基于SCS模型的跨界小流域物質(zhì)通量估算
——以東莞石馬河流域為例

高 磊，陳建耀，朱愛萍，付叢生，王 江，柯志庭（.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 5075；.中山大學(xué)地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院，廣東 廣州 5075；.康涅狄格大學(xué)土木與環(huán)境工程系，美國康涅狄格州，斯托斯0669）

基于SCS模型的跨界小流域物質(zhì)通量估算
——以東莞石馬河流域為例

高 磊1，陳建耀2*，朱愛萍2，付叢生3，王 江2，柯志庭2（1.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510275；2.中山大學(xué)地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院，廣東 廣州 510275；3.康涅狄格大學(xué)土木與環(huán)境工程系，美國康涅狄格州，斯托斯06269）

為研究無觀察資料跨界小流域的降雨－徑流過程，物質(zhì)通量及生態(tài)補(bǔ)償問題，采用SCS（Soil Conservation Service）模型計算東莞石馬河流域的月徑流量，通過分析不同斷面水樣化學(xué)指標(biāo)并結(jié)合徑流量，估算了2012年石馬河主要物質(zhì)通量以及不同行政區(qū)污染物貢獻(xiàn)百分比.結(jié)果表明，石馬河流域最大月徑流量出現(xiàn)在2008年6月，為9.12×108m3，最小值為8.61×106m3；不同時期的流域水質(zhì)污染類型差異顯著，2012年2月的水樣重金屬Mn、Zn、Cu和Fe的濃度范圍分別為0.38～0.75、0.09～0.49、n.d.～0.09和0.55～9.86mg/L，6和11月則受N和P的污染，TN和TP濃度范圍分別為6.66～30.05mg/L和0.05～2.49mg/L；2012年石馬河重金屬、N和P通量為318.16、12029和203.35t；在3次調(diào)查中，行政區(qū)對石馬河N和P貢獻(xiàn)率為惠州（59.78%和45.22%）＞東莞（35.50%和38.92%）＞深圳（4.71%和15.86%），重金屬平均貢獻(xiàn)率的排序為東莞（43.90%）＞惠州（42.57%）＞深圳（13.52%）.

石馬河流域；SCS模型；徑流；重金屬；營養(yǎng)鹽；通量

珠江三角洲是我國經(jīng)濟(jì)發(fā)展和城市化進(jìn)程最快的地區(qū)之一，工業(yè)化的快速發(fā)展和劇烈的人類活動已導(dǎo)致區(qū)域內(nèi)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量顯著下降［1-2］.由于珠江三角洲地區(qū)城鎮(zhèn)和河網(wǎng)分布密集，跨界流域較多，上游地區(qū)排放的污染物可能導(dǎo)致下游區(qū)域的水質(zhì)惡化、水體功能喪失.Hills等［3］和Chau［4］的研究表明珠江河口上游排放的污水導(dǎo)致下游水域遭到污染，污染物隨水流遷移并富集到香港和澳門地區(qū)的海底沉積物中，影響水生生態(tài)系統(tǒng).因此，生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制將有利于保護(hù)和改善跨界流域內(nèi)的水環(huán)境質(zhì)量［5-6］.生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制的建立主要以跨界斷面水質(zhì)目標(biāo)和污染物排放總量為依據(jù)［7］，而在水質(zhì)污染極為嚴(yán)重的流域中，監(jiān)測斷面的污染物排放總量即通量較水質(zhì)目標(biāo)更易于量化不同地區(qū)對流域的污染貢獻(xiàn).

河道斷面的物質(zhì)通量計算需要結(jié)合化學(xué)物質(zhì)濃度及河水徑流量兩個因素，而無觀測資料的流域徑流量只能通過降雨-徑流模擬而獲得.國際水文科學(xué)協(xié)會（IAHS）于2003年7月正式啟動的PUB （Prediction in Ungauged Basins）研究計劃顯著提高了解決無觀測流域徑流模擬的能力［8］，從而可以解決物質(zhì)通量的計算問題.

