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PhosFate 水土面源污染調(diào)查及動(dòng)態(tài)測評系統(tǒng)

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詳細(xì)介紹

1引言
密集農(nóng)業(yè)活動(dòng)和管理不善的土壤耕作造成的土壤侵蝕和面源污染營養(yǎng)鹽負(fù)荷導(dǎo)致水生生境和沿岸植被退化（魚類產(chǎn)卵區(qū)域、底部動(dòng)物），水庫庫容迅速喪失及其使用壽命的縮短，養(yǎng)分微粒和有毒物質(zhì)的輸移導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化、中毒和渾濁。
流域管理急需流域尺度的近似估算法和模型模擬，并且，能采用實(shí)時(shí)調(diào)查的土壤侵蝕及庫區(qū)淤積污染數(shù)據(jù)與模型計(jì)算結(jié)果比照，從而確定模型能夠用于無測站流域面源污染的測評，并動(dòng)態(tài)模擬關(guān)鍵污染源采用調(diào)控措施后，污染變化情況。

2 系統(tǒng)的應(yīng)用
水土面源污染調(diào)查及動(dòng)態(tài)測評系統(tǒng)通過確定總負(fù)荷中點(diǎn)源/非點(diǎn)源比率，采用模型計(jì)算與實(shí)地面源污染調(diào)查比照，識(shí)別流域內(nèi)面源污染貢獻(xiàn)的關(guān)鍵點(diǎn)來協(xié)助制定流域管理戰(zhàn)略。
可用于大尺度有測站或無測站流域的管理，評估氣候變化，流域管理的設(shè)計(jì)，面源污染調(diào)控、污染排放控制、濕地養(yǎng)分監(jiān)測等領(lǐng)域。

3 系統(tǒng)組成
水土面源污染調(diào)查及動(dòng)態(tài)測評系統(tǒng) 由PhosFate 模型、污染調(diào)查系統(tǒng)組成。
PhosFate模型(Kovacs et al. 2008)是一種用來模擬流域和河網(wǎng)內(nèi)水文、土壤流失、點(diǎn)源、面源污染P排放及其輸移的GIS工具。通過流域尺度的模擬計(jì)算，減少侵蝕和面源污染營養(yǎng)鹽排放。模型融合了單個(gè)經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ秃瓦吔缜逦奈锢砑畢^(qū)模型的優(yōu)勢，它由已有的獨(dú)立的方法構(gòu)建而來，這些獨(dú)立的方法通過適當(dāng)?shù)男拚?、延展，最后被整合到一個(gè)通用的模型框架中。

關(guān)于空間變異性，PhosFate忽略河水流動(dòng)、水質(zhì)成份，模型所有的輸入與結(jié)果都是“長期平均值"。

PhosFate模型主要分為兩部分：侵蝕／排放和輸移子模型。
模型的輸入數(shù)據(jù)如下（針對水文和侵蝕模擬）：

數(shù)字地圖（海拔、土地利用類型、物理表土質(zhì)量、腐殖質(zhì)含量）
氣象資料（時(shí)間尺度內(nèi)的平均降水、與不同降雨強(qiáng)度相關(guān)的降雨分布、平均潛在蒸散量、溫度和風(fēng)速）
點(diǎn)源信息（水庫的位置和運(yùn)作容積）

