河流水质模型综合衰减系数确定的探讨李慧珑1诸晓华1包宝华2韩伯成2（1.扬州大学水利科学与工程学院，江苏扬州225009；2.江苏省水文水资源勘测局南京分局，江苏南京210008）摘要河流水质模型综合衰减系数对计算水体的纳污能力、预测未来水质、制订污染物控制方案有着重要的影响。
采用实测水文数据、污染物初始浓度及设定的综合衰减系数代入水质模型，率定COD 和TN的综合衰减系数，并进行合理性分析，作为同类河道应用时的参考。
关键词综合衰减系数纳污能力水质模型COD TNDiscussion on the determination of comprehensive attenuation coefficient in river water quality modelLi Huilong1，Zhu Xiaohua1，Bao Baohua2，Han Bocheng2.(1.Hydraulic Science and Civil Engineering College，Yangzhou University，Yangzhou Jiangsu 225009；2.Nanjing Branch of Jiangsu Hydrology and Water Resource Surveys Bureau，Nanjing Jiangsu 210008)Abstract：The comprehensive attenuation coefficient in river water quality model has an important impact on calculating the permissible pollution bearing capacity of water bodies，predicting the future water quality，establishing the pollutant control plan. The authors used the measured hydrological data and the initial concentration of pollutants，put the supposed comprehensive attenuation coefficient into water quality model，educed a group of the COD and TN of comprehensive attenuation coefficient，and had a reasonable analysis.It can be used as a reference for similar river.Keywords：comprehensive attenuation coefficient；permissible pollution bearing capacity；water quality model；COD；TN有机污染物进入河道在随水流输移过程中，由于物理、化学与生物的作用污染物发生降解，其降解速度随河流的水文条件，如水深、流量、流速、水温、泥沙和污染物含量等因素而异，也与河道的形态有关。
在各类水质模型中，常将上述影响因素概化为综合衰减系数k，作为综合反映其导致的污染物降解强弱程度。
在实际计算水体纳污能力、预测污染物浓度、制定污染物排放控制方案工作中，综合衰减系数的合理性与准确性有着重要的影响。
然而，在不同河流不同时期影响因素千差万别、复杂多变，又使得k难以确定。
《水域纳污能力计算规程》（SL 348—2006）提出了确定k的3种方法：分析借用法、实测法和经验公式法[1]。
在实用中，分析借用法和经验公式法有时限于不同河段影响因素的差别，精度难以保证，而实测法要求的实验条件严格，较难操作。
笔者介绍了在进行南京市六合区水环境规划中，根据河流的水文情势选择水质模型，从实用性和可操作性出发，将与实测水位资料相应的河段流量、流速或蓄水量、水质污染物初始浓度及设定的k等代入水质模型，逐日模拟污染物浓度变化并与实测浓度值比较。
经过多次调整对k的取值，视模拟过程与实测值的拟合程度，选取拟合较好时的系数，再经过合理性分析后确定采用值。
1 河流纳污能力计算模型的选择（1）对于污染物在河段横断面上基本上能均匀混合的中、小型河段，采用一维恒1第一作者：李慧珑，女，1933年生，教授，主要从事水文水资源专业的教学与科研工作。
定流水质模型以模拟污染物沿河段纵向的迁移，流经河段长L 后的污染物浓度计算式[1，2]如下：⎪⎭⎫ ⎝⎛-=u L k C C L ex p 0 （1）式中：L C 为河段L 末端的污染物质量浓度，mg/L ；0C 为河段初始断面的污染物质量浓度，mg/L ；k 为污染物综合衰减系数，1/s 或1/d ；u 为过水断面平均流速，m/s 。
若将沿程入河的点源与非点源污染物概化为自一个排污口入河，入河口位于河段L 中间，则式（1）成为：⎪⎭⎫ ⎝⎛-+⎪⎭⎫ ⎝⎛-=u L k Q m u L k C C L 2ex p ex p 0 （2）式中：m 为污染物入河速率，g/s 或t/d ；Q 为河段流量，m 3/s 。
