截至2021年底, 全国共有小水电42785座, 总装机容量7640.9×10⁴kW, 占全国水电装机容量的19.5%^[1—2]。小水电在促进区域经济发展、改善农村用电条件、温室气体减排、提高农村防洪灌溉能力等方面发挥了积极作用^[3], 但同时小水电导致的生态环境问题也日益突出, 其中以水坝下游河道的减脱水问题最为严峻^[4—9]。

大型底栖动物种类众多, 对环境变化敏感, 对干扰类型具有很强的指示性, 是河流生态系统状态的重要指示生物类群^[10—14]。目前关于小水电对河流底栖动物生态影响的研究颇多^[15—19]。大多数研究发现小水电的运行会显著降低坝下河段的流量(尤其是引水式小水电), 导致喜急流物种的丧失, 底栖动物丰富度和多度锐减^[5]。流量大小决定了坝下河段底栖动物栖息地的面积、可用性和异质性。流量降低初期, 由于水域收缩, 底栖动物聚集, 其丰富度和密度临时性增加^[20]。随着低流量状态持续时间的延长和底栖动物聚集后竞争、捕食压力加剧, 坝下河段底栖动物密度将逐渐降低, 喜急流物种也会逐渐减少^[21]。流量降低与气候因素相耦合作用后会导致水质发生变化, 从而影响底栖动物的分布、多样性和多度^[22—23]。坝下河段流量的减少、洪水频次的降低导致有机碎屑输入量减少, 减弱了纵向、横向、垂向三个维度的物质能量交换, 导致底栖动物总生物量的降低^[24]和功能摄食类群变化^[25]。然而这一范式并不适用于所有小水电。依然有不少研究发现小水电对底栖动物无明显负面影响, 甚至有研究发现小水电对底栖动物多样性存在正面效应^[4]。这说明小水电对坝下减水河段底栖动物的影响是复杂和多样的。总的来说, 坝下河段低流量干扰的水文特征, 包括干扰前的水文状态、干扰持续时间、流量的变幅、干扰发生的时间与季节、流量变化率和变动频次, 对坝下河段水生生态系统结构和功能的影响至关重要^[25]。此外, 水坝类型、运行方式、减水河段河流形态和底质稳定性等因素的差异都增加了问题的复杂性^{[4—5, 17, 26—27]}。

生态流量是保证河流生态服务功能, 维持或修复河流生态系统基本结构、功能的最小流量^[28]。下泄生态流量可缓解水电运行对坝下河段的不利生态影响^[29—31]。我国小水电普遍未泄放生态流量, 这就导致坝下河段水域萎缩, 河滩裸露, 水生生物多样性衰退^[32—33]。从2018年开始, 为解决小水电开发过程中包括坝下河道减脱水在内的一系列生态环境问题, 水利部等部委要求对长江经济带内小水电进行清理整改, 实施小水电生态流量核定、泄放设施改造、泄放量监测监控等工作^[34—35]。2020年底相关工作已全部完成^[36], 但生态流量泄放后, 小水电坝下减水河段的生态修复效果目前尚不清楚, 亟待研究。

本研究在重庆市巴南区一品河、五布河上选择8个典型小水电, 开展减水河段流量、河流生境、水质、底栖动物的调查, 评估生态流量泄放后减水河段生态修复成效, 探究影响底栖动物群落恢复的生态机制。我们尝试回答两个科学问题：(1) 生态流量泄放后, 底栖动物群落恢复状况如何？(2) 影响底栖动物群落恢复的主要环境因素是什么？本研究可为生态流量泄放设施的设计与施工、减水河段生态修复效果的快速评估提供基础资料和技术支持, 同时也可以为生态流量泄放的长效管理、小水电的绿色可持续发展提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 研究区域

一品河发源于重庆市綦江区横山镇天台山, 向北流入巴南区境内, 于鱼洞注入长江(图 1)。一品河干流河长52.0 km, 平均比降4.02‰, 流域总面积367.12 km²。一品河流域现有小水电9座, 其中8座为引水式。五布河发源于重庆市万盛经开区金子山, 流经綦江区、巴南区, 于木洞注入长江(图 1)。五布河干流河长86.4 km, 平均比降6.91‰, 流域总面积859 km²。五布河流域现有小水电16座, 其中14座为引水式, 2座为坝后式。