流域水文采用WetSpass長期水文學(xué)模型(Batelaan and Woldeamlak, 2004)運(yùn)算。
地表徑流計(jì)算基于土壤類型、土地利用類型、取決于坡面的潛在徑流系數(shù)以及與土壤入滲能力有關(guān)的分配系數(shù)。參考蒸散量用成熟的Penman-Monteith方程計(jì)算，實(shí)際蒸散量采用恒定不變的水分相關(guān)系數(shù)修訂參考蒸散量得到。入滲和地下水補(bǔ)充是該水分平衡方程的剩余條件，分別描述土壤表面和表土層情況。
土壤流失采用通用土壤流失方程（USLE，Novotny, 2003）計(jì)算。
輸移子模型加入了單獨(dú)的單元來提供相鄰單元的交互作用，并計(jì)算流域內(nèi)本地泥沙輸移通量。模型單獨(dú)計(jì)算水、沉積物、地表面源溶解態(tài)磷（DP）和顆粒態(tài)磷（PP）排放，地下排放和點(diǎn)源排放。計(jì)算的結(jié)果是流域內(nèi)任意點(diǎn)的排放總量、泥沙、DP和PP負(fù)荷值，這些值的組分（地表、地下、點(diǎn)源）以及流域內(nèi)泥沙與P的滯留模式。
污染調(diào)查系統(tǒng)即可便攜式測量各點(diǎn)的營養(yǎng)鹽參數(shù) 如硝酸鹽、亞硝酸鹽、氨氮、磷酸鹽，也可固定在觀測點(diǎn)長期、動(dòng)態(tài)觀測營養(yǎng)鹽或水體物理和化學(xué)參數(shù)。

4、系統(tǒng)技術(shù)指標(biāo)
計(jì)算面積： 10000平方公里－50000平方公里
基本單元面積：100m x 100m
單元計(jì)算參數(shù)：植被截流、地表徑流、地表滲透、實(shí)際蒸散、地下水補(bǔ)給
輸出結(jié)果： BMPs，河床和庫底的滯留量，營養(yǎng)鹽負(fù)荷
運(yùn)算法則：
1、對每個(gè)單元可達(dá)增益進(jìn)行估算
2、以可達(dá)增益為指導(dǎo)，對單元實(shí)施干預(yù)（轉(zhuǎn)變土地利用方式）
3、在受影響的區(qū)域?qū)嵤┠Ｐ瓦\(yùn)算（被干預(yù)單元的上/下游相鄰單元）
4、如果預(yù)算用完，進(jìn)行第5步，否則從第1步開始重復(fù)。
5、結(jié)束
測量范圍：
氨氮：0~0.4/1/2/5/mg/l ，其它范圍可定制
硝酸鹽＋亞硝酸鹽： 0~0.5/1/5/10 mg/l ，其它范圍可定制
亞硝酸鹽： 0~0.1/0.2/0.5 mg/l ，其它范圍可定制
磷酸鹽： 0~0.3/1/2/5/ mg/l ，其它范圍可定制

5、應(yīng)用案例
5.1流域管理評估
PhosFate模型工具允許編制流域管理措施（BMPs），并可模擬對泥沙和營養(yǎng)鹽負(fù)荷可能的影響。多種BMP可選方案及方案間的組合能有效降低土壤流失(Campbell et al., 2004)。模型尤其關(guān)注農(nóng)村土地利用管理，包括土地利用方式轉(zhuǎn)變，耕作方法改變，緩沖區(qū)和濕地建立等，如通過減少徑流和土壤流失為手段的源控制干預(yù)措施，減少耕作方式的改變（例如耕地的方向，保護(hù)性耕地，等高條植，耕后覆蓋，梯田耕作等）對土壤流失值也有影響。
根據(jù)計(jì)劃好的干預(yù)措施，更改土地利用圖并運(yùn)行排放和運(yùn)移模型后，改良后的水文和負(fù)荷降低功效能被模擬出來。
模型還可跟蹤河網(wǎng)內(nèi)的點(diǎn)源排放情況。模型可計(jì)算河床和庫底的滯留量，因此可以模擬距下游目標(biāo)（河段或靜水）有較遠(yuǎn)距離的點(diǎn)源的影響。
5.2 評估氣候變化情形
因?yàn)橐恍┹斎霐?shù)據(jù)是氣候變量，PhosFate可以被用來開展氣候變化影響評價(jià)。因?yàn)檩敵龅氖情L時(shí)期平均值，模型可以方便地根據(jù)預(yù)期氣候變化修改輸入數(shù)據(jù)，不需對每日或更密時(shí)間頻率作縮小尺度規(guī)模的預(yù)報(bào)。氣候情形可以與預(yù)期土地利用發(fā)展相關(guān)聯(lián)，創(chuàng)造一個(gè)綜合的框架，為流域管理預(yù)報(bào)未來的變化或挑