（2）对于水流基本上处于停滞状态的河段和中、小型水库、湖泊，可作为一个均匀混合的水体，其水质与污染物的入河位置无关，采用零维水质模型计算如下：)ex p(0kt V m C C t -⎪⎭⎫ ⎝⎛+= （3）式中：0C 、t C 为起始时刻与t 时刻水体污染物质量浓度，mg/L ；V 为水体容积，m 3。
2 实 例滁河源于安徽，入江苏境曲折东流经南京市的浦口、六合区进入长江。
滁河干流六合段全长73.4 km ，其中的主要水功能区有3个，即孔湾至沿河段、沿河至铁路桥段和铁路桥至红山窑闸段，长度分别为16.7、3.5、12.5 km 。
前者为保留区，后两者分别为工业用水区和农业用水区。
3个功能区的河段上、下游有控制枢纽工程。
为保证区内灌溉、航运的需要，全年大部分时间关闸蓄水，仅在洪水期按工程控制调度预案有计划启闸泄洪。
关闸期间河水基本上不流动，水质较差，只有在短时间内抽、引长江水入滁河，或由滁河输水入灌区和支流径流汇入等才引起河道水位变化。
水功能区的水质目标已确定为Ⅳ类，但时有Ⅴ类及劣Ⅴ类的情况发生。
2.1 污染物入河量年内分配以滁河沿河至铁路桥段水功能区为例说明计算过程。
该区承受河段上游及区间支流的来水，随区间径流入河的非点源污染物主要来自水土流失、农田施肥、畜禽养殖、居民生活污水及城乡地面废弃物等，点源污染物则主要来自工业废水的排放。
经对2005年区间面积内各项污染物的COD 及TN 分别估算出年入河量后，再将其分配为月、日的入河量见表1、表2。
表2 2005年沿河至铁路桥段COD计算表2.2 河段内污染物浓度变化模拟根据《水域纳污能力计算规程》，滁河六合段属15 m3/s＜Q＜150 m3/s的中型河段，Q为多年平均流量。
（1）关闸期。
河段内水流基本上处于停滞状态，采用零维水质模型式（3）计算。
（2）开闸期。
采用一维恒定流式（2）计算，其中河段流量Q以开闸期泄洪流量计。
按实际工况应用不同水质模型逐日计算沿河至铁路桥段COD见表2。
2005年8月6日至9日及9月2日至23日滁河段开闸泄洪，其余时间关闸。
将表3模拟的逐日COD与实测值绘于同一图中，视模拟与实测两者的拟合程度调整k，直至拟合较好时的k即为所取，见图1，k取0.07(关闸期)，k取0.25(开闸期)。
同理通过实测TN与模拟的逐日过程拟合，见图2，得k为0.05与0.25。
采用同样方法可以得到孔湾至沿河及铁路桥至红山窑闸两河段的拟合过程，如图3至图6。
归纳三河段在开闸与关闸期的综合衰减系数见表3。
关闸期k＝0.07，关闸期k＝0.25图1 沿河－铁路桥段COD模拟与实测对照关闸期k＝0.05，关闸期k＝0.25图2 沿河—铁路桥段TN模拟与实测对照关闸期k＝0.04，关闸期k＝0.25COD/(mg·L-1)TN/(mg·L-1)图3 孔湾－沿河段COD模拟与实测对照关闸期k ＝0.04，关闸期k ＝0.25图4 孔湾－沿河段TN 模拟与实测对照关闸期k ＝0.04，关闸期k ＝0.25图5 铁路桥－红山窑闸段COD 模拟与实测对照关闸期k ＝0.04，关闸期k ＝0.25C OD /(m g ·L -1)C OD /(m g ·L -1)T N /(m g ·L -1)图6 铁路桥－红山窑闸段TN 模拟与实测对照水功能区CODTN关闸期开闸期 关闸期 开闸期 孔湾至沿河段 0.04 0.25 0.04 0.25 沿河至六合铁路桥段 0.07 0.25 0.05 0.25 六合铁路桥至红山窑闸段0.04 0.25 0.04 0.25 平均值（采用）0.050.250.040.25 3 合理性分析图1～图6表明，模拟与实测值的拟合情况并不十分理想，尤其是TN 的偏离更大。
这可能一方面是实际监测的数据较少，另一方面是污染物入河量的估算及年内分配、污染物入河在时空上的不确定性、k 本身受各方面因素制约而不稳定以及水质监测误差等诸多原因所致。
为此，还需要对以上成果作合理性分析才能确定采用值。
（1）从表3可知，COD 与TN 在开闸期的k 比关闸期大得多，这是由于关闸期间水体基本上不流动，污染物的降解主要依赖水体自身的物理、生化作用，缺少水流的迁移稀释；开闸后，河水具有一定的流速，与大气接触面大，曝气充分，有利于污染物的氧化和降解，其自净能力也比静水强得多。
（2）影响k 的因素主要有：水体的地形、微生物种类与数量、复氧能力、水温、流量、流速和污染物浓度等，这些因素在3个相邻河段中应大致相近，但沿河至六合铁路桥段流经城区，生活污水及工业废水的排放量都较大，该河段长度又较其余两段短得多，因而水体受污染的程度较其他两河段严重，从实际的监测数据也可得到证明。
据河南省水利厅郭金巨等在其省内13条河流所作的，有关COD 、NH 3-N 与k 关系的大规模实验表明：当水体中的污染物较少时，水体的自净能力往往不能充分发挥，使k 偏小，随着污染物浓度增大，在一定范围内k 也随之增大至最大值，之后由于好氧反应减弱，k 缓慢递减并趋于稳定。
由此认为沿河至铁路桥段的COD 与TN 的k 略大于其他两段可能也是以上原因。
（3）中国环境规划院在《全国地表水水环境容量核定技术复核要点》（2004年）提出了水质降解系数参考值见表4。
T N /(m g ·L -1)本次分析的河段水体水质状况属于Ⅳ~Ⅴ类，在关闸时的水文情势近于湖泊水库，所得综合衰减系数k在上表推荐的参考值范围内，说明成果具有一定的合理性。
