基于模型反演確定邛海湖泊營養物的參照狀態

張禮兵，張展羽，霍守亮，趙言國，金菊良

1.河海大學水利水電學院，江蘇南京 210098

2.合肥工業大學土木與水利工程學院，安徽合肥 230009

3.中國環境科學研究院，北京 100012

4.水利部淮委沂沭河水利管理局，山東臨沂 276004

5.合肥工業大學水資源與環境系統工程研究所，安徽合肥 230009

基于模型反演確定邛海湖泊營養物的參照狀態

張禮兵1，2，張展羽1，霍守亮3，趙言國4，金菊良2，5*

1.河海大學水利水電學院，江蘇南京 210098

2.合肥工業大學土木與水利工程學院，安徽合肥 230009

3.中國環境科學研究院，北京 100012

4.水利部淮委沂沭河水利管理局，山東臨沂 276004

5.合肥工業大學水資源與環境系統工程研究所，安徽合肥 230009

湖泊營養物基準參照狀態的科學合理確定是營養物基準制定的重要技術基礎之一。以四川邛海為例，將系統動力學模型耦合多種數學模型，對湖泊營養物的產生、分布及輸移進行系統模擬，并結合系統反演方法獲得湖泊近幾十年不同水文條件下的各營養物濃度演化過程及湖泊富營養化水平。結果表明，經過試驗校準的系統仿真模型能夠較真實地反映湖泊歷史富營養化變化過程，據此確定了湖泊營養物基準參照狀態: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;營養物基準;參照狀態;系統動力學;仿真

湖泊營養物基準、標準是進行湖泊富營養化有效控制和科學管理的重要支撐，對控制湖泊富營養化，恢復湖泊水生態系統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物基準制定中的借鑒意義;鄭丙輝等［5］采用頻數分析法研究了太湖營養物總氮、總磷及響應指標葉綠素a、塞氏深度(Secci depth，SD)基準的參照狀態;Huo等［6］結合云貴高原湖區古湖沼學重建的資料和歷史水質監測數據進行綜合分析，初步確定了云貴高原湖區營養物基準參照狀態的閾值。以上工作為我國湖泊營養物基準參照狀態的建立進行了探索性研究，取得了豐富而有意義的成果。

眾所周知，對于某一生態分區的湖泊(如邛海)，其營養物的產生、輸移、轉化等一般是以湖泊-流域為基礎而構成相對獨立、封閉的自然與社會復合大系統，因此，以湖泊-流域系統為單元對湖泊營養物進行整體研究，能適應河川、湖泊水資源的自然規律和流域社會經濟發展相互聯系的特點［7-9］，而目前我國在湖泊富營養化研究方面普遍缺乏整體性和系統性［10］。運用系統動力學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聯性，能從宏觀和微觀的角度描述湖泊營養物與流域生態、環境、資源、經濟和社會之間的高階、非線性復雜關系［11-12］。基于此，筆者以云貴高原湖區邛海為例，在湖泊-流域系統理論基礎上，針對高維、動態、非線性等復雜系統特征，基于系統動力學方法建立邛海湖泊-流域系統模擬模型，以揭示營養物在流域水文、生態、經濟(人類活動)等過程中產生、分布及輸移過程，進而描述營養物輸入-湖泊營養狀態動態響應關系。同時，結合系統反演方法和富營養化綜合評價技術，推算邛海營養物基準的參照狀態閾值，以期為區域營養物基準參照狀態確定提供一種新的途徑。

1 系統模型構建

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 流域自然生態系統模型

1.1.1 水資源與水環境子系統

邛海流域具有中亞熱帶高原山地氣候特點，流域的氣候和地形、地質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，洪水持續過程多在6～12 h內，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。流域內支溝、沖溝密布，長度大于1 km的支溝眾多，水系密度達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，湖泊補緞帶系數9.97，湖水滯留時間約 834 d［9，13］，如受到污染極難被恢復。邛海流域水資源子系統動力學模型流程如圖1所示。

1.1.2 土地資源子系統

森林是邛海流域陸地生態系統的主要形式。對邛海流域森林植被分布的文獻資料［13］分析可知，自20世紀40年代以來，邛海流域的植被覆蓋率總體處于增長態勢。在40年代，流域的森林覆蓋率僅為16.3%;經過50年代的大規模造林，森林覆蓋率大幅增加;到60年代覆蓋率達到32.67%;2004年流域的森林覆蓋率達到37.8%，其中有林地覆蓋率為32.2%，灌木林覆蓋率為5.6%。但根據植被覆蓋度的計算，邛海流域的有林地覆蓋率相對較低。流域內坡耕地占土地總面積的比例仍高達18.83%，陸地生態恢復和森林管護的力度仍需加大。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，分布在流域內的山坡上和河流兩岸。由于地形地質等自然條件和人為活動的影響，流域尤其是外圍山嶺區水土流失嚴重，流域水土流失面積達128.75 km2，占流域面積的45.51%，流域平均土壤侵蝕模數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動力學模型流程(圖2)。

