楊 志，馮民權

(1.天津社會科學院資源環(huán)境與生態(tài)研究所，天津 300191； 2.西安理工大學省部共建西北旱區(qū)生態(tài)水利國家重點實驗室，陜西 西安 710048)

良好的流域連通性既是保障自然河流棲息地完整和生態(tài)系統(tǒng)健康的基礎，也是城市水系發(fā)揮水文調蓄作用和水資源調度功能的前提，對具有自然-社會二元屬性的強人工干擾流域具有重要意義。閘壩通過控制水流來除害興利，但密集的閘壩群導致河道水體不流動、自凈能力喪失、生態(tài)功能退化，這些對水系的完整性和河流的連通性造成極大破壞，亟待開展強人工干擾流域連通性恢復的相關研究。閘壩的建設與運用對河流生態(tài)環(huán)境產生脅迫作用，已成為水利、環(huán)境、生態(tài)等領域的共識[1]，要考察強人工干擾流域河網水系的變化過程，并對其流域連通性進行恢復，開展河網連通性量化研究是必不可少的。在理論內涵上，這部分研究起源于對河流景觀連通性的探討[2]，之后從多種角度被賦予地貌連通、水文連通和生物連通等豐富內涵，逐步發(fā)展成關于河流水生態(tài)系統(tǒng)結構及其相關功能的分析框架[3]。其中，根據生態(tài)系統(tǒng)的時空結構特征，河流連通性被劃分為縱向、橫向、垂向和時間4個維度[4]，從功能角度被描述為源、匯、滯后、轉化和避難等[5]。隨著對流域連通性認識的不斷深化，其內涵體系逐漸發(fā)展，但至今尚無定論。在量化方法上，現階段通常以水系格局作為切入點[6-7]，從邊連通度、點連通度[8]或水文連通[9]的角度評估河網的連通性。以上手段推動了河網連通性定量分析工作，然而對于實際環(huán)境而言，河網行洪性能還與河道的種類有著緊密聯(lián)系。針對不同河道之間輸水能力差異性[10-11]，基于河道水流阻力和洪峰流量[12]的河網加權連通性定量評價方法應運而生。徐光來等[13]利用以水力阻力和圖論為基礎的河網連通性考察策略，采用水流阻力的倒數量化反映河流的順暢程度。Grill等[14]進一步探索了分層和動態(tài)的河流系統(tǒng)的連通性，建立了基于流量的河流破碎化指數和河流調節(jié)指數。上述研究從水流阻力、水位或水質參數等單因素量化河網連通性，而實際上河流的連通性受水文、水動力、水質和人類活動等多方面因素的影響。

河網圖模型可用于流域研究的諸多方面，如水文模擬中水流方向[15]和流域邊界的確定[16]、生態(tài)保護區(qū)的選擇[17]及其網絡優(yōu)化[18]以及河網棲息地[19]、河道-灘區(qū)系統(tǒng)[20]和多閘壩流域[21]的連通性分析等。其中，水利工程影響下的流域連通性量化常采用縱向連通性指數法、累積法、瓶頸法、樹狀水系連通性指數(dendritic connectivity index，DCI)法和生物遷移能力法。縱向連通性指數法關注單位長度上的人工建筑物個數，累積法[22]和瓶頸法[23]著重于生物對于障礙物的可通過性，分別從閘壩可通過能力和魚類個體差異角度計算河流中多個障礙物組合通過率。DCI更為全面地分析了不同數量、可通過性及地理位置的閘壩對河網連通性的影響[24]。如Cote等[25]基于生物體能夠在網絡的兩個隨機點之間自由移動的期望概率，量化河流網絡連接障礙的位置對樹狀水系連通性影響；Rincón等[26]提出了一種基于圖論的閘壩移除優(yōu)先次序求解方法，該方法考慮了閘壩群的上下游可通過能力；Grill等[27]引入了包含河流種類和河流遷徙連通性在內的改進河網連通性指數和河流監(jiān)管指數，作為樹狀水系連通性和河流調節(jié)能力的衡量工具；Shaw等[28]提出了生物遷移能力法，將水力模型與連通性模型集成，探索樹狀水系中水力作用對連通性的驅動機制。此外，諸發(fā)文等[29]和馬棟等[30]將閘門開啟度概化為開啟和關閉兩個狀態(tài)納入模型，分別得到了改進的水流阻力法和邊連通度法。然而，為了配合區(qū)域水資源利用需求，樹枝狀的天然水系逐漸向人工渠系縱橫交錯的網絡化河流系統(tǒng)轉化，河段之間的連通路徑不再具備唯一性，傳統(tǒng)的河網連通性量化方法不再適用，改進的方法要考慮到水利工程與河流生態(tài)系統(tǒng)復雜的交互影響，有待深入研究。