1.2 生态流量及泄放设施

研究区域内的小水电多建于20世纪七八十年代, 竣工时均未修建生态流量泄放设施。2019—2020年, 巴南区水利局核定了研究区域内各小水电的生态流量, 安装了生态流量泄放设施、生态流量自动监测和监视系统。

1.2.1 生态流量计算

根据《巴南区34座小水电站生态流量泄放设施方案》(重庆市巴南区水利局, 2019, 未公开发布资料), 研究区域内小水电生态流量采用Tennant法计算, 即取坝址处多年平均径流量的10%为生态流量设计值(表 1)。

1.2.2 生态流量泄放设施

研究区域内小水电生态流量泄放设施采用泄流管、泄流闸两种。泄流管为不锈钢管道。为避免泄流管安装施工破坏水坝坝体结构, 泄流管全部安装在引水渠前端渠壁上。泄流闸在水坝冲砂孔或冲砂闸基础上改造。

泄流管规格按照薄壁小孔口自由出流公式计算：

(1)

式中, Q为生态流量设计值；μ_c为孔口流量系数；A为泄流管管口面积；H₀为作用水头。

计算出A值后, 按照圆面积公式选择对应尺寸的管道。管口面积不低于A值。

泄流闸抬升高度按照闸孔出流公式计算：

(2)

(3)

式中, μ₀为闸孔的流量系数；σ_s为闸孔出流的淹没系数；b为闸孔宽度；e为闸门开启高度；H为闸前水头。

1.2.3 生态流量自动监测和监视系统

生态流量监测采用的流量计有两种。一种为超声波流量遥测仪(重庆威巴仪器)。该仪器使用超声波测量引水渠内水深, 结合预制的泄放设施尺寸、深度等数据计算出实时下泄流量。该设备与监控摄像头一并安装在监控立杆上, 悬于引水渠渠顶上方2 m位置, 以避免洪水冲毁。另一种为管道式超声波流量计(大连道盛TUF-2000F2), 仅见于白岩电站。监视设施全部为海康威视监控摄像头。生态流量自动监测数据和监视视频信号通过网络接入“重庆市巴南区小水电生态流量监控平台”, 以实现在线管理。

1.3 典型减水河段选取

研究区域各小水电坝下减水河段长度、水面宽度、物理生境结构、底质等环境因子差异较大。本研究选择8座减水河段环境特征基本一致的小水电开展调查。其水面宽度在5—15 m之间, 生境结构均为浅滩-深潭交替序列, 底质均以圆石(64—256 mm)和卵石(16—64 mm)为主。8个减水河段长度范围为0.09—2.87 km, 平均为1.08 km。生态流量设计值范围为0.013—0.939 m³/s, 平均为0.190 m³/s (表 1)。8座电站中仅玉滩电站为坝后式, 其余为引水式。玉滩电站发电尾水未直接流入坝下河道, 而是进入导流明渠。在水坝和导流明渠末端之间存在减水河段。

1.4 河流生境和水质

为测量生态流量实际泄放量, 在坝下减水河段前端选择平直河段, 采用流速断面法测量河道流量。测量断面的水面宽度用皮尺测量, 水深用深度杆测量, 流速用旋杯式流速仪(重庆华正LS45A)测量。2021年10月和12月各测量一次。

一般来讲, 减水河段前端靠近水坝和生态流量泄放设施, 河道流量等于泄放量, 河道水面面积最小。往减水河段下游, 受支流汇入、地下水渗出等因素影响, 减水河段河道流量在泄放量基础上逐渐增加, 河道水面面积逐渐扩大。因此, 减水河段前端的生态环境状况最能直接反映生态流量泄放的恢复效果。使用无人机(大疆Mavic2)拍摄减水河段前端的高清照片。拍摄河段长度不小于150 m。拍摄过程中无人机保持同一飞行高度, 并用皮尺测量两固定点之间的距离作为距离标尺。将照片导入Auto CAD 2016中, 测定水面面积和河道面积。

坝下减水河段pH、温度、溶解氧、电导率、总溶解固体等水质指标采用便携式多参数水质仪(哈希HQ40D)测量。化学需氧量、硝酸盐、氨氮等采用哈希DR2800水质分析仪测量。总磷、总氮采用默克NOVA60水质分析仪测量。

1.5 大型底栖动物采集与鉴定

在每个减水河段前端选择50 m的浅滩河段, 设置一个底栖动物采样点(评估点)。五布河上游天星桥(R1)、母猪塘(R2)河段水量充沛, 河流生境自然, 未受小水电影响。在这两个河段中各设置一个采样点(参照点), 以对比分析减水河段底栖动物恢复状况。

