基于模型反演確定邛海湖泊營養(yǎng)物的參照狀態(tài)

張禮兵，張展羽，霍守亮，趙言國，金菊良

1.河海大學(xué)水利水電學(xué)院，江蘇南京 210098

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

3.中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012

4.水利部淮委沂沭河水利管理局，山東臨沂 276004

5.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

基于模型反演確定邛海湖泊營養(yǎng)物的參照狀態(tài)

張禮兵1，2，張展羽1，霍守亮3，趙言國4，金菊良2，5*

1.河海大學(xué)水利水電學(xué)院，江蘇南京 210098

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

3.中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012

4.水利部淮委沂沭河水利管理局，山東臨沂 276004

5.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

湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照狀態(tài)的科學(xué)合理確定是營養(yǎng)物基準(zhǔn)制定的重要技術(shù)基礎(chǔ)之一。以四川邛海為例，將系統(tǒng)動力學(xué)模型耦合多種數(shù)學(xué)模型，對湖泊營養(yǎng)物的產(chǎn)生、分布及輸移進(jìn)行系統(tǒng)模擬，并結(jié)合系統(tǒng)反演方法獲得湖泊近幾十年不同水文條件下的各營養(yǎng)物濃度演化過程及湖泊富營養(yǎng)化水平。結(jié)果表明，經(jīng)過試驗(yàn)校準(zhǔn)的系統(tǒng)仿真模型能夠較真實(shí)地反映湖泊歷史富營養(yǎng)化變化過程，據(jù)此確定了湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照狀態(tài):TP濃度為0.008～0.015 mg/L;TN 濃度為0.286～0.323 mg/L;Chl-a濃度為2.140～4.211 μg/L;透明度(SD)為1.862～2.731 m。

邛海;營養(yǎng)物基準(zhǔn);參照狀態(tài);系統(tǒng)動力學(xué);仿真

湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)、標(biāo)準(zhǔn)是進(jìn)行湖泊富營養(yǎng)化有效控制和科學(xué)管理的重要支撐，對控制湖泊富營養(yǎng)化，恢復(fù)湖泊水生態(tài)系統(tǒng)健康等具有不可替代的作用［1-3］。霍守亮等［4］探討了各種方法對我國湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)制定中的借鑒意義;鄭丙輝等［5］采用頻數(shù)分析法研究了太湖營養(yǎng)物總氮、總磷及響應(yīng)指標(biāo)葉綠素a、塞氏深度(Secci depth，SD)基準(zhǔn)的參照狀態(tài);Huo等［6］結(jié)合云貴高原湖區(qū)古湖沼學(xué)重建的資料和歷史水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)進(jìn)行綜合分析，初步確定了云貴高原湖區(qū)營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照狀態(tài)的閾值。以上工作為我國湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照狀態(tài)的建立進(jìn)行了探索性研究，取得了豐富而有意義的成果。

眾所周知，對于某一生態(tài)分區(qū)的湖泊(如邛海)，其營養(yǎng)物的產(chǎn)生、輸移、轉(zhuǎn)化等一般是以湖泊-流域?yàn)榛A(chǔ)而構(gòu)成相對獨(dú)立、封閉的自然與社會復(fù)合大系統(tǒng)，因此，以湖泊-流域系統(tǒng)為單元對湖泊營養(yǎng)物進(jìn)行整體研究，能適應(yīng)河川、湖泊水資源的自然規(guī)律和流域社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展相互聯(lián)系的特點(diǎn)［7-9］，而目前我國在湖泊富營養(yǎng)化研究方面普遍缺乏整體性和系統(tǒng)性［10］。運(yùn)用系統(tǒng)動力學(xué)模型可以較好地模擬湖泊流域自有的因素整體性和相互關(guān)聯(lián)性，能從宏觀和微觀的角度描述湖泊營養(yǎng)物與流域生態(tài)、環(huán)境、資源、經(jīng)濟(jì)和社會之間的高階、非線性復(fù)雜關(guān)系［11-12］?；诖?，筆者以云貴高原湖區(qū)邛海為例，在湖泊-流域系統(tǒng)理論基礎(chǔ)上，針對高維、動態(tài)、非線性等復(fù)雜系統(tǒng)特征，基于系統(tǒng)動力學(xué)方法建立邛海湖泊-流域系統(tǒng)模擬模型，以揭示營養(yǎng)物在流域水文、生態(tài)、經(jīng)濟(jì)(人類活動)等過程中產(chǎn)生、分布及輸移過程，進(jìn)而描述營養(yǎng)物輸入-湖泊營養(yǎng)狀態(tài)動態(tài)響應(yīng)關(guān)系。同時(shí)，結(jié)合系統(tǒng)反演方法和富營養(yǎng)化綜合評價(jià)技術(shù)，推算邛海營養(yǎng)物基準(zhǔn)的參照狀態(tài)閾值，以期為區(qū)域營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照狀態(tài)確定提供一種新的途徑。