石馬河流域是珠江三角洲地區(qū)典型的跨界流域，區(qū)域內(nèi)缺乏完善的水文觀測資料.由于流域內(nèi)的工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人類活動已經(jīng)導(dǎo)致了水體環(huán)境質(zhì)量惡化［9］，因此，本文采用美國農(nóng)業(yè)部水土保持局研發(fā)的SCS模型模擬石馬河流域的月徑流量，并結(jié)合跨界斷面處的水化學(xué)指標(biāo)估算不同行政區(qū)對石馬河的污染物貢獻(xiàn)量.研究結(jié)果可為流域水污染的治理提供科學(xué)依據(jù)，并對無徑流觀測資料的典型跨界小流域生態(tài)補(bǔ)償估算提供新的思路.

1 研究區(qū)域概況

石馬河是東江的一級支流，流域的集水面積為1249km2，分布在東莞、深圳和惠州境內(nèi).該流域?qū)儆趤啛釒Ъ撅L(fēng)氣候，雨量集中在4～9月，多年平均雨量為1954mm［10］.石馬河源于深圳市寶安區(qū)龍華鎮(zhèn)大腦殼山，上接觀瀾河，下游東江大壩處有惠州謝崗涌的河水匯入，石馬河長88km，東莞境內(nèi)為68km，河水流經(jīng)東莞市東部于橋頭鎮(zhèn)排入東江.為防止石馬河河水排入東江而影響城鎮(zhèn)安全供水，河水在非汛期時被橡膠壩（長92m，高3.25m）阻攔而通過地下暗管排入小海河，流經(jīng)企石水閘入東莞運(yùn)河，從虎門出?？谂懦?而汛期時，為防止東莞市內(nèi)澇，石馬河河水通過橡膠壩泄洪流入東江.此時，石馬河水質(zhì)對城鎮(zhèn)飲用水供水安全存在風(fēng)險.

2 研究方法

2.1 SCS模型的原理

SCS模型是次降雨徑流模型，未考慮蒸發(fā)過程，已被簡化并應(yīng)用于較大時間尺度（月或年）的降雨—徑流過程模擬［11］.式（1）～式（2）［12］為SCS模型的一般表達(dá)式.由于SCS模型主要用于次降雨的產(chǎn)流量模擬，無法計算出基流量.本文采用50%保證率情況下，1970～2012年年徑流量的10%按月平均分配得到河道的月基流量.

式中：R為徑流深，mm；P為降雨總量，mm；S為流域當(dāng)時的可能最大滯蓄量，mm；CN是一個無量綱參數(shù)，是坡度、土地利用方式和土壤類型狀況等因素的函數(shù)，可以間接反映流域的產(chǎn)流能力.

2.2 流域DEM數(shù)據(jù)處理

圖1 石馬河子流域劃分及采樣點圖Fig.1 Diagram of extracted sub-basins and sampling sites

圖2 流域土地利用Fig.2 Diagram of land-use in Shima catchment

將90m×90m的DEM數(shù)據(jù)（http：//www. csdb.cn/）輸入ArcGIS軟件中進(jìn)行填洼；利用WMS軟件的TOPAZ數(shù)據(jù)包分析流域河網(wǎng)信息，根據(jù)流域柵格高程按照D8法確定各個柵格的水流方向并以20km2為最小匯流面積生成河網(wǎng)，添加出水口后生成石馬河集水流域和各子流域（圖1），生成的數(shù)字流域集水面積和干流河道長度與實際值間的絕對誤差分別為1.59%～2.02%和9.73%～10%，能較好地滿足進(jìn)一步的降雨模擬.各子流域地形信息如表1所示.土地利用數(shù)據(jù)來源于《1：1000000中國土地利用圖》［13］，如圖2所示.

2.3 流域土壤類型劃分

沿石馬河河道采集了11個土壤剖面共51個土樣，采用Malvern 2000激光粒度儀測定土壤顆粒分布，土壤質(zhì)地分類按中國制標(biāo)準(zhǔn)劃分，結(jié)果如表2所示.SCS模型按照土壤水入滲率將土壤分成以下4個土壤類型（A、B、C和D）［14］，根據(jù)各土壤剖面的土壤質(zhì)地將石馬河流域的土壤類型大致劃分如圖3所示.