戰(zhàn)。
5.3管理技術(shù)的設(shè)計(jì)
為了達(dá)到管理（低成本高效地降低土壤流失），不是所有的侵蝕源區(qū)域都必須被干預(yù)措施涉及，因?yàn)椴皇撬械脑磪^(qū)域?qū)δ嗌澈蜖I養(yǎng)鹽負(fù)荷都有有效的貢獻(xiàn)率。策略受兩個(gè)目標(biāo)功能支配（現(xiàn)有固定成本下的負(fù)荷降低功率和固定污染限度下的成本效益）。
化過程的目標(biāo)功能是以的干涉方法（涵蓋盡量少的單元）減少輸移進(jìn)入河網(wǎng)的SS總量?；蛘撸催^來講，怎樣在數(shù)量的單元內(nèi)以干預(yù)措施實(shí)現(xiàn)負(fù)荷下降的效益？
那些成功將總量的侵蝕物送入河網(wǎng)的單元可以被當(dāng)作理想的源控制目標(biāo)（本地侵蝕的減少）。然而，其它僅具有有限侵蝕率的單元，也能輸移從其直接鄰近區(qū)域過來的具有相當(dāng)總量的SS。這些是的輸移控制地點(diǎn)，即用來建立滯留區(qū)域（多數(shù)沿著水流方向）。按照這兩個(gè)特性排列單元為干預(yù)計(jì)算構(gòu)建基礎(chǔ)。
這兩種干預(yù)類型（源控制和輸移控制）在計(jì)算過程中必須相互協(xié)調(diào)。如果一個(gè)高度侵蝕的單元被干預(yù)，其下游相鄰單元的相對重要性也就減少。同樣，通過安置緩沖區(qū)，上游相鄰單元的有效貢獻(xiàn)也會(huì)降低。因此，在每個(gè)特定單元實(shí)施干預(yù)活動(dòng)后，單元的重要性排序必須被更新。

5.4匈牙利大尺度、有測站流域
PhosFate 系統(tǒng)在匈牙利全境的小流域內(nèi)，為不同管理計(jì)劃的水質(zhì)評估模擬水平衡、土壤侵蝕、磷排放及負(fù)荷。4個(gè)試點(diǎn)流域被選擇出來用于校準(zhǔn)和詳細(xì)分析，這是為在其它無測站流域的后續(xù)應(yīng)用提供參數(shù)范圍。試點(diǎn)流域出口觀測站測量出的排放量、顆粒態(tài)磷（PP）和可溶性活性磷（SRP）負(fù)荷被用作校準(zhǔn)。各參數(shù)在終點(diǎn)校正都取得了成功，參數(shù)值（與實(shí)測值）顯示出顯著的相似性。
Zala流域是用于校準(zhǔn)模型的試點(diǎn)流域之一。不僅在該流域的出口處，在其它3個(gè)沿河監(jiān)測站的排放量，校準(zhǔn)的模型輸出值與測量值也有很好的一致性。計(jì)算得出的主河道內(nèi)的平均行程時(shí)間與基于小型洪峰傳播速度的估算值非常接近。
模型的良好性能允許將其擴(kuò)展應(yīng)用到校準(zhǔn)區(qū)以外的流域。除了計(jì)算基準(zhǔn)值，5個(gè)全國管理策略對營養(yǎng)鹽負(fù)荷和水質(zhì)也進(jìn)行了測試。測試顯示，土地利用管理策略（曾是BMP的可選措施）自發(fā)和統(tǒng)一的應(yīng)用對于減少侵蝕和富營養(yǎng)化，是一種沒有經(jīng)濟(jì)和社會(huì)效益的方法。在已識(shí)別出的“熱點(diǎn)"實(shí)施干預(yù)措施，成本效益可增加2倍，而且，在總侵蝕量顯著下降的情況下，影響面積縮小50％。
因此，在具有代表性的有測站區(qū)域應(yīng)用 PhosFate有助于對無測站流域進(jìn)行高精度的流域管理評估和設(shè)計(jì)。