1 系統(tǒng)模型構(gòu)建

邛海，位于四川省涼山彝族自治州西昌市，古稱邛池，是四川省第二大湖泊，屬更新世早期斷陷湖，至今約180萬年。邛海湖形似蝸牛，頭在西北的海河出湖口一帶，湖盆為鍋底形，湖底泥是由暴雨徑流沖刷地表土入湖沉積所致，為紅棕色細(xì)泥，湖岸到湖心深度變化很大，水位變幅小，集水面積約 30 km2［13］。

1.1 流域自然生態(tài)系統(tǒng)模型

1.1.1 水資源與水環(huán)境子系統(tǒng)

邛海流域具有中亞熱帶高原山地氣候特點(diǎn)，流域的氣候和地形、地質(zhì)特征共同影響了水系的分布，使得溪溝密布、河溝比降大。流域的多年平均年徑流深為478.8 mm，多年平均年徑流量為1.473億m3。年徑流量集中于6—10月的江洪水期，暴雨形成洪峰較快，洪水持續(xù)過程多在6～12 h內(nèi)，洪水含沙量高，陡漲陡落，多呈單峰。邛海匯水河流北有干溝河，東有官壩河，南有鵝掌河，次一級的河流有青河、高滄河、踏溝河、龍溝河等。以上河流匯入邛海后，由海河排泄入安寧河。流域內(nèi)支溝、沖溝密布，長度大于1 km的支溝眾多，水系密度達(dá)0.68條/km2。邛海屬長江流域雅礱江水系，湖泊周長37.2 km，南北長10.3 km，東西最寬5.6 km，東西中部寬3.8 km，最大水深18.32 m，平均水深10.95 m。在正常蓄水位海拔1 510.30 m下，水量為2.891億m3，湖面面積為27.877 km2。多年平均湖面降水量2 650萬m3，湖泊補(bǔ)緞帶系數(shù)9.97，湖水滯留時(shí)間約 834 d［9，13］，如受到污染極難被恢復(fù)。邛海流域水資源子系統(tǒng)動力學(xué)模型流程如圖1所示。

1.1.2 土地資源子系統(tǒng)