圖3 流域土壤類型Fig.3 Diagram of soil types in Shima catchment

2.4 子流域CN值的確定

根據(jù)國內(nèi)外學(xué)者的研究［15-16］以及石馬河流域內(nèi)土地利用和土壤類型情況（圖2和圖3），采用WMS疊加土地利用和土壤類型2個圖層計算9個子流域（B1～B9）的CN值分別為：57.7、58.9、49.6、62.6、49.3、58.7、63.9、69.8和64.9.

表1 子流域地形信息Table 1 Terrain information for sub-basins

表2 石馬河流域土壤顆粒分布和質(zhì)地劃分Table 2 Distribution of soil particle sizes and classification of soil texture in Shima river catchment

表3 石馬河流域CN值矩陣Table 3 Value of CN in Shima river catchment

2.5 石馬河徑流量模擬值的驗證

由于石馬河為無觀測資料流域，對于SCS模型的準(zhǔn)確度無法驗證.為此，選擇東莞森林小流域模型（以下簡稱為“驗證模型”）的模擬值對流域水文過程進(jìn)行初步驗證，該模型能較好地反映森林小流域產(chǎn)流機(jī)理，并且適用于東莞小流域月徑流量的模擬計算，模型原理和模擬過程詳見付叢生等［17］的研究結(jié)果.SCS模擬值的驗證選用Nash模型效率系數(shù)（R2）［18］和多年平均相對誤差（RE），如式（3）和式（4）所示：

式中：Q（t）和QE（t）分別為驗證模型和SCS模型的月徑流量模擬值，Q為驗證模型的月徑流量平均值.當(dāng)R2值越接近于100%、RE越接近于0時，說明模擬結(jié)果越相近.

2.6 水樣采集與分析

于2012年2月、6月和11月從石馬河流域上游到下游的邊界處采集水樣，采樣點如圖1所示.采集的水樣密封于聚乙烯瓶中，保存于4℃冰箱.現(xiàn)場測定水樣溶解氧（DO）、pH值和電導(dǎo)率（EC）.水樣經(jīng)0.45μm濾膜過濾后采用等離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP-AES）測定重金屬（As、Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb和Zn）濃度，檢測下限分別為0.05、0.005、0.01、0.01、0.005、0.005、0.01、0.05和0.005mg/L；采用離子色譜（IC）測定和、TN和TP的測定參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》［19］.

2.7 流域化學(xué)物質(zhì)通量和行政區(qū)貢獻(xiàn)百分比計算石馬河流域各個出口處SCS模型模擬的徑流量與化學(xué)物質(zhì)濃度的乘積為該斷面處相應(yīng)的物質(zhì)通量，從而估算各個行政區(qū)對石馬河流域的物質(zhì)貢獻(xiàn)百分比.計算公式如下：

3 結(jié)果與討論

3.1 徑流模擬結(jié)果

石馬河1970～2012年徑流模擬值如圖4所示，采用驗證模型和SCS模型的徑流結(jié)果計算得到的R2和RE分別為77.17%和-13.91%；由相對誤差為負(fù)值可知，SCS模型的計算結(jié)果略大，主要原因是該模型未考慮流域蒸發(fā)量.另一方面，由R2可看出二者的模擬結(jié)果較為接近，說明SCS模擬的徑流時間序列結(jié)果較為可靠.石馬河流域最大月徑流量出現(xiàn)在2008年6月，為9.12×108m3，深圳、東莞和惠州的月降雨量分別為1395.3，1327.2，894.4mm；最小值為8.61×106m3，無降雨，流域徑流為基流.石馬河的最大年徑流量為2006年的1.75×109m3，最小年徑流量為1974年的5.32×108m3.各子流域的月徑流貢獻(xiàn)率平均百分比排序為B6（25.5%）＞B2（17.1%）＞B3（12.3%）＞B7（11.3%）＞B5（9.55%）＞B9（7.16%）＞B4（6.79%）＞B 1（6.76%）＞B8（3.54%）.相關(guān)性分析結(jié)果表明，子流域徑流量與集水面積呈正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），因此，子流域B2和B6的降雨產(chǎn)流量較大，另一個原因則是子流域B2和B6的水田面積比例較大，降雨產(chǎn)匯流能力較強(qiáng)，徑流系數(shù)亦較高，分別為0.63和0.62.

