長江支流泵站排澇對下游水廠影響物理模型研究

王永平，禹化強，于 劍，謝 瑞

（1. 南京水利科學研究院 水文水資源與水利工程科學國家重點實驗室，江蘇 南京 210029；2. 中交水運規劃設計院有限公司，北京 100007）

0 引 言

長江經濟帶覆蓋11 個省市，橫跨中國東中西三大區域，是中央重點實施的“三大戰略”之一，也是具有全球影響力的內河經濟帶［1］。國務院關于長江流域生態環境保護工作情況的報告顯示，2020 年，長江流域水質優良斷面比例為96.7%，干流首次全線達到Ⅱ類水質［2］。因此，長江成為沿岸城市的重要飲用水源地。同時，長江也是沿線支流和內河的重要匯流或行洪通道。以江蘇為例，主要入江河道水質標準為地表Ⅲ類。但是，根據“水十條”要求［3］，地級及以上城市建成區于2020 年底前完成黑臭水體治理目標，按此標準，部分內河僅能達到地表Ⅴ類。因此，通過排澇站向長江排澇時水質標準明顯劣于長江，形成排污效應。根據《江蘇省人民代表大會常務委員會關于加強飲用水源地保護的決定》，長江干流取水口二級保護區以外上溯二千米、下延一千米范圍內的水域和陸域為準保護區，在準保護區內禁止新建、擴建對水體污染嚴重的其他建設項目。因此，基于民生的支流泵站排澇和自來水廠取水容易形成矛盾，取水口準保護區范圍內能否建設排澇站、相互之間需要間隔多遠等實際問題則需要進行科學的論證。

物理模型已是當前水利水運工程論證時常用的技術手段，通過對水動力和泥沙的模擬在眾多水利水運及航道等工程領域中發揮了巨大的支撐作用［4-6］。1964 年，隨著冷卻池水流運動模型相似理論及模擬試驗方法的提出［7］，物理模型逐漸在水環境領域得到應用。不少學者利用物理模型模擬溫排水的擴散效應［8-11］，為較大的水面冷卻水工程提供了有力的技術支撐。但是，利用物理模型模擬水環境中污水擴散或排污效應的研究較少，污水模擬的技術手段也在不斷探索和完善［12，13］。

研究采用物理模型模擬了長江下游某泵站排澇對下游自來水廠取水口的影響，為排澇泵站的修建決策提供理論支撐，同時也是物理模型模擬感潮河段的污染物擴散效應的一次嘗試。

1 材料與方法

1.1 物理模型設計與制作

研究地泰州處于長江下游，屬半日潮型感潮河段，一天內有兩次漲落潮，泰州三水廠取水口距龍窩泵站沿長江岸線約1.6 km。為使物理模型與原型達到水流運動相似，需滿足重力相似、阻力相似等準則，根據以往研究經驗，采用的各項比尺見表1。

模型地形采用實測地形（1∶10 000）制作，局部地形根據1∶2 000 的地形圖和無人機拍照圖片精確模擬。模型高程誤差控制在±1 mm 以內，平面誤差控制在1 cm 以內，模型斷面采用白鐵皮制作，模型床面以水泥沙漿抹面。河道主槽采用d=1.5 cm，間距為L=10 cm 小卵石梅花形加糙。兩岸及江中高灘生長有蘆葦、雜草等，采用8 瓣、高3.5 cm 的塑料草以間距8 cm 的方型進行加糙。

表1 模型采用的比尺Tab.1 The relevant scale of physical model

根據《海岸與河口潮流泥沙模擬技術規程》（JTJ233-98）的要求，結合該河段感潮河段潮流界的變動區水流運動特點，采用恒定流與潮汐水流試驗相結合的試驗方法，造床流量按潮汐水流方式進行試驗，洪水流量下河道行洪時按恒定流方式進行試驗。模型試驗操作中模擬造床流量運動時，下邊界控制條件為河道實測潮位過程（或水位），上邊界控制條件根據以往研究為大通流量，以扭曲水道方式模擬天然河道納潮量，洪水試驗主要施放大通洪水流量。

1.2 定性模擬方案

調配0.02%高錳酸鉀溶液模擬泵站排澇水流，模擬一日內長江大通流量分別為30 400和45 000 m3∕s、泵站排澇35 m3∕s、自來水廠取水口為40 萬t∕d，觀察高錳酸鉀溶液沿程的路徑和擴散情況。由于泵站與取水口流量相對長江流量較小，試驗采用蠕動泵進行精確模擬控制。

1.3 半定量模擬方案

1.3.1 模擬工況

進行3 個組次的模型試驗，設置長江大通流量為30 400、45 000 和62 000 m3∕s，泵站排澇流量分別為7、14 和21 m3∕s，模擬時間約1 d。