森林是邛海流域陸地生態(tài)系統(tǒng)的主要形式。對邛海流域森林植被分布的文獻(xiàn)資料［13］分析可知，自20世紀(jì)40年代以來，邛海流域的植被覆蓋率總體處于增長態(tài)勢。在40年代，流域的森林覆蓋率僅為16.3%;經(jīng)過50年代的大規(guī)模造林，森林覆蓋率大幅增加;到60年代覆蓋率達(dá)到32.67%;2004年流域的森林覆蓋率達(dá)到37.8%，其中有林地覆蓋率為32.2%，灌木林覆蓋率為5.6%。但根據(jù)植被覆蓋度的計(jì)算，邛海流域的有林地覆蓋率相對較低。流域內(nèi)坡耕地占土地總面積的比例仍高達(dá)18.83%，陸地生態(tài)恢復(fù)和森林管護(hù)的力度仍需加大。水土流失是邛海流域重要的入湖污染源。邛海流域內(nèi)水土流失以水力侵蝕為主，流失的地類主要是坡耕地，分布在流域內(nèi)的山坡上和河流兩岸。由于地形地質(zhì)等自然條件和人為活動的影響，流域尤其是外圍山嶺區(qū)水土流失嚴(yán)重，流域水土流失面積達(dá)128.75 km2，占流域面積的45.51%，流域平均土壤侵蝕模數(shù)2 750.34 t/(km·a)，整體為中度侵蝕，土壤侵蝕量77.81萬t/a［9］。綜合邛海流域主要用地形式，建立土地資源子系統(tǒng)動力學(xué)模型流程(圖2)。

1.2 流域社會經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)模型

1.2.1 人口生活子系統(tǒng)

邛海流域轄西昌市西郊鄉(xiāng)、大箐鄉(xiāng)、海南鄉(xiāng)、大興鄉(xiāng)、川興鎮(zhèn)、高枧鄉(xiāng)及昭覺縣的普詩鄉(xiāng)和瑪增依烏鄉(xiāng)、喜德縣的東河鄉(xiāng)。根據(jù)2004年統(tǒng)計(jì)，流域總?cè)丝跒?4 153人，其中農(nóng)業(yè)人口占80.5%;西昌市轄區(qū)內(nèi)68 331人，占流域總?cè)丝诘?2.9%。流域人口分布的特點(diǎn)為農(nóng)業(yè)人口所占比例大，其中海南、大菁、大興、川興四個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)農(nóng)業(yè)人口比例達(dá)到90%以上，高枧鄉(xiāng)、東河鄉(xiāng)及昭覺縣兩個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)則100%為農(nóng)業(yè)人口［13］。人口數(shù)量和質(zhì)量直接影響著邛海流域的經(jīng)濟(jì)發(fā)展速度和規(guī)模、資源的消耗以及污染物的負(fù)荷和分布。

1.2.2 工業(yè)、旅游業(yè)及水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)子系統(tǒng)

邛海流域以農(nóng)業(yè)為主，總?cè)丝谥修r(nóng)業(yè)人口占較大比例，城鎮(zhèn)化水平比較低。但近年來第三產(chǎn)業(yè)發(fā)展迅速，城市化進(jìn)程加快，非農(nóng)業(yè)人口數(shù)量呈迅速上升趨勢。與農(nóng)業(yè)人口比例高的特點(diǎn)相一致，邛海流域亦以農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)為主。盡管工業(yè)總產(chǎn)值占社會總產(chǎn)值的47%，但主要分布在西郊，其余鄉(xiāng)鎮(zhèn)工業(yè)發(fā)展速度均很薄弱。在農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)中，農(nóng)牧比例大，漁業(yè)也占一定比例，林業(yè)所占比例較小。邛海湖盆區(qū)2004年的農(nóng)林牧漁業(yè)總產(chǎn)值為13 027萬元，其中，農(nóng)業(yè)占56.63%，畜牧業(yè)占32.45%，漁業(yè)占9.82%，林業(yè)占1.1%。邛海流域擁有邛海—瀘山風(fēng)景區(qū)以及螺髻山風(fēng)景區(qū)，加之特殊的氣候和民族特征，旅游資源豐富。旅游業(yè)也是邛海流域的重要經(jīng)濟(jì)來源，2004年旅游收入44 130萬元，比2003年增長13.5%［9，13］。對社會經(jīng)濟(jì)子系統(tǒng)的分析將為建立生態(tài)經(jīng)濟(jì)模型及制定生態(tài)系統(tǒng)管理措施提供基礎(chǔ)。

1.2.3 農(nóng)業(yè)生產(chǎn)子系統(tǒng)

