成 ( x , y ,t) 的函数。 

1.2 计算范围、网格划分及边界条件 

从图 1 可见 , 计算区域是一个矩形 , 范围 3.39km×2.73km = 9.3km 2 , 其可分为三个部分 : 

第一部分是河道至外海区域 , 具体是从河道上游控制断面 0+2394.52 至橡胶坝、再至河口的 

一段河道、防波堤、海外。橡胶坝洪水期落下 , 非汛期升起蓄水 , 超过堰顶高程 2.3m 开始 

泄水。另一部分是港内区域 , 具体有港口顶部环水建筑群及其过水通道、内航道和码头、外 

航道、防波堤、外海。港内顶部与橡胶坝用管道连通 , 设阀门定期冲洗港内 , 洪水期则关闭 

闸门 , 防止冲洗时挟沙淤积。第三部分是河口和海港东西一定范围的外海。 

采用网格尺寸 9m×9m 的矩形网格 , 港内环水建筑群过水通道网格加密为 3m×3m; 计 

算时间步长 Δt =2s; 计算时长取一个涨落潮时段 , 约 20 天。 

上游边界是河道控制断面 , 来流条件取 1、4、7 月份的来流过程 Q = Q(t)。下游边界为 

外海 , 边界条件取来流月份的潮位过程。水面受风力影响 , 以平均风速、主导风向考虑。底 

部边界是河底、港底和海底的糙率和坡降 , 具体为河道糙率 n =1/70.844, 河道坡降 i=1/5000, 

河口 0+0.00m 至外海糙率 n =0.02, 坡降 i = 0.0167; 环水建筑物群通道糙率 n =1/70.844, 底 

高程为 -3m, 坡降 i = 0; 航道及码头糙率 n =0.022, 底高程为 -5m, 坡降 i =0。水流的科氏惯 

性力按经纬度及地球自转计算。所有资料由当地水利设计院、当地房地产开发商提供。 

表 1 给出了计算工况表。共进行了 7 个工况、两个方案的计算。图 2 给出了工况 50 年 

一遇的洪水过程线 , 工况 2~ 工况 4 的洪水过程采用同倍比放大法缩小。工况 5~ 工况 7 为 

非汛期、或枯水期 , 来流按恒定流考虑。各工况潮位过程见图 3。方案 1 是港口顶部与河口 

上游橡胶坝不通 ; 方案 2 是港口顶部与河口上游橡胶坝连通 , 利用橡胶坝向港内供水 , 引用 

流量 0.5m 3 /s。 

表 1 方案 1 和方案 2 的计算工况及相应边界条件 

工况月份河道来流过程最大流量橡胶坝 

港顶引 

用流量 

港顶引 

用流量 

潮汐月 

风向 

平均 

风速 

m 3 /s 

方案 1 

/m 3 /s 

方案 2 

/m 3 /s 

m/s 

1 7 P2% 洪水过程 1722 落 0 0 7 SW 3.5 

2 7 P5% 洪水过程 1225 落 0 0 7 SW 3.5 

3 7 P10% 洪水过程 872 落 0 0 7 SW 3.5 

4 7 P20% 洪水过程 540 落 0 0 7 SW 3.5 

5 1 恒定流量 0.05 升 0 0.5 1 W 2.7 

6 4 恒定流量 0.23 升 0 0.5 4 SW 3.5 

7 7 恒定流量 2.5 升 0 0.5 7 SW 3.5 

117


1800 

1300 

Q /m 3 /s 

800 

300 

-200 

7-7 7-8 7-9 7-10 7-11 

t / h 

图 2 50 年一遇洪水过程线 

z 

z 

z 

1.2 

1.0 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0.0 

-0.2 

-0.4 

-0.6 

2007-6-27 2007-7-2 2007-7-7 2007-7-12 2007-7-17 2007-7-22 2007-7-27 2007-8-1 2007-8-6 

t /d 

(a)7 月潮位过程 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0.0 

-0.2 

-0.4 

-0.6 

2007-3-29 2007-4-3 2007-4-8 2007-4-13 2007-4-18 2007-4-23 2007-4-28 2007-5-3 

t /d 

(b)4 月潮位过程 

0.6 

0.4 

0.2 

0.0 

-0.2 

-0.4 

-0.6 

-0.8 

-1.0 

2006-12-29 2007-1-3 2007-1-8 2007-1-13 2007-1-18 2007-1-23 2007-1-28 2007-2-2 2007-2-7 

t /d 

(c)1 月潮位过程 

2 计算结果分析 

图 3 实测潮位过程 

对表 1 中所有工况 , 数值求解方程 (1.1)~(1.3), 得出两个方案的流场和水质变化。 

其中流场计算不考虑污染物浓度 ; 水质计算时 , 给定初始污染物浓度 10mg/l, 考虑流场以 

及水质交换情况。如下以工况 1、6 为代表性工况进行分析 , 其它工况给出计算结果。 

2.1 方案 1- 港口顶部与上游橡胶坝不连通 

2.1.1 流态 

图 4 给出了代表性工况的流场。根据计算可知 , 涨潮过程中 , 潮水能上朔很长一段距离 , 

交汇处潮水与河水碰撞 , 流态复杂。在港内区域 , 从图中可见 , 潮水涌入港口 , 在内航道和 

码头附近产生漩涡 , 但强度很小、再涌入环水建筑群过水通道 , 水面不时振荡地随涨潮上升。 

退潮时 , 河水直接汇入大海 , 与大海交汇处 , 潮水与河水碰撞 , 产生漩涡。环水建筑群窄通 

118


道中的水流向两边宽通道汇入 , 退入内航道和码头附近 , 形成强度不大的漩涡 , 再退入大海。 

退入过程中 , 水面不时振荡地随落潮降低。 

2.1.2 观察点流速、水面高程和水深 

(a) 工况 1 涨潮时瞬时流场 

(b) 工况 1 涨潮时港内局部瞬时 

(c) 工况 6 落潮时瞬时流场 

(d) 工况 6 落潮时港内局部瞬时 

图 4 流场矢量分布 

参数 

H mi 

H max 

n 

表 2 方案 1 观察点水深、水面高程和流速统计 

z max v max v min 参数 H max 

H mi 

n 

z max v max v min 

观察点工况 m m m m 10 -5 m/s 工况 m m m m 10 -5 m/s 

P1 1 6.08 4.56 1.08 0.19 4.00 5 5.46 4.11 0.46 0.02 26.00 

P2 1 4.08 2.56 1.08 0.34 2.00 5 3.47 2.11 0.47 0.00 16.00 

P3 1 4.09 2.56 1.09 0.31 2.00 5 3.46 2.11 0.46 0.01 3.00 

P4 1 4.09 2.56 1.09 0.19 4.00 5 3.47 2.11 0.47 0.03 10.00 

P5 1 4.09 2.55 1.09 0.02 0.20 5 3.47 2.10 0.47 0.01 2.00 

P6 1 4.09 2.55 1.09 0.08 0.60 5 3.47 2.10 0.47 0.02 14.00 

P7( 河道 ) 1 4.77 0.36 3.97 2.02 9.00 5 1.29 0.20 0.49 1.41 25.63 

119


参数 H max H min z max v max v min 参数 H max H min z max v max v min 

观察点工况 m m m m 10 -5 m/s 工况 m m m m 10 -5 m/s 

P1 2 6.08 4.55 1.08 0.15 5.00 6 5.77 4.36 0.77 0.02 20.00 

P2 2 4.08 2.55 1.08 0.31 5.00 6 3.76 2.36 0.76 0.02 7.00 

P3 2 4.09 2.55 1.09 0.24 3.00 6 3.77 2.36 0.77 0.02 4.00 

P4 2 4.09 2.55 1.09 0.23 19.00 6 3.77 2.36 0.77 0.02 1.00 

P5 2 4.09 2.55 1.09 0.02 0.60 6 3.77 2.35 0.77 0.00 1.00 

P6 2 4.09 2.55 1.09 0.08 2.40 6 3.77 2.35 0.77 0.01 3.00 

P7( 河道 ) 2 3.73 0.36 2.93 1.84 12.00 6 1.59 0.20 0.79 1.41 3.00 

P1 3 6.08 4.54 1.08 0.11 5.00 7 6.01 4.55 1.01 0.04 11.00 

P2 3 4.09 2.54 1.09 0.24 3.00 7 4.10 2.55 1.10 0.04 3.00 

P3 3 4.09 2.54 1.09 0.22 3.00 7 4.10 2.55 1.10 0.06 10.00 

P4 3 4.09 2.54 1.09 0.18 19.00 7 4.10 2.54 1.10 0.06 35.00 

P5 3 4.09 2.53 1.09 0.02 0.60 7 4.01 2.54 1.01 0.01 5.00 

P6 3 4.09 2.53 1.09 0.09 2.40 7 4.02 2.54 1.02 0.02 10.50 

P7( 河道 ) 3 2.95 0.35 2.15 1.66 11.00 7 4.69 0.35 3.89 1.22 12.90 

P1 4 6.08 4.54 1.08 0.07 5.00 

P2 4 4.08 2.54 1.08 0.17 1.60 

P3 4 4.09 2.54 1.09 0.16 3.00 

P4 4 4.08 2.54 1.08 0.14 19.00 

P5 4 4.09 2.54 1.09 0.01 0.50 

P6 4 4.09 2.54 1.09 0.04 2.40 

P7( 河道 ) 4 2.15 0.35 1.35 1.43 12.00 

如图 1 所示 , 选 7 个观察点进行分析。表 2 给出了观察点的流速、水面高程和水深统计。 

从中可见 , 观察点的流速在 (0.00~0.34)m/s 之间变化 , 最大者为 P2 点 , 产生在最窄的过水 

通道。这表明涨落潮时 , 港内和建筑群过水通道水流流速很小 , 其流态平稳 , 内航道和码头 

附近有大漩涡 , 但强度很小 , 未产生不良流态。从表中水位变化来看 , 港内最高水位与潮位 

基本一致 , 如工况 1 除河道中 P7 点外 , 港内点的最高水位都与最高潮位都在 1.08m 左右 , 

但其相位却与潮位不同 , 港内的滞后一个时段。从表中水深来看 , 环水建筑群过水通道中水 

深不同 , 最大出现在 P1 处为 6.08m。 

2.1.3 水质 

将港内人为划分为 A,B,C,D,E 五个区域 , 详见图 1。表 3 给出了污染物浓度 ( 以 COD 

值表示 ) 在 30 天后的变化。图 5 给出了工况 6 观察点污染物 COD 值随时间的变化过程。 

表和图的分析说明 , 可见 , 在同一时间内 , 近海处水质衰减较快 , 水质交换最好 ; 港口最里 

端衰减最慢 , 水质交换最差。如表中统计数据表明 , 各区污染物经过水质交换以后降至 (0.1~ 

4.6)mg/l, 最大浓度发生在 A 区 , 区域越向外 , 污染物浓度值变小。图中 P1 浓度衰减曲线 

在最下方 , 浓度值最小 , 港顶部附近 P5 和 P6 浓度衰减曲线在最上方 , 浓度最大。从图 5 

120


还可看出 , 当港内最大浓度降值 50% 时所需时间约 28 天。 

COD /mg/L 

12 

10 

8 

6 

4 

P1 

P2 

P3 

P4 

P5 

P6 

2 

0 

4-1 4-4 4-7 4-10 4-13 4-16 4-19 4-22 4-25 4-28 

t /d 

图 5 观察点 COD 值随时间变化曲线 ( 工况 6) 

表 3 港内建筑群内各区域 COD 浓度统计 (30 天统计 ) 

方案 1 工况 5 工况 6 工况 7 

区域 

标识 

最大值 

/mg/L 

最小值 

/mg/L 

平均值 

/mg/L 

A B C D E A B C D E A B C D E 

4.23 3.86 2.64 1.75 0.31 4.62 4.41 3.14 2.41 1.70 4.35 4.12 2.80 2.00 1.11 

3.80 2.06 1.76 0.31 0.00 4.41 2.59 2.41 1.70 0.05 4.10 2.30 2.00 1.11 0.01 

4.10 2.95 2.19 1.25 0.06 4.55 3.51 2.70 1.97 0.95 4.26 3.24 2.40 1.51 0.39 

2.2 方案 2- 港口顶部与上游橡胶坝连通 

分析方案 1 存在的主要问题是 , 港内虽有水质交换 , 但交换周期太长。为了解决这个问 

题 , 考虑方案 2, 即在港内顶部设置管道 , 并设阀门控制。汛期关闭管道阀门 , 防止挟沙水 

流进入港内淤积。非汛期 , 或枯水期 , 则可打开阀门 , 定期引河水冲洗港内。 

2.2.1 流态 

图 6 给出了工况 6 涨落潮时的瞬时流场。分析可知 , 方案 2 的河道流态、港内和环水建 

筑群过水通道内的流态都与方案 1 的基本相同。但引水口附近的流速增大 , 并随潮位变化而 

变化。涨潮时 , 港内水位增高 , 开口处流速变小 ; 落潮时 , 港内水位降低 , 开口处流速则增 

大。 

121


(a) 工况 6 涨潮时港 

2.2.2 观察点流速、水面高程和水深 

图 6 流场矢量 

(b) 工况 6 落潮时港内瞬 

表 4 给出了观察点流速、水面高程和水深值 , 可见各观察点的流速在 (0.0002~ 

0.339)m/s 之间变化 , 这比方案 1 的明显增大 , 而水面高程、水深则与方案 1 基本相同。 

参数 

H ma 

x 

表 4 方案 2 观察点水深、水面高程和流速统计 

H min z max v max v min 参数 H max H min z max v max v min 

观察点工况 m m m m 10 -4 m/s 工况 m m M m 10 -4 m/s 

P1 5 5.45 4.09 0.45 0.03 5.10 6 5.76 4.35 0.76 0.02 3.03 

P2 5 3.45 2.09 0.45 0.03 0.90 6 3.75 2.35 0.75 0.05 1.21 

P3 5 3.45 2.08 0.45 0.03 3.10 6 3.75 2.35 0.75 0.04 0.33 

P4 5 3.45 2.08 0.45 0.03 0.70 6 3.75 2.35 0.75 0.08 4.50 

P5 5 3.45 2.08 0.45 0.01 9.10 6 3.77 2.35 0.77 0.01 0.99 

P6 5 3.45 2.08 0.45 0.02 10.30 6 3.76 2.35 0.76 0.03 4.20 

P7( 河道 ) 5 1.21 0.52 0.41 1.41 0.50 6 1.58 0.20 0.78 1.42 10.00 

P1 7 6.08 4.56 1.08 0.19 0.42 

P2 7 4.08 2.56 1.08 0.34 0.24 

P3 7 4.09 2.56 1.09 0.31 0.21 

P4 7 4.09 2.55 1.09 0.19 0.42 

P5 7 4.09 2.55 1.09 0.02 0.02 

P6 7 4.09 2.55 1.09 0.09 0.05 

P7( 河道 ) 7 4.77 0.37 3.97 2.02 0.95 

2.2.3 水质 

表 5 给出了港内各区域污染物浓度在 7 天后的变化 , 图 7 给出了观察点 COD 值随时间 

的变化过程。从表中可见 , 由于直接从河道引水 , 加上潮汐作用 , 仅经过 7 天水质交换 , 港 

内污染物浓度迅速降低至 0.041~7.063 mg/l; 建筑群顶部附近的浓度衰减较快达到最小值 , 

122


区域向外 , 污染物浓度增大 ,D 区达到最大值。这一点从图中也可看出 ,P5 和 P6(A 区 ) 

浓度衰减曲线在图中最下方 , 衰减最快 ,7 天后港顶附近的观察点最大浓度降为 3%;P1(D 

区 ) 浓度衰减曲线在图中最上方 , 说明港内 D,E 区衰减较慢 ,7 天后的浓度仍在 50% 以上 , 

最大浓度的 P1 点浓度降到小于 50% 所需时间约 8 天 , 但仍较方案 1 缩短 3.5 倍 ; 而方案 1 

在 28 天后最大浓度约 50%, 最小浓度仍为 30% 左右。当引用流量增加至 1m 3 /s 时 , 同样工 

况下 ,7 天后最大浓度 P1 点的浓度可降至 20%, 较方案 1 提高 7 倍。 

方案 2 工况 5 工况 6 工况 7 

区域 

标识 

最大值 / 

mg/L 

A B C D E A B C D E A B C D E 

0.17 4.43 5.08 5.43 3.64 0.12 4.22 5.84 7.06 6.28 0.20 4.90 5.88 6.84 6.74 

最小值 / 

mg/L 

平均值 / 

mg/L 

0.04 0.07 2.59 3.64 0.07 0.05 0.07 1.57 5.83 1.30 0.08 0.12 2.26 5.90 0.64 

0.08 1.46 4.04 5.18 1.30 0.09 1.34 4.54 6.80 5.28 0.14 1.55 4.69 6.64 4.89 

表 5 港和建筑群内各区域 COD 浓度统计 (7 天统计 ) 

综合上述分析认为 , 方案 2 定期冲洗港内未产生恶劣流态、水面高程和水深的突变。而 

水质交换率会大大提高 , 加大引用流量至 1m 3 /s, 水质交换率还会增大。因此 , 方案 2 是合 

理可行的。 

12 

10 

COD /mg/l 

8 

6 

4 

2 

0 

P1 

P2 

P3 

P4 

P5 

P6 

P7 

-2 

4-1 4-2 4-3 4-4 4-5 4-6 4-7 4-8 

t /d 

图 7 观察点 COD 值随时间变化曲线 ( 工况 6) 

3 结论与存在的问题 

对某港口与河口、外海之间的流场及其河海水质交换进行了数值模拟研究 , 得出以下结 

论 : 

(1) 应用浅水方程的数学模型 , 考虑河道洪水演进、海洋潮位变化、科氏惯性力、风速 

等多种综合因素 , 建立大跨度 , 多流域的数学模型 , 进行多种方案、多种工况的数值模拟比 

123


较。这个数值模拟方法可行 , 能获取令人满意的结果 , 弥补物理模型很难模拟的缺陷。 

(2) 在潮汐过程中 , 潮水上朔 , 或直接汇入大海 , 河海水交汇处 , 河海水碰撞 , 流态复 

杂。潮水涌入、出港口 , 港内水流不时上下震荡随潮升降 , 水面最大高程决定于潮位 , 但相 

位却滞后。 

(3) 在河口附近的港口内扩建一个环水建筑群是可行的。理由是根据数值计算得出 :(1) 

港内波浪作用很小 , 各过水通道流速很小、流态稳定 , 能满足人们居住、游艇出航的要求。 

(2) 当港顶部与河口橡胶坝上游不连通时 , 港内水质虽有交换但交换率低 , 交换周期超过 

一个月 ; 当港顶部与河口橡胶坝上游连通 , 利用河水定期冲洗 , 港内水质交换率随引入流量 

的大小提高。因此 , 有措施可以保证港内得到较好的水质和建筑群的居住环境。 

参考文献 

[1] 杨春平 . 近岸波浪传播变形数值计算方法比较 [D]. 河海大学硕士论文 ,2007,4. 

[2] 陈倩 . 浙江近海潮汐流的三维数值模拟 [D]. 浙江大学博士论文 ,2002,6. 

[3] 叶华 . 中国近海潮汐数值模型及可视化应用研究 [D]. 哈尔滨工程大学硕士论文 ,2007,6. 

[4] 王殿志 , 张庆河 , 时钟 . 渤海湾风浪场的数值模拟 [J]. 海洋通报 , 2004,(5) :10-17. 

[5] 黄赛花 , 孙志林 , 祝丽丽 . 潮汐河口动床洪水的数值模拟 [J]. 水力发电学报 , 2006,(5) :46-50. 

[6] 张宇 , 刘曙光 , 匡翠萍 , 等 . 北戴河西海滩养护工程海域潮流场数值研究 [J]. 水运工程 .2008,(7):7-12. 

124


黄河三角洲生态环境需水量探讨 

郑世武 , 拾兵 

( 中国海洋大学工程学院 , 山东青岛市松岭路 238 号 266100 sediment@ouc.edu.cn) 

摘要本文在分析生态环境需水量特征的基础上 , 提出了确定生态环境需水量的方法。将黄 

河三角洲生态环境需水分为河道内和河道外两个部分 , 经分析与计算 , 黄河三角洲最小生态环 

境需水量为 65.94×10 8 m 3 , 适宜生态需水量为 143.71×10 8 m 3 , 最大生态需水量为 313.7×10 8 m 3 。 

关键词生态系统 ; 生态环境需水量 ; 河口湿地 ; 黄河三角洲 

1 前言 

随着人类社会经济的不断发展、水资源的过度开发利用以及人类排污影响 , 带来了诸如 

河道断流、湿地萎缩、水质恶化、水土流失严重、生物多样性减少等一系列生态环境问题。 

日前 , 水资源和生态环境系统之间的关系愈来愈受到人们的重视 , 生态环境需水就是在这种 

背景下提出来的 , 目的是节制人类对水资源的过度开发和不合理利用 , 保护生态环境 , 寻求 

工农业用水、生活用水与环境生态用水之间的协调 , 实现水资源的可持续利用 , 支持社会经 

济的持续发展 [1] 。 

2 黄河三角洲基本概况 

黄河三角洲位于渤海西岸、渤海湾和莱州湾湾口 , 一般是指以垦利县宁海为顶点的近代 

三角洲和以渔洼为顶点的现代三角洲。即 118°7′~119°10′, 北纬 36°55′~38°16′ 

之间。根据全市雨量站 1966~2001 年实测降水资料分析 [2] , 黄河三角洲 ( 东营 ) 多年平均降水 

量为 537.4mm, 辖区 79.23×10 8 m 2 , 折合降水资源量为 42.58×10 8 m 3 。地表水资源量主要来 

自降水产生的地表径流 , 多年地表水径流量为 1.47×10 8 m 3 ; 地下水资源系指矿化度小于 2g/l 

的地下水资源 , 包括浅层地下水资源和中深层地下水资源 , 据统计东营市多年平均地下水资 

源量为 0.849×10 8 m 3 ;2000~2004 年黄河利津站年平均径流量为 104.58×10 8 m 3 。 

3 黄河三角洲生态环境需水量 

生态环境需水量的各个组成部分 , 在一定水量范围内可能相互涵盖。因此 , 生态环境需 

水总量要在各单项功能目标分析的基础上按照全系统优化原则、多功能协调原则进行综合研 

究。本文根据生态环境需水的概念与内涵 , 以及确定生态环境需水量的理论框架 , 将黄河三 

角洲生态环境需水量分为河道内和河道外生态需水两个部分。 

3.1 河道内生态环境需水量 

河流生态环境需水量主要包括河流的生态基流量、输沙需水量、自净需水量、水面蒸发 

需水量和河道渗漏需水量五部分。 

W = max( W , W , W ) + W + W渗漏 

河道基流输沙自净蒸发 

(1) 

125


3.1.1 生态基流量 

Tennant 法是河流基本生态环境需水量的一种常用计算方法 , 该法使用简单 , 操作方便 , 

需要的数据相对少 , 但该法的不足是一方面未考虑水量的年内季节分配 , 另一方面没有考虑到 

多沙河流的特性 , 本文针对以上两点不足尝试性地引入了时段系数和比降系数对 Tennant 法 

进行修正 [3] 。时段系数定义为典型年径流过程的某一时段流量 ( 此时段平均流量或洪水流 

量 )Q t 与天然状况下的多年平均流量 Q a 的比值。则时段系数 s 如下式 : 

s 

= 

Q 

Q 

t 

a 

(2) 

河流的输沙量与流量和流速有关。在非汛期 , 当流量不能增加的情况下 , 输沙量只与流速 

相关。河流泥沙将在此阶段迅速淤积 , 当河流汛期是不能将淤积的河流冲刷 , 河流泥沙淤积 

量会逐渐增大 , 淤积到一定程度时候会影响到河流的生态环境和河流形态 , 使得河槽比降变 

小。在比降很小的平坦河道上 , 流量较小易出现浅滩 , 破坏生态环境。因此 , 在平坦河段提 

出一个比降系数 (i e ) 概念 , 对 Tennant 法进行修正 , 以保障河流的生态基流量。比降系数计算 

公式为 : 

i - 

i e 

= 1 + 

i 

i 

( i 

(3) 

式中 :i 为河流平均比降 ;i 为研究河段比降 , 当 i>i 时 , 比降系数 i e 取值为零。 

本文采用 2000 年 ~2004 年利津站年径流量资料计算利津站 2000 年之后的多年平均基 

流量。根据公式 (2) 得到时段系数 , 利津站距入海口 103.6km, 落差为 7.4m, 平均比降为 0.07 

‰, 则比降系数根据公式 (3) 计算得到。由此得到新的百分比系数 , 见表 1。 

表 1 利津站特征值 

4~6 月 7~10 月 11~3 月 

比降系数 1.67 

时段系数 0.67 0.92 0.96 

百分比系数 1.12 1.54 1.60 

这样 , 将时段系数 s 和比降系数 i e 相乘 , 得到新的推荐基流百分比系数 , 用此系数来修 

正 Tennant 法 , 使其适合我国北方多泥沙性和流量季节性变化河流。计算得到的黄河利津站生 

态基流量见表 2。 

表 2 修正后 Tennant 法计算利津站河流生态基流量结果表 ( 单位 10 8 m 3 ) 

最小生态基流量适宜生态基流量最大生态基流量 

11~3 月 5.32 21.28 53.20 

4~6 月 1.52 3.04 15.21 

7~10 月 8.97 35.90 89.74 

全年 15.81 60.22 158.15 

3.1.2 输沙需水量 

河流的水沙平衡主要指河流中下游的冲淤平衡 , 因此 , 在河道内必须保持一定的水量 , 

这部分水量称为输沙平衡的需水量 , 简称输沙需水量。 

河流输沙需水量 W 输沙的计算公式如下 : 

126


S 

n 

W 

输沙 

= 

n 

1 

å m a x ( C 

ij 

) 

n i = 1 

(4) 

式中 :S n — 多年平均输沙量 ,kg;n— 统计年数 ;C ij — 第 i 年第 j 月河流月均含沙量 ,kg/m 3 ; 

S s — 多年平均泥沙淤积量 ,kg。 

黄河利津站年均含沙量变化较大 , 在 1950~2000 年间 , 黄河利津站年均含沙量的年际平 

均为 25.5kg/m 3 , 年均输沙量为 7.62×10 8 t, 平均来水量为 241.6×10 8 m 3 ; 多年最大含沙量为 

48kg/m 3 (1959 年 ), 年均输沙量约为 6.29×10 8 t, 来水量为 122.9×10 8 m 3 ;1973 年黄河日均含沙量 

为最大 , 含沙量大于 100kg/m 3 , 汛期持续了 10d, 最大值达 222kg/m 3 , 年均输沙量为 12.37×10 8 t, 

平均来水量为 310.7×10 8 m 3 。历年来沙多集中在 7~10 月 , 占全年总输沙量的 80% 左右 [4] 。由 

以上数据 , 并根据式 (4), 可计算出输沙需水量 , 如表 3。 

表 3 利津站输沙需水量 (10 8 m 3 ) 

生态需水量等级最小适宜最大 

选择依据 (t/m 3 ) 最大年平均含沙量多年最大含沙量多年平均含沙量 

河流缓冲能力参数 t/m 3 0.222 0.048 0.0257 

年输沙量 /10 8 t 12.37 6.29 7.62 

输沙需水量 /10 8 m 3 55.72 131.04 296.50 

3.1.3 自净需水量 

采用最枯月流量法计算自净需水量 , 即对于一般河流采用近 10 年最枯月平均流量或 

90% 保证率最枯月平均流量计算河道最小需水。 

根据 1950~2004 年利津水文站的实测月平均流量 [5] , 采用最枯月流量法计算自净需水。 

将其划分为 50 年代、60 年代、70 年代、80 年代和 90 年代 , 分别计算每 10 年内自净需水 , 

然后将 5 个阶段的自净需水量的平均值作为最后的推荐值 , 计算结果为 42.84m 3 /s, 见表 4。 

表 4 利津站自净需水量计算结果表 (10 8 m 3 ) 

平均流量 m 3 /s 年自净需水量非汛期汛期 

利津站 42.84 13.51 8.92 4.59 

3.1.4 水面蒸发需水量 

蒸发需水量 , 计算公式为 : 

ìA × (E- P) (E > P) 

W蒸发 

= í 

î 0 (E > P) 

(5) 

式中 :A 为水面面积 ,km 2 ;E 为平均蒸发量 ,mm;P 为平均降水量 ,mm。 

黄河河道由西南向东北贯穿东营市全境 , 流经利津县、东营区 , 在垦利县东北部注入渤 

海。境内河长 138km, 平均河宽 187m。黄河东营段内水面蒸发量计算如下表所示。 

表 5 黄河东营段水面蒸发需水量 

河长 km 蒸发量 mm 降水量 mm 蒸发量 10 8 m 3 

138 1885 549 0.35 

3.1.5 河道渗漏需水量 

河道渗漏需水量可采用下式计算 : 

W 

渗漏 

n 

= Lå 

i = 1 

Q i 

× h × D t 

i 

i 

(6) 

127


式中 :L— 计算河段长度 ,m; Q i — 第 i 时段内的平均流量 ,m 3 /d; η i —Q i 与 Δt i 对应的单 

位长度的渗透率 ,m -1 ;Δt i — 年内河道过水第 i 时段延续时间 ,d。 

根据 1987-1995 年系列实测资料 [6] , 采用 (6) 式得出浅层地小水资源补给量为 0.65×10 8 m 3 , 

中深层地下水资源补给量为 0.19×10 8 m 3 , 共计 

0.84×10 8 m 3 。 

根据公式 (1), 由以上各部分计算结果可 

得 : 黄河东营段内的河流最小生态需水量为 

W 河道 =max(15.81,55.72,13.51)+0.35+0.84 

=56.91×10 8 m 3 。 

适宜和最大生态需水量分别为 

132.2×10 8 m 3 和 297.7×10 8 m 3 。见图 1。 

亿 m3 

350 

297.7 

300 

250 

200 

150 

132.2 

100 

56.91 

50 

0 

最小适宜最大 

3.2 河道外生态环境需水量 

图 1 黄河利津站河道生态环境需水量 

黄河三角洲黄河河道以外的陆地区域 , 其中相当一部分是黄河三角洲湿地部分。故本文 

将黄河三角洲自然保护区内湿地作为主要研究对象。湿地生态需水量的计算内容主要包括陆 

地植被需水量、土壤需水量和野生生物栖息地需水量。 

3.2.1 陆地植被需水量 

本文在联合国粮农组织 (FAO) 的作物系数法的基础上 , 将土壤水分条件限制因素考虑进 

去 , 植被需水量的计算方法如下式所示 : 

W 

p 

= E 

p 

Ap 

= ET0 

× K 

c 

× K 

s 

) × 

( A 

式中 ,W p 为植被需水量 (m 3 );E p 为植物蒸散量 (mm);A p 为植被分布面积 (m 2 );ET 0 为参考植 

物潜在蒸散量 (mm);K c 为植物系数 ;K s 为土壤水分限制系数。 

—— 参考植物蒸散量 ET 0 FAO 推荐彭曼蒙特斯公式作为计算参考作物潜在蒸散量的唯一标 

准方法 , 这一方法适用于我国北方大部分地区 [7] 。参考植物蒸散量 ET 0 计算公式为 : 

ET 

0.408 D( 

R 

= 

0 

n 

900 

- G ) + g U 

T + 273 

D + g (1 + 0.34U 

) 

式中 ,D 为表示气温 T 时的饱和水汽压曲线斜率 ,kPa·℃ -1 ;R n 为冠层太阳净辐射 ,MJ·m -2·d -1 ; 

G 为土壤热通量 ,MJ·m -2·d -1 ; g 为干湿常数 ,kPa℃ -1 ;T 为月平均气温 ,℃;U 2 为 2m 高处 

风速 ,m·s -1 ;e s 为 T 气温下的饱和水气压 ,kPa;e d 为实际水汽压 ,kPa;e s -e d 为饱和水汽压 

差 ,kPa。 

—— 植物系数 K c K c 一般包括生长期和非生长期两种。非生长期的 K c 一般都小于 0.4, 如果 

有地表覆盖 , 参数取值则要高一些。生长期的 K c 可采用下式进行计算。 

Kc = K cb 

+ 0.05 

—— 土壤水分限制常数 K s 土壤水分限制常数 K s 为土壤水分条件对蒸散的影响函数 , 可根 

据式 (10) 计算。 

2 

2 

p 

( e 

a 

- e 

d 

) 

(7) 

(8) 

(9) 

K s =(S w —P w )/(L w —P w ) (10) 

式中 ,S w 为不同需水等级下的土壤水分含量 ;L w 和 P w 分别为土壤临界含水量和土壤凋萎湿 

度。 

128


本文计算黄河三角洲植被蒸散量数据采用河口区和垦利县两个气象站的 2003 和 2004 

年的平均气候资料 , 其中包括台站经纬度、海拔高度、月平均气温、月平均最高气温、月平 

均最低气温、月平均风速。本文计算过程中缺湿度资料和日照时数资料 , 采用公式进行近似 

[8] 

计算。利用修正公式用最低气温来近似计算实际水汽压。如下式 : 

1 7 .2 7T 

0 m in 

e 

d 

= e ( T 

m in 

) = 0 .6 1 1 e x p [ ] 

T 

m in 

+ 2 3 7 .3 

(11) 

计算结果得到河口和垦利年平两站平均蒸散量为 1121mm。按照公式 (7) 计算得黄河三角 

洲 2003 年植被需水量为 667mm, 其中植物生长期内平均需水量 ET 生长 =525mm, 非生长期 

内平均需水量 ET 非 =142mm。黄河三角洲的陆地面积为 1135km 2 , 所以植被需水量 ET=0.667 

×1135×10 6 =7.57×10 8 m 3 。黄河三角洲逐月植被蒸散量 , 如图 2 所示。 

图 2 黄河三角洲植被平均蒸散量 ET0 

3.2.2 土壤需水量 

土壤需水要考虑满足所需要求的土壤水分定额下的土壤水分存储量。对于不同的研究区 

域 , 如果植被不是完全覆盖 , 只有支持植被生长的那部分土地的土壤含水量 , 才是真正意义 

上的土壤需水 , 基于单元植被占地比例计算土壤需水 , 计算如式 (12)。 

W = a × g × H × A 

s 

s 

式中 ,W s 为某一土壤深度 H s 下的土壤需水 (m 3 );α s 为田间持水量或饱和持水量百分比 

(%);γ 为土壤容重 ;H s 为土壤深度 (m);A s 为研究区面积 (m 2 )。 

黄河三角洲地区湿地土壤需水量计算结果如表 6。 

表 6 黄河三角洲土壤需水量 (10 8 m 3 ) 

田间持水量或饱和持水量百分比 /% 土壤容重土壤厚度湿地土壤需水量 /10 8 m 3 

m 

最小 0.3 1.49 1.50 

0.78 

适宜 0.6 1.57 

最大 0.9 

2.35 

3.2.3 野生生物栖息地需水量 

野生生物栖息地需水量的计算公式为 : 

W = b × g × A × H 

e 

式中 ,W e 为野生生物栖息地需水量 ;β 为湿地水面面积占湿地面积的百分比 (%);A w 为湿地 

面积 ,m 2 ;H 为湿地平均水深 ,m;γ 为河口湿地水体换水周期 1/a。野生生物栖息地需水 

量计算结果如下表。 

s 

w 

s 

(12) 

(13) 

129


三角洲地区湿 

地总面积 

A w /km 2 

450.44 

表 7 黄河三角洲地区生物栖息地需水量 

平均水深 

等级 g 湿地水体换水周期生物栖息地需水量 

H/m 

γ 

10 8 m 3 

0.3 为水禽提供基最小 0.5 0.68 

本生存空间 

0.8 水禽正常生存适宜 0.65 1 

2.34 

1.5 为水禽提供最最大 0.90 

6.08 

佳生存空间 

由此得到黄河三角洲河道外湿地生态需水量在 9.03×10 8 m 3 ~16×10 8 m 3 之间 , 适宜需水 

量为 11.48×10 8 m 3 。 

各单项需水量互相之间是并不孤立的 , 而是具有包容关系。当满足其中一项水量的同时 , 

其他各项水量有可能也得到不同程度的满足。采用主导功能优先和功能性用水最大原则确定 

黄河三角洲的生态环境需水量。综合本节计算结果 ( 见表 8), 可以得到黄河三角洲最小生 

态环境需水量为 65.94×10 8 m 3 , 适宜生态需水量为 143.71×10 8 m 3 , 最大生态需水量为 313.7 

×10 8 m 3 。 

表 8 黄河三角洲生态环境需水量汇总表 (10 8 m 3 ) 

类别最小需水量适宜需水量最大需水量单项总量 

河流生态 

环境需水 

量 

湿地生态 

环境需水量 

总量 

河流基本 

需水量 

生态基流量 

输沙需水量 55.72 131.04 296.50 

自净需水量 

蒸发需水量 0.35 

渗漏需水量 0.84 0.84 0.84 

植被需水量 7.57 7.57 7.57 

土壤需水量 0.78 1.57 2.35 

生物栖息地需水量 0.68 2.34 6.08 

65.94~313.7 

56.91~297.7 

9.03~16 

4 黄河三角洲生态环境需水规律 

生态环境需水年内变化以河口地区天然径流分布历史资料为依据 , 选择河口各月天然径 

流量占年度总量的比例作为生态环境需水量的计算目标 , 如下式。 

n 

R W W 

= å å 

i ji j 

j = 1 j = 1 

式中 ,R i 为各月水量比例 ; 下标 i 为月份 ;W j 为不同年度 j 天然径流总量 ;W ij 为第 j 年 i 月 

河道天然径流量 ;n 为天然径流量统计年数。各月生态环境需水量 (W Ei ) 在生态环境需水年度 

总量及各月天然径流量水量比例的基础上 , 有下式得到。 

E 

E i 

= W 

E 

× R 

i 

n 

(14) 

(15) 

130


式中 , 下标 i 为月份 ,W E 为河口生态环境需水年度总量。 

根据 2000—2004 年利津站的实测径流资料和表 (8) 中的计算结果和公式 (14) 和 (15), 得到 

黄河三角洲各月生态环境需水量 , 见图 3。 

需水量 ( 亿 m3) 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

最小 

适宜 

最大 

10 

0 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 月份 

图 3 黄河三角洲生态需水量年内变化 

由上图 3 可以看出 , 生态环境需水量在年内随着时间变化而变化 , 不是一个固定的值 , 

其波动幅度挺大。其中 4 月份生态需水量最小 , 占全年总量的 2%;10 月份生态需水量最大 , 

占全年总量的 16%。汛期 (7-10 月 ) 生态需水量占全年需水量的 58%。 

在不考虑流域污染负荷的前提下 , 黄河三角洲多年平均天然径流量可以满足生态系统对 

水量的要求 , 适宜生态需水量占多年平均平均天然径流量 32.3%。最小生态环境需水量占多 

年平均天然径流量的 10%, 当用水量大于河道天然径流量的 90% 时 , 河口生态系统将会发 

生不可自然逆转的退化。因此在实际水量调度的过程中 , 要充分考虑生态环境需水量各个时 

期的差别 , 保障各个时期河流的基本生态用水要求 , 保证河口生态系统的健康发展。 

5 结论 

黄河三角洲生态环境需水量不是一个固定的值 , 而是在一个合理阈值范围内变化。本文 

基于各个环节需水量的分析与计算 , 得到了黄河三角洲最小、适宜、最大生态环境需水量分 

别为 65.94×10 8 m 3 、143.71×10 8 m 3 和 313.7×10 8 m 3 , 其中输沙需水量、河流基流量和河口输 

盐需水量占生态环境需水总量的比重较大。同时给出了小浪底水库运行初期年内生态需水量 

变化过程 , 其研究结果对河口生态保护与水资源调度优化配置具有指导意义。 

参考文献 

[1] 郝伏勤 , 黄锦辉 , 李群 . 黄河干流生态环境需水研究 [M]. 郑州 : 黄河水利出版社 ,2005,12-13. 

[2] 《东营市水利志》编纂委员会 . 东营市水利志 [M]. 北京 : 红旗出版社 ,2003.39-40,44-57. 

[3] 黄强 , 李群 , 张泽中 , 等 . 计算黄河干流生态环境需水 Tennant 法的改进及应用 [J]. 水动力学研究与进 

展 .2007.22(6):774-781. 

[4] 王红瑞 , 董艳艳 , 王军红 , 等 . 黄河河口地区生态供水效益分析 [J]. 自然资源学报 . 2007, 22(6):925-929. 

[5] 杨志锋 , 刘静玲 , 等 . 流域生态需水规律 [M]. 北京 : 科学出版社 ,2006. 

[6] 东营市统计局 .《东营统计年鉴》.2006.24-25. 

[7] 周晓东 , 等 . 中国荒漠化气候类型划分方法的初步探讨 [J]. 自然灾害学报 .2002,11 (2):125-131. 

[8] 刘钰 ,L.S.Pereira. 气象数据缺测条件下参照腾发量的计算方法 [J]. 水利学报 ,2001(3):12-17. 

131


相对丰水区水资源承载力研究 

李连侠 

1 , 廖华胜 

1 , 蒋敏 

2 , 高志辉 

3 , 刘达 

(1. 水力学与山区河流开发保护国家重点实验室 , 成都一环路南一段 24 号 ,610065, 

lianxiali@yahoo.com.cn 

2. 四川大学水利水电工程学院 , 成都一环路南一段 24 号 ,610065 

3. 四川清和水利水电工程设计有限公司 , 四川省成都市华阳县和池村阳光花园飞宇大厦 5 楼 ,610213 

4. 广东省水利水电科学研究院 , 广东省广州市天河区天寿路 101 号广州 ,510610) 

摘要目前我国水资源承载力的研究主要集中在我国北方和西北干旱半干旱地区 , 而对于水 

资源相对较丰富的西南地区很少。相对丰水区的水资源特性、社会经济、生态环境状况等与干 

旱半干旱地区有很大差异 , 水资源承载力评价需采用新的有效途径。本文建立了基于水资源承 

载人口 — 承载经济 — 承载生态 — 承载力指数 — 协调指数系统的研究体系结构及相应的综合评价 

指标体系 , 并将粗糙集方法应用于相对丰水区水资源可持续利用评价中 , 通过实例分析以及与 

相关算法的对比 , 证明了粗糙集理论在解决水资源管理的优化和决策分析等问题中的有效性和 

实用性 , 其应用价值值得进一步地深入研究和扩展。 

关键词水资源可持续利用 ; 承载力 ; 相对丰水区 ; 粗糙集 ; 连续属性离散化 

4 

1 前言 

对于水资源相对较丰富的我国西南地区 , 在一般人的眼中 , 西南地区不存在水资源短缺 

问题 , 但是 , 由于其特殊的地理、气候、社会和经济特征 , 造成水资源和社会发展时空分布 

严重失衡 , 水资源形势仍不容乐观。西南地区经济发展滞后 , 在目前的快速发展过程中 , 往 

往过分依赖资源的大量投入来追求经济的增长 , 不少地区的水资源和生态环境正面临着严峻 

考验 , 较发达地区的水资源短缺 , 且污染严重 , 制约着经济持续健康发展 , 欠发达地区水资 

源利用率低 , 用水浪费 , 如不加以改进 , 必然会引起该地区水资源逐渐减少甚至枯竭 , 生态 

环境遭到破坏 , 最后导致水资源短缺 , 影响水资源的可持续利用与该地区社会经济的可持续 

发展。因此 , 对相对丰水区域的水资源承载能力进行研究 , 分析水资源承载能力状况及其发 

展态势 , 研究区域内有限的水资源对社会发展规划和生态环境的承载能力 , 从可利用的水资 

源范围内 , 分析水资源能够支撑人口、经济和生态环境的最大规模 , 对区域水资源可持续利 

用、维持社会经济持续发展提供决策依据具有重要的价值。 

目前我国水资源承载力的研究主要集中在我国北方和西北地区 [1][2][3] , 给定的评价标准 

主要是根据实际调查分析和专家咨询确定 , 这种评价标准对其它地区和尺度的适用性值得商 

榷 , 相对丰水区域的水资源属性、社会经济及生态环境条件与干旱、半干旱地区更是相差甚 

远 [4] , 故对这类地区的水资源承载力研究需采用新的有效途径。 

[5][6] 

粗糙集方法作为一种新兴的处理不确定性、不精确性的数学理论 , 可以仅利用数据本 

身的信息 , 无需任何附加信息和先验知识 , 在信息不丢失以及知识库分类能力不变的前提下 , 

对评价指标体系进行有效约简 , 提取有用的特征信息 , 在处理决策信息系统的离散属性上占有 

132


绝对的优势 , 可以弥补上述方法的不足。但是 , 采用粗糙集理论方法进行数据挖掘的研究和 

应用时 , 必须对连续属性进行离散化。目前 , 连续属性离散化的方法研究主要有如下几种形 

式 : 有监督与无监督、局部与整体、分拆与合并、直接式与增量式。本文采用了一种新的基 

于模糊粗糙集理论并适用于粗糙集约简的连续属性综合离散化数学算法和评价标准。通过该 

算法的实例分析以及与相关算法的对比 , 证明了该算法的有效性和优越性 , 能够有效地避免 

同类算法中出现的局限性、断点出现过多和易陷入局部最优等弊端。 

2 模糊粗糙集及离散化问题的描述 

模糊粗糙集的基本思想如下 : 

决策信息系统 S=(U,A,V a ,F a ), a∈A,S 分为条件属性 C 和决策属性 D, 其中 

A=C∪D,C∩D =Æ 。设子集 I Í A, 定义二元关系如下 :IND(I)=〈x,y〉∈U×U " a Î I , 

a(x)=a(y)},IND(I) 在集合 U 上是一个等价关系 ( 不可分辨关系 )。设 V a =(I a ,r a ) 

Ì R, 其中 a∈A ,R 是实数集。D 划分 V(a∈A) 如下 : 

其中 

D = p = l p p p p p = r 

(1) 

0 l 1 2 k k + 1 

a 

{( 

a a 

, 

a 

),( 

a 

, 

a 

),...,( 

a 

, 

a a 

)} 

v p l p p p p p p p r 

0 l 1 2 2 3 k k + 1 

a 

= {[ 

a 

= 

a 

, 

a 

) U ( 

a 

, 

a 

) U ( 

a 

, 

a 

) U ... U ( 

a 

, 

a 

= 

a 

)} 

la p p ... p p r 

0 1 k k + 1 

= 

a 

< 

a 

< < 

a 

< 

a 

= 

a 

, 任意 

a 

card( D 

a 

) = 1则为空集 ), 任意 ( a, v) 

Î Da 

1 2 

D 被断点集 V :{ p , p ,..., p k } 惟一确定 ( 如果 

a 

a a a 

p 

也称为 V 

a 

上的一个断点 , S = ( U , A U { d}) 

, 

p p p i i 1 

其中 A = { a : a Î A}, a ( x) = i Û a( x) Î ( p , p + ) 对于任意 x ÎU, i Î{0,1,..., k} 

。 

a 

a 

2.1 断点离散化算法 

2.1.1 系统断点离散化数学标准 

X a 

被给定的断点 c 区分的实例对个数为断点区分度 F ( c ) , 代表了该断点对决策属性 

的分类能力 

其中 , 

a 

m 

n 

F ( c ) = L ( c ) G ( c ) - ål ( c ) g ( c ) 

X a X a X a X a X a 

m m m j m j m 

j= 

1 

X a a 

l ( c ) = { x x Î X Ù [ a( x) < c ] Ù [ d( x) = j]} 

j m m 

X a a 

l ( c ) = { x x Î X Ù [ a( x) < c ] Ù [ d( x) = j]} 

j m m 

m 

g g (2) 

133


n 

X a X a a 

m 

= å j m 

= Î Ù < 

m 

j= 

1 

L ( c ) l ( c ) { x x X a( x) c } 

n 

X a X a a 

m 

= 

j m 

= Î Ù > 

m 

j= 

1 

G ( c ) å g ( c ) { x x X a( x) c } ; 

a 

c 

m 

为属性 a 上的第 m 个断点 ,1 £ m £ na 

, n a 

为属性 a 的断点总数 ,X 

以分开的实例的集合。 

2.1.2 断点离散化过程以及阈值设定 

Í U 

是由断点 c 可 

r ( d ) 

c 

j 

属性离散指标为 l = å s 

j 

, c j 

为灵敏系数 ; s j 

为选择系数 ; r j 

为支持权值。 

r 

j= 

1 

j 

对于系统属性离散指标 l 给定阈值 s , 有 l ³ s Þ P 成立 , 其中 P 是最优断点集 , 满 

足三个条件 :1" u, v Î U , u, 

v 被 A 分辨 Þ u, 

v 被 P 分辨 ; 

2 P 

' 

Ì P 不存在 ; 

a 

m 

" P , card( P) £ card( P ) 。 

3 ' ' 

2.2 属性重要度的计算 

设 X 

Í A 是一属性子集 , x Î A 为一属性 , 记 x 对于 X 的属性重要度为 Sig x (x), 其定 

义为 : 

Sig ( x) = 1- 

x 

X 

U 

X 

{ x} 

(3) 

其中 : X 表示 IND( X ) , 

[7][8] 

2.3 属性约简 

X = IND( X ) = å X 。 

n 

i= 

1 

i 

2 

信息系统中的属性并不是同等重要的 , 属性约简是指可以找到一个较小的属性集 

B Í A , 使得可用 A 描述的对象集合必然可用 B 描述 , 从而消除冗余属性。属性约简简化 

了分类的标准 , 同时也使人们更加深入地认识分类的实质。设 (U,A,F) 是一个信息系统 , 

则 B 为划分约简集当且仅当对于任意 [ x ] 

i 

A 

Ç éx 

ù 

= Æ 

ë j û , 有 

A 

([ i ] , 

A j ) 

B I D x é 

ëx 

ù 

û ¹ Æ 

(4) 

A 

134


3 相对丰水区水资源承载力模型及指标体系 

水资源与社会、经济、生态环境相耦合构成的复合大系统 , 是不断发展的多层次、多目 

标复杂巨系统 [9][10] 。从承载媒体 ( 水资源系统 ) 对被承载对象 ( 社会、经济、生态环境系统 ) 

的客观承载力自身来看 , 结合西南地区具体的自然、地理、气候、资源、环境、社会、经济 

等特性 , 水资源可持续承载力的研究不仅要研究其承载人口、承载经济规模、承载生态环境 

能力 , 更应该重视水资源所涉及大系统的可持续性、协调性 , 促进与维持系统持续健康运行 , 

这就需要研究系统承载能力状况与协调性状况 [11] 。依据此思路 , 可以建立基于水资源承载 

人口 — 承载经济 — 承载生态 — 承载力指数 — 协调指数系统的研究体系结构 , 其模型结构框架 

如图 1 所示。 

水资源系统 

水资源承载力 

承载人口能力承载经济能力水环境纳污能力 

承载力指数 

社会系统经济系统生态环境系统 

系统协调指数 

图 1 相对丰水区水资源社会 — 经济 — 生态环境系统耦合及承载力结构 

相对丰水区水资源可持续承载力 (WRCC) 模型用如下形式来表达 : 

