周玉良，金菊良，2* ，劉麗，張禮兵，汪哲蓀，霍守亮

1.合肥工業(yè)大學(xué)土木與水利工程學(xué)院，安徽 合肥 230009

2.合肥工業(yè)大學(xué)水資源與環(huán)境系統(tǒng)工程研究所，安徽 合肥 230009

3.中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012

確定湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)是湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)制定過程中最為核心的內(nèi)容，美國、歐洲和日本等在湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)制定和應(yīng)用方面已取得較大進(jìn)展［1-4］，而我國的相關(guān)研究剛剛起步。湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)是指湖泊受人為干擾最小或最可達(dá)的狀態(tài)［1-3，5］。湖泊參照狀態(tài)確定的方法主要有參照湖泊的概率統(tǒng)計(jì)法、古湖沼學(xué)方法和模型推斷法等［1-2］。美國國家環(huán)境保護(hù)局(US EPA)首推參照湖泊概率統(tǒng)計(jì)法作為確定湖泊參照狀態(tài)的方法，其前提條件是區(qū)域內(nèi)必須存在大量受人類活動(dòng)影響小的湖泊。中國的大部分湖泊受人類活動(dòng)影響大，富營養(yǎng)化較嚴(yán)重，湖泊歷史水質(zhì)資料稀缺，難以直接選擇參照湖泊;用湖泊群體分布的概率統(tǒng)計(jì)法確定參照狀態(tài)時(shí)，營養(yǎng)物參照狀態(tài)對(duì)應(yīng)的百分位點(diǎn)一般不同于美國的25%，需經(jīng)驗(yàn)確定，具有較強(qiáng)的主觀任意性［3］。古湖沼學(xué)方法［5］根據(jù)考察得到的湖底沉積物泥芯中硅藻或搖蚊等化石殘骸及其與水質(zhì)之間的相關(guān)關(guān)系推斷湖泊營養(yǎng)物的歷史狀態(tài)，僅適用于人類干擾小的深水湖泊。確定湖泊參照狀態(tài)的概率統(tǒng)計(jì)法和古湖沼學(xué)法僅就湖泊本身的營養(yǎng)物及湖內(nèi)的響應(yīng)過程進(jìn)行分析，沒有把產(chǎn)生營養(yǎng)物負(fù)荷的流域考慮進(jìn)來，割裂了流域與湖泊間的固有聯(lián)系［6］。

參照狀態(tài)的模型推斷法主要分為回歸分析法和湖泊流域過程模擬法?；貧w分析法通過建立流域壓力-湖泊響應(yīng)關(guān)系，推斷低壓力水平條件下的湖泊響應(yīng)來確定湖泊的參照狀態(tài)［3，7］，其可靠性受外推條件下的湖泊營養(yǎng)物響應(yīng)是否也滿足已建的回歸關(guān)系影響;流域過程模擬法通過對(duì)流域營養(yǎng)物負(fù)荷的產(chǎn)生和輸移模擬，確定入湖的營養(yǎng)物負(fù)荷［8-9］，再通過入湖負(fù)荷與湖內(nèi)營養(yǎng)物狀態(tài)的響應(yīng)關(guān)系，反演人類活動(dòng)影響小的條件下湖泊營養(yǎng)物的狀態(tài)。為此，針對(duì)中國湖泊水文水質(zhì)資料普遍稀缺和富營養(yǎng)化較為嚴(yán)重的情況，采用對(duì)資料要求較低的SCS(soil conservation service)流域水文模型和 USLE(universal soil erosion equation)模型分別模擬流域地表徑流和土壤流失過程，計(jì)算流域產(chǎn)生的非點(diǎn)源營養(yǎng)物負(fù)荷，結(jié)合流域產(chǎn)生的點(diǎn)源負(fù)荷，模擬出逐年的入湖負(fù)荷;利用有資料時(shí)段的出、入湖負(fù)荷及湖泊氮磷濃度數(shù)據(jù)，基于湖泊氮磷質(zhì)量守恒，計(jì)算氮磷的凈沉降速度。根據(jù)計(jì)算的逐年入湖氮磷負(fù)荷和所建的湖泊氮磷質(zhì)量守恒模型，逆推逐年的湖泊氮磷濃度，確定受人類活動(dòng)影響小的湖泊氮磷濃度參照狀態(tài)。