1.2 流域社會經濟系統模型

1.2.1 人口生活子系統

邛海流域轄西昌市西郊鄉、大箐鄉、海南鄉、大興鄉、川興鎮、高枧鄉及昭覺縣的普詩鄉和瑪增依烏鄉、喜德縣的東河鄉。根據2004年統計，流域總人口為84 153人，其中農業人口占80.5%;西昌市轄區內68 331人，占流域總人口的92.9%。流域人口分布的特點為農業人口所占比例大，其中海南、大菁、大興、川興四個鄉鎮農業人口比例達到90%以上，高枧鄉、東河鄉及昭覺縣兩個鄉鎮則100%為農業人口［13］。人口數量和質量直接影響著邛海流域的經濟發展速度和規模、資源的消耗以及污染物的負荷和分布。

1.2.2 工業、旅游業及水產養殖業子系統

邛海流域以農業為主，總人口中農業人口占較大比例，城鎮化水平比較低。但近年來第三產業發展迅速，城市化進程加快，非農業人口數量呈迅速上升趨勢。與農業人口比例高的特點相一致，邛海流域亦以農業經濟為主。盡管工業總產值占社會總產值的47%，但主要分布在西郊，其余鄉鎮工業發展速度均很薄弱。在農業經濟中，農牧比例大，漁業也占一定比例，林業所占比例較小。邛海湖盆區2004年的農林牧漁業總產值為13 027萬元，其中，農業占56.63%，畜牧業占32.45%，漁業占9.82%，林業占1.1%。邛海流域擁有邛海—瀘山風景區以及螺髻山風景區，加之特殊的氣候和民族特征，旅游資源豐富。旅游業也是邛海流域的重要經濟來源，2004年旅游收入44 130萬元，比2003年增長13.5%［9，13］。對社會經濟子系統的分析將為建立生態經濟模型及制定生態系統管理措施提供基礎。

1.2.3 農業生產子系統

流域經濟子系統主要由農業、工業和第三產業構成。就農業而言，在模型中需要考慮農業總產值的變化，以及土地利用類型變動、灌溉用水、農業產業結構、農業勞動力用量和農業投資等變化情況。邛海流域的工業雖然不發達，在社會總產值中仍占有重要的份額，是拉動經濟增長的關鍵因素。工業生產不但為整個流域帶來經濟效益，安排勞動力就業，同時也會消耗大量的資源:如原材料、水資源、土地。盡管工業發展會排放相當數量的污染物，根據地方規劃，污水將全部實現截流和外排，對邛海水質的影響不大;但產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。邛海流域的第三產業發展迅速，但發展同時帶來一系列環境問題，如大量的旅游人口進入，會增加對水、食品、能源的需求量，同時增大污水、生活垃圾的排放量，需在模型中加以反映。

1.3 湖泊營養物子系統模型

根據實地調研，將生活污水、農業面源、水土流失和大氣沉降作為邛海的入湖污染物負荷源納入模型中，將河道輸出、漁業和水生植物收獲及水資源開發作為污染物的輸出。根據實地調研，將生活污水、農業面源、水土流失和大氣沉降作為邛海的入湖磷負荷源，而將河道輸出、漁業和水生植物收獲以及水資源開發作為湖泊磷的輸出(圖3)。

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

由于邛海流域內人口密度低，且農村人口居住分散，農村生活污水通常被直接潑灑于地上或者是以廢水形式進入沼氣池中，人畜糞便和固體廢物也多用于堆肥，而沼渣和堆肥又以農家肥的形式進入農田。根據實地調研和相關研究結果，在本研究中假定人類和牲畜糞便全部被用于農田。由于邛海流域內的河道生態破壞很嚴重，在雨季徑流量大且集中，加劇了水土流失和泥石流的發生，因此不考慮河道對污染物的去除能力;同時，由于地下水對邛海的補給量僅占總入湖水量的3.14%，且地下水中的磷濃度較低，因此地下水的磷輸入未加考慮。農田面源污染主要是考慮農田灌溉退水時的磷流失，雨季農田的磷流失納入水土流失中考慮，反映出了溶解態磷(DP)。此外，每年尚有488.80 t的吸附態磷(PP)在雨季時進入邛海［9］。