WRCC={WRCC p ,WRCC G ,WRCC e ,WCCI,WCCH} 

式中 ,WRCC 为水资源的承载能力 ;WRCC p 、WRCC G 、WRCC e 分别为区域水资源所承载的 

最大人口、最大 GDP、最大 BOD 排放量 ;WCCI、WCCH 分别为水资源承载力指数和综合 

协调指数。 

相对丰水区域水资源承载力综合评价指标体系结构见图 2 所示。 

135


水资源承载力综合评价指标体系 

承 

载 

人 

口 

能 

力 

承 

载 

经 

济 

能 

力 

承 

载 

生 

态 

环 

境 

能 

力 

系 

统 

综 

合 

协 

调 

性 

人 

口 

密 

度 

城 

镇 

化 

率 

从 

事 

第 

三 

产 

业 

人 

口 

比 

例 

人 

均 

G 

D 

P 

单 

位 

G 

D 

P 

用 

水 

量 

工 

业 

用 

水 

增 

长 

率 

生 

态 

环 

境 

用 

水 

率 

城 

镇 

人 

均 

环 

境 

用 

水 

量 

河 

流 

取 

水 

比 

例 

产 

水 

模 

数 

人 

均 

可 

供 

水 

量 

亩 

均 

水 

资 

源 

量 

节 

水 

灌 

溉 

率 

人 

均 

耕 

地 

面 

积 

水 

量 

供 

需 

平 

衡 

指 

数 

图 2 相对丰水区水资源承载力综合评价指标体系 

4 应用实例 

本文以《云南省水资源开发利用评价方法与指标体系研究报告》的资料为例 , 分析评价 

相对丰水区的水资源承载力 , 给定 σ=0.93, 根据上述断点离散化算法 , 当 λ=0.96 大于阈值 

时停止计算 , 进一步约简组合 , 决策表 1 变为表 2。 

利用基于粗糙集理论的属性权重确定方法 , 计算出各属性的权重依次为 (0.057,0.110, 

0.042,0.108,0.098,0.064,0.109,0.092,0.087,0.031,0.102,0.099), 采用线性加权法 

对各评价对象作出综合评价并进行排序 , 同时与基于投影寻踪方法得出的结果进行比较 , 结 

果见表 3。 

从评价结果来看 , 基于粗糙集理论对 16 个城市及云南省水资源承载力的综合评价与基 

于投影寻踪方法得出的综合评价总体差不多 , 只有部分城市的排名不同。之所以出现差异 , 

一是投影寻踪方法对数据结构的依赖性很强 , 不同的投影方向反映不同的数据结构特征 , 最 

佳投影方向可能不是唯一的 , 选择的投影方向可能只暴露了高维数据某类特征结构 , 而不是 

真正需要的特征结构 , 因此影响评价结果的精确性。二是粗糙集方法虽然计算简单 , 能有效 

地从许多评价指标中筛选有价值的指标 , 提高评价效率 , 达到事半功倍的效果 , 但利用粗糙 

集进行评价也有一定的缺点 , 比如 , 在进行评价前 , 需要对指标进行离散化处理 , 阈值的选 

取有时带有一定的主观判断 , 有失评价的客观性 , 可能会使评价的结果有一定的偏差。 

136

表 1 原始信息系统 

水资源承载经济能力水资源承载人口能力水资源承载环境能力水资源综合协调性指标 

人均 

GDP( 万元 ) 

单位 

GDP 用 

水量 

(m3/GDP) 

工业用 

水增长 

率 % 

人口 

密度 

( 人 /km 2 ) 

城镇比 

率 % 

从事第 

三产业 

人口比 

例 % 

生态环境 

用水率 

城镇人河流取人均耕人均可 

均环境水率 % 地面积供水量 

需水量 

( 亩 / 人 ) (m 3 / 人 ) 

m 3 

亩均水节水产水模数 

资源量灌溉 ( 万 m 3 /km 2 ) 

(m 3 / 亩 ) 率 % 

供需 

水量 

平衡 

指数 

昆明市 10417.01 111.85 0.042 278.52 54.92 0.155 0.181 2.50 0.410 1.18 448.12 942.11 0.28 30.83 0.875 

曲靖市 3749.16 87.85 0.059 191.43 18.83 0.076 0.002 2.41 0.130 2.04 957.90 1177.50 0.22 46.01 0.934 

玉溪市 13663.31 35.75 0.054 140.41 27.85 0.116 0.073 2.21 0.175 1.61 833.15 1284.80 0.23 29.04 0.607 

昭通市 2230.77 176.34 0.054 207.25 11.18 0.071 0.002 1.49 0.047 2.13 1104.51 1278.14 0.08 56.40 0.746 

楚雄 3991.66 121.04 0.065 90.47 20.31 0.100 0.001 2.30 0.189 1.82 987.47 1343.53 0.23 22.17 0.734 

137 

红河 3346.77 81.91 0.062 129.93 25.56 0.066 0.014 1.97 0.066 2.24 2041.47 2281.02 0.15 66.43 0.766 

文山 2081.68 91.86 0.056 105.36 15.20 0.081 0.001 1.37 0.047 2.96 1944.96 1639.40 0.21 51.16 0.782 

思茅 2080.66 156.33 0.047 56.62 18.29 0.079 0.001 0.98 0.027 4.50 4990.80 2741.73 0.13 69.81 0.634 

西双 

版纳 

4477.55 276.79 0.065 52.94 23.03 0.106 0.003 2.23 0.052 3.10 4128.07 3251.96 0.26 53.39 0.963 

大理 3928.17 107.25 0.052 117.91 18.91 0.072 0.002 2.01 0.167 1.43 1199.50 2076.10 0.12 34.95 0.868 

保山 2883.81 143.64 0.055 124.68 9.90 0.091 0.000 1.24 0.055 2.16 2733.98 3060.78 0.15 82.52 0.562 

德宏 3268.39 101.66 0.059 98.08 43.52 0.094 0.002 1.11 0.055 2.67 5193.84 4686.02 0.14 122.86 0.992 

丽江 2629.94 218.21 0.060 55.50 16.34 0.086 0.168 2.03 0.061 2.79 2863.26 2530.09 0.29 39.13 0.602 

怒江 2171.03 147.87 0.067 34.11 14.70 0.082 0.001 1.10 0.006 2.40 19131.89 19138.38 0.13 156.36 0.952 

迪庆 2510.77 176.41 0.065 15.41 15.93 0.105 0.001 1.55 0.010 2.93 14336.66 11980.13 0.13 54.00 1.122 

临沧 2267.52 225.55 0.041 99.94 9.11 0.063 0.001 1.57 0.049 3.54 2923.74 1989.67 0.13 70.33 0.921 

云南省 4559.44 99.00 0.069 111.90 23.37 0.091 0.0426 2.05 0.07 2.25 2099.31 2294.25 0.19 57.67 0.789

表 2 离散化以后的信息系统 

人均单位 GDP 用工业用人口密度城镇比河流人均耕地人均可供亩均水资节水灌产水模数供需水量 

GDP( 万元 ) 水量水增长率 ( 人 /km 2 ) 率 % 取水率 % 面积水量源量溉率 % ( 万 m 3 /km 2 ) 平衡指数 

(m3/GDP) % 

( 亩 / 人 ) (m 3 / 人 ) (m 3 / 亩 ) 

昆明市 3 3 1 5 4 3 5 4 4 1 5 2 

曲靖市 1 2 2 4 2 2 3 4 4 1 4 2 

玉溪市 4 1 2 4 3 2 4 4 4 1 5 4 

昭通市 1 4 2 5 1 1 3 4 4 3 3 3 

楚雄 1 3 2 3 2 2 4 4 4 1 5 3 

红河 1 2 2 3 3 1 3 4 4 1 3 3 

文山 1 2 2 3 2 1 2 4 4 1 3 3 

138 

思茅 1 4 1 2 2 1 1 2 3 2 3 4 

西双版 

纳 

2 5 2 2 3 1 2 3 3 1 3 2 

大理 1 3 2 3 2 2 5 4 5 1 4 2 

保山 1 3 2 3 1 1 3 3 3 1 2 4 

德宏 1 3 2 3 4 1 2 2 2 1 1 2 

丽江 1 5 2 1 2 1 2 3 4 1 4 4 

怒江 1 3 2 1 2 1 3 1 1 1 1 2 

迪庆 1 4 2 1 2 1 2 1 1 1 3 1 

临沧 1 5 1 2 1 1 1 3 4 1 3 2 

云南省 2 2 2 3 3 1 3 4 4 1 3 3


表 3 水资源承载力排序 

得分排序城市得分排序城市得分 

排序 

城市 

粗糙集投影 



寻踪 

寻踪 

寻踪 

昆明 4.587 17 17 文山 2.897 7 6 丽江 2.903 10 16 

曲靖 3.046 12 13 思茅 2.246 5 4 怒江 1.652 1 1 

玉溪 4.019 16 14 西双 2.444 8 9 迪庆 1.431 2 2 

版纳 

昭通 2.896 13 11 大理 3.520 14 12 临沧 2.555 4 5 

楚雄 3.727 15 15 保山 2.587 6 7 云南省 11 10 

红河 2.791 9 8 德宏 1.926 3 3 

5 结语 

粗糙集方法计算简单 , 能够分析隐藏在数据中的事实 , 而不需要关于数据的任何附加信 

息 , 能从许多评价指标中筛选有价值的指标 , 提高评价效率 , 达到事半功倍的效果。这种方法 

有坚实的数学基础和清晰的数学意义 , 并可使用数学方法进行处理 , 且计算量相对较少。本文 

采用基于模糊粗糙集的连续属性离散化方法对属性进行离散 , 加入阈值作为截止条件 , 通过 

实例分析以及与相关算法的对比 , 证明了粗糙集理论在解决水资源管理的优化和决策分析等 

问题中的有效性和实用性 , 其应用价值值得进一步地深入研究和扩展。 

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139


长江江豚栖息地特性分析 

朱瑶 

1 , 廖文根 

1 , 冯顺新 

1 

, 谭红武 

1 

(1, 中国水利水电科学研究院 , 北京复兴路甲 1 号 ,100038,zhyao@iwhr.com) 

摘要研究长江江豚的栖息地物理特征及其指标对保护长江江豚的生存环境有重要意义。本 

文总结了长江江豚研究和保护成果 , 分析了长江江豚物理栖息地的特征、弯道和分汊河道水力 

学特征和栖息地水质 , 认为长江江豚对弯道、有分汊水流和江心洲滩分布的河道有一定的偏好 , 

栖息地水质一般在 III 类以上。文章最后对目前可开展的长江江豚研究方向提出了作者的观点。 

关键词长江江豚 ; 栖息地特征 ; 研究展望 

1 前言 

江豚 (Neophocaena phocaenoides Cuvier) 属齿鲸亚目鼠海豚科 , 主要分布在太平洋沿 

岸水域和亚洲次大陆的一些河流中 [1] 。长江江豚 (Neophocaena phocaenoides asiaeorientalis) 

是江豚的唯一淡水亚种 [2] , 分布在我国长江中下游和洞庭湖、鄱阳湖及与两湖相通的湘江和 

[12] 

赣江。近年来 , 长江江豚的种群数量在不断下降 , 数量从 1991 年的约 2700 头降低到 2006 

[34] 

年的 1800 头 

。根据 2006 年调查结果 , 长江江豚目前主要分布在宜昌至上海段 , 其中宜 

昌至鄂州段江豚的密度最低 , 仅为 0.123 头 /km 2[34] 。2000 年世界自然保护联盟 (IUCN) 发 

布的红皮书 (IUCN Red List of Threatened Species) 把江豚种类列作 “ 资料不足 ” 类别 (Data 

Deficient), 而作为江豚的一个亚种的长江江豚 , 却被列作 “ 濒危 (EN C2b)”。因此 , 如何 

保护好长江江豚及其栖息环境成为目前管理和科研工作所面临的重大问题。 

本文对长江江豚研究现状和长江江豚栖息地特点进行了综述 , 并对如何进一步做好江豚 

保护研究进行了展望。 

2 长江江豚研究和保护现状 

长江江豚的研究从时间上可划分为两个阶段 , 早期阶段 (20 世纪 ) 主要研究长江江豚 

的生物学分类 ; 进入 21 世纪以来对长江江豚的研究逐渐丰富 , 内容涵盖长江江豚的种群分 

布、生态习性、栖息地特征、生理学特征以及灌江纳苗对长江江豚食量的影响、三峡水利工 

程对长江江豚栖息地地形的影响和江豚监测技术等诸多方面。 

1970 年代至 1990 年代是长江江豚研究的起步阶段。这一阶段的主要研究成果包括 : 明 

确了长江江豚属于鲸目鼠海豚科江豚属的生物学分类 ; 江豚主要分布在亚洲热带和亚热带太 

平洋沿岸海域 , 西起波斯湾 , 东至日本仙台湾呈狭长的带状分布特征 [14] ; 通过样本分析 , 

从外形、年龄等 36 个指标确定我国水域内江豚的三个亚种 : 指名亚种、黄海亚种和长江亚 

种 [3,7] 。其中 , 生长在我国长江中下游及少数大型支流和湖泊中的长江江豚是江豚属中唯一 

的淡水亚种 [8,9,14] 。 

21 世纪初至今是长江江豚研究的蓬勃发展时期。研究内容涉及生态学、生理学、解剖 

学、水文学、水力学、河流动力学等多种学科 , 大多数研究内容属于多学科的交叉和融合。 

140


[4,5,12,13,24,26,27] 

周开亚等许多学者 

对长江江豚在长江中下游的种群大小、分布及习性进行了研 

究 , 认为长江江豚具有集群、摄食、逃避、发情与交配、抚幼、歇息、玩耍七大重要行为并 

[6,10,17,32] 

总结了其特征 , 并认为摄食是长江江豚的主要行为。陆佩薰等从毒理学的角度分析 

[36] 

了重金属在江豚体内的富集状态。殷瑞兰等从河流动力学角度分析了河床冲刷对天鹅洲 

保护区水体交换的影响 , 认为上游水利工程的运行会减少天鹅洲与长江的水体交换次数。夏 

[[21,33] 

军红等从观测技术上对江豚的观测从最初的肉眼观测发展到利用微卫星指纹、无线电 

技术跟踪识别江豚个体。总体来看 , 迄今为止对江豚栖息环境和生态习性等方面的研究大多 

仍停留在定性描述阶段。 

对野生动物进行保护可通过多种手段 , 如建立自然保护区以保护其自然种群和栖息环 

境 ; 建立半自然保护区 , 实施迁地保护 ; 建立细胞库、基因库等以保护其种质资源等。长江 

江豚的保护有人工饲养、就地保护和迁地保护三种。从 1965 年以来 , 已有数十家单位养殖 

过长江江豚 ; 共成立两个国家级、3 个省级、1 个市级保护区 , 其中天鹅洲、铜陵保护区为 

半自然保护区。人工养殖和迁地保护工作一方面保护了长江江豚的遗传基因 , 另一方面也为 

研究长江江豚的生态习性创造了条件。自然保护区大多数处于长江干流上 , 这些河段大部分 

不能全断面或全河段禁止通航、捕鱼等人类活动。这给长江江豚保护工作带来了一定的困难。 

为进一步做好长江江豚的保护工作 , 需要对天然情况下长江江豚栖息地的特征进行分析。 

3 长江江豚栖息地特征分析 

研究长江江豚物理栖息地特征 , 对选择更适合长江江豚生息的栖息地实施迁地保护和更 

准确地划分保护区范围都有重要意义。长江江豚的栖息地特征 , 可以从河道地形及相应的水 

力学特征、、水质、水温、食物量等几个方面描述。 

3.1 河道地形与水力学特征 

对长江江豚栖息地质量的研究在一定程度上可转化为对河道地形及相应的水文、水动力 

学过程的研究。江豚的主要行为为摄食 , 因此可以把摄食场作为江豚的主要栖息地。长江江 

豚在八里江多出现在水深小于 9m, 离岸距离在 100-300m 范围内 [30] 。对比八里江、天鹅洲、 

镇江江豚保护区的地形特征 ( 图 1) 可知 , 长江江豚喜在曲流河段、河道中有边滩和江心洲 

发育、多股水流汇流或分叉处栖息。河道断面一般为复式断面或弯道 , 断面一侧坡度较缓 , 

另一侧较陡。长江江豚娱乐、交配一般在倒坎回水区。洲滩浅水区水流速度较缓 , 营养物质 

容易沉积 , 促进了水生生物生长 , 为鱼类提供了丰富的饵料 , 从而吸引江豚来此栖息。显然 , 

对江豚栖息地质量的研究在一定程度上可转化为对河道地形及相应的水文、水动力学过程的 

研究。 

由于弯道环流的作用 , 弯道的凹岸会被冲刷 , 河道边坡一般较陡 , 而凸岸会发生泥沙淤 

积 , 形成凸岸边滩。弯道水流会出现水面横比降、横向环流、流速重分布等现象。如果弯道 

下游紧接分汊河道 , 江心洲使水流分流 , 河道出现水流分离区、汇流区乃至回流区 [38] 。分 

汊河道的分汊系数 ( 各汊道的总长与主汊长度之比 , 系数越大汊道越发育 ), 分汊放宽率 ( 汊 

道最大宽度与上游单一段宽度之比 ) 等水力学特征是决定河道分水分沙比的重要因素。因此 , 

在一定程度上可以选择表征弯道特征和分汊河道特征的参数来表征栖息地的物理特性。 

141


图 1 长江江豚部分栖息地地形示意图 ( 资料来源 : 巍卓 ,2003、2004; 华元渝 ,2000;) 

142


3.2 水质特征 

研究表明 , 河道水质对白鱀豚、江豚有一定影响。相比较而言 , 江豚对水质的要求比白 

鱀豚更高。水质差往往意味着河道的污染 , 河道的污染除对江豚的食物质量产生影响外 , 也 

容易造成江豚皮肤的感染以及影响外伤的恢复。为了解天然情况下江豚生活对水质的要求 , 

分别分析了天鹅洲和安徽铜陵自然保护区等半自然水域以及八里江、镇江江段等天然水域的 

水质状况。 

3.2.1 半自然水域水质特征 

天鹅洲故道的水体透明度为 0.3 m - 1.75 m, 安徽铜陵江段水体的透明度较低 , 仅为 

0.1 m - 0.13 m [22] 。长江江豚是靠回声定位系统来辨别周围的物理环境和捕食 , 视力较低 , 对 

水体透明度要求较低。作为白鱀豚、长江江豚保护区的天鹅洲故道由于沙滩子大堤建闸的影 

响 , 故道与长江干流的交换水量减少 , 水体的 pH 约比十年前增加了 0.8-1.1。两处半自然水 

域水质均在 II 类水以上 , 水质较好 , 见表 1。 

表 1 半自然水域栖息地水质指标对比分析 

序号水质指标单位天鹅洲安徽铜陵 

1 透明度 cm 30-175 10-13 

2 pH 7.9-8.5 7.6-7.9 

3 Do mg/L 8.6-10.1* 9.02-9.98 

4 TP mg/L 0.065-0.12* 0.19-0.12 

总体评价 

II 

3.2.2 自然水域水质特征 

资料来源 :( 吴门伍 ,2006; 江永明 *,2006; 胡庚东 ,2000) 

长江江豚目前在自然水体中主要分布在宜昌以下至上海长江干流江段和洞庭湖、鄱阳湖 

两大湖泊中。根据国家环保部的水质 2008 年水质公报 , 长江干流城陵矶、九江、安徽安庆 

段面全年水质保持在 II 类水标准 , 南京林山断面水质变化较大 , 从 I 类 -III 类均有 ,6、7、 

8 月 III 类水出现的频率高。可以初步认为长江江豚所能适应的水质标准在 III 类水以上。 

3.3 水温 

天鹅洲保护区的水体温度在 5.9-26.9℃ 之间 [18] , 安徽铜陵段水温在 11.5-12.8℃ 之间。长 

江干流自然水域的水温 5.7-28℃( 以武汉段为例 ), 可以初步认为长江江豚目前所栖息的长江 

干流水温阈值即是长江江豚的栖息水温 , 即 5.7-28℃ 之间。 

3.4 食物组成分析 

长江江豚的食性较广 , 生活在长江中游的长江江豚胃中可见鲤、黄颡鱼、黄尾鲷、鲫、 

虾以及米饭和谷物之类的食物 , 长江口一带的江豚捕食大银鱼、刀鲚、鲚鱼 [19] [26] 

。于道平等 

在铜陵保护区半自然水域对长江江豚食性进行了研究 , 从适口性来看 , 鲶鱼 (Parasilurus 

asotus)、乌鳢 (Ophiocephalus argus)、鳆条、青鱼 (Mylophatyngodon piceus) 为最佳 , 其次是鲤 

鱼、草鱼、鳊鱼 , 鲫鱼与鲢鱼适口性较差 , 而鳙鱼适口性最差。中科院水生生物研究所豢养 

的长江江豚以鲫鱼为唯一饵料鱼 , 江豚也能健康生活。 

综上所述 , 长江江豚的研究目前已从基础的生物学研究发展到生物学、生态学、水文学、 

水力学、毒理学等多学科交叉研究状态 , 目前对长江江豚物理栖息环境的研究还处于以定性 

分析为主的阶段。对栖息地地形、水力学特性方面的研究甚少 , 应努力开展对长江江豚栖息 

地地形、水力学条件的比较分析以及江豚对各栖息条件的适应性分析。 

143


4 长江江豚研究展望 

基于以上分析 , 对长江江豚物理栖息地的研究需开展以下 3 方面的工作。 

4.1 长江江豚栖息地河道形态演变趋势研究 

长江干流水利工程的建设及河道整治工程的实施 , 打破了原有河道水沙平衡关系 , 为了 

重新达到水沙平衡的关系 , 部分河道发生冲淤变化 , 河道的形态随之发生改变 , 长江干流和 

通江湖泊之间的关系也面临变化。作为江豚栖息地的长江中下游分汊河道、洲滩等长江江豚 

栖息地正面临因修建三峡工程下游河道长距离被冲刷的影响。因此 , 通过现场和历史资料调 

查以及其他研究手段 , 探寻水利工程影响下栖息地地形演变的趋势 , 是深入开展长江江豚保 

护的重要基础性工作。 

4.2 河湖关系演化研究 

[25] 

长江江豚在洞庭湖、鄱阳湖以及通江水道如天鹅洲故道内均有分布。长江干流每年 

随着洪水的涨落 , 为通江湖泊输送大量的营养物质和鱼苗 , 为长江江豚的生长繁殖提供了食 

物来源。目前 , 受诸多因素的影响 , 这些湖泊的通江特性正面临新的变化。作为长江江豚栖 

息地的湖泊和长江干流河湖关系的变化进行研究 , 对江豚保护尤为重要。 

4.3 长江江豚栖息地生态水力学特征研究 

研究表明 , 长江江豚的栖息地往往具有复合的功能 , 表现为不同功能块在横向及纵向分 

布的组合。长江江豚往往沿近岸较缓的水流上溯捕食 , 在捕食完成后再借助于主流流速顺流 

而下。在有些平面形态较为复杂的江段 ( 如八里江江段 ), 长江江豚的捕食、玩耍、抚幼等 

行为发生在江段的不同位置 [30] 。除捕食行为主要由食物所决定为 , 其他行为均与相应的水 

流条件有关 , 即不同的行为适应于不同栖息地水力学特征。目前对长江江豚栖息地的水力学、 

[30] 

水文学条件的研究还刚刚起步 , 有学者进行了部分研究 , 如巍卓等利用栖息地利用指数 

分析了八里江江段长江江豚的栖息地质量 , 认为总体来看长江江豚对流速的适应性较强。但 

长江江豚的不同行为发生在栖息地内不同的位置 , 这种现象尚未得到有力的解释。 

5 结语 

本文从河道地形与水力学特征、水质、水温和食物量几个方面对长江江豚的物理特征进 

行了初步的分析。通过分析 , 长江江豚对弯道、分汊河段有一定的偏好 ; 按照国家地表水质 

标准 , 长江江豚所适应的水质在 Ⅲ 类水以上 ; 水温在 5.7-28℃ 之间 ; 食物以鲶鱼、乌鳢、鳆 

条、青鱼最佳 , 人工饲养长江江豚以鲫鱼为唯一饵料。由于掌握的资料有限 , 以上分析多是 

定性分析 , 有关长江江豚栖息地方面的研究还存在许多空白 , 有待进一步的开展研究。 

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[37] 江永明 , 倪朝辉等 . 天鹅洲、黑瓦屋长江故道湿地水质的模糊综合评价 [J]. 淡水渔业 , 2006, 36(6): 

16-20. 

[38] 陈娟 , 郭维东 , 石达 . 弯道分流时支汊河段水流流态研究 [J]. 人民长江 , 2008, 39(6): 33-40. 

146


汾河流域水环境容量的计算 

唐文秀周孝德 

( 西安理工大学陕西西安金华南路 5 号 710048 twx860824@163.com) 

摘要随着人口的增加和经济的发展 , 人类生存的环境日益受到破坏 , 尤其是水环境的破坏受 

到人们的关注 , 水环境容量理论成为当前研究热点之一。本文先综述了水环境容量的基本知识 , 

然后介绍了汾河流域的环境现状 , 并说明了汾河存在的问题 , 如河道采砂屡禁不止 , 河道被侵占、 

淤积、堵塞等 , 最后用物料平衡法计算 COD 和氨氮的水环境容量 , 并对其结果进行分析。 

关键词水环境容量 ; 物料平衡法 ; 水环境容量计算模型 

前言 

本文以山西省水利水电研究院资金来源项目 “ 水环境承载力在汾河流域的应用 ” 为背景 , 

参考 2008 年 4 月由山西省水资源管理委员会办公室 , 山西省水文水资源勘测局编制的汾河 

水环境承载能力及限制排污总量研究 ( 初稿 ), 针对汾河流域河道采砂屡禁不止 , 河道被侵 

占、淤积、堵塞等问题 , 选取汾河流域水环境容量为题。从汾河流域的环境基本概况出发 , 

以水环境容量的基本知识为基础 , 对水质模型的选取 , 通过选取的模型对汾河流域水环境容 

量进行定量化的计算 , 计算结果的分析进行研究。研究具有一定的理论意义和参考价值 , 主 

要研究成果如下 : 

(1) 参考汾河水环境承载能力及限制排污总量研究 ( 初稿 ), 本文选取 COD 和氨氮作 

为河段的主要污染控制因子。 

(2) 通过模型对比 , 选取物料平衡法对汾河流域水环境容量进行计算 , 并对结果进行 

系统的分析。 

1 河流水环境容量基本理论 

1.1 环境容量的概念 

水环境是由生态系统、外界物质输入、能量交换、信息反馈和自我调节综合作用的结果 , 

水环境容量则是反映水生态环境与社会经济活动的密切关系的度量尺度 , 是个比较复杂含糊 

[1-4】 

的概念 , 学术界至今未达成共识 , 主要有以下几种观点 :(1) 水环境容量是指在一定的 

水质目标下 , 水体环境对排放于其中的污染物质所具有的容纳能力。(2) 水环境容量源于环 

境容量 , 是指某一水环境单元在特定的环境目标下所能容纳污染物的量 , 也就是指环境单元 

依靠自身特性使本身功能不至于破坏的前提下能够允许的污染物的量。(3) 在一定的环境目 

标条件下 , 某一水域能承担外加的某种 ( 类 ) 污染物的最大允许负荷量 , 也可以表述为在保 

证某一水域水体质量符合规定的级别 , 在单位时间内能够连续均匀地接纳某种污染物的最大 

允许负荷量。(4) 水环境容量是指保持水环境功能用途的前提 , 手拿水体所能承受的最大污 

染物排放量 , 或者在给定的水质目标和水文设计条件下 , 水域的最大容许纳污量。 

我国《排放水污染总量控制技术规范》中 , 对水环境容量作出如下定义 : 将给定义域和 

水文、水力学条件 , 给定排污口位置 , 满足水域某一水质标准的排污口最大排放量 , 焦作该 

水域在上述条件下的所能容纳的污染物质总量 , 通称水域允许纳污量或水环境容量 

[5] 。 

147


[2】 

1.2 水环境容量的影响因素 

(1) 水域特性水域特性是确定水环境容量的基础 , 主要包括 : 几何特性 ( 岸边形状、 

水底地形、水深或体积等 ), 水文特征 , 物化性质 , 自净能力等。 

(2) 环境功能要求不同的水环境功能区提出了不同的水质功能要求。不同的功能区划 , 

对水环境容量的影响也很大。对同一水功能区而言 , 水质的要求越高 , 水环境容量就相对较 

小 ; 反之越大。 

(3) 污染物质不同的污染物具有不同的环境容量 , 但也不是绝对的 , 在它们之间也会 

具有一定的相互关联的影响 , 提高某一种污染物的环境容量就有可能会降低另一种污染物的 

环境容量。所以 , 对于单因子计算出来的水环境容量应作一定的综合影响分析 , 较好的方式 

是联立约束条件同时求解各类需要控制的污染物的环境容量。 

(4) 排位方式水域的环境容量与污染物的排放位置与排放方式有关。一般来说 , 在其 

他条件相同的情况下 , 集中排放的环境容量比分散排放小 , 瞬间排放比连续排放的环境容量 

小 , 岸边排放比河心排放的水环境容量小。因此 , 限定的排污方式是确定环境容量的一个重 

要的确定因素。 

[6] 

1.3 河流水环境容量基本模型 

水环境容量模型常指有机物和重金属水环境容量计算模型。有机物环境容量包括易降解 

和难降解有机物环境容量 ; 重金属环境容量又包括溶解态和吸附态环境容量。 

1.3.1 有机物环境容量的计算模型 

有机物环境容量的计算包括两类 : 一是易降解有机物的容量计算 , 二是难降解的有机物 

容量计算。对于易降解的有机物 , 其动力化学反应式采用一级反应式。 

a 易降解有机物环境容量计算模型 

模型之一环境容量分为三个部分 : 一是稀释容量 , 二是自净容量 , 还包括该区间来水 

附加迁移容量。 

E = E + E + E = Q( C - C ) + kVC + qC 

(1) 

1 2 3 s 0 

s s 

式中 :E—— 环境容量 ; E 1 —— 稀释容量 ;E 2 —— 自净容量 ;E 3 —— 区间来水附加迁移容量 ; 

Q—— 河流设计流量 ;C s —— 水质标准 ;V—— 水体体积 ;K—— 综合降解系数 ;C 0 —— 河流 

初始浓度。 

该模型为较常用的水环境容量计算的解析解法 , 模型假设 :(1) 环境容量资源均匀分布 

于水体中 , 不受时间、空间限制 ;(2) 排污口沿河岸均匀分布 , 排污方式为连续排放 , 排放 

强度一致。 

模型之二水环境容量 E 等于允许排污量 W 

l 

k 

E = W = 86.4[ C ( q + Q) - C Qe - u 

] 

(2) 

2 

C s —— 水质标准 ;Q—— 河流设计流量 ;q—— 污染物平均排放量 ;l—— 河段长 ;u—— 断面 

平均流速 ;k—— 自净系数 ;C p —— 上游断面污染物浓度。 

这个模型只能适用于河流水质标准不变的情况。但是在实际应用中河流一般划分为不同 

的功能区 , 以满足不同的需要 , 所以该模型适用范围较窄 , 一般用于较短河段 , 且整个河流 

为同一功能区划 , 使用同一水质标准。 

模型之三考虑河流水环境容量分为两个部分 , 稀释容量 E 1 和自净容量 E 2 : 

p 

E = C ( q + Q) 

- QC 

(3) 

1 s 

0 

148


u 

u 

E = ( C - C ) ´ ( q + Q) 

= [ C e - C ] ´ ( q + Q) = C [ e - 1] ´ ( q + Q) 

(4) 

2 1 2 

l 

k 

s s s 

l 

k 

1 2 

( ) u 

s 

0 

E = E + E = C q + Q e - QC 

(5) 

E—— 环境容量 ;E 1 —— 稀释容量 ;E 2 —— 自净容量 ;C s —— 水质标准 ;K—— 自净系数 ;q 

—— 污染物平均排放浓度 ;Q—— 河流设计流量 ;C 2 —— 河段末浓度 ;C 1 —— 河段初始浓度。 

该公式在实际中应用较多 , 然而该模型最大弊端在于当河段末浓度取水质标准 C s 时 , 会造 

成全段浓度超过水质标准 , 不利于污染物质的消减 , 增大了目标河段总量的控制的难度。 

模型之四根据物料衡算方法 , 可知进出某一封闭河段的物质的总量保持一致 , 物质平 

衡方程 : 

E C Q q C Q e - - 

-ki 1ti 

1 

i 

= 

si 

( 

i-1 + 

i 

) - 

si-1 i-1 

(6) 

则 E i 是第 i 个排污口的允许排放量 , 水环境容量即为各段容量之和。 

该模型考虑了当不同功能区段水质变化时 , 上一功能区段的水质标准会影响下一功能区 

段的环境容量值 , 若水质标准由低到高时 , 模型计算的水环境容量会出现负值。该模型从系 

统的角度考虑 , 实际计算出的是可利用水环境容量 , 它在上下段水质发生变化、排污口较多 

时应用较方便 

[7] 。 

模型之五模型断面法 , 控制断面法是指满足某一控制断面水质要求 , 进而计算控制断 

面间的环境容量。河流混合输移过程一般由一维稳态水质模型 —— 托马斯模型进行描述 ( 忽 

略弥散项 ): 

C 

u = -( kd 

+ ks 

) C = -KC 

(7) 

x 

在 C(0)=C 0 的初值条件下积分 : 

kx 

C( x) = f ( x) = C0 

exp( - ) 

(8) 

u 

水环境容量为 : 

l 

k 

n 

n 

kt 

s 0 s i s s i 

i= 1 i= 

1 

å å (9) 

kiti 

E = Q( C - C ) + QC ( e - 1) + q C + C q ( e -1) 

其中 :Q—— 河水设计流量 ;C s —— 水质标准 ;q i —— 第 i 个排污口排污流量 ;k i —— 第 i 段 

污染物降解系数 ;C 0 —— 上游断面背景污染物浓度 ;t i —— 第 i 段从上断面到下端面水流所 

用的时间 ; 即 t=l/u; 其中 l 为第 i 段河流的长度 ;u 为第 i 段河流流速。 

该模型实质上把控制断面以上的部分作为牺牲段 , 该方法的实质是控制功能区段最终断 

面 , 而不考虑功能区段内水质变化是否超标。 

1.3.2 难降解有机物环境容量计算模型 

单点源计算公式 : 

E = C ( Q + q) 

- C Q 

(10) 

s 

Q—— 河流设计流量 ;C s —— 水质标准 ;q—— 污染物排放量 ;C 0 —— 上游断面背景污染物 

浓度。而多电源模型即是单点源的叠加。 

1.3.3 重金属环境容量的计算模型 

重金属一般指比重大于 4-5 的金属 , 水体中的重金属主要是汞、铬、镉、铅、锌、镍、 

铜、钴、锰、钛、钒等 , 特别是前几种危害更大。重金属在人类生活的环境中不会衰变 , 只有 

形态的转化。重金属环境容量是指在不造成水体污染的前提下 , 水体接纳重金属的最大负荷 

0 

149


量 

[8] 。重金属的水环境容量主要考虑溶解态和吸附态 : 

M=M 1 +M 2 (11) 

M—— 重金属水环境容量 ,M 1 —— 溶解态重金属水环境容量 ;M 2 —— 吸附态重金属水环境 

容量。 

2 汾河流域的环境现状 

2.1 自然环境概况 

汾河是黄河第二大支流 , 也是山西省最大的河流。汾河流经祈州市、太原市、晋中市、 

吕梁市、临汾市、运城市 6 个地市、34 个县市 , 在万荣县庙前村附近汇入黄河 , 干流全长 

694km。 

2.2 汾河主要的环境问题 

目前 , 汾河河道采砂屡禁不止 , 河道被侵占、淤积、堵塞的现象现状十分严重 , 主要问 

题有 : 

(1) 河道采砂形成大量沙坑 , 主要分布在汾河二库至汾河湿地公园、洪洞至尧都段。其 

中兰村附近河段形成了一批深达 30m, 总容积 700 万 m 3 的大沙坑 , 中小流量的水流无法通 

过 , 每次放水损失都在 1000 万 m 3 以上。由于采砂造成河道下切、淘刷、河道工程基础外露 , 

出现了一些新的险工、险段 , 如汾河一坝鱼咀、西干渠河堤、尖山铁矿穿汾河管道等处。 

(2) 一些河段被蚕食、挤占、倾倒垃圾 , 行洪能力下降 , 河道生态环境恶劣。 

(3) 下游运城段河床淤积、河道萎缩 , 行洪能力下降。 

(4) 沿河阻水、取水建筑多。一些城区河段的美化工程未按防防洪要求设计、审批 , 施 

工单位不按照规定程序开挖。导致小流量流不下去 , 较大流量下泄形成漫滩造成损失。 

3 汾河流域水环境容量的计算 

3.1 水环境容量模型的确定 

由于沿河道两侧排污口较多且分布较均匀 , 所以从系统的角度考虑 , 可以采用模型四物 

料衡算法来进行水环境容量的计算。计算公式为 (6): 

n 

å 

i i 

W = C ( Q + q ) - C Q e - - 

i= 

1 

-k 

1t 

1 

si i-1 i si-1 i-1 

其中为该河段的水质标准 , 为上段河段的水质标准 , 为上一河段的设计流量 ,k 为该河段对 

污染物的降解系数 ,t 为第 i 段从上断面到下端面水流所用的时间 ; 即 t=l/u; 其中 l 为第 i 

段河流的长度 ;u 为第 i 段河流流速。 

3.2 水环境容量污染物指标选取 

入河污染物中 COD 和 NH 3 -N 占的比例最大 , 因此选这两项作为水环境容量的控制污染 

物。 

3.3 水环境容量的计算 

根据 2008 年 4 月由山西省水资源管理委员会办公室 , 山西省水文水资源勘测局编制的 

汾河水环境承载能力及限制排污总量研究 ( 初稿 ) 所提供的数据 , 包括河长 , 入河排污量 , 水质 

150


标准 , 河段的设计流量 , 降解系数 , 结合物料衡算法的公式来计算水环境容量。计算结果如下表 

所示 : 

表 3-1 COD 水环境容量值 (t/a) 

范围 

河长 q 水质标准流量流速降解系 

(km) (m 3 /s) (mg/l) (m 3 /s) (m/s) 数 (1/d) 

环境容量 

源头静乐 80.4 0.112 

静乐 

水库 

大坝 

镇城 

底桥 

河口镇 

二库 

坝下 

胜利桥 

南内 

环桥 

水库 41.5 

大坝 

镇城 28.2 16 0.33 

底桥 

河口 18 0.7076 19 3.83 0.56 0.39 423.9826 

镇 

二库 42.7 16 4.19 0.59 0.28 -52.4145 

坝下 

胜利 24 0.646 20 2.31 0.35 0.33 1377.992 

桥 

南内 

环桥 

6 21 1.04 0.38 0.28 408.5553 

小店 13 4.616 45 1.04 0.38 0.46 7372.153 

桥 

小店桥二坝 24 0.21 40 4.9 0.44 0.45 346.6719 

二坝市界 23 0.025 40 2.5 0.4 0.31 1560.122 

市界 

介休 65.4 0.1659 40 2.53 0.4 0.28 797.1589 

宋古 

介休义棠 12 0.295 44 2.61 0.4 0.35 2041.165 

宋古 

义棠两渡 10.3 0.0013 40 1.81 0.33 0.28 86.8359 

两渡市界 36.7 0.166 30 1.811 0.37 0.28 -194.101 

市界南王 58.7 1.6175 40 2.8 0.4 0.39 3082.497 

南王北郊 30 1.0162 40 1.81 0.35 0.42 2992.772 

北郊 

外环 6 0.1652 40 1.23 0.3 0.35 986.4139 

桥 

外环桥尧庙 5 0.422 41 1.14 0.32 0.36 705.1737 

尧庙金殿 5 0.0045 40 0.97 0.33 0.42 62.63141 

金殿市界 54.9 0.045 40 1.34 0.3 0.45 144.0262 

市界稷山 62.7 0.059 40 1.34 0.27 0.33 1113.074 

稷山新店 8 0.1885 40 0.93 0.3 0.46 1231.854 

新店 

入黄 38.3 0.2086 30 1.1 0.26 0.46 59.34105 

口 

总计 

24545.9 

151


表 3-2 各频率年 NH3-N 水环境容量值 (t/a) 

范围 

河长 q 水质标准流量流速降解系数 

(km) (m 3 /s) (mg/l) (m 3 /s) (m/s) (1/d) 

环境容量 

源头静乐 80.4 0.112 

静乐 

水库 41.5 

大坝 

水库镇城 28.2 0.6 0.22 

大坝底桥 

镇城河口 18 0.7076 1 3.83 0.56 0.26 

底桥镇 

22.31 

河口二库 42.7 1 4.19 0.59 0.19 

镇坝下 

11.13 

二库胜利 24 0.646 1 2.31 0.35 0.21 

坝下桥 

39.81 

胜利南内 6 1.5 1.04 0.38 0.16 

桥环桥 

47.60 

南内小店 13 4.616 2.1 1.04 0.38 0.33 

环桥桥 

326.79 

小店 

24 0.21 2 4.9 0.44 0.34 

二坝 

桥 

18.40 

二坝市界 23 0.025 2 2.5 0.4 0.19 61.28 

市界 

介休 

宋古 

65.4 0.1659 2 2.53 0.4 0.16 29.19 

介休 

12 0.295 2.1 2.61 0.4 0.29 

宋古义棠 

69.20 

义棠两渡 10.3 0.0013 2 1.81 0.33 0.21 8.41 

两渡市界 36.7 0.166 1.5 1.811 0.37 0.21 -12.35 

市界南王 58.7 1.6175 2 2.8 0.4 0.26 148.93 

南王北郊 30 1.0162 2 1.81 0.35 0.34 127.14 

北郊 

外环 6 0.1652 2 1.23 0.3 0.29 

桥 

43.10 

外环 

5 0.422 2.1 1.14 0.32 0.32 

尧庙 

桥 

36.86 

尧庙金殿 5 0.0045 2 0.97 0.33 0.32 0.93 

金殿市界 54.9 0.045 2 1.34 0.3 0.32 6.20 

市界稷山 62.7 0.059 1.7 1.34 0.27 0.24 32.09 

稷山新店 8 0.1885 2 0.93 0.3 0.33 58.72 

新店 

入黄 38.3 0.2086 1.5 1.1 0.26 0.37 

口 

0.88 

总计 1076.65 

152


3.3 计算结果分析 

(1) 从上表中可以看出 , 汾河流域 COD 的环境容量值为 24545.9t/a,NH 3 -N 的环境容 

量值为 1076.65 t/a, 而实际水体中接纳的污染物 COD 为 50050.9 t/a,NH 3 -N 为 9029.9 t/a。 

远远超出了水体的环境容量值 , 说明水体基本上已无任何环境容纳能力。 

(2) 从表中可以看出 , 南内环桥到小店桥的环境容量值占的比重最大 , 是因为这段河 

流的排污口流量大。新店到入黄口河段环境容量值占的比重最小 , 是因为这段河流接纳的上 

段河流的设计流量最小 , 使环境容量变小。 

(3) 由上表可以看出 , 一些河段如两渡到市界 , 新店到入黄口的水环境容量出现负值 , 

是因为这些河段的上游河段的水环境容量的标准值大于本段河流的水环境容量标准值 , 使其 

出现负值。 

(4) 总体上看 , 汾河流域的水环境容量值小于河流的容纳的污水量 , 沿岸排污口排放 

大量废水 , 使流域污染严重 , 应对这种情况采取有效措施。 

4 小结 

总体上看 , 汾河流域的水环境容量值小于河流的容纳的污水量 , 沿岸排污口排放大量废 

水 , 使流域污染严重 , 应对这种情况采取有效措施控制排污口废水的排放。 

参考文献 

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[3] 翁焕新 . 城市水资源控制与管理 [M]. 杭州 , 浙江大学出版社 ,1998:33-34. 

[4] 关卉 . 湛江市水环境容量分析与应用 [M]. 北京 : 中国环境科学出版社 ,2005:132. 

[5] 夏青 . 流域水污染物总量控制 [M]. 北京 : 中国环境科学出版社 ,1996. 

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[8] 张希衡 . 水污染控制工程 [M]. 北京 : 冶金工业出版社 ,1993:7-8. 

153


浅谈西南地区水库饮用水保护措施 

邱玥 

1 

廖华胜 

1 

李连侠 

1 

魏新平 

2 

(1. 水力学与山区河流开发保护国家重点实验室成都市一环路南一段 24 号 610065 

qy_0320@163.com 

2. 四川大学水利水电学院成都市一环路南一段 24 号 10065) 

摘要本文通过分析讨论国内外对饮用水源采取的各种先进保护措施 , 结合我国西南地区自 

然概况和水源概况 , 分析了西南地区水库饮用水存在的主要问题 , 分别提出了相应的解决措施。 

对水库周边各类污染物未作处理、直接流入水库从而超过了水库的自净承受力 , 造成水库水质 

恶化问题 , 可以采用截排工程、人工湿地技术 ; 对由于大量氮、磷、肆意养鱼等因素破坏水体 

生态平衡从而引起的水库富营养化问题 , 可以采用组合生态浮床技术、人工辅助增氧技术、大 

型水生植物 ; 对自然降水储集形成的水库水质问题 , 可以采用气浮技术 ; 对水库上游土地坡度 

大、水土流失比较严重、土壤肥力降低造成的水质污染问题 , 可以采用保护林技术。通过上述 

各种针对措施 , 可以有效地达到保护西南地区水库饮用水的目的。 

关键词西南地区 ; 水库饮用水 ; 保护措施 

1 前言 

饮用水源供应不足 , 水资源短缺已经成为经济社会可持续发展的制约因素。水库的水是 

珍贵的淡水资源 , 对当地的工业发展、居民用水、农业灌溉起着举足轻重的作用 , 必须倍加 

珍惜 , 严加保护 , 合理开发利用。因此 , 保护水库的水资源 , 迫在眉睫。目前国内外尤其是 

国外在饮用水保护方面做了大量的研究和实践。 

臭氧化技术被广泛地应用于水资源净化保护中 , 以美国最为普遍。臭氧生产的方法大致 

有无声放电法、放射法、紫外线法、等离子射流法和电解法等。美国已有 40 余座水厂利用 

臭氧本身的氧化能力极强、反应速度较快、不会产生二次污染等特点可以去除其它水处理工 

艺难以去除的物质、减小反应设备或构筑物的体积 , 从而达到净化水质的目的。法国和瑞士 

臭氧化工艺的应用有着悠久的历史 , 臭氧化设备也居世界领先地位 ; 德国全国 85% 的水厂采 

用了臭氧深度处理技术。 

[1] 

目前 , 在美国有 600 多处人工湿地被用于处理市政、工业和农业废水 , 在丹麦、德国、 

[2] 

[3] 

英国等国至少有 200 处人工湿地系统 , 新西兰也有 80 多处人工湿地系统被投入使用。 

其中一些湿地已初具规模及生产实用功能 , 如美国加利福尼亚州 Arcata 的人工湿地和 

Santee 湿地工程、塔基州的三处理人工湿地、弗洛里达州 Orlando 湿地工程、宾夕法尼亚 

州印第安县 Iselin 湿地工程 ; 加拿大安大略 Listowel 湿地工程 ; 英国的人工构筑湿地工程 ; 

[4] 

德国的人工湿地工程 ; 法国的 Charente 人工湿地工程。世界各国投入了大量精力以改良 

人工湿地技术 , 将一些传统污水处理技术引入人工湿地。如北美湿地工程公司 (NAWE) 借鉴 

[5] 