綜上所述，現有河網連通性研究存在兩方面不足。一方面，相關研究多依賴圖論中對于頂點、邊、拓撲特征和連通度的基本概念，或借鑒道路網絡中連通性的判別指標，雖已有將圖論結合水流阻力、水位和水質參數等進行河網連通性評估的研究，但考慮因素均比較單一，而河流的連通性受水文、水動力、水質和人類活動等多方面因素的影響，因此需要一個更加全面的方法對河網的連通性進行綜合性評估。另一方面，城市河網為滿足局部調水、景觀蓄水、生產生活和防洪等多重需求，在整體上呈現出河道人工化、水系網絡化、河流碎片化、閘壩密集而利用率不高的現象。DCI可兼顧水利工程的數量、可通過性及地理位置對連通性的影響，但在網狀水系中無法直接應用。

基于上述認識，本研究將DCI方法與最短路徑思想結合，以格網狀水系中任意頂點間的最短路徑代替樹狀水系中的唯一路徑，得到改進的網狀水系連通性指數(reticulate connectivity index，RCI)法。并通過測算一個涵蓋水文、水動力、水質和水生態(tài)要素的綜合阻力權(comprehensive resistance weight，CRW)，進一步提出改進的河網綜合連通性指數(comprehensive connectivity index，CCI)法。選取淮河流域沙潁河水系污染最為嚴重的清潩河流域作為研究實例，該流域存在水利工程繁多、碎片化嚴重、河流連通性遭受破壞等情況，面臨水系不通暢、水體不流動、污染物阻滯、自凈能力喪失、生態(tài)功能退化等問題，是典型的強人工干擾流域，亟待開展流域連通性恢復的相關研究。以此為例，研究上述方法在強人工干擾流域河網綜合連通性量化及恢復中的應用，以期為類似流域的連通性量化和恢復提供科學依據和決策參考。

1 研究區(qū)概況與數據來源

1.1 研究區(qū)概況

清潩河屬淮河流域沙潁河水系，位于東經 113°03′～114°19′、北緯33°42′～34°24′之間，全長149 km，流域面積2 362 km2。清潩河流經新鄭市、長葛市、許昌市、臨潁縣、鄢陵縣等市縣，是典型的強人工干擾流域，僅干流就有12閘2壩。流域內主要支流包括石梁河、小泥河、小洪河、外溝河、黃龍渠、雞爪溝等(圖1)。

圖1 清潩河流域示意圖

潁汝干渠和飲馬河是清潩河流域內的兩條主要人工河流。流域內天然徑流匱乏，用水有賴于外調水源的補給，潁汝干渠是調水的主要渠道。飲馬河是在天然水系的基礎上連接拓挖而來，現主要承擔景觀娛樂功能，其主要水源同樣來自調水。為了滿足調水和水源分配等需求，清潩河流域內有大小水工建筑物104座，其中管涵和箱涵共31座，溢流堰10座，溢流壩1座，橡膠壩3座，跌坎1座，北海提水泵站1座，其余大小水閘57座，多集中在小泥河匯入清潩河之前的市區(qū)段。流域內涵洞主要用于過水，考慮到水工建筑物的水流調節(jié)性能，僅將水閘、橡膠壩和提水泵站作為調控節(jié)點，并將距離1 000 m以內的兩個節(jié)點進行合并處理，概化后流域內有閘壩節(jié)點47個，另有源匯和湖泊等其他節(jié)點14個，共計61個，如圖2所示。