2 模型參數率定及優化

參數的率定是模型建立的關鍵，關系到模型模擬結果的可靠性和實用性。根據流域及湖泊各要素的歷史監測和相關研究對象，對參數進行估計和率定。

由于缺乏長期的監測資料，尤其是入湖河流水量水質，湖泊水生態如水生動植物、魚類等，從而使得相關子系統的模擬和驗證數據缺乏，在一定程度上影響模型的擬合精度，改進的方法是對現有數據利用插值補充，或是建立數學模型進行延長等方法來增加數據信息量。根據靈敏度分析和系統適宜性檢驗，在參數率定時重點關注靈敏度高的參數設定。

限于資料，僅以2003—2009年邛海TP和 TN濃度的實測數據作為模型校準的樣本［9］。模型計算值與邛海水質實測值的擬合結果見圖4。

圖4 邛海水體主要營養物年均濃度擬合結果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，其他數據精度基本令人滿意。TN濃度的模型計算值與實測值偏差較大，這與其極不穩定性和季節變化較大有關，但基本可用于系統宏觀性模擬與分析。以上結果說明該模型通過邛海湖泊-流域的系統模擬，結果對主要營養物具有較好的仿真效果，可以用于邛海流域湖泊自然生態社會經濟系統中對營養物的發展變化進行模擬、反演分析計算。

3 系統模型應用

根據湖泊水質模型和歷年流域營養物入湖量、徑流量、取水量等數據資料，結合湖泊流域生態健康性綜合評價，反推出受人類活動影響較小時的湖泊營養物參照狀態。根據分析計算結果判斷湖泊水體營養物狀態受人類影響相對較小的年份，最終以該年份的營養物狀態近似視為湖泊營養物參照狀態。

3.1 基準年主要驅動因子反演

在以上構建的邛海湖泊-流域自然生態及社會經濟系統模擬模型的基礎上，針對營養物濃度的主要驅動因子建立數學模型，反演其歷史變化過程，將其代入系統動力學模型中，同時代入湖泊水文、氣象等數據資料，反推出20世紀50年代初邛海受人類活動影響較小時的湖泊營養物參照狀態。

圖5 邛海水體營養物部分驅動因子反演結果Fig.5 The retrieval results of partial driving factors of water nutriments in Lake Qionghai

邛海水體營養物部分驅動因子以及流域總人口、流域農業人口等反演結果見圖5。由圖5可見，流域農業人口數占流域總人口的比例很大，即邛海城鎮化率始終不到8%。同時由圖5可知，工業GDP從20世紀80年代開始才有較高速的增長，但占流域國民生產總值最高才達到20%，而旅游人次則是從1985年才漸成規模，以后逐年顯著增長。以上流域營養物主要驅動的這一特性直接影響到邛海流域營養物來源的性質，邛海流域(以TP為例)營養物來源中面源占有絕對比例，即使點源從1995進入高增長以來，其占總來源最高約為20%，遠低于流域面源排放值，這也符合歷史實際估算情況。另外，在點源負荷中，城市生產生活排放TP大都通過海河直接排走，對湖泊水體污染影響有限。

3.2 基準年反演結果分析

3.2.1 不同年份湖泊營養物濃度計算

在模擬模型校準驗證合理的情況下，基于系統反演模擬以邛海流域湖泊的流域人口、土地利用、工農業生產等作為輸入，重點分析計算在不同水文氣象條件下(1951—2009年來水情況)［14］湖泊營養物的濃度年均值，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的水平，而1980年以后呈明顯上升趨勢。

3.2.2 湖泊營養物基準參照年及參照狀態濃度的確定

為了判斷邛海湖泊營養物基準參照狀態，需根據水體營養化狀況進行綜合分析與評價，確定出參照狀態基準年。現在常用的湖泊富營養化評價方法主要有:營養度指數(TSI)法、改進營養度指數(TSM)法、綜合營養指數(TLI)法及評分法等，考慮到綜合營養指數法簡便易行、主觀影響小，選取綜合營養指數法進行湖泊營養化綜合評價。代入模型計算得湖泊綜合營養指數的歷史反演結果(圖7)。