圖4 石馬河流域月徑流量Fig.4 Monthly runoff of Shima river catchment

3.2 流域水化學(xué)組分的時空差異分析

石馬河流域水化學(xué)特征的時空差異較為顯著（圖5）；2月時R1處重金屬濃度最高，Zn、Ni、Mn、Fe和Cu濃度分別0.494、0.151、0.748、 9.861和0.049mg/L，均超過國家地表水I類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)［20］.6和11月的河水主要受到營養(yǎng)鹽（N和P）的污染，TN和TP濃度范圍分別為6.66～30.05mg/L和0.05～2.49mg/L.由于流域上游地區(qū)擁有排污嚴(yán)重的工廠企業(yè)約160家，工業(yè)排水中含有較高濃度水平的重金屬［21］，由此說明2月石馬河高濃度的重金屬與工業(yè)廢水排放有關(guān)；6月，水化學(xué)指標(biāo)的濃度水平均較低，主要原因是2012年2月、6月和11月的降雨量分別為51.1、265.2和168mm，而6月熱帶風(fēng)暴“泰利”引發(fā)的暴雨在6月20～22日的累積降雨量達(dá)171mm，導(dǎo)致水化學(xué)組分（N除外）濃度被顯著稀釋.11月河水中N和P的濃度均超過或接近V類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)［20］.

圖5 石馬河流域水化學(xué)特征的時空差異Fig.5 Temporal-spatial variation of hydro-chemical characteristics in Shima catchment

近20年來，東莞市以氮肥為主的化肥和農(nóng)藥施用量分別高達(dá)8113kg/ha和0.12kg/ha，6月和11月的降雨形成的地表徑流將陸源污染物特別是N輸送到了河中［22］；除此之外，2000年時東莞市僅養(yǎng)豬和養(yǎng)雞兩個行業(yè)的和TP排放量達(dá)5.93×104t和1.60×104t，以動物糞便為主的養(yǎng)殖廢水排放是水體中和P的主要來源［23］.因此，不同時期石馬河流域水化學(xué)特征的差異主要受降雨和人類活動影響.

從水化學(xué)特征空間上的差異來看，3個時期的R2（東莞塘廈鎮(zhèn)）處N濃度均出現(xiàn)了“峰值”，而2月的P和重金屬濃度均為“谷值”，由于生活廢水中N的人均排污負(fù)荷（13.6g/d）遠(yuǎn)高于P（1.22g/d），所以R2處可能存在生活廢水的排放導(dǎo)致水化學(xué)組分的濃度差異.由于強(qiáng)降雨的因素，6月的河水N、P和重金屬濃度分布較為平緩；2月和11月，河水中P的濃度從上游至下游呈下降趨勢，主要是由于在無外源P輸入的條件下易于吸附到顆粒物表面［24］，隨顆粒自然沉淀至河床，使得濃度不斷下降；從R5至R6處的N和重金屬濃度呈現(xiàn)出了上升趨勢，而兩個點位之間有來自惠州謝崗鎮(zhèn)的排水匯入，因此說明謝崗涌的排水含有較高濃度水平的N和重金屬.

3.3 石馬河流域化學(xué)物質(zhì)通量

石馬河流域的水質(zhì)受到了N、P營養(yǎng)鹽和重金屬的污染，結(jié)合圖6說明營養(yǎng)鹽的物質(zhì)通量顯著大于重金屬；2月的河水中檢出了較高濃度的Mn、Ni、Zn、Cu和Fe（其余重金屬均低于檢測限），其通量總和為71.3t，同期N和P通量為434和21.7t；6月和11月河水重金屬檢出率較低，通量較小；盡管6月河水TN濃度低于11月（圖5b），但是6月徑流量（2.47×108m3）顯著高于11月（1.09×108m3），導(dǎo)致二者TN的通量相當(dāng)，分別為1384和1523t；6月R6處TP濃度（0.05mg/L）顯著低于11月（1.06mg/L）（圖5c），導(dǎo)致TP的通量差異較大，分別為18.4t和64.4t.