流域經(jīng)濟(jì)子系統(tǒng)主要由農(nóng)業(yè)、工業(yè)和第三產(chǎn)業(yè)構(gòu)成。就農(nóng)業(yè)而言，在模型中需要考慮農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值的變化，以及土地利用類型變動、灌溉用水、農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)、農(nóng)業(yè)勞動力用量和農(nóng)業(yè)投資等變化情況。邛海流域的工業(yè)雖然不發(fā)達(dá)，在社會總產(chǎn)值中仍占有重要的份額，是拉動經(jīng)濟(jì)增長的關(guān)鍵因素。工業(yè)生產(chǎn)不但為整個(gè)流域帶來經(jīng)濟(jì)效益，安排勞動力就業(yè)，同時(shí)也會消耗大量的資源:如原材料、水資源、土地。盡管工業(yè)發(fā)展會排放相當(dāng)數(shù)量的污染物，根據(jù)地方規(guī)劃，污水將全部實(shí)現(xiàn)截流和外排，對邛海水質(zhì)的影響不大;但產(chǎn)生的固體廢物會占用大量的土地，對邛海流域水系造成污染，在模型中需加以考慮。邛海流域的第三產(chǎn)業(yè)發(fā)展迅速，但發(fā)展同時(shí)帶來一系列環(huán)境問題，如大量的旅游人口進(jìn)入，會增加對水、食品、能源的需求量，同時(shí)增大污水、生活垃圾的排放量，需在模型中加以反映。

1.3 湖泊營養(yǎng)物子系統(tǒng)模型

根據(jù)實(shí)地調(diào)研，將生活污水、農(nóng)業(yè)面源、水土流失和大氣沉降作為邛海的入湖污染物負(fù)荷源納入模型中，將河道輸出、漁業(yè)和水生植物收獲及水資源開發(fā)作為污染物的輸出。根據(jù)實(shí)地調(diào)研，將生活污水、農(nóng)業(yè)面源、水土流失和大氣沉降作為邛海的入湖磷負(fù)荷源，而將河道輸出、漁業(yè)和水生植物收獲以及水資源開發(fā)作為湖泊磷的輸出(圖3)。

圖3 邛海湖泊水體營養(yǎng)物子系統(tǒng)動力學(xué)模型流程Fig.3 The system dynamics flow chart for nutrient sub-system in water of Lake Qionghai

由于邛海流域內(nèi)人口密度低，且農(nóng)村人口居住分散，農(nóng)村生活污水通常被直接潑灑于地上或者是以廢水形式進(jìn)入沼氣池中，人畜糞便和固體廢物也多用于堆肥，而沼渣和堆肥又以農(nóng)家肥的形式進(jìn)入農(nóng)田。根據(jù)實(shí)地調(diào)研和相關(guān)研究結(jié)果，在本研究中假定人類和牲畜糞便全部被用于農(nóng)田。由于邛海流域內(nèi)的河道生態(tài)破壞很嚴(yán)重，在雨季徑流量大且集中，加劇了水土流失和泥石流的發(fā)生，因此不考慮河道對污染物的去除能力;同時(shí)，由于地下水對邛海的補(bǔ)給量僅占總?cè)牒康?.14%，且地下水中的磷濃度較低，因此地下水的磷輸入未加考慮。農(nóng)田面源污染主要是考慮農(nóng)田灌溉退水時(shí)的磷流失，雨季農(nóng)田的磷流失納入水土流失中考慮，反映出了溶解態(tài)磷(DP)。此外，每年尚有488.80 t的吸附態(tài)磷(PP)在雨季時(shí)進(jìn)入邛海［9］。

2 模型參數(shù)率定及優(yōu)化

參數(shù)的率定是模型建立的關(guān)鍵，關(guān)系到模型模擬結(jié)果的可靠性和實(shí)用性。根據(jù)流域及湖泊各要素的歷史監(jiān)測和相關(guān)研究對象，對參數(shù)進(jìn)行估計(jì)和率定。

