基于模型推断法确定邛海总磷总氮浓度的参照状态

2012-12-24周玉良金菊良刘丽张礼兵汪哲荪霍守亮

环境工程技术学报 2012年3期

周玉良，金菊良，2* ，刘丽，张礼兵，汪哲荪，霍守亮

1.合肥工业大学土木与水利工程学院，安徽合肥 230009

2.合肥工业大学水资源与环境系统工程研究所，安徽合肥 230009

3.中国环境科学研究院，北京 100012

确定湖泊营养物参照状态是湖泊营养物基准制定过程中最为核心的内容，美国、欧洲和日本等在湖泊营养物基准制定和应用方面已取得较大进展［1-4］，而我国的相关研究刚刚起步。湖泊营养物参照状态是指湖泊受人为干扰最小或最可达的状态［1-3，5］。湖泊参照状态确定的方法主要有参照湖泊的概率统计法、古湖沼学方法和模型推断法等［1-2］。美国国家环境保护局(US EPA)首推参照湖泊概率统计法作为确定湖泊参照状态的方法，其前提条件是区域内必须存在大量受人类活动影响小的湖泊。中国的大部分湖泊受人类活动影响大，富营养化较严重，湖泊历史水质资料稀缺，难以直接选择参照湖泊;用湖泊群体分布的概率统计法确定参照状态时，营养物参照状态对应的百分位点一般不同于美国的25%，需经验确定，具有较强的主观任意性［3］。古湖沼学方法［5］根据考察得到的湖底沉积物泥芯中硅藻或摇蚊等化石残骸及其与水质之间的相关关系推断湖泊营养物的历史状态，仅适用于人类干扰小的深水湖泊。确定湖泊参照状态的概率统计法和古湖沼学法仅就湖泊本身的营养物及湖内的响应过程进行分析，没有把产生营养物负荷的流域考虑进来，割裂了流域与湖泊间的固有联系［6］。

参照状态的模型推断法主要分为回归分析法和湖泊流域过程模拟法。回归分析法通过建立流域压力-湖泊响应关系，推断低压力水平条件下的湖泊响应来确定湖泊的参照状态［3，7］，其可靠性受外推条件下的湖泊营养物响应是否也满足已建的回归关系影响;流域过程模拟法通过对流域营养物负荷的产生和输移模拟，确定入湖的营养物负荷［8-9］，再通过入湖负荷与湖内营养物状态的响应关系，反演人类活动影响小的条件下湖泊营养物的状态。为此，针对中国湖泊水文水质资料普遍稀缺和富营养化较为严重的情况，采用对资料要求较低的SCS(soil conservation service)流域水文模型和 USLE(universal soil erosion equation)模型分别模拟流域地表径流和土壤流失过程，计算流域产生的非点源营养物负荷，结合流域产生的点源负荷，模拟出逐年的入湖负荷;利用有资料时段的出、入湖负荷及湖泊氮磷浓度数据，基于湖泊氮磷质量守恒，计算氮磷的净沉降速度。根据计算的逐年入湖氮磷负荷和所建的湖泊氮磷质量守恒模型，逆推逐年的湖泊氮磷浓度，确定受人类活动影响小的湖泊氮磷浓度参照状态。

1 湖泊营养物参照状态确定的模型构建

1.1 基于SCS和USLE的流域非点源负荷模型构建

将入湖的流域非点源负荷分为溶解态和颗粒态两个部分，其中溶解态负荷采用基于SCS的流域水文模拟方法计算，颗粒态负荷采用基于USLE的流域土壤侵蚀法计算。湖面沉降的非点源负荷根据调查资料统计分析。

1.1.1 基于SCS的流域溶解态氮磷非点源负荷估算

溶解态氮、磷入湖负荷模型为:

式中，LD为溶解态氮磷负荷，t/km2;CD为径流溶解态氮磷浓度，mg/L;Q为计算时段径流深，mm;TD为溶解态氮磷迁移率，TD通常取为1［10］。

针对中国大多湖泊所在地区的水文、气象资料短缺和时空尺度较粗的情况，采用仅需流域降雨、土壤、土地利用和植被资料的SCS计算时段(日)径流深(Q):

式中，Pday为日降雨量，mm;S为径流开始后土壤滞留容量，mm;Ia为初损量，mm，与 S关系密切，当Ia=λS时，时段(日)径流深(Q)为

在美国的试验农业小流域一般取λ=0.2，但由于美国的降水年内分布较均匀，约有70%的降水通过入渗进入土壤，而中国的降水季节变化很大，且有集中性的大暴雨，仅有约40%的降水通过入渗进入土壤［11］，因此，在运用该模型时，λ取值小于0.2，一般在0.05以下，具体取值可以根据流域水文资料加以率定，或移用水文相似区的取值。

滞留容量(S)用一个无量纲参数 CN(curve number)表示:

CN取值与流域前期土壤湿润状况有关，美国土壤保持局根据流域的土壤类型和土地利用方式确定流域中等湿润(AMC2)状况下的CN2，干燥(AMC1)状况下CN1和湿润(AMC3)状况下CN3，据与中等湿润状况下CN的关系［8］获得:

1.1.2 基于USLE的流域颗粒态氮磷非点源负荷估算

颗粒态氮磷入湖负荷:

式中，LP为颗粒态氮磷负荷，t/km2;CS为土壤中的氮磷浓度，%，中国科学院南京土壤研究所依据全国土壤普查资料制成全国范围土壤氮磷浓度，CS值可从该图上直接读取［12］;X为年土壤侵蚀量，t/km2，据USLE计算;TS为氮磷富集比;SD为流域泥沙输移比。

USLE因形式简单、因子意义明确，是目前应用最广泛的土壤侵蚀模型。其形式为:

式中，R 为年降雨侵蚀力因子，MJ·mm/(hm2·h)，常通过年降雨量(Pyear)表示，常用的形式有指数、对数和线性等，如 R=-13.86+0.1792Pyear［13］，R 的单位为美制 100(ft·sh.t·in)/(ac·h)(sh.t为短吨)，相当于公制单位 17.02 MJ·mm/(hm2·h)。

K 为土壤可蚀性因子，t·h/(MJ·mm)，可根据土壤质地和有机质浓度确定［8］，

其中，Sa、Si、Cl分别为土壤砂粒、粉粒、黏粒比例，%;Corg为有机碳的浓度，%;Sn=1-Sa/100。土壤数据取自地球系统科学数据共享网(http://www.geodata.cn)［12］。K 的美制单位为 0.01(sh.t·ac·h)/(ac·ft·sh.t·in)，相当于公制单位 0.1317 t·h/(MJ·mm)。若R和K均取美制单位，则美制和公制单位换算公式 100(ft·sh.t.·in)/(ac·h)× 0.01(sh.t.·ac·h)/(ac·ft·sh.t.·in)=224.2 t/km2。

LS为坡长、坡度因子，通常采用下式计算［8］，

其中，l为坡长，m;θ为坡度，(°)，可通过 DEM 提取。

C为植被与经营管理因子。

P为水土保持因子，一般可据土地利用类型确定其取值［14-15］。

湖面大气沉降的氮磷负荷分为湿沉降和干沉降两部分，大气湿沉降为湖区的降水中的TP、TN平均浓度和降水量的乘积，大气干沉降为降尘中的TP、TN浓度和降尘量的乘积。可据试验数据直接计算，也可调研湖周区域降水水质和大气降尘的文献获得相关数据［16］。

1.2 流域产生的点源负荷计算

点源负荷主要来自排入入湖河流的工业废水、城镇生活污水以及湖滨居民点废水等，也包括湖内(如投放饵料)或湖边养殖业产生的直接废水。废水中TP、TN负荷为废水排放量与废水中TP、TN浓度的乘积，数据一般可据流域所在地的统计年鉴获得。

1.3 湖泊氮磷质量守恒模型

采用Vollenweider模型［1］描述湖泊营养物的输入、输出和沉降的关系:

式中，V为湖泊时段平均蓄水量，108m3;Cs为湖泊水体中TP、TN的时段平均浓度，mg/L;W为时段入湖总负荷，t/a，即入湖的非点源和点源负荷之和;Qout为时段出湖水量，108m3/a;Cout为时段出湖水体中TP、TN的平均浓度，mg/L;As为湖泊时段平均面积，km2;vs为 TP、TN 的净沉降速度，m/a。

式(9)的差分形式为:

式中，下标i和i-1分别表示第i和i-1时段的数据。

在湖泊容积、湖中营养物浓度、入湖营养物负荷、出湖水量及营养物浓度、湖泊面积已知的情况下，可据下式计算有资料时段的营养物净沉降速度vs(当时段长为1时，可取 Cs，i=Ci):

根据计算的逐年入湖点源和非点源负荷，可得逐年入湖的总负荷(Wi)。在出湖水量(Qout，i)、出湖水体营养物浓度(Cout，i)、湖泊面积(As，i)及净沉降速度(vs，i)已知的情况下，即可根据湖泊当前的营养物浓度(Ci)推算出前一时段的Ci-1(Cs，i可取Ci或Ci与Ci-1的均值):

一般湖泊缺少逐年的出湖水量(Qout)和湖泊平均面积(As)数据，但多年平均出湖水量和湖泊年平均面积数据，相对容易获得且更准确;净沉降速度(vs)的影响因素众多，各年的具体值难以确定，且反演的营养物浓度(Ci-1)对vs较敏感。因此，计算的时段步长应取多年，而不宜仅以1年作为时段步长。如果选取的时段步长为n年，则式(10)变为:

2 实例应用

邛海是四川省第二大湖泊，位于西昌市城东南约5 km，地处西南亚热带高原山区。湖泊正常蓄水位为1510.3 m，平均水深10.95 m，正常蓄水位下蓄水量约为2.9亿m3，湖面积27.9 km2。流入邛海的较大河流有八条，湖水由位于西北部的海河流入安宁河后汇入金沙江，平均每年输出水量1.32亿m3［17-19］;每年从湖内抽水约 0.28 亿 m3，湖面蒸发量约0.37亿m3［20］。邛海沿岸的农业生产水平较高，水田占耕地面积85%以上，施肥较多;流域的水土流失严重，湖泊面积已从20世纪60年代的31 km2降为目前枯水期不足27 km2。