调查时间为2021年10月。每个采样点采集3个样方。样方一般设置在河道中泓线上。采样时, 将索伯网(面积0.09 m², 网径40目)置于河床。先用毛刷对网内的大型石块进行清洗, 使附着在石块上的大型底栖动物随水流进入索伯网。大型石块清洗完毕后, 用铁铲搅动石块下方的底质, 搅动深度大于10 cm。底栖动物标本装入30 ml塑料瓶, 用10%甲醛保存, 带回室内镜检、鉴定、计数、称重。物种尽可能鉴定至最低分类单元。称重前先用滤纸吸干标本体表液体, 用万分之一电子天平称重。样品采集后, 立即测量置网处的水深、流速。底栖动物功能摄食类群按照摄食对象和摄食方法差异划分为5大类：滤食者(Collector-filterer, CF), 收集者(Collector-gatherer, CG), 捕食者(Predator, PR), 刮食者(Scraper, SC), 撕食者(Shredder, SH)^[37]。查阅相关文献^[38—39]确定各底栖动物种类的功能摄食类群。

1.6 数据分析

采用生态流量达成度评估泄放量与设计值的目标符合程度。生态流量达成度为泄放量(减水河段前端河道流量)与设计值的百分比。采用河道湿润率评估河流生境的恢复程度。河道湿润率为水面面积与河道面积的百分比^[40]。

采用IndVal指数(Indicator Value Index)分析评估点与参照点底栖动物物种组成与数量差异, 筛查不同采样点类型(参照点和评估点)的指示物种^[41]。IndVal指数计算公式如下：

(4)

(5)

式中, I_ij为物种i在采样点组j中的指示值；A_ij为采样点组j中物种i的多度占所有采样点组中该物种总多度的百分比；B_ij表示采样点组j中物种i的出现频度；IndVal_i为物种i在不同采样点组中指示值的最大值, 同时表明物种i对该采样点组的指示性最强。

使用Rstudio 1.4软件labdsv包中indval函数计算物种的IndVal指数, 并采用置换检验计算其显著性(P)^[42]。将IndVal指数>0.7且P < 0.05的物种视为指示物种^[43]。

采用水生昆虫生物量、底栖动物密度、丰富度指数、Shannon-Wiener多样性指数、Pielou指数、功能摄食类群密度和比例对采样点底栖动物群落进行分析。

选用SPSS 25.0中的单因素方差分析(one-way ANOVA)检验评估点与参照点各指标的差异显著性。若方差不齐, 选用非参数检验的Krusk-Wallis H检验差异显著性。显著性水平取0.05。采用Pearson相关性分析底栖动物群落指标与泄放量、生态流量达成度、平均水深、平均流速、河道湿润率等生境因子的相关性。若P < 0.05, 则使用OriginPro 2021中的回归模型分析群落指标与生境因子的拟合状态, 并筛选出最优模型进行分析。

基于物种比例数据, 使用OriginPro 2021中的主成分分析(Principal components analysis, PCA)方法, 对评估点与参照点底栖动物群落进行排序, 以分析评估点、参照点底栖动物群落物种组成差异程度。分析前删除出现频次为1的物种, 以减少偶见种的干扰。

2 结果与分析 2.1 减水河段水域环境 2.1.1 生态流量达成度与河道湿润率

两次调查中, 只有三巧湾电站的泄放量均能达到生态流量设计值(表 2)。百节电站、倒马坎电站仅12月达标。石滩电站仅10月达标。其余小水电泄放量在两次调查中均未达标。按照达标次数计, 小水电整体生态流量达标率为31.3%。未达标泄放量的达成度在3.5%—92.3%之间, 平均为41.0%。评估点河道湿润率平均值为47.6%(表 2)。除白岩电站和查尔岩电站外, 其他6个小水电评估点河道湿润率均在39%以上。

2.1.2 减水河段环境因子

从水体理化指标上看, 评估点和参照点水质均能达到《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中的Ⅲ类水标准(表 3)。评估点与参照点主要水质指标并无明显差异。从底栖动物采样置网处(河道中泓线)的平均水深上看, 参照点与大多数评估点的平均水深均在10 cm以上(表 3)。Y5、W2、W3评估点略低, 平均水深不超过10 cm。从平均流速上看, Y2评估点最高, 为0.71 m/s(表 3)。Y4、Y5评估点流速不到0.1 m/s, 明显低于参照点和其他评估点。