由圖7可見，該湖泊綜合營養指數以20世紀80年代為界分為兩個階段:1980年以前湖泊基本處于貧營養狀況(TLI＜30)，水質尚好;1980年以后進入中營養水平，且逐年有上升趨勢，直至近幾年綜合營養指數甚至超過35。這主要是由于流域內人類社會經濟活動從20世紀80年代中期開始逐年增加，如農業化肥施肥量的增加、湖泊水產的規模化養殖等，使邛海湖泊營養物又有一定幅度的突增，這從反演結果中也有明顯體現。

圖7 邛海湖泊綜合營養指數歷史反演結果Fig.7 The historical retrieval results of the integrated nutritional index of Lake Qionghai

綜合考慮邛海作為內流型湖泊以及流域內人類社會經濟適度發展需要，判定該湖泊20世紀50年代初期為基準參照狀態階段，并以該階段各營養物濃度確定為邛海營養物參照狀態值。將流域歷年水文徑流系列代入模擬模型獲得各營養物相應的濃度計算值，并對其進行頻率分布分析，配頻結果如圖8所示。

圖8 基準參照年不同水文年下TP年均濃度配頻計算結果Fig.8 The frequency analysis results of annual concentrations of TP under different hydrologic conditions

4 結論

基于湖泊-流域整體理論對邛海及其流域進行關聯識別，建立了湖泊-流域整體的自然生態社會經濟大系統。通過系統模擬與反演推算出該湖泊綜合營養指數在1980年以后進入中營養水平，且有逐年上升趨勢，至2009年綜合營養指數已超過35。結合邛海流域社會經濟發展狀況分析，這主要是由于流域內活動從20世紀80年代中期開始逐年增加，如農業化肥施肥量的增加、湖泊水產養殖規模化等。另外，由于城市工業生產及城市人口生活廢水基本直接通過海河排出而不進入湖泊，因此邛海入湖的點源營養物增加幅度不明顯。

基于以上分析，判斷該湖泊20世紀50年代初期為基準參照狀態階段，并以該階段各營養物濃度確定為邛海營養物參照狀態值。建議取1951年為參照狀態年，則基于該模型由歷史反演獲得的結果，各營養物參照狀態: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。

［1］孟偉，王麗婧，鄭丙輝，等.河口區營養物基準制定方法［J］.生態學報，2008，28(10):5133-5140.

［2］夏青，陳艷卿，劉憲兵.水質基準與水質標準［M］.北京:中國標準出版社，2004:1-32.

［3］GIBSON G，CARLSON R，SIMPSON J.Nutrient criteria technical guidance manual:lakes and reservoirs(EPA-822-B-00-001)［R］.Washington DC:Unites States Environment Protection Agency，2000:12-67.

［4］霍守亮，陳奇，席北斗，等.湖泊營養物基準的制定方法研究進展［J］.生態環境學報，2009，18(2):743-748.

［5］鄭丙輝，許秋瑾，周保華，等.水體營養物及其響應指標基準制定過程中建立參照狀態的方法:以典型淺水湖泊太湖為例［J］.湖泊科學，2009，21(1):21-26.

［6］HUO S L，ZAN F Y，XI B D，et al.Determining reference conditions for nutrients，chlorophyll a and secchi depth in Yungui Plateau Ecoregion Lakes，China［J/OL］.Water and Environ J，doi:10.1111/j.1747-6593.2011.00292.x.

［7］GAISER T，RAUMER P A，SCHWARZ H G，et al.Development of a regional model for integrated management of water resources at the basin scale［J］.Physics and Chemistry of the Earth，2008，33(1/2):175-182.

［8］CHOU W S，LEE T C，LIN J Y，et al.Phosphorus load reduction goals for Feitsui Reservoir Watershed，Taiwan［J］.Environ Monit Assess，2007，131:395-408.

［9］劉永，郭懷成.湖泊-流域生態系統管理研究［M］.北京:科學出版社，2008:1-258.

［10］張禮兵，金菊良，周玉良，等.大型湖泊非點源污染負荷預測及控制研究［C］//煙臺:2008年中國控制與決策學術年會，2008:5000-5004.

［11］王其藩.系統動力學［M］.上海:上海科技出版社，1996:1-236.

［12］張波，王橋，李順，等.基于系統動力學模型的松花江水污染事故水質模擬［J］.中國環境科學，2007，27(6):811-815.

［13］百度百科.邛海［EB/OL］.［2011-11-09］.http://baike.baidu.com/view/68922.htm.

［14］中國氣象局，國家氣象信息中心.中國氣象科學數據共享服務網［EB/OL］.［2011-11-09］.http://cdc.cma.gov.cn/.

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(2009ZX07106-001);國家自然科學基金項目(51079037)

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

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