1 湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)確定的模型構(gòu)建

1.1 基于SCS和USLE的流域非點(diǎn)源負(fù)荷模型構(gòu)建

將入湖的流域非點(diǎn)源負(fù)荷分為溶解態(tài)和顆粒態(tài)兩個(gè)部分，其中溶解態(tài)負(fù)荷采用基于SCS的流域水文模擬方法計(jì)算，顆粒態(tài)負(fù)荷采用基于USLE的流域土壤侵蝕法計(jì)算。湖面沉降的非點(diǎn)源負(fù)荷根據(jù)調(diào)查資料統(tǒng)計(jì)分析。

1.1.1 基于SCS的流域溶解態(tài)氮磷非點(diǎn)源負(fù)荷估算

溶解態(tài)氮、磷入湖負(fù)荷模型為:

式中，LD為溶解態(tài)氮磷負(fù)荷，t/km2;CD為徑流溶解態(tài)氮磷濃度，mg/L;Q為計(jì)算時(shí)段徑流深，mm;TD為溶解態(tài)氮磷遷移率，TD通常取為1［10］。

針對(duì)中國大多湖泊所在地區(qū)的水文、氣象資料短缺和時(shí)空尺度較粗的情況，采用僅需流域降雨、土壤、土地利用和植被資料的SCS計(jì)算時(shí)段(日)徑流深(Q):

式中，Pday為日降雨量，mm;S為徑流開始后土壤滯留容量，mm;Ia為初損量，mm，與 S關(guān)系密切，當(dāng)Ia=λS時(shí)，時(shí)段(日)徑流深(Q)為

在美國的試驗(yàn)農(nóng)業(yè)小流域一般取λ=0.2，但由于美國的降水年內(nèi)分布較均勻，約有70%的降水通過入滲進(jìn)入土壤，而中國的降水季節(jié)變化很大，且有集中性的大暴雨，僅有約40%的降水通過入滲進(jìn)入土壤［11］，因此，在運(yùn)用該模型時(shí)，λ取值小于0.2，一般在0.05以下，具體取值可以根據(jù)流域水文資料加以率定，或移用水文相似區(qū)的取值。

滯留容量(S)用一個(gè)無量綱參數(shù) CN(curve number)表示:

CN取值與流域前期土壤濕潤狀況有關(guān)，美國土壤保持局根據(jù)流域的土壤類型和土地利用方式確定流域中等濕潤(AMC2)狀況下的CN2，干燥(AMC1)狀況下CN1和濕潤(AMC3)狀況下CN3，據(jù)與中等濕潤狀況下CN的關(guān)系［8］獲得:

1.1.2 基于USLE的流域顆粒態(tài)氮磷非點(diǎn)源負(fù)荷估算

顆粒態(tài)氮磷入湖負(fù)荷:

式中，LP為顆粒態(tài)氮磷負(fù)荷，t/km2;CS為土壤中的氮磷濃度，%，中國科學(xué)院南京土壤研究所依據(jù)全國土壤普查資料制成全國范圍土壤氮磷濃度，CS值可從該圖上直接讀?。?2］;X為年土壤侵蝕量，t/km2，據(jù)USLE計(jì)算;TS為氮磷富集比;SD為流域泥沙輸移比。

USLE因形式簡單、因子意義明確，是目前應(yīng)用最廣泛的土壤侵蝕模型。其形式為:

式中，R 為年降雨侵蝕力因子，MJ·mm/(hm2·h)，常通過年降雨量(Pyear)表示，常用的形式有指數(shù)、對(duì)數(shù)和線性等，如 R=-13.86+0.1792Pyear［13］，R 的單位為美制 100(ft·sh.t·in)/(ac·h)(sh.t為短噸)，相當(dāng)于公制單位 17.02 MJ·mm/(hm2·h)。