5.5阿爾巴尼亞大尺度、無測站流域

阿爾巴尼亞（28 750 km²）是坐落于亞得里亞、愛奧利亞海岸與巴爾干山脈之間的歐洲小國。東部沿海部分是平原，而其余部分是山區(qū)。關(guān)于該國對整個(gè)地中海水文，泥沙及營養(yǎng)負(fù)荷貢獻(xiàn)率的評估很稀少，其精度也不準(zhǔn)確。
PhosFate的任務(wù)是用該國高空間分辨率的數(shù)據(jù)對當(dāng)時(shí)的侵蝕狀況作基準(zhǔn)評估，并檢驗(yàn)設(shè)計(jì)的干預(yù)措施的功效。除此之外，還分析了由數(shù)據(jù)缺失造成的不確定性。
為了完成侵蝕和泥沙輸移評估，建立起了一個(gè)符合PhosFate要求的GIS數(shù)據(jù)庫。從不同來源收集到了必要的數(shù)字地圖和氣候數(shù)據(jù)。除此之外，也從文獻(xiàn)中收集了SS負(fù)荷數(shù)據(jù)以及其它侵蝕研究的結(jié)果，用來校準(zhǔn)模型和執(zhí)行對比。
對比文獻(xiàn)中評估結(jié)果，校正了河流長期平均排放。單參數(shù)組被用于整個(gè)國家。計(jì)算好的排放值與監(jiān)測數(shù)據(jù)有很好的一致性，與文獻(xiàn)中（不是很準(zhǔn)確的）評估值的偏差為30%，土壤流失和滯留的參數(shù)被校正過，因此計(jì)算出的對地中海SS負(fù)荷的貢獻(xiàn)率與文獻(xiàn)中相關(guān)數(shù)據(jù)相吻合。

土壤流失在阿爾巴尼亞整個(gè)區(qū)域普遍顯著，但在位于該國北方、中部和南部的三個(gè)小區(qū)域特別顯著。
與Grazhdani（2006）研究結(jié)果相似，在這三個(gè)小區(qū)域中，土壤流失率高達(dá)超過10 t﹒ha^-1﹒a^-1 (噸每公頃每年),甚至損失率超過100 t﹒ha^-1﹒a^-1的情況也頻繁出現(xiàn)。
全國范圍內(nèi)平均土壤流失率為31.5 t﹒ha^-1﹒a^-1，這一數(shù)字大大超過了10 t﹒ha^-1﹒a^-1的承受極限，但符合Bockheim (1997)報(bào)導(dǎo)的平均損失率。
該國總面積中近80%的區(qū)域遭受的是可以承受的土壤侵蝕。然而，其余20%的面積是大部分（93%）土壤侵蝕結(jié)果的主要原因。
具有土壤流失級(jí)別的區(qū)域面積最小（其國土面積的8%），然而它制造了總土壤流失量的79%。
盡管該國產(chǎn)生了巨大的土壤流失量（90.5×10⁶ t﹒ha^-1﹒a^-1），但只有大約60×10⁶噸/年的懸浮泥沙通過河流被輸移到了海洋中。因此，大約1/3的流失土壤因?yàn)檩斠坡窂降臏裟芰Χ荒艿竭_(dá)海洋。相當(dāng)多的泥沙截留是通過沉淀造成的，這種沉淀可能發(fā)生在地面，當(dāng)?shù)乇韽搅鹘?jīng)過時(shí)速度降低（坡度減緩，土地覆蓋方式改變）；也可能發(fā)生在河流系統(tǒng)，當(dāng)水流速度因?yàn)榍浪母淖兌陆担ㄋ畮臁⒅脖簧L的渠道、緩水區(qū)、以及流經(jīng)洪泛平原）。
在那些明確土壤流失率計(jì)算值高于10 t﹒ha^-1﹒a^-1的區(qū)域，按照其幾個(gè)干預(yù)方式，實(shí)施了管理方案分析。除此之外，沿性水道的緩沖區(qū)也被評估。
除了綜合管理策略的評估，干預(yù)程序也被應(yīng)用。其目標(biāo)是通過干預(yù)措施，使負(fù)荷減少量達(dá)到全部區(qū)域總量的4.5%。干預(yù)措施的成效隨流域的不同而變化，減少量從50%（Erzeni）到68%（Vjosa）。同樣的，該國干預(yù)場所的空間分布也并非均勻。大部分的干預(yù)措施集中于在3個(gè)主要區(qū)域中。從全國水平來說，這3個(gè)區(qū)域是侵蝕及泥沙負(fù)荷的熱點(diǎn)。