1.3.2 模擬方法

調配0.1 % NaCl溶液（電導率約為1 200 us∕cm）模擬泵站排澇水流，測定泵站排澇時沿程水位、斷面流速分布、各測點電導率變化。

電導率測點的布置遵循兩個原則：一是重點關注自來水取水口；二是根據定性模擬結果，沿排澇水體流跡線布置。在泵站出水口上游布設1 號點；從泵站出水口向下游沿程間隔約300 m（模型距離46 cm）兩兩布設2～9 號點；取水口外圍總共布設7 個測點，分別是取水口保護圍隔處設16 號點，向上100 m（模型距離15 cm）處由內而外設13～15 號3 個測點，再向上150 m（模型距離23 cm）處由內而外設10～12號3個測點。其中，1～7號點選用0～20 000 μS∕cm 量程的電導率儀，8～16 號選用0～2 000 μS∕cm 量程的電導率儀，電導率測定頻率為5 s∕次。測點布置見圖1。

圖1 測點位置示意圖Fig.1 Location of measuring point

1.3.3 計算方法

物理模型用水本身含有電解質，實際測得的溶液電導率，是由于NaCl 溶液的注入而增加的電導率和模型用水電導率的總和。因此，要反應取水口實際受污染狀況，需要排除本底水體中電導率的干擾，采用稀釋率計算法，求出污染物在水體中的稀釋倍數和稀釋率，相關計算公式如下：

式中：K示蹤為模擬排澇水流注入模型的0.1 %NaCl 溶液的電導率；K實測為試驗中實測得到的水樣的電導率；K本底為模型中水流的電導率本底值。

2 結果與分析

所有試驗在模型經長江洪、中、枯3種規模流量的水位和流速驗證后進行。以長江流量30 400 m3∕s 時試驗區范圍實測和模型潮位、流速對比為例（圖2），不同水文條件下模型各測站潮位過程、各測量斷面垂線潮流流速過程與原型具有較好的相似性，低潮位偏差均控制±10 cm（模型±0.6 mm）以內，流速值誤差均控制在±10 %以內，模型較好地復演了天然實測水流運動狀況。

圖2 長江流量30 400 m3/s時實測和模型潮位、流速過程線圖Fig.2 Measured and model tide level and velocity when Yangtze River flow is 30 400 m3/s

2.1 定性模擬結果

在長江大通站流量為30 400 m3∕s 時，排澇水流擴散趨勢如圖3 所示。可見擴散水流從泵站出來經天然口門位置排出，以斜45°向下游運動，隨后向下游漸漸擴散。

在長江大通站流量為45 000 m3∕s 時，排澇水流擴散趨勢如圖4 所示。可見擴散水流從泵站出來經天然口門位置排出，受大流量水流頂沖影響，沿近岸方向運動，然后隨漲落潮逐漸貼岸向下游擴散。

定性模擬的兩個長江流量是在預試驗和數學模型運算的基礎上選擇的，結果顯示，較小長江流量狀況下，排澇水流先斜向主槽運動后在感潮河段水流影響下邊往復震蕩邊向下游運動；較大長江流量時，排澇水流先受水流頂托沿岸向下游運動，隨后受感潮河段漲落潮影響，邊往復震蕩邊向下游運動。另外，模擬的紅色排澇水流在向取水口運動過程中逐漸變淡，可以定性判斷污染水體在流動的過程中逐漸稀釋擴散。

圖3 長江流量30 400 m3/s時排澇水流擴散圖Fig.3 Diffusion diagram of drainage flow when Yangtze River flow is 30 400 m3/s

圖4 長江流量45 000 m3/s時排澇水流擴散圖Fig.4 Diffusion diagram of drainage flow when Yangtze River flow is 45 000 m3/s

2.2 半定量模擬結果

2.2.1 長江流量30 400 m3/s

以中位數排澇站流量14 m3∕s 時16 個點位一日內電導率結果為例，如圖5 所示，泵站外側地形口門處受排澇水流直接影響，2 號站稀釋率最大可達96.76%。隨后水流斜向下游運動，5號點最大稀釋率達88.92 %。然后，各點位的稀釋率迅速降低，在距取水口150 m處的13號、14號和15號點位的最大稀釋率分別降為0.55%、0.15%和0.12%。代表取水口的16 號點位最大稀釋率為0.62%，由于16 號點位電導率實測值為400 μS∕cm 左右，電導率精度1 %，示蹤NaCl溶液電導率為1 200 μS∕cm，計算可知電導率儀的稀釋率誤差為±0.33 %，可見此工況條件下排澇水流對取水口略有影響。