K 為土壤可蝕性因子，t·h/(MJ·mm)，可根據(jù)土壤質(zhì)地和有機(jī)質(zhì)濃度確定［8］，

其中，Sa、Si、Cl分別為土壤砂粒、粉粒、黏粒比例，%;Corg為有機(jī)碳的濃度，%;Sn=1-Sa/100。土壤數(shù)據(jù)取自地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)共享網(wǎng)(http://www.geodata.cn)［12］。K 的美制單位為 0.01(sh.t·ac·h)/(ac·ft·sh.t·in)，相當(dāng)于公制單位 0.1317 t·h/(MJ·mm)。若R和K均取美制單位，則美制和公制單位換算公式 100(ft·sh.t.·in)/(ac·h)× 0.01(sh.t.·ac·h)/(ac·ft·sh.t.·in)=224.2 t/km2。

LS為坡長、坡度因子，通常采用下式計(jì)算［8］，

其中，l為坡長，m;θ為坡度，(°)，可通過 DEM 提取。

C為植被與經(jīng)營管理因子。

P為水土保持因子，一般可據(jù)土地利用類型確定其取值［14-15］。

湖面大氣沉降的氮磷負(fù)荷分為濕沉降和干沉降兩部分，大氣濕沉降為湖區(qū)的降水中的TP、TN平均濃度和降水量的乘積，大氣干沉降為降塵中的TP、TN濃度和降塵量的乘積?？蓳?jù)試驗(yàn)數(shù)據(jù)直接計(jì)算，也可調(diào)研湖周區(qū)域降水水質(zhì)和大氣降塵的文獻(xiàn)獲得相關(guān)數(shù)據(jù)［16］。

1.2 流域產(chǎn)生的點(diǎn)源負(fù)荷計(jì)算

點(diǎn)源負(fù)荷主要來自排入入湖河流的工業(yè)廢水、城鎮(zhèn)生活污水以及湖濱居民點(diǎn)廢水等，也包括湖內(nèi)(如投放餌料)或湖邊養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)生的直接廢水。廢水中TP、TN負(fù)荷為廢水排放量與廢水中TP、TN濃度的乘積，數(shù)據(jù)一般可據(jù)流域所在地的統(tǒng)計(jì)年鑒獲得。

1.3 湖泊氮磷質(zhì)量守恒模型

采用Vollenweider模型［1］描述湖泊營養(yǎng)物的輸入、輸出和沉降的關(guān)系:

式中，V為湖泊時(shí)段平均蓄水量，108m3;Cs為湖泊水體中TP、TN的時(shí)段平均濃度，mg/L;W為時(shí)段入湖總負(fù)荷，t/a，即入湖的非點(diǎn)源和點(diǎn)源負(fù)荷之和;Qout為時(shí)段出湖水量，108m3/a;Cout為時(shí)段出湖水體中TP、TN的平均濃度，mg/L;As為湖泊時(shí)段平均面積，km2;vs為 TP、TN 的凈沉降速度，m/a。

式(9)的差分形式為:

式中，下標(biāo)i和i-1分別表示第i和i-1時(shí)段的數(shù)據(jù)。

在湖泊容積、湖中營養(yǎng)物濃度、入湖營養(yǎng)物負(fù)荷、出湖水量及營養(yǎng)物濃度、湖泊面積已知的情況下，可據(jù)下式計(jì)算有資料時(shí)段的營養(yǎng)物凈沉降速度vs(當(dāng)時(shí)段長為1時(shí)，可取 Cs，i=Ci):

根據(jù)計(jì)算的逐年入湖點(diǎn)源和非點(diǎn)源負(fù)荷，可得逐年入湖的總負(fù)荷(Wi)。在出湖水量(Qout，i)、出湖水體營養(yǎng)物濃度(Cout，i)、湖泊面積(As，i)及凈沉降速度(vs，i)已知的情況下，即可根據(jù)湖泊當(dāng)前的營養(yǎng)物濃度(Ci)推算出前一時(shí)段的Ci-1(Cs，i可取Ci或Ci與Ci-1的均值):