參考文獻(xiàn)：
Bockheim JG. Proposal to study economic and environmental benefits of reducing soil erosion in Albania. Lａnd Tenure Center, University of Wisconsin, Madison USA; 1997.
Borah DK, Bera M. Watershed-scale hydrologic and nonpoint-source pollution models. Review of mathematical bases. Trans ASAE 2003; 46(6):1553–66.
Campbell N, D’Arcy B, Frost A, Novotny V, Sansom A. Diffuse Pollution: An Introduction to the Problems and Solutions. London: IWA Publishing; 2004.
Fread DL. Flow routing. In: Maidment DR, editor. Handbook of Hydrology. New York: McGraw-Hill; 1993. p. 10.1–10.36.
Grazhdani S. Albania, in: Soil Erosion in Europe (eds Boardman J and Poesen J), John Wiley & Sons Ltd, Chichester, UK. 2006.
Kovacs AS, Honti M, Clement A. Design of best management practice applications for diffuse phosphorus pollution using interactive GIS. Wat Sci Tech 2008; 57:1727-33.
Liu YB, de Smedt F. WetSpa Extension: A GIS-based Hydrologic Model for Flood Prediction and Watershed Management, User Manual. Brussels: Vrije Universiteit Brussel; 2008.
Liu ZJ, Weller DE. A Stream Network Model for Integrated Watershed Modeling. Environ Model Assess 2008; 13(2):291-303.
Neitsch SL, Arnold JG, Kiniry JR, Williams JR, King KW. Soil and Water Assessment Tool. TWRI Report TR-191. Temple USA: Agricultural Research Service; 2002.
Novotny V. Diffuse Pollution and Watershed Management. Hoboken USA: Wiley; 2003.
Ritter WF, Shirmohammadi A, editors Agricultural Nonpoint Source Pollution. Boca Raton USA: CRC Press; 2001.
Strahler AN. Quantitative analysis of watershed geomorphology. EOS T Am Geophys Un 1957; 8(6): 913–20.
Vollenweider RA. Advances in defining critical loading levels for phosphorus in lake eutrophication. Mem Ist Ital Idrobiol 1976; 33:53-83.
Vollenweider RA, Kerekes J. Eutrophication of waters. Monitoring, assessment and control. OECD Cooperative programme on monitoring of inlａnd waters (Eutrophication control), Paris: Environment Directorate, OECD; 1982. p. 154.
White DW, Smith RA, Price CV, Alexander RB, Robinson KW. A spatial model to aggregate point-source and non-point source water-quality data form large areas. Comput Geosci 1992; 18(8):1055-73.