污泥回流技术和鼓风曝气开发了循环湿地工艺和通风强化床工艺。 

日本利用超导磁铁和水生植物开发出新型湖水净化装置。一般引起湖水浑浊的物质是磷 

和氮。新装置由除磷净化器和水生植物池两部分组成 , 首先 , 把浑浊的湖水抽到除磷反应凝 

固净化器内 , 然后加入带磁的铁粉和凝聚剂 , 铁和磷反应凝固 , 利用超导磁铁过滤网把磷清 

除 , 再让除磷水进入水生植物池。这个池中种植有芦苇、水芹等 , 池中放有火山灰。这些水 

生植物和火山灰均善于吸收氨 , 湖水在植物池中停留一天左右就可以回到湖中。这种装置采 

用强力超导磁铁并利用水生植物的吸收作用 , 水中 80% 的磷和 70% 的氮可得到净化。 

日本最近还在湖泊、水库采用先进的空气扬水筒设施处理。全国现已在八处湖泊、水库 

应用 , 总处理水量达到了 35 万 m3/d。这种扬水筒是一种在筒上端置浮室 , 筒中下端置有进 

水和进空气的装置。扬水筒垂直放到水中 , 由筒的底端一处进水 , 并由筒底的另一处进入压 

缩空气曝气 , 空气与底部进入的水混合 , 上升到顶端 , 以达到去除目的。扬水筒一般直径为 

154


0.3~0.5m, 大的湖泊、水库可以用到 1~2m, 垂直长度 1~30m。一般湖泊、水库的水深 10m 

以上效果最好 , 水深 5~10m 可以使用 , 水深 5m 以下效果差些。 

大西洋遗留下来的 50% 的森林位于巴西 Atibainha 水库 , 位于河流 , 水库 , 陡坡 , 山头 

的边缘 , 根据联邦政府的规则 , 此处位于中等或高等再生阶段。因此对于巴西 Atibainha 

水库主要采取了保护林。根据空中拍摄的照片传回的数据显示并且结合地面调查森林地段可 

以看出 , 由于这片保护林不仅可以净化水库 , 保护水库饮用水资源 , 而且是一片可再生森林。 

2 西南地区概况 

2.1 自然概况 

西南地区包括云南、贵州、四川、重庆和西藏 5 省市自治区多为山区 , 总面积达二百五 

十万平方公里。地面水资源丰富 , 其水能资源居全国之首 , 潜在的可开采能力占全国的 68% 

左右。全国主要河流的发源地大多在西南地区或流经西南地区。西南地区有着大量的湖泊及 

水库等水利设施 , 国内水利发电工程也大多数在西南地区。同时 , 西南地区雨水充足 , 全年 

的降水量是全国平均水平的 3 倍。人均、亩均分摊的水量均居全国第一。西南地区自然条件 

优越 , 气候类型多样 , 以亚热带和温带气候为主 , 是我国自然条件最为复杂且较为优越的地 

区具有世界独有的气候条件和地质结构 , 形成了多种不同的植被群落和生态自然景观。西南 

地区气温或者热量 , 受纬度和海拔高度影响更为明显 , 区域变化大。四川盆地年平均气温 

14~20 ○ C, 贵州高原南部地区平均气温 20~24 ○ C。土壤是生物气候作用的产物 , 西南地区多 

样的气候类型和植被类型 , 铸就了其土壤类型丰富多样。因此西南地区具有丰富的农业资源 

和较为适宜农业生产的自然环境。 

2.2 水源概况 

改革开放二十多年来 , 我国经济发展迅速 , 但环境污染日益严重 , 尤其是饮用水污染尤 

为突出。据国家环境部门统计 , 我国 82% 的河流受到不同程度的污染 ; 在我国七大水系中 , 

不适合做饮用水源的河段已接近 40%; 城市水域中 78% 的河段不适合作饮用水源 ; 约 50% 的 

城市地下水受到污染。随着人口的增长 , 人民生活水平的提高和工农业生产的发展 , 用水量 

增大 , 水资源供需矛盾更加突出。工业和城市迅速发展 , 高强度、大流量集中取水以及农业 

灌溉用水增加 , 生活用水被挤占 , 一些原来吃水不难的群众因此进入了困难行列。一些农村 

地区被来自城市的生活污水污染和工业废水污染的现象越来越严重 , 农村生态环境日趋恶 

化 , 正严重影响着农民的身体健康。因此加强饮用水水库保护 , 建立良好的供水水质保证体 

系具有重要的社会意义。水库建设不断发展 , 数量不断增加 , 对解决山区农田灌溉和农业用 

水及至城镇供水作出了应有的贡献。据统计 , 西南地区 2000 年水库数量达 63104 座 , 占全 

国水库数量的 74%, 总库容为 280.69 亿 m 3 , 占全国水库总库容的 5.41%。 

2.3 西南地区水库饮用水存在的主要问题 

(1) 水库周边 , 经济高速发展 , 人口密度大 , 各类污染物未作处理 , 直接流入水库 , 

从而超过了水库的自净承受力 , 造成水库水质恶化。 

(2) 大量氮、磷等营养物质进入水体 , 使水中藻类会其他水生植物等过量生长 , 并引 

起藻类出现水华或使水生植物出现沼泽化 , 破坏水体生态平衡 , 引起水库的富营养化。 

(3) 水库上游土地坡度大 , 水土流失比较严重 , 土壤肥力降低 , 植被覆盖率低 , 坡面 

易被雨滴直接击溅 , 破坏土壤表面结壳 , 使土壤侵蚀方式由面蚀发展到沟蚀 , 增加产生水土 

流失量。滥砍滥伐破坏植被。因盲目、过度砍伐树木 , 土壤裸露于外界 , 增加了土地的风蚀 

沙化程度 , 影响涵养水源和保持水土。 

3 西南地区水库保护措施 

本文通过分析讨论国外对饮用水源采取的各种先进保护措施 , 结合我国西南地区自然概 

况和水源概况 , 分析了西南地区水库饮用水存在的主要问题 , 分别提出了相应的解决措施。 

155


3.1 污染物流入水库 

3.1.1 截排工程 

截排的任务是将水源保护区内所产生的生活、生产污水通过截流污水管 ( 渠 ) 截流出库 , 

并沿途拦截污水 , 最终纳入污水排泄渠中。最为典型是环库污水截排工程 , 它由污水截流管 

上游段、污水截流管 ( 渠 ) 下游和污水提升泵站组成。截排设施一般采用近、远期结合的方 

式 :1 近期采用截流井配合截流堰的方式。2 远期采用雨污分流方式。 

3.1.2 工湿地 

随着我国西南地区农村经济的发展和农民生活水平的提高 , 农村生活污水的排放量呈持 

续上升趋势 , 对这些生活污水缺乏有效的收集和处理设施 , 污水就地排放现象十分普遍 , 农 

村生活污染源成为影响水库质量的重要因素。针对这种情况 , 人工湿地污水处理工艺以其投 

资少、处理效果好、运行费用低、维护操作简单等优势比较适合我国西南地区农村生活污水 

的处理。 

表面流人工湿地 : 这种类型的人工湿地与天然湿地类似 , 污水在人工湿地的表层流动 , 

水位较浅 , 一般在 0.1~0.6m, 主要依靠位于水面以下植物根茎的拦截作用以及根茎上的生 

物膜的降解作用去除污染物。这种湿地造价低 , 操作简单 , 运行费用低 , 但它也有一些缺点 , 

如不能充分利用填料及植物根系的作用 , 去除污染物的能力有限 , 受季节影响较大 , 冬季水 

面会结冰 , 夏季易产生异味 , 蚊蝇滋生 ; 同时存在占地面积大 , 水力负荷率小等。 

水平潜流人工湿地 : 这种类型的人工湿地因污水从一端水平流过填料床而得名。它由一 

个或多个填料床组成 , 床体填充基质 , 床底设防渗层 , 防止地下水体被污染 , 其结构见图 1。 

在水平潜流型人工湿地中 , 污水在湿地床内部流动 , 一方面可以充分发挥基质及植物根系的 

作用 , 另一方面 , 由于污水在基质表层以下流动 , 因此该湿地保温效果好 , 很少有恶臭和蚊 

蝇等现象。 

进水桶 

隔板 

处理区 

出水区 

隔板 

图 1 

水平潜流人工湿地 

垂直流人工湿地 : 在垂直流人工湿地中 , 污水从湿地表面纵向流入填料床的底部 ( 其结 

构见图 2), 床体处于不饱状态 , 氧气可以通过大气扩散和植物根系泌氧进入湿地系统 , 其 

硝化能力较强 , 可以处理氨氮含量较高的废水。垂直流人工湿地由于具有较高的净化效率和 

相对较小的土地需求等优点而受到欢迎 , 但垂直流人工湿地对有机物的去除能力不如潜流型 

人工湿地。 

池 

池 

沙粒 

沙粒 

砂石 

砂石 

图 2 垂直流人工湿地系统结构图 

3.2 水库富营养化 

水库的富营养化主要是由人为污染所造成。西南地区人口密度大 , 人类的生活、生产形 

成的废污水 , 农业的开荒种植 , 对农作物不合理施用化肥、农药后的大量残余 , 破坏土表层 

植被 , 滥伐林木 , 不合理开发导致的水土流失、环境的破坏等 , 这些因素都会致使营养物进 

156


入水体 , 达到一定的浓度后 , 产生富营养化和水污染。 

3.2.1 组合生态浮床技术 

浮床技术作为改善富营养化水体水质的有效方法之一 , 具有造价低廉、运行简便且能充 

[7] 

分利用水面直接从水体中去除污染物等优点。传统的生物浮床主要依靠浮床上种植的水生 

植物吸收氮、磷等营养物和有机物 , 由于受浮床植物量的限制 , 其净化效果很难进一步提高 

[8-9] 

。目前 , 在传统浮床技术的技术上 , 提出了利用生态工程中的 “ 食物链物质循环原理 ” 

和 “ 生物强化理论 ”, 通过延长浮床生态系统的食物链和强化浮床的微生物生态系统为主体 

[10] 

的组合生态浮床技术。组合生态浮床对富营养化水源水中 TN、TP、TOC 和 Chl-a 的去除率 

随水体交换时间的延长而增大 ; 组合生态浮床对原水的藻毒素有显著的去除效果 , 可以通过 

空心菜的根系和人工介质对藻类进行截留 , 附着的藻类被富集的溶藻菌溶解并释放出细胞内 

的毒素 , 再通过藻毒素降解菌进行降解。 

3.2.2 人工辅助增氧 

湖泊或河流沉积是营养物质的重要的蓄积库 , 沉积物在湖泊养分循环和水体富营养化过 

[11] 

程中起着重要的作用。沉积物磷的释放是湖泊、河流水体磷的重要来源之一 , 尤其在外源 

[12] 

减少的情况下 , 营养丰富的沉积物内负荷仍在一定时间内控制水体的富氧化水平。深层水 

中 DO 含量是底泥磷释放的决定因素之一。一般情况下 , 溶氧高 , 磷从底泥深层沉积物迁移 

到底泥表层 , 被三价铁氧化吸附 , 不向水中释放 ; 溶解氧低 , 氧化还原电位下降 , 铁氧化物 

被还原 , 所吸附的磷被释放出来 [13] 。人工辅助增氧的方法途径有三个 : 一是通过改造水体 

特征增加水体与空气的接触面积、接触频率和接触时间 ; 二是充分利用自然规律或采取人为 

措施促进表层水体与深层水体的循环 ; 三是直接进行人工泵氧。对于已覆盖的河道 , 实施 “ 露 

天工程 ”, 尽可能拆除覆盖的建筑物 , 并配套除臭和生态建设措施 ; 在未覆盖的河道 , 可考 

[14] 

虑筑坝形成人工瀑布 , 优化水动力循环和自然溶氧条件。 

3.2.3 大型水生植物 

西南地区具有丰富的农业资源和较为适宜农业生产的自然环境。大型水生植物是一个广 

泛分布在江河湖泊等各种水体中的高等植物类群。水生植物通过光合作用将光能转化为有机 

能 , 并向周围的环境释放氧气 , 在水生生态系统中处于初级生产者的地位 , 能够发挥多种生 

态功能。与藻类相比 , 水生植物更易于人工操作 , 即可通过人工收获将其固定的氮、磷带出 

水体。利用大型水生植物进行水质净化处理 , 特别是针对湖泊水库富营养化治理具有明显效 

果。它具有投资低、能耗小、处理过程与自然生态有着更大的相溶性的优点 , 其缺点在于处 

理时间长、占地面积大及受气候影响严重。 

水生植物处理系统有三种基本方式 : 漂浮植物系统、挺水植物系统和沉水植物系统。可将三 

种方式组合应用或与其他的处理工艺形成联合处理系统从而进行各类污水的处理。例如 , 中 

[15] 

国科学院水生生物所在传统生物塘基础上改进的综合生物塘系统 , 加拿大约翰 · 托德教授 

的 “ 活机器 ” 系统 , 则把这一点做得更加完美 , 它通过把人工湿地处理和水产养殖综合系统 

封闭在温室内 , 使空间得到充分利用 , 创造了一个高效的废水处理系统 , 同时也是水生动物 

的资源输出系统。 

3.3 自然降水污染 

西南地区中的许多水库水资源主要来源于自然降水的储集 , 这样的水库水质往往具有 : 

1 原水浊度低 ;2 因受到污染有异味 , 色度高 , 含有机杂质 ;3 冬季水温低 , 属于低温、低 

浊水 ;4 夏秋季节含有较多的藻类。采用传统的方法净化水质很困难 , 因此在这种情况下就 

[28] 

会选用气浮法。其工艺流程如图 3 所示。 

超越管 

原 

水 

加药 

混合 

絮凝 

空压机 

气浮池 

溶气罐 

调节池 

回流泵房 

输水泵房 

出 

水 

图 3 气浮法工艺流程图 

157


3.4 水土流失等 

结合西南地区气候多样的特点进行了研究 , 结果表明保护林对水库水质净化起到一定作 

用 [29] :1 因枝叶的截留作用雨水中的杂质含量减少。2 地被物和土壤层有过滤作用。当降 

水到达林地时 , 地被物层截留而失散 , 另一部分渗入到土壤深层成为地下水 , 以地下径流形 

式输出保护林生态系统。3 当净降雨量超过林地土壤的渗透能力时 , 则还有一部分降水流经 

地被物与土壤界后 , 以地表径流形式输出保护林系统。携带着各种物质的降水 , 流经地被物 

和土壤层时 , 于是降水流经地被物和土壤后 , 不仅从保护林生态系统外输入的污染物被进一 

步净化 , 而且降水从保护林生态系统内带出的各类污染物质也被不同程度地过滤掉。4 有效 

地减弱对地表土层的侵蚀。 

4 结论 

根据西南地区水库饮用水存在的问题 , 提出了一系列保护水库饮用水的措施 : 

(1) 对水库周边各类污染物未作处理 , 直接流入水库从而超过了水库的自净承受力 , 

造成水库水质恶化问题可以采用截排工程、人工湿地技术。 

(2) 对由于大量氮、磷、肆意养鱼等因素破坏水体生态平衡从而引起水库富营养化可 

以采用组合生态浮床技术、人工辅助增氧技术、大型水生植物、合理养鱼技术。 

(3) 对自然降水储集形成的水库水质问题 , 可以采用气浮技术。 

(4) 对水库上游土地坡度大、水土流失比较严重、土壤肥力降低造成的水质污染问题 , 

可以采用保护林技术。 

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159


水库生态调度与环境影响研究的进展 

张莉黄强 

( 西安理工大学陕西西安金花南路 5 号 710048 zhangli@xaut.edu.cn) 

摘要实现人与自然和谐共处的水库生态调度 , 以优化水库调度方式、补偿水库对河流生态 

系统的负面影响 ; 保护河流生态环境、促进水资源的社会 — 经济 — 生态的可持续发展 , 是当前 

水环境科学领域研究的热门话题。本文以历史和发展的眼光 , 从法规决策、环境因素、理论模 

型以及内容方法等方面 , 论述水库生态调度与环境影响的进展 , 为进一步开展该领域的探索及 

研究提供借鉴。 

关键词生态调度 ; 环境保护 ; 水库 ; 水资源 

1 概述 

“ 上善治水。水善治万物而靖。”( 老子 :《道德经》第八章 ), 这种对水的利与害二者 

矛盾统一的观点 , 是公元前两千多年老子对水的认识的 “ 二分法 ” 哲学思想。即 : 达到善的 

最高境界 , 可以治理和征服水 , 水虽滋润万物 , 但不 “ 善治 ” 亦可为害。自然河流与周围生 

物种群在数百万年长期进化过程中 , 形成了相互制约、相互依存的复杂、有序的动态稳定。 

人类有史记载的数千年与河流自然年代相比犹如蚂蚁与大象之差。但数千年来人类为自身发 

展的需要 , 对河流进行了贪婪索取 , 特别是近百年来利用现代工程技术手段对河流大规模开 

发 , 改变了河流的天然平衡状态。结果受到大自然的惩罚 , 带来了威胁人类生存的严重的环 

境问题。 

近代西方占统治地位的哲学思想是 “ 天人二分 ”, 把精神和物质看作是独立的。在人与 

自然的分离对立中 , 人是大自然的主宰。自 18 世纪英国工业革命开启了现代社会的工业化 

时代 , 直至当前的信息化时代 , 生产力迅速发展 , 改造自然、征服自然成为人类进步的象征。 

认为自然资源是大自然的恩赐 , 可以取之不尽 , 无需付出代价。对水、森林、土地、矿产等 

资源掠夺性的开发滥用和浪费 , 终致产生了全球范围的生态危机。 

与西方世界 “ 天人二分 ” 相对照的 , 是我国公元前两千多年周代提出的 “ 天人合一 ”(《周 

易》) 思维模式。作为我国传统的古典哲学理论 , 主张人与自然和谐统一。作为一种认识论 

和方法论 , 可从宏观思维对世界的认知上给予深刻的启迪 , 它提供了现代生态学理论的哲学 

基础。老子提出的 “ 人法地 , 地法天 , 天法道 , 道法自然 ” 的著名论断 , 这里 “ 法 ” 就是人 

[1] 

类要尊重自然、顺应自然、效法自然。从原始社会的 “ 天人合一 ” 到我国近代及西方世界 

的 “ 人定胜天 ”( 天人二分 ), 再到目前所提倡的 “ 人天和谐 ”, 是经济社会进步到一定程度 

人与自然关系发展的产物。充分认识上述人与自然关系的发展历程 , 对正确树立河流与生态 

[2] 

的关系问题有重大的现实意义。归根结底 , 水库生态调度的根本目标及运行管理 , 就是在 

“ 人天合一 ” 的哲学思想指导下 , 尊重河流、顺应河流、效法河流。以自然河流生态平衡为 

参照物 , 整治、改造、修复河流 , 达到改善和保护河流 , 人与河流和谐生存的境界。 

2 进展 

河流的生态环境和保护河流生态系统的健康 , 可以通过多目标水库调度来改善和补偿。 

160


[3] 

早在 20 世纪 40-70 年代 , 美国即开展了关于水库对生态与环境影响的全面系统研究。以 

下将从不同侧面分述其发展进程。 

(1) 国家政策及法规。原苏联早在 1959 年修筑伏尔加格勃大坝时 , 为确保鱼类产卵 

[4] 

及农田灌溉 , 规定了每逢春季模拟春汛向下游进行专业性放水 ;1986 年考虑到当时苏联的 

调水工程存在潜在的生态危机 , 部长会议决议暂停调水工程设计 , 进行全面经济的生态研究 

[5] 

论证 ;1991─1996 年 , 美国田纳西河流域管理局 (TVA) 对其所辖 20 个水库调度运行方式 

[6] 

进行了优化调度 ;1992 年联合国环发大会 (UNCED) 通过的《21 世纪议程》明确提出 , 要 

开展生态价值和自然资本的评估研究 ;1994 年 , 我国颁布的《中国 21 世纪议程》提出 :“ 将 

可持续能力纳入经济决策 ,……, 需要建立一个综合的资源环境和经济核算体系来监控整个 

国民经济的运行 ” [7] 。1995 年 , 美国海洋渔业局以其生物学要求确定了水库的工程进度 ; 同 

年 , 日本河川审议会提出了《未来日本河川应有的环境状态》, 把 “ 保养、保全河川环境 ” 

写进了日本的新 “ 河川法 ”; 澳大利亚要求对水的分配方案应考虑到 5-10 年后的需求 , 对 “ 水 

[6] 

依赖的生态系统 ” 做出评价 ;1996 年 , 美国联邦能源委员会 (FERC) 要求对生态及环境影 

[8] 

响制定新的水库运行方案 ;2004 年 ,TVA 董事会批准了一项新的河流与水库系统调度政策 

[9] 

用来管理整个河流的生态需水量 ; 

1989 年以来 , 我国在环境立法方面 , 经人大常委会通过了 30 余部法则、条例及规定。 

如《中华人民共和国环境保护法》(1989);《水污染防治法》(1996);《建设项目环境保护条 

例》(1998);《海洋环境保护法》(1999);《大气污染防治法》(2000) 等。在 2003 年颁布的 

《中华人民共和国环境影响评价法》中 , 提出 “ 环境影响必须客观、公开、公正、综合考虑 

规划者建设项目可能造成的影响 ……”, 并按此制定了《大坝工程环境影响评价实施细则》, 

[7] 

全面规划大坝评价工作。使我国的环境保护工作进入了法制建设的轨道。 

(2) 水量及洪水调度。河流生态需水量是生态调度的前提 , 河道的最少生态径流量 , 

是维持河道生态平衡的需水要求。英国 1991 年水资源法和 1995 年的环境法中规定 , 水库下 

泄流量不能低于当局规定的最小流量 , 美国在水电站运行审查中要求针对最小生态径流制定 

水库运行方案 ; 自 20 世纪 90 年代起 , 挪威、加拿大等国诸多河流以发电为主的水库 , 也要 

[10] 

求保持基本流量及环境流量 ;2000 年起 , 我国对资源性缺水的黄河实行统一调度管理 , 

初步扭转了干流 10 年来持续断流的局面 , 使黄河三角洲地区生态系统得以改善 ; 同年 , 对 

处于极度干旱地区的塔里木河流多次组织调水 , 结束了 30 年的断流历史 ;2002 年黑河实行 

[11] 

“ 全线关闭 , 集中下泄 ” 调水 , 生态系统出现复苏。有关洪水的调度和利用 ,1970-1972 

[12] 

南非潘勾栏水库制造人造洪峰创造了鱼类产卵条件 ;2003 年 , 李长安、2005 年卢晓宁针 

对长江洪水的研究 , 提出了洪水有不可替代的生态作用 , 能补充生态用水及地下水、改善水 

[13、14] 

质、平衡土壤盐水关系 , 汛期科学调蓄洪水其有改善环境的作用 ;1994 年 , 美国 Mary 

[15] 

大坝引入洪水逐渐清退的洪水模式 , 实行新的洪水管理方案 , 使下游植物生长得以改善。 

(3) 泥沙调度。水库及河流流道淤积关系到水库生命及工程效益的发挥 , 泥沙调控旨 

在多沙河流的防止水库和河道淤积。我国北方大多数为多泥沙河流 , 多年来在排沙防淤方面 

积累了丰富经验。上世纪 50 年代黄河三门峡水库建成以来 , 经五十多年的运行实践 , 得出 

“ 蓄清排浑、调水调沙、保持有效库容 ” 的调度方式 , 使水库水位有大幅度升降 , 控制了淤 

[16] 

积和冲刷的相对平衡 , 收到保库和兴利的统一 ;1996 年 , 美国格伦峡大坝进行了洪水调 

[17] 

沙试验 ;2003 年 , 刘凌计算了防止黄河河道泥沙淤积、维持河道平衡的最小生态需水量 

[18] 

[19] 

;2004 年 , 禹雪中等研究了泥沙对水环境的影响 ; 林秉南、周建军研究了三峡、三门 

峡、小浪底等水库 “ 蓄清排浑 ” 合理调度减少水库淤积、防止河道萎缩 , 发挥了特定的生态 

[20] 

[21] 

效应 ; 同年 , 青铜峡水库实施汛末低水位冲库排沙调度 ;2004-2006 年 , 严军、宋进喜、 

[22-24] 

申冠卿等分别提出输沙用水量计算方法 , 指导水库冲淤 ;2006 年 , 杨志峰等出版专著 

[25] 

《流域生态需水规律》研究并计算了泥沙对河道演变的影响。 

161


(4) 水质调度。筑坝使库区水流缓慢 , 破坏了河流原有的水环境物理、化学特征 , 营 

养盐沉积、水体富营养化 , 导致水华。1987-1992 年 , 原苏联在斯特多夫水电站进行了生态 

性放水试验 , 显著改善了水质、回复了生态平衡 ; 我国太湖流域自上世纪 90 年代以改善太 

湖水质为目标 , 实施 “ 引江济太 ” 工程 , 初步缓解了太湖水质性缺水 ;1999 年 , 南非 Mohele 

大坝以多级水位泄水 , 改善了下游水温及溶解氧水平 ; 美国田纳西河以涡轮和通风、掺气、 

[27] 

掺氧 , 表面水泵等设施提高下游河道的水质和溶解氧 ;2004 年 , 四川联合调度都江堰、 

三岔水库缓解了沱江上游突发水污染 ;2004-2005 年 , 联合调度天生桥、岩滩、飞来峡水库 , 

为珠江压咸补淡 , 使珠江沿途水环境得以改善 ;2006 年 , 索丽生提出防止河流突发污染事 

[28] 

故、水体富营养化和水华发生而进行改变水库调度运行方式的生态调度。2005 年 12 月 , 

在北京召开了《通过改进水库调度以修复河流下游生态系统》研讨会 , 探讨了修复河流下游 

[9] 

生态系统和改善人类生活的可能性 , 使水资源优化配置推向了新的发展阶段。 

(5) 水温调度。水温是水质因素的一个重要变量 , 水质指标与水温有关 , 对库区及下 

[29] 

游河段水生物、灌溉用水、坝体设计及继电机组冷却有重要影响。多数水库都有垂向水温 

[32] 

分层现象 ,1983 年 ,Orlod 将水库水温分为稳定分层、混合型及过渡型三种类型 ;1997 

[33] 

年 , 长江水利委员会对三峡蓄水后水体、温度分层现象进行了研究 ;1998 年 , 陈永灿等 

[34] 

采用 α 指标法对密云水库垂向水温分布研究并计算得出水库水温随水深变化的图形 ;2007 

年 , 刘兰芬、陈凯麒等研究了河流水电梯级开发水温度的累积影响 , 提出了水温数值模拟方 

[35] 

法及数学模型 ;2009 年 , 马腾、刘文洪、程文等用 MIKE3 系列软件做了水库水温模拟研 

究 , 并通过实例计算得出了某水库坝前水温垂向分布图及建库前河道与建库后下泄水体月平 

[36] 

均水温对比图 , 表明水温分布基本上符合水温结构一般规律。 

3 展望 

满足水库兴利与生态环境的要求 , 是涉及到社会经济、人文、政策的系统工程 , 从总体 

而言 , 国内外皆处在探索的初级阶段 , 任重而道远。就上述进展的各项内容而言 , 尚需在以 

[37-39] 

下几方面开展进一步深入研究 : 

(1) 生态效益的量化 , 建立水库调度方式 , 生态功能目标及河流流量模式之间的关系 , 

建立生态管理目标 ; 

(2) 协调经济社会目标与生态管理目标 , 将多目标的不精确的生态目标与社会经济发 

展需求的目标统一为宏观决策框架 ; 

(3) 以河流健康为目标 , 从河流系统整体出发 , 制定调度规程指导水库调度进行。根 

据水利工程的调蓄能力及来水情况 , 确定水量分配 , 保证下游生态要求 ; 

(4) 针对河流生态系统脆弱性及人工化特征 , 保证生态需水的连续性及流动性 , 增强 

生态系统的自调节及自适应能力 ; 

(5) 针对不同河流、湖泊、湿地的相互影响及时空变化规律 , 采取不同的保护政策 , 

保护生态系统的完整性 ; 

(6) 加强河流生态系统结构功能及模型的研究 , 开展对不同自然流域不同类型河流的 

实地考察 , 探讨并量化河流生态系统结构和功能与非生命变量之间的关系 , 以及河流流态、 

水文情势、地貌景观三大河流生境要素的耦合关系 ; 

(7) 进一步开展生态水文学、生态水力学、景观生态学、生态水利工程学、生态水工 

学等交叉学科的建设 , 构建水库生态与环境调度的理论框架。 

162


4 结论 

“ 天人合一 ” 及 “ 天人二分 ” 反映了东西方认识自然两种哲学体系的巨大差异。认识 

水库生态调度及对人类生存环境影响二者之间的辩证关系 , 对于水利工作者从哲学角度认识 

河流、改善和保护河流、建立人与自然和谐社会有重要意义。兴修水利后引发的有关水量、 

水质、水温、泥沙等一系列技术问题 , 虽可从工程措施及调度运行方案等得到一定的补偿和 

改善 , 但必须有法规、制度作为保障和制约。研究当前该领域已有成就、发展进程 , 展望今 

后工作目标 , 体现了 ‘ 以史为鉴 ’、总结经验、持续发展的科学发展观。限于篇幅 , 对文中 

涉及到问题未展开论述 , 展望中所提到一些深层次的问题 , 有待于进一步探讨。 

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163


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164


水环境水污染中生物化学时均反应率的研究 

倪浩清 , 李福田 

( 中国水利水电科学研究院北京 100044 nihaoqingiwhr@163.com) 

摘要自然界和工程中有不少过程涉及到化学反应问题 , 如水污染 ( 富营养化 )、空气污染 ( 包 

括酸雨 )、炼钢炼铁及燃烧等。本文仅对水污染 ( 富营养化 ) 的生化时均反应率进行了研究。经 

对湍流中瞬态的非线性反应率公式简化、Reynolds 展开、时平均及组分浓度关联项模拟 , 之后 

获得了十分有用的时平均反应率公式。这些公式表明了由于生物化学反应作用对污染物 ( 生物 

或营养盐 ) 物质的质量在单位时间单位体积中产生 ( 或消耗 ) 的变化 , 这就是污染物的降解作 

用 , 这对水域污染环境影响的评价、环境规划、环境管理、污染控制及综合防治等提供科学依 

据和可靠的手段。 

关键词富营养化 ; 生化时均反应率 ; 污染物的降解作用 

1 引言 

在水环境问题研究中常常会遇到 : 复杂的紊流流动 , 诸如浮力流、回流、旋流、分层流、 

分离流及二次流等 , 它们共同点是具有各向异性的输运特性 ; 污染物在紊动的对流、扩散的 

水域中受到生物化学反应的降解转化作用。我国建立的复杂的水环境数学模型起步于上世纪 

[1] 

八十年代中期 , 倪浩清 , 等提出的 “ 三维紊流代数应力 / 热流模型 ( 简化的统一二阶矩紊 

流模型 ” 在水环境工程中进行模拟计算的模式和 “Suhas V·Patakar’s 一整套的有限体积法 ” 

作为计算的方法。作者 [1-6] 20 多年来实践表明 : 该模型的紊动效应、应力效应、浮力效应、 

热效应 ( 辐射、蒸发和热传导 ) 及边界效应在数值模拟计算中均有显著的成效 , 然而生物化 

学反应项在数值模拟计算中产生了疑议和论理的问题 , 究竟在时平均浓度方程中的生化反应 

项是否可用瞬时态表示 , 还是用时均态表示 , 这就涉及到紊动论理的概念 , 国内外很多著作 

[7-11] 

都用了瞬态的反应项 , 而周力行 [12] [14] 

、蔡树棠按论理概念却用了时均态的反应项。本文 

作者现认为 , 如果生化反应项是线性的 , 我们就可用一级反应动力学关系来模拟 — 确定生物 

dC° 

i 

化学引起的瞬时物质变化率正比于相应的瞬时物质浓度 , 亦即是 = k ° 

d 

Ci 

。并经时平均后 , 

dt 

便可确定生物化学引起的时平均物质变化率正比于相应的时平均物质浓度亦即是 

d 

dt 

+ = + , d Ci 

= kdCi 

。这就证明了如果反应率公式是线性的 , 瞬态反应率等价 

dt 

( C C ') k ( C C ') 

i i d i i 

于时均反应率。因此 , 在时均浓度方程中可用瞬态反应率来表示。如果生化反应项是非线性 

的 , 那就不能在时平均浓度方程中用瞬态反应率来表示 , 只能用时平均反应率表示。 

在水污染 ( 富营养化 ) 水环境中 , 瞬时态的反应率公式按简单的一步统观反应动力学概 

[7、8、11、12] 

念 , 可表达成高度的指数函数非线性的形式如文献中的反应率公式 , 都是多种组分 

[12] 

浓度起支配作用的 , 而且还是多级动力学浓度反应。因此 , 周力行在燃烧问题处理中 , 

进行了指数函数的简化 , 并假设了两种组分浓度起支配作用二级反应。我们在水污染环境问 

题中也借鉴于这一思路 , 在时平均反应率公式中也采用了二级反应模拟 , 并对其中的指数函 

数也进行了简化。 

2 时均反应率的 “ 时均 ” 分析引证 

本文作者取三种不同的非守恒物质的质量输移方程 ( 或生态子模型或污染物质的浓度 ) 

165


来分析 “ 时均 ” 含义。 

瞬时层流扩散方程 : 

( ) 

° 

2 

C 

° 

C 

i 

 

( 

°° Ci 

± C C 

+ u ) 

± ° 

k 

Ci = Dm + Q + S - 

S 

Ci 

t x x x z w 

k k k 

(1) 

式中 : C ° i 

为某种瞬时状态变量 , 即某种瞬时物质浓度 ; u ° k 

为空间坐标的瞬时速度 ; D m 

为分 

子扩散系数 ; Q 

±C 

为瞬时的生化反应项 , 亦即是状态变量之间生物化学相互作用项 ( 又称内 

源项 ); S C 为时均物质浓度的外源输入及输出 , 如内陆河道径流输入物质浓度 , 潮流量向内 

陆输入的物质浓度 ; ± w C 

为悬浮碎屑和浮游植物的颗粒终端沉降速度 ( 常数 )。 

S 

时均紊流扩散方程 : 

C C C 

 

t x x x x x z w 

( ) 

C 

2 

i i i C C 

+ ( U ) ± 

kCi = Dii + Dm + Q + S - 

S 

Ci 

k k k k k 

(2) 

式中 : D ii 

为紊流扩散系数 , 当在各向同性的紊流中 ,D 11 =D 22 =D 33 =D t , 因而此式还可简化为 : 

C C C 

 

t x x x x x z w 

( ) 

C 

2 2 

i i i C C 

+ ( U ) ± 

kCi = Dt + Dm + Q + S - 

S 

Ci 

k k k k k 

式中 : C 

i 

为时均的质量浓度 ; U k 

为时均流速在 x、y、z 轴向的坐标分量 U、V、W; 

(3) 

Q C 为时 

均的生化反应率。 

[13] 

断面平均或水深平均或垂线平均的紊动剪切流的弥散 ( 离散 ) 方程 

一维 : 

二维 : 

2 

C C C 

C 

i 

Ci Ci 

+ U = K + Q + S - ± wS 

Ci 

t x x 

x 

C C C C C 

i i i C C 

+ U + V = ( K i ) + ( K i ) + Q + S - ± wSCi 

t x y x x y y 

(4) 

(5) 

上两式中 : C i 

、U 、 V 、 Q 

C 为 C、U、V、 Q C 的断面平均 ; K = Dm + Dt 

+ E , 其中 E 为剪切流 

C 

中的弥散系数 ; 由于 Q 在系统内物质是混合均匀的 , 因此 : 

由于颗粒沉降速度 ± w 

C 

S 

1 A 

Q = Q dA = Q 

A 0 

ò 

(6) 

C C C 

认为常数 , C i 

在系统内质量浓度的混合是均匀的 , 因此 : 

w 

1 A C 

C 

= ± ± 

( wS 

Ci 

) dA 

w C 

Aò = 

(7) 

0 

C 

S S i 

±C 

从上列的非保守物质的输移各方程中看出 : 层流中或紊流中瞬时反应率 Q 

、紊流中时均反 

C 

C 

应率 Q 和剪切紊流中断面平均或铅垂平均或水深深度平均的反应率 Q ( 由于时平均的生化 

C 

反应率脉动值 ( Q ) ¢ C 

= 0 ) 均等价于时平均反应率 Q ; 进入水域的污染物质通常经历三种净化 

过程 , 即物理、化学和生物过程。在这三种过程中 , 物理过程是最基本的和最重要的 , 它主 

要是指污染物在水域中的混合与输运过程 , 包括时均流动引起的污染物的输移以及紊动引起 

的污染物紊动扩散。而生物和化学过程对于确定污染物的归宿和危害问题 , 即污染物的降解 

和富营养化污染程度 , 研究这种复杂现象十分必要 , 具有重要的理论意义和工程实用价值。 

166


3 紊流流动的时均反应率 

[8] 

紊流中瞬时反应率 , 采用了由李清雪建立了如下的状态变量之间瞬时的生物化学相互 

作用项 ( 瞬时反应率 ) 公式 : 

3.1 浮游植物方程中生物的相互作用项 

考虑了光、营养盐及温度影响的浮游植物比增长速率 ; 浮游动物的摄食速率、浮游植物 

的死亡率及浮游植物的呼吸率这三种浮游植物损失因素 ; 浮游植物对硝酸盐氮和氨氮总吸 

收。从而建立了浮游植物方程中生物的相互作用项表示为 : 

Iz 

(1- 

) ± ± 

± p a ° ± 

± ± ° ° ° ° 

1T 

I 

z I N 

sat 1 -y 

N N 

2 

2 

-l( P-P 

") 

Q = (1 - g ( ) 

° 

1) m 

p max 

(0) e ( ) e ( e + ) P - mzlZ P 1- e - m 

pm 

P 

I K + N K + N 

浮游植物的呼 

吸与排泄比率 

对营养盐的影 

响 

温度 

对浮 

游植 

物的 

影响 

sat n 1 a 2 

光对浮游植 

物的影响 

式中 : g 1 

为浮游植物呼吸和排泄比 , 1 

0.05 

浮游植物对氮总吸收 

速率 

g = ; max 

(0) 

p 

浮游动物对 

浮游植物的 

摄食速率 

浮游植 

物比死 

亡速率 

(8) 

m 为浮游植物 0℃ 时的最大比增长速率 ; 

a 为温度影响系数 , 

1 

a =0.061; T ° 为瞬时温度 ; I 

1 

sat 

为饱和光强 , I 

sat 

=11200(Lux)=33.4(W/m 2 ); 

I 

z 

为透光层的平均光强 , 光线沿水深的变化可以根据比尔定理确定 , 即 

- 

I (0.5 I / H ) e kz 

1 

= ò dz 

, 其中 k 为衰减系数 , 它由三部分组成 : k k k k k m - 

z 

0 

= + + , ( ) 代 

w c d w 

1 

表纯水引起的衰减 , k w 

=0.03 , k ( m - ) 是考虑浮游植物自遮由叶绿素 chl(m -1 ) 引起的衰减 , 

c 

1 

= 为浮游植物自遮系数 , k ( m - ) 是由水体中无机悬浮物质引起的光的衰 

k chl m mg chl m 

-1 3 

c 

bs , bs 

( ) 

d 

减 , k d 

= 0.12 ; I 0 

为海面入射光的强度 , 海面入射光强随时日、地理纬度、天空状况及海 

面反射率而变化 , 根据 Dobon et al 1988 分析结果 , 由云量估计太阳辐射通量公式 

2 

= ( - )( ( + )) 

, 其中 : Q = Wm - 为太阳辐射常数 ,R 为海面反射率 ,A i 和 B i 

I0( t) 1 R QS 

0 

Ai BS 

i 

0 

1368( ) 

是有关云量的常数 , 根据 Brock(1981) 的公式 ,S 有如下表达式 : 

S = sinf × sind + cosf × cosd × cos(0.2618 t), d = 0.40927 × sin(2 p (284 + n) / 365) 

其中 :f 是地理纬度 , d 是入射倾角 ,t 是小时变化 ,n 为一年中日数 ;N 1 为硝酸盐氮 ;N 2 

为氨氮 ;K n (mmo/Nm -3 ) 和 K a (mmo/Nm -3 ),K n =0.9,K a =0.9 为硝酸盐氮和氨氮吸收的半饱和 

常数 , 它反映了浮游植物硝酸盐和氨氮吸收的容易程度 ;y 为经验常数 , y = 1.5 , 它表示氨 

氮存在对浮游植物硝酸盐氮吸收的抑制 ; m z 

(day -1 ) 为浮游动物的比增长速率 m 

z 

= 0.8;l 为 

Ivlev 摄食参数 , 一般取 l =0.33~2.0(mmo/N) -1 ; z% 为浮游动物浓度 ; ° P 为瞬时浮游植物 

浓度 ; P " 为浮游动物停止摄食的下限阈值 ; m (day -1 ) 为浮游植物自然死亡率。 

pm 

167


3.2 浮游动物方程中的生物相互作用项 

考虑了浮游动物对浮游植物和悬浮碎屑的摄食同化速率、浮游动物排泄速度、浮游动物 

死亡率及高级动物对浮游动物的摄食速率从而建立了浮游动物方程中的生物相互作用项可 

用下式表示 

± z ° 

° ° - ° 

° ° ( ") 

Q DZ(1 e l D -l 

) (1 p - 

= bm l - + bm lPZ - e p ) - m Z° - m Z° - m Z° 

(9) 

z z ze zm zg 

浮游动物对碎 

屑的摄食速率 

GZD( 浮游动物的 

动化系数 β) 

浮游动物对浮游 

植物的摄食速率 

GZP( 浮游动物的 

动化系数 β ) 

浮游动 

物的排 

泄速率 

Gze 

浮游动 

物的死 

亡速率 

Gzm 

浮游动 

物的摄 

食速率 

Gzg 

式中 : b 为浮游动物的动化系数 , b = 0.7 

; D ° 为碎屑浓度 ; m ze 

(day -1 ) 为浮游动物的颗率粪 

便排泄速度 , m 

ze 

= 0.1; m zm 

为浮游动物的死亡率 ; m zg 

(day -1 ) 为浮游植物的自然死亡率 , 

m = 0.2 。 

zg 

3.3 悬浮碎屑方程中的生物相互作用项 

考虑了浮游植物的比死亡速率、浮游动物的比死亡速率、浮游动物对浮游植物净摄食同 

化速率、浮游动物对碎屑摄食同化速率及碎屑矿化速率从而建立了悬浮碎屑方程中的生物相 

互作用项可用下式表示 

° 

± D 

- 

° ° ° ° 

( p p" 

) ° 

(1 ) [1 ] ° ° D 

Q P Z Z P e l - -l 

= m + m + - b m l - - bm DZ (1 - e ) - d D° 

(10) 

pm zm z z 

式中 : m (day -1 ) 为浮游动物的最大比增长速率 m = 0.8 ;d 为碎屑的矿化速率。 

z 

浮游 

植物 

比死 

亡速 

率 

浮游 

动物 

比死 

亡速 

率 

浮游动物对浮游 

浮游动物对浮游植物植物摄食速率 

摄食速率 Gzp( 浮游动 GZD( 浮游动 

物的负同化系数物的负同化系数 

-β) 

-β) 

3.4 氨氮方程中的生物化学相互作用项 

氨氮包括浮游植物的吸收、悬浮碎屑在微生物作用下的矿化、浮游植物与浮游动物的呼 

吸与排泄 , 还有在硝化细菌作用下将氨氮氧化为硝酸盐氮硝化作用。在本模型中没有考虑反 

消化作用。硝化过程的速率与环境中溶解氧的浓度和温度有关 , 在此没有考虑溶解氧的影响。 

因此 , 氨氮方程中的生物化学相互作用项可表示为 

z 

碎 

屑 

矿 

化 

速 

率 

Iz 

(1 ) ± 

² ° 

± ° ( 

° 

N ) 

2 a 20 

1 T I 

- 

z I N2 

T - 

sat 

Q = -m ± ° ° ° 

p max 

(0) e ( ) e ( ) P - kan (20) q N2 + g 

1m p 

P + m 

ze 

Z + d D 

Isat 

Ka 

+ N2 

温度对光对浮浮游植 

浮游植浮游碎 

浮游植游植物物对氨温度对物呼吸动物屑 

物的影的影响氮的吸氨氮硝化与排泄的排矿 

响 

收作用的影比率对泄速化 

响浮游植率速 

物的影率 

响 

(11) 

168


式中 : 为在 20℃ 时的比硝化速度 ;q 为温度修正系数 , q = 1.047 ; m p 

(day -1 ) 浮游植物 

的比增长速率。 

3.5 硝酸盐氮方程中的生物化学相互作用项 

硝酸盐氮方程中的生物化学相互作用项只考虑了氨氮的消化和浮游植物的吸收 , 具体表 

达式如下 : 

I z 

(1- 

) ± 

² ° ± ° 

N ° 

( 20) 1 a1 T I 

z I N 

sat 1 -y 

N 

T - 

2 

Q = - m (0) ( ) ( ) (20) ± 

p 

e e e P + kan 

q N 

I K + N± 

max 2 

sat 

n 1 

温度对 

浮游植 

物的影 

响 

光对浮游 

植物的影 

响 

浮游植物 

对硝酸盐 

氮的吸收 

氨氮硝化 

作用 

(12) 

在前文中作者分析了三种不同时态的子模型方程 , 即非守恒物质质量输移的瞬时层流扩 

散方程、时均紊流扩散方程和断面平均或水深平均或垂线平均紊动剪切流的弥散方程。在这 

三种子模型方程的内源中相应具有瞬时反应率、时均反应率和断面平均反应率。众所周知 , 

瞬态 Navier-Stokes 方程的求解 , 由于目前的计算机容量及速度尚难以解决 , 至少在近期尚 

不易实现 , 用于工程实际的还是时平均的 Reynolds 方程和断面平均 Taylor 方程。李清雪应 

用了深度平均的紊动剪切流的弥散方程 , 并根据渤海湾生态系统模型中氮循环和生长动力学 

原理建立了具有生物化学相互作用项的瞬时反应率的子模型 , 作者已论证 , 剪切流的弥散方 

程要求的是时均反应率 , 用瞬时反应率置于弥散方程中来求解 , 论理不通 , 其计算成果确难 

以置信。作者提出的是 Reynolds 时平均紊流扩散方程 , 当然要求的是时平均的反应率。我 

们再从反应率公式的各项中看出有的反应为一种组分浓度 , 有的为两种和两种以上的组分浓 

度起支配作用的一级二级或多级反应 , 一级反应为线性的 , 时均态和瞬时态是等价的。二级 

和二级以上反应是非线性的时均反应率不等于用时均量表示的反应率。在线性的一级反应动 

力学公式中 , 瞬时反应率就等于时平均反应率 , 在非线性的两种和两种组分浓度以上的二级 

和二级以上的多级反应必须用代数表达式模拟组分浓度关联项后才能取得时平均的反应率。 

这决不是一件容易的事 , 本文为简单起见 , 设 : 选定反应为两种组分浓度起支配作用的二级 

[12] 

反应 , 并采用文献中代数表达式模拟关联项的二级反应即 

3 

3 

k Y1 Y2 

YY ¢ ¢ 

1 2 

= CY 

; T¢ Y¢ 2 

1 

= CY 

1 2 

e x 

j 

x 

j 

e 

k T Y1 

x x 

j 

j 

3 

; T¢ Y¢ 2 

= CY 

2 2 

k T Y2 

; T¢ = 

e x x 

j 

j 

k 

T 

3 

2 2 

C ( ) 

T 2 

e x 

j 

上各式中 C = C 

1 

= C 

2 

= C = 0.1 ; 对于二级以上反应均略去不计 ; 温度和光强的脉动值对浮 

Y Y Y T 

游植物增长率没有影响 , 即 T¢ = I¢ 

= 0 ; 各种物质浓度中还有高度非线性指数函数按密级数近 

似展开 , 取其前两项 

e 

-y 

± N2 

1 y N± 

2 

( 0.9) 

» - ( 1.5) 

Kn 

K æ 

n 

N¢ 

ö 

1 

K 

a 

= , » ç 1- 

÷ 

N1 + N¢ 

1 

N1 è N1 

ø 

N 

y = , ± 1 

1 K 

» » 1 - 

K ± K ± 

n 

+ N n 

1 + 

N 

N± 

1 1 

a 

a 2 

, » 1- 

( ln q T % > 0 ,-∞< T %


(1) 浮游植物时均反应率 

Iz 

(1- ) 

3 

a1T I 

z I 

K 

sat 

n 

Kny 

Na Ka Kny 

P k N1 N2 

é 

1 p max 

( 

2 

) 

Y 2 

I 

ë 

sat 

N1 N1 N2 N1N1 

e x 

j 

x 

j 

P 

Q = (1 - g ) m (0) e e 2 -y N - + + P - C 

+ -y 

K K y k N P K K y N k N P k Z P 

+ + + + + - + 

N N N x x N N N N x x x x 

3 3 3 

a n n n 

Y 2 Y 2 z Y 2 

2 2 1 

e 

j 

 

j 1 1 1 1 

e 

j 

 

û 

j 

e 

j 

 

j 

2 2 1 

lP 

" 

) C ( ) C ù m l ( e 1)( ZP C 

) 

3 3 

2 lP 

" 

k Z P k P P 

z 

e ZPP PCY ZC 

2 Y 2 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

( 2 

) 

- m l + + 

(2) 浮游动物时均反应率 

Z 

k D Z k D D k D Z 

Q = bm l DZD + DC + ZC + + e DZ + C 

 

3 3 3 

2 " 

z Y 2 Y 2 z Y 2 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

( 

(13) 

lP 

( 2 ) bm l ( 1 )( ) 

3 3 

2 lP 

" 

k P Z k P P 

z ( 2 

Y 2 Y 2 

) ze zm zg 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

+ bm l e PZP + PC + ZC - m Z - m Z - m Z 

(3) 悬浮碎屑时均反应率 

k P P 

Q P Z ZP e e ZPP ZC e 

3 

D lP" lP" lP" 

= m 

pm 

+ mzm + ( 1- b ) mzl é ( 1 ) l ( Y 2 

) ù 

ë 

- + + + ( 1- b ) mzl 

( 1- 

e x 

j 

x û 

j 

3 3 3 

lP" 

k Z P k D D k Z D 

e 2P) CY 2 z 

éDZ ( D ZD ZCY 2 

) z ( 1 2 D) 

CY 

2 

e x 

j 

x 

ë 

j 

e x 

j 

x 

û 

j 

e x 

j 

x 

j 

- l - bm l - l + ù - bm l + l 

(14) 

- d D 

(15) 

(4) 氨氮时均反应率 

3 

Iz 

( 1- 

) 

N2 

-20 N2 k T N2 

aT I I 

ì 

z ï K 1 

sat 

a 

Q = - kan(20) q ln q ( + TN2 + CY 2 

) + m 

p max 

(0) e ( ) e g 

1 íP é( - ) ù + ( 2 -y 

N2 

lnq e x 

j 

x 

j 

I 

ë 

sat 

g 

1N2 g 

û 

ïî 

1 

K K y N K y p k N N K 1 K K K y k N P 

- + - - ù + - - + + 

N N N N x x N N N N N N x x 

3 3 

n n 2 n 1 2 a a a n 

2 

CY 

2 

) ( y 

) CY 

2 

1 1 1 1 

e 

j 

 

û 

j 2 

g 

1 2 2 2 2 1 

e 

j 

 

j 

Kn 

Kny 

N k N P üï 

+ ( - ) 

+ mze 

+ d D 

N N N N x x 

3 

2 1 

CY 

2 ý 

1 1 1 1 

e 

j 

j ïþ 

(5) 硝酸盐氮时均反应率 

Iz 

(1 ) 

3 3 

N1 a1T I 

- 

z I 

K 

sat 

n 

Kny Kny k N1 N2 Kny 

k N2 

P 

= -m p max 

(0) ( ) é ( 1 

2 2 Y 2 

) ( ) Y 2 

I 

ë -y - + + + -y 

sat 

N1 N1 N1N1 e x 

j 

x 

j 

N1 

e x 

j 

x 

j 

Q e e P N N C C 

3 3 

K K y N k N P k T N 

Y 2 an 2 an 2 Y 2 

1 1 1 1 

e 

j 

 

ùû ë 

j 

e 

j 

 

j 

n n 2 1 -20 -20 

2 

( ) C ék (20) q N k (20) q lnq 

( T N C 

) 

+ - + + + ù 

N N N N x x x x 

û 

P 

将上面推得的 Q 、 Q Z 、 Q D N 

、 Q 、 2 N 

Q 附于下文的水环境三维数学模型中。 

1 

4 温度输运方程中的时均热交换项推求 

(16) 

(17) 

本文重点地研究了浓度方程中时均反应率问题 , 但由于该时均反应率又涉及到时均水 

温 , 而在温度输运方程中的热交换项又是非线性的 , 因此我们对时均热交换项也进行了推求。 

然而在超温方程中 , 在推求水面散热系数 K 时 , 就考虑了对热交换项中非线性问题 , 通过 

超温方程的数值模拟计算与原体观测 , 两者结果比较一致 , 实践证明了这个超温方程是起着 

行之有效的热效应作用。 

前面对浓度方程中非线性的瞬态反应率公式进行了详情叙述、分析、推导和紊流模拟。 

由于温度输运方程中 , 水体长波回辐射、水面蒸发在热交换项中的热通量是随水温非线性变 

化的。因此 , 对热交换项中时均回辐射热通量及蒸发散热通量仍可按浓度方程中时均反应率 

170


推导原理及其方法来进行修正 , 并将其结果亦附于水环境的生态水动力学子模型中。 

瞬时温度运输方程 

式中 : 

 

( 

° ° 

) ( 

° ° n T 

) ( ) 

h% 

n 

T + ukT 

= + 

t x x s x rc h 

k k T k p 

(18) 

h° = ± f + ± f - ± f - ° f - ° f ; ± ° 2 

f = 0.94 1- 0.65c 

; ± ° 

6 

-13 2 

f = 5.15´ 10 273 - T 1+ 0.17c 

; 

n sn an bn e c 

( ) 4 

sn 

( )( ° 

d ) 

( ) 

± -8 

f 5.51 10 273 ° 

bn 

= ´ + T ; ° f = b f W ° T - T ; ° f = 0.47 f W ° T - T 。 

将 f 

bn 

e 

c 

an 

( )( ° 

a ) 

( ) 

° 

( a ) 

、 f c 

简化 , 并对各瞬时变量进行 Reynolds 分解、时平均及关联项模拟 , 之后便可 

得到如下的 Reynolds 方程。 

式中 : 

 

Hn 

+ = - ' ' + 


n T 

( T ) ( UkT ) ( uk 

q ) 

k k T k p 

2 

H 

n 

= F 

sn 

+ Fan - Fbn - Fe - F 

c 

; 

sn 

0.94 

sc ( 1 0.65c 

) 

(19) 

- 

F = F - ; 5.15 10 13 ( 273 ) 6 

( 1 0.17 

2 

an 

Ta 

c ) 

F = ´ + + ; 

4 ° 

4 

- 

( 

° 

- T 

- - 

F 

bn 

= 5.51´ 10 273 + T ) = 5.51´ 10 ´ 273 (1 + ) = 5.51´ 10 ´ 273 1+ Z% » 5.51´ 10 ´ 273 1+ 4Z% + 6Z% 

273 

° ° 

3 

T T 2 -2 -4 -4 k T 2 

= 3.055(1 + 4 + 6( ) ) + 3.055 + 4.49 ´ 10 T + 2.459 ´ 10 TT + 2.459 ´ 10 C ( ) 

( 

° 

) ° 

T 

; F 

2 

e 

= b f W T - Td 

273 273 

e x 

( ) ( ) 

8 8 4 4 8 4 8 4 2 

( )( ) 

F = 0.47 f W T - T 

c 

由于 F 

sn 

、 F an 

是太阳短波和大气长波的净幅射与水体水面温度无关 , 因此 

H 

n 

= -Fbn - Fe - F 

c 

a 

3 

-2 -4 - 4 k T 2 

T TT CT 

2 

e x 

j 

= -(3.055 + 4.49 ´ 10 + 2.459 ´ 10 + 2.459 ´ 10 ( ) 