泵站排澇流量7 m3∕s 時，取水口16 號點位一日內電導率稀釋率在-0.11%和0.21%之間波動，小于電導率儀的稀釋率誤差，因此可認為該工況時排澇水流對取水口水質無影響。泵站排澇流量21 m3∕s 時，取水口16 號點位電導率稀釋率最高值達到了2.13%，可見在該工況條件下，排澇水流對取水口水質存在一定影響。

2.2.2 長江流量45 000 m3/s

泵站排澇流量7 m3∕s 時，取水口16 號點位一日內電導率稀釋率在-0.20%和0.22%之間波動，小于電導率儀的稀釋率誤差，因此可以認為在該工況條件下，排澇水流對取水口水質無影響。泵站排澇流量14 m3∕s 時，16 號點位最大稀釋率為1.31%，可見此工況條件下排澇水流對取水口略有影響。泵站排澇流量21 m3∕s的條件下，16號點位電導率稀釋率最高值達到了2.46%，可見在該工況條件下，排澇水流對取水口水質存在一定影響。

圖6 長江流量30 400 m3/s和泵站排澇流量7、21 m3/s時取水口稀釋率結果Fig.6 Results of dilution ratio at the water intake when Yangtze River flow is 30 400 m3/s and the drainage flow of the pump station is 7 and 21 m3/s

圖7 長江流量45 000 m3/s和泵站排澇流量7、14和21 m3/s時取水口稀釋率結果Fig.7 Results of dilution ratio at the water intake when Yangtze River flow is 45 000 m3/s and the drainage flow of the pump station is 7， 14 and 21 m3/s

2.2.3 長江流量62 000 m3/s

泵站排澇流量7 m3∕s 的條件下，16 號點位一日內電導率稀釋率在-0.20%和0.23%之間波動，可以認為在該工況條件下排澇水流對取水口水質無影響。泵站排澇流量14 m3∕s的條件下，16 號點位電導率稀釋率最高值達到了0.92%，可見在該工況條件下，排澇水流對取水口水質略有影響。泵站排澇流量21 m3∕s的條件下，16號點位電導率稀釋率最高值達到了1.58%，可見在該工況條件下，排澇水流對取水口水質存在一定影響。

圖8 長江流量62 000 m3/s和泵站排澇流量7、14和21 m3/s時取水口稀釋率結果Fig.8 Results of dilution ratio at the water intake when Yangtze River flow is 62 000 m3/s and the drainage flow of the pump station is 7， 14 and 21 m3/s

3 結果與討論

利用高錳酸鉀示蹤，定性模擬可觀察不同長江流量時排澇水流的流跡線，隨著長江流量增大，泵站排出的水流流向有規律的由往深槽向近岸方向偏轉，較大長江流量時，受水流頂托，排澇水流沿岸運動。

利用電導率進行的半定量模擬試驗中排澇流量相較于長江流量很小，所以三級長江流量條件下排澇對河段行洪、水情變化以及流速基本無影響。結果顯示，由于NaCl溶液在水流中擴散稀釋較快，泵站排澇流量為7 m3∕s時，排澇水流對取水口水質無影響。泵站排澇流量為14 m3∕s時，排澇水流對取水口水質略有影響（由大到小三級長江流量下取水口電導率最大稀釋率分別為0.92 %、1.31%和0.94%）。泵站排澇流量為21 m3∕s 時，排澇水流對取水口水質存在一定影響（由大到小三級長江流量下取水口電導率最大稀釋率分別為1.58%、2.46%和2.12%）。從模擬試驗結果可知，僅泵站排澇流量為7 m3∕s時，取水口水質安全。隨著排澇流量增大，內河排澇泵站排澇對取水口的影響也隨之增大。另外，與定性模擬試驗相對應的是，排澇水流對取水口影響最大的情況沒有發生在長江最大或最小流量時，而是在長江水沖刷稀釋和水跡線方向之間達到平衡時影響最大。

大部分點位的電導率結果可以觀察到感潮河段兩漲兩落的特征，且呈現出后一個峰值高于前一個峰值的特征，表明受感潮河段的影響，排澇水流在往復運動時存在疊加效應，導致對下游的影響增大。因此，在實際工程決策中，需綜合考慮感潮河段漲落潮規律可能帶來的影響。

研究結果表明，物理模型在為水利、水運工程提供水文、泥沙精確模擬的同時，在水環境領域也可提供技術支撐。在保證物理模型相似性的前提下，通過合適的模擬污水的手段，可以較好的推演污水擴散的狀況，從而推動物理模型在水環境治理工程中的應用。