圖6 石馬河流域化學(xué)物質(zhì)通量Fig.6 Chemical mass fluxes of Shima river catchment

表4 世界河流營養(yǎng)鹽通量對比Table 4 Comparison of nutrient specific fluxes from selected rivers around the world

采用2、6和11月的物質(zhì)通量值代表1～3月、4～9月和10～12月的月平均通量值，從而估算石馬河全年的化學(xué)物質(zhì)通量，可得2012年的重金屬、N和P通量分別為318，12029，203t.石馬河的年徑流量和重金屬通量與珠江（年徑流量為2.8×1011m3、重金屬通量為8293t）［23，25］之比為0.33%和3.84%，而N和P通量分別為珠江的0.94%和5.63%，可見石馬河流域的重金屬和營養(yǎng)鹽污染對東江流域下游甚至珠江口的物質(zhì)通量做出了較為顯著的貢獻(xiàn).如表4所示，由世界各地流域的單位面積物質(zhì)通量可看出各流域的N污染情況較P嚴(yán)重，而石馬河流域單位面積的N和P物質(zhì)量分別是各大河流域的11.0和7.66倍以上，說明石馬河流域內(nèi)受N和P污染較為突出.由于本文僅討論了遷移能力較強(qiáng)的溶解態(tài)化學(xué)物質(zhì)，而劉曉南等［26］的研究表明，在珠江三角洲地區(qū)的流溪河流域（集水面積為石馬河流域的2倍），顆粒態(tài)N和P的總流失量分別為582和425t/a；因此，石馬河流域?qū)瘜W(xué)物質(zhì)（溶解態(tài)+顆粒態(tài)）特別是P的實際輸送量將更大.

3.4 不同行政區(qū)對石馬河流域的物質(zhì)貢獻(xiàn)率

石馬河屬于典型的跨界流域，流域水質(zhì)的污染可根據(jù)不同行政區(qū)污染物類型進(jìn)行治理.圖7為3個行政區(qū)2月、6月和11月對石馬河流域排放污染物的貢獻(xiàn)率.2月，惠州對石馬河N和P貢獻(xiàn)率最高，分別為88.1%、49.6%，深圳向石馬河輸入的重金屬Fe、Zn和Mn分別占總通量的51.4%、34.2%和31.1%，可能是上游地區(qū)的工業(yè)污染偶然事件所致；6月，東莞對河中TN和重金屬Zn的輸入量占48.7%和68.1%；11月，東莞和惠州對石馬河的重金屬（Mn、Ni、Zn和Fe）平均貢獻(xiàn)率占53.5%和43.4%；3次調(diào)查中，各行政區(qū)對石馬河N和P貢獻(xiàn)率排序為惠州（59.8%和45.2%）＞東莞（35.50%和38.9%）＞深圳（4.71%和15.9%），由表1和圖3可知，石馬河流域在東莞和惠州境內(nèi)的集水區(qū)域面積較大，區(qū)域內(nèi)的水田面積權(quán)重較大，分別為49.6%和61.7%，農(nóng)業(yè)化肥的施用是導(dǎo)致較高N、P貢獻(xiàn)率的主要原因之一.重金屬平均貢獻(xiàn)率的排序為東莞（43.9%）＞惠州（42.6%）＞深圳（13.52%）；因此，石馬河2012年的水質(zhì)受東莞和惠州的污染源影響非常大，東莞和惠州境內(nèi)排放的廢水中亦含有大量的重金屬，而2月時深圳的工業(yè)廢水排放并未對流域的物質(zhì)通量產(chǎn)生顯著影響.

圖7 不同月份各行政區(qū)對石馬河的污染物貢獻(xiàn)百分比Fig.7 Contribution rates of the contaminants by different districts to Shima river in different periods

4 結(jié)論

4.1 采用SCS模型模擬石馬河流域的月徑流量，最大月徑流量出現(xiàn)在2008年6月，為9.12×108m3，最小值為8.61×106m3，為河道基流.

4.2 不同時期的石馬河水質(zhì)污染類型差異較大；旱季時，水體受Zn、Ni、Mn、Fe和Cu的污染較為顯著，雨季時的污染物主要為營養(yǎng)鹽N和P；2012年石馬河的重金屬、N和P通量分別為318、12029和203t.

4.3 東莞、深圳和惠州對石馬河N和P貢獻(xiàn)率排序為惠州（59.8%和45.2%）＞東莞（35.50%和38.9%）＞深圳（4.71%和15.9%），對重金屬的平均貢獻(xiàn)率排序為東莞（43.9%）＞惠州（42.6%）＞深圳（13.52%）；為改善石馬河流域的水環(huán)境狀況，需進(jìn)一步控制流域內(nèi)化肥的施用，并且提高各類廢水的處理效率.