2 2 

( ){ ( ) ( ) ( 

- f W 0.35 T - Td 

- 0.0075 T - Td 

+ 0.0003é ë 25 + 3T 

j 

( ) 

* 

° 

* 

令 ° T ° 

( ° 

4 

Z = , Z < 1, Z + 1) » 1+ 4Z° + 6Z 

± 

273 

3 

k T T 

d T 2 

d d d a 

e x 

j 

x 

û 

j 

3 2 2 3 

) ( ) ù} ( )( ) 

+ 4T C + T + T T - 2TT + T - 0.47 f W T - T 

2 

(20) 

5 水环境数学模型 

通过时均反应率推求取得了时均的浮游植物、浮游动物、悬浮硝屑、氨氮及硝酸盐氮的 

[7] 

生物化学互相作用项。对文献中的时均浓度方程中的瞬时反应率用时均反应率进行了修正 

和改进。我们将此较为完整的水环境三维数学模型综合表述如下 : 

连续方程 

动量方程 : 

r 

+ = 

t x 

j 

( rU 

j ) 0 

(21) 

171


温度方程 

超温方程 

浓度方程 

状态方程 

海水域 

rU + rU U = - + f + - ru u - rg bT 

t x x x x x 

P 

Ui 

( ) ( ) ( m ) ( ' ') 

i i j i i j i 

j i j j j 

( ) ( ) 

T U 

kT 

H 

n 

+ = - - + 


( ) ( ) 

n T 

( uk 

' q ') 

k k T k p 

D T U 

kD T DT KDT 

+ + - ' ' - = 0 


( ) ( ) 

n 

( uk 

q ) 

k k T k p 

 

t x x s x Z 

n 

C C 

( ' ') ° 

k 

( ) 

C 

w s 

Ci U 

kCi Ci 

 

+ = - u c + Q + S - C 

k k C k 

(22) 

(23) 

(24) 

(25) 

r = 1000 + ( 0.797 - 0.001875T ) S -1000( 0.562( T - 4) 277) 1.85 

(26) 

淡水域 

-2 -7 

( 

r = 0.102027692 ´ 10 + 0.677737262 ´ 10 ´ T '- 0.905345843´ 

10 ´ T ' + 0.864372185 ´ 10 ´ T ' - 0.642266188 ´ 10 ´ T ' 

-8 2 -10 3 -12 4 

- 17 7 - 

+ 0.105164434 ´ 10 ´ T ' - 0.104868827 ´ 10 19 ´ T ' 8 ´ 9.8´ 10 

5 (27) 

) 

湍动能方程 

( r ) ( rU jT 

) 

k k k 

+ = ( rc u ' u ' ) + P + P - re 

t x x x 

k k l k b 

j k 

e 

l 

(28) 

耗散率方程 

应力方程 

通量项方程 

( ) ( rU 

je 

) 

re k e e 

+ = + + - 

t x x e x k 

( rce uk ' ul ' ) ( ce P ) 

1 k 

ce P 

3 b 

rce 

e 

2 

j k l 

k ì 

2 

ü 

u ' u ' = í( 1 - c ) P + ( 1 - c ) P + d é ëc P + c P + r ( c -1) 

e ùû 

ý 

þ 

i j 2 ij 3 ij, b i j 2 k 3 b 1 

rc1e 

î 

3 

k 

U 

u ' q ' P r 

= é + c u ' q ' - ( 1 - c ) rb g q ' q ' ù 

û 

i 

i i, 

T T2 m T3 

i 

cT 

re 

ë 

x 

1 

m 

(29) 

(30) 

(31) 

k T 

q ' q ' = - um 

' q ' 

c e x 

q1 

k 

(32) 

其中 

172


ì ± ± ± ° ° 

° ïfsn + fan -fbn - fe -fc 

hn 

= í ( 在水体表面 ), 

72 

ïî ( 1 - b ) ± ± ° 2 

f 0.94 ( 1 0.65 ) 

fsne 

- 

sn 

= fsc - c , ± ( ° 

6 

-13 ° 2 

fan 

= 5.15´ 10 273 - Ta 

) ( 1+ 0.17c 

) , 

( ) 4 

( )( ° ° ) 

( )( ° ) 

± -8 

f 5.51 10 273 ° 

bn 

= ´ + T , ° f ° 

e 

= b f W T - Td 

, ° f 0.47 ° 

c 

= f W T - Ta 

; H n 

= -F bn 

- F e 

- F c 

, 

F = 3.055 

bn 

3 

-2 -4 - 4 k T 2 

T TT CT 

2 

e x 

j 

+ 4.490 ´ 10 + 2.459 ´ 10 + 2.459 ´ 10 ( ) ; 

3 

2 2 

k T T 3 2 2 3 

F 

e 

= f ( W ){ 0.35( T - Td ) - 0.0075( T - Td 

) + 0.0003é ë ( 25 + 3T + 4Td ) CT + 

2 ( T + T Td - 2TTd + Td 

) ù} 

e x x 

j 

j 

û 

, 

dFbn dFe dFc 

F 

c 

= 0.47 f ( W )( T - Ta 

) ; K = + + = 4.5 + 0.05 T + f ( W ) é0.82 - 0.0075( T+T ) ( ) 2 

d 

+ 0.0003 T+T ù 

d 

dT dT dT 

ë û ; 

Iz 

(1- ) 

3 

a1T I 

z I 

K 

sat 

n 

Kny 

Na Ka Kny 

P k N1 N2 

é 

1 p max 

( 

2 

) 

Y 2 

I 

ë 

sat 

N1 N1 N2 N1N1 

e x 

j 

x 

j 

P 

Q = (1 - g ) m (0) e e 2 -y 

N - + + P - C 

K K y k N P K K y N k N P 

+ (- y + + ) 

+ + ù 

N N N x x N N N N x x 

û 

3 3 

a n 2 n n 2 1 

CY 

( ) C 

2 Y 2 

2 2 1 

e 

j 

 

j 1 1 1 1 

e 

j 

 

j 

k Z P 

+ m l e - ZP + C - m l e 

3 

lP 

( 1)( ) 

" 2 lP 

" 

z Y 2 

z 

e x 

j 

x 

j 

3 3 

k Z P k P P 

Y 2 Y 2 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

( ZPP + 2PC + ZC 

) 

; 

Z 

k D Z k D D k D Z 

Q = bm l DZD + DC + ZC + bm l + e DZ + C + bm l e PZP 

3 3 3 

2 " 2 " 

z Y 2 Y 2 z Y 2 

z 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

lP 

lP 

( 2 ) ( 1 )( ) ( 

3 3 

k P Z k P P 

Y 2 Y 2 

ze zm zg pm zm z 

e x 

j 

x 

j 

e x 

j 

x 

j 

D 

lP 

" 

) m m m ; m m ( b ) m l é ( ) 

+ 2PC + ZC × - Z - Z - Z Q = P + Z + 1- ë 

ZP 1- 

e 

3 

3 

lP 

" 

k P P 

e ( ZPP ZC 

ù 

lP 

" lP 

" k Z P 

Y 

( 1 ) 1 2 

2 

z Y 2 

z 

e x 

j 

x û 

j 

e x 

j 

x 

j 

+ l + 

3 3 

k D D k Z D 

Y 2 

) z ( 1 2 ) Y 2 

e x 

j 

x 

û 

j 

e x 

j 

x 

j 

+ ZC ù - bm l + lD C - d D 

) + - b m l ( - - l ) - bm l é - l ( 

e e P C ëDZ D ZD 

3 Iz 

( 1 ) 

N2 

20 N2 k T N2 

aT I 

- 

- 

I 

ì 

z 

K 1 

sat 

a 

Kn 

Q = - kan(20) q ln q ( + TN2 + CY 2 

) + m 

p max 

(0) e ( ) e g 

1 íP é( - ) ù + ( 2 -y 

N2 

- 

lnq e x 

j 

x 

j 

I 

ë 

sat 

g1N2 g 

û 

î 

1 

N1 

K y N K y p k N N K 1 K K K y k N P K 

+ - - ù + - - + + + - 

3 3 

n 2 n 1 2 a a a n 2 

n 

CY 

2 

) ( y 

) CY 

2 

( 

N1 N1N1 e x 

j 

x 

j 

N 

û 

2 

g1 N2N2 N2N2 N1 e x 

j 

x 

j 

N1N1 

3 

Kny 

N2 k N1 

P ü 

) CY 

2 ý + mze 

+ d D ; 

N1N1 e x 

j 

x 

j þ 

Iz 

(1 ) 

3 3 

N1 a1T I 

- 

z I 

K 

sat 

n 

Kny Kny k N1 N2 Kny 

k N2 

P 

= -m p max 

(0) ( ) é ( 1 

2 2 Y 2 

) ( ) Y 2 

I 

ë -y - + + + -y 

sat 

N1 N1 N1N1 e x 

j 

x 

j 

N1 

e x 

j 

x 

j 

Q e e P N N C C 

3 3 

K K y N k N P k T N 

Y 2 an 

2 an 2 Y 2 

1 1 1 1 

e 

j 

 

j 

e 

j 

 

j 

n n 2 1 -20 -20 

2 

( ) C ék 

(20) q N k (20) q lnq 

( T N C 

) 

+ - 

N N N N x x 

ùû + ë + + ù 

x x 

û 。 

式中 : h ° n 

为单位表面积净的瞬态热交换率 ; T ° 为瞬时水温 ; T ° a 

为瞬时气温 ; T ± d 

为瞬时露点 

温度 ; c p 

为压力为常数时的比热 ; h 为平均水深 ; ± f 

sn 

为水体净吸收的瞬时太阳吸收辐射 , 

太阳辐射 ± f sn 

所含短波辐射部分具有穿透水体能力 , 经过水体时 , 有一部分在表层被吸收 , 

其余部分透射入水体内部 , 太阳辐射在水体中的分布规律是随着水深的增加成指数规律衰 

173


减 ; ± f 

an 

为水体的瞬时净吸收的太阳瞬时长波辐射 ; ± f 

bn 

为水体的瞬时波返回辐射 ; ° f 

e 

为水面 

瞬时净蒸发热通量 ; ° f 

c 

为瞬时热传导通量 ; ± f 

sc 

为晴空太阳顺势短波辐射量 ; b 0 

为水体表层 

吸收率 ;h 为太阳辐射在水体中的衰减系数 ; z 为水面以下的深度 ; c 为云层覆盖率 ; 

T 、 T a 

、 F sn 

、 F an 

、 F bn 

、 F e 

、 F c 

、 F 

sc 

H 、 

各物理量均为时平均量 ; 在热负荷较小时按下式计 

2 2 

算 : f ( W ) = 9.2 + 0.46W 

z 

( W / m g mmHg) , W z 

是水面以上 10m 处的风速 , 单位为 m/s; 对热负很 

n 

1 3 

大的水体 shulyakoski 提出用下式计算 : f ( W ) = a + bW + c( Dq 

) 

z 

v 

2 

( W / m g mmHg) , 

es 

ea 

D qv 

= T (1 + 0.378 ) - Ta 

(1 + 0.378 ) , T 及 e 

s 

是表面水温及相应的饱和蒸汽压力 ; T a 

及 e 

a 

为气 

P 

P 

a 

a 

温及相应的蒸汽压力 ; P a 

为大气压力 ; b " = ( es - ea ) ( T - Td 

) , b " 为温度一饱和蒸气压力虚线 

2 

的斜率 , 可由下式计算 : b " = 0.35 - 0.015T 

+ 0.0012T 

( mmHg / ℃ ) , T = ( T + T ) 2 ;K 为水面 

2 

散热系数 , / m 

2 

W g℃ 或 ( tgcal 

/ m g gd 

) 

m 

m 

℃ ; D t = T - T ¥ 

, D T 为超温 ,T 为时平均水温 ,T ¥ 

为自然 

m 

d 

水温 ; C i 

为不同生态变量 ( 状态变量 ) 浓度 ; Q C 

为时均生化反应项 , 亦即是状态变量之间 

生物化学相互作用项 ( 又称内源 ); S C 是源汇项 ( 外源的输入及输出 ), 如内陸河道径流的 

输入 , 潮流向内陸的输入 ; ± w C 

为悬浮碎屑和浮游植物的颗粒物质沉降速度 ; r 水体密度 ; 

s 

U 

i 

沿坐标系三个方向上时均的速度值 ; S 盐度 , 又称盐分 , 一般用千分之几 (‰) 表达 ;q 

温度脉动值 ; c 浓度脉动值 ; b 体积膨胀系数 ; k 湍动动能 ; e 湍动动能耗散率 ; 

ck , c1 , c2 , c3 , cT 1, cT 2 

, cT 

3, cq , ce , ce 1, ce 2 

, ce 3 

模型常数 ( 共 12 个 ), 取值分别为 0.24,2.2,0.55, 

U U 

i 

j 

Ui 

0.55,3.0,0.05,0.5,0.13,0.15,1.44,1.92,0.80; Pi j 

= - r( u 

j 

' uk ' + ui ' uk 

' ) , Pk = ru ' 

i 

u 

j 

' , 

x x 

x 

( ) 

T Ui 

Pi j, b 

= - rb giu j 

' q ' + g 

jui 

' q ' , Pb = - rb giui 

' q ' , Pi , T 

= - r( ui ' uk ' + q ' uk 

' ) 。 

x x 

k 

k 

k 

k 

j 

6 结语 

本论文专门研究了富营养化的水污染物质质量转化问题做以下几点结论 :(1) 在非守恒 

物质质量瞬时层流输移、扩散和转化方程中 , 其反应率项是瞬时的 ;(2) 在非守恒物质质量 

紊流输移、扩散和转化方程中 , 其反应率项应是时平均的 ;(3) 对瞬态的非线性的反应率公 

式进行了简化、Reynolds 展开、时平均及两种组分浓度关联项的模拟 , 之后取得了时平均的 

反应率公式 , 依此对温度方程、浓度方程进行了修正和改进 , 取得了较为完整的水环境三维 

数学模型 , 提供给水利工程界数值模拟计算的应用 ;(4) 时平均反应率表明了由于生物化学 

反应对污染物 ( 生物或营养盐 ) 质量在单位时间单位体积中产生 ( 或消耗 ) 的变化 , 这就是 

污染物的降解作用。这对确定水域环境容量 , 从而制定水域环境保护策略 , 富有十分重要的 

理论和经济价值。 

174


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175


* 

水能资源不同开发方式对生态环境影响的探讨 

冯玉平 

1 

董志勇 

2 

(1 山西省长治市水利科学研究所长治市长兴南路 153 号 046000 dongzy@zjut.edu.cn 

2 浙江工业大学水利与市政工程研究所杭州假山路 33 号 310014) 

摘要水能是清洁、可再生能源 , 有利于改善能源结构 , 降低化石能源消耗带来的环境污染。 

本文在总结前人研究资料和实地调研的基础上 , 分析了筑坝式开发、引水式开发及梯级开发所具 

有的经济、社会和环境效益以及可能存在或带来的一些负面影响 , 提出水能资源开发过程中应 

注意的一些生态环境问题。 

关键词水能资源 ; 筑坝式开发 ; 引水式开发 ; 梯级开发 ; 生态环境 

1 引言 

目前 , 可持续发展的概念已得到国际社会的广泛共识 , 其实质是经济、社会与资源、环 

境的协调发展 , 既要达到发展经济、促进人类社会进步的目的 , 又要保护好人类赖以生存的 

自然资源和生态环境 , 使子孙后代能够永续发展和安居乐业。水能是清洁、可再生能源 , 有 

利于改善能源结构 , 降低化石能源消耗带来的环境污染。利用河流水能来发电 , 首先要有水 

头 , 即要求在水电站的上下游有一定的落差。在通常情况下 , 水电站的水头是通过适当的工 

程措施 , 将分散在一定河段上的自然落差集中起来 , 按照集中落差的方式可分为筑坝式、引 

水式和混合式。近年来 , 随着生态环境保护呼声的高涨 , 人们对水能资源的开发褒贬不一 , 存在 

两种截然不同的观点 : 一种观点夸大水能资源开发对生态环境的影响 , 否定水能开发的环境 

效益和经济社会效益 ; 另一种观点则一味追求水能开发巨大的经济社会效益 , 似乎要吃干榨 

尽水能资源 , 而忽视工程对生态环境的影响。事实上 , 水能资源开发对生态环境的影响与其 

开发方式有关 , 因此 , 本文拟从水能资源开发方式出发 , 从客观上分析水能资源不同开发方 

式对生态环境的影响。 

2 筑坝式开发对生态环境的影响 

筑坝式水电站是指在河道上兴建挡水建筑物以壅高水位而集中发电水头的水电站。由挡 

水建筑物形成的水库常可调节径流 , 其调节能力取决于调节库容与入库径流比值的大小。由 

于水库的调节作用 , 下游河道水位及流量变化基本上受人工控制 , 原有天然河道的水流特性 

大部分丧失 , 而成为半人工河流。洪水期间 , 水库削减洪峰 , 滞蓄洪水总量的作用非常显著。 

如果把受调节后的下游水文过程还原 , 则可看出 , 还原前后的水文过程反映了两种截然不同 

的情势 , 前者属人工情势 , 后者则为天然情势 , 如图 1 所示。库水和发电后下泄水具有稳定 

的供水和灌溉条件。在城市供水方面 , 水库改善了抽水站的取水条件并利用势能使之降低造 

* 

水利部公益性行业科研专项 (200801054) 资助项目的部分内容 

176


价 ; 水库可以降低水中的含沙量、色度、氧化度等 , 使自来水厂净化简便 ; 水库使河水水量、 

水质季节性变化减小 , 保证水厂运行的稳定、均衡 , 促进地区经济的发展 , 改善当地居民的 

生活环境 , 提高生活质量 ; 在农田灌溉方面 , 天然状态下的河流水资源 , 由于径流量的季节 

性变化 , 不可能保证流域内灌溉面积大幅度增加。筑坝式开发形成的水库 , 可调节径流使灌 

溉面积大大增加 , 并使作物产量大幅度提高。有关研究表明 , 干旱和半干旱地区 , 水浇地的 

粮食收成比没有灌溉的至少高两倍 ; 气候较湿润地区 , 灌溉后的收成可提高一半。 

筑坝式水电站具有抵御自然灾害的功能。水库运行可以调节河川径流 , 控制水位 , 有效 

地保护生态环境 , 减少水灾和旱灾对人类及动、植物的破坏 , 减少水土流失和土壤侵蚀 , 减 

少洪水造成的污染扩散和疾病流行 , 为人类提供相对稳定、安全的生活和生产环境。水能是 

清洁可再生能源 , 在电网系统中 , 建造一座装机容量为 200 万 kW 的水电站代替同等规模的 

燃煤火电厂 , 每年可节约原煤 500 万 t, 减少排放二氧化硫 24 万 t, 减少排放氮氧化物 4400 

万 kg、一氧化碳 115 万 kg, 少产生废碴 140 万 t, 省去火电厂所需冷却水运行和排放 , 既可 

节约水资源 , 又可避免对水环境造成热污染。因而 , 在取得相同电能的同时 , 利用水电可减 

少环境污染。 

流量 (m 3 /s) 

5000 

4500 

4000 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

天然洪水过程线 

水库泄水过程线 

11 12 13 14 15 16 17 

历时 (d) 

图 1 水库调节对洪水过程线的影响 ( 四川升钟水库 1981 年 7 月 ) 

筑坝式水电开发 , 在一个流域上建设一座或多座水库。水库库区形成许多库湾 , 生长了 

多种水生植物和动物 , 成为人工湿地 , 为湿地动、植物提供了生存条件 , 因此在库区和库周 

边会增加多种适合湿地环境的动、植物物种 , 提高了局部区域的生物多样性价值 , 增加了水 

域的综合功能。人工湿地的形成 , 还可改善当地的环境小气候条件。 

筑坝式水电站形成人工湖泊 , 在功能上增加了美学和旅游价值。在水电开发的基础上 , 

合理优化水工建筑物的布置和造型 , 并适当加以装饰设计 , 使其在景观上起到美化环境的作 

用。 

自上世纪 70 年代以来 , 人类对大坝所导致的生态环境问题给予了更多的关注。清洁、 

高效、可靠和可再生的水电能源 , 其开发价值正因其潜在的对生态平衡长期和广泛的不利影 

响而被削弱。大坝建设的淹没、阻隔、径流过程的变化导致河流生态系统破碎化 , 对水生生 

态系统有较大影响 , 主要表现为 : 原有物种所适应的天然径流和水文条件的栖息地丧失 ; 河 

177


流作为生物和营养元素交流廊道的功能不复存在 ; 沿岸带连接高地和水域生态系统的 “ 过 

滤 ” 作用降低。工程规模的大小、位置不同 , 影响的空间也不同 , 一些大型的水利水电工 

程可能对全流域生态系统形成影响 , 导致下游河岸的侵蚀和海水入侵、河口地区营养物质的 

来源减少、海岸后退等问题。对调节性能好的水电站 , 其库水位变幅较大 , 低水位时减少了 

利用水头 , 有时会影响通航。另外 , 水库淹没农田、森林、村庄及名胜古迹等 , 水库移居问 

题突出 , 且损失较大。筑坝式水能开发 , 一般规模较大 , 使河流原有自然环境发生较大改变 , 

对生态环境产生若干不利影响 , 可分为施工期、水库初期蓄水期和运行期三个阶段 : 

(1) 筑坝式水电站施工期对生态环境的影响 : 工程占地的影响、施工截流的影响、施 

工采石取土的影响、施工弃碴影响等。 

(2) 水库初期蓄水阶段对生态环境的影响 : 当水库库容较小时初期蓄水时间较短 , 对 

下游的影响也较小 , 但库容较大时 , 初期蓄水时间较长 , 对下游的影响较大。例如 , 吉林松 

江河水能梯级开发小山电站 , 初期蓄水时间约为 2 个月。在这期间使松江河干流下泄水量大 

幅度减少 , 影响了下游沿江村屯和抚松镇的生活、生产用水及林蛙的养殖 ; 影响了两岸过江 

交通的影响 ; 同时对下游北江水电站正常运行造成影响。 

(3) 筑坝式水电站运行期对生态环境的影响 : 对河流、湖泊等水域水位升高区的影响 ; 

库区淤积和库岸浸蚀 ; 对地质环境的影响 ; 对周围地下水位的影响 ; 对水生生物的影响 ; 对 

水库相邻地区的影响等。水库蓄水后 , 库区水流缓慢 , 水体稀释扩散能力降低 , 水体中污染 

物浓度将逐渐增加 , 造成水库水质下降 , 其污染源主要为面源污染 ( 化肥、农药的施用 )、 

点源污染 ( 生活污水、工业废水 )。水库兴建后使库区四周农田灌溉面积大幅度扩大 , 排水 

系统进一步完善 , 若不控制化肥、农药的施用 , 化肥、农药中氨、氮、磷等污染物随地面径 

流流入水库 , 使水库中水体的有机物、悬浮物、透明度等指标超标 , 水库水质受到富营养化 

的威胁。水库中溶解氧的消耗、变化和分布的形式是多种多样的 , 但是溶解氧消耗的主要原 

因是由于有机化合物的氧化。随着大坝建成蓄水 , 营养物含量突然增加 , 随后逐渐降低并达 

到稳定 , 结果造成蓄水后一段相当长时间内溶解氧亏损。水库蓄水后的前几年 , 淹没在水下 

的密集植物被分解需要较高的氧量 , 造成深部溶解氧耗竭。重金属被泥沙吸附后易在库区沉 

降 , 金沙江溪洛渡水电站所处河段的底质监测数据见表 1 [1] 。大坝泄洪时 , 高速水流掺气造成 

水中氮氧含量过饱和 , 致使鱼类产生气泡病 , 如长江葛洲坝 , 下泄流量为 41300~77500m 3 /s, 

氧饱和度为 112%~127%, 氮饱和度为 125%~135%, 致使幼鱼死亡率达 32.24% [2] 。 

底质种类 

溪洛渡底质 

(mg/kg) 

攀西地区底质 

(mg/kg) 

表 1 溪洛渡水电站环境底质监测结果 

监测指标 

铜锌铅镉汞砷锰 

51.5- 57.2- 37.1- 1.42- 0.01- 7.24- 30.1- 

328.4 217.4 489.9 3.47 0.07 22.39 200.9 

45.0 100.0 110.0 30.0 --- 10.0 --- 

178


3 引水式开发对生态环境的影响 

引水式电站是利用天然河道落差 , 由引水系统裁弯取直来集中发电水头。引水式水电站 

的主要优点为 : 落差大 , 水头高 ; 库容小 , 淹没范围小、损失少。但是 , 引水式电站通过裁 

弯取直引水发电 , 造成原河道坝址与水电站间河段水量减少 , 甚至断流 , 形成减水河段或脱 

[3] 

水河段 , 如图 2 所示。随着引水流量的加大 , 下泄流量的减少 , 减水河段内水深、流速、 

水面宽、水面面积相应减小 , 对河道内水生生态造成不利的影响。因此 , 为了保护减水河段 

的生态环境 , 应下泄一定的生态基流。 

图 2 引水式电站下游脱水河段 

4 梯级开发对生态环境的影响 

水能梯级开发可提高水资源的利用率 , 协调水资源综合利用之间的矛盾 , 获得梯级效益。 

上游水电站水库调节径流可增大下游所有梯级水电站的保证出力和年发电量 ; 上、下游水库 

联合调度 , 可协调发电和其它用水要求的矛盾 ; 上游水电站削减洪峰、蓄存洪量 , 可提高下 

游各级水电站防洪标准 , 减小泄洪设施规模 ; 上游电站水库有时可为下游电站缩短初期蓄水 

时间。梯级连续开发 , 可优化安排各级水电站的施工进度 , 施工期互相搭接 , 施工高峰又互 

相错开 , 利用上游水库蓄水时机减少下游电站的施工导流流量 , 减少施工队伍转移的费用和 

时间 , 提高施工设备和场地的利用率 , 可缩短总体工期 , 减少总投资。流域内各梯级电站之 

间构成该流域的梯级电站系统。流域电站系统通过内部各组成要素的有机联系、机制协调、 

协同与整合内外部资源 , 不仅优化调度水能资源 , 还将使各电站的人力、资金、设备等资源 

实现共享 , 使协同和整合后的资源达到 “1+1>2” 的效果 , 从而提高整体经济与社会效益。梯 

级开发对生态环境影响突出的特点就是具有累积性。有些生态环境因子的变化 , 不仅受一个 

工程的影响 , 而且还受到梯级其它工程的影响 , 这些影响具有叠加、累积性质 , 如红水河梯 

级开发对水温的影响就是一例 , 红水河共分 10 级开发 , 从上游到下游分别为 : 天生桥一级、 

龙滩、岩滩、大藤峡等。抬高水位在 100m 以上的有天生桥一级和龙滩 , 库容最大、水库最 

深的为龙滩电站。天生桥一级和龙滩梯级 , 水库水温都具有稳定分层特性。天生桥一级水库 

下泄水流使龙滩水库入库年平均水温降低 3.9℃, 降温最大达到 6.3℃。龙滩水库不仅受本 

179


身建库的影响 , 而且还受天生桥下泄水流水温的影响 , 而岩滩水库则同时受龙滩和天生桥水 

库下泄低温水的累积影响 [4] 。 

5 水能资源开发对生物多样性的影响 

水能资源开发 , 在一个流域上建设一座或多座水库 , 水库库区形成许多库湾 , 生长了多 

种水生植物和动物 , 成为人工湿地 , 为湿地动、植物提供了生存条件 , 因此在库区和库周会 

增加多种适合湿地环境的动、植物物种 , 提高局部区域的生物多样性价值 , 增加水域的综合 

功能。水能资源开发时 , 应深入了解上游地区生态与环境的敏感点 , 充分考虑所在河流生态、 

资源、环境和人文等方面的制约因素 , 尽可能减免水能开发对生态环境的影响。 

大坝的修建使水生生物的栖息地受到干扰 , 特别是对洄游性鱼类的影响较大 , 大坝阻隔 

了洄游性鱼类的洄游通道 , 并导致一些鱼类产卵场的消失。世界各国在建坝时解决鱼类洄游 

问题通常采取两种办法 : 一种是采取工程措施 , 如建鱼道、升鱼机等 ; 另一种是对洄游鱼类 

进行人工繁殖 , 如我国长江葛洲坝采用人工繁殖方法解决中华鲟的洄游问题。水电站水库引 

起河流水文情势的变化 , 如河流的水流变缓 , 水温和水位等的改变 , 使河流中原有鱼类和水生 

生物区系发生改变 , 使原有鱼类的种类和其他水生生物将会因大坝的修建改变其生活路线和 

生活周期 , 导致鱼类和其他水生生物的种类和数量发生较大变化。大坝的阻隔作用使生境片 

段化 , 影响水生生物迁移交流 , 导致种群遗传多样性下降。大型水库的形成将会截断一些陆 

生动物的正常迁移路线 , 使这些陆生生物的基因交流形成阻碍 , 最终使生物多样性受到威胁。 

[5] 

一些大型水电工程的建设 , 形成的水库会造成一些当地特有植物物种的丧失。水能资源开 

发对生物的影响是一个长期而复杂的过程 , 筑坝后自然生境的破坏 , 人工环境的产生 , 一些 

生物会通过自身的调整逐步适应新的环境 , 继续生存和发展 , 而另外一些生物会不适应新的 

环境而出现物种退化或消亡。生态系统中任何生物的存在都有其特定的地位和作用 , 不同生 

物之间相互依存 , 一种生物的消亡 , 必然影响其它生物的存亡和整个生态系统的完整性。所 

以 , 大坝及水库对生物的影响及生物对水库建设的响应是一个十分复杂的过程 , 需要长期观 

[6] 

测和研究才会有定量的成果。 

6 结语 

通过对水能不同开发方式的初步探讨 , 可得出下面几点结论 : 

筑坝式水电站具有发电、防洪、灌溉、供水等综合利用功能 , 对经济社会的发展具有重要的 

意义。但是 , 在有洄游性鱼类河道上 , 大坝会对鱼类洄游产生阻隔作用。另外 , 发电尾水会 

对下游水生生物造成冷侵害 , 水库的淹没或涨落带对某些植物带来一些不利影响 ; 引水式水 

电站具有落差大、水头高、库容小、淹没范围小等优点 , 但引水式电站通过裁弯取直引水发 

电 , 会造成原河道坝址与水电站间河段水量减少 , 甚至断流 , 形成减水河段或脱水河段 ; 水 

能梯级开发可提高水资源的利用率 , 协调水资源综合利用之间的矛盾 , 获得 “1+1>2” 的效果 , 

但梯级开发对生态环境的影响具有累积性。总之 , 大坝及水库对生物的影响及生物对水库建 

180


设的响应是一个十分复杂的过程 , 需要长期观测和研究才会得出一些定量的成果。 

参考文献 

[1] 周麒雯 . 浅谈水利水电工程对环境水质的影响 [J]. 水电工程研究 ,2000, 第 1 期 . 

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[3] 冯玉平 , 董志勇等 , 岩樟溪梯级水电站生态补偿机制调研报告 , 浙江工业大学水利与市政工程研究所 

研究报告 , 2008. 

[4] 陈凯麒 , 王东胜 , 刘兰芬 , 等 . 流域梯级规划环境影响评价的特征及研究方向 [J]. 中国水利水电科学 

研究院学报 ,2005, 第 2 期 . 

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期 . 

[6] 冯玉平 , 董志勇 , 等 . 水能资源开发对生态环境影响的分析 [J]. 浙江工业大学水利与市政工程研 

究所研究报告 ,2008. 

181


菖蒲河治理效果的公众调查和分析评价 

梁洪华陈兴茹白音包力皋王秀英王兴勇 

( 中国水利水电科学研究院水力学研究所北京 100038 lianghh8@yahoo.com.cn ) 

摘要菖蒲河位于北京天安门东侧 , 系外金水河的东段。经过治理 , 于 2002 年 9 月 , 菖蒲河 

公园建成开放 , 菖蒲河公园是小型的、开放式管理的公园 , 居民和游客可随意出入 , 由于其地 

理位置在天安门附近 , 它也是游览故宫、天安门的游客临时休憩的场所 , 所以其治理效果如何 

直接关系到首都的形象 , 为此笔者做了社会调查。在调查的基础上 , 运用因子分析方法对菖蒲 

河的治理效果进行了分析 , 得出了历史文化、河流景观、生态环境和认同参与是决定菖蒲河治 

理效果的主要因素。最后 , 对这些主要因素进行了相应的评价。得出的结论是 : 公众对菖蒲河 

的历史文化方面和河流景观方面是满意的 , 对生态环境方面是基本满意的 , 治理得到了公众的 

认同和支持 , 说明菖蒲河的治理效果是好的。 

关键词菖蒲河 ; 评价 ; 因子分析 

1 菖蒲河简介 

菖蒲河位于天安门东侧 , 南依皇城南墙 , 北临太庙 , 系外金水河的东段 , 是皇城水系的 

组成部分。源于西苑中海 , 流经天安门前 , 再沿皇城南墙北侧向东汇入御河 , 全长 510m, 

是北京最短的河流之一 , 原名外金水河 , 因河中长满菖蒲而得名菖蒲河。 

明清时代 , 菖蒲河为皇家禁地 , 是皇家机构和司署所在地。清末至民国逐渐成为民居之 

地。20 世纪 60~70 年代 , 菖蒲河被铺上盖板 , 由明河变成暗渠 , 附近搭建了大量的各类住 

房 , 环境恶劣、杂乱无章。2002 年复改为明河 , 并在其址建公园 ,2002 年 9 月对外开放。 

2002 年 9 月 , 菖蒲河公园建成开放 , 占地面积 3.8 万 m 2 , 河道全长 510m, 水面宽 12m, 

水深 1.5~2.0m, 与天安门前的金水河连通。河道中已放入了 1000kg 锦鲤和红鱼 , 河边保留 

有 60 余株古树 , 并新种植了大量花草和树木 , 整个公园的绿化率达 65%。4 座形态各异的 

人行桥横跨河道之上。公园主要景点有 “ 菖蒲逢春 ”、“ 天妃闸影 ”、“ 红墙怀古 ”、“ 凌虚飞虹 ” 

等。 

从河流的自然属性上说 , 菖蒲河是人工开挖的城市沟渠 , 不是纯天然的河流 , 所以其社 

会属性也不同于自然河流。加上其位于北京城的中心 , 地理位置独特 , 体现了典型的皇城文 

化。直接涉及到皇城历史文物的整体保护和历史风貌特色 , 其规划治理应恢复历史上的菖蒲 

河的传统景观、建筑形式和景观特色。菖蒲河的特征是皇家园林的特征 : 精美、大气、典雅 

和高贵。规划和治理思路的重点是景观与文化 , 恢复其较自然的状态相对弱化。 

菖蒲河公园是小型的、开放式管理的公园 , 居民和游客可随意出入。居民和游客的参与 

方式有 : 附近的居民去菖蒲河公园晨练和游玩 , 平时群众自发的小型聚会和娱乐活动 , 游览 

故宫天安门的游客临时休憩的场所和北京市固定的公园旅游景点。所以菖蒲河公园的治理效 

果如何直接关系到首都的形象。 

2 问卷设计及调查过程 

调查问卷根据菖蒲河的特点和民众的参与方式进行设计 , 目的是评价这类人工城市河流 

的整治效果。问卷主要为选择题 , 内容涉及水质、生物、环境卫生、景观、文化、心里感受 

182


等诸多方面 , 主要逻辑结构如图 1 所示。 

图 1 

调查问卷的逻辑结构 

调查方式为现场问卷调查。问卷的调查时间为 2007 年 11 月 , 共发放问卷 100 份 , 通过 

回收、审核获得有效问卷 100 份 ( 回收率 100%)。 

调查对象情况 , 在被调查者中 , 按性别分 : 男性 53%(53 人 ), 女性 47%(47 人 ); 按 

年龄分 :35 岁以下者占 45%(45 人 ),35 ~55 岁者占 24%(24 人 ),55 岁以上者占 31% 

(31 人 ); 按文化程度分 : 大专以上文化程度者占 75%(75 人 ), 中学及以下文化程度者占 

25%(25 人 ); 按户口分 , 外地人占 14%(14 人 ), 本地人占 86%(86 人 )。调查对象科学 

合理 , 样本有较好的代表性。 

3 研究方法、数据处理和分析评价 

数据分析首先进行基本的整理和统计 , 做出粗略的、定性的分析 , 其次利用因子分析法 

进行详细的分析。 

3.1 调查内容的百分比统计 

调查内容的问题主要依据上述的问卷设计而来 , 因为问题包含的内容比较杂 , 所以在语 

言表述上调查的问题与问卷的逻辑结构并不完全一致。调查内容的百分比统计见表 1, 从表 

1 中可以看出 , 公众对菖蒲河的总体满意度是比较高的 , 即使是满意度最低的植被恢复状况 , 

满意度也是 75%( 很满意和满意两项相加 ); 不满意度最高的是公众认为菖蒲河不适合开展 

旅游 , 比例达到 16%, 分析认为出现这样的结果是因为样本中本地人所占的比率高于外地 

人 , 本地人占 86%, 外地人占 14%, 本地人中有 16 个人选择认为菖蒲河不适合开展旅游。 

表 1 调查内容的百分比统计 

调查内容很满意满意说不清楚不满意很不满意 

河流水质是否改善 ( 清浊和 22% 58% 17% 3% 0 

气味等 ) 

植被恢复状况 ( 是否增多 ) 16% 59% 19% 6% 0 

动物恢复状况 ( 是否增多 ) 11% 68% 15% 6% 0 

河流环境是否干净 74% 20% 6% 0 0 

河流总体观感满意度 34% 62% 3% 1% 0 

183


景观自然程度 23% 69% 1% 6% 1% 

对河流是否感到亲切 60% 28% 12% 0 0 

接近河流是否容易 67% 23% 10% 0 0 

河流整治后景观是否简洁有 

品味 

河流整治后您对景观是否满 

意 

50% 27% 21% 1% 1% 

44% 33% 19% 2% 2% 

是否体现北京的历史和文化 37% 52% 9% 2% 0 

适合开展旅游吗 17% 63% 4% 16% 0 

花钱修河造景是否值得 37% 53% 5% 5% 0 

是否愿意参与贡献 44% 46% 6% 3% 1% 

河流整治后景观有特色吗 55% 25% 14% 4% 2% 

3.2 因子分析的原理 

调查的内容涉及的分项很多是为了获得足够详尽完整的信息资料 , 但反言之 , 由于问卷 

的调查内容分项太多 , 使得分析复杂性增加。考虑到调查各项内容之间具备一定的相关性 , 

故寻求采用较少的指标代替原来较多的指标 , 但力求依然能反映原有的全部信息 , 为此引入 

了因子分析法。 

因子分析的基本目的就是用少数几个因子去描述许多指标或因素之间的联系 , 即将相关 

比较密切的几个变量归在同一类中 , 每一类变量就成为一个因子 ( 之所以称其为因子 , 是因 

为它是不可观测的 , 即不是具体的变量 ), 以较少的几个因子反映原有资料的大部分信息。 

3.2.1 初始因子模型 

某因子分析中可测得的变量有 X 

1 

, X 2 

,…, 

x = X - X / S 

X p 

, 其标准化变量为 

i 

( 

i i 

) 

i 

(i =1,2,…, p ), 各变量均受 m 个公因子 (common factor) 支配 , 同时 , 每个变量还 

受一个特殊因子 (specific factor) 的制约于是 , p 个标准化变量 x 

i 

的因子模型可用 m 个公 

因子 F 和特殊因子 e 的线性表示。 

x 

x 

1 

p 

= l 

11 

= l 

F + l 

p1 

1 

F + l 

F 

p2 

F 

+ L + l 

1m 

+ L+ 

l 

F 

pm 

m 

F 

+ e 

LLLLLLLLLLLLLL 

1 

12 

2 

2 

m 

1 

+ e 

p 

(1) 

式中 : F 1 

,…, F m 

表示 m 个公因子 ; l i1 

,…, l im 

是因子的负荷 , 表示在 m 个公因子对第 

i 个变量所提供的信息 ; e i 

代表 m 个公因子不能向第 i 个变量提供的信息部分 , 称为特殊因 

子。因子分析的目的和任务就是要估计因子负荷 l 

ij 

和特殊因子的方差 , 并给因子 F 一个合 

理的解释。初始因子模型有两个特点 :1) 模型不受量纲的影响 ;2) 因子的负荷不是唯一的 , 

因子的非唯一性通过因子的变换 ( 因子轴旋转 ), 可使新的因子有更明显的实际意义。 

3.2.2 确定初始因子数 

常用的提取初始因子的方法有主成分分析法 , 迭代主因子分析法和最大似然法 

(maximum likelihood method) 等 3 种。主成分分析法的优点是计算总能顺利地进行下去 , 

其缺点是计算结果比较粗略。迭代主因子分析法和最大似然法都能结合各变量的特点给它们 

的共性方差赋初值 , 如果初值以及其他因素都调整的比较好 , 可给出较好的结果。其缺点是 

i 

184


这种调整比较困难 , 对于大样本资料 , 最大似然法有所期望的渐进特性 , 并能给出比迭代主 

因子分析法更好的结果。 

常用的初始因子数决定方法也有最小特征值法、特征值图检验法、公因子方差比率法等 

3 种。最小特征值法是只选取其特征值大于 0.7( 或 1.0) 的因子 ; 特征值图检验法是 , 根据 

) 

以样本相关矩阵求出的特征值 l 为纵轴、因子数为横轴的图决定初始因子数。该图的特点 

i 

是随着因子数的增加 , 其特征值减小。且开始其减小幅度较大 , 随着因子数的增加减少幅度 

逐渐变缓。根据减少幅度的大小特点选取适当的初始因子数。通常选取对应于其特征值的减 

少幅度缓慢之前的因子数为初始因子数 ; 公因子方差比率法是根据公因子的累计贡献率 ( 所 

选取的初始因子方差之和在总方差 P 中所占的比率 ) 的大小确定因子数 , 通常其累计贡献 

率要大于 70%( 实际情况往往是几种方法一起参考确定初始因子数 , 这时累计贡献率大于 

50% 即可 )。即 

m 

累计贡献率 = å 

) l 

j 

/ P > 70% 

( m 为初始因子数 ) (2) 

j= 

1 

3.2.3 因子的旋转 

当初始因子模型公式 (1) 的载荷矩阵 L = 结构较为复杂时 , 利用这些初始因子 

( l ij 

) p ´ m 

难以对现象做出合理的解释。为了对现象做出更合理的解释 , 可以通过因子旋转把初始因子 

模型的载荷矩阵进一步简化。常用的因子旋转法有方差极大法 (Varimax), 正交最大方差旋 

转法 (Orthomax), 在正交最大方差旋转基础上进行斜交旋转 (Promax) 等。设从公因子 F 

旋转到公因子 G , 则初始因子模型公式 (1) 可转换为公式 (3), 称作旋转后的因子模型 , 

式中 g 为旋转后的公因子负荷。 

ij 

x 

i 

= å g G + e ( i = 1,2,…,p , j = 1,2,…,m ) (3) 

ij 

j 

i 

3.2.4 因子得分 

无论是初始因子模型还是旋转后的因子模型 , 都是将变量表示为公因子的线性组合。在 

因子分析中 , 还可以将公因子表示为线性组合 , 就可以从变量的观测值估计各个公因子的值 , 

把该值称作因子得分 , 它对样本的分类有实际意义。因子得分可按 ( 式 4) 计算 , 称作因子 

得分模型。 

å 

G ( i = 1,2,…,p , j = 1,2,…,m ) (4) 

i 

= dij 

xi 

3.3 因子分析在菖蒲河评价中的应用 

利用 SPSS 软件进行因子分析 , 采取主成分分析法 (Principal components) 计算方差贡 

献率、累计贡献率 , 提取能较多反映原变量指标信息的公因子 ; 进而选择方差极大法 

(Varimax) 进行旋转 , 计算各因子变量的载荷并给予因子解释 ; 再将公因子作为自变量进 

行回归分析 (Regression), 计算因子值 , 以因子贡献率为权重计算每个公因子的综合评价得 

分并给予解释。因子分析将涉及景观特色、历史文化和生态环境等多方面因素中相关或重叠 

185


的信息进行必要的简化 , 对 15 个变量进行了归并和降维处理。由表 2 所示 , 前 4 个公因子 

的累计贡献率已达到 51.048%, 并且其特征值都大于 1.5, 即前 4 个公因子已经基本反映出 

原来 15 个变量才能代表的主要调查信息。 

表 2 因子分析方差解释 

公因子特征值贡献率 (%) 累计贡献率 (%) 

1 2.597 15.278 15.278 

2 2.583 15.192 30.470 

3 1.965 11.561 42.031 

4 1.533 9.017 51.048 

表 3 正交旋转后的载荷矩阵 

调查内容公因子 1 公因子 2 公因子 3 公因子 4 

是否体现北京的历史和文化 0.671 0.011 0.285 0.047 

接近河流是否容易 0.696 0.350 -0.065 0.028 

对河流是否感到亲切 0.730 0.400 -0.067 -0.102 

河流总体观感满意度 0.439 0.189 0.347 0.127 

景观自然程度 0.530 -0.413 0.144 0.430 

花钱修河造景是否值得 0.506 0.248 0.202 0.060 

河流整治后景观有特色吗 0.165 0.646 0.036 0.142 

河流环境是否干净 0.450 0.627 0.054 0.046 

河流整治后您对景观是否满意 0.304 0.694 0.098 -0.067 

河流整治后景观是否简洁有品味 -0.031 0.803 0.064 0.047 

河流水质是否改善 0.076 0.159 0.779 0.003 

植被恢复状况 0.046 0.007 0.770 0.191 

动物恢复状况 0.108 -0.010 0.672 -0.212 

适合开展旅游吗 0.137 0.114 0.037 0.826 

是否愿意参与贡献 -0.144 0.076 -0.114 0.719 

表 4 公因子的解释 

公因子名称感性表现因子负荷量因子贡献率 (%) 

是否体现北京的历史和文化 0.671 

接近河流是否容易 0.696 

公因子 1: 

历史文化因子 

公因子 2: 

河流景观因子 

公因子 3: 

生态环境因子 

对河流是否感到亲切 0.730 

河流总体观感满意度 0.439 

景观自然程度 0.530 

花钱修河造景是否值得 0.506 

河流整治后景观有特色吗 0.646 

河流环境是否干净 0.627 

河流整治后您对景观是否满意 0.694 

河流整治后景观是否简洁有品味 0.803 

河流水质是否改善 0.779 

植被恢复状况 0.770 

动物恢复状况 0.672 

15.278 

15.192 

11.561 

公因子 4: 

适合开展旅游吗 0.826 

认同参与因子是否愿意参与贡献 0.719 

9.017 

186


通过对表 3 的观察分析 , 可以对这 4 个公因子做出以下解释 :(1) 公因子 1 在是否体现 

北京的历史文化、接近河流是否容易、对河流是否感到亲切、河流总体观感满意度、景观自 

然程度、花钱修河造景是否值得等指标变量上负载显著 , 且都在 0.4 以上。从其所代表的意 

义上分析归纳 , 可以解释为菖蒲河的 “ 历史文化因子 ”。菖蒲河地理位置特殊 , 源于中南海 , 

流经天安门 , 处于故宫太庙附近 , 其历史悠久饱经沧桑 , 它所传承的底蕴内涵 , 集中体现了 

河流的历史文化氛围和对传统的心里认同归属作用 , 其贡献率也最大 , 达到 15.278%。(2) 

公因子 2 在景观特色程度、河流环境是否干净、河流景观是否满意、河流景观是否简洁有品 

味等指标变量上负载显著 , 且都在 0.6 以上 , 主要反映了河流的景观特色和品味 , 可以解释 

为菖蒲河的 “ 河流景观因子 ”。菖蒲河的河流景观应属于皇家园林景观 , 体现了精美、大气、 

典雅和高贵的特点 , 其贡献率达到 15.192%。(3) 公因子 3 在河流水质改善、植被恢复状况、 

动物恢复状况等指标变量上负载显著 , 且都在 0.6 以上 , 反映了生物和周围的环境状况 , 可 

以解释为菖蒲河的 “ 生态环境因子 ”。菖蒲河的生态环境是河流及周边的植物、微生物和动物 

等 , 以及生物生存发展所必需的资源环境要求。其贡献率达到 11.561%。(4) 公因子 4 在适 

合开展旅游、是否愿意参与贡献等指标变量上负载显著 , 且都在 0.7 以上 , 反映了人们认同 

参与的意愿 , 可以解释为菖蒲河的 “ 认同参与因子 ”。人们对菖蒲河的认同和参与 , 是对河流 

整治行动的认可和支持 , 并希望参与其中贡献自己的力量。其贡献率达到 9.017%。这 4 个 

公因子的物理意义可用上述方法解释 , 它们是去除相关信息后的提纯 , 是从 15 维空间到 4 

维空间降维处理的结果。 

表 4 对公因子的解释做了相关的总结和描述。从表 4 中可以看出 , 历史文化因子和河流 

景观因子的因子贡献率很接近 , 这是因为历史文化是内涵 , 而河流景观是其外部的表现形式 , 

内涵通过外部形式来表达 , 历史文化精神正是通过河流景观来体现 , 二者是紧密联系的。历 

史文化因子和河流景观因子的贡献率大于其它因子的贡献率 , 也说明菖蒲河规划和治理的重 

点应在于其历史文化的体现和河流景观的塑造。 

3.4 调查结果的分析评价 

按照上述的 4 个主要方面 , 来分析评价菖蒲河的调查结果。综合评价方法采用调查结果 

均值的加权平均 , 即通过权重来考虑因子负荷的影响大小 , 以因子贡献率为权重计算每个单 

元的综合评价得分 , 综合评价得分的公式为 : 

å F = a1 ´ F1 

+ a2 

´ F2 

+ L+ 

a n 

´ Fn 

(5) 

式中 , å F 为评价单元综合得分值 , F 1 

, F 2 

,…, F n 

为 n 个因子得分均值 , a 1 

, a 2 

,…, 

a 

n 

为 n 个因子的相对贡献率 ; 最后对各单元的综合得分评价值进行解释。 

187


表 5 菖蒲河的调查结果评价 

评价单 

元名 

称 

历史 

文化 

河流 

景观 

生态 

环境 

认同 

感性表现因子负荷量因子贡献率 

(%) 

调查结果均值 

是否体现北京的历史和 0.671 18.785 1.76 

文化 

接近河流是否容易 0.696 19.485 1.39 

对河流是否感到亲切 0.730 20.437 1.48 

河流总体观感满意度 0.439 12.290 1.71 

景观自然程度 0.530 14.838 1.92 

花钱修河造景是否值得 0.506 14.165 1.77 

河流整治后景观有特色吗 0.646 23.321 1.71 

河流环境是否干净 0.627 22.635 1.32 

河流整治后您对景观是 0.694 25.055 1.78 

否满意 

河流整治后景观是否简 

洁有品味 

0.803 28.989 1.70 

河流水质是否改善 0.779 35.074 1.98 

植被恢复状况 0.770 34.669 2.14 

动物恢复状况 0.672 30.257 2.17 

适合开展旅游吗 0.826 53.463 2.18 

参与是否愿意参与贡献 0.719 46.537 1.65 

综合评价值 

1.65 

1.64 

2.09 

1.93 

菖蒲河的主要侧重方面历史文化综合评价值为 1.65, 河流景观的综合评价值为 1.64, 可 

以解释为民众对其历史文化方面和河流景观方面的评价较好 , 说明其规划思路和整治效果是 

非常好的。生态环境的综合评价值为 2.09, 可以解释为其生态环境方面 , 诸如植被、动物和 

相应的环境因素处于一般到较好的状态 , 民众是持肯定的态度。认同参与的综合评价值为 

1.93, 可以解释为民众对菖蒲河的规划和治理行动是理解和支持的 , 持积极的态度 , 希望参 

与其中 , 贡献自己的力量。调查结果评价如图 2 所示。 

图 2 菖蒲河的调查结果评价 

188


4 结论 

通过对菖蒲河规划和治理效果的社会调查和分析研究 , 可得出如下结论 :(1) 菖蒲河的 

重点方面在于其历史文化的体现和河流景观的塑造 , 菖蒲河的规划和治理抓住了主要方面 , 

是科学合理的。(2) 公众对菖蒲河的历史文化方面和河流景观方面是满意的 , 公众对菖蒲河 

的生态环境方面是基本满意的 , 说明其规划和治理效果是较好的。(3) 菖蒲河的治理得到了 

公众的认可和支持 , 公众持积极的态度 , 希望参与其中并贡献自己的力量。(4) 根据实例分 

析看出 , 因子分析方法可以从定性的分析 , 得出量化的概念 , 有较好的适用性。 

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2002. 

