张静，刘玉，马志华，孙省利

（1.广东海洋大学 水产学院，广东 湛江 524025；2.天津科技大学 海洋科学与工程学院，天津 300457；3.国家海洋信息中心，天津 300171；4.广东海洋大学 海洋资源与环境监测中心，广东 湛江 524025）

随着近岸海域的开发、沿岸经济的快速发展，大量的生活污水及工农业废水排入近岸海域，使近岸海洋环境遭受越来越大的压力。广东省作为我国的海洋大省，具有丰富的海洋资源，海洋经济总量已稳居全国首位。但由于长期采取粗放式的海洋经济发展模式，广东省海洋资源开发利用在创造巨大经济和社会效益的同时，对海洋生态环境也带来了极为严重的负面影响，导致了近岸生态环境不断恶化、功能不断退化，局部水域出现生态荒漠化趋势，水域生产力急剧下降，近岸海域水生动植物濒危程度加剧。地处粤西的流沙湾是广东省珍珠贝的主要养殖区，近年来珍珠出现母贝生长慢、死亡率高、珠层薄、珠粒小、次珠多、产珠量低等现象，珍珠质量明显下降①资料来源：http://www.0755zb.com/Texts/2006/8/19/141428.html。除了珍珠近亲繁殖、种质退化等内在原因外，超负荷、高密度的养殖模式也会使海域环境发生变化。为了详细了解流沙湾的环境质量状况，本课题组于2008年对流沙湾开展了一年四季4个航次的水文、水质、底质及生态调查。本文试图从环境容量的角度来分析流沙湾的环境质量现状。由于COD是节能减排的目标污染物之一，代表了水体的有机污染状况；而氮、磷营养盐又是中国近岸海域主要超标因子，与海域初级生产力和富营养化关系密切，因此本文选取COD、无机氮和活性磷酸盐作为流沙湾环境容量计算的环境因子，开展流沙湾环境容量研究，确定流沙湾对特定污染物的环境容量，对于合理开发利用流沙湾的海洋生物和海湾资源，促进流沙湾海洋产业可持续健康发展具有重要的意义。

环境容量主要包括物理自净容量、化学自净容量和生物自净容量3个方面，主要是物理自净容量。而研究海域的水动力情况决定了整个海域的物理自净容量。近年来，数值模拟的方法以其经济、快捷、方便的特点被广泛地用于研究近岸海域潮流、污染物输移扩散等问题。本研究就是利用数值模拟的方法来分析流沙湾的三维水动力场特征，研究不同污染物在水体中的污染扩散规律，计算流沙湾主要污染物的环境容量。

研究海域概况

流沙湾位于雷州半岛西南部，东经109°47′-110°1′，北纬 20°21′-20°31′，曾名翁家港、谢家港，是广东省在海洋经济中发挥核心作用的综合开发十大示范重点海域之一。整个海湾面积约69km2。港湾的形状呈北西向葫形海湾，腰部有南北向沙嘴将港湾分成内港与外港。内港是个泻湖，港口宽750 m（流沙角至石马角），树枝状港汊呈一个很长尖形的峡湾状，水深10～20m的溺谷状深槽长8km。周围无大河注入，底质多为砾石和砂。内港的流沙角沿岸现设渔港，大井角有海军码头，湾头有珍珠养殖场和星罗棋布的私人养珠户。外港叫流沙湾，水域广，水深达5-20 m，底质为淤泥。而据有关史料和气象资料所记载：1951-1972年徐闻及附近登陆的台风有9次，来自各个方位的台风引起流沙角处的风浪都不大，是一个天造地设的天然港湾，不可多得的天然避风深水良港。流沙湾地底蕴藏着丰富的石油和天然气资源，渔产丰富，同时还是中国最大的南珠产地和加工地，并且将是国家级海草保护区。因此协调该地区资源的开发利用和环境保护尤为重要②资料来源：http://zjphoto.yinsha.com/file/200807/2008073113100678.htm。

流沙湾海域潮汐的类型，可根据潮汐系数F=（Hk1+HO1）/HM2的大小来判断。由于缺乏足够的海洋监测资料，本文根据2008版潮汐表的一个月高低潮资料经调和分析得到流沙湾的F＝4.55。可见，流沙湾的潮汐属正规日潮，其特点是每日出现一次高潮和一次低潮。

站位布设

根据海洋监测规范（GB 17378-2007），于2008年2月（冬）、5月（春）、8月（夏）和11月（秋）4个航次采集了流沙湾近岸海域14个站位水样和沉积物样以及4个站位海流数据，站位布设如图1所示。