由于缺乏長期的監(jiān)測資料，尤其是入湖河流水量水質(zhì)，湖泊水生態(tài)如水生動植物、魚類等，從而使得相關(guān)子系統(tǒng)的模擬和驗(yàn)證數(shù)據(jù)缺乏，在一定程度上影響模型的擬合精度，改進(jìn)的方法是對現(xiàn)有數(shù)據(jù)利用插值補(bǔ)充，或是建立數(shù)學(xué)模型進(jìn)行延長等方法來增加數(shù)據(jù)信息量。根據(jù)靈敏度分析和系統(tǒng)適宜性檢驗(yàn)，在參數(shù)率定時(shí)重點(diǎn)關(guān)注靈敏度高的參數(shù)設(shè)定。

限于資料，僅以2003—2009年邛海TP和 TN濃度的實(shí)測數(shù)據(jù)作為模型校準(zhǔn)的樣本［9］。模型計(jì)算值與邛海水質(zhì)實(shí)測值的擬合結(jié)果見圖4。

圖4 邛海水體主要營養(yǎng)物年均濃度擬合結(jié)果Fig.4 The calibration results of the annual concentrations of main nutriments in water of Lake Qionghai

由圖4可見，邛海TP的擬合情況尚可，除2003年和2008年的偏差較大外，其他數(shù)據(jù)精度基本令人滿意。TN濃度的模型計(jì)算值與實(shí)測值偏差較大，這與其極不穩(wěn)定性和季節(jié)變化較大有關(guān)，但基本可用于系統(tǒng)宏觀性模擬與分析。以上結(jié)果說明該模型通過邛海湖泊-流域的系統(tǒng)模擬，結(jié)果對主要營養(yǎng)物具有較好的仿真效果，可以用于邛海流域湖泊自然生態(tài)社會經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)中對營養(yǎng)物的發(fā)展變化進(jìn)行模擬、反演分析計(jì)算。

3 系統(tǒng)模型應(yīng)用

根據(jù)湖泊水質(zhì)模型和歷年流域營養(yǎng)物入湖量、徑流量、取水量等數(shù)據(jù)資料，結(jié)合湖泊流域生態(tài)健康性綜合評價(jià)，反推出受人類活動影響較小時(shí)的湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)。根據(jù)分析計(jì)算結(jié)果判斷湖泊水體營養(yǎng)物狀態(tài)受人類影響相對較小的年份，最終以該年份的營養(yǎng)物狀態(tài)近似視為湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)。

3.1 基準(zhǔn)年主要驅(qū)動因子反演

在以上構(gòu)建的邛海湖泊-流域自然生態(tài)及社會經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)模擬模型的基礎(chǔ)上，針對營養(yǎng)物濃度的主要驅(qū)動因子建立數(shù)學(xué)模型，反演其歷史變化過程，將其代入系統(tǒng)動力學(xué)模型中，同時(shí)代入湖泊水文、氣象等數(shù)據(jù)資料，反推出20世紀(jì)50年代初邛海受人類活動影響較小時(shí)的湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)。

圖5 邛海水體營養(yǎng)物部分驅(qū)動因子反演結(jié)果Fig.5 The retrieval results of partial driving factors of water nutriments in Lake Qionghai

邛海水體營養(yǎng)物部分驅(qū)動因子以及流域總?cè)丝凇⒘饔蜣r(nóng)業(yè)人口等反演結(jié)果見圖5。由圖5可見，流域農(nóng)業(yè)人口數(shù)占流域總?cè)丝诘谋壤艽?，即邛海城?zhèn)化率始終不到8%。同時(shí)由圖5可知，工業(yè)GDP從20世紀(jì)80年代開始才有較高速的增長，但占流域國民生產(chǎn)總值最高才達(dá)到20%，而旅游人次則是從1985年才漸成規(guī)模，以后逐年顯著增長。以上流域營養(yǎng)物主要驅(qū)動的這一特性直接影響到邛海流域營養(yǎng)物來源的性質(zhì)，邛海流域(以TP為例)營養(yǎng)物來源中面源占有絕對比例，即使點(diǎn)源從1995進(jìn)入高增長以來，其占總來源最高約為20%，遠(yuǎn)低于流域面源排放值，這也符合歷史實(shí)際估算情況。另外，在點(diǎn)源負(fù)荷中，城市生產(chǎn)生活排放TP大都通過海河直接排走，對湖泊水體污染影響有限。