189


曝气生物滤池沿滤料方向有机物与 

氨氮降解规律的试验研究 

胡保卫 

1.2 

马腾 

1 

韩祯 

1 

程文 

1,3 

(1. 西安理工大学 , 教育部与陕西省共建西北水资源与环境科学重点实验室 

陕西西安 710048 wencheng@xaut.edu.cn 

2. 绍兴文理学院浙江绍兴 312000 

3. 西安交通大学 , 多相流国家重点实验室陕西西安 710049) 

摘要曝气生物滤池作为一种新型推流式反应器 , 其独特的结构与滤料的生化特性使得其在 

处理低浓度有机废水时并不发生有机物与氨氮的分段去除现象。在传统的推流式反应器中 , 由 

于异养菌对氧及基质的争夺能力强于硝化细菌 , 有机物与氨氮的去除在沿滤料方向存在着严格 

的分区现象。本文试验得出曝气生物滤池在处理低浓度有机废水时氨氮与有机质基本在同一区 

域内去除 , 故采用较低的滤层即可取得较好的效果 , 这对实际工程中降低 BAF 反应器的能耗具 

有一定意义。 

关键词曝气生物滤池 ; 推流式反应器 ; 滤料高度 ; 有机质及氨氮去除 

1 前言 

曝气生物滤池 ( 简称 BAF) 能完成多种污染物在同一反应器内去除的功能 , 其中一个 

【1】 

重要原因就是沿水流方向滤料层上能形成不同优势种群的生物膜。影响这一过程的重要 

因素就是滤料层的高度 , 根据不同的滤料高度 ,BAF 能完成碳化、硝化和反硝化作用。BAF 

属于推流形式的反应器 , 传统的观点认为推流形式的生物反应器在有机质与 NH 4 + -N 的去除 

上存在严格的区域分界 , 由于有机质对硝化细菌存在抑制作用 , 所以在水流方向上一般是有 

机物先得到降解 , 然后再是 NH + 【2】 

4 -N 逐渐得到去除。在实际运用中 , 通常在满足处理目标 

的基础上采用尽可能低的滤料高度 , 这样可使反应器的能耗减小并且加长运行周期 [3-5] 。当 

进水的 COD 浓度较低而氨氮浓度相对较高时 , 考虑到进水初期异养菌不能大量繁殖而对硝 

化细菌的抑制作用减弱 , 可能会使 BAF 在沿滤料方向氨氮与有机物的降解不会出现明显的 

分区 , 本文通过试验来研究实际运行时的真实情况。 

2 试验装置 

试验装置如图 1 所示 , 采用气水同向的上流式单级曝气生物滤池 : 主要由反应滤器、空 

气压缩机、水箱、水泵、计量设备构成。反应器主体由有机玻璃柱构成 , 外径 35mm, 厚 

10mm, 高 2m。反应器与配水区之间由一个均匀进水布气板分隔开来 , 进水布气板上按照 

粒径级配由大到小向上平铺着粒径为 1-5cm 的鹅卵石承托层 , 承托层高度为 20cm, 其上平 

铺着生物滤料。反应器由底部开始每隔 30cm 依次向上设置 6 个取样口 , 曝气装置采用三排 

穿孔曝气管 , 材料为内径为 5mm 的不锈钢管 , 每根管上均匀分布着孔径为 2mm 的曝气孔。 

190


19 

18 

14 

15 

16 

13 

2 

7 

1 

2 3 

5 

6 

4 

17 

7 

7 2 

8 

20 

9 

2 

7 

11 

10 

12 

图 1 

试验装置示意图 

1- 水箱 ;2- 阀门 ;3- 恒流泵 ;4- 加压泵 ;5- 污水进水 ;6- 反冲洗进水 ;7- 流量计 ;8- 配水区 ;9- 托架 10- 反冲洗进 

气 ;11- 工艺进气 ;12- 空气压缩机 ;13- 穿孔曝气管 ;14- 滤料 ;15- 泄料口 ;16- 砾石承托层 ;17- 均匀进水布气板 ;18- 

取样口 ;19- 反冲洗出水口 ;20- 放空口 

3 试验用水 

为使研究结果更接近实际 , 本文采用分散型实际生活污水作为试验原水。该水质满足有 

机质较低而氨氮相对较高的特点 , 具体水质指标如表 1 所示。 

表 1 原水各项水质指标 

水温 

(℃) 

PH 

COD 

(mg/l) 

BOD5 

(mg/l) 

SS 

(mg/l) 

TN 

(mg/l) 

TP 

(mg/l) 

+ 

NH4 -N 

(mg/l) 

- 

NO3 -N 

(mg/l) 

15.7-22.5 7-7.6 100-160 81.4-94.1 60-75 37.7-48.4 1.8-2.2 35.2-45.3 0.23-0.29 

4 试验方法与内容 

试验采用国产球形轻质多孔生物陶粒作为滤料 , 主要试验参数如表 2 所示。 

表 2 试验参数 

滤料高度进水流量水力负荷气水比 HRT 

120cm 38.47L/h 0.40m 3 /m 2 .h 3:1 4h 

反应器启动完毕后 , 采用表 3 所示的试验参数稳定运行一周 , 每天 16:00 在各取样口 

取出水水样 , 试验最终水样水质指标为一周的平均数值。 

191


5 试验结果 

5.1 有机物的去除规律 

分析图 2 可知 , 有机物的去除主要发生在滤料沿水流方向的头 70cm 处 , 在有机负荷为 

1.02kgCOD/m 3 滤料 .d 的情况下 ,70cm 处的 COD 的去除率可达到 86%, 在后段的 50cm 滤 

料层内总去除率缓慢增长 , 最后达到 90% 左右 , 污水经过后段 50cm 的滤料去除率仅增加了 

4 个百分点。污水在最开始的 0-40cm 区域内 COD 去除效率最高 , 这一段的去除率占总去除 

率的 84%, 在 40cm 以后的滤料层内虽然总的去除率是在增加 , 但是每段去除率却在减少。 

污水的 COD 去除率沿水流方向在不同滤料高度出现该种规律与 BAF 反应器的推流式结构 

和有机物的去除机理密切相关 : 在 BAF 反应器内有机物是通过异养好氧菌来分解的 ,0-40cm 

滤料层处于反应器的进水区域 , 有机质浓度高 , 并且由于底部供气 , 这一区域的供氧充足 , 

因此在这一段滤料生物膜上异养好氧菌能够大量快速的繁殖 , 导致了这一段成为 COD 降解 

最高效的一段 ; 在 70cm 后的滤料层上 , 污水有机质经过前一阶段的消耗其浓度降低 , 生物 

膜中异养菌由于养料减少其繁殖速率也在减缓 , 并且随着滤料层的逐渐增高其有机质降解速 

率越来越低。图中 70cm 后每段去除率急速减缓可以证明这点。此外 , 随着有机质的降低 , 

反硝化细菌逐渐有条件与异养菌展开生存空间的争夺 , 这也抑制了异养菌的大量繁殖。 

出水 COD 

总去除率 

COD(mg/L) 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 20 40 60 80 100 120 140 

滤料高度 (cm) 

100% 

去除率 

图 2 沿滤料高度 COD 去除率变化情况 

5.2 氨氮的去除规律 

如图 3 所示 , 在进水段 0-10cm 处 ,NH + 4 -N 的浓度不降反升 , 从 10cm 处开始 NH + 4 -N 

去除率快速升高 ,10-40cm 段 NH + 4 -N 的去除率增长速率最快 , 之后逐渐减缓 , 从 70cm 后 

总去除率增长已经很慢 , 说明在本试验条件下 NH + 4 -N 的去除在 70-120cm 滤料段已经不是 

主要的生化反应。在整个去除区域 ,10-70cm 是 NH + 4 -N 的主要去除段 , 这一段滤料 NH + 4 -N 

的去除率为 79.56%, 占总去除率的 89.4%, 而 10-40cm 段又是 NH + 4 -N 去除效率最高的区域 , 

该段的去除率增长速率一直在增加 , 且占总去除率的 67.3%; 而从 70cm 后去除率开始下降 , 

70-120cm 间 50cm 的滤料层只去除了 10.6% 的 NH + 4 -N, 特别是 100cm 后 NH + 4 -N 的去除率 

几乎不再增长 ,100-120cm 段 NH + 4 -N 的去除率仅增加了 0.38%。 

192


出水氨氮 

总去除率 

氨氮 (mg/L) 

45.00 

40.00 

35.00 

30.00 

25.00 

20.00 

15.00 

10.00 

5.00 

0.00 

0 20 40 60 80 100 120 

滤料高度 (cm) 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

-10% 

去除率 

图 3 沿滤料高度氨氮去除率变化情况 

6 结论 

在本试验中 ,NH 4 + -N 去除相比有机质来说除了开始的 10cm 并没有明显的滞后现象 , 

基本在 0-70cm 得到同时大量的去除 , 对于这种现象分析原因如下 : 

(1) 特殊的进水水质 : 原水中有机质含量很低 ,NH 4 + -N 的含量较高。这样在经过头 

10cm 滤料的处理后有机质的含量已经较低 , 低浓度的有机质使异养菌并不能大量繁殖 , 故 

不能严格抑制硝化细菌群的繁殖 ; 在集中式污水厂中采用传统泥法处理的进水 COD 浓度通 

常较高 , 高浓度的有机质使得在开始的阶段异养菌几乎占据了绝对的优势 , 并且高浓度的有 

机质抑制了硝化菌群的繁殖 , 所以才出现 NH 4 + -N 去除的滞后现象。此外反应器底部供气 , 

经过前 10cm 滤料阶段的低浓度有机质降解反应后 DO 逐渐增加 , 相对较低的有机质与相对 

较高的 DO 使得硝化菌群能够保持一定的比增长速率 , 从而使有机质与 NH 4 + -N 能在同一区 

域去除。 

(2) 反应器的优势结构与硝化细菌的特性 :BAF 反应器中的生物滤料十分适合微生物 

在其上生长 , 是一种优异的微生物固定化载体 , 它的表面粗糙与多孔的结构使得不同菌群能 

在微观上占据不同位置形成复合生物膜 , 异养菌群与硝化菌群能够根据外界条件在其上占据 

【7】 

不同的位置而共同生存 ; 硝化细菌生长较异养菌稳定并且世代时间长 , 一旦成熟就能抗 

除干扰持续发挥作用 , 这些因素弱化了异养菌与硝化细菌的竞争作用。这从侧面反应了 BAF 

反应器的结构很适合多种污染物在同一单元内去除。 

参考文献 

[1] 高艳娇等 . 曝气生物滤池滤料的研究进展 [J]. 废水处理 ,2005,5:36-37. 

[2] Fdz-Polanco F,Garcia F, Villaverde S .Influence of design and operation parameters on the fow pattern of a 

submerged biofilter [J] .J Chem Tech Biotechnol, 1994,61:153-158. 

[3] 郑俊 , 吴浩汀 . 曝气生物滤池工艺的理论与工程应用 [M]. 北京 : 化学工业出版社 ,2004:82-88. 

[4] 程文 . 曝气池中气液固三相流的试验研究与数值模拟 [D]. 西安 : 西安理工大学 ,2000:69-94. 

[5] 杨春娣 . 曝气生物滤池中曝气方式对污水处理效率的研究 [D]. 西安 : 西安理工大学 ,2008. 

[6] 王占生等 .BAF 在微污染源水生物预处理中的应用 [J]. 中国给水排水 ,2003,19(2):21-23. 

[7] Ohashi A, Silva D G, Mobarry B .Influence of substrate C/N ratio on the structure of multi-species biofilms 

consisting of nitrifiers and hetero-trophs[J].Wat Sci Tech, 1995,32(8):75-84. 

193


环境负荷综合设计与评价方法在过滤带设计中的应用 

吴佳鹏 

1 

程东升 

1 

刘玲花 

1 

刘来胜 

1 

(1. 中国水利水电科学研究院玉渊潭科技园 100038 wujiapeng2005@yahoo.com.cn) 

摘要针对坡面集雨草地过滤带设计问题 , 引入环境负荷综合设计与评价方法 (IDEAL) 计算 

过滤带规模 , 讨论过滤带长度与悬浮物去除效率的关系 , 分析 IDEAL 方法对过滤带入渗率、入 

渗时间和平均流量的简化对计算结果的影响 , 得到以下两点认识 :1 悬浮物的去除效率与过滤 

带长度呈近似对数关系 ;2 悬浮物颗粒组成对过滤带去除效率起到决定性影响。 

关键词坡面集雨 ; 过滤带 ; 环境负荷综合设计与评价方法 (IDEAL); 悬浮物 

1 引言 

过滤带作为去除水体污染物的重要自然处理手段日益受到人们的重视。从 20 世纪 60 

年代起 , 许多学者从过滤带构建要素及过滤效果 [1][2][3][4] 、过滤机理及影响因素 [5][6] 、过滤带 

设计 [7][8] [9] 

、效益评估等方面开展研究 , 其中 , 过滤带的规模设计是实际应用最关注的问题。 

1981 年 ,Wong 和 McCuen 提出粗粉砂土质的过滤带设计曲线图 [10] 。在已知过滤带坡度、糙 

率及设计去除率的条件下 , 可以通过曲线图得到过滤带的长度 , 这种方法被简称为设计曲线 

法。1999 年 , 在美国丹佛城镇排涝和洪水控制规划报告中提出一个用于草地缓冲带设计的 

程序 , 该程序以一定降雨频率 ( 如 2 年一遇 ) 的峰值流量为基本参数 , 通过简单公式计算得 

到过滤带的最小长度和最小宽度。上述两种方法均未考虑当地所产生悬浮物的粒径以及过滤 

带土壤的入渗能力 , 因此 , 常常过高估计低入渗率过滤带的拦截效率或低估高入渗率过滤带 

的拦截效率。针对上述方法的不足 ,2001 年 ,Hayes 等提出了环境负荷综合设计与评价方法 

(Integrated Design and Assessment for Environmental Loadings,IDEAL) [11] ,IDEAL 方法建 

立在 Barfield [12] 、Hayes [13] 、Haan [14] 等人关于植被过滤带设计研究的基础上 , 该方法用于植 

被过滤带拦截效率计算 , 包括水力过程推算、沉淀过程推算及污染物过程推算。 

本文介绍 IDEAL 方法水力过程推算和沉淀过程推算的方法 , 并将其用于坡面集雨草地 

过滤带的设计 , 尝试探讨过滤带长度与悬浮物拦截效率的关系。 

2 IDEAL 方法介绍 

IDEAL 方法包括水力过程、沉淀去除过程及污染物去除过程等三个过程的推算 , 本文 

仅考虑悬浮物去除效率 , 故仅介绍前两个过程。具体过程如下 , 其中 , 公式 (1)~(10) 为 

水力过程推算 , 公式 (11)~(17) 为沉淀去除过程推算。 

(1) 集雨面产流时间 

假定流量过程线为三角形过程线 , 则集雨面产流时间为 

t 

2QA 

Const 

b 

= 

1 

(1) 

q 

p 

式中 , t b 

—— 集雨面产流时间 ,h;Q —— 集雨面径流深 ,cm;A —— 集雨面面积 ,ha; q p 

194


—— 集雨面峰值流量 ,m 3 /s; Const 

1 

—— 单位转换常数 ,2.78×10 -2 。 

(2) 过滤带拦蓄水量 

æ P ö 

V 

prec 

çir 

× t 

t 

÷ 

inf - 

= - 

è b ø 

b 

(2) 

式中 , 

V inf - prec 

—— 过滤带拦蓄水深 ,cm; i r 

—— 过滤带入渗率 ,cm/h;P —— 降雨深 ,cm, 

其他符号意义同前。 

(3) 全区域 ( 包括集雨面和过滤带 ) 产流深 

Q 

O 

QA -V 

= 

A + A 

inf - prec 

f 

A 

f 

(3) 

式中 , Q —— 全区域 ( 包括集雨面和过滤带 ) 产流深 ,cm; A f 

—— 过滤带面积 ,ha; 其 

O 

他符号意义同前。 

(4) 全区域出流峰值流量 

q 

PO 

= q 

p 

Q 

O 

( A + A ) 

QA 

f 

(4) 

式中 , q —— 全区域出流峰值流量 ,m 3 /s; 其他符号意义同前。 

PO 

(5) 过滤带平均流量 

q 

a 

= 

q 

PO 

+ q 

2 

p 

(5) 

式中 , q —— 过滤带平均流量 ,m 3 /s; 其他符号意义同前。 

a 

(6) 过滤带单宽流量 

式中 ,W —— 过滤带宽度 ,m; 其他符号意义同前。 

(7) 过滤带水深试算公式 

q¢ 

W 

= 

1 

n 

q 

q = a 

W 

W 

(6) 

d 

f 

é d 

f 

S 

s 

ê 

êë 

S 

s 

+ 2d 

f 

ù 

ú 

úû 

2 / 3 

S 

1/ 2 

(7) 

式中 ,n —— 糙率 ; d —— 过滤带水深 ,m; S —— 过滤带植被间距 ,m; S —— 过滤带 

坡度。 

当 q ¢ » q 时 , 此时 d 

f 

为过滤带水深。 

W 

W 

(8) 过滤带水深的校核 

f 

由于公式 (7) 只有在植被直立条件下才有效 , 植被直立与否采用剪切流速进行评价。 

1981 年 ,Kouwen 等提出两个预测临界剪切流速的公式 : 

s 

195


U 

* 

C 

+ 

2 

[ 0.091 

20. ( MEI ) ] 

[ 0. 

( MEI ) ] 

0.106 

1 

= Const 

2 

76 

U 

* 

C 

= Const 

2 2 

754 

(8) 

(9) 

式中 , U * C1—— 弹性草的临界剪切流速 ,m/s; U 

* C 2 

—— 草的刚度系数 ,N/m 2 ; Const 

2 

—— 单位转换系数 ,0.3048。 

—— 刚性草的临界剪切流速 ,m/s;MEI 

而过滤带实际的剪切流速为 : 

U 

* 

= 

gd 

f 

S 

(10) 

式中 , U * —— 过滤带剪切流速 ,m/s; g —— 重力加速度 ,9.81m/s 2 ; 其他符号意义同前。 

当 U 

* * 

£ U C 1 

* 

和 U * £ U C 2 时 , d f 

为合理水深。 

(9) 过滤带水力半径 

R 

s 

= 

S 

s 

d 

f 

S 

s 

+ 2d 

f 

(11) 

式中 , R —— 过滤带水力半径 ,m; 其他符号意义同前。 

s 

(10) 过滤带流速 

V 

= 

1 

R 

n 

2 / 3 

s 

S 

1/ 2 

(12) 

式中 ,V —— 过滤带流速 ,m/s; 其他符号意义同前。 

(11) 雷诺数 

VRs 

R 

e 

= 

u 

(13) 

式中 , R e 

—— 雷诺数 ,1/m 2 ;u —— 水的运动粘滞系数 ,9.29×10 -7 m 2 /s; 其他符号意义同前。 

(12) 沉降数 

N = 

f 

L 

d 

f 

f 

V 

V 

s 

(14) 

式中 , N —— 沉降数 ; L —— 过滤带长度 ,m; V —— 悬浮物某粒径组分的沉降速度 , 

f 

m/s; 其他符号意义同前。 

(13) 由沉降去除悬浮物效率 

f 

s 

0.82 -0.91 

(- 

0. R N ) 

Tr, i 

00105 

= exp 

e f , i 

(15) 

196


式中 , T r 

—— 沉降去除悬浮物效率 ; 其他符号意义同前。 

(14) 由沉降和入渗去除悬浮物效率 

TE 

i 

é i = T + Const 

êë 

r 

r, i ê1 3 ú £ 

Vs, 

i 

ù 

úû 

1.0 

(16) 

式中 , Const 

3 

—— 单位转换常数 ,2.78×10 -6 ; 其他符号意义同前。 

(15) 过滤带去除悬浮物的总效率 

TE = 

m 

å 

i= 

F i 

TE i 

1 (17) 

式中 ,TE —— 过滤带去除悬浮物的总效率 ; F —— 悬浮物中各种粒径所占的百分比 ;i — 

— 悬浮物中某粒径组分 ; m —— 悬浮物中粒径分组总数。 

3 坡面集雨草地过滤带设计 

中国西北某地区采用坡面集雨水作为灌溉水源。硬质不透水坡面的面积为 50m 2 , 某场 

次降雨雨量为 1.91cm, 不透水坡面的平均水深为 1.66cm, 峰值流量为 0.005m 3 /s, 坡面汇流 

产生部分悬浮物 , 粒径分析得到悬浮物的粒径组成情况 , 见表 1。为去径流中除悬浮物 , 拟 

设计一个草地过滤带 , 过滤带布设处地面坡度为 5%, 过滤带采用狗牙草 (Bermuda grass), 

草棵间距为 1.37cm, 入渗率为 0.635cm/h, 糙率为 0.074, 过滤带狗牙草刚度 ( MEI ) 为 

9.0N/m 2 。鉴于地面条件限制 , 过滤带最大宽度为 6m。 

表 1 悬浮物粒径组成 

颗粒直径 (mm) 沉降速度 (m/s) 各粒径所占百分率 

粘土 0.002 3.41×10 -6 0.06 

粉土 0.01 8.56×10 -5 0.78 

砂土 0.2 1.94×10 -2 0.16 

项目 

表 2 不同长度过滤带去除悬浮物效率 

过滤带长度 (m) 

6.0 3.0 1.5 1.0 0.5 

过滤带水深 (cm) 1.40 1.23 1.15 1.12 1.09 

剪切流速 (m/s) 0.083 0.078 0.075 0.074 0.073 

去除效率 (%) 74.4 65.4 51.7 42.1 26.5 

结合上述参数 , 依据公式 (1)~(17) 计算 , 弹性草的临界剪切流速 U 

刚性草的临界剪切流速 U 

* 

C 2 

* 

C1 

=512.7m/s, 

=0.92 m/s。过滤带长度为 6.0m、3.0m、1.5m、1.0m、0.5m 时去 

197


除悬浮物的效率见表 2。 

由表 2 可见 :1 剪切流速均满足临界剪切流速的要求 , 说明过滤带设计规模是合理的 ; 

2 悬浮物的去除效率随着过滤带长度的减小而减小 , 去除率与过滤带长度呈对数关系 ( 图 

1)。 

由公式 (14) 可知过滤带 

去除悬浮物的效率与悬浮物 

颗粒沉降速度密切相关 , 悬浮 

物颗粒组成对过滤带去除效 

率起到决定性影响。当悬浮物 

中砂土占 78%, 粘土 6%, 粉 

土 16% 时 , 其他条件相同情况 

下 ,0.5m 宽的过滤带去除效率 

高达 79.1%。 

去除率 (%) 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

-1 -0.5 0 0.5 1 1.5 2 

ln(L f ) 

图 1 过滤带对悬浮物的去除效率与其长度的关系 

4 关于 IDEAL 方法的进一步认识 

与设计曲线法相比 ,IDEAL 方法是相对复杂的方法 , 可以用来证实设计曲线法等简单 

过滤带设计方法的准确性。关于 IDEAL 方法 , 应该清楚认识方法对各种实际情况的简化 , 

以便对方法做出修正 , 使其更准确反应实际情况。 

(1) 对过滤带入渗率和入渗时间的简化 

土壤入渗水量除受土壤自身特性决定外 , 还取决于土壤前期含水量和降雨强度。IDEAL 

方法将过滤带入渗率在整个降雨过程中作为常量处理 , 而实际入渗率随着入渗时间的延长将 

逐渐下降 ; 且受到产流方式 ( 蓄满产流和超渗产流 ) 的影响 , 土壤入渗时间往往与降雨时间 

不一致 ,IDEAL 将二者简化 , 认为相等。 

(2) 对过滤带平均流量的简化 

由公式 (5) 可以看出 , 过滤带平均流出采用进入过滤带和流出过滤带峰值流量的算术 

平均值表示。公式 (5) 暗示进入过滤带和流出过滤带的径流过程持续时间相同 , 且均为三 

角形流量过程线 , 而实际进出过滤带径流持续时间往往不一致。与实际流量相比 , 简化可能 

导致计算流量偏小。 

5 结论 

本文针对坡面集雨草地过滤带设计问题 , 引入 IDEAL 方法计算过滤带规模 , 讨论了过 

滤带长度与悬浮物去除效率的关系 , 分析 IDEAL 方法的各种简化 , 得到以下三点结论 :1 

悬浮物的去除效率与过滤带长度呈近似对数关系 ;2 悬浮物颗粒组成对过滤带去除效率起到 

决定性影响 ;3IDEAL 方法应用中 , 应根据方法的假定简化对其做出修正 , 使其更准确反 

映实际情况。 

参考文献 

[1] Dillaha, T.A., Renean, R.B., Mostahimi, S. et al. Vegetative filter strips for agricultural non-point source 

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[2] Schwer,C.B.Clausen, J.C. Vegetative filter treatment of dairy milk house waste water. Journal of 

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198


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Press, San Diego, CA. 1994. 

199


变水力负荷条件下曝气生物滤池处理效能的实验研究 

韩祯 

1 

程文 

1 

马腾 

2 

程文娟 

1 

(1. 西安理工大学陕西省西安市金花南路 5 号 210 信箱 710048 hanzhen360@163.com 

2. 西安市航天建筑设计院西安市雁塔区沣惠南路 36 号 710075 ) 

摘要曝气生物滤池技术是一种适合我国国情的高效、低耗、简易的新型生物膜处理技术 , 是处理 

我国广大中小城镇分散型生活污水的主要技术途径之一。本文采用上向流单级曝气生物滤池处理生活 

污水 , 主要考察了不同水力负荷条件下有机物、氨氮、SS 等污染物的去除效果。结果表明三种污染物 

各自的最佳水力负荷范围不一致 , 较大的水力负荷对硝化反应具有显著的抑制作用。在本实验条件下 , 

综合考虑各种因素 , 最佳水力负荷范围为 0.32~0.53m 3 /m 2 + 

.h, 该范围内 COD、NH4 -N、SS 的最低去除 

率分别为 79%、74.52%、92.24%。 

关键词上向流曝气生物滤池 ; 分散型生活污水 ; 水力负荷 

1 前言 

曝气生物滤池属于生物膜处理技术的一种 , 有处理负荷高、出水水质好、投资少、占地 

面积省、结构简单、管理方便、产泥量少、耐冲击性强等优点 , 是一种适合我国国情的高效、 

低能耗的污水处理工艺 , 在我国中小城镇分散型污水处理中具有积极的作用。【1】在影响曝气 

生物滤池处理效果的各种因素中 , 水力负荷是表征反应器处理能力的重要指标 , 在实际的工 

程当中 , 水力负荷的大小又直接影响到工程的施工规模与总投资费用。【2】本文通过对上流式 

曝气生物滤池处理分散型生活污水的处理效果的进行实验分析 , 得出了最佳的水力负荷范 

围 , 为优化曝气生物滤池处理工艺提供了一定的参考。 

2 实验设备及实验方法 

2.1 实验设备 

试验装置如图 1 所示 , 采用气水同向的上流式单级曝气生物滤池。反应器主体由有机玻 

璃柱构成 , 外径 35cm, 高 2m。反应器与配水区之间由一个均匀进水布气板分隔开来 , 进水 

布气板上按照粒径级配由大到小向上平铺着粒径为 1-5cm 的鹅卵石承托层 , 高度为 20cm, 

其上平铺着陶粒生物滤料。反应器由底部开始每隔 30cm 依次向上设置 6 个取样口 , 曝气装 

置采用三排穿孔曝气管 , 材料为内径 5mm 的不锈钢管 , 每根管上均匀分布着孔径为 2mm 的曝 

气孔。 

200


19 

18 

14 

15 

16 

13 

2 

7 

2 3 

5 

6 

4 

17 

7 

7 2 

8 

20 

9 

2 

7 

11 

10 

12 

图 1 试验装置示意图 

1- 水箱 ; 2- 阀门 ;3- 恒流泵 ; 4- 加压泵 ; 5- 污水进水 ; 6- 反冲洗进水 ;7- 流量计 ; 8- 配水区 ; 9- 托架 10- 

反冲洗进气 ; 11- 工艺进气 ;12- 空气压缩机 ; 13- 穿孔曝气管 ; 14- 滤料 ; 15- 泄料口 ; 16- 砾石承托层 ;17- 

均匀进水布气板 ; 18- 取样口 ; 19- 反冲洗出水口 ; 20- 放空口 

本文采用分散型实际生活污水作为试验原水。具体水质指标如表 1 所示 : 

水温 

(℃) 

PH 

COD 

(mg/l) 

表 1 原水各项水质指标 

BOD5 

(mg/l) 

SS 

(mg/l) 

TN 

(mg/l) 

TP 

(mg/l) 

+ 

NH4 -N 

(mg/l) 

- 

NO3 -N 

(mg/l) 

15.7-22.5 7-7.6 100-160 81.4-94.1 60-75 37.7-48.4 1.8-2.2 35.2-45.3 0.23-0.29 

2.2 实验方法 

针对不同的污水水质与处理装置 , 其水力负荷最佳范围是不同的。本文研究了实验条件 

下针对实验水质的最佳水力负荷范围 , 并就水力负荷对反应器效果的影响规律进行了研究 , 

实验参数如表所示。试验分析项目主要有 COD (Chemical Oxygen Demand, 在酸性条件下 , 

将水体中有机物氧化为 CO 2 和 H 2 O 所消耗的氧量 , 称为化学需氧量 )、NH + 4 -N( 氨氮 , 污 

水中含氮化合物的一种包括游离氨与离子状态铵盐两种 , 在污水进行生物处理时 , 氨氮可以 

向微生物提供营养 , 而且对污水的 pH 起缓冲作用 )、SS:(Suspended Solids 把水样用滤 

纸过滤后 , 被滤纸截留的滤渣 , 在 105~110C 烘箱中烘干至恒重 , 所得重量称为悬浮固体 , 

用来表征水体中悬浮物的含量 )。分析测试方法按照《水和废水监测分析方法》( 第四版 ) [3] 

进行。 

表 2 试验参数 

滤料高度水力负荷气水比 HRT 

120cm 0.53m 3 /m 2 .h 

0.80m 3 /m 2 .h 

1.60 m 3 /m 2 .h 

3:1 3h 

2h 

1h 

201


100% 

COD 平均去除率 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0.53 0.8 1.6 

水力负荷 (m 3 /m 2 .h) 

图 2 

不同水力负荷时 COD 平均去除率 

3 结果与分析 

3.1 水力负荷对有机物去除效果的影响 

从图 2 中可以看出 : 三种水力负荷下的 COD 降解率并不是逐渐增大或者减小 , 而是有着 

波动的变化规律 , 当水力负荷为 0.53m 3 /m 2 .h、0.8 m 3 /m 2 .h、1.6 m 3 /m 2 .h 时 ,COD 的平均去 

除率分别为 79.3%,85.8%,63%, 最佳 COD 去除水力负荷为 0.8 m 3 /m 2 .h, 对应 HRT 为 2h, 

不过三种水力负荷条件下的平均出水 COD 浓度都达到了 GB18918-2002《城镇污水处理厂污 

染物排放标准》的一级 A 类标准。这与进水的低浓度有关 , 也说明 BAF 在此水力负荷范围内 

都有着较好的 COD 去除效果。 

出现 COD 降解率不规则变化规律的原因是 : 当水力负荷为 0.53m 3 /m 2 .h 时 , 有机负荷为 

1.35kgCOD/m 3 滤料 .d, 对应的水力停留时间为 3h, 在较低的水力负荷下进水有机物浓度较 

【4】 

低 , 导致生物膜中微生物营养物质不足 , 影响有机物的去除效果 ; 另外水力负荷较低时气、 

水在滤池中的传递阻力较大 , 容易造成滤池中气水分布不均匀 , 影响去除的效果。当水力负 

荷为 1.6m 3 /m 2 .h 时 , 营养物质的问题解决了 , 但是进一步提高水力负荷直接导致 HRT 变短 , 

污水与滤料接触时间变短 , 所以降解率也随之降低。【5】 

3.2 水力负荷对氨氮去除效果的影响 

+ 

+ 

NH4 -N 的去除率与水力负荷表现出明显的单调关系 , 即随着水力负荷的增大 NH4 -N 的去 

除率在降低。如图 3 所示 , 当水力负荷为 0.53m 3 /m 2 .h、0.8 m 3 /m 2 .h、1.6 m 3 /m 2 + 

.h 时 ,NH4 -N 

+ 

的平均去除率分别为 79.79%,63.34%,48.62%, 可见 NH4 -N 的去除率的波动较 COD 相比较 

+ 

大 , 这说明水力负荷对 NH4 -N 去除率的影响要比对 COD 去除率的影响大。当水力负荷增大时 

202


90% 

80% 

70% 

氨氮平均去除率 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0.53 0.8 1.6 

水力负荷 (m 3 /m 2 .h) 

+ 

图 3 不同水力负荷时 NH4 -N 平均去除率 

除了 HRT 变短的不利影响外 , 由于硝化细菌的世代周期较长 , 在固定化的初期其附着能力比 

【6】 

异养菌差 , 受水力冲刷的影响较大 , 当滤速较大时硝化细菌容易流失 ; 而且增大水力负荷 

【7】 

使异养菌对硝化细菌生存空间的争夺能力增强 , 也影响了硝化细菌的活性。本文认为 , 对 

+ 

于高浓度 NH4 -N 进水 , 水力负荷不可过大 , 因为虽然高滤速能使传质更加均匀 , 但是水力负 

+ 

荷的增加会间接导致反应器承受的 NH4 -N 容积负荷增大 , 过大的 NH4 

硝化极限 , 使得硝化反应不完全 , 导致出水的 NH4 

+-N 浓度升高。【8】 

3.3 水力负荷对 SS 去除效果的影响 

+ 

-N 负荷可能超出 BAF 

95% 

94% 

SS 平均去除率 

93% 

92% 

91% 

90% 

0.53 0.8 1.6 

水力负荷 (m 3 /m 2 .h) 

图 4 不同水力负荷时 SS 平均去除率 

如图 4 所示 , 在三种水力负荷下 ,BAF 均保持了较高的 SS 去除率 , 平均去除率保持在 

90% 以上。当水力负荷为 0.53m 3 /m 2 .h、0.8 m 3 /m 2 .h、1.6 m 3 /m 2 .h 时 ,SS 的平均去除率分别 

为 94.5%,92.44%,91.76%; 当水力负荷增加时 ,SS 去除率在缓慢减少 , 但是减少的幅度很 

小 : 当 HRT 由 3h 变为 1h 时 ,SS 平均去除率仅降低了 2.73%。这说明在本试验条件下 , 一个 

反应周期内 BAF 对 SS 有着较好的去除效果 , 水力负荷对 SS 去除率影响不大。但是过大的水 

力负荷会导致污水中的 SS 短时间内堵塞滤料间隙 , 使得反应器水头损失值过早达到限定值 , 

【9】 

增加反冲洗的频率。对于高 SS 的进水 , 一般要增加预处理系统来降低 SS 初始值 , 用以提 

高反应器的效果。 

203


3.4 连续试验 

本试验中连续运行试验装置 1 周 , 期间每隔 1 天连续改变水力负荷值 , 分别为 0.27 

m 3 /m 2 .h、0.32 m 3 /m 2 .h、0.4 m 3 /m 2 .h、0.53 m 3 /m 2 .h、0.8 m 3 /m 2 .h、1.6 m 3 /m 2 .h、3.2 m 3 /m 2 .h, 

对应的水力停留时间依次为 6h、5h、4h、3h、2h、1h 与 0.5h, 用于考察试验条件下 BAF 抗 

击水力负荷冲击的强度与适宜的水力负荷范围。 

COD 去除率氨氮去除率 SS 去除率线性 (SS 去除率 ) 

100% 

90% 

去除率 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

y = -0.0318x + 0.9536 

R2 = 0.939 

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 

水力负荷 (m 3 /m 2 .h) 

图 5 不同水力负荷时各污染物去除率变化 

在图 5 中可以得出 : 

(1) 在水力负荷从 0.27m 3 /m 2 .h 变为 0.8m 3 /m 2 .h 的过程中 , 有机质的去除率缓慢增加 , 

在 0.4-0.8m 3 /m 2 .h 内变化时 ,COD 的去除率稳定在 80% 左右 , 这是在一定范围内增加滤速能 

使反应器内传质更加均匀所导致的。当水力负荷超过 0.8m 3 /m 2 .h 时 ,COD 去除率下降的幅度 

较大 , 水力负荷从 0.8m 3 /m 2 .h 增加到 3.2m 3 /m 2 .h 时 ,COD 去除率下降了 51.08%, 这说明当水 

[10] 

力负荷超出一定范围后 , 其水力冲刷作用与过短的 HRT 对 BAF 处理效果的影响较大 ; 另 

外从试验中可以看出 , 在设定的范围内以 0.8m 3 /m 2 .h 的水力负荷为界限 , 增加水力负荷比减 

小水力负荷对 BAF 更为不利。 

(2) 水力负荷在 0.27-3.2m 3 /m 2 + 

.h 范围内变化时 ,NH4 -N 的去除率随着水力负荷的增加 

在减小 , 水力负荷小于 0.4m 3 /m 2 + 

.h 时 , 改变水力负荷对 NH4 -N 的去除率影响较小 , 从 

0.27m 3 /m 2 .h 变到 0.4m 3 /m 2 .h 其去除率仅减少 1.25 个百分点。而当水力负荷超过 0.53m 3 /m 2 .h 

时 , 其去除率随着负荷的增加在急剧减小 , 水力负荷从 0.53m 3 /m 2 .h 增加到 3.2m 3 /m 2 .h 时 , 

去除率减少了 53.41%。由此可见在试验条件下要使 BAF 反应器保持较好的硝化能力 , 须保 

持一定的水力停留时间。【11】 

(3) 随着水力负荷的增加 ,SS 的去除率在缓慢减小 , 在本装置中始终维持在 90% 左右 , 

且二者基本呈线性关系。 

4 结论 

通过在三种水力负荷条件下的稳定试验与连续一周的等时间间隔改变水力负荷的连续 

试验结果 , 分析可得出以下结论 : 

(1) 在本试验条件下 , 综合各种因素 , 最佳的水力负荷范围为 :0.32-0.53m 3 /m 2 .h, 对 

204


+ 

应的 HRT 为 3-5h。在该范围内 COD、NH4 -N、SS 的最低去除率分别为 79%、74.52%、92.24%。 

(2) 三种污染物各自的最佳水力负荷范围不一致 , 碳化 BAF 的适宜水力负荷范围要比 

+ 

硝化 BAF 大。COD 经过 1h 以上水力停留时间都可以得到良好的去除 ; 而 NH4 -N 在水力停留 

时间超过 3h 后才有较好的去除率 , 这说明硝化细菌完全成熟前不能抗击较强的水力负荷冲 

【12】 

+ 

击 , 且降解率与进水 NH4 -N 的高浓度有直接关系 ;SS 受水力负荷的影响最小 , 整个试验 

范围内都保持 90% 以上的去除率。 

(3) 水力负荷减小的不利影响在实际运用中更体现在去除负荷的减少上。当水力负荷 

从 0.4 m 3 /m 2 .h 减小到 0.27 m 3 /m 2 + 

.h 时 ,COD、NH4 -N 的去除率变化都很小 :COD 去除率减小 

+ 

了 3%,NH4 -N 去除率增加了 1.25%, 但处理负荷率却都降低了 33.4%, 使反应器的纳污能力 

+ 

大大减小。减小水力负荷虽然能使 NH4 -N 的去除率增加 , 但是在实际工程中不可能无限增加 

水力停留时间 , 所以针对不同的水质综合能耗比情况确定最佳的水力负荷范围。 

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Nitrifiers and Heterotrophs[J].Wat.Sci.Tech.,1995,32(8):75-84. 

205


鱼道水力学关键问题及设计要点 

白音包力皋 

1 

王玎 

2 

陈兴茹 

1 

王东胜 

1 

王秀英 

1 

(1. 中国水利水电科学研究院北京市复兴路甲 1 号 100038 baiyinblg@hotmail.com 

2. 华北水利水电学院河南省郑州市 450011) 

摘要我国目前处于水电建设的高峰期 , 协调水资源开发利用与河流生态保护 , 特别是大坝建设对 

鱼类的影响问题 , 成为水利工作者面临的巨大挑战。本文通过调查分析国内外鱼道建设及运行效果 , 

总结了大坝等挡水建筑物鱼道建设成功与失败的原因 , 指出了鱼道进口诱鱼水流条件、出口附近和鱼 

道内部流态及流速分布是鱼道设计中的关键水力学问题 , 在此基础上探讨了鱼道设计要点 , 为今后的 

研究与设计提供参考。 

关键词鱼道 ; 设计 ; 水力学 

1 前言 

目前我国已建设的水库大约有 8 万 5 千多座 , 闸、堰等其他水利设施已达到无法统计的 

程度。这些人工建筑物阻断了河道水流的联通性 , 使得河流水生生境片段化 , 阻隔鱼类的上 

下游移动通道。鱼道作为鱼类等水生动物通过人工闸坝的重要设施 , 对协调大坝建设与生态 

环境的矛盾起到重要作用 , 越来越多的国家投入大量的人力、物力和财力进行鱼道研究和鱼 

道建设。各国的工程运行实践表明 , 具有成功的经验 , 达到了目标鱼种过坝的预期目标 , 也 

有失败的教训 , 目标鱼种无法通过鱼道洄游至产卵生息场所。我国目前处于水电建设的高峰 

期 , 国家 “ 十一五 ” 规划纲要中提出 “ 在保护生态基础上有序开发水电 ” 的要求 , 河流生 

态保护特别是大坝建设对鱼类的影响得到高度重视。而水利部、国家环保总局等各执行部门 

都对生态环境的保护给予了高度重视 , 针对鱼类的保护 , 提出建设过鱼设施、增殖放流等保 

[1] 

护措施 , 其中对一些低坝提出建设鱼道要求。如何针对我国的现状 , 积极开展鱼道技术的 

研究与开发 , 对于促进大坝建设中的鱼类保护 , 促进生态水力学的发展具有重要的意义。 

2 鱼道成功与失败原因分析 

2.1 国内外鱼道建设运行情况 

2.1.1 国内鱼道建设运行情况 

我国最早 1958 年在科学调查和水力学模型试验的基础上 , 在浙江富春江七里垄电站首 

次设置了鱼道 , 而后 60 至 70 年代分别在黑龙江、江苏等地兴建了鲤鱼港、斗龙港、太平闸 

[2] 

等 30 多座鱼道。据不完全统计 , 目前我国在各类水利工程中已建鱼道有 40 多座。其中 , 

位于米水河上的阳塘鱼道每年可通过 45 种 58 万尾鱼 , 属成功鱼道。 

我国已建鱼道一般以池式、导墙式为主 , 目标鱼种主要为鳗、蟹、四大家鱼、刀鱼、鲈 

鱼等。由于其个体较小 , 克服流速能力小 , 对复杂流态的适应能力较差 , 因此国内的鱼道更 

注重对流速和流态的控制 , 以适应过坝鱼类的生存和繁殖条件。这些鱼道由于缺乏长效运行 

的管理体制 , 目前均已不能运行。从整体而言 , 我国在闸坝建设中对鱼类的保护不够重视 , 

相应的研究开展也比较初浅 , 特别是上世纪 80 年代以后 , 鱼道的研究工作基本陷于停滞的 

206


状态。 

2.1.2 国外鱼道建设运行情况 

欧洲的鱼道建设历史较悠久 , 最早的鱼道记载约出现在 300 年前的 17 世纪。自 1938 

年美国西部的哥伦比亚河的邦纳维尔坝 (BONNEVILLE) 鱼道建成后 , 过鱼效果十分理想 , 针 

对鲑鱼、鳟鱼道的技术问题基本得到了解决。之后 , 在其上游的达拉斯 (The Dalles)、约 

翰戴 (John Day)、麦克乃瑞 (McNary) 和上游支流斯纳克河爱斯哈宝 (Ice Harbor)、罗 

玛门特 (Lower Monumental)、力特古斯 (Little Goose) 和罗哥瑞乃 (Lower Granite) 

等水电站相继修建并设置了阶梯式鱼道 , 根据参考文献 [3] 整理得到历年过鱼数量统计见图 

1。从图可知 , 除 2001 年较多外 ,1938 年到 2000 年间各水电站鱼道过鱼数量基本稳定。另 

外 , 从哥伦比亚河邦纳维尔水电站到麦克乃瑞以及上游支流斯纳克河爱斯哈宝至罗哥瑞乃等 

水电站 , 多年平均过鱼数量逐渐减少 , 邦纳维尔坝鱼道多年平均过鱼数量为 69.3 万尾 , 而 

罗哥瑞乃坝鱼道多年平均过鱼数量为 12.9 万尾。这种结果与自下游至上游距离和大坝数量 

的增加导致过鱼数量逐渐减少的原因外 , 河流管理者在哥伦比亚河流域实施的增加鲑鱼和鳟 

鱼的自然再生工程、对全流域的 1/9 的生息场所进行产卵场所和生息场所整备和全河流 

600km 的范围进行的现状修复工程等有关。 

250 

Bonneville Dam 

Dalles Dam 

200 

John Day Dam 

Ice Harbor Dam 

McNary Dam 

Lower Monumental Dam 

过鱼总数 ( 万尾 ) 

150 

100 

Little Goose Dam 

Lower Granite Dam 

50 

0 

1930 1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 

年份 

图 1 美国哥伦比亚河梯级电站鱼道历年过鱼数量统计 

另外 , 随着欧洲、日本等国家在鱼道建设方面也取得了很大的进步 , 鱼道设施变得越来 

越先进 , 运行效果也逐步提高。日本的河流大约建设了一万多座鱼道 , 在英格兰和威尔士约 

有 380 座鱼道 , 其中有 100 座以上是在 1989 年以后才修建的。根据参考文献 [4] 整理得到 

的世界各国鱼道建设情况统计情况见表 1。 

表 1 世界各国鱼道建设情况统计表 

国家主要鱼道形式主要目标鱼种 

数量 

( 座 ) 

北美洲 

美国阶梯式、导墙式鲑、鳟、鲱 - 

加拿大池式、导墙式鲑 240 

巴西 - - 50 

南美洲 

南美 - - 46 

阿根廷 - - 3 

欧洲 

英格兰和威尔 

士 

池式、丹尼尔式 

鲑、鳟 

380 

法国池式、丹尼尔式鲑、鳟、七鳃鳗、西鲱、鳗鲡 500 

德国和奥地利近自然式的旁通式鱼道鳟、鲤科鱼、鲈科鱼等 - 

207


亚洲 

非洲 

澳洲 

前苏联池式、堰式鲟科、鲱科、鲤科、鲈科和鲇科 - 

波兰池式 - 50 

西班牙池式、堰式、丹尼尔式 - 115 

北欧池式、堰式 - 420 

中国池式鳗、蟹、四大家鱼、刀鱼、鲈 80 

日本池式、堰式鲑、香鱼、鳗 11000 

南非洲 - - 无 

北非洲 - - - 

澳大利亚池式、导墙式鲻、尖吻鲈 70 

新西兰 

注 :- 表示未知 

管道、堰式 

2.2 鱼道建设成功与失败原因分析 

2.2.1 成功的原因 

鳗鲡、七鳃鳗、南乳鱼科、灰鲻、黑缨 

美国哥伦比亚河和欧洲已建鱼道的过坝主要目标鱼种为鲑鱼和鳟鱼 , 日本已建鱼道的主 

要保护目标为鲑鱼和香鱼 , 且大部分鱼道是成功的 , 过鱼效果较好。我国米水河上的阳塘鱼 

道是数量极少的成功鱼道。 

鱼道建设需要考虑鱼类的生态学、水利工程学、水力学、水文学、动物行为学、管理学 

以及相关法律等多学科交叉和需求相结合的复杂学科。根据成功鱼道的建设过程及运行管理 

资料可以看出 , 成功的鱼道主要考虑了以下几点主要因素 , 首先对目标鱼种的生活和生态习 

性、生理特征、栖息地状况、河流水文特征及上下游水资源开发情况等进行了详细研究 , 为 

鱼道设计及运行管理提供了要满足的基本条件。其次 , 在大量的水力学模型试验和原型监测 

的基础上选择与整体闸坝和河道地形等协调的鱼道布局、鱼道形式、结构尺寸 , 鱼道内部水 

流的流速、流态吻合所要通过的目标鱼种的上溯能力和生态习性 , 在鱼道入口形成较好的诱 

鱼水流条件。最后 , 鱼道运行管理与目标鱼种的洄游生态习性相结合 , 在洄游时期协调整个 

闸坝的运行管理和调度过程 , 同时开展综合的原型观测的研究手段 , 进一步了解鱼的习性 , 

评价鱼道过鱼效果 , 不断改进鱼道结构形式和运行管理方式。 

2.2.2 失败原因 

鱼道建设及运行失败的原因较多且复杂 , 包括对目标鱼种生态习性不了解、设计经验不 

足、照搬外国鱼道设计、运行管理不合理和对河流水文泥沙认识不充分等。如澳大利亚有 

60 余种洄游性鱼 , 在墨令达勒河共建设了 50 余座鱼道 , 主要为池式。但是大多数鱼道过鱼 

效果不理想 , 原因在于设计和的调度运行方式不合理。在过鱼季节 , 上下游的水位变化范围 

大 , 即流量过大或过小 , 造成流速过大或紊动强度过大以及过饱和 , 或者是水深过浅 , 不适 

[4] 

应鱼类的需要。南美洲部分国家缺少相应技术和设计准则 , 照搬外国设计经验修建的鱼道 

大多数是失败的。原因在于各国河流的鱼种和水文条件不同 , 加之水工建筑物布置和运行条 

件不同 , 很难满足当地鱼种的过坝需求。另外 , 运行与管理方面主要追求闸坝的经济调度 , 

未考虑鱼类上下洄游习性和洄游周期调节闸坝运行。缺乏维护管理和原型监测 , 鱼道经常被 

泥沙、流木或大块石头堵塞 , 对过鱼效果不采取评价和改进。 

我国已有的鱼道大部分是失败的 , 鱼道方面的研究工作也基本陷于停滞状态。其原因大 

概有以下几点 : 我国有关鱼道水力学研究起步较晚 , 缺乏系统研究 , 已建鱼道过鱼效果欠佳 ; 

