1.1研究意义 20世纪80年代开始,我国城市化和工业化进程加快,经济发展迅速,资源利用强度大,导致湖泊氮、磷营养盐严重富集,以太湖、滇池、巢湖三湖为代表的湖泊生态系统机构遭到破坏,功能紊乱,蓝藻水华频繁爆发,湖泊富营养化呈现快速发展的趋势。湖泊富营养化的成因及其复杂,其发生不仅与不适当的利用湖水、改造湖泊环境、江湖关系阻断、流域清水产流机制破坏、水生态循环受阻、土地利用加剧和快速工业化、城镇化等有关,而且与湖泊的水深、面积等湖泊自身特性以及湖泊所处的地理位置和气候等自然条件密切相关。湖泊富营养化的治理一直贯穿着湖泊富营养化演变的全过程,随着人们对湖泊富营养化认识的不断加深,湖泊富营养化的防治,由针对水体的治理技术逐步转变到全流域综合防控的轨道上来。当前对于湖泊富营养化控制已有较多研宄,但多集中于对现状的分析、成因的阐述和定性的控制方法上,缺乏合理的湖泊富营养化控制标准,缺乏控制措施下对湖泊未来状况可量化的预测评估,无法从控制尺度和目标可达性上给予决策者可靠的依据。 20世纪80年代开始,我国城市化和工业化进程加快,经济发展迅速,资源利用强度大,导致湖泊氮、磷营养盐严重富集,以太湖、滇池、巢湖三湖为代表的湖泊生态系统机构遭到破坏,功能紊乱,蓝藻水华频繁爆发,湖泊富营养化呈现快速发展的趋势。湖泊富营养化的成因及其复杂,其发生不仅与不适当的利用湖水、改造湖泊环境、江湖关系阻断、流域清水产流机制破坏、水生态循环受阻、土地利用加剧和快速工业化、城镇化等有关,而且与湖泊的水深、面积等湖泊自身特性以及湖泊所处的地理位置和气候等自然条件密切相关。湖泊富营养化的治理一直贯穿着湖泊富营养化演变的全过程,随着人们对湖泊富营养化认识的不断加深,湖泊富营养化的防治,由针对水体的治理技术逐步转变到全流域综合防控的轨道上来。当前对于湖泊富营养化控制已有较多研宄,但多集中于对现状的分析、成因的阐述和定性的控制方法上,缺乏合理的湖泊富营养化控制标准,缺乏控制措施下对湖泊未来状况可量化的预测评估,无法从控制尺度和目标可达性上给予决策者可靠的依据。 根据湖泊营养物来源的特点及输移变化规律,采用美国Ventana公司推出的系统动力学软件VensimDSS,建立湖泊水体之外流域之内的系统动力学模拟模型。建立流域社会经济、自然生态及营养物系统输移模拟模型。利用建立的系统动力学稱合模型对入湖营养物追根溯源,模拟符合再海生态系统良性循环的营养物削减方案的社会、经济、技术可行性。综合评价后给出未来最优削减方案。为湖泊富营养化控制和流域生态管理提供决策依据。
1.2国内外研究现状 1.2.1水体富营养化国内外研究现状 关于富营养化的危害,从上个世纪中后期受到重视,并开展大量研究。上世纪中后期,国际经济合作和发展组织开始在富营养方面的国际合作。一系列环境问题伴随工农业快速发展而产生,各学科对富营养化研究的深度和广度也逐渐加大⑴。 加拿大Vollenweider[2]认为是富营养化主要成因是适宜的温度,缓慢的水流流态,总憐、总氮等营养盐相对充足,他在富营养化机理研究方面取得了突出的成果。和田健旳研究表明总憐和总氮浓度比值介于1:12-1:13区间时,最适合藻类的繁殖。同时也有相关的研究表明:较低的水体氮磷浓度并非蓝藻水华形成的条件,而是藻类水华产生的影响。 不同水域自然条件存在较大差异,但水动力条件,温度和营养盐浓度被公认为是影响水体富营养化的主导因素。Levasseur等人研究营养盐的动力学输运特征,提出了浮游藻类生长所需的营养盐的原子比值,这些理论与加州大学Goldman等得到的结果类似[5],学术界广泛认可富营养化水体治理的有效途径是控制外源性营养盐输入。 DemaerD等人研究表明憐酸盐的具体赋存形式决定了其释放的难易程度。,Brouwer等人研究讨论了碳酸氢盐和硫酸盐的作用[”。Bateus人等模拟Veivatn湖底质,研究了底泥营养物释放机理[8]。陈德辉等人研宄表明磷增加是微囊藻水华爆发的充分不必要条件[9] ?当光强在2000-50001X时生长最佳,当光强在lOOOOlx时细胞生长完全停止。这些研究和探讨为揭示富营养化成因做出了一定贡献。
1.2.2湖泊水动力-水质模型国内外研究现状 水体富营养化模型,是指利用数学方程来描述水体系统中各个因素间相互作用,反映水体富营养化过程。Jorgensen提出了 Glusmo生态-动力学模型?,及美国的WASP模型等加拿大的Vollenweider提出了 Vollenweider模型和富营养化关系模型'…,用单一营养物磷来来预测水体营养状况的模型。之后又出现Ditoro模型。Simons等人[1?建立了冬季安大略湖二维环流模型。H. G. Ramming等人建立了安大略湖的水动力模型['7〕。Liggettatal等人建立风成流数学模型Endon等人开发了适合琵琶湖的水动力模型。Murthy等人设计了一种可以嵌套三种不同类型网格的网格系统,系统解决了不同尺度算法带来的计算困难。Casulli等人研究了二维浅水湖泊水动力学计算方法的特性。Hutter等人探讨了水动力方程组在不同情况下的适用范围[22〕。澳大利亚水科学中心对日本琵琶湖的水动力进行研究,并首次引入海洋水动力的研究模式[23]。