圖2 清潩河流域閘壩分布

1.2 數據來源

水系圖通過地理空間數據中心的數字高程模型(digital elevation model，DEM)數據自動提取，并根據河南省地圖院提供的水系圖進行校正；河段的長度和水域面積通過ArcGIS從DEM數據中進行提?。凰暮退|基礎數據來源于水文年鑒、環(huán)境統(tǒng)計年鑒和污染源調查數據，各節(jié)點的流速和污染物質濃度通過數值模擬計算求得；描述閘壩過流能力的系數通過歷史研究從文獻中確定。

2 研究方法

2.1 RCI計算方法

RCI是一種根據水利工程的數量、可通過能力及地理位置量化河網連通能力的方法。將兩河段之間閘壩數量最少的一條通路，稱之為易達路徑。RCI取決于河網中任意兩點之間易達路徑的閘壩的數量、可通過能力以及河段水域面積，可視為任意兩河段間的易達路徑的連通性的總和。通過圖模型的轉化和易達路徑的連通性計算，進而求解網狀水系的連通性。RCI在Cote等[25]提出的DCI基礎上，以易達路徑替代樹狀水系中河段間的唯一通路，得到水利工程分割作用最小的河網通路；并采用水域面積占比代替DCI中的河段長度占比，將湖泊、濕地、河流與人工小型溝渠的水域貢獻加以區(qū)別；進而將強人工干擾流域中水利工程干擾和水域侵占等人類活動的影響納入河流連通性的量化評估。

a. 河網圖模型的轉化方式。針對流域內河道的不同交匯情況，采用如下轉化方式(圖3)，將以閘壩為頂點、以河段為邊的有向河網圖模型(圖2)，轉化為以河段為頂點、以閘壩為邊的河網有向圖模型。由圖3可見：①情況1，沿水流方向，若河流a始于河源Y1，經過閘G2，終于河口H3，節(jié)點將河流分為河段R1和河段R2，則概化為河段R1經過閘G2，流至河段R2；②情況2，沿水流方向，若河流a與河流b分別經過閘G1和閘G2后，交匯于閘G3處并合并為河流c，則概化為河流a經過閘G1和閘G3，河流b經過閘G2和閘G3，之后兩河流交匯；③情況3，沿水流方向，若河流a經閘G1后分流為河流b與河流c，之后河流b與河流c分別經閘G2和閘G3下泄，則概化為河流b經過閘G1和閘G2下泄，河流c經過閘G1和閘G3下泄；④情況4，沿水流方向，若河流a與河流b分別經閘G1和閘G2后交匯于一點，形成河流c后經閘G4下泄，則需將交匯點前的兩河段分別與交匯后的河段進行合并，形成兩個新的河段；⑤情況5，沿水流方向，若河流a經閘G1后于一點分流為河流b與河流c，之后河流b與河流c分別經閘G3和閘G4下泄，則需將交匯點前的河段與交匯后的兩河段分別進行合并，形成兩個新的河段。

圖3 轉化規(guī)則示意圖

b. RCI計算公式。采用鄰接矩陣A表示轉化后的河網有向圖模型，其中0元素表示相鄰河段上無閘壩，1元素表示相鄰河段上有閘壩。采用最短路徑算法推求任意兩河段之間的易達路徑，計算公式為

(1)

其中

式中：IRC為RCI值；n為河段的數量；Si與Sj分別為河段i與河段j的水域面積；S為河網水域的總面積；指數乘以100是為了將IRC的值調整為0～100之間，其值越高，表明連通狀況越好；cij為河段i與河段j間易達路徑的連通性，取決于易達路徑的閘壩數量(Mmin)和可通過能力[31]；pmu為生物體從下游至上游通過易達路徑的中第m個閘壩的能力；pmd為生物體從上游至下游通過易達路徑的中第m個閘壩的能力。