大多数水利工程建设中采用人工繁殖和繁殖场所的建设代替鱼道 ; 水库养殖业不希望大坝设 

置鱼道 ; 大多数水库管理部门对鱼类的生存和繁殖不重视 , 而更多地强调发电、防洪、灌溉 

鲆等 

等经济和社会的效益 ; 国内外关于大坝建设对鱼类的影响争论很多。 

- 

208


3 鱼道设计中的关键水力学问题 

总结国内外鱼道建设及运行成功经验与失败教训可知 , 鱼道是一个鱼类生态习性与水力 

学等多学科交叉的研究课题 , 其中水力学特征是影响鱼道成功的关键因素之一。鱼道水力学 

主要包括三个关键问题 : 第一 , 鱼道入口附近的水流流态和流速分布 ; 第二 , 鱼道内部流量、 

流速、水深和流态的控制 ; 第三 , 鱼道出口附近的流态及流速分布。其中 , 鱼道进、出口附 

近流态和流速分布要求是鱼道水流和其他泄水建筑物的水流衔接问题 , 而鱼道内部水流控制 

是水力学意义上的消能问题。 

3.1 鱼道入口附近的水流流态和流速条件 

上溯的鱼类一般具有逆流上溯的行动习性 , 如何创造鱼道入口附近的流态和流速分布是 

鱼道成功与否的关键问题之一。鱼道作为水利工程的补助设施 , 其整体布置受制于其他工程 

设施的布置条件 , 但其入口附近的水流流态和流速条件直接影响鱼类通过鱼道上下行效果 , 

布置时必须综合考虑目标鱼种的生态习性、枢纽整体布置、水文资料、地理位置及周边环境 

等因素。在鱼道泄流、电厂尾水等其他建筑物泄流以及下游河道水流的共同作用下所形成的 

鱼道入口附近的水流必须满足上溯鱼类能够集结并顺利进入所需的水流条件。 

3.2 鱼道内流量、流速、水深和流态控制 

鱼类进入鱼道之后能否顺利上溯与鱼道内部的流量、流速、水深和流态有关。鱼道内部 

流态、流速应体现河流鱼类溯河或降海时期河道水文水力学条件 , 其本质是传统水力学的消 

能问题 , 即通过采取不同消能方式在预定的鱼道长度内消除闸坝上下游水头差 , 同时形成适 

合上溯鱼类身体特征、游泳能力、跳跃速度以及行为特征所需的水流条件。 

[5] 

根据消能方式的不同 , 将鱼道大致可分为水池式消能和阻流式消能控制两种。其中 , 

水池式消能是通过溢流或孔口出流 , 在水池内降低部分流速水头。而阻流式消能是通过鱼道 

底部铺设粗石或侧壁设置导流板等方式增加抵抗水流能力 , 形成旋涡流或扰流而降低流速水 

头的消能方式。当然 , 以上分析主要针对过流形式的鱼道 , 而鱼梯、鱼闸等其他过鱼设施中 

不用考虑流量、流速等水力要素。 

3.3 鱼道出口 

鱼道出口的水流条件与位置的选择应结合相关设施运行工况条件以及鱼道运行所形成 

的出口附近的水流流态、流速分布 , 防止出现上溯的鱼类通过相关设施的泄流而又回到下游 

河道的所谓的倒退现象的出现。不能造成大量泥沙淤堵鱼道进口或进入鱼道 , 同时应具有调 

节流量的能力。 

鱼类通过鱼道上溯并通过后 , 从流速较快的鱼道到流速相对缓慢的水工建筑物上游水域 

时可能失去继续上溯的方向。具有稳定主流的位置不仅是鱼道出口选择的理想处 , 也是其他 

主要泄流或取水等水工建筑物入口的理想位置。因此 , 需要在综合考虑和评价鱼道出口和其 

他取水建筑物泄流所形成的流态和流速分布的基础上确定鱼道出口的位置。 

4 鱼道设计要点 

鱼道设计时在认真研究目标鱼种、设计条件、水力条件、地形、主要水工建筑物、合适 

的入口和出口位置等基础上 , 选择鱼道位置、形式、规模、坡度 , 同时根据需要创造诱鱼水 

流条件 , 必要时重新布置和调整整个建筑物各要素的位置。 

209


4.1 鱼道形式的选择 

国内外研究者通过大量的研究和观测基础上 , 已经提出了水池式、堰式、隔板式、近自 

然河道式、升降机式和鱼闸等各种鱼道形式。每种鱼道针对不同的鱼种或形成不同的水流条 

件 , 以适应目标鱼类顺利通过闸坝等挡水建筑物。鱼道形式的选择需要考虑水工建筑物种类 

和规模、落差大小、水位变动范围、鱼道流量、鱼道上下游河道及河床冲刷变化程度、地形 

条件和过坝鱼类的游泳能力和游泳形态等多种因素。 

4.2 鱼道布置 

鱼道的横断面位置应结合鱼类上溯路线布置。如 , 游泳能力较弱的小型鱼种通常顺着河 

岸游动 , 因此布置鱼道时考虑沿岸位置。当同时布置几种鱼道时 , 各种鱼道类型都具有各自 

的水流特点 , 应将流速较快的鱼道布置在河道中心部位 , 流速较缓慢的鱼道布置在河岸一侧。 

鱼道入口应布置在鱼类容易发现且顺利进入鱼道内的位置 , 而鱼道出口应布置在上溯鱼类安 

全且迅速能够继续上溯的位置。同时 , 结合防灾和管理 , 选择日常管理较方便的位置。 

4.3 鱼道流量和设计流速 

鱼道流量与流速等水力要素的选择需要结合挡水建筑物运行流量和上下游水位关系 , 同 

时考虑目标鱼种溯河或降河时期的河道流量、流速和水位等因素确定通过鱼道的流量、流速 

范围。目标鱼种通过鱼道的季节一般为非汛期 , 因此确定鱼道流量时也可作为闸坝下游河道 

生态所需流量的一部分来考虑。 

鱼道设计时需要考虑的流速包括鱼道内最大流速、鱼道入口附近诱鱼水流流速、鱼道出 

口附近流速分布等。其中 , 鱼道内最大流速是根据上溯鱼类的游泳能力而确定 , 即鱼道内流 

速应小于上溯鱼类中游泳能力最小的鱼种的游泳能力。 

4.4 鱼道各要素的确定 

日本国土交通省河川局在《鱼类容易上溯河流建设指南》 [6] 中对鱼道坡度、长度和落差 

等各要素取值范围进行了规定 , 可供其他鱼道设计参考。其中 , 阶梯式鱼道坡度约为 1/10~ 

1/20、铺粗石的斜槽式鱼道约为 1/20、丹尼尔式鱼道大于 1/10 坡度为宜 ; 在确保必要的坡 

度以内尽量缩短鱼道长度 ; 阶梯式鱼道落差一般在 10~20cm。 

在鱼道宽度和池长方面 , 除了全断面鱼道之外 , 适当选择鱼道宽度即可 ; 池长的确定应 

防止产生池长过短引起的横向水流。 

在水深和隔墙形状方面 , 最浅部位水深 ( 池式为隔墙顶部 ) 为鱼身高 2 倍 ; 阶梯式鱼道 

隔墙顶端为斜面或 R 字型 , 厚度为 20~30cm。 

在鱼道上下游端高度方面 , 上游端基本与上游最低水位齐平 ; 下游端考虑河床冲刷 , 适 

当回填鱼道下游端部位。 

4.5 附带设施 

鱼道设计中附带设施包括调节流量装置、创造诱鱼水流装置、鱼道内的休息场所和过鱼 

计数装置等。其中 , 调节流量装置是根据需要调节鱼道流量 , 满足鱼道内部流态、流速等适 

合鱼类上溯游动 ; 创造诱鱼水流装置是增加鱼道进口附近的流量 , 使诱鱼水流流速比鱼道流 

速的 2 倍以上 ; 鱼道内的休息场所是鱼道内部的休息水池比其他水池大 , 且坡度缓 , 容积大。 

5 结语 

本文通过对国内外鱼道建设及运行效果调查分析 , 总结了大坝、闸等挡水建筑物鱼道建 

210


设成功与失败的原因 , 指出了鱼道进口诱鱼水流条件、进口附近和鱼道内部流态及流速分布 

是鱼道设计中的关键水力学问题 , 在此基础上探讨了鱼道设计要点。应该注意的是影响鱼道 

过鱼效果的原因是多方面的 , 在设计时应充分研究和调查河道鱼的种类、生理特征、生态和 

生活习性、分布情况 , 在分析河流水文水力学变化特征的基础上 , 通过模型试验和数值计算 

等方法选择适合该河流鱼种的鱼道形式和各种要素尺寸 , 并采取综合的运行管理措施 , 重视 

原型观测工作 , 评价鱼道过鱼效果 , 改进鱼道形式和运行管理方式。 

参考文献 

[1] 国家环境保护总局 .《水利水电建设项目河道生态用水、低温水和过鱼设施环境影响评价技术指南 ( 试 

行 )》[M].2006.1. 

[2] 王兴勇 , 郭军 . 国内外鱼道研究与建设 [J]. 中国水利水电科学研究院学报 ,2005-3,222-226。 

[3] North pacific division U.S Army Corps of Engineers, 2004 Annual fish passage report Columbia and Snake 

rivers for Salmon, Steelhead, Shad and Lamprey[R]. 

[4] Gerd Marmulla.Dams, fish and fisheries Opportunities, challenges and conflict resolution[M].FAO, Roma, 

2007. 

[5] ダム水資源地環境整備センター編 . 最新魚道の設計 - 魚道と関連施設 [M.1 版 . 日本 : ダム水資 

源地環境整備センター, 信山社サイテック,1998. 

[6] 日本国土交通省河川局 . 魚がのぼりやすい川づくりの手引き[EB/OL], 

http://www.mlit.go.jp/river/shishin_guideline/kankyo/kankyou/sakana_tebiki/index.html. 

211


* 

竖缝 - 潜孔组合式鱼道进鱼口渠段三维紊流数值模拟研究 

黄明海 

1 

周赤 

1 

张亚利 

2 

刘志雄 

1 

(1. 长江科学院湖北武汉江岸区九万方 1 号 430010 hmh_hk@126.com 

2. 长江勘测规划设计研究有限责任公司湖北武汉解放大道 1863 号 430010) 

摘要本文应用标准 K-ε 紊流数学模型对竖缝和潜孔组合式鱼道进鱼口渠段紊动水流进行了三维数 

值模拟。计算分析了鱼道池室、竖缝和潜孔等部位的流量、自由水面、流速、涡量以及紊动能等水力 

学参数。利用计算结果得出的流量系数与经验值比较 , 验证了计算成果的合理性。计算结果表明该组 

合式鱼道各池室内水面平缓 , 水位落差主要集中在竖缝处 , 大流速主要出现在竖缝和潜孔过流断面 , 

底部流速大于水面流速 , 大涡量主要分布在竖缝和潜孔进口转角及两侧边壁处 ; 较大紊动能主要出现 

在竖缝、潜孔断面中部及其下游局部区域。 

关键词竖缝 ; 潜孔 ; 组合式鱼道 ; 标准 k-ε 紊流模型 ; 数值模拟 

1 前言 

为了满足经济快速发展对防洪、电力、航运、供水等多方面的需求 , 世界各国修建了许 

多水闸和水坝。但是 , 这些水闸和大坝可能对河道中鱼类的洄游、繁殖和衍生等造成不同程 

度的影响。鱼道是一种保护水生物种资源的工程措施 , 可以沟通鱼类洄游路线、恢复鱼类洄 

游生活 , 能进行生殖、索饵或索饵洄游 , 对于保护水产资源 , 发展渔业生产有一定的积极作 

[1]、[2] 

用。国内外根据水利工程的特点及过鱼的要求修建了各种类型的鱼道 , 其中有许多成 

功与失败的实例。 

鱼类对通过鱼道的流量、流场及紊流等水力学特性有较严格的要求 , 水流条件是鱼类能 

否顺利通过鱼道关键影响因素 , 是设计成功与否的关键。在当前提倡人与自然和谐发展的大 

前提下 , 如何考虑大坝的建设与生态环境之间的协调关系 , 如何有效的解决鱼类洄游通道问 

题 , 还需要深入鱼道水力学特性研究。国内外已有学者利用经验公式、模型试验和数值模拟 

[3]~[10] 

等方法 , 研究分析了各种形式的鱼道水力学特性。本文采用三维紊流数学模型对竖缝 

和潜孔组合式鱼道紊动水流特性进行探索研究 , 分析了组合式鱼道进鱼口渠段的流量、自由 

水面、流速及紊流等水力学参数 , 为鱼道的水力设计提供参考依据。 

2 竖缝 - 潜孔组合式鱼道结构概况 

本文根据长江中上游江段某水电站工程特点和过鱼要求 , 研究提出竖缝和潜孔组合式 

鱼道结构布置。鱼道由进鱼口段、正常渠段和出鱼口段组成。本研究以鱼道其中一个进鱼口 

段和其附近正常渠段组成的进鱼口渠段作为主要研究对象 , 当选择该进鱼口进鱼时 ,1 号控 

制闸打开 , 正常渠段下游的 2 号控制闸关闭 , 具体鱼道结构布置见图 1。进鱼口段与水电站 

下游长江干流衔接 , 该渠段为平底 , 高程为 0.0m, 断面为矩形 , 宽 2.5m; 正常渠段为矩形 

断面 , 宽 4.0m, 各池室内底坡为 3.0%, 单个池室长为 4.6m, 上游进口断面底高程为 0.35m。 

鱼道隔板采用竖缝和潜孔组合式 , 导墙厚度为 0.3m, 导墙一侧距池室边墙 0.4m 布置一个 0.8m 

宽的竖缝 , 导墙另一侧靠近底部设置 5 个 0.46m×0.46m 的正方形潜孔 , 相邻导墙竖缝及潜 

孔采用交替方式布置 , 相邻池室设计平均水位落差为 0.14m。 

* 

资助项目 :2008 年中央级公益性科研院所基本科研业务费资助项目 (YWF200812) 

212


2.5m 

进鱼口段 

i=0.0% 

水流出口 

2 

3 

4 

水流进口 

2.8m 0.4m 

1 i=3.0% 

i=0.0% 

i=3.0% 

1 

2 3 4 

16.95m 4.6m 4.6m 2.3m 

正常渠段 

4m 

3m 

0.8m 

i=3.0% 

i=0.0% 

i=3.0% 

图 1 竖缝 - 潜孔组合式鱼道结构示意图 

本文根据长江中上游江段某水电站工程特点和过鱼要求 , 研究提出竖缝和潜孔组合式鱼 

道结构布置。鱼道由进鱼口段、正常渠段和出鱼口段组成。本研究以鱼道其中一个进鱼口段 

和其附近正常渠段组成的进鱼口渠段作为主要研究对象 , 当选择该进鱼口进鱼时 ,1 号控制 

闸打开 , 正常渠段下游的 2 号控制闸关闭 , 具体鱼道结构布置见图 1。进鱼口段与水电站下 

游长江干流衔接 , 该渠段为平底 , 高程为 0.0m, 断面为矩形 , 宽 2.5m; 正常渠段为矩形断 

面 , 宽 4.0m, 各池室内底坡为 3.0%, 单个池室长为 4.6m, 上游进口断面底高程为 0.35m。 

鱼道隔板采用竖缝和潜孔组合式 , 导墙厚度为 0.3m, 导墙一侧距池室边墙 0.4m 布置一个 0.8m 

宽的竖缝 , 导墙另一侧靠近底部设置 5 个 0.46m×0.46m 的正方形潜孔 , 相邻导墙竖缝及潜 

孔采用交替方式布置 , 相邻池室设计平均水位落差为 0.14m。 


3.1 控制方程及离散方法 

鱼道三维紊流流动采用雷诺时均 N-S 方程描述 , 紊流模型采用标准 K-ε 双方程模型 , 

其中引入 VOF 方法处理自由水面。 

控制方程包括连续性方程、动量方程、紊动能 k 方程、紊动能耗散率 ε 方程 : 

连续性方程 

r rui 

+ 

t x 

i 

= 0 

(1) 

动量方程 

rui 

t 

 

+ 

x 

j 

p 

ui 

j 

( uiu 

j 

) ê( t 

) ç 

 

r = - + m + m + ÷ ú - gi 

x 

i 

é 

x 

j êë 

æ 

ç 

è x 

j 

u 

x 

i 

öù 

÷ 

øúû 

(2) 

紊动能 k 方程 

rk 

ruik 

 

+ = 

t x x 

i 

i 

éæ 

m ù 

t 

ö k 

ê 

çm 

+ ú + - re 

ë s 

÷ G 

è k ø xi 

û 

(3) 

紊动能耗散率 ε 方程 

re ruie 

éæ 

m ö 

t e ù 

+ = ê m ú + Ce1 

t xi 

x 

ç + 

i ë s 

÷ 

è e ø xi 

û 

e 

G 

k 

- C 

e 2 

2 

e 

r 

k 

(4) 

213


式中 ,t 为时间 ,ui 为时均流速分量 ,xi 为坐标分量 ,ρ 为密度 ,μ 为粘性系数 ,p 为压力 , 

μt 为紊动粘性系数 ,μt=ρCμk 2 /ε,k 为紊动能 ,ε 为紊 (m) 动能耗散率 ,G 为紊动能产生 

项 ,G =μt(əui/əxj+ əuj/əxi)əui/əxj, 各项紊流常数取值为 Cμ=0.09,σk=1.0,σε=1.3, 

Cε1=1.44,Cε2=1.92。 

采用 VOF 方法处理自由水面 , 采用流体容积分数 αq( 水相 αw, 气相 αa) 描述水和气 

自由表面的各种变化 , 水气界面的跟踪即通过求解该连续方程来完成 , 第 q 相流体输运控制 

方程为 : 

a 

q 

t 

+ u 

i 

a 

x 

q 

i 

= 0 

(5) 

在每个控制体内 , 水和气的体积分数之和满足 αw+αa=1 关系。引入 VOF 模型后 , 混合流体 

的密度可表示为 :ρ=αwρw+(1-αw)ρw, 混合流体的粘性可表示为 :μ=αwμw+(1-αw)μa。 

采用控制容积法对方程组进行离散 , 速度压力耦合采用 PISO 算法。 

3.2 计算区域及网格划分 

本数学模型计算区域取鱼道进鱼口段和正常渠段控制闸至上游 2 个池室部分渠段。采用 

六面体网格 , 单元网格垂向大小为 0.05m, 水平方向大小为 0.10m, 总网格单元数为 1016890。 

计算区域及网格划分见图 2。 

X 

Z 

Y 

图 2 计算区域及网格划分 

3.3 边界条件 

(1) 上游进口断面 : 采用总压力边界条件 , 控制总水头为 2.35m; 紊动能 k 和紊动能耗 

散率 ε 由经验公式得出 :k=0.00375u 2 3/4 

,ε= Cμ k 3/2 /l, 其中紊流尺度 l=0.07L。 

(2) 下游出口边界 : 采用压力边界条件 , 

控制自由水面高程为 2.0m; 假定流动为充分发展 ,əv/əx=ə k əx=əε/əx=0。 

(3) 顶面大气进口 : 采用大气压力进口边界条件 

(4) 固壁边界 : 壁面采用无滑移边界条件 , 对粘性底层采用壁函数法来处理。 

214


图 3 自由水面等值线图 

4 计算结果及分析 

4.1 自由水面 

自由水面水位等值线图见图 3, 从图中看出计算区域内各池室内水面较为平缓 , 相邻池 

室经过导墙后水面变化较为明显 , 竖缝处产生明显跌水 , 各池室内最低水位均出现在竖缝下 

游附近。计算结果得出 : 进鱼口段 1 号池室水位在 1.96~2.03m 之间 , 平均水位为 2.00m, 

其中转弯段水位较为平缓 ,2-2 断面竖缝处水位落差约为 0.16m;2 号池室内水位在 2.09~ 

2.16m 之间 , 平均水位为 2.13m,3-3 竖缝处水位落差约为 0.14m;3 号池室内水位在 2.21~ 

2.28m 之间 , 平均水位为 2.25m, 4-4 断面竖缝处水位落差约为 0.13m;1~3 号池室内水位 

变幅均在 0.07m 以内 , 相邻池室平均水位落差分别为 0.13m、0.12m。 

4.2 流量 

[11] 

竖缝和潜孔流量及流量系数计算结果见表 1, 其中流量系数利用相关研究提出的竖缝 

(Qs=CdbH1(2gΔh) 0.5 ) 和潜孔 (Qo=CdS(2gΔh) 0.5 ) 流量经验公式推算得到 , 式中 :Qs 为竖缝 

流量 (m 3 /s),Cd 为流量系数 ,b 为竖缝宽度 (m);H1 为竖缝上游水深 (m),Δh 为相邻池室 

水位落差 (m),S 为潜孔面积 (m 2 )。计算得出竖缝流量系数在 0.67~0.75 之间 , 潜孔流量 

[11] 、[12] 

系数为 0.64~0.92, 与有关文献提出的竖缝和潜孔流量系数 0.65~0.85 的取值范围 

较为接近 , 说明本数学模型计算成果具有一定合理性。 

断 

面 

编 

号 

竖缝流量 

表 1 竖缝和潜孔水力学参数计算成果表 

潜孔流量 Qo(m 3 /s) 流量系数 Cd 平均流速 V(m/s) 

Qs(m 3 /s) 1 # 2 # 3 # 4 # 5 # 

总流量 

Qt(m 3 /s) 竖缝 1 # 2 # 3 # 4 # 5 # 

竖缝 1 # 2 # 3 # 4 # 5 # 

2-2 1.93 0.27 0.3 0.280.230.27 3.29 0.680.780.800.73 0.640.711.211.281.421.32 1.091.28 

3-3 1.79 0.260.340.270.340.29 3.29 0.670.740.920.84 0.900.771.121.231.611.28 1.611.37 

4-4 1.92 0.270.280.270.270.27 3.29 0.750.870.890.87 0.880.871.201.281.321.28 1.281.28 

215


从表 1 中的数据可知 , 本组合式鱼道竖缝过流流量为 1.79~1.93m 3 /s, 潜孔过流流量为 

0.23~0.34 m 3 /s, 其中各竖缝、潜孔过流流量差异主要因为池室内流速空间分布不同产生。 

整个鱼道过流流量为 3.29 m 3 /s。 

4.3 流速分布 

图 4 为距渠底 0.23m、1.15m 平面和自由水面流速等值线分布图。从图中可以看出 : 距 

渠底 h=0.23m 处 , 平面流速分布较为顺直 , 潜孔和竖缝过流同为主流 ,2 号和 3 号池室内大 

部分流速在 1.0m 以上 ;h=1.15m 平面 , 竖缝和潜孔处流速较大 , 水流经过竖缝后偏向池室 

边墙 , 导墙背面出现部分低流速区 ; 自由水面水流经过竖缝后偏向池室边墙 , 池室内主流呈 

弯曲状 , 在较长导墙背面出现较大回流区 ; 随着距渠道底部越近 , 其平面流速分布较为均匀 , 

接近水面 , 其水流弯曲较大。在进鱼口直线段内流速稍微偏向外侧边墙 , 沿垂向分布较为均 

匀 , 平均流速为 0.66m/s。竖缝和潜孔平均流速计算结果见表 1, 竖缝平均流速为 1.12~ 

1.21m/s, 潜孔流速为 1.09~1.61m/s。2-2~4-4 横向断面流速等值线分布见图 5。从图中 

可看出 : 在上游 4-4 断面竖缝和潜孔流速值分布较为对称 , 竖缝中部和底部流速较大 , 最大 

值为 1.56m/s, 两侧有约 15cm 宽、垂向分布的低流速带 , 潜孔最大流速为 1.62~1.67m/s; 

下游的 3-3 断面竖缝主流偏向渠道边墙 , 潜孔处主流也和竖缝同方向便偏移 , 竖缝处低流速 

带宽度加大为 0.2m, 竖缝最大流速为 1.72m/s, 潜孔最大流速为 1.57~2.00m/s;2-2 断面 

流速分布同样偏向一侧边墙 , 竖缝最大流速为 1.75m/s, 潜孔最大流速为 1.51~1.82m/s; 

并且底部流速高于水面流速 , 此现象与 Wu et al. (1999) [10] [13] 

研究成果一致。文献指出 

鲤鱼在均匀水流中 , 能克服最大流速为 0.5~1.0m/s, 在流动孔道中 , 流速为 0.8~1.2m/s, 

鲟鱼的相应流速为 0.8~1.2m/s 和 1.0~1.5m/s, 鲑鱼的相应流速为 1.5~2.5m/s 和 2.0~ 

3.0m/s。本文组合式结构鱼道的竖缝、潜孔平均流速为 1.09~1.61m/s, 最大流速为 1.51~ 

2.0 m/s, 该鱼道流速分布可满足鲤鱼、鲟鱼和鲑鱼等鱼类通过要求。各池室部分区域存在 

低流速区 , 可为鱼类提供休息场所。 

10 

water surface 

10 

water surface 

Y(m) 

5 

vel(m/s): 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.9 1.0 1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 1.6 

Y(m) 

5 

0 

0 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

10 

h=1.15m 

10 h=1.15m 

Y(m) 

5 

vel(m/s): 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 

Y(m) 

5 

0 

0 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

10 

h=0.23m 

10 h=0.23m 

Y(m) 

5 

vel(m/s): 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 

Y(m) 

5 

0 

0 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

图 4 不同水深平面流速等值线和流线图 

216


vel(m/s): 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 

2-2 profile (X=16.95m) 

vel(m/s): 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 

3-3 profile (X=21.55m) 

vel(m/s): 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 

4-4 profile (X=26.15m) 

2 

2 

2 

Z(m) 

Z(m) 

Z(m) 

1 

1 

1 

0 

0 

0 

0 1 2 3 4 

Y(m) 

0 1 2 3 4 

Y(m) 

0 1 2 3 4 

Y(m) 

图 5 2-2~4-4 导墙竖缝和潜孔横剖面流速等值线图 

4.4 涡量和紊动能分布 

鱼道内的涡量和紊动能等水动力学特性对浮游鱼类通过具有一定影响。Odeh 等人在 

2002 年研究发现浮游鱼类迁徙过坝与紊动尺度有关。Lupandin 在 2005 年研究了水流紊动 

对河鲈的游动速度影响 , 指出紊动可能减慢鱼类的反应 , 对中小鱼类洄游影响的更加明显。 

不同水深平面涡量、紊动能分布分别见图 6 和图 7。从 6 图中可看出 : 在进鱼口直线段和转 

弯段涡量非常小 , 正常渠段内竖缝和潜孔进口转角及两侧边壁涡量较大 , 最大涡量达 15s -1 ; 

越靠近渠底 , 大涡量分布范围逐渐扩大 , 说明流动区域越复杂该区域涡量越大。从图 7 中可 

看出 : 在进鱼口直线段紊动能非常小 , 正常渠段内竖缝、潜孔及其下游局部区域紊动能较大 , 

最大紊动能 k 达 0.27m 2 /s 2 ; 越靠近渠底 , 大紊动能 k 分布范围逐渐扩大。 

10 

water surface 

10 

water surface 

Y(m) 

5 

vorticity(1/s): 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 

Y(m) 

5 

k(m2/s2): 0.02 0.06 0.10 0.14 0.18 0.22 0.26 0.30 

0 

0 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

10 

h=1.15m 

10 

h=0.23m 

Y(m) 

5 

vorticity(1/s): 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 

Y(m) 

5 

k(m2/s2): 0.00 0.03 0.06 0.09 0.12 0.15 0.18 0.21 0.24 0.27 

0 

0 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

10 

h=0.23m 

10 

h=1.15m 

Y(m) 

5 

vorticity(1/s): 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 

Y(m) 

5 

k(m2/s2): 0.00 0.03 0.06 0.09 0.12 0.15 0.18 0.21 0.24 0.27 

0 

0 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

0 5 10 15 20 25 

X(m) 

图 6 不同水深及水面涡量等值线图 

图 7 不同水深及水面紊动能等值线图 

217


5 结论 

本文利用计算结果得出的流量系数与经验值比较 , 说明数学模型和计算成果具有一定得 

合理性。计算结果表明 : 各池室内水面较为平缓 , 相邻池室经过导墙后水面变化较为明显 , 

竖缝处产生明显跌水 , 各池室内最低水位均出现在竖缝下游附近 ; 组合鱼道渠底平面流速分 

布较为均匀 , 接近水面水流弯曲较大 ; 竖缝和潜孔流速较大 , 底部流速大于表面流速 , 在进 

鱼口直线段内主流稍微偏向外侧边墙 , 沿垂向分布较为均匀 ; 竖缝和潜孔进口转角及两侧边 

壁涡量较大 ; 竖缝、潜孔及其下游局部区域紊动能较大。 

参考文献 

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[2] 王兴勇 , 郭军 . 国内外鱼道研究与建设 [J]. 中国水利水电科学研究院学报 .2005,3(3).-222-228. 

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[4] 宋德敬 , 姜辉 , 关长涛 , 陈庆生 . 老龙口水利枢纽工程中鱼道的设计研究 [J] . 海洋水产研 

究 .2008,29(1).-92-97. 

[5] Md.Zulhash Uddin, K.Maekawa, H.Ohkubo. 阶梯形鱼道中的滚动流研究 [J]. 长江流域资源与 

环境 .2001,10(1),60-67. 

[6] Barton A F,Keller R J.3D free surface model for a vertical slot fishway [C].XXX IAHR congress.Theme 

C,vo1.Ⅱ.AUTh.Th essaloniki.Greece.August 2003.4O9—416. 

[7] TeresaTeijeiroRodrguez ,J.PuertasAgudo ,LuisPenaMosquera ,E.PenaGonzalez . Evaluating vertical-slot 

fishway designs in terms of fish swimming capabilities,ecological engineering ,27 (2006)37-48. 

[8] L.J.Alvarez-Vazquez ,A.Martinez ,C.Rodriguez .M.E.Vazquez-Mendez,M.A.Vilar Optimal shape design 

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Engineering, ASCE, Vol. 125, No. 4, 351-360, 1999. 

[11] ANDREW F.J.The use of vertical-slot fishways in British Columbia, Canada. Proc.Int. Symp. on fishways, 

Gifu, Japan, 267-274, 1990. 

[12] Washington Department of Fish and Wildlife,FISHWAY GUIDELINES FOR WASHINGTON STATE , 

April 25, 2000. 

[13] 张光斗 , 王光纶 . 专门水工建筑物 [M]. 上海 : 上海科学技术出版社 ,1999.12. 

218


城市雨水资源化利用模式研究 

张磊 

1 

蔡明 

1,2 

仇杰 

3 

(1. 西安理工大学水利水电学院陕西西安金花南路 5 号 710048 leier1113@sohu.com 

2. 黄河勘测规划设计有限公司河南郑州金水路 109 号 450003 

3. 黑河流域管理局甘肃兰州庆阳路 458 号 730030 ) 

摘要本文分析了国内外雨水资源化利用现状、雨水利用的可行性、必要性 , 提出了影响我国雨水利 

用的主要因素 , 提出了我国城市雨水利用原则及利用模式 , 并对雨水资源化利用提出了合理化建议。 

关键词雨水资源化 ; 可行性 ; 影响因素 ; 利用途径 

1 国内外雨水利用现状 

雨水作为一种很有价值的水资源 ,20 世纪 60 年代初发达国家就已开始重视雨水的资源化 

利用研究。德国的雨水利用起源于 1970 年后的环保运动 , 是欧洲开展此项工程最好的国家之 

一。德国城市街道雨水管道口均设有截污挂篮 , 以拦截雨水径流携带的污染物 , 部分雨水则 

[1] 

进入雨水池或人工湿地 , 作为水景或继续处理使用。美国雨水利用常以提高天然入渗能力 

为目的 , 在许多城市建立了由屋顶蓄水和就近入渗池、井、草地、透水地面组成的地表回灌 

系统。日本是在城市中开展雨水资源化利用规模最大的国家 , 其所集蓄的雨水主要用于冲洗 

厕所、浇灌草坪 , 也用于消防和发生灾害时应急使用。目前德国、美国、日本等国家的雨水 

利用技术已经进入了产业化和标准化阶段。此外 , 在联合国开发署和世界银行等国际组织的 

资助下 , 一些非洲、拉丁美洲的国家也都相继开展了雨水资源化利用工作。 

我国对雨水资源的利用和开发起步比较晚 , 还处在探索和研究阶段。20 世纪 80 年代 , 我 

国西部干旱缺水地区开展了雨水利用试验示范研究 , 如甘肃省 “121 雨水集流灌溉工程 ”、 

内蒙古 “112 集雨节水灌溉工程 ”、宁夏 “ 窖水蓄流节灌工程 ” 等。进入 90 年代以来 , 随着 

城市化带来的水资源紧缺和环境与生态问题 , 北京、上海、大连、哈尔滨、西安等城市已经 

开始雨水资源化利用的实践。北京市的城市雨水利用工程已经走入了实施推广阶段 , 一批雨 

水工程已经得到实施 , 在 2008 年北京奥运会场馆建设中就采用了雨水利用技术。 

2 雨水资源化利用可行性 

2.1 严峻的城市水资源 

城市化速度加快 , 使得水资源供需矛盾加剧 , 相继产生了城市水资源短缺和水环境恶化 

问题 , 影响了城市的持续发展。据统计 , 我国每年因缺水造成的工业产值损失近 2000 亿元 

[2] 

。我国不仅水资源匮乏 , 而且时空分布极为不均 ,70% 的地下水和 90% 的地表水分布在面积 

不到 50% 的南方地区 , 只有 30% 的地下水和 10% 的地表水分布在北方地区。我国缺水城市主 

要分布在华北、西北、胶东及沿海地区 , 有的已到了严重制约城市发展的地步 , 城市水资源 

短缺问题已经引起了重视 , 许多大城市都在研究开辟新水源的问题 , 人们对于城市雨水资源 

利用的兴趣逐渐增加。 

2.2 丰富的雨水资源 

我国雨水资源丰富 , 多年平均降雨量约为 6.19 万亿 m 3 。但是在城区 , 传统的雨水处理 

219


方式大多为直接排放 , 如果对其加以开发利用 , 是有效增加可用水资源量的重要途径。 

2.3 较好的雨水水质 

雨水中污染物质的浓度与降雨地区的污染程度有着密切的关系。雨水中的杂质是由降水 

中的基本物质和所流经的地区造成的外加杂质组成 , 主要含有氯、硫酸根、硝酸根、钠、氨、 

钙和镁等离子 ( 浓度大多在 10mg/L 以下 ) 和一些有机物质 ( 主要是挥发性化合物 ), 同时还存 

在少量的重金属 ( 如锡、铜、铬、镍、铅、锌 ) [3,4] 。这些污染物绝大部分都集中在初期降雨 

中 , 后期雨水水质相对较好 , 经过简单处理的雨水应用于城市绿化用水和洗车用水、工业循 

环冷却水以及景观娱乐用水是完全可以的。 

2.4 雨水资源化利用的作用 

城市雨水资源化利用在改善城市用水紧张、城市水环境状况、恢复城市良性水循环等方 

面具有不可替代的作用。 

(1) 对收集的雨水进行简单的处理可以用于一些对水质要求不高的城市杂用水上 , 可以 

缓解城市用水紧张的情况。 

(2) 在居民小区、休闲广场、大型建筑、工厂厂区等场所适当规划建造雨水设施 , 因地 

制宜的利用周围景观 , 构造人与自然和谐相处的系统。 

(3) 雨水渗透可以提高地下水位 , 补充涵养地下水。 

(4) 雨水收集处理利用、雨水渗透等措施可以减轻市政管道负荷 , 节约污水处理厂投资。 

(5) 可以减少地面径流、抑制洪灾发生。 

2.5 政策支持 

《中华人民共和国水法》第二十四条明确指出 ,“ 在水资源短缺的地区 , 国家鼓励对雨水 

和微咸水的收集、开发、利用和对海水利用、淡化。” 

《建筑与小区雨水利用工程技术规范》从水量与水质、系统选型、土壤入渗系统设计、 

雨水收集系统、雨水储存与回用系统、水质处理、施工质量验收与维护管理等方面做了具体 

规定。 

我国《绿色建筑技术导则》规定了绿色建筑要采用雨水、污水、废水分流系统 , 最大程 

度降低地表径流 , 采用多种渗透措施增加雨水自然渗透量。 

2001 年国务院批准了包含有雨洪利用规划内容的《21 世纪初期首都水资源可持续利用 

规划》, 推动北京市的城市雨水资源化利用走在了全国前列。 

《深圳市建设项目用水节水管理办法》规定 , 新建 3 万平方米以上的小区必须利用雨水。 

《深圳市创建节水型城市和社会行动方案》规定 , 自 2007 年开始 , 凡新建公园绿地、景观、 

道路清扫等用水 , 一律从污水回用 , 中水、雨洪利用等非传统水资源开发利用渠道解决。 

这些政策的制定和实施 , 必将进一步推动我国对雨水资源利用的进程。 

3 影响雨水资源化利用的因素 

3.1 可有效利用的雨水资源量 

[5] 

已有研究表明 , 年降水量在 250mm 以上的地区即可进行雨水径流收集贮留。对于城市 

来说 , 城市内的不透水面面积急剧增加 , 使得城市的地表径流系数远大于城市化之前的径流 

系数。因此 , 我国大部分城市都有可供收集利用的雨水径流量。 

220


3.2 雨水利用技术 

从雨水利用的技术上来讲 , 如雨水的收集储存或回灌利用 , 需要控制雨水收集质和量的 

问题。鉴于初期雨水径流水质污染严重的问题 , 收集时应安装初期弃流装置、还应设计收集 

蓄水装置和高效的雨水处理工艺。在国外已经形成了较为成熟的雨水利用技术和规范 , 并且 

在实际应用中已经达到预期的效果。而我国对城市雨水利用研究起步较晚 , 现今还处在摸索 

试验阶段 , 所以应结合我国城市特点 , 研究开发高效、合理、经济可行的技术方法。 

3.3 雨水利用的场所、设施 

雨水利用的场所设施 , 应选择小区、工厂、道路、广场、绿地等场所 , 进行屋面、路面 

雨水收集利用 , 对透水性路面、绿地等渗透场地建造雨水渗透回灌和渗透储留设施。 

3.4 设施的管理和维护 

雨水利用的设备要制定严格的管理办法 , 定期的检查和维护 , 应派专人进行管理维护 , 

实行管理责任制 , 这样才能保证雨水利用顺利进行。 

3.5 成本效益问题 

雨水利用项目的实施 , 不论是增加透水面积促使雨水入渗、修蓄水池储蓄雨水还是对雨 

水进行处理应用 , 都需要增加工程成本 , 这些增加的成本来自于基建投资和运行费用。宋令 

[6] 

勇等对西安某高校校园雨水资源化利用做了效益分析研究 , 得到该校每年进行雨水利用的 

总费用为 35293 元 , 但是由于进行雨水利用一年可节约 190499 元 , 可见进行雨水利用具有 

一定的经济效益。同时雨水利用更多的是体现在社会效益、环境效益上 , 所以评价雨水利用 

还应该看它的社会效益和环境效益。 

4 城市雨水利用模式及途径 

4.1 城市雨水利用的原则 

城市雨水资源利用应遵循 “ 因地制宜 , 优化选用 ; 将雨水利用与雨水径流污染控制、城 

市防洪、生态景观改善相结合 ; 技术措施与非技术措施相结合 , 实行综合整治 , 突出重点 ; 

[7] 

规划设计应兼顾经济效益和社会效益 ; 远近结合 , 考虑远景 ” 的原则。 

按照这一原则 , 对于城区建设 : 

(1) 在透水地面上 , 尽量利用雨水回灌补充地下水。包括 : 

1 在公园、学校、人行道、停车场等铺设或改造透水砖 , 通过透水砖的孔隙吸收雨水 ; 

同时 , 通过透水砖下面铺设碎石、沙砾、沙子组成的反滤层 , 让雨水渗入到地下去。 

2 利用渗水井渗透 , 把雨水管引入渗水井渗入地下。 

3 利用草坪渗透 , 围绕草坪周围垒起一定高度的高沿 , 或将草坪地面降低 , 做成下凹 

式绿地 , 承接和回渗雨水。 

4 采用屋顶绿化。屋顶绿化是一种削减径流量、减轻污染和城市热岛效应、调节建筑 

温度和美化城市环境新的生态技术。 

(2) 在不透水地面上 , 对雨水进行收集储存。对于机关大院、企事业单位家属区、街 

道居民区和各类开发区等人口比较密集的地方 , 可以考虑设置地下储水池 , 并设置相应的去 

除初期雨水器、过滤、沉淀池等装置 , 然后采用抽水泵把所收集的雨水可以在连接相应的雨 

水管道分配到各个居民的家中 , 用于冲厕、洗涤等 , 也可以用于洗车、浇灌绿地、喷泉、消 

防等。对于道路主干道上收集的雨水可以直接用于浇灌道路两旁的绿化带 , 或者在天气炎热 

221


时 , 喷洒路面。屋顶排水一般为集中排水 , 具备了一定的收集条件 , 再配以相应的处理和回 

用系统 , 可以实现雨水集蓄后用于冲厕、浇灌绿地等。 

4.2 城市雨水利用模式 

城市雨水利用总的指导思想为 “ 雨水是资源 , 合理利用在前 , 排放在后 ” [8] , 其利用应 

根据具体城市生态环境用水和建筑物分布特点 , 因地制宜地建造雨水直接利用和间接利用工 

程 , 以达到充分利用城市雨水、提高雨水利用能力和效率的目的。城市雨水利用主要有雨水 

收集、雨水渗透、雨水贮留、雨水净化、雨水利用等几个方式 , 见图 1。 

图 1 雨水利用模式流程图 

5 郑州植物园雨水利用实例 

5.1 工程概况 

郑州地处北温带 , 属大陆性气候 , 四季分明 ; 年均降雨量 640mm,24 小时降雨量多年平 

均值 90mm,7-9 月 3 个月的降雨量占全年降雨量的 55%;1 月降雨量最少 , 为 5-9mm;7 月降水量 

最多 , 为 140-160mm。郑州植物园目前场地为苗圃和林地 , 苗圃的浇灌用水为园区内的 18 口 

深井泵 , 由于长期抽取地下水作为浇灌用水 , 致使地下水位下降。现已建成的雨水回用工程 , 

用作绿化浇灌和水景补充用水水源。植物园总面积 670000m 2 , 其中绿地面积 499793m 2 , 水体 

面积 52709m 2 , 建筑占地面积为 13686m 2 , 园路及铺装场地面积为 103812m 2 。 

5.2 雨水的利用 

5.2.1 雨水收集 

本工程的雨水收集有 3 种方式 : 

(1) 建筑屋面雨水经过落雨管进入到初期弃流装置 , 初期弃流量约为 2mm, 弃流后的雨 

222


水进入市政污水管道 , 再进入城市污水处理厂进行处理排放。 

(2) 绿地中设置透水、集水设施 , 雨水收集到集水井后 , 经过简单过滤处理 , 可用于绿 

化 , 补充水景等。 

(3) 地面硬化的道路、广场等 , 建设透水材料铺装以及建设排水沟 , 进行雨水收集。 

5.2.2 雨水处理 

本工程雨水处理工艺 : 

雨水的处理设备包括有格栅井以及沉淀池。沉淀池下方设有清洗排泥管 , 用来方便槽底 

淤泥的清洗排除 , 以维持沉淀槽的循环使用 , 然后采用砂石过滤器过滤 , 滤后的雨水作为绿 

化浇灌的水源。经过化验 , 雨水的水质明显比一般回收水的水质好 , 可以达到绿化景观用水 

的标准。 

根据水量计算 , 本工程每年可节约自来水 320000m 3 , 这样可以大大减少绿化浇灌和水景 

补充用水的长期运行费用 , 提高水资源的综合利用。本工程的建成 , 不仅节约了水资源 , 而 

且涵养了地下水 , 初期雨水的弃流则对减少环境污染 , 改善城市水环境有着积极的作用。雨 

水利用工程具有很好的经济效益、社会效益和环境生态效益 , 值得积极提倡和推广。 

6 结论与建议 

6.1 结论 

(1) 雨水利用是水资源可持续的有效途径 , 对缓解城市水资源短缺 , 避免洪涝灾害 , 涵 

养地下水源 , 改善生态环境具有重要作用 , 是一个符合可持续发展理念并具有巨大发展潜力 

的领域。 

(2) 我国大多城市仍以地下水为供水水源 , 而地下水的主要补给来自包括雨水在内的天 

然降水。因此 , 我国城市的雨水利用宜采用 “ 地面径流、地面渗蓄、以渗为主、以渗补蓄 ” 

的方式 , 即首先考虑补充地下水 , 涵养地表水的雨水间接利用方式 , 以绿地、园林水体和人 

造透水地面渗透为主。 

(3) 对雨水直接利用进行研究 , 雨水的直接利用可以首选考虑补充景观水体用水。由于 

我国大部分地区年降雨量分布不均 , 雨水收集、处理、回用设备的费用又比较高 , 雨水作为 

生活杂用水或冷却循环水直接利用的经济效益不明显 , 在严重缺水的城市可以考虑这一点。 

6.2 建议 

(1) 加强宣传 , 确立雨水是宝贵资源。通过媒体、社区活动等多种形式进行宣传 , 提高 

全社会雨水资源化利用意识。 

(2) 制定法规 , 鼓励和强化雨水利用。针对我国水资源和环境状况 , 并借鉴发达国家的 

经验 , 合理、充分地利用雨水资源 , 应尽早制定一系列有关雨水利用的法律法规和条例 , 规 

范新建城区、居民小区和工、商业区设计雨水利用及蓄水设施等内容。同时 , 采用鼓励雨水 

利用政策 , 调动开发商和企事业单位的雨水利用的积极性。 

(3) 加强雨水利用的理论和应用技术研究。国外雨水资源利用已经相对成熟 , 我国应借 

鉴国外经验 , 鼓励和加强雨水资源化利用研究工作。 

(4) 制定雨水利用技术指南、技术标准、设计规范 , 以指导雨水利用向规范化、科学化 

方向发展。 

223


参考文献 

[1] 李俊奇 , 车武 . 德国城市雨水利用技术考察分析 [J]. 城市环境与生态 ,2002,15(1):74-94. 

[2] 车武 , 李俊奇 . 城市雨水利用技术与管理 [M]. 北京 : 中国建筑工业出版社 ,2006:10-15. 

[3] 陈卫 , 孙文全 , 孙慧 . 城市雨水资源利用途径及其生态保护 [J]. 中国给水排水 ,2002 年 , 第 15 卷第 6 

期 :26-27. 

[4] 孙常磊 . 西安城市雨水利用分区及不同下垫面雨水径流水质研究 [D]. 西安理工大学硕士学位论文 , 

2005. 

[5] 马进德 , 周亚岐等 . 城市雨水利用及其发展思路与措施 [J]. 陕西环境 ,2004(5):13-15. 

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34 卷第 1 期 :113-115. 

[7] 张晶 . 城市雨水利用与城市水环境改善的研究 [D]. 大连理工大学硕士学位论文 ,2004. 

[8] 车武 , 李俊奇 . 从第十届国际雨水利用大会看城市雨水利用的现状与趋势 [J]. 给水排水 ,2002,28 

(3):12-14. 