2.2 底栖动物群落 2.2.1 种类组成与物种多度

调查共采集到底栖动物38种, 属4门6纲13目26科。其中在8个评估点共采集到33种, 在2个参照点共采集到25种。非共有物种中除淡水壳菜(Limnoperna lacustris)和似宽基蜉2(Choroterpides sp.2)外, 全部为数量比例低于1%的种类(表 4)。参照点与评估点中, 均只有四节蜉1(Baetis sp.1)和亚非蜉(Afronurus sp.)数量占比大于10%。评估点四节蜉1和亚非蜉的平均多度分别只有参照点的27.9%和22.5%。共有物种中, 除黑四节蜉(Nigrobaetis sp.)、锯齿新米虾(Neocaridina denticulata)和细蜉(Caenis sp.)外, 其余物种在评估点的平均多度均小于参照点, 且在3.1%—61.5%之间。指示物种共8种, 且均指示参照点(表 4)。这8个物种在评估点的平均多度均明显小于参照点。

2.2.2 密度与水生昆虫生物量

评估点底栖动物密度在318.5—1940.7个/m²之间, 平均值(mean±SE)为(1140.7±168.8) 个/m², 仅为参照点密度均值的25.8%。方差分析表明, 所有评估点的底栖动物密度显著小于参照点(P < 0.05, 图 2)。评估点水生昆虫生物量在0.515—3.796 g/m²之间, 平均值(mean±SE)为(1.9833±0.339) g/m², 为参照点水生昆虫生物量的24.5%。Y1评估点水生昆虫生物量与参照点无明显差异(P>0.05, 图 2)。其他评估点均显著小于参照点, 且差异显著(P < 0.05)。评估点中, Y1点的底栖动物密度和水生昆虫生物量最高, W2点最低。

2.2.3 群落多样性

评估点底栖动物丰富度在4.67—11.00之间, 平均值(mean±SE)为7.25±0.70, 为参照点的43.2%。Y1、Y3评估点底栖动物丰富度与参照点差异不显著(P>0.05), 其余评估点均显著小于参照点(P < 0.05, 图 3)。各评估点Shannon-Wiener多样性指数平均值为参照点的73.7%, Pielou指数均值为参照点的112.0%。评估点的Shannon-Wiener多样性指数、Pielou指数与参照点无显著差异(P>0.05, 图 3)。6个评估点的Pielou指数平均值高于参照点。

2.2.4 群落结构

从底栖动物大类群构成上看, 各评估点均以EPT昆虫(蜉蝣目、襀翅目、毛翅目昆虫)为优势类群, 但比例有一定差异(图 4)。Y1—Y5、W2、W3这7个评估点EPT昆虫比例均在90%以上, 与参照点相当(96.8%)。W1评估点EPT昆虫比例略低, 但也高达84%。

基于物种比例的PCA排序结果表明, 参照点样方全部分布在第一象限内, 而大多数评估点样方分布在第一轴下方(图 5)。这说明参照点和评估点群落结构略有差异。PCA排序第一轴、第二轴分别解释了底栖动物群落结构变化的10.8%和10.6%(图 5)。

2.2.5 功能摄食类群

5个评估点的滤食者密度显著小于参照点(P < 0.05, 表 5)。7个评估点的收集者密度显著小于参照点(P < 0.05, 表 5), 仅Y3评估点与参照点差异不显著。Y2、Y4、W1这3个评估点的捕食者密度显著小于参照点(P < 0.05, 表 5)。除了W3评估点未采集到刮食者外, 其他7个评估点刮食者密度显著小于参照点(P < 0.05, 表 5)。5个评估点未采集到撕食者。其余评估点中, 除W3评估点外, 撕食者密度均与参照点差异不显著(P>0.05, 表 5)。

从功能摄食类群组成上看, 8个评估点均以收集者和刮食者为优势(图 6)。收集者比例一般在60%以上, 甚至Y3、W2、W3的收集者比例达到70%以上, 高于参照点(61.5%)。Y1、W1的收集者比例略低, 但也在55%以上。刮食者比例一般在20%—30.5%之间。评估点的刮食者主要为亚非蜉。W3评估点并未采集到该物种, 因此无刮食者。其他功能摄食类群比例一般较低, 多在5%以下。