图1 流沙湾新旧坐标系及站位、地形图

1 计算模式

1.1 三维潮流场数值模型

本研究的水动力模型采用美国普林斯顿大学Blumberg和Mellor开发的原始方程海洋环流模式，简称POM（Princeton Ocean Model）（Mellor，2004）。在像流沙湾这样具有宽阔潮间带的近岸海域，不断变化的水陆边界和计算区域给潮流场的模拟带来了很大的困难。目前国内外较广泛使用的流场模拟模型如POM、ECOMSED、HANSOM、COHERENS等，这些模型大多本身并不能处理这种“干湿”现象，于是近年来，很多学者采用多种方法将“干湿技术”引用到上述模型中，较好地解决了海湾、河口等近岸海域的“干湿”问题（Shietal，1997；孙英兰 等，2001；Li et al，2004；Liu et al，2005；申霞等，2006）。孙建等对国内外动边界技术的发展及应用情况做了较为详细的分析和介绍（Balzano，1998；孙健等，2007），其中“干湿网格”方法以其明确的物理意义和简单的处理方法得到了广泛的接受和使用。其基本思想是预先设定一个临界水深，如果单元水深（水位和流速）小于临界水深，则判断该单元为干，将其从计算域中去除，反之为湿。但存在的主要问题是由于大多数模型采用的是C网格，也就是说水位结点和流速结点并不是定义在同一个位置，导致在干湿判断过程中可能出现虚假的通量；并且模型仅考虑了二维外模态的水动力干湿变化过程，这对三维斜压流动模拟是不够的，还应该附加考虑干湿变化处温盐通量的守恒。另外，模型固有的水深计算方法是基于绝对陆岸边界的，因此虽然可以模拟潮间带的干湿变化，但对于风暴潮漫滩模拟却无能为力。基于上述原因，本文根据Oey（2005）的思想，重新定义模型水深，将改进后的干湿网格技术引入到POM模型中，模拟了流沙湾海域潮汐涨落的干湿变化。

1.1.1 基本方程

本文采用三维模式来描述流沙湾的潮流运动。垂直方向采用坐标，变量空间配置为Arakawa-C格式，2.5阶湍流闭合模型求解垂向混合系数和扩散系数；水平湍流粘滞和扩散系数基于Smagorinsky公式。具体公式详见文献POM手册（Mellor，2004）。

1.1.2 干湿网格技术

1.1.2.1 变量定义

传统水深的处理方法是以海图水深加上水位变化后订正到平均海面来表示的。处理的都是陆岸边界以内的海域的水深变化。在这里，我们重新考虑对陆岸边界的定义。

在海洋模型中，通常定义总水深

其中，msl为平均海面或海图深度基准面；Hmsl为从海底到平均海面的高度，即海图水深或订正到平均海面的水深，当在msl以下（上）时取正（负）。现在，我们将基准面msl上移至一个新的基准面，记为datum，datum以上的陆岸边界记为绝对陆边界（ALB），此边界永远不会被海水淹没，因此FSM＝0；从msl至ALB有一个最大的水位，记为Hhi＞0，其值可以通过多年观测的最大水位再加上一个合适的值（如1m）来确保ALB以上区域FSM恒为零。其余所有的变量都以新的基准面datum来定义。于是得到新的地形水深为

当H＞0时FSM=1，为计算域；当H≤0时FSM=0，为ALB。新的水位从datum算起为

则（1）式的总水深变为

显然，在任何时刻当D≤0时为干，反之为湿。因此，可以通过计算每个网格的总水深D来判断各个网格的干湿情况。

图2 干湿网格的变量定义

1.1.2.2 外模式条件

POM模型是基于原始方程组的三维斜压海洋模式，由于使用了内外模态分离的技术，POM可以用来方便地进行二维（外模态）正压和三维（内模态）斜压的模拟。在ALB以及向陆一侧，FSM=0；向海一侧FSM=1。为了模拟潮间带地区以及风暴潮漫滩地区的干湿现象，在FSM=1的区域新定义一个变量，由于算法的限制，水深不能取为0，而是事先取一个小量（如5 cm），或者可以认为此处具有很薄的一层水层，则

在每一个外模时间步Δte，当更新完（η，U，V）之后，应用式（5），条件是在一个干网格界面没有通量交换。在如图3所示的C网格上，除了水深点的判断之外（注意：水位η在干网格处保持上一时刻的水位值），还必须单独检查U和V所在的网格界面。于是定义变量Du和Dv，令

图3 C网格变量安排

条件（5）和（7）对所有理想的干湿情况都是适用的，也是多数干湿网格技术所采纳的。在更多的普通情况下（如真实的海底地形和风况），附加下述条件可以增加模型的生命力。当和所在的网格界面处非干时（也就是说不满足条件（7）），但至少有一个邻近网格为干且有从干网格流出的通量，那么就设置相应的网格界面速度为0。这种情况之所以发生是因为在C网格上，变量D和并非定义在同一位置，从干网格有通量流出这种不现实的情况必须被关闭。因此有