224


长江下游局部采砂对防洪安全影响论证研究 

赵燕沈之平骆建宇 

( 长江科学院武汉市江岸区九万方 430010 zhaoyan@mail.crsri.cn) 

摘要扬中河段是长江中下游河道治理规划中的一类重点河段 , 为满足沿江国民经济建设需要 , 本文 

分析了江都海昌港务实业有限责任公司场地平整砂源区 ( 采砂区 ) 附近河床演变的过程 , 认为采砂区 

域的河床除受特殊年水文年冲刷外 , 整个采砂区域基本淤积 , 泥沙可以得到充足补给。文中采用平面 

二维数学模型计算方法从防洪安全、河势、水环境方面对采砂可行性进行了科学论证。 

关键词采砂区 ; 吹填区 ; 数学模型 ; 防洪 ; 河势 

1 前言 

长江河道采砂在经济利益推动下 20 世纪 90 年代前曾经形成了毫无节制的滥采乱挖混乱 

局面 , 加剧了长江局部岸线崩塌 , 给长江防洪、通航安全带来了负面影响。2001 年长江中 

下游干流河段开始全线禁止开采江砂后 , 这种局面才得以控制。从此长江中下游采砂开始走 

上依法 , 科学 , 有序的步骤。随着长江上游来沙量急剧减少 , 下游泥沙补给能力大为减弱。 

合理开采江砂必须顺应河道演变自然规律 , 统筹好维护长江河势稳定、保障防洪和通航安全 

与沿江经济社会发展对河道砂石利用要求的关系 , 科学规划、充分论证 , 力求做到在保护中 

开发 , 在开发中加强保护 , 促进沿江经济社会与资源环境的协调发展。江都海昌港务实业有 

限责任公司对其在江苏省江都市经济开发区的场地吹填平整区 ( 吹填区 ) 和平整场地用砂的 

砂源区 ( 采砂区 ) 选择非常重视 , 从防洪安全、河势、水环境方面对采砂进行了科学论证。 

2 基本概况 

江都海昌港务有限责任公司是安徽海螺集团在江都市设立的独资公司 , 公司主要进行矿 

渣加工出口和煤炭、铁矿石、钢铁中转业务。为了满足集团在江都海螺矿渣加工原料和产品 

的进出口需要 , 按照扬州港总体规划要求 , 江都海昌港务实业有限责任公司拟在江苏省江都 

市经济开发区征用长江深水岸线 830m, 总用地面积 36.1 万 m 2 , 吹填区的范围长度约 750m, 

宽约 270m, 场地主要为农田、水塘和宅地 , 场地地面高程约为 0.52~2.75m。吹填范围面积 

约 20.26 万 m 2 , 拟通过吹填平整后的场地高程约为 2.90m, 需砂量 8.50 万吨 , 控制采砂量 

9.80 万吨。采砂区位于太平洲汊道左汊的落成洲右汊出口处下游 3km 边滩处 , 采砂区面积 

为 11.9 万 m 2 , 控制开采高程为 -10.0m, 平均开采厚度为 0.60m, 采区的储量为 15.3 万吨 , 

采砂区位置见图 1。 

2.1 河道情况 

吹填区和采砂区所在的扬中河段是长江中下游河道治理规划中的一类重点河段 , 上游与 

镇扬河段相接于五峰山 , 下游与澄通河段交界于鹅鼻嘴 , 太平洲、落成洲、砲子洲、禄安洲 

225

492 0 0, 35 9 80 


等布列其中 , 为两端束窄 , 中间展宽的弯曲性分汊河道 , 干流全长约 92km。 

嘶 

马 

河 

吹填区 

引 

江 

边滩 

河 

高港 

小明港 

泰 

沙洲 

三江营 

落成洲 

采砂区 

兴 

北 

沙家港 

市 

潜洲 

长江 

五峰山 

图例 

0m 岸线 

深泓线 

堤线 

0 1 2 3 4 5(km) 

太平洲 

天星洲 

砲子洲 

禄安洲 

界河口 

图 1 太平洲汊道河势图 

根据河道平面形态 , 该河段以界河口为界分为上下两段 , 界河口以上为太平洲汊道段 , 

长约 66km, 汊道最宽处约 11km, 分为左右两汊。左汊为主汊 , 高港灯标以上为其上段 , 即 

嘶马弯道段 , 长约 13.7km, 主流紧贴北岸的嘶马弯道凹岸一侧 , 岸线崩塌曾较为剧烈 , 经 

近期护岸工程实施后 , 岸线趋于相对稳定 , 局部河床仍有冲刷调整。南岸为太平洲凸岸边滩 , 

有落成洲、雷公岛、小沙岛等沙洲依附 , 近期落成洲右汊的分流比略有增加。高港灯标以下 

为太平洲左汊下段 , 河道顺直略有展宽 , 江中有潜洲 , 天星洲 ; 太平洲右汊弯曲窄浅 , 分流 

分沙比多年来维持在 10% 左右。界河口以下为江阴水道。 

2.2 水文泥沙特征 

本河段位于长江下游大通水文站以下约 400km, 本河段与大通水文站之间无较大支流入 

汇 , 且大通水文站是长江下游最后一个径流水文站 , 故采用大通站水文泥沙统计资料代表本 

河段的水文泥沙特性。 

大通站多年平均径流量为 8992 亿 m 3 , 多年平均流量为 28400m 3 /s, 实测历年最大流量为 

92600m 3 /s(1954 年 8 月 1 日 ), 历年最小流量为 4620m 3 /s(1979 年 1 月 31 日 )。多年平均年 

输沙量为 4.14 亿 t, 最大年输沙量为 6.78 亿 t(1964 年 ), 最小年输沙量为 0.849 亿 t(2006 

年 )。2007 年输沙量为 1.38 亿 t, 比多年平均输沙量减少 276 个百分点。其中 20 世纪 50— 

80 年代平均输沙量为 4.68 亿 t/a, 而 20 世纪 90 年代平均值为 3.52 亿 t/a, 减少约 25%。 

三峡工程施工期 (1991 年 —2002 年 ) 大通水文站平均年输沙量为 3.27 亿 t/a, 平均年径流 

量为 9528 亿 m 3 。三峡工程运用后 (2003 年 —2007 年 ) 大通水文站的平均年输沙量为 1.58 

亿 t/a, 平均年径流量为 8148 亿 m 3 , 从中可见三峡工程运用后长江大通水文站的来沙来水 

量大为减少。 

2.3 河道边界条件 

扬中河段位于长江扬子准地台的江南隆起与苏北坳陷构造区 , 紧邻宁镇弧形褶皱带。河 

道走向沿扬子地质构造带 , 与其构造线方向基本一致。河床组成总体上属两元结构 , 具有上 

细下粗特点 , 局部深水河槽处有中粗沙 , 河岸表层数米为河漫滩相的亚粘土和亚沙土 , 下部 

为河床相的粗砂、粘质粉沙和细砾石等 , 抗冲性差。 

3 工程附近河床演变特点 

3.1 深泓变化 

从深泓变化来看 ,1966—1999 年深泓逐渐左移 , 平均左移 550m。1999—2003 年深泓 

采砂区以上深泓右移 , 最大右移 360 m, 采砂区以下深泓变化不大。2003—2005 年深泓采砂 

226


区以上深泓左移 , 最大左移 350 m, 采砂区以下深泓变化不大。2005~2006 年深泓基本回到 

2003 年的位置。 

3.2 平面变化 

从采砂区 0m 等高线看 ,1966—1993 年间左岸的 0m 等高线是逐渐冲刷 ( 左移 ) 崩退 , 

平均崩退 150m 左右 , 最大崩退 400m。右岸的 0m 等高线淤积 ( 左移 )1300 m 左右 , 最大淤 

积达到 1700m。1993—1999 年左岸的 0m 等高线是继续崩退 , 但崩退的强度大为减小 , 最大 

崩退 150m, 右岸拟选的采砂区下游最大淤积 500m 左右。1999 年以后左岸 0m 等高线相对变 

化不大。右岸的 0m 等高线平均冲刷 50m。2005—2006 年左右两岸的 0m 等高线分别冲刷 15m 

和 0m。 

左右两岸 -10m 等高线变化规律同 0m 等高线一样 , 左岸 1966—1993 年平均崩退 270m。 

右岸 0m 等高线淤积 480 m 左右。1993—1999 年左岸崩退 150m, 右岸平均冲刷 150m 左右。 

1999 年以后左右两岸 0m 等高线相对变化不大。2005—2006 年左右两岸 -10m 等高线变化不 

大。 

从 -20m 等高线变化看 ,1966 年左岸 -20m 等高线距拟采砂区左侧 650m 处 , 右岸处在采 

砂区附近 ,1966—1993 年间左右岸 -20m 等高线逐渐左移远离采砂区 , 左岸左移 230~280m, 

右岸左移 260~350m。1993—1999 年左岸的 0m 等高线是继续左移 , 最大左移 170m, 右岸右 

移 150m。1999 年以后左岸 0m 等高线相对变化不大。右岸左右摆动 150m 左右。2005—2006 

年左右两岸的 -20m 等高线分别右移 0m 和 150m。 

3.3 横断面变化 

从断面的冲淤变化看 , 采砂区的断面呈左偏的〝V〞字型 , 河道断面形态基本稳定 , 横 

断面表现为左冲右淤的变化规律 ,1999 年前左冲右淤变化较为明显 ,1999 年后变化大为减 

小。 

1981~1999 年横断面左侧冲刷 300m, 右侧 -12m 等高线以下河槽冲刷 6m,-12m 等高线 

以上的滩地淤积 8m。1999~2003 年横断面左侧冲刷 14m, 右侧 -20m 等高线以上的滩地淤积 

8m, 横断面中部的河床冲深 4m。2003~2005 年横断面左侧和中部河床变化不大 , 横断面右 

侧平均淤积 2m。2005—2006 年除 -25m 等高线以下河床冲深 3m 外 , 整个横断面变化不大。 

2006—2008 年整个横断面右侧冲刷 5~8m。 

从采砂区域看 ,1981~1993 年平均淤积 6.5 m,1993—1999 年平均冲刷 3.0m,1999— 

2003 年平均淤积 2m,2003—2005 年平均淤积 2.3m,2005—2006 年平均淤积 0.6m,2006— 

2008 年平均冲刷 2.0m。由此可见 1981 年以来 , 除受 1998 年的大洪水冲刷和 2008 年外 , 整 

个采砂区域基本淤积。 

综合采砂区附近的河床演变分析结果可见 , 采砂区附近的河床 1999 年以前主泓左移 , 

造成左岸岸线崩退较大。经过多年护岸整治后 , 采砂区附近的左岸岸线崩退得到了控制 , 河 

床仍处于冲淤调整中 , 近年来向稳定方向发展 , 采砂区域的河床除受特殊年水文年冲刷外 , 

整个采砂区域基本淤积。 

4 采砂区泥沙补给分析 

拟定采砂区位于五峰山下游扬中河段左汊嘶马弯道落成洲下游 3km 的边滩上。五峰山以 

下河道逐渐展宽 , 河道平面形态逐渐向北弯曲 , 与大港水道构成两个反向弯道。由五峰山下 

泄水流携带的泥沙进入较为宽阔的嘶马弯道后 , 部分泥沙容易在弯道凸岸落淤 , 形成大面积 

的边滩。 

227


采砂区范围内从冲淤量变化来看 ,1981—1993 年淤积了 76.1 万 m 3 ,1993—1999 冲刷了 

35.1 万 m 3 ,1999—2003 淤积了 23.4 万 m 3 ,2003—2005 淤积了 26.9 万 m 3 ,2005—2006 淤积 

了 7.0 万 m 3 ,2006—2008 冲刷了 23.4 万 m 3 。 

演变分析结果表明 , 太平洲边滩面积不断淤积扩大 , 多年来采砂区所在的河床淤积 , 除 

受 1998 年的大洪水冲刷和 2008 年外 , 整个采砂区域基本以淤积为主。 

因此 , 该采砂区泥沙补给较为充足。 

5 平面二维数学模型的建立和计算条件 

5.1 笛卡尔坐标系下基本方程 

笛卡尔坐标系下平面二维水流的基本方程为 : 


x 方向水流运动方程 : 

M 

t 

uM 

+ 

x 

Z M 

+ 

t x 

vM 

+ 

y 

y 方向水流运动方程 : 

N 

t 

uN 

+ 

x 

vN 

+ 

y 

N 

+ = q 

y 

2 

Z æ M 

= -gh 

+ D 

2 

x 

ç 

è x 

2 

Z æ N 

= -gh 

+ D 

2 

y 

ç 

è x 

2 

M ö gn 

+ - 

2 

y 

÷ 

ø 

2 

N ö gn 

+ 

2 

y 

÷ 

 

- 

ø 

2 

N 

2 

M 

h 

u 

4 

3 

h 

2 

u 

4 

3 

2 

+ v 

+ v 

2 

2 

+ qv 

+ qu 

0 

0 

(1) 

(2) 

(3) 

其中 :H 为水深 (m);u 和 v 为 x 和 y 方向的流速 (m/s),M=uh,N=vh; Z 为水位 

(m);n 为 Manning 糙率系数 ;D 为紊动粘性系数 ;q 为单位面积上水流的源汇强度 (m/s); 

r 为水体密度。 

5.2 一般曲线坐标系下基本方程 

天然河道一般边界曲折、地形复杂 , 对于复杂河段的水流运动数值模拟 , 多采用基 

于曲线网格的坐标变换方法 , 其中正交曲线变换和一般 ( 非正交 ) 曲线变换方法是两种 

最常用的方法。这里采用一般曲线坐标变换方法。与正交曲线变换相比 , 一般曲线变换 

不受计算网格必须严格保证正交限制 , 网格生成也较灵活。 


Z FM FN 

J + + = Jq 

t x h 

(4) 

x 方向水流运动方程 : 

J 

+ 

M 

t 

 

h 

MU 

+ 

x 

MV 

+ 

h 

æ 

= - ghJ ç x 

è 

Z 

+ h 

x 

2 

2 2 

gn M u + v 

[ DJ ( q 

12 

M 

x 

+ q 

22 

M 

h 

)] - 

J + Jqu 

0 

x 

h 

4 

3 

x 

Z ö 

÷ + 

h ø 

 

x 

[ DJ ( q M + q M )] 

11 

x 

12 

h 

(5) 

228


h 方向水流运动方程 : 

N 

J 

t 

+ 

 

h 

NU 

+ 

x 

NV 

+ 

h 

æ 

= - ghJ ç x 

è 

Z 

+ h 

x 

2 

2 2 

gn N u + v 

[ DJ ( q 

12 

N 

x 

+ q 

22 

N 

h 

)] - 

J + Jqv 

0 

y 

h 

4 

3 

y 

Z ö 

÷ + 

h ø 

 

x 

[ DJ ( q N + q N )] 

上述方程组即为一般曲线坐标系下平面二维水流数学模型的基本方程 , 其中 : 

FM 

q 

导数 , 如 

= y M -x 

N = J ( x M z N ); FN -y 

M + x N = J ( h x 

M h N ) 

2 2 

11 x y 

h h 

+ 

= x + x ; q = x h 

x 

+ x 

yh 

y 

12 

; 

y 

q 

= ; 

2 2 

22 x y 

x z 

+ 

= h + h ; M x 

、 M h 

、 

11 

x 

12 

N x 

、 

y 

h 

(6) 

N h 

表示偏 

 

x 

= M 

yh 

-xh 

yx 

xx 

M ; J = xx 

yh 

-xh 

yx 

; x = , x 

x 

J y 

= , h 

J 

x 

= - , h 

J 

y 

= 。 

J 

利用计算网格划分、动边界处理 , 糙率等参、系数的确定及模型定解条件对二维水流数 

学模型进行了率定验证 , 模型主要采用 2005 年 3 月和 2006 年 3 月的实测潮位过程进行率定 

和验证 , 并采用 2002 年 7 月底的汛期资料进行了滩地糙率的验证。 

由潮位、流速过程、断面流速分布及汊道分流比验证结果表明 : 本计算成果采用的河道 

平面二维数学模型能较好模拟整个计算河段的水流运动 , 且验证计算精度较高。因此 , 该数 

学模型可用于采砂工程对河道水位及流场影响计算分析。 

5.3 工程影响计算水流条件 

工程影响计算水流条件如表 1 所示。 

表 1 工程影响计算水流条件表 

序号条件说明 

1 防洪设计洪水 

设计洪水位流量 100400 m 3 /s, 下边界水位 5.65m 

低潮位流量 100400 m 3 /s, 下边界水位 4.15m 

2 平滩水位流量流量 50000 m 3 /s, 下边界水位 2.85m 

3 实测枯期潮位过程条件 2005 年 3 月 10~11 日实测大潮过程 

6 采砂对防洪、河势等影响分析 

6.1 防洪安全影响分析 

采砂区位于河道深泓的右侧、落成洲下游沙洲边滩的中下段 , 采砂区附近河道较宽 , 近 

20 多年来河道平均河宽为 2400m, 断面平均面积约 31362m 2 , 采砂区距北岸堤防约 1.3 km 

以上 , 距太平洲江堤距离约 1.3km, 采砂区南侧为沙洲。适度开采江砂 , 沙洲边滩附近河床 

略有降低。根据数模计算表明采砂工程实施后 , 采砂区段行洪过水面积扩大 , 采砂区上、下 

游水位略有降低 , 最大降低 0.7cm, 采砂区内及其附近水位略有壅高 , 水位最大壅高 1.1cm, 

位于采砂区内 , 其余区域水位变化较小 ; 且主河槽流速变化较小 , 一般减小 0.005m/s 以内。 

因此 , 采砂工程对河道行洪影响较小。 

数模计算结果表明 , 在防洪设计洪水条件下 , 工程后水位壅高影响主要集中在采砂区内 

229


及其附近 , 水位最大壅高 1.1cm, 位于采砂区内 , 而采砂区两侧大堤处水位变化值一般在 

0.1cm 内 , 其余区域水位变化甚微 , 因此 , 采砂工程实施后 , 对河道防洪水位影响较小。 

在防洪设计洪水位条件下 , 采砂区下游局部区域内近堤 ( 洲堤 ) 处流速一般略增加 

0.001~0.004m/s, 采砂区上游近左大堤处流速增加很小 , 而采砂区左侧近大堤处流速一般 

减小 0.002m/s 左右。在防洪设计洪水条件下 , 水位最大壅高 1.1cm, 流速增加最大值为 

0.058m/s, 流速最大减小值为 0.112m/s; 在平滩流量和 2005 年 3 月实测枯期潮位条件下 , 

流速最大减小值为 0.191m/s, 流速最大增加值为 0.071m/s, 流速变化影响范围在采砂区上 

游 610m 和采砂区下游 970m 范围内。采砂区右侧近太平洲滩岸坡处流速略有减小。因此 , 采 

砂工程实施后 , 对河道两岸防洪大堤影响较小 , 对岸坡影响不大。 

6.2 采砂对河势影响分析 

拟定采砂区位于扬中河段太平洲左汊的上段嘶马弯道段落成洲下游的沙洲尾左侧。近几 

十年来 , 扬中河段的河势除局部岸段崩坍严重外 , 其河道主流走势及深槽位置仍相对稳定 , 

其所在的嘶马弯道段凹岸受上游五峰山的导流顶冲作用而深泓贴岸 , 岸线崩坍较为严重 , 但 

经过近二十多年的护岸工程的实施与加固 , 江岸的大幅后退得到了抑制 , 崩岸强度明显下降 , 

河势基本趋于稳定。与此同时 , 凹岸的崩退促使凸岸太平洲左侧落成洲等江心洲不断淤积扩 

大 , 落成洲左缘中下段近十多年来不断淤积 , 洲尾下延 , 其右侧形成新的小江心洲沙岛 , 并 

逐渐下延。20 世纪 90 年代受几次大洪水影响 , 落成洲右汊分流比及断面面积略有增加 , 落 

成洲尾附近的淤积略有减小。从影响该段河床演变因素来看 , 该段河势受上游五峰山导流作 

用以及来水来沙及护岸工程守护等方面影响相对较大。 

数模计算结果表明 , 采砂工程实施后主流线未发生明显偏移 , 采砂区附近局部范围内流 

速有所变化 , 但变化仅限采砂区附近局部区域。在防洪设计洪水条件下 , 水位最大壅高 

1.1cm, 发生在低潮位条件下 , 流速增加最大值为 0.0058m/s, 流速最大减小值为 0.112m/s; 

在 2005 年 3 月实测潮位过程下 , 流速最大减小值为 0.191m/s, 流速最大增加值为 0.071m/s, 

水位流速变化影响最大范围在采砂区上游 610m 和采砂区下游 970m 范围内。而采砂区内和其 

近岸侧流速有所减小 , 一般减小 0.04~0.10m/s, 有助于此处泥沙落淤 ; 太平洲左汊主河槽 

流速变化较小 ; 落成洲左汊分流比有增大趋势 , 对砲子洲和禄安洲分流比没有影响。 

数模计算结果还表明 , 采砂作业后对太平洲左、右两汊 , 落成洲分流比影响较小 , 分流 

比最大变化 0.7 个百分点。 

因此 , 在凸岸落成洲右汊出口处右侧的沙洲尾部适度采砂不会对影响河床演变的主要因 

素发生较大的变化 , 也不会影响嘶马弯道的冲刷及落成洲右汊分流比的增加 , 对河势不会产 

生不利影响。 

6.3 对水环境的影响 

6.3.1 采砂对采砂区江段水质的影响 

长江干流河道采砂采用小型吸砂船作业 , 在吸抽河床泥沙的作业过程中将造成采砂区附 

近局部水域水体悬浮物浓度增加 , 影响水体的感官性状。同时 , 在吸抽泥沙过程中扰动了原 

先相对稳定的河床 , 造成泥沙中吸附的重金属重新释放 , 也可能对水体产生重金属的二次污 

染。另外 , 挖泥船的含油污水 , 生活污水和船舶垃圾的排放 , 将对采砂区及其附近水域的水 

质产生污染。 

采砂区河段左岸属长江江都嘶马开发利用区的长江江都嘶马渔业、工业用水区和长江泰 

州引江河过渡区 , 右岸属长江扬中 ( 干流 ) 开发利用区的长江扬中 ( 干流 ) 工业、农业用水区 , 

水水质管理目标均为 Ⅱ 类。 

由于上述采砂区采砂主要在采砂期间造成采砂区江段局部水域悬浮物增大 , 以及有可能 

230


出现少量的油污染 , 这些均属短期可恢复性影响 , 不会影响扬州和镇江河段的水功能。 

6.3.2 采砂对取水口水源地的影响 

采砂船在采砂区施工作业将造成采砂区江段局部水域水体悬浮物增加 , 以及施工船舶漏 

油运行中的油污染等 , 从而对水厂水源地水质产生不利影响 , 造成水厂水处理成本的增加 , 

并有可能降低水厂供水质量。但采砂区附近无饮用水水厂 , 其影响属短期可恢复性影响 , 不 

会影响采砂江段的水功能。可通过每天停止一定时间的采砂作业来减免这种影响。\ 

7 结语 

(1) 江都海昌港务有限责任公司场地平整工程的采砂区经过规划论证分析认为江砂补 

给较为充足 , 适当有序开采江砂对防洪和河势无明显不利影响 , 因此 , 在该区域进行采砂活 

动是可行的。采砂区控制开采高程为 -10.0m, 平均开采厚度为 0.60m, 采区的储量为 15.3 

万吨可满足吹填区的要求。 

(2) 数模计算结果表明 , 采砂工程实施后 , 水位最大壅高 1.1cm, 水位最大降 

低 0.7cm, 流速最大减小值为 0.191m/s, 流速最大增加值为 0.071m/s, 影响范 

围在采砂区上游 610m 和采砂区下游 970m 范围内。对太平洲左、右两汊 , 落成洲 

分流比影响也较小。 

(3) 采砂区距离长江堤防及岸线均较远 , 枯水期开采江砂水位略有下降 , 断面面积变化 

不大 , 对长江防洪不会带来明显不利影响。 

(4) 采砂区在水功能区划上属开发利用区 , 采砂虽然会对局部水域水质产生一定的不利 

影响 , 但其影响均属短期可恢复性影响 , 不会影响采砂江段的水功能。 

江砂开采前进行采砂科学论证 , 适当有序地开采江砂 , 不仅能充分利用长江蕴藏的丰富 

江砂资源 , 还能促进沿江经济社会与资源环境的协调发展 , 使长江和谐健康有序地发展。 

参考文献 

[1] 水利部长江水利委员会 . 长江中下游干流河道采砂规划报告 [R].2002.9. 

[2] 扬州市水利局 . 扬州市长江采砂规划实施方案 [R].2003.9. 

231


少水小流域水资源管理中设定环境流量的可行性分析 

郭辉 

1 

金峰 

1 

杨建东 

1 

崔丹 

2 

(1. 长江水利委员会长江科学院水力学所湖北武汉 430010 

2. 武汉长建创维环境科技有限公司湖北武汉 430010) 

摘要随着社会的发展 , 人类对水资源的需求日益增大 , 水资源短缺严重 , 造成河流生态的 

恶化 , 更加加剧了水资源的萎缩。如何在水资源管理中切实考虑环境流量因素 , 特别对处于经 

济发展阶段的发展中国家来说 , 是一个艰巨的任务。本文以我国北方常见的少水小流域为典型 

研究实例 , 阐述了对水资源管理中设定环境流量的可行性分析。通过分析 , 大部分考察点的环 

境流量需水率较小 , 环境流量潜力充足 , 少数考察点经过水资源管理方案调整也能提供所需的 

环境流量 , 为制定可持续的水资源管理方案提供参考。 

关键词环境流量 ; 水资源管理 ; 少水 ; 可行性分析 

1 引言 

社会经济的增长 , 工业的发展以及人口的膨胀使得对水的需求不断加大 , 同时也产生了 

大量的废水。由于水资源总量的有限以及水质的不断恶化 , 使得水资源形势日益严峻。在这 

种情况下 , 如果将水资源无限量的分配给使用者将会造成水资源状况的进一步恶化。特别对 

于发展中国家来说 , 如何在社会生产生活用水和水环境保持用水之间平衡的分配水资源是当 

[1] 

前一个艰巨任务。 

通常 , 在每个河流的流域内对水资源进行管理是一种必要的手段。水资源包含水文的 , 

环境的 , 社会经济的需求等多个方面的功能 , 因此有必要对流域进行综合的水资源管理。综 

合水资源管理以可持续发展为目标 , 综合考虑土壤 , 森林 , 人类 , 生态整体性的保持等多个 

[1] 

方面的需求 , 维持生态系统的整体性。这就需要在水资源管理中考虑到环境流量的问题。 

2 为什么要考虑环境流量 

存在。 

[2] 

简单的说 , 环境流量就是为了维持河流的某些生态特征 , 而保证河流中有一定量的水 

一味的满足人类用水的需求 , 忽视环境的需水将导致严重的后果。2005 年 , 国际水管 

[3] 

理机构 (IWMI) 的简报指出 , 在水资源管理中忽略环境需求 , 将导致如下的中长期代价 : 

○1 公众健康危险。河流流量的减少意味着生活饮用水可获量的减少以及污染浓度的增加 ;○2 

食物安全的损失。水量的减少意味着农业用水的减少 , 也会导致鱼类资源的减少 ;○3 生物多 

样性和相关潜在收入的损失。生物多样性损失和资源退化 , 使得国家从观光和娱乐方面得到 

的收入减少 ;○4 增加了水相关的冲突的发生。资源的退化和损失 , 使得使用者加剧了争夺 , 

导致冲突的发生。因此 , 在水资源管理中考虑环境流量问题是一个现实而迫切的需求。 

3 为什么要对设定环境流量的可行性进行分析 

设定环境流量时需要理解河流的环境特征 , 包括自然环境和社会环境 , 同时考虑河流 

232


的功能。一般的河流功能如下表所示 : 

[4] 

表 1 一般的河流功能 

搬运功能生产功能调节功能信息功能 

航运 

河岸侵占 

岸线稳定和三角洲的形成 

供水 ( 工业 / 生活 ) 

水力发电 

农业 

渔业 

狩猎和采集 

林业 

净化能力 

防洪 

健康卫生 

适度的盐水入侵 

水文循环 

河口与泻湖的完整 

基因库 

旅游与娱乐 

存在价值 

将河流分段 , 在河流的上中下游选取一定的考察点 , 考虑当地河流的基本功能 , 设定适 

合的环境流量目标 , 比如表 2 所示的一些目标。 

保证河岸稳定所需流量 

确保河流运输所需流量 

表 2 部分环境流量目标 

搬运功能生产功能调节功能信息功能 

防止河流淤积所需流量确保鱼类栖息所需维持地下水位所需流量确保河流景观所 

流量 

需流量 

维持河流设施所需流量 

防止盐水入侵所需流量 

提高水质所需流量 

根据当地水资源状况 , 从中选取一个或多个适合的目标 , 计算所需要的环境流量。考虑 

这么多的环境流量需求 , 与社会经济发展用水需求是矛盾的 , 特别是在少水地区 , 水资源管 

理者很少去考虑环境流量的需求。在人口不断增加的情况下 , 如何满足人们的用水需求 , 同 

时又考虑适合的环境流量需求 , 这是水管理者面临的一个艰难的问题。特别是对于一些缺水 

[1] 

和少水地区 , 环境流量的设定更是一个复杂的问题。 

环境流量的控制与流域上游的库坝有密切的关系。库坝能够根据下游的需水情况进行放 

[5,6] 

水或蓄水 , 有助于环境流量的实现。据世界大坝委员会 (WCD) 的报告 , 中国现有的大坝 

占世界总量的 46.2%。我国现有的水库运行很少考虑到环境流量的因素 , 特别是少水地区小 

流域上游的水库很少有下泄水量 , 造成水库下游河段的干涸 , 或者污水横流 , 生态恶化严重。 

在水资源管理中 , 应基于水库的调蓄功能 , 充分利用当地的水资源 , 考虑一定目标的环境流 

量。 

考虑到以上各种因素 , 这就有必要对环境流量在少水小流域内实现的可能性进行分析 , 

加强水管理者设定环境流量的信心 , 为制定综合水资源管理方案提供支持。 

3 实例分析 

以北方城市的一个小流域为研究对象 , 流域分布见图 1。主河道上游有四座水库 , 当地 

1997~2006 年均降水量为 658.2mm, 水资源量较少。对河流流域的水质调查结果显示 , 水库 

下游河道几乎干涸 , 流域中下游多由于污水的排入以及其他支流的流入 , 有一定的水流 , 水 

质多为 Ⅴ 类和劣 Ⅴ 类。流域生态退化严重 , 水生生物多样性不足。 

流域上游主要有四座控制性水库。如图 1 所示 , 在河流的上中下游设定了 6 个环境流量 

考察点。根据流域的生态环境现状 , 选取确保某种鱼类栖息和维持一定河流景观作为环境流 

量的近期目标 , 若将来生态得到改善 , 再考虑更高的目标。 

233


图 1 流域位置图 

4.1 环境流量需求 

根据表 3 所示 , 因为现阶段水质较差 , 选取纳污性相对较强的当地常见的鲤鱼为指示鱼 

类 , 并同时考虑河流的景观效果。河流景观可简单的利用水面宽度和河道最大宽度的比值来 

衡量。在这两个目标值的约束下 , 通过考察点河流断面的调查及水位 - 流量资料的分析 , 分 

别估算出达到两种目标所需要的流量 , 取其中较大者为该点的预设环境流量 Qen。 

表 3 确保环境流量的目标值 

环境流量目标 

指示鱼类的栖息 

良好的河流景观 

目标值 

河流水深不小于 0.15 m 

水面宽度 / 河道最大宽度 ≥0.2 

统计历史水文资料 , 将流域划分为若干子流域 , 进行水平衡分析 , 计算出各个考察点的 

年平均水资源量 Qav , 以及 75%、90% 保证率情况下的年平均水资源量 Q75、Q90, 从而可得到 

环境流量需水率 : 

r=Qen / (Qav , Q75 , or Q90 ) 

从表 4 中可以看出 , 年平均情况下 ,2 点紧邻水库下游 , 由于水库蓄水 , 下泄量不足 , 

环境流量需水率较高。6 点位于流域下游末端 , 下游由于农业灌溉用水较多 , 环境需水率较高。 

表 4 水平衡分析与环境流量统计表 ( 多年平均 ) 单位 :10,000 m 3 /a 

1 2 3 4 5 6 

Qav 

1519 

985 

3330 

16579 

17787 

41603 

Qen 

139 

378 

435 

1028 

1261 

13214 

r 

9.15% 

38.38% 

13.06% 

6.20% 

7.09% 

31.76% 

从表 5 和表 6 可以看出 , 在 75% 保证率年份下 , 各点环境流量需水率与多年平均的情况 

只是稍有增大 , 基本一致 ;90% 保证率年份下 , 环境流量需水率的整体增长也不是很大。 

234


Q75 

Qen 

r 

Q90 

Qen 

r 

表 5 水平衡分析与环境流量统计表 (75% 保证率 ) 单位 :10,000 m 3 /a 

1 2 3 4 5 6 

929 3234 15985 17173 

378 435 1028 1261 

40.69% 13.45% 6.43% 7.34% 

1272 

139 

10.93% 

表 6 水平衡分析与环境流量统计表 (90% 保证率 ) 单位 :10,000 m 3 /a 

1062 

139 

13.09% 

40459 

13214 

32.66% 

1 2 3 4 5 6 

864 3083 15078 16221 

378 435 1028 1261 

43.75% 14.11% 6.82% 7.77% 

38351 

13214 

34.46% 

4.2 环境流量潜力 

流域上游的水库控制了整个流域的水资源 , 因此有必要对水库的水量及运行方式进行分 

析。流域上游水库的运行方式大体相同 , 现以 2 点上游的一座水库为例 , 该水库的死水位是 

118.94m, 最高水位为 128.43m, 水库以供水为主要任务 , 防洪压力不大。图 2 所示为水库 

区域月平均降雨量。可见 7 月和 8 月的降雨量较大 , 在这期间 , 水库应该可以储存较多的水 

资源量。但是根据图 3 所示水库的实际运行水位 , 水库年际月平均蓄水水位变化不大。在少 

水时期 , 水库几乎没有泄流 , 水库下游河道处于断流状态 ; 在多水季节 , 水库也没有存储水 

量用于发挥调节作用 , 而是将多余水量泄走。 

降雨量 (mm/ 月 ) 

200 

150 

100 

50 

0 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 

月份 

库水位 (m) 

128 

126 

124 

122 

120 

118 

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 

月份 

实际库水位 

优化库水位 

图 2 水库区域月平均降雨量 (1997~2004) 图 3 水库月平均水位 (2000~2004) 及优化库水位 (m) 

因此 , 须对水库的运行进行调整。如图 3 中的优化库水位所示 , 在 7 月和 8 月份雨季来 

临之前 , 应有计划的进行水库泄流 , 补充下游环境流量 , 同时腾出库容在雨季来临时储存水 

量用于补充枯水季节的环境流量。经过优化水资源管理方案后 , 在保证供水等水库原有功能 

的条件下 ,2 点的环境流量需水率将会明显降低 , 同时加强推行节水灌溉等节水措施 , 整个 

流域的环境流量需水率都将降低 , 环境流量潜力充足。随着节水型社会建设的推进 , 多种节 

水手段的应用 , 今后将能实现更高更多的环境流量目标。 

5 总结 

(1) 环境流量不是一个固定的数值 , 根据不同的环境目标可设定不同的值 , 对于不同的 

年份 , 月份亦可设定不同的值。本文分析的仅为年平均值 , 在数据充足 , 条件允许的情况下 , 

应分析月平均 , 甚至更短的周期 , 用来指导制定更加合理的水资源管理方案。 

(2) 要充分利用水库等水利设施的调控作用 , 优化水利设施的运行方式 , 比如防洪压力 

不大的水库可以在雨季来临前有计划的泄水 , 腾出库容 , 在雨季蓄水 , 用于补充枯水季的环 

境流量。在特殊的干旱年份 , 须考虑减少环境流量 , 保证生产生活用水。 

(3) 在某些考察点 , 有可能因为河流断面经人为改造成较宽的矩形断面 , 造成达到环境 

目标所需的环境流量过大 , 可考虑将断面改造成更加符合自然特征的复式断面。 

(4) 文中环境流量是针对各个考察点的计算结果 , 仅用来分析设定环境流量的可行性 , 

在具体设定环境流量时还需考虑上下游之间的联系等众多因素。考虑到当地少水和河流水质 

235


恶化的现状 , 文中把污水处理厂等排放的污水等相关水量亦视为水资源量。若今后生态环境 

改善 , 可考虑分离出这一部分水量。 

(5) 在中国 , 特别是对少水小流域的实际水资源管理中很少考虑环境流量因素。考虑环 

境流量的水资源管理是一种可持续的管理方式。在制定水资源管理方案时 , 应根据具体的情 

况 , 设定合适的环境目标 , 通过环境流量需求和潜在水资源量的综合对比分析 , 得出在水资 

源管理中设定环境流量的可行方案。 

参考文献 

[1] A. Das Gupta. Implication of environmental flows in river basin management[J]. Physics and Chemistry. 

2008, 33: 298-303 

[2] Jackie King, Cate Brown and Hossein Sabet. A scenario-based holistic approach to environmental flow 

assessments for rivers[J]. River research and applications. 2003, 19: 619-639 

[3] International Water Management Institute. Environmental flows. Planning for environmental water allocation, 

water policy briefing[R]. 2005 

[4] Marchand, M.. Environmental flow requirements for rivers. An integrated approach for river and coastal 

zone management[R]. Delft cluster z2850, 2003,p4-3 

[5] R.E. Tharme. A global perspective on environmental flow assessment: emerging trends in the development 

and application of environmental flow methodologies for rivers[J]. River research and applications. 2003, 19: 

397-441 

[6] World Commission on Dams. Dams and development. A new framework for decision-making[R]. The report 

of the WCD. 2000 

236


1 

北京雁栖河暴雨洪水对生态清洁型小流域建设影响分析 

李翀 

1 

刘大根 

2 

马巍 

1 

蒋艳 

1 

(1. 中国水利水电科学研究院水环境研究所北京 100038 Lichong@iwhr.com 

2. 北京市水土保持工作总站北京 100038) 

摘要本文在对北京市生态清洁型典型小流域 : 雁栖河流域的开发建设调查基础上 , 采用经 

过 “2005.8.15” 暴雨洪水率定的二维集总模型 ( 内含简化水文过程的二维水动力学模型 ), 以 

假设的大暴雨模拟了整个流域的局地暴雨洪水过程与低洼地的洪水淹没过程。假设情景下 , 流 

域出口处的最大流量为 140 m 3 /s, 雁栖河流域淹没范围集中在河道两旁 50~200 m 内 , 低洼地 

最大水深接近 2.5 m, 淹没历时 1~3 h。本研究结合流域沟道的实际河道地形与餐饮点、鱼池 

的分布 , 分析了洪水对沿河两岸休闲旅游景点的影响 , 对沿岸居民财产灾害损失。可为该流域 

生态清洁小流域的建设与管理提供科学依据。 

关键词 

暴雨洪水 ; 二维集总模型 ; 生态清洁型小流域 ; 雁栖河流域 

1 引言 

生态清洁型小流域是指以小流域为单元 , 突出统一规划 , 综合治理 , 各项措施遵循自然 

规律和生态法则 , 与当地景观相协调 , 基本实现资源的合理利用和优化配置、人与自然的和 

谐共处、经济社会的可持续发展、生态环境的良性循环。通过有效保护使综合治理后的小流 

[1] 

域实现山青、水秀、人富。以小流域为单元的自然地理单元 , 是广大农村农民世代生存的 

[2] 

家园 , 也是党中央提出的 “ 社会主义新农村 ” 建设的重点。 

北京人均水资源量不足 300 m 2 , 属重度缺水地区。山区是北京的天然生态屏障和主要的 

水源涵养及供给源地 , 也是居民休闲旅游度假胜地。2003 年北京山区休闲旅游景点已达 378 

[1] 

个 , 民俗旅游户近 2 万户 , 年接待游客 950 万人次。调查表明 , 怀柔水库上游有餐饮和养 

鱼池 150 多处 , 密云水库周边有餐饮、养殖场 117 处。生态清洁小流域建设是北京山区水环 

境治理和水资源保护的重要举措 , 也是社会主义新农村建设主要点。生态清洁小流域建设主 

要结合新农村建设和生态友好型产业 , 构筑 “ 生态修复防线、生态治理防线和生态保护防线 ”, 

形成具有良好结构和较强功能的整体防护体系 , 达到保持水土、保护水源、改善环境、促进 

[3] 

生产的目的。现阶段的工作重点是 : 库 ( 河 ) 滨带建设、乡村生活污水处理、生活垃圾处 

[1,4] 

理、农田面源污染控制、地埂生物化等。山洪灾害对于生态清洁小流域内新农村的布局 

与建设的影响 , 尚未见到报道。 

我国受洪水威胁的区域约占国土总面积的 10%, 但其中集中了全国 50% 的人口和 70% 的 

[5] 

资产。山区 , 尤其是处于暴雨区域的山区 , 暴雨洪水风险以及次生的泥石流、滑坡等山地 

灾害风险还是极大的。近十余年来 , 我国北方地区普遍干旱少雨 , 小流域的开发建设中 , 缺 

乏水患意识 , 减灾措施不足。不仅群众容易思想麻痹 , 多数领导干部也缺乏防汛抗洪的经验。 

资助项目 : 国家重点基础研究发展规划项目 (2006CB403307), 北京市水务局 “ 雁栖河流域水环境承载能力 

研究 ” 资助 , 中国水利水电科学研究院科研专项 ( 环集 0903) 

237


一旦遭遇数十年不遇的洪水 , 极易造成大的灾害损失。 

本研究选取北京市生态清洁型小流域建设试点 : 雁栖河流域 , 在小流域开发建设调查基 

础上 , 采用二维集总模型 ( 内含简化水文过程的二维水动力学模型 ) [6,7] , 以 “2005.8.15” 

暴雨洪水率定模型 , 模拟分析了以历史同期较大暴雨推求的面降雨过程在整个流域的局地暴 

雨洪水过程与低洼地的洪水淹没过程 , 分析了洪水对沿河两岸休闲旅游景点的影响 , 对沿岸 

居民财产灾害损失 , 以为生态清洁小流域内新农村的布局与建设提供参考依据。 

2 雁栖河流域概况 

2.1 雁栖河流域 

雁栖河流域行政隶属于怀柔区雁栖镇管辖 , 是北台上水库的入库河流。流域地势西北 

高东南低 , 海拔高度最高 1600 m, 最低 81 m。雁栖河分长园河、神堂峪两条主要沟道 , 由 

北而南蜿蜒汇入北台上水库 ( 见图 1 所示 ), 落差 1300 m, 流域面积 128.7 km 2 。流域地形 

属于低山丘陵区 , 山高坡陡、土层脊薄 , 地形复杂 , 平均沟壑密度 2.7 km/ km 2 , 极易引起 

水土流失。 

图 1 雁栖河流域示意图 

雁栖河流域南北狭长 ,70% 处于长城以北的中部冷区 , 多年平均气温 9℃ 以下 ;30% 处于 

长城以南为山前暖区 , 多年平均气温 11.9 ℃。多年平均降水量为 625 mm~825 mm 左右 , 

而每年的降雨量差异很大 ,6、7、8、三个月的降雨量在 500 mm~682 mm, 占全年降雨量的 

80%。本地区风向以北风为主。 

流域出口处有一个水文控制站 : 柏崖厂水文站 , 控制流域汇水面积约 92 km 2 。从该站 

238


2000-2006 年日水文数据分析可知 ( 表 1): 柏崖厂最大日流量为 101 m 3 /s(2001 年 8 月 19 

日 ), 最小日流量为 0.008 m 3 /s(2005 年 6 月 3 日 ), 年平均流量 0.245 m 3 /s(0.0772×108 m 3 ), 

平均径流深为 83.9 mm, 平均径流模数为 2.658×10 -3 m 3 /s.km 2 。 

表 1 柏崖厂水文站年径流量统计值表 

年份最大流量 (m 3 /s) 最小流量 (m 3 /s) 

平均流量 

(m 3 /s) (×10 8 m 3 ) 

径流深度 

(mm) 

径流模数 

(×10 -3 m 3 /s.km 2 ) 

2000 35 8 月 12 日 0.034 7 月 1 日 0.229 0.0724 78.7 2.489 

2001 101 8 月 19 日 0.043 4 月 13 日 0.367 0.1157 125.8 3.989 

2002 3.82 8 月 3 日 0.02 6 月 3 日 0.112 0.0353 38.4 1.217 

2003 5.77 7 月 20 日 0.014 7 月 17 日 0.135 0.0426 46.3 1.467 

2004 8.25 7 月 10 日 0.027 6 月 3 日 0.305 0.0964 104.8 3.315 

2005 31 8 月 15 日 0.008 6 月 3 日 0.34 0.1072 116.5 3.696 

2006 2.56 8 月 10 日 0.032 6 月 9 日 0.224 0.0706 76.8 2.435 

2.2 雁栖河流域开发利用情况 

自 1997 年以来 , 雁栖河流域神堂峪、长园河两条沟旅游产业迅猛发展 , 各类餐饮、休 

闲及娱乐类场所鳞次栉比。经 2007 年现场调查 , 在长园河、神堂峪两条沟内建立了约 50 

多家规模较大的度假村 ( 山庄 )、垂钓园、休闲俱乐部等 , 同时以自然村居民居住地为依托 

发展起来的民俗接待户不计其数 ( 图 2)。 

图 2 雁栖河流域居民点及旅游点示意图 

239


为满足长园河、神堂峪沿河两岸各类餐饮企业、鱼场养鱼、休闲娱乐及景观用水需要 , 目前 

各用水单位均通过在河道拦河建坝 / 堤 ( 堤高均为 1 m 左右 ) 以壅高河道水位 , 达到顺利取水的 

目的。目前长园河长约 8.5 km 的河道 , 有超过 30 处以上的堰 / 堤 , 而神堂峪情形也类似 , 在不 

到 8 km 的河沟内 , 就有超过 32 处堤 / 堰。 

历史上 , 该小流域曾多次发生泥石流灾害。1927 年 7 月 26 日至 27 日 , 怀柔县枣树林 43 小 

时降水 518 mm, 沙峪 1 小时就降水 114 mm, 特大暴雨造成山洪暴发 , 多处出现泥石流。据不完 

全统记 , 这次泥石流死亡 39 人 , 死牲畜 343 头 , 冲毁耕地 26096 亩 , 塌倒房屋 944 间 , 冲走粮 

食 4.62 万斤。八道河的盘洼沟 , 直径大于 3 米的巨石夹在泥水中冲出 , 把沟口的两排房子连人 

一起冲走 , 推埋到离沟 100 m 的坡脚下。 

3 二维集总模型及模型率定 

水动力学模型在解决次暴雨洪水的生成这一问题中 , 面临的首要问题是水文思想在水 

动力学模型中的引入及体现 , 另一个则是小水深有效模拟的问题。对于由暴雨产生的地面流 

问题 , 可能相当多区域的汇流后洪水水深超不过 10 cm。而从目前现有数值模型的模拟技术 

来看 , 模型的计算网格普遍在 50 m×50 m 之上 , 如此尺度网格内的高程差就有可能超过 10cm, 

达到几十 cm 的量级。根据流体力学的原理 ,10 0 cm 或 10 1 cm 水的流动与 10 2 cm 水在同一区 

域上的流动是有很大区别的 , 在后者尚有较成熟应用的数学模型 , 而在面临小水深时 , 以往 

的模型会有许多需要改进之处。如何改进以更贴近实际 , 可能需要通过不断的实践与探索。 

本方法的基本思想是在水动力学数值模型相对精确模拟水体流动模拟技术的基础上 , 融合水 

文学中产汇流的思想 , 在模型中重点解决小水深的数值模拟、高底坡降计算的稳定性等问题 , 

[6,7] 

以使模型能够有效模拟从降雨到产、汇流 , 形成坡面流到河道洪水演进的全过程。本文 

据此建立了一套从 DEM 数据源提取模型模拟所需的地形信息 , 直接用降水过程作为输入 , 采 

用内含简化水文过程的二维水动力学模型 ( 二维集总模型 ) 估算流域局地暴雨的洪水过程与 

[6,7] 

低洼地的洪水淹没过程的模型系统。 

本研究拟模拟的区域为北京市怀柔区雁栖河流域柏崖厂水文站上游地区。关于该区域 

的地形 , 获取了 1..10000 数字地形图。而后提取了雁栖河流域河网 ( 见图 3), 并进行流域 

河网分级与子流域划分。柏崖厂水文站以上雁栖河流域面积为 93.9 km 2 , 为一从西北到东南 

走向的狭长山区流域 , 纵向长约 14 km, 横向宽为 3~7 km。流域内西北部为海拔 500~1200 m 

的山区 , 东南部为 80~500 m 的河谷平地。为研究洪水在河道的传播过程 , 本研究分别在长 

园河、神堂峪以及两个沟道汇合口下游 , 分别设置了 2、4、1 个模拟的控制点 (site1~7, 

见图 3), 各控制点位置及控制面积如表 2 所示。 

240


图 3 雁栖河流域柏崖厂水文站以上流域地形图及河网图 

表 2 各控制点特性 

站点编号所处河流汇水面积 (km 2 ) 

Site 1 雁栖河出口 92.99 

Site 2 长园河 25.14 

Site 3 长园河 10.64 

Site 4 神堂峪 62.60 




雁栖河流域及其附近雨量站有八道河、枣树林及北台上三个站 , 其中八道河、北台上 

为流域内站点 , 八道河、枣树林位于流域西北部山区 , 北台上位于流域东南部山前平地。三 

个站有 2005—2007 年的时段降雨观测资料。为与柏崖厂的流量观测资料匹配 , 本研究选取 

2005 年 8 月 15 日流域的一次实际分时降雨过程 , 八道河、枣树林及北台上三个站的最大 1 h 

降雨强度量分别是 60.0 mm/hr、47.0 mm/hr、64.0 mm/hr, 降雨历时分别是 3.0 hr、3.0 hr、 

2.5 hr, 总降雨量分别是 75.6 mm、61.6 mm、57 mm, 以出口站柏崖厂实际观测最大洪峰流 

[8] 

量与模型模拟最大洪峰流量差最小为控制 , 率定了模型的降雨产流系数、河道糙率等参数。 

4 雁栖河流域局地暴雨洪水模拟 

4.1 模型初边条件 

水动力学模型计算格网直接采用 DEM 源的正方形网格 , 网格的边长为 40 m。全流域共 

有网格数为 58731 个 , 模拟区域内相邻网格最大高程差达 75 m, 糙率采用曼宁系数表达。 

模型模拟的设计暴雨雨型采用雁栖河流域内八道河雨量站 “2005.8.15” 暴雨雨型 ( 图 

4)。由于该流域降雨观测系列数据缺乏 ,2005 年后才有观测的分时降雨数据 , 因此采用历 

241


史同期该流域出现的较大雨量 (2006 年 8 月 4 日 , 柏崖厂日降水量 145 mm) 进行放大 , 使 

降雨总量达到 145 mm。根据海河水利委员会 1981 年整编的 “ 海河流域防汛资料汇编 ”, 临 

近雁栖河流域的密云水库 1926—1972 年暴雨记录推求的 10 年一遇的降水量是 177 mm, 同 

期北京站的 10 年一遇的降水量是 216 mm [9] 。因此 , 本文假设的 145 mm 流域的面降雨过程 , 

其发生概率小于 10 年一遇。 

140 

120 

雨强 (mm/hr) 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

小时 

0 1 2 3 4 5 6 

图 4 假设的雁栖河流域降雨历时过程 

( 最大 1 hr 降雨强度量别是 :115 mm/hr; 降雨历时是 :3.0 hr; 总降雨量是 :145.0 mm) 

模型在出口边界两个单元给定一组假设的水位 ~ 流量关系。整个计算时间以 min 计 , 计 

算开始时间取为降雨开始时间。降雨过程采用 10 分钟的间隔数据 , 单位为 mm/h。本次模拟 

共计算 12 h, 计算区域的径流系数取模型率定的值。 

4.2 模拟结果 

本模型基于推定的暴雨过程 , 模拟了雁栖河流域的局地暴雨洪水过程 ( 图 5) 及洪水的 

淹没分布情况 ( 图 6)。流域出口处的最大流量为 140 m 3 /s。雁栖河流域低洼地最大水深接近 

2.5 m, 淹没历时 1~3 h。本次主要的淹没范围集中在河道两旁 50~200 m 内。 

流量 (m 3 /s) 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Site 1 

Site 2 

Site 4 

Site 5 

Site 3 

Site 6 

Site 7 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 时间 (hr) 

水深 (m) 

2.5 

2.0 

1.5 

1.0 

0.5 

0.0 

Site 1 

Site 2 

Site 4 

Site 5 

Site 3 

Site 6 

Site 7 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 时间 (hr) 

图 5 雁栖河流域各控制点洪水流量及水深过程图 

242


图 6 雁栖河流域最大洪水淹没水深分布图 

5 河道行洪问题讨论 

从模型模拟结果看 ,Site2 与 Site5 处的最大流量差不多 , 均为 70 m 3 /s 左右。本研究 

采用谢才公式 , 基于 Site2、Site5 处的实际断面 , 估算了两处的水深。Site2 处的洪水水 

深大致在 2.8 m 左右 ,Site5 处的在 2.4 m 左右。由于两处河道中均有拦河堰 , 且有桥等碍 

水建筑物 , 因此估算的洪水水深有可能还会偏小。从两处模拟与分析结果看 , 洪水均会漫上 

两岸 , 没及沿岸鱼池及餐饮点 , 造成财产损失。 

对于流域内更多的鱼池及餐饮点而言 , 结合图 6 的洪水淹没示意图及图 5 的洪水过程线 , 

沿雁栖河密布的许多餐饮点及鱼池 , 均会遭受不同程度的洪水袭击。因此 , 适当控制餐饮点 

及鱼池数目 , 停止侵占河道修建餐饮点及鱼池 , 拓宽、疏浚河道以维持必要的过洪能力 , 对 

于流域的洪水灾害控制是必须的。小流域的新农村建设、流域的开发与发展 , 也应当将洪水 

风险作为一个制约因素 , 加以考虑。 

6 结论 

本文在对北京市生态清洁型典型小流域 : 雁栖河流域的开发建设调查基础上 , 采用经过 

“2005.8.15” 暴雨洪水率定的二维集总模型 ( 内含简化水文过程的二维水动力学模型 ), 以 

假设的小于 10 年一遇的大暴雨模拟了整个流域的局地暴雨洪水过程与低洼地的洪水淹没过 

程。假设情景下 , 流域出口处的最大流量为 140m 3 /s, 雁栖河流域淹没范围集中在河道两旁 

50~200m 内 , 低洼地最大水深接近 2.5 m, 淹没历时 1~3 h。沿雁栖河密布的餐饮点及鱼 

池 , 均会遭受不同程度的洪水袭击 , 造成沿河两岸休闲旅游景点、农村居民财产灾害损失。 

因此 , 维持适度的流域开发规模 , 适当控制餐饮点及鱼池数目 , 停止侵占河道修建餐饮点及 

鱼池 , 拓宽、疏浚河道以维持必要的过洪能力 , 对于雁栖河流域的洪水灾害控制、流域新农 

243


村建设具有很实际的意义。 

致谢 : 感谢中国水利水电科学研究院防洪减灾研究所陆吉康教授对本项工作的指导 ; 感谢北 

京市怀柔区水土保持工作站魏自刚站长、杨华工程师等对本项工作的大力支持。 

参考文献 

[1] 毕小刚 , 杨进怀 , 李永贵 , 刘大根 . 北京市建设生态清洁型小流域的思路与实践 [J], 中国水土保持 , 

2005,1:18-20. 

[2] 陈智汉 , 浅论小流域综合治理与新农村建设 [C]. 中国科学技术协会 2006 年学术年会论文集 . 

[3] 韩富贵 , 卜振军 , 王娟 , 申新山 , 密云县建设生态清洁小流域的实践 [J]. 水土保持应用技术 ,2007, 

2:37-38. 

[4] 毕小刚 , 段淑怀 , 北京市从小流域治理走向小流域管理的实践 [J]. 中国水土保持 ,2007,1:10-11. 