［1］CHEUNG K C， POON B. H T， LAN C Y， et al. Assessment of metal and nutrient concentrations in river water and sediment collected from the cities in the Pearl River Delta， South China ［J］. Chemosphere， 2003，52：1431-1440.

［2］YU H Y， LI F B， YU W M， et al. Assessment of organochlorine pesticide contamination in relation to soil properties in the Pearl River Delta， China ［J］. Science of the Total Environment， 2013，447：160-168.

［3］HILLS P， ZHANG L， LIU J H. Transboundary pollution between Guangdong Province and Hong Kong： threats to water quality in the Pearl River estuary and their implications for environmental policy and planning ［J］. Journal of Environmental Planning and Management， 1998，41（3）：375-396.

［4］CHAU K. W. Characterization of transboundary POP contamination in aquatic ecosystems of Pearl River delta ［J］. Marine Pollution Bulletin， 2005，51：960-965.

［5］石廣明，王金南，畢 軍.基于水質(zhì)協(xié)議的跨界流域生態(tài)補(bǔ)償標(biāo)準(zhǔn)研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 2012，32（8）：1973-1983.

［6］饒清華，邱 宇，王菲鳳，等.閩江流域跨界生態(tài)補(bǔ)償量化研究［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2013，33（10）：1897-1903.

［7］曾 娜.跨界流域生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制的實踐與反思 ［J］. 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版）， 2010，4（4）：37-40.

［8］柴曉玲，郭生練，彭定志，等.IHACRES模型在無資料地區(qū)徑流模擬中的應(yīng)用研究 ［J］. 水文， 2006，26（2）：30-33.

［9］高 磊，陳建耀，柯志庭，等.東莞石馬河流域重金屬污染及生態(tài)毒性的時空差異 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 2013，34（8）：3079-3087.

［10］中山大學(xué)資源與環(huán)境研究中心.東莞水環(huán)境現(xiàn)狀分析及水污染治理戰(zhàn)略研究 ［R］. 2008.

［11］周翠寧，任樹梅，閆美俊.曲線數(shù)值法（SCS模型）在北京溫榆河流域降雨－徑流關(guān)系中的應(yīng)用研究 ［J］. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報， 2008，24（3）：87-90.

［12］WILLIAM J R， LASEAR W V. Water yield model using SCS curve numbers ［J］. Journal of Hydraulics Division， 1976，102（9）：1221-1253.

［13］吳傳鈞. 1： 1000000中國土地利用圖 ［M］. 北京：科學(xué)出版社，1990.

［14］郭曉軍，崔 鵬，莊建琦，等.SCS模型在泥石流多發(fā)區(qū)降雨—徑流模擬中的應(yīng)用—以云南省蔣家溝流域為例 ［J］. 水土保持通報， 2010，30（2）：225-228.

［15］張 荔，孫艷群，林金輝，等.利用地理信息系統(tǒng)進(jìn)行流域徑流計算的方法研究 ［J］. 水資源與工程學(xué)報， 2006，17（5）：67-70.

［16］JEFFRY S F S， KOICHIRO O. Analysis on curve number， land use and land cover changes and the impact to the peak flow in the Jobaru river basin， Japan ［J］. International Journal of Civil and Environmental Engineering， 2012，12（2）：17-23.

［17］付叢生，劉竹筠，陳建耀，等.基于DEM的華南森林小流域月徑流模擬研究 ［J］. 中國農(nóng)村水利水電， 2010，（10）：121-124.

［18］NASH J E， SUTCLIFFE J V. River flow forecasting through conceptual models part I — A discussion of principles ［J］. Journal of Hydrology， 1970，10（3）：282-290.

［19］魏復(fù)盛.水和廢水監(jiān)測分析方法 ［M］. 4版.北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社， 2002.

［20］GB 3838-2002 中華人民共和國地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) ［S］.

［21］劉永偉，毛小苓，孫莉英，等.深圳市工業(yè)污染源重金屬排放特征分析 ［J］. 北京大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版）， 2010，46（2）：279-285.

［22］LU F H， NI H G， LIU F， et al. Occurance of nutrients in riverine runoff of the Pearl River Delta， South China ［J］. Journal of Hydrology， 2009，376：107-115.