3.2 基準(zhǔn)年反演結(jié)果分析

3.2.1 不同年份湖泊營養(yǎng)物濃度計(jì)算

在模擬模型校準(zhǔn)驗(yàn)證合理的情況下，基于系統(tǒng)反演模擬以邛海流域湖泊的流域人口、土地利用、工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等作為輸入，重點(diǎn)分析計(jì)算在不同水文氣象條件下(1951—2009年來水情況)［14］湖泊營養(yǎng)物的濃度年均值，如圖6所示。

圖6 邛海水體TP、TN年均濃度反演結(jié)果Fig.6 The retrieval results for annual average concentration of TP and TN in water of Lake Qionghai

由圖6可見，邛海流域基本以20世紀(jì)80年代初期為明顯分界，1951—1980年TN和TP濃度基本處于較低且平穩(wěn)的水平，而1980年以后呈明顯上升趨勢。

3.2.2 湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照年及參照狀態(tài)濃度的確定

為了判斷邛海湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)參照狀態(tài)，需根據(jù)水體營養(yǎng)化狀況進(jìn)行綜合分析與評價(jià)，確定出參照狀態(tài)基準(zhǔn)年?，F(xiàn)在常用的湖泊富營養(yǎng)化評價(jià)方法主要有:營養(yǎng)度指數(shù)(TSI)法、改進(jìn)營養(yǎng)度指數(shù)(TSM)法、綜合營養(yǎng)指數(shù)(TLI)法及評分法等，考慮到綜合營養(yǎng)指數(shù)法簡便易行、主觀影響小，選取綜合營養(yǎng)指數(shù)法進(jìn)行湖泊營養(yǎng)化綜合評價(jià)。代入模型計(jì)算得湖泊綜合營養(yǎng)指數(shù)的歷史反演結(jié)果(圖7)。

由圖7可見，該湖泊綜合營養(yǎng)指數(shù)以20世紀(jì)80年代為界分為兩個(gè)階段:1980年以前湖泊基本處于貧營養(yǎng)狀況(TLI＜30)，水質(zhì)尚好;1980年以后進(jìn)入中營養(yǎng)水平，且逐年有上升趨勢，直至近幾年綜合營養(yǎng)指數(shù)甚至超過35。這主要是由于流域內(nèi)人類社會經(jīng)濟(jì)活動從20世紀(jì)80年代中期開始逐年增加，如農(nóng)業(yè)化肥施肥量的增加、湖泊水產(chǎn)的規(guī)?；B(yǎng)殖等，使邛海湖泊營養(yǎng)物又有一定幅度的突增，這從反演結(jié)果中也有明顯體現(xiàn)。

圖7 邛海湖泊綜合營養(yǎng)指數(shù)歷史反演結(jié)果Fig.7 The historical retrieval results of the integrated nutritional index of Lake Qionghai

綜合考慮邛海作為內(nèi)流型湖泊以及流域內(nèi)人類社會經(jīng)濟(jì)適度發(fā)展需要，判定該湖泊20世紀(jì)50年代初期為基準(zhǔn)參照狀態(tài)階段，并以該階段各營養(yǎng)物濃度確定為邛海營養(yǎng)物參照狀態(tài)值。將流域歷年水文徑流系列代入模擬模型獲得各營養(yǎng)物相應(yīng)的濃度計(jì)算值，并對其進(jìn)行頻率分布分析，配頻結(jié)果如圖8所示。