2.3 底栖动物群落指标与生境因子的关系

Pearson相关性分析表明, 评估点大多数底栖动物群落指标与生境因子并无显著相关性, 仅密度、丰富度指数、EPT昆虫密度与河道湿润率显著正相关(P < 0.05, 表 6)。回归分析表明, 这3个群落指标与河道湿润率呈显著的线性关系(图 7)。这表明河道湿润率越高, 底栖动物种类越丰富, 密度越高。

3 讨论 3.1 生态流量与河流生境

对减水河段流量的两次测量表明, 只有1座小水电的泄放量完全达标, 另有3座小水电只有一次达标, 其余两次均不达标。泄放量不达标主要原因如下：(1) 设计阶段泄流管处作用水头是按照引水渠满水状态计算, 而实际上泄流管作用水头受坝前水位影响较大。当上游来水不足时, 坝前水位下降导致引水渠内水位降低, 泄流管作用水头未能达到预期水位。(2) 设计阶段并未考虑泄流管内的沿程水头损失。小口径的泄流管沿程水头损失过大。(3) 部分小水电存在泄流管人为堵塞、泄流闸抬升高度不足等问题。

本研究中小水电的生态流量达标率和达成度整体偏低(表 2)。白岩电站、查尔岩电站因生态流量泄放量严重不足, 坝下减水河段泓线处水深、流速明显低于参照点, 湿润率偏低。其他6个小水电坝下减水河段的河道湿润率都在39%以上。这8座小水电在2019年前均未泄放生态流量。坝下减水河段前端无稳定的自然流水(图 8)。仅在暴雨、洪水影响下, 原水潭生境中可以滞留一些水量, 形成临时性的水体。其他时段几近干涸。生态流量泄放后, 减水河段前端出现较稳定的自然流水(图 8)。因此, 尽管这些小水电的生态流量泄放量整体不足, 但是有限的泄放量确实改善了减水河段前端的河流生境状况。

3.2 群落组成和结构

小水电坝体矮、库容小、调蓄能力弱, 通常对坝下河段水质影响小^[4]。本研究中评估点也是这种情况, 水质整体较好, 与参照点相比差异不明显。在水质洁净的山区河流中, 小水电坝下减水河段浅滩生境的底栖动物多以EPT类群为优势, 与自然河道浅滩生境类似^[44—46]。因此生态流量泄放后, 本研究中小水电坝下减水河段前端浅滩生境中恢复的底栖动物也是以EPT类群为优势。

评估点总物种数高于参照点。这主要是因为评估点采样点数量较多, 偶见种丰富。事实上多度比例大于1%的物种在两类采样点几乎相同。耐污染、喜缓流物种可能会在坝下减水河段中大量增加^[47]。指示物种分析表明, 评估点中并未发现类似的指示种。8个指示物种全部指示参照点, 且在评估点中的多度均远远小于参照点。这说明评估点与参照点群落物种组成相似, 主要在物种多度上差异较大。四节蜉1和亚非蜉是两类采样点中数量占比最高的类群, 其他物种比例均未超过6%。评估点中两优势物种合计占底栖动物总多度的74.5%, 与参照点相当(74.7%), 但两种物种在评估点中的多度却明显偏低, 均未达到参照点的30%。考虑各采样点水质均良好, 且大多数评估点的水深、流速与参照点差异不明显, 导致评估点四节蜉1、亚非蜉多度偏低的主要原因可能与底栖动物食物来源有关。

评估点和参照点所在河段为4—6级河流, 水面开阔, 河岸林对水面的覆盖度低, 光照条件好。这类河流中外源性细有机颗粒和着生藻类是水生生态系统物质和能量的重要来源^[48]。底栖动物功能摄食类群以收集者和刮食者为优势^[48]。四节蜉1属典型的收集者, 以底质上的细小有机颗粒为食；亚非蜉为刮食者, 主要以着生藻类和有机碎屑分解过程滋生的细菌、真菌为食物^[49—51]。水坝会阻拦上游的粗颗粒有机物, 同时导致细颗粒有机物在库区的沉积, 以减少坝下河段外源性有机物输入量。这种现象在受水坝影响的中小型河流中最为普遍^{[22, 52—55]}。当前的生态流量泄放措施让坝下减水河段有了流水, 底栖动物群落得以初步恢复, 但水坝对下游河段的物质和能量输移的负面影响依然存在。