第二章模型介绍
2.1 DELFT-3D 模型 2.1.1模型基本原理 Delft3D由七个模块组成,这些模块功能独立且互相联系。本研宄运用Delft3D进行模拟分析,主要基于Delft3D以下特点和优势: (1)在国际上被广泛应用,具备强大的前处理、后处理功能。 (2)可以实现与Arcgis的无缝对接。 (3)模型釆用ADI (Alrernating Direction Implicit)计算方法,计算稳定性好、速度快。 (4)能够在计算区域内设置各种形式的内边界,更好的模拟大小兴凯湖之间的堤琐。应用正交曲线网格坐标,使计算区域更好的模拟兴凯湖的边界。 (5)大兴凯湖属于中俄界湖,边界采用水位调节的开边界,更准确的模拟兴凯湖的实际情况。
第三章研究区概况..............16 3.1本研究选取湖泊在全国分区中的位置..............16 3.2兴凯湖概况..............16 3.3洱海概况..............22 第四章SD模型和DELFT-3D模型在典型湖泊兴凯湖的应用..............28 4.1SD模型在兴凯湖流域的应用..............28 4.2DELFT-3D模型在兴凯湖流域的应用..............53 第五章SD模型在典型湖泊再海的应用..............61 5.1系统介绍..............61 5.2模型运行条件..............61 5.3模型的率定与验证..............62 5.4模型模拟结果与灵敏度分析..............62 5.5不同营养物削减方案的情景模拟..............64 5.6优化削减方案..............67
结论
模型模拟结果显示小兴凯湖、TP入湖量与湖内TN、TP浓度的变化速率有很好的同步性,一定程度上反映了小兴凯湖生态系统的生境敏感性,在惯性发展模式下小兴凯湖水质迅速恶化,5月和8月两个峰值区的模拟结果显示小兴凯湖面临严峻的藻类水华风险。大兴凯湖TN、TP相对于TN、TP入湖量的变化幅度有明显的时滞效应,相对于TN、TP入湖量的变化速率,大兴凯湖的TN、TP和Chla的浓度变化速率明显小于小兴凯湖,一方面是因为大兴凯湖主要承接来自于小兴凯湖的的营养物,小兴凯湖相对于大兴凯湖可以起到缓冲带的作用,另一方面原因是大兴凯湖水域面积很大,风浪较大,风生流产生的稀释作用明显。 大小兴凯湖在单因子惯性增长模式下的模拟结果显示,大小兴凯湖均表现出单纯增加TN比单纯增加TP对藻类的促进作用更显著,与2010年兴凯湖现场的NEB试验结果相吻合["〕。同样条件的TN入湖量下小兴凯湖表现出更显著的生态脆弱性,与初始值相比,Chla年平均浓度在2015年和2020年分别增加了 24. 33%和34. 38%.大兴凯湖分别增加了 15. 64%和 19. 13%。 目前国内尚没有研究者利用水动力-水质-水生态耦合模型对兴凯湖进行研宄,但在其他湖泊上已有相关模型的应用,陈无歧等;利用美国EPA的Aquatox模型对再海的营养物投入响应关系进行了模拟,重现了再海营养物的变化及藻类的演替规律。卢嘉等[?利用澳大利亚西澳大学的ELCOM-CAEDY三维生态动力学模型研究了淀山湖营养物投入响应关系。本研宄所用的DELFT-3D模型的ECO模块中有专门针对浮游植物的BU)OM次级模块,可通过设置三种不同的基本变量(N限制型、P限制型和E限制型)模拟藻类生物量和物种组成,但因为缺失相关监测数据,本研宄没有进行藻类生物量和组成的模拟,今后应补充相关数据,加入浮游植物模块,模拟藻类群落在变化环境条件下的生物量变化演替规律。为兴凯湖富营养化控制研宄提供更全面更准确的参考依据。 本研究主要基于外源性营养物对兴凯湖水环境的影响,虽然兴凯湖污染负荷主要是外源性输入,但兴凯湖作为一换水周期很长的湖泊,在无监测数据说明营养物沉积量大于释放量的前提下,不考虑兴凯湖底泥营养物释放的作用,是本文的不足之处。
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