邛海水质资料稀缺，现有1997—2010年程海湖TP、TN 逐年平均浓度资料［16，21-23］，采用该时段资料建立模型，确定模型参数，外推邛海TP、TN浓度参照状态。

基于3"分辨率DEM(http://srtm.csi.cgiar.org)，提取出邛海流域边界及子流域，得邛海流域面积约为307 km2，与文献［6］中的面积(307.67 km2)十分接近。基于SCS的分布式流域水文模拟，得到时段径流深(Q)，式(3)λ取0.02时，水量误差最小，降雨数据取自中国气象数据共享服务网(http://cdc.cma.gov.cn)，采用的站点为西昌市和邵觉县观测站。根据模拟的逐日地表径流过程，结合不同土地利用的径流中溶解态氮、磷浓度［14-15］，得到流域入湖的溶解态氮磷负荷(表1)。其中模拟得到的多年平均地表径流量为1.126亿m3，加上多年平均入湖的地下水量0.4亿m3，则总入流量约为1.526亿m3，与文献［6］中的多年平均径流量(1.473亿m3)接近。

表1 1951—2010年邛海溶解态氮、磷负荷Table 1 The loadings of dissolved nitrogen and phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

据USLE方程〔式(6)〕，得到流域逐年土壤侵蚀量(土地利用数据取自地球系统科学数据共享网http://www.geodata.cn［12］)。其中，流域土壤侵蚀模数多年均值为3642 t/km2。取邛海流域的TP富集比为1.46，TN 富集比为 1.68［24］，泥沙输移比(SD)为0.28［25］。除去多年平均出湖的 55.6万 t泥沙［17-19］，经式(5)得到不同年份净入湖的颗粒态氮磷负荷(表2)。入湖的非点源还包括湖面降水、降尘带来的负荷和农业施用肥料的流失［6，19］。

表2 1951—2010年邛海颗粒态氮、磷负荷Table 2 The loadings of particulate nitrogen and phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

邛海的生活点源主要来自流经城镇的纳污河道和湖滨区生活污水以及旅游业排放［6，16］，工业点源负荷很小，西昌电池厂曾为流域内唯一的工业污染源，已在1997年底治理完毕［26］，20世纪90年代至2000年曾在湖内投放饵料养鱼。经以上各种途径入湖的点源TP、TN负荷见表3。

综合入湖的点源负荷和非点源负荷，得到历年入湖TP、TN的总负荷(表4)。

表3 1951—2010年邛海入湖点源TP、TN负荷Table 3 The point source loadings of total nitrogen and total phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

表4 1951—2010年邛海入湖TP、TN的总负荷Table 4 The total loadings of total nitrogen and total phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

邛海营养物负荷出湖的主要途径为水产捕捞、湖内抽水和河海出流［16］。邛海多年平均年抽水量为0.28亿m3，每年抽水带出的TP、TN分别约为0.22和10.3 t;海河多年平均出湖水量约为1.32亿m3;水产捕捞带出的负荷根据捕捞量及捕捞物体内的 TP、TN 浓度计算［6，16，19］。

据式(11)和1997—2010年邛海水质资料(监测数据)，得 TP 和 TN 的净沉降速度 vs，TP和 vs，TN均值分别为 515.4 和 167.6 m/a。据 vs，TP、vs，TN和邛海流域历年入湖的总负荷(表4)，经式(14)，得到邛海1951—1996年的营养物状态如表5和图1所示。

表5 1951—1996年邛海湖营养物浓度反演结果Table 5 The backward inference results of conditions of total nitrogen and total phosphorus in Lake Qionghai from 1951 to 1996 mg/L

从表5和图1可以看出，20世纪90年代以前，TP和TN浓度保持相对稳定，调研流域社会经济发展历史可知［6，16，19，26］，此时人类活动对湖泊影响较小(20世纪90年代前，邛海无投放饵料的网箱养鱼，直接进入湖泊的营养物不多;90年代以后，邛海实行“封海”和“开海”，“开海”时鱼在短时间内被大量捕捞，使“封海”期间鱼类很少，将湖内的营养元素转化为鱼体组织的量相应变少，90年代前，水体内的大量营养元素可以通过鱼类转化而去除)，可以作为参照状态。取逆推的1951—1990年的TP和TN浓度作为其参照状态，则邛海TP和TN浓度的参照状态分别为0.018和0.239 mg/L。

图1 1951—2010年邛海历年营养物状态Fig.1 Conditions for total nitrogen and total phosphorus in Lake Qionghai from 1951 to 2010

3 结论

(1)邛海在20世纪90年代前，受人类活动影响较小，水质变化缓慢，以1951—1990年TP、TN的年均浓度作为其参照状态，则邛海TP、TN浓度的参照状态分别为0.018和0.239 mg/L。

(2)基于SCS和USLE的湖泊营养物参照状态推断模型，所需资料较少，物理概念清晰，计算简便，适合应用于水文资料稀缺和受人类活动影响较大湖泊参照状态的推断。

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