［23］盧 薇，彭 泳，劉瑞華，等.東莞市地下水環(huán)境質(zhì)量現(xiàn)狀評價［J］. 水文地質(zhì)工程地質(zhì)， 2004，31（4）：70-73.

［24］FOX L E， SAGER S L， WOFSY S C. Factors controlling the concentrations of soluble phosphorus in the Mississippi estuary［J］. Limnology and Oceanography， 1995，30：826-832.

［25］LI Q SH， WU ZH F， CHU B， et al. Heavy metals in coastal wetland sediments of the Pearl River Estuary， China ［J］. Environmental Pollution， 2007，149（2）：158-164.

［26］劉曉南，吳志峰，程 炯，等.珠江三角洲典型流域顆粒態(tài)氮磷負(fù)荷估算研究 ［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 2008，27（4）：1432-1436.

Calculation of masses flux in a transboundary catchment based on SCS model: A case study in Shima River catchment， Dongguan City.

GAO Lei1， CHEN Jian-yao2*， ZHU Ai-ping2， FU Cong-sheng3， WANG Jiang2， KE Zhi-ting2（1.School of Environmental Science and Engineering， Sun Yat-Sen University， Guangzhou 510275， China；2.School of Geography and Planning， Sun Yat-Sen University， Guangzhou 510275， China；3.Civil and Environmental Engineering，University of Connecticut， Storrs， CT 06269， United States）. China Environmental Science， 2015，35（3）：925～933

Project of Prediction in Ungauged Basins （PUB） was carried out in 2003 to solve the difficulty with regards to calculation of runoff without observation. Few studies focused on the mass fluxes in ungauged basin were reported. To investigate monthly runoff， mass fluxes and ecological compensation in ungauged trans-boundary watershed， monthly runoff was estimated by using SCS model developed by Soil Conservation Service， U.S. Water samples were collected from different sections between varied districts in February， June and November， 2012 to analyze the concentration of N，P nutrients and heavy metals， and main mass fluxes and contribution rates of contaminants from different districts were estimated in combination with the calculated monthly runoff in 2012. The results showed that the maximum and minimum monthly runoff during the investigated periods （1970～2012） were 9.12×108m3in June 2008 and 8.61×106m3which was base flow， and the maximum and minimum annual runoff were 1.75×109m3and 5.32×108m3occurred in 1974 and 2006，respectively. Water quality was severely polluted by varied contaminants in different periods. The ranges of heavy metals concentration were 0.38～0.75mg/L for Mn， 0.09～0.49mg/L for Zn， n.d.-0.09mg/L for Cu and 0.55～9.86mg/L for Fe in February， however， the pollution type was converted to nutrients （N and P） in June and November. Concentration of total nitrogen and total phosphorus ranged from 6.66to 30.1mg/L and 0.05 to 2.49mg/L， respectively. Shima river transported 318.16 tons of metals， 12029.31tons of nitrogen and 203.35tons of phosphorus to the Pearl River Delta in 2012. Duringthe 3investigated periods， the average contribution rates of nitrogen and phosphorus followed the sequences as Huizhou（59.78% and 45.22%）＞Dongguan （35.50% and 38.92%）＞ Shenzhen （4.71% and 15.86%）， and that of heavy metals was given as Dongguan （43.90%）＞ Huizhou（42.57%）＞ Shenzhen（13.52%）.

Shima River catchment；SCS model；runoff；heavy metal；nutrients；flux

P951；X522

A

1000-6923（2015）03-0925-09

高 磊（1986-），男，云南昆明人，助理研究員，博士，主要從事城市化水環(huán)境效應(yīng)的研究.發(fā)表論文9篇.

2014-07-01

國家自然科學(xué)基金項目（41371055）；廣東省省級科技廳項目（2013B020700009）；中央高校基本科研業(yè)務(wù)費專項資金（13lgjc08）；中山大學(xué)博士研究生國外訪學(xué)與國際合作研究項目（2013年度）；國際第四紀(jì)研究聯(lián)合會項目（INQUA-IFG1309F）；國際地質(zhì)比較計劃（IGCP-618）

* 責(zé)任作者， 教授， chenjianyao@hotmail.com