这种反常的出流通量纯粹是数值上的，当连续方程中的压力梯度项不存在时也不存在。

1.1.2.3 内模式条件

对三维斜压流动来说，仅仅有上述的外模式条件是不够的，还需要附加两个补充条件。第一个条件是在干网格处上述的Hdry这一薄层水层的温盐应回归于它们的气候式温盐值，即：

盐度方程类似，其中α=2 day-1。第二个条件是在斜压流动时通过一个干网格界面不应有垂向的速度结构变化。即

也就是说，为了防止当网格由干变湿过程中有虚假剪切力的产生，条件（10）要比条件（7）更为严格。

1.1.3 坐标变换

为了方便矩形网格的安排，减少计算区域，将图1原来的经纬度坐标系x′o′y′以原点O′为顶点逆时针旋转θ角度后，向下平移|O′O|，得到新的坐标系（单位m）xoy，在新的坐标系下，流沙湾外海的陆地连线构成计算区域矩形网格的西边界。具体转换公式如下：

式中，θ=16°，逆时针为正。至此，模式输出的u、v值是在新坐标系下的计算结果，与实际值相差了一个θ角。如果没有特别说明，以后的阐述都是针对新坐标系而言的。

1.1.4 边界条件

在海岸边界上，POM模式可以根据水深点的位置自动封闭陆地边界，其法向流速为零。

式中：fi是交点因子；vi，ui分别是格林威治初始相位和交点订正角；ωi为分潮的角频率；Hi，gi分别是分潮的振幅和迟角；下标i表示分潮，本研究取M2、S2、K1、O14个分潮。使用这种形式的流速边界条件可以将内部的计算误差通过开边界传出，保证了计算的稳定性。

前文提到，流沙港是一个天然避风深水良港，而流沙湾所处的雷州半岛年平均风速约为3 m/s①，风力仅为2级，因此，风对本海域的影响不大，本次模拟忽略了风的影响。

1.1.5 初始条件

经验及算例分析表明，在近海流体动力学中，初始场形成的初始能量将随着时间增加而不断衰减，直至全部耗尽（孙文心等，2004）。因此本研究采用零初始场，即取u=v=η=0。

1.1.6 模式安排

计算采用矩形网格，网格数为71×85，空间步长Δx=Δy=240 m，垂直方向取4个sigma层。站位示意图如图1所示，其中S1-S7站位位于外湾；S8-S14站位位于内湾；水位及流速验证站位LS1、LS2位于外湾；LS3、LS4位于内湾。

模型运行的初始温度场和盐度场均取实测平均值。以M2、S2、K1、O14个分潮从西边界驱动模式的运行，调和常数由湾内验潮站的潮汐表资料经调和分析后，再进行调试获得。计算的起始时间为2008年5月1日0时，设置模型运行时间为32天，其中5月8日的模拟结果被用来和海流调查站位上的实测数据进行比较。

1.2 水质模型

调查结果显示各站点污染物没有明显的垂直方向的浓度分层，因此，本研究采用垂向平均的水平二维对流扩散方程来计算流沙湾的污染物浓度。控制方程如下：

式中：Ci为污染物浓度，下标i依次代表COD、无机氮和活性磷酸盐；u，v分别为x，y方向的速度分量；Dx，Dy分别为x，y方向的涡动扩散系数，由上述的Smagorinsky公式给出，在实际计算中由POM模型实时地更新对流扩散模式中的垂向平均流速和涡动扩散系数；S0为源强，由下式给出：

其中：Cs0为污染物的点源强，在数值计算中作为边界条件给出；Csi为非保守物质的衰减项，k为衰减系数，对于保守物质而言其值为零。

1.3 污染源分布及源强估算

海水通过物理、化学和生物化学等作用对排入其中的污染物质进行净化，其中水动力输运的物理自净能力十分巨大。一般环境容量的计算是基于上述水动力和水质模型，求得各点源的响应系数场和分担率场，再根据水质目标及现状浓度求得主要污染源和控制单元入海污染物（COD、无机氮、活性磷酸盐等）的环境容量（朱静等，2009）。但流沙湾情况不同，前文叙述过，流沙湾周围是没有大河注入的，也没有工业区和大型生活聚集区，居民主要以村落的方式散布于沿岸，以捕鱼、海湾养殖为生，而非以农耕为生，因此湾内污染源主要是居民的生活污水排入和养殖自身污染。本次研究设计的排污处如图1所示。

生活污染源：将分布流沙湾的3个主要镇（流沙镇、西连镇和迈陈镇）居民排放的生活污水通过合适的入海口作污染源；人口数据来自第五次人口普查数据（流沙镇：18 173人；西连镇：34 560人；迈陈