圖8 基準(zhǔn)參照年不同水文年下TP年均濃度配頻計(jì)算結(jié)果Fig.8 The frequency analysis results of annual concentrations of TP under different hydrologic conditions

4 結(jié)論

基于湖泊-流域整體理論對邛海及其流域進(jìn)行關(guān)聯(lián)識別，建立了湖泊-流域整體的自然生態(tài)社會經(jīng)濟(jì)大系統(tǒng)。通過系統(tǒng)模擬與反演推算出該湖泊綜合營養(yǎng)指數(shù)在1980年以后進(jìn)入中營養(yǎng)水平，且有逐年上升趨勢，至2009年綜合營養(yǎng)指數(shù)已超過35。結(jié)合邛海流域社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展?fàn)顩r分析，這主要是由于流域內(nèi)活動從20世紀(jì)80年代中期開始逐年增加，如農(nóng)業(yè)化肥施肥量的增加、湖泊水產(chǎn)養(yǎng)殖規(guī)?；取Ａ硗?，由于城市工業(yè)生產(chǎn)及城市人口生活廢水基本直接通過海河排出而不進(jìn)入湖泊，因此邛海入湖的點(diǎn)源營養(yǎng)物增加幅度不明顯。

基于以上分析，判斷該湖泊20世紀(jì)50年代初期為基準(zhǔn)參照狀態(tài)階段，并以該階段各營養(yǎng)物濃度確定為邛海營養(yǎng)物參照狀態(tài)值。建議取1951年為參照狀態(tài)年，則基于該模型由歷史反演獲得的結(jié)果，各營養(yǎng)物參照狀態(tài):TP濃度為0.008～0.015 mg/L;TN濃度為0.286～0.323 mg/L;Chl-a濃度為2.140～4.211 μg/L;透明度(SD)為1.862～2.731 m。

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Establishing Nutrient Criteria Reference Conditions Based on Model Retrieval for Lake Qionghai

ZHANG Li-bing1，2，ZHANG Zhan-yu1，HUO Shou-liang3，ZHAO Yan-guo4，JIN Ju-liang2，5
1.School of Hydropower Engineering，Hohai University，Nanjing 210098，China
2.School of Civil Engineering，Hefei University of Technology，Hefei 230009，China
3.Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China
4.Water Resource Bureau of Yishu River，Huaihe River Commission of Ministry of Water Resources，Linyi 276004，China
5.Systems Engineering Research Institute for Water Resources and Environment，Hefei University of Technology，Hefei 230009，China

Establishing lake nutrient reference conditions scientifically and reasonably is one of essential technical foundations for nutrient criteria determination. A system dynamics-based method， combined with several mathematical models，was undertaken to simulate the nutrient sources，distribution and movement in Lake Qionghai，Sichuan Province.The evolution process of nutrient concentrations and eutrophication levels in the past decades under different hydrological conditions was modeled by a system retrieval method.The results showed that the system simulation model calibrated by experiments was capable of describing the historical changes of lake eutrophication.Accordingly，this new method identified the reference total phosphorus values of 0.008-0.015 mg/L，reference total nitrogen values of 0.286-0.323 mg/L，reference chlorophyll-a values of 2.140-4.211 μg/L，and reference Secci depth values of 1.862-2.731 m for Lake Qionghai.

Lake Qionghai;nutrient criteria;reference conditions;system dynamics;simulation

X524

A

10.3969/j.issn.1674-991X.2012.03.029

1674-991X(2012)03-0193-07

2011-12-21

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2009ZX07106-001);國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51079037)

張禮兵(1972—)，男，副教授，博士后，主要從事水資源與水環(huán)境系統(tǒng)工程研究，zhanglibing777@163.com

*責(zé)任作者:金菊良(1966—)，男，教授，博導(dǎo)，主要從事水資源系統(tǒng)工程研究，jinjl66@126.com