[5] 七大江河洪水风险图与江河应急调度图制作研究报告 [R]. 中国水利水电科学研究院防洪减灾研究所 

报告 ,2005. 

[6] 李翀 , 陆吉康 , 叶柏生 , 基于栅格 DEM 的沙兰流域河网提取及局地暴雨洪水模拟 [J], 中国水利水电 

科学研究院学报 ,2005,3(3),P161-167. 

[7] Li chong, Lu Jikang, Ye Baisheng, 2-D hybrid approach to storm flood modelling in the Shalan catchment[J], 

IAHS Publ,322,2008:186-192. 

[8] 李翀 , 刘大根 , 蒋艳 , 马巍 , 北京雁栖河流域 “2005.8.15” 暴雨洪水模拟 [J]. 水文 , 已投稿 . 

[9] 海河流域防汛资料汇编 ( 第一、二部分 )[G]. 水利部海河水利委员会 ,1981,P117. 

244


城市河道生态环境需水量估算方法与实例应用 

陈兴茹王东胜 

( 中国水利水电科学研究院水力学研究所北京 100038) 

摘要城市河道由于受人类影响较为深远而面临着诸多问题 , 其中 , 人工化是其主要特征。 

基于城市河道具有不同于一般意义上河流的特点 , 本文针对当前城市河道生态环境用水量不足 

的现实问题 , 评价了当前生态环境需水研究对城市河道的局限。在分析城市河道的特点及计算 

城市河道生态环境需水量的重要性的基础上 , 分析了城市河道区别于其他河道的特点 , 并指出 

了在资料有限条件下 , 估算城市河道生态环境需水量的方法 , 并以郑州市生态环境需水量计算 

为例 , 验证估算方法的正确性和实用性。 

关键词城市河道 ; 生态环境需水量 ; 估算 ; 实例 ; 郑州 

河流生态环境需水量概念的提出是与河流生态环境功能问题的凸显相伴相生的。河道内 

生态环境用水不足是导致其生态环境质量恶化的重要原因之一。由于生态环境用水得不到保 

障 , 生物多样性消失 , 河床裸露等都导致了河流环境问题、景观问题、防洪排涝问题的加剧 , 

如何保障河流的生态环境需水至关重要 , 因此有必要对河流的生态环境需水进行量化。 

1 河道生态环境需水量的内涵 

通常认为 , 河流系统生态环境需水量是为了维护河流生态环境的天然结构与功能 , 主要 

应该包括 : 河流系统中天然和人工植被耗水量、维持生物多样性所需的水量 ( 栖息地 )、维 

持河口地区生态平衡所需的水量、水质净化、冲沙、水盐平衡、景观、地下水等。 

河道生态环境需水与河流生态环境需水的内涵不同。郑冬燕认为河流生态需水主要包括 

河道内需水与河道外需水两大部分。本文所说的河道生态环境需水 , 可以定义为河道内生态 

环境需水 , 只是河流生态环境需水的一部分。 

河道的生态环境需水量的确定根据河道的功能确定。在多种功能并存的情况下 , 应确定 

主导功能。近年来 , 随着城市化进程的加剧 , 城市河道的功能也发生了较大的变化 , 原来的 

供水、灌溉、航运功能已基本消失 , 绝大多数的城市河道主要功能将定位于防洪排涝、环境、 

生态、景观、娱乐功能。 

2 城市河道生态环境需水的特征 

城市河道具有防洪排涝、排污任务繁重 , 挤占现象频繁 , 生态环境用水不足、人工化严 

重 ( 硬质化河槽、闸坝等人工控制措施较多 ) 等特点。正因为城市河道的特点决定了其生态 

环境需水量的确定具有如下特征 : 

2.1 功能目标变化性 

城市河道由于所处地理位置的特殊性 , 不同的河段具有不同的功能。市中心河道以景 

观、娱乐休闲为主 , 需要一定的景观水面 ; 郊区河道则可能位于水源地保护区或城市禁建、 

限建区而成为重要的生态环境保护对象 , 因此 , 更应注意其生态环境保护工作 , 河道规划设 

计要体现自然生态性 , 景观以自然型景观为主 , 其生态环境需水量则为维持河道生态环境质 

量不再恶化 , 并能自维持向良好方向发展所需的水量。 

资助项目 : 中国水科院科研专项科研 KY0709 

245


2.2 空间变化性 

不同河道由于地理参数、主导功能、城市发展阶段不同而具有不同特征。计算城市河道 

生态环境需水应紧密结合河道的各种参数 , 包括河道自身参数及周围城市发展、人群需要等 

因素 , 合理有效地计算生态环境需水量。 

河道的生态环境需水应该根据主要生态环境功能确定。在河流多种功能并存的情况下 , 

应按水资源的自然属性、河流特点等 , 确定河流的主要功能。在当代 , 大部分城市水系的供 

水、航运等功能已消失 , 绝大多数城市水系的功能为排污、防洪排涝及景观。 

表 1 河道生态环境需水量与河流生态环境需水量的异同点 

传统意义上的河流 

河流系统中天然和人工植被耗水量 

维持生物多样性所需的水量 ( 栖息地 ) 

维持河口地区生态平衡所需的水量 

郊区河流 

现代意义上的河流 

城区河道 

基本上没有 

基本上没有 

除入海河流外 , 一般无此项 

水质净化 

冲沙 

水盐平衡 

景观 

地下水 

基本上延续了传统意义上 

河流的特征 

占主要部分 

很少一部分 

较少或没有 

较多 

由于硬质衬砌作用 , 该项较少 

3 当前生态环境需水量研究对城市河道的局限 

由于生态环境需水量问题研究在我国刚刚起步 , 有关计算方法的研究尚处于起步阶段 , 

研究内容多集中在生态环境需水量的机理问题 , 如河流生态环境需水量的水文学法、水力学 

法、栖息地法等。然而 , 现实的情况是 , 由于我国水文监测站点分布不均 , 尤其在一些小区 

域和流域 , 这种现象更为普遍。按照现有的方法计算生态环境需水量 , 往往面临着由于资料 

不全而无法计算的问题。且城市河道又具有与一般河流不同的特点 , 城市河道由于受人类的 

干扰较为强烈 , 已丧失了一般河流所具有的自然属性和生态属性 , 硬质化衬砌和直线化、污 

染严重等是现代城市河道的典型特征。在对城市河道进行生态环境需水量计算时 , 对于表征 

河流的自然属性和生态属性的生物多样性、冲淤、防盐等已不适用。城市河道生态环境需水 

量是指为了改善城市环境而人为补充的水量 , 它是以改善城市环境为目的的 , 主要包括湖泊、 

河道用水等。因此 , 对城市河道生态环境需水量的估算 , 应在立足城市河道特点的基础上 , 

找出适合城市河道特点的计算方法。 

4 城市河道生态环境需水量计算的意义 

根据不同河段的功能需要及城市规划对河流周围陆域的功能需求 , 确定满足城市经济发 

246


展、水系生态环境不恶化并向良性方向发展、人居环境质量改善的生态环境需水量 , 为客观 

地识别水系生态环境健康发展提供数据 , 也为城市建立基于经济发展、生态环境保护、人居 

环境改善等城市发展综合支撑的水资源合理使用提供技术参考依据。 

5 城市河道生态环境需水量的内容及计算方法 

5.1 维持河流生态系统不恶化所需要的最小水量 

目前 , 该项计算通常采用河流最小月平均实测径流量的多年平均值。再加上维持相应径 

流量所需要消耗的水量 , 包括蒸发、渗漏损失的水量。上述三项的总和即为维持河流生态系 

统不恶化所需要的最小水量。 

对于维持生态系统不恶化所需要的最小水量计算 , 若城市内水系同属一个流域 , 且各支 

流在城市下游汇入干流处有水文控制站 , 则可根据该流域站点长系列监测数据 , 估算城市河 

道的最小生态环境需水总量。然后 , 根据不同河段的功能定位、断面形式 , 规划不同的水面 

宽度 , 根据水面宽度确定蒸发量、渗漏量 , 将城市生态环境总需水量分解到每条河道中 , 为 

城市河道生态需水量的具体实施提供可操作性。蒸发量计算采用平均水面面积与蒸发量与降 

水量之差相乘得到。渗漏量采用河道内水量乘以渗透系统确定。 

5.2 维持水环境自净功能所需要的水量 

根据污水排放入河量、污染物性质及相应的功能区划等确定。 

5.3 维持水沙平衡所需要的水量 

此项计算多针对高含沙河流。对于城市河道而言 , 由于很多城市河道人工化、渠化严重 , 

丧失了天然河流具有的上下游水沙输移的功能 , 且很多城市河流的补水主要依靠降雨径流汇 

入及达标中水补充 , 因此河水含沙量很低 , 通常在城市河道生态环境需水计算中可将此项忽 

略不计。 

6 实例应用 

6.1 郑州市城区水系概况 

郑州市城区水系分属黄河和淮河两大流域 , 贾鲁河为淮河流域二级支流 , 所有市区河流 

均汇入贾鲁河 , 枯河位于北部 , 紧邻黄河 , 属黄河流域。 

6.2 郑州市城市河道生态需水量计算 

6.2.1 城市河道生态需水量划分 

河道内需水量包括湖泊、湿地、河道的蒸发、渗漏及保持一定的水面面积的需水量。 

生态环境需水量按河段分别进行计算 , 并考虑相应的保证率。 

不同河段的生态环境需水量 , 主要包括 : 

1) 维持河流自身生态系统平衡所需要的基础水量 , 包括蒸发、渗漏等 ; 

2) 维持河流生态系统自净能力所需要的水量 ; 

3) 维持水沙平衡所需要的冲沙水量 ; 

郑州市河流属于季节性河流 , 汛期的输沙量约占全年输沙总量的 80% 以上 , 即河流的 

输沙功能主要在汛期完成 , 因此 , 本次计算河道生态环境需水量忽略输沙需水量。另外 , 在 

247


郑州市城市规划中将截污工作作为工作重点 , 河流的污水排入量将会大大减少 , 本次计算将 

忽略河道中用于维持水体自净能力的环境需水量。 

基于上述原因 , 郑州市河道内生态环境需水量的计算仅仅指维持河道基本功能的最小生 

态环境需水量。 

6.2.2 郑州市城市河道生态需水量计算 

生态目标的确定 

1. 根据郑州市的实际特点 , 确定其生态环境目标主要包括如下内容 : 

1) 维持生态多样性 

河道需要维持一定的水深、水面宽度、流速、水温 , 为生物生存、繁衍提供适宜的生存 

环境。 

2) 维持景观水位 

在特殊的水域景观节点 , 考虑景观观赏人群和休闲娱乐活动的需要 , 需要特定的水深。 

3) 水体洁净 

在做好 “ 截污 ” 工作的基础上 , 还要 “ 增容 ”, 增加水体的自净能力。 

2. 河道生态环境需水量计算的主要内容 : 

河道基本生态需水量应该能够满足三方面的需求 : 维持河道水体生存的最小水量 ; 满足 

河流水面蒸发的水量 ; 由于现阶段郑州境内地下水位普遍下降 , 河道渗漏经成为河道水量损 

失的重要组成部分 , 在计算中必须予以考虑。即 : 

Q = Q + 

1 

+ Q2 

Q3 

其中 : Q 为河道最小生态需水量 ; Q 1 

为维持河道水体生存的最小水量 ; 

Q 

2 

为满足河道水面蒸发的水量 ; Q 3 

为满足河道渗漏的水量 ; 

Q 

1 

的计算方法 : 

对于季节性河流而言 , 维持河流的基本生态环境功能不受到破坏 , 就是要求年内各时段 

的径流量都能维持在一定水平上 , 不出现诸如断流等可能导致河流生态环境功能受到破坏的 

现象。基于此考虑 , 以河流最小月平均实测径流量的多年平均值作为河流的基本生态环境需 

水量。计算公式为 : 

å n 

W生态环境 

= T / n min( Qij 

) ´ 10 

1 

-8 

Q 

ij 

表示第 i 年第 j 月的月均流量 ,T 为时间换算系数 ,n 为统计年数。 

也可采用多年平均径流量的 10% 作为河道的基本生态环境需水量。 

本次生态环境需水量计算的目的是为郑州市水资源更加科学合理地配置提供依据 , 且枯 

河的生态环境用水能够得到保障 , 因此 , 本次计算仅考虑贾鲁河流域内的水系。基于郑州市 

248


区水系没有控制站 , 所有水系均汇入贾鲁河的特点 , 以贾鲁河控制站的十年平均流量 

的 10% 作为贾鲁河流域的最小生态环境需水量。 

由表 2 可以看出 , 贾鲁河牟口水文站 2003、2004 年的实测径流量分别为 41772、41186 万 m 3 , 

以这两年的平均值作为 10 个连续年的多年平均径流量 41479 万 m 3 , 以该值的 10% 作为城市 

河道基本生态环境需水量 , Q 1 

=0.415 亿 m 3 。 

表 2 贾鲁河牟口水文站径流量 ( 单位 : 万 m 3 ) 

河名 

年份 

集水面积 

( 平方公里 ) 年径 

流量 

实测 

连续 4 个月最大 

径流量 

年径 

流量 

天然 

连续最大 4 

个月径流量 

连续最大 4 

个月天然径 

流起止月份 

贾鲁河 2003 2106 41772 20912 28543 14198 8~11 

贾鲁河 2004 2106 41186 17857 27048 11039 8~11 

郑州地区多年平均水面蒸发量为 1000mm, 乘以郑州市规划水面面积 , 得到郑州地区河 

道水面年蒸发量为 

W 蒸发 =K×W 水面面积 =1000mm×1739 万 m 2 =0.17 亿 m 3 

Q 

3 

采用多年平均渗漏系数 1.5%, 则渗漏量计算结果为 

W 渗 =K 2 W 蓄 =1.5%×0.415 亿 m 3 =0.006 亿 m 3 

综上所述 , 河道最小生态环境需水量 Q =0.591 亿 m 3 

3. 规划新建湖泊、湿地生态环境需水量 

1) 两个规划湖泊的生态需水量 

龙湖规划水面面积 6.08km 2 , 蓄水量为 1500 万 m 3 ; 龙子湖规划水面面积 1.2km 2 , 蓄水量 

为 300 万 m 3 。 

2) 规划湿地建成后的生态环境需水量 

湿地规划总面积为 629.65 万 m 2 , 按照平均水深 0.5m 计算 , 年换水 4 次 , 总需水量为 1259.3 

万 m 3 。规划湖泊 ( 龙湖、龙子湖 )、湿地建成后 , 不考虑换水情况下 , 生态环境需水量为 : 

0.668+0.18+0.126=0.974 亿 m 3 

考虑换水情况下 , 生态环境需水量为 : 

1.903+0.18×4+0.126=2.749 亿 m 3 

如果从形成城市水景观要求的角度考虑 , 平均形成 1m 水深需要的水量计算结果见下表。 

可以看出 , 从生态环境需水量计算的水文学方法角度计算得到的结果与形成景观水面的角度 

计算得到的水量接近 , 从而 , 得到了基于生态环境需水原理的探讨城市水系生态环境需水量 

的估算方法。因此 , 本文提出的方法可以作为城市水系生态需水量估算的一种方法 , 在城市 

水资源综合规划和配置中初步估算生态环境需水量。 

249


7 结语 

生态环境用水不足是当前城市河道普遍遭遇的问题。长期以来由于人类对城市河道生态 

环境用水认识的忽视而导致其诸多生态环境问题的产生。本文以城市河道的现实情况为研究 

基准 , 通过对现行河流生态环境需水量计算方法进行改进和实例应用 , 得到了实测数据不足 

情况下估算河流生态环境需水量问题的方法 , 为客观地认识河流维持基本生态环境质量所需 

的水量和水资源综合规划提供数据提供了快速估算方法。 

参考文献 

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[5] 中国水利水电科学研究院 . 郑州市生态水系概念性规划 [R].2006.10. 

250

表 3 郑州市生态水系水体景观需水量计算成果表 

河名 

规划长 

度 (km) 

规划范 

围 

控制区间 

距离 

(m) 

规划水面 

宽度 (m) 

平均水 

深 (m) 

湿地面积 

( 万 m 2 ) 

湿地需量 

( 万 m 3 ) 

水面面积 

( 万 m 2 ) 

总水面积 

( 万 m 2 ) 

水体规模 

( 万 m 3 ) 

换水量 

( 万 m 3 ) 

渗漏 

( 万 m 3 ) 

蒸发 

( 万 m 3 ) 

合计 

( 万 m 3 ) 

贾鲁河 41.3 

常庄、 

尖岗水 

库 ~ 中 

牟尉氏 

界 

南阳坝以上 

区间内为水库和湖泊 , 不进行水面规划 

南阳坝 ~ 皋村闸 7750 70 1 119.11 59.555 54.25 

皋村闸 ~107 国道 3870 120 1 46.44 

107 国道 ~ 索须河口 4080 120 1 48.96 576.0 635.5 2542.1 190.7 576.0 3308.7 

索须河口 ~ 贾鲁支河口 16200 120 1 194.4 

贾鲁支河口 ~ 七里河口 9400 120 1 112.8 

251 

索须河 52.8 

索河、 

须水 

河 ~ 贾 

鲁河口 

汇合口 ~ 师家河坝 4295 150 1 64.425 

师家河坝 ~ 东风渠口 7790 150 1 116.85 

东风渠口 ~ 祥云寺 11043 150 1 165.645 

须水镇 ~ 汇河口 13422 30 1 146.31 73.155 40.266 

河王水库 ~ 汇合口 16270 30 1 48.81 

582.3 655.5 2621.8 196.6 582.3 3400.8 

十七里 

十七里河全长 9750 20 1 19.5 

河、十 

刘湾水库 ~ 南截流口 5846 40 1 23.384 

七里河 21.8 

八里 

南截流沟口 ~ 汇合口 4900 70 1 34.3 

395.1 428.5 1713.8 128.5 395.1 2237.4 

河 ~ 贾 

汇合口 ~ 东风渠口 8435 60 1 66.79 33.395 50.61 

鲁河口东风渠口 ~ 贾鲁河口 13365 150 1 200.475 

皋村闸 ~ 郑花电站 6355 30 1 19.065 

东风渠 19.7 全长 

郑花电站 ~107 国道 3070 50 1 15.35 

107 国道 ~ 金水河口 530 75 1 3.975 

金水河口 ~ 七里河口 9700 100 1 97 

135.4 135.4 541.6 40.6 135.4 717.6

续表 3 郑州市生态水系水体景观需水量计算成果表 

河名 

规划长 

度 (km) 

规划范围 

控制区间 

距离 

(m) 

规划水面 

宽度 (m) 

平均水 

深 (m) 

湿地面积 

( 万 m 2 ) 

湿地需水 

量 ( 万 m 3 ) 

水面面积 

( 万 m 2 ) 

总水面面积 

( 万 m 2 ) 

水体规模 

( 万 m 3 ) 

换水量 

( 万 m 3 ) 

渗漏 

( 万 m 3 ) 

蒸发 

( 万 m 3 ) 

合计 

( 万 m 3 ) 

金水河 

20.9 

郭家嘴水 

库 ~ 入东风 

渠 

1222 

帝湖 ~107 国道 

30 1 36.66 

0 

107 国道 ~ 东西运河口 690 100 1 68 34 6.9 

东西运河口 ~ 入东风渠 1380 100 1 13.8 

125.4 159.4 318.7 47.8 125.4 491.9 

航海路 ~ 汇合口 2020 10 1 2.02 

东支、西支、 

京广路 ~ 汇合口 2320 箱涵 

熊耳河 16.1 

干流 ~ 东风 

东西支汇合口 ~107 国道 6980 20 1 13.96 

64.0 64.0 256.1 19.2 64.0 339.3 

渠口 

107 国道 ~ 东西运河口 1728 100 1 17.28 

东西运河口 ~ 入东风渠 3076 100 1 30.76 

252 

贾鲁支河 21.2 

老鸦陈 ~ 入 

贾鲁河 

老鸦陈 ~ 东风渠口 3210 20 1 6.42 

东风渠口 ~ 龙湖进口 8793 20 1 17.586 

龙湖出口 ~ 入贾鲁河 9230 60 1 55.38 

79.4 79.4 317.5 23.8 79.4 420.7 

南截留沟 7.79 全长黄水河 ~ 南截流口 7799 50 1 38.995 39.0 39.0 156.0 46.8 39.0 241.8 

潮河 17.7 

枯河 40.6 

小魏庄库 ~ 

七里河口 

唐岗水库 ~ 

入黄河 

曹古寺水库 ~ 七里河口 9530 100 1 229.44 114.72 95.3 324.7 439.5 1757.8 131.8 324.7 2214.4 

现状 

龙湖 2.5 608 608.0 1500.0 6000.0 450.0 608.0 7058.0 

龙子湖 2.5 120 120.0 300.0 1200.0 90.0 120.0 1410.0 

西流湖 2 600 600.0 600.0 2400.0 180.0 600.0 3180.0 

合计 3019.57 3649.216 5036.04 19825.4 1545.91 3649.2 25020.57


蓄滞洪区管理中的生态服务价值评估 

李传奇 

( 中国水利水电科学研究院 , 北京市复兴路甲 1 号 , 100038; 山东大学 , 

济南市经十路 79 号 , 250061,lichuanqi@sdu.edu.cn) 

摘要蓄滞洪区除防洪功能外 , 还具有食物生产、生态保护、涵养水资源及维持野生动物栖息地等 

多重功能 , 构成其多功能性价值。由于多种服务、多种价值 , 常常导致蓄滞洪区的某些功能以牺牲防 

洪功能为代价被过度开发利用。价值评估可作为把生态服务价值融入蓄滞洪区管理决策的一个有力工 

具。本文系统研究了蓄滞洪区生态系统服务及其服务价值评估方法 , 并对经济价值评估在蓄滞洪区管 

理中的应用进行了分析和探讨。以大黄堡洼蓄滞洪区为例 , 着重分析了其主导服务功能 , 并对洪水调 

蓄功能、生产功能、生物栖息地功能等进行了价值货币化评价研究。价值评估的信息纳入到蓄滞洪区 

管理决策之中 , 对蓄滞洪区的可持续发展具有重要的理论价值和现实意义。 

关键词蓄滞洪区 ; 总经济价值 ; 价值评估。 

1 前言 

蓄滞洪区是我国防洪体系的重要组成部分 , 其管理构成了洪水管理的重要内容。由于受 

[1, 2 ] 

到自然、社会、经济和生态等众多因素的制约 , 蓄滞洪区管理面临着种种问题和困难。 

人口问题、发展问题、生态环境保护等诸多问题交织在一起 , 使蓄滞洪区管理面临诸多困境。 

蓄滞洪区管理已成为水利部门首先要解决的主要难题之一。 

蓄滞洪区历史上大多是调蓄洪水的天然场所 , 是具有多种功能和价值的生态系统。从经 

济观点来看 , 蓄滞洪区为人类社会提供了众多的服务 , 例如食物、调蓄洪水、调节气候、休 

[ 3 , 4 ] 

闲娱乐以及越来越多的旅游机会。这些众多的服务功能有市场效益也有非市场效益。 

从以往来看 , 蓄滞洪区管理总是倾向于发挥其单一的防洪功能 , 忽视了蓄滞洪区在改善居民 

生产、生活 , 以及洪水资源利用和生态保护等方面的功能 , 这已成为严重影响蓄滞洪区可持 

续发展的障碍。 

生态系统服务价值评估已成为流域管理、湿地管理和水资源管理等领域一个强有力的工 

具。现在 , 人们正越来越多地对湿地、水环境所提供的生态系统服务 ( 如水过滤、营养物循 

环、洪水控制和生物多样性栖息地 ) 进行经济价值评估。生态服务总经济价值的概念 , 已成 

[5] 

为确定和量化生态系统服务对人类社会贡献大小的一种普遍采用的方法。当我们将蓄滞洪 

区作为防洪、土地和资源用途考虑时 , 应把它作为具有巨大经济价值的系统来进行考虑。它 

将为我们在考虑各种利益关系、制定有利于改善公众福利的管理决策时 , 提供一个理论基础。 

本文基于蓄滞洪区多功能性理念 , 对蓄滞洪区服务价值评估及在决策中的应用进行了探 

讨。以海河流域大黄堡洼蓄滞洪区为例 , 在大量的基础数据和实地调查的基础之上 , 对其价 

值进行了货币化评估。正确、科学地对蓄滞洪区的服务价值进行评估 , 有助于全面地认识蓄 

滞洪区的价值 , 科学合理地利用蓄滞洪区。 

2 蓄滞洪区生态服务及其价值类型 

2.1 蓄滞洪区生态服务 

生态系统服务 ( 或生态服务功能 ) 是指人类从生态系统获得的各种收益。蓄滞洪区是 

253


一个复合生态系统 , 为人类提供了多项对改善人类福利至关重要的服务。在供给服务方面 , 

蓄滞洪区可以为人类提供极为重要的鱼类资源、淡水资源和食物资源等 ; 在调节服务方面 , 

蓄滞洪区具有调控洪水、调节气候等作用 ; 在文化服务方面 , 蓄滞洪区具有十分重要的精神、 

娱乐和教育价值 ; 在支持服务方面 , 蓄滞洪区具有滞留沉积物、积累有机物质等作用。 

蓄滞洪区具有多功能性。除充分发挥其蓄滞洪功能外 , 我们也应合理利用蓄滞洪区。 

例如 , 主动启用蓄滞洪区实现洪水资源化 , 可有效改善当地水资源供需关系 , 为周边地区提 

供重要的抗旱水源地 , 发挥调节气候、涵养水源、净化水质、维护生物多样性等多种生态功 

能。 

2.2 蓄滞洪区生态服务价值类型 

目前人们已将 “ 总经济价值 ” 的概念 , 作为最广泛地用来量化生态系统服务对人类福 

祉的贡献大小的框架之一。总经济价值分解为两大类 : 即使用价值 ( 直接、间接和选择价值 ) 

与非使用价值 ( 存在和遗赠价值 ) [ 6 ] 。蓄滞洪区生态系统服务价值上主要表现为直接使用 

价值、间接使用价值及非使用价值。非使用价值包括存在价值和遗产价值。图 1 列出了蓄滞 

洪区的总经济价值。 

(1) 直接使用价值。直接使用价值指与各种生产和消费活动相关的价值。它包括直接 

实物价值和直接服务价值。蓄滞洪区产品包括粮食、水资源、水产品和木材等 , 这些物质对 

经济发展非常重要。此外 , 蓄滞洪区内湿地的休闲旅游是迅速发展起来的非消耗性使用价值。 

(2) 间接使用价值。即生态功能价值 , 主要是指无法商品化的生态系统服务功能 , 主 

要包括支撑和维持地球生命支持系统的功能。例如 : 维持生命物质的生物地化循环与水文循 

环 , 维持生物物种与遗传多样性 , 保护土壤肥力 , 净化环境等。 

(3) 选择价值。即潜在利用价值 , 是与使用价值有关的一种价值类型。选择价值是人 

们为了将来能直接使用与间接使用某种生态系统服务功能的支付意愿。例如 , 人们为确保将 

来能利用某一森林在涵养水源、保护土壤、净化大气、生态旅游以及野生生物娱乐等方面的 

效益而愿意现在支付一定的保护费用 , 这种支付意愿的数值则相当于某一森林的选择价值。 

选择价值的特点在于某一资源不是在现在被使用 , 而是有可能在将来被使用 , 它类似于为保 

证一种资源和服务的供应所支付的保险费 , 然而这种供应是不确定的。 

(4) 非使用价值。非使用价值通常也叫做存在价值。存在价值是指人们为确保某种资 

源存在 ( 包括其知识存在 ) 而自愿付出的费用 , 它是生态系统本身具有的经济价值 , 与人类 

存在与否无关 , 如物种、遗传资源、生态系统等。 

3 蓄滞洪区生态服务价值评估方法 

蓄滞洪区功能及其价值的多样性决定了其评价方法的多样性。概括起来 , 评价方法主 

要有直接市场价格法、生产成本法、碳税率法和造林成本法、旅行费用法、影子价格法和条 

[ 7, 8] 

件价值法。 

(1) 直接市场价格法。是指对有市场价格的生态系统产品和功能进行估价的一种方法 , 

主要用于对生态系统物质产品进行评价。 

(2) 生产成本法。是通过为恢复、保护和或重建被破坏生态功能而实施的工程或项目 

所需费用估算 , 获得生态功能价值的评价方法。 

(3) 碳税率法和造林成本法。根据生物的生物学特性 , 其具有吸收 CO2 和释放 O2 的能 

力 , 利用光合作用方程式 , 计算出单位干物质生产量所吸收的 CO2 和释放 O2 , 并根据国际和国 

内对 CO2 排放收费标准将生态指标换算成经济指标 , 得出固定 CO2 的经济价值。 

(4) 旅行费用法。就是根据旅游者在旅游活动中所有的支出 , 对旅游地区的旅游价值 

254


进行估算的方法。 

(5) 影子价格法。是指以人工建造一个工程来替代生态功能或原来被破坏的生态功能 

的费用。 

( 6 ) 条件价值法。是通过支付意愿 WTP(Willing to pay) 或接受补偿的意愿 

WTA(Willingness to accept) 的调查而实现的评估方法 , 是利用征询问题的方式诱导人们对 

非使用价值的保存和改善进行支付的意愿 , 确定某种非市场性物品或服务的价值。 

蓄滞洪区总经济价值 

使用价值 

非使用价值 

直接使用价值 

间接使用价值 

选择价值 

存在价值 

农业、渔业、 

蓄水、供水、 

旅游休闲 

控制洪水、 

调节气候、 

生物多样性、 

净化水质 

新技术 

药品 

资源替代 

对资源存在 

满意并可获 

得资源 

图 1 蓄滞洪区不同类型的经济价值 

4 案例研究 

4.1 研究区域 

大黄铺洼蓄滞洪区地处天津市武清、宝坻、宁河三县交界处 , 担负着北运河水系上游洪 

[ 9 ] 

水的分蓄洪任务。大黄铺洼滞洪区涉及天津 3 个县的 10 个乡 ( 镇 ), 人口 5 万余人 , 滞洪 

区面积 272 km 2 。历史上其是当地降雨沥涝汇集地 , 属天然湿地区。区内植物以芦苇为主。 

洼内原有鱼虾蟹类 30 余种 , 鸟类有 16 目 34 科约 200 种。 

4.2 问题 

由于区内人口众多 , 大黄堡洼滞洪区按规定适时启用困难 ; 北方地区水资源短缺 , 大黄 

堡洼同样面临着干旱缺水的问题 , 造成区内湿地退化、萎缩 ; 为了区内水产养殖和芦苇生产 , 

目前未经处理直接引用流经的北京排污河的污水 , 不仅造成鱼产品出现食用安全问题 , 也导 

致水环境恶化。 

4.3 进行价值评估的原因 

[ 10 ] 

大黄堡洼未来有不同的发展情景。通过价值评估可确定不同情景下大黄堡洼蓄滞洪 

区的总经济价值的变化情况 , 并有助于理顺各服务功能之间的关系 , 为科学合理利用提供科 

学依据。本文分析计算了现状大黄堡洼的生态服务价值。 

4.4 价值评估 

4.4.1 直接使用价值评估 

[11] 

(1) 物质生产价值。大黄堡洼渔业生产历史悠久 , 规模较大。当地居民种植玉米、 

小麦等多种作物。采用直接市场评价法 , 根据实物产品的直接市场价格和各类产品的总产量 

255


来计算物质生产价值。根据调查资料 , 计算出 2005 年农作物、渔业养殖和经济林的价值量 

为 47 601 万元。 

(2) 休闲旅游价值。 L 

旅 

= li ´ Bi , 式中 : L 

旅 

为科考旅游价值量 , 元 /a ;li 为单位 

水域、林地等科考旅游效益 ( 元 /hm 2 );Bi 为蓄滞洪区水域、湿地等科考旅游的面积 (hm 2 )。 

大黄铺洼资源丰富、条件优越 , 具有巨大的旅游资源开发潜力。按照我国单位面积湿地生态 

系统的科考旅游价值 382 元 /hm 2 和 Costanza 等人对全球湿地生态系统科考旅游价值 861 美 

元 /hm 2 

的平均值 3 592 元 /hm 2 [12] 

作为蓄滞洪区科考旅游的价值 , 计算出大黄铺洼科考旅游的 

总价值量为 1 668 万元。 

4.4.2 间接使用价值评估 

(1) 调蓄洪水价值。采用影子价格法 , 用存储相应体积的洪水所需的工程造价来求该 

功能价值。 V 

= 

1 

n 

n 

å 

i= 

1 

c Q 

i 

i 

。式中 V 为多年平均调蓄洪水价值量 ; Q i 

为当年洪水调蓄量 ; c i 

为当年修建 1m 3 水库库容的平均价格。根据 1988—1991 年全国水库建设投资测算 ,1990 年 

不变价 , 每建设 1m 3 [10] 

的库容需要投入成本 0.67 元。大黄堡洼设计蓄洪水深 3.0m 时对应的 

设计蓄洪量为 3.22 亿 m 3 。可计算出大黄堡洼调蓄洪水的价值量为 21 574 万元。 

(2) 水质净化价值。采用替代花费法来计算水质净化价值。 L = C i 

´ Vi 

, 式中 L 表示 

净化水质的价值 ; C i 

为单位污水处理成本 ; V i 

为湿地每年接纳周边地区的污水量。根据有 

关统计资料 , 大黄铺洼多年平均接纳北京排污河的城市污水约 3000 万 m 3 , 单位污水处理成 

本为 0.4 元 /m 3 , 从而计算出大黄铺洼净化水质而产生的价值量为 1 200 万元。 

(3) 生物栖息地价值。大黄铺洼为迁徙动物提供了重要的栖息地。根据 Constanza 等 

人的研究成果 , 这一服务功能的年生态效益是 439 美元 /hm 2 , 折合人民币 3160.8 元 / hm 2 。大 

黄堡湿地面积约 11200hm 2 。据此算出蓄滞洪区的生物多样性价值为 3540 万元。 

(4) 调节气候价值。根据植物光合作用方程式 : 

CO 

2(264g)+H2O(108g) ® C6H12O 6(108g)+O 2(193g) ® 多糖 (162g) , 可知 , 植物每生 

产 162g 干物质可吸收固定 264gCO2, 即植物每生产 1.00g 干物质需要 1.63g CO2, 释放 1.19gO2。 

据统计 , 大黄堡洼芦苇总量为 33900t/a, 按照湿地植物干湿比 1:20, 计算得出每年芦苇吸 

收 CO2 的量为 2762.9t, 折合纯碳为 753.8t, 释放 O2 的量 2017.5t。根据目前国际上通用的 

炭税率标准和我国的实际情况 , 采用我国的造林成本 250 元 /t 和国际炭税标准 150 美元 /t 

的平均值 770 元 /t 作为炭税标准 , 释放 O2 的价值按照工业制氧现价 400 元 /t。计算得出大 

黄堡洼湿地吸收 CO2 而产生的价值量为 58 万元 / 年 , 释放 O2 的价值量为 81 万元 / 年 , 则大 

气调节价值为 139 万元 / 年。 

(5) 文化科研价值。根据陈仲新和张新时等 (2000 年 ) 对我国生态系统效益的价值的 

[13] 

估算 , 我国湿地生态系统的科研文化价值为 382 元 / hm 2 , 而全球湿地生态系统的文化科 

研价值为 861 美元 / hm 2 , 取二者的平均值 3592 元 / hm 2 作为大黄堡洼的文化科研价值。大 

黄堡洼的湿地面积 11200 hm 2 ( 仅考虑了自然保护区的面积 ), 则大黄堡洼的文化科研价值 

为 4023 万元。 

4.4.3 非使用价值评估 

蓄滞洪区的非利用价值主要包括其存在价值和遗产价值。遗产价值源于人们将价值置于 

湿地生态系统的保护以上 , 供后代利用 , 并涉及到关于未来收益以及未来收益与技术的可用 

256


性的一些假设条件。存在价值是人们为了将来能直接利用与间接利用某种生态系统服务的支 

付意愿 , 被认为是生态系统的内在价值 , 是争论最大的价值类型 , 是对生态环境资本的评价 , 

这种评价与其现在或将来的用途都无关。这类价值的价值量评估比较困难 , 这里不进行定量 

评估。 

4.5 讨论 

根据大黄堡洼服务价值评估结果 , 总价值为 79745 万元 , 其中直接使用价值 49269 万元 , 

占总价值量的 61.8%, 由此可以看出大黄堡洼直接使用价值较大。间接使用价值 30476 万元 , 

间接使用价值中的防洪价值为 21574 万元 , 占总价值量的 27.1%。在所有价值类型中 , 物质 

生产和调蓄洪水显得尤为突出 , 体现了大黄堡洼的经济、防洪价值。本文对大黄堡洼的主导 

功能进行了评价 , 所评价功能不够全面 , 总价值量偏小。 

直接物质生产价值所占比重较大 , 这会对大黄堡洼的防洪运用造成困难。有必要调整大 

黄堡洼的产业结构类型 , 使之与洪水相适应。 

5 结论 

经济估价可以为蓄滞洪区管理和政策提供实用的信息。它可以使决策者和公众全面评估 

蓄滞洪区预期变化可能带来的所有效益和成本 , 加深对蓄滞洪区经济价值的认识。 

蓄滞洪区服务的提供和效益的发挥具有明显的外部性 , 如调蓄洪水、调节气候和地下水 

补给等功能。目前 , 蓄滞洪区管理面临的最大挑战在于最重要的效益 , 例如防洪效益 , 没有 

直接赋予市场价值。对蓄滞洪区的价值进行货币化评价 , 可以为进一步的探索建立相应的蓄 

滞洪区保护与运用补偿机制打下基础。 

尽管可以利用各种估价技术来估算和描述蓄滞洪区服务价值 , 但目前仍存在一个很大的 

挑战 , 那就是如何确保这些评估结果能够纳入决策过程 , 并将这些评估结果用来影响蓄滞洪 

区建设和保护的议程。 

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257


天津泰达新区围海造陆工程的防洪影响评价 

余萍 

1 , 孙书洪 

1 , 王程 

(1. 天津农学院水利系 , 天津市西青区津静路 22 号 ,300384,Yuping200551@163.com 

2. 天津市水利勘测设计院 , 天津 300204) 

摘要本文作者调查研究了永定新河相关流域、河道资料及工程建设资料 , 总结出了永定新 

河及其河口地区河道演变过程和淤积特点。用 Preissmann 四点差分隐格式法对圣维南方程进行 

离散求解的方法及其求解的基本思路 , 建立了洪水演进的水力数学模型。对围海造陆工程所产 

生的永定新河壅水进行分析评价 , 并将其与永定新河的防洪标准相结合 , 论证结果表明滩涂改 

造建设项目实施后 , 沿永定新河所产生的壅水高度是非常小的 , 对永定新河及其附近区域防洪 

形势的影响是非常有限的 , 因此 , 该工程的实施不会影响到永定新河的防洪泄洪。 

关键词防洪 ; 隐式差分 ; 壅水 

2 

1 前言 

随着人类逐步向海洋挺进 , 海洋空间的开发利用问题越来越令人关注 , 因此对河口海洋 

区域进行统一规划、进行综合开发是十分必要的。 

天津经济技术开发区泰达临海新区围海造陆符合土地资源可持续利用战略的要求。但永 

定新河河口是承泄海河流域北系四河以及天津市涝水入海的咽喉 , 在海河流域防洪治理中占 

有极为重要的地位。因此 , 为了天津市的防洪安全 , 以及海河流域的防洪安全都需要对本建 

设项目进行防洪影响评价论证。 

2 研究区概况 

2.1 流域及河道概况 

泰达临海新区围海造陆项目涉及的河道主要就是永定新河。永定河流域位于淮河流域西 

北部 , 发源于内蒙古高原的南缘和山西高原的北部 , 东临潮白、北运河系 , 西临黄河流域 , 

南为大清河水系 , 北为内陆河 , 流域总面积 47016km 2 。永定新河紧靠天津市区北侧 , 设计流 

量为 1400m 3 /s~4640m 3 /s。由于永定新河直接关系到天津市的防洪安全 , 在天津市的防洪规 

划中 , 永定新河右堤是保护天津市防洪安全的北部防线 , 列为重点防护对象。 

永定新河河口位于海河下游冲积平原 , 属典型的泥质河口 , 地势平坦低洼 , 地形由西向 

东稍偏南倾斜 , 坡降约为 1/13000~1/3000, 属于典型的平原滨海区 , 海积河岸滩地地貌。 

河口基本形态为喇叭口状 , 滩宽水浅。本文中 , 高程、水位均采用国家 85 基准面。 

2.2 防洪评价标准及洪水调度原则 

2.2.1 防洪标准 

[1] 

永定新河按五十年一遇洪水的标准设计 , 百年一遇洪水标准校核。为了确保永定河下 

游两岸地区特别是天津市的防洪安全 , 于 2001 年后陆续对永定新河进行了清淤 , 清淤后永 

定新河上 (28+192) 至临时挡潮埝 (53+000) 段泄洪能力恢复到 900m 3 /s,(53+000) 至 (55+000) 

段泄洪能力恢复到 500 m 3 /s, 潮白新河河口以下河段的泄洪能力恢复到 1600 m 3 /s, 而河 

258


口处大约能通过 2000 m 3 /s 的洪水流量。 

2.2.2 洪水的调度原则 

根据天津市防汛抗旱指挥部办公室 1998 年制定的《天津市设计洪水、中小洪水调度方 

案》, 洪水调度要贯彻 “ 全面防护、重点市区 ” 原则 , 采取防御与疏导相结合 , 工程措施与 

[2] 

非工程措施相结合的办法 , 以保障天津市区和主要铁路的防洪安全。 

2.3 永定新河河道各主要设计断面资料 

永定新河按五十年一遇洪水标准设计 , 百年一遇洪水标准校核。在设计及校核情况下 , 

上段河道流量分别为 1400m 3 /s 和 1800 m 3 /s, 沿途加入各汇入河道来水后的河口处设计组合 

流量分别相应为 4640 m 3 /s 和 4820 m 3 /s [3] 。永定新河各支流入口处原设计指标见表 1 及表 2。 

表 1 各主要设计断面资料 

桩号位置深槽底宽 (m) 槽底高程 (m) 

0+000 

屈家店闸下 

屈家店闸上 

0 

堤顶高程 (m) 

左 

-0.2 7.50 

右 

边坡 

14+504 大张庄闸下 180 -1.31 6.65 7.65 1:4 

19+470 机场排水河 180 -1.78 6.38 7.38 1:4 

26+100 北京排污河 190 -2.21 6.00 7.00 1:4 

44+000 金钟河 190 -4.20 5.39 6.39 1:4 

54+500 潮白新河 200 -5.36 5.13 6.13 1:4 

59+400 老蓟运河 200 -5.91 5.01 6.01 1:4 

61+900 旧炮台 200 -6.00 

63+040 河口 210 -6.10 

桩号 

0+000 

位置 

表 2 

永定新河设计及校核水位、流量 

水位 (m) 

1:4 

流量 (m 3 /s) 

50 年一遇 100 年一遇 50 年一遇 100 年一遇 

屈家店闸上 5.75 6.50 

屈家店闸下 5.55 6.24 1400 1800 

14+504 大张庄闸下 4.81 5.38 1400 1800 

19+470 机场排水河 4.70 5.20 1400/1420 1800/1820 

26+100 北京排污河 4.42 4.86 1420 1820 

44+000 金钟河 3.82 4.31 1420/1640 1820 

54+500 潮白新河 3.58 4.09 1640/4640 1820/4820 

59+400 老蓟运河 2.81 3.48 4640 4820 

61+900 旧炮台 4640 4820 

2.4 建设项目概况 

2.4.1 项目简介 

天津经济技术开发区拟利用天津市滨海新区蓟运河入海河口处以北的海岸线滩涂进行 

围海造陆工程。该围海造陆工程位于天津港以北 , 蓟运河河口东侧 , 预期围海造陆面积 25km 2 , 

建设 15283m 护岸工程、隔埝及子隔埝 21641m, 平均原泥面标高约为 -1.25m, 吹填标高按平 

259


均 6.0m 计算 , 吹填方量约为 21000 万 m 3 。 

2.4.2 总平面布置 

天津经济技术开发区泰达临海新区围海造陆项目的场址 , 初步确定以永定新河河口以北 

长度约为 5.0km 的岸线为基线进行。该场址处于塘沽区与汉沽区交界 , 场址以南与天津港隔 

蓟运河、永定新河相望 , 西北陆域滩涂为盐场及虾池 , 东部海域为淤泥质海岸 , 海底地形平 

坦。 

根据建设单位提供的用地范围 , 根据附近岸线的布局规划 , 结合当地的自然条件 , 对本 

工程护岸轴线的位置进行平面布置 , 护岸分为三段布置 , 南段由建设单位提供的第一基点向 

东南方向建设 5294m; 然后成 90° 向东北方向建设 4989m, 形成东段护岸 ; 再以 90° 的夹角 

向岸边延伸与建设单位提供的第二基点相连 , 建设 5000m 北段护岸。具体详见图 1。 

图 1 

围海造陆工程平面布置图 

2.4.3 工程概化 

在进行模拟分析计算时 , 首先需要对建设的工程项目进行概化。该工程项目是在海域围 

填造地 , 因此在模型中可以按规划的建设范围 , 把它概化成立陆地区域 , 即相应地减少了水 

域范围。 

3 洪水演进模型的建立 

3.1 计算条件 

1 在原设计条件下 , 对于 50 年一遇设计标准和 100 年一遇校核标准情况 , 永定新河 

(28+192) 处入流分别取 1640m 3 /s 和 1820m 3 /s。按防洪规划要求沿途潮白新河汇入 3000m 3 /s, 

而蓟运河此时关闸无洪水汇入永定新河。河口潮位取汛期最高潮位平均值 2.37m。 

2 在现状河道条件下 , 考虑到 (53+000) 至 (55+000) 段泄洪能力只有 500m 3 /s, 因此 , 永 

定新河 (28+192) 处入流取 500m 3 /s, 潮白新河汇入 1000m 3 /s, 蓟运河汇入 300m 3 /s。河口潮位 

同样取汛期最高潮位平均值 2.37m。 

260


3.2 圣维南方程求解方法 

[4] 

天然河道中水流几乎经常是不恒定的 , 属于明渠非恒定流的范畴。非恒定流的基本方 

程为连续性方程、动量方程所组成的圣 - 维南 (Saint-Venant) 方程 : 

Z 1 Q 

+ = 0 

t B s 

2 

Q æ Q ö Z Q Q 

+ ç ÷ + gA + gA = 

t s è A ø s K 

2 

0 

(1) 

(2) 

天然河道的水流运动以水位 Z 和流量 Q 为因变量有 : 

z 1 Q 

+ = 0 

t B S 

1 

其中 K = AR 

n 

Q 2Q Q é æ Q ö ù z æ Q ö A Q 

+ + êgA - Bç ÷ ú = ç ÷ - gA 

t A x êë 

è A ø úû 

x è A ø x K 

2/3 

2 2 2 

z 

2 

(3) 

方程中 : z ― 水位 ;Q ― 流量 ;t― 时间 ; x ― 沿河长距离 ; B ― 河道水面宽 ; A ― 

过水断面面积 ; g ― 重力加速度 ; n ― 糙率 ; 

用于 : 

本文因只计算其壅水高度 , 故建立一维模型即可。一维模型主要应用在狭窄水域 , 并适 

1 水流是一维流场 , 过流断面上的流速基本是均匀分布的 ; 

2 河床纵向比降较小 , 水流属缓变流 ; 

3 水流纵向弯变小 , 可忽略不计 , 过水断面上的压力分布可认为是符合静水压力规律 ; 

4 河床阻力及紊动有效应力均作阻力处理。 

在本文中采用 Presissmann 四点差分隐格式对方程进行离散求解。求解河道洪水计算问 

题 , 首先需要确定边界条件 , 即上下游的约束条件 , 按照给出的河道洪水计算过程先写出有 

约束条件的方程组 , 然后进行求解 , 分别按照上游水位关系或者上游流量关系的河道洪水计 

[5] 

算过程求解。 

3.3 不同洪水条件下建设工程实施后河道的沿程水位 

3.3.1 模型参数的率定 

数学模型中时间步长设为 100s, 权重系数 θ 取 0.75, 计算次数取 1020, 距离步长随 

各断面距离不同而不同 , 糙率用率定方法得出。沿程糙率与流量、流速、铺盖情况等有关。 

率定糙率采用试算法 , 用各断面设计水位作为标准。 

3.3.2 不同条件下的壅水情况 

泰达滩涂改造工程束窄了河口 , 相当于河道向海里延伸 , 本课题中其延伸距离为 4km。 

因此 , 在原规划设计断面条件下 , 当发生 50 年一遇设计洪水和 100 年一遇校核洪水时 , 在 

滩涂改造工程实施前后 , 永定新河沿程各控制断面点水位的变化情况见表 3 及表 4。 

261


表 3 50 年一遇洪水时沿程各控制断面水位情况 

桩号位置设计流量 (m 3 ) 施工前水位 (m) 施工后水位 (m) 壅水高度 (m) 

26+100 北京排污河 1640 4.421 4.425 0.004 

44+000 金钟河 1640 3.783 3.787 0.004 

54+500 潮白新河 1640 3.578 3.585 0.007 

59+400 老蓟运河 4640 2.971 2.978 0.007 

61+900 旧炮台 4640 2.622 2.630 0.008 

63+040 河口 4640 2.37 2.379 0.009 

表 4 

100 年一遇洪水时沿程各控制断面水位情况 

桩号位置设计流量 (m 3 ) 施工前水位 (m) 施工后水位 (m) 壅水高度 (m) 

26+100 北京排污河 1820 4.856 4.868 0.012 

44+000 金钟河 1820 4.273 4.288 0.015 

54+500 潮白新河 1820 4.086 4.101 0.015 

59+400 老蓟运河 4820 3.481 3.498 0.017 

61+900 旧炮台 4820 3.131 3.153 0.022 

63+040 河口 4820 2.87 2.907 0.037 

3.4 壅水分析 

从圣维南方程的估算结果 ( 表 3 和表 4) 可以看到 , 在原设计河道断面的情况下 , 无论 

发生 50 年一遇的设计洪水还是 100 年一遇的校核洪水 , 泰达滩涂改造工程所产生的壅水过 

程都是非常小的。对于 50 年一遇的设计洪水 , 各控制断面点的最大壅水高度只有 0.009; 

对于 100 年一遇点设计洪水 , 各控制断面点点最大壅水高度只有 0.037, 均发生在河口 63+040 

断面。 

4 结论 

结合永定新河的防洪规划河综合治理规划 , 针对永定新河的现状情况 , 对滩涂改造建设 

项目所产生壅水情况 , 采用水力数学模拟方法进行定量分析 , 结果表明滩涂改造建设项目实 

施后 , 沿永定新河所产生的壅水高度是非常小的 , 最大情况下只有 0.037m, 这对永定新河 

及其附近区域防洪形势的影响是非常有限的 

262


参考文献 

[1] 姚乐人 . 江河防洪工程 [M]. 武汉 : 武汉水利电力出版社 ,1999. 

[2] 陈慧源 . 江河防洪调度与决策 [M]. 武汉 : 武汉水利电力出版社 ,1999. 

[3] 乐培九 , 张华庆 . 永定新河淤积机理探讨 [J]. 水道港口 ,1999,(3):19-26. 

[4] 李炜 , 徐孝平等 . 水力学 [M]. 武汉 : 武汉水利电力大学出版社 ,2001. 

[5] 孟凡强 . 水库及其下游河道洪水管理控制问题的研究与应用 [D]. [ 硕士学位论文 ]. 天津 : 天津大学 , 

2003. 

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第一部分-环境与生态水力学 - IAHR中国分会

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