2.2 CCI計算方法

人為因素作用下的閘壩、渠系和湖泊群等改變了流域縱向、橫向、垂向和時間維度的水系結構，導致水域面積、流場結構、污染物質分布和水生動植物多樣性的改變，即流域水文、水動力、水質和水生態(tài)要素的時空分布都發(fā)生了變化，從而影響流域發(fā)揮源、匯、滯后、轉化和避難等系列功能。因此，強人工干擾流域連通性應貫穿于結構層、要素層和功能層之中，承上啟下的要素層是連通性量化的關鍵。CCI是一種涵蓋水文、水動力、水質和水生態(tài)要素的河網綜合連通性量化方法，該方法可相對全面地評估水域面積萎縮、環(huán)境流量匱乏、水質污染嚴重、生物通行困難的強人工干擾流域的綜合連通性。該方法基于圖的連通性原理，結合最短路徑思想，將流域最大綜合連通性問題轉化為最小綜合阻力問題。在2.1節(jié)的基礎上，尋求一個涵蓋水文阻力項、水動力阻力項、水質阻力項和水生態(tài)阻力項的CRW，以此作為邊的權值，推求對河流連通性綜合阻礙作用最小的路徑，彌補了以往研究中考慮因素單一的不足。

a. 水文阻力項采用平均水面寬[31]的倒數表示，計算公式為

(2)

式中：αij為水文阻力項；Sij為相鄰頂點i和j之間的河段的水面面積；Lij為相鄰頂點i和j之間的河段的長度。Sij和Lij的比值越大，說明該河段上的水域面積越大，以此可以將湖泊和濕地納入系統(tǒng)并與河道相區(qū)別。αij采用該比值的倒數描述該河段上的水域豐富程度，即αij越小，河段水域面積越大，所面臨的水文阻力越??；αij越大，河段水域面積越小，所面臨的水文阻力越大。

b. 水動力阻力項采用流動時間[6]衡量，計算公式為

(3)

式中：βij為水動力阻力項；Tij為水流通過河段ij所需要的時間；Vij為河段ij的平均流速。βij越小，河段流動能力越強；βij越大，河段流動能力越差。

c. 水質阻力項取決于污染物質濃度[32]，良好的水質是河流有效連通并發(fā)揮生態(tài)功能的基礎。借鑒Pringle等[32]對于水文連通度與污染物響應機制的探討以及崔廣柏等[33]納入水質改善度的水系連通性評價指標體系，將水質阻力納入綜合阻力權，計算公式為

(4)

式中：γij為水質阻力項；ρijk為河段ij第k種污染物質的平均質量濃度(k=1，2，…，m)；m為污染物種類數。

d. 借鑒Clarkin等[31]提出的閘壩可通過能力系數，將其修改為閘壩的阻礙作用系數，用以定量描述該河段的人類活動方面的阻力。鑒于研究區(qū)域的數據可獲取性，水生態(tài)阻力項僅通過水利工程對水生生物的阻礙作用進行量化，采用閘壩對生物體通行能力的阻礙作用系數[31]加以描述。計算公式為

(5)

式中：ωij為水生態(tài)阻力項；a1u和a2u為建設閘壩使生物體從下游至上游通過某個頂點的難度增加的一個系數；a1d和a2d為建設閘壩使生物體從上游至下游通過某個頂點的難度增加的一個系數；b為河段ij的起始頂點和結束頂點中閘壩頂點的數量，b=0，1，2。a1u、a2u、a1d、a2d均不小于1，a1u、a2u、a1d、a2d越接近1，說明閘壩對河網系統(tǒng)過流能力的影響越小，越接近天然狀態(tài)。

結合4種阻力項，CRW值的計算公式為

(6)

式中:Wij為河段ij的CRW值。水文阻力項、水動力阻力項和水質阻力項均采用河段的該項系數與河網全部河段該項系數之和的比值表示，旨在避免不同量綱的影響，將水文、水動力和水質項均轉化為0～1之間的系數，使得計算結果具有可比性。

利用式(6)計算任意河段間的CRW，作為邊的權重，建立河網綜合阻力權的加權鄰接矩陣，將河網連通性問題轉化為加權鄰接矩陣的最短路問題。采用最短路計算方法，求得最小綜合阻力矩陣；第i個頂點的最小綜合阻力描述為以該頂點為起始點和結束點的最短路徑之和；河網最小綜合阻力描述為河網中全部頂點的最小綜合阻力之和，即河網的最大綜合連通性，CCI采用該值的倒數進行描述。