3.3 群落指标和生境因子

坝下减水河段底栖动物对流量恢复的响应迅速。例如, Decker等发现向干涸37年的坝下河段持续泄放水流后(流量2—5 m³/s), 底栖动物群落物种组成和密度仅用4个月就恢复到与自然河流相当的水平^[19]。Gabbud等发现受水坝频繁排沙影响, 阿尔卑斯山博涅河(the Borgne River)夏季底栖动物几乎完全消失；排沙频率降低后, 初秋底栖动物逐渐恢复, 并且在冬季和早春达到较高丰富度和密度^[56]。本研究中底栖动物采样时间是在生态流量泄放措施实施1年后。评估点底栖动物密度和水生昆虫生物量依然只有参照点的四分之一, 丰富度还没有达到参照点的二分之一。这说明坝下减水河段前端底栖动物的恢复效果并不理想。流量是影响底栖动物群落的重要环境因子。适宜流量条件下, 河道保持适中的流速, 底栖动物多度和多样性才能维持较高水平^[57—58]。洪水期过大的流量会对河床底质产生强烈的扰动, 底栖动物发生灾变漂流^[59], 群落多度和多样性受损。小水电坝下减水河段长时间过低的流量则一般会导致底栖动物密度、丰富度、生物量减少^{[21, 24, 60]}。下泄流量不足应该是本研究中底栖动物群落恢复效果不佳的重要原因^[61]。

本研究中底栖动物群落指标与泄放量、生态流量达成度等均无显著相关性(表 6)。这可能与各评估点泄放量整体偏低有关。其实按设计达标下泄生态流量也不一定能明显改善底栖动物群落恢复效果。泄放量达标的三巧湾电站的底栖动物密度、丰富度、水生昆虫生物量指标依然显著低于参照就说明了这一点。实际上, 按照多年平均径流量10%设计的生态流量只能保证底栖动物维持在一般或较差状态^[62]。评估点Shannon-Wiener多样性指数、Pielou指数平均值分别为参照点的73.7%、112.0%, 明显高于底栖动物密度、丰富度、水生昆虫生物量指标平均值与参照点的比值。甚至评估点Shannon-Wiener多样性指数、Pielou指数与参照点并无显著差异。这并不能说明评估点底栖动物群落得到较好的恢复。因为这两个指标的计算使用的是各物种的相对数量比例, 忽略了物种数量的重要性^[63]。

相关性分析表明, 底栖动物密度、丰富度指数与河道湿润率显著正相关。这也与Walters等人的研究结果类似, 即随着流量的降低, 底栖动物栖息地减少, 水生昆虫的密度与生物量急剧下降^[24]。河道湿润率可能是在低流量水平下反映减水河段底栖动物群落恢复效果的重要指标。其具有直观、快速、高效的特征, 可用于减水河段底栖动物恢复效果的快速评估。

4 结论与建议

本研究通过对8个典型小水电的调查发现, 泄放生态流量后近坝浅滩生境的水质、底栖动物群落多样性、群落结构、功能摄食类群等与参照点无显著差异, 但较低的河道湿润率导致底栖动物密度、水生昆虫生物量和丰富度、EPT昆虫密度等指标显著偏低。基于本研究结果, 针对小水电生态流量泄放的后续管理和成效评估提出如下建议：

(1) 2019年, 长江经济带小水电生态流量整改实施过程中, 大多数小水电以多年平均流量的10%为基准进行“一刀切”式的生态流量设计, 并未考虑河流水量的季节变化、保护物种的生态需求等。后续工作应根据每个小水电具体情况, 确定减水河段生态恢复目标, 重新核定、优化生态流量。

(2) 生态流量泄放日常管理的重点为保证按设计足量下泄流量。生态流量自动监测系统安装后, 必须在不同水位下校正实际泄放量, 确保测量系统的准确性。日常巡查应防止出现泄流管堵塞、泄流闸抬升高度不足等减少泄放量的现象。建立行之有效的奖惩机制, 确保小水电业主足量泄放生态流量。对未能达标泄放生态流量的小水电, 给与相应处罚；对达标的小水电, 应从电价上给与生态补偿。

(3) 建立减水河段的长期生态监测机制, 以评估和反馈生态流量泄放效果, 优化生态流量泄放措施。建议选用河流生境指标(如：河道湿润率)开展减水河段恢复成效的快速评估。