一般湖泊缺少逐年的出湖水量(Qout)和湖泊平均面積(As)數(shù)據(jù)，但多年平均出湖水量和湖泊年平均面積數(shù)據(jù)，相對(duì)容易獲得且更準(zhǔn)確;凈沉降速度(vs)的影響因素眾多，各年的具體值難以確定，且反演的營養(yǎng)物濃度(Ci-1)對(duì)vs較敏感。因此，計(jì)算的時(shí)段步長應(yīng)取多年，而不宜僅以1年作為時(shí)段步長。如果選取的時(shí)段步長為n年，則式(10)變?yōu)?

2 實(shí)例應(yīng)用

邛海是四川省第二大湖泊，位于西昌市城東南約5 km，地處西南亞熱帶高原山區(qū)。湖泊正常蓄水位為1510.3 m，平均水深10.95 m，正常蓄水位下蓄水量約為2.9億m3，湖面積27.9 km2。流入邛海的較大河流有八條，湖水由位于西北部的海河流入安寧河后匯入金沙江，平均每年輸出水量1.32億m3［17-19］;每年從湖內(nèi)抽水約 0.28 億 m3，湖面蒸發(fā)量約0.37億m3［20］。邛海沿岸的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)水平較高，水田占耕地面積85%以上，施肥較多;流域的水土流失嚴(yán)重，湖泊面積已從20世紀(jì)60年代的31 km2降為目前枯水期不足27 km2。

邛海水質(zhì)資料稀缺，現(xiàn)有1997—2010年程海湖TP、TN 逐年平均濃度資料［16，21-23］，采用該時(shí)段資料建立模型，確定模型參數(shù)，外推邛海TP、TN濃度參照狀態(tài)。

基于3"分辨率DEM(http://srtm.csi.cgiar.org)，提取出邛海流域邊界及子流域，得邛海流域面積約為307 km2，與文獻(xiàn)［6］中的面積(307.67 km2)十分接近?；赟CS的分布式流域水文模擬，得到時(shí)段徑流深(Q)，式(3)λ取0.02時(shí)，水量誤差最小，降雨數(shù)據(jù)取自中國氣象數(shù)據(jù)共享服務(wù)網(wǎng)(http://cdc.cma.gov.cn)，采用的站點(diǎn)為西昌市和邵覺縣觀測站。根據(jù)模擬的逐日地表徑流過程，結(jié)合不同土地利用的徑流中溶解態(tài)氮、磷濃度［14-15］，得到流域入湖的溶解態(tài)氮磷負(fù)荷(表1)。其中模擬得到的多年平均地表徑流量為1.126億m3，加上多年平均入湖的地下水量0.4億m3，則總?cè)肓髁考s為1.526億m3，與文獻(xiàn)［6］中的多年平均徑流量(1.473億m3)接近。

表1 1951—2010年邛海溶解態(tài)氮、磷負(fù)荷Table 1 The loadings of dissolved nitrogen and phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

據(jù)USLE方程〔式(6)〕，得到流域逐年土壤侵蝕量(土地利用數(shù)據(jù)取自地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)共享網(wǎng)http://www.geodata.cn［12］)。其中，流域土壤侵蝕模數(shù)多年均值為3642 t/km2。取邛海流域的TP富集比為1.46，TN 富集比為 1.68［24］，泥沙輸移比(SD)為0.28［25］。除去多年平均出湖的 55.6萬 t泥沙［17-19］，經(jīng)式(5)得到不同年份凈入湖的顆粒態(tài)氮磷負(fù)荷(表2)。入湖的非點(diǎn)源還包括湖面降水、降塵帶來的負(fù)荷和農(nóng)業(yè)施用肥料的流失［6，19］。

表2 1951—2010年邛海顆粒態(tài)氮、磷負(fù)荷Table 2 The loadings of particulate nitrogen and phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