在上述基礎上，依次去掉河網內任意一個或多個閘壩，修改相應的閘壩頂點為普通頂點，即修改b的取值，進而改變相關河段的ωij取值，重新計算新的CCI。通過比較計算結果，將CCI由大到小排列，排列越靠前說明該閘壩的去除對水系連通性的提高貢獻越大，據此可確定單一閘壩的優(yōu)先去除次序以及去除多個閘壩的優(yōu)化組合方式，獲得去除效果最好的方案，對閘控河網的綜合連通性進行優(yōu)化。

3 結果與分析

3.1 RCI計算結果

采用圖3中的概化方式，將圖2中的河網概化為以河段為頂點、以閘壩為邊的河網有向圖模型。水域面積與水位密切相關，可采用最大水位、正常蓄水位和實測水位下的水域面積分別表示河道的極限蓄水能力、日常蓄水狀況和水系的實際水域面積，利用ArcGIS提取實際水域面積參與計算。分別計算閘壩的可通過能力p從0增加到1的RCI值(圖4)。由圖4可見，隨著閘壩可通過能力的增加，RCI值也逐漸增加，并且幅度越來越大。參考文獻[31]，p取0.8，計算得該網狀水系的RCI值為1.88。逐一去掉河網中的任何一個閘壩，計算得到相應的RCI值。

圖4 RCI值與p 的響應關系

3.2 CCI計算結果

利用ArcGIS從DEM數據中提取Sij和Lij，求得α；通過水動力水質模擬計算求得各節(jié)點的流速、COD和氨氮質量濃度的變化過程，取河段ij兩端節(jié)點的模擬過程的平均值(圖5)，計算該河段的β和γ；a1u、a2u、a1d和a2d取閘壩可通過能力的倒數，為1.25，進而確定ω。建立河網加權的鄰接矩陣，采用最短路徑計算方法，求得最小阻力矩陣，進而得到河網的CCI值為26.13。在此基礎上，逐一去掉河網中任一個閘壩，分別計算得到相應的RCI值和CCI值見圖6，可見任何一個閘壩的去除均使得河網連通性有所提高。去除后的CCI值在26.13～30.00之間，其中25、26、28和29號閘門去除后的連通性增幅達到10%以上(圖7)。將逐一去除單個閘壩后的RCI值和CCI值從大到小排序，將前20位的閘壩序號與排名繪制成圖8，其中有11座閘壩共同出現在兩種方法的前20位中，其中6個排名差距在5名以內，說明兩種方法對閘壩重要性的判斷在趨勢上具有一致性。

圖5 流速和污染物質量濃度的平均值

圖6 去除單一閘壩后的RCI值和CCI值

圖7 去除不同閘壩后的CCI值變化

圖8 閘壩去除后的RCI值和CCI值對比

4 討 論

清潩河流域的閘壩主要具有防洪、供水和景觀功能。清潩河和灞陵河上的閘壩需承擔防洪任務；穎汝干渠及沿線閘壩的主要功能是將穎汝干渠調來的北汝河水源輸送到城區(qū)段各個水系；其他支流上的閘壩主要發(fā)揮景觀功能，滿足景觀蓄水水面要求。根據連通性計算結果，選取去除后河網連通性提高顯著的閘壩，并結合區(qū)域內供水和用水需求，針對不涉及防洪任務、分布過密且功能重復的閘壩，擬定以下5組優(yōu)化方案(表1)。由表1可見，分布在穎汝干渠供水線路上的24、25、26、27、28、29、30、32和47號閘壩，其主要功能是控制供水流量，且供水線路間存在一定的重復性，對此擬定第1、2、3、4組方案。分布在飲馬河上的54和55號閘壩，主要用于蓄水保持景觀水面，且分布集中，對此擬定第5組方案。