邛海的生活點(diǎn)源主要來自流經(jīng)城鎮(zhèn)的納污河道和湖濱區(qū)生活污水以及旅游業(yè)排放［6，16］，工業(yè)點(diǎn)源負(fù)荷很小，西昌電池廠曾為流域內(nèi)唯一的工業(yè)污染源，已在1997年底治理完畢［26］，20世紀(jì)90年代至2000年曾在湖內(nèi)投放餌料養(yǎng)魚。經(jīng)以上各種途徑入湖的點(diǎn)源TP、TN負(fù)荷見表3。

綜合入湖的點(diǎn)源負(fù)荷和非點(diǎn)源負(fù)荷，得到歷年入湖TP、TN的總負(fù)荷(表4)。

表3 1951—2010年邛海入湖點(diǎn)源TP、TN負(fù)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的總負(fù)荷Table 4 The total loadings of total nitrogen and total phosphorus into Lake Qionghai from 1951 to 2010 t/a

邛海營養(yǎng)物負(fù)荷出湖的主要途徑為水產(chǎn)捕撈、湖內(nèi)抽水和河海出流［16］。邛海多年平均年抽水量為0.28億m3，每年抽水帶出的TP、TN分別約為0.22和10.3 t;海河多年平均出湖水量約為1.32億m3;水產(chǎn)捕撈帶出的負(fù)荷根據(jù)捕撈量及捕撈物體內(nèi)的 TP、TN 濃度計(jì)算［6，16，19］。

據(jù)式(11)和1997—2010年邛海水質(zhì)資料(監(jiān)測數(shù)據(jù))，得 TP 和 TN 的凈沉降速度 vs，TP和 vs，TN均值分別為 515.4 和 167.6 m/a。據(jù) vs，TP、vs，TN和邛海流域歷年入湖的總負(fù)荷(表4)，經(jīng)式(14)，得到邛海1951—1996年的營養(yǎng)物狀態(tài)如表5和圖1所示。

表5 1951—1996年邛海湖營養(yǎng)物濃度反演結(jié)果Table 5 The backward inference results of conditions of total nitrogen and total phosphorus in Lake Qionghai from 1951 to 1996 mg/L

從表5和圖1可以看出，20世紀(jì)90年代以前，TP和TN濃度保持相對(duì)穩(wěn)定，調(diào)研流域社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展歷史可知［6，16，19，26］，此時(shí)人類活動(dòng)對(duì)湖泊影響較小(20世紀(jì)90年代前，邛海無投放餌料的網(wǎng)箱養(yǎng)魚，直接進(jìn)入湖泊的營養(yǎng)物不多;90年代以后，邛海實(shí)行“封?！焙汀伴_?！保伴_?！睍r(shí)魚在短時(shí)間內(nèi)被大量捕撈，使“封?！逼陂g魚類很少，將湖內(nèi)的營養(yǎng)元素轉(zhuǎn)化為魚體組織的量相應(yīng)變少，90年代前，水體內(nèi)的大量營養(yǎng)元素可以通過魚類轉(zhuǎn)化而去除)，可以作為參照狀態(tài)。取逆推的1951—1990年的TP和TN濃度作為其參照狀態(tài)，則邛海TP和TN濃度的參照狀態(tài)分別為0.018和0.239 mg/L。

圖1 1951—2010年邛海歷年?duì)I養(yǎng)物狀態(tài)Fig.1 Conditions for total nitrogen and total phosphorus in Lake Qionghai from 1951 to 2010

3 結(jié)論

(1)邛海在20世紀(jì)90年代前，受人類活動(dòng)影響較小，水質(zhì)變化緩慢，以1951—1990年TP、TN的年均濃度作為其參照狀態(tài)，則邛海TP、TN濃度的參照狀態(tài)分別為0.018和0.239 mg/L。

(2)基于SCS和USLE的湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)推斷模型，所需資料較少，物理概念清晰，計(jì)算簡便，適合應(yīng)用于水文資料稀缺和受人類活動(dòng)影響較大湖泊參照狀態(tài)的推斷。

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