表1 使用CCI進行清潩河流域河網連通性恢復

第1組：潁汝干渠通過30-40和29-47-40向灞陵河40節(jié)點供水，兩條線路同為控制調水所用，且相距較近，可保留其一。去除閘壩30、去除閘壩29和47后的CCI值分別為26.22、29.15，后者增幅達11.55%，改善顯著。

第2組：潁汝干渠通過29-47-42和27-43向灞陵河和霸陵湖供水，兩條線路同為控制調水所用，且相距較近，可保留其一。去除閘壩29和47、去除閘壩27后的CCI值分別為29.15、27.70，前者改善效果更為顯著。

第3組：潁汝干渠通過25-33和24-32-33向小泥河供水，兩條線路同為控制調水所用，且相距較近，可保留其一。去除閘壩25、去除閘壩24和32后的CCI值分別為29.34、26.73，前者改善效果更為顯著。

第4組：潁汝干渠26-27-28段，通過3個水閘控制供水水量，但潁汝干渠沿線閘壩眾多，所涉及小泥河、長店溝、灞陵河支流、灞陵河和石梁河均有水閘直接控制供水，除27閘直接控制長店溝引水外，閘26和28相距較近，將潁汝干渠分為上下兩段控制其水量分布，因此閘26和28可保留一個，計算結果表明，去掉閘28后的CCI值為30.00，改善效果更為明顯。

第5組：飲馬河52-53-54-55-56段閘壩稠密，其中閘52和53控制東湖飲水河泄水，閘56控制許扶運河引水，因此考慮去除閘54或將兩者均去除，結果表明二者均比原河網CCI值有所提高，后者增幅略高。

綜上，取各組方案中連通性改善效果較好的方案，同時去除閘25、28、29、47、54和55，河網CCI值從26.13提高至38.34，增幅達46.73%，效果顯著。在實際應用過程中，可在流域閘壩調度方案中，對上述閘壩采取全開泄流或減少使用頻率等方式，弱化其對河網連通性的阻礙作用。本研究嘗試結合許昌水務部門的實際工作，將表1中建議去除的閘壩，采取弱化其影響的方法應用于《清潩河(許昌段)流域河湖水系2017—2018年度環(huán)境流量調控方案》，通過實際應用，該調度方案可以滿足許昌市的調度需求，取得了一定的示范效果。這一應用從實踐中支持了恢復流域天然屬性這一理念，但對于恢復措施還只是初步探索階段，對于方法的完善和應用的深化，未來仍有很大的研究空間。

5 結 論

a. 提出了兩種適用于格網狀水系連通性量化的改進方法。RCI法針對天然樹狀水系與人工渠系交織后的網狀水系，將河網和閘壩系統(tǒng)概化為以河段為節(jié)點、以閘壩為邊的河網有向圖模型，并結合DCI與最短路徑思想求解，拓展了應用范圍。CCI法將河網閘壩系統(tǒng)概化為以閘壩為節(jié)點、以河段為邊的河網有向圖模型，通過測算涵蓋水文、水動力、水質和水生態(tài)阻力項的CRW，彌補了以往河網連通性量化方法中考慮因素單一的不足。

b. 以強人工干擾的清潩河流域為例，采用RCI法和CCI法優(yōu)化其閘控河網的連通性。結果表明兩種方法對單一閘壩重要性的判斷在趨勢上具有一致性，去除單一閘壩后的CCI值在26.13～30.00之間。5組閘壩組合對照方案的結果表明，最優(yōu)組合為同時去除閘25、28、29、47、54和55，優(yōu)化后河網的CCI值從現狀的26.13提高至38.34，增幅達46.73%，連通性改善效果顯著。

c. RCI法和CCI法均可用于網狀水系連通程度的定量分析和閘壩系統(tǒng)的全局優(yōu)化，樹狀水系亦然，前者對水利工程作用更具針對性，后者更適合河流連通性的綜合評價，結果可用于流域健康評估、水系連通工程設計和閘壩調度方案優(yōu)化等領域。本研究著重于河網閘壩系統(tǒng)與流域連通性響應關系研究，閘壩可通過能力的取值相對簡單概化，閘壩的數量、規(guī)模與生物體的種類、數量之間的量化關系和反應機制，仍有待進一步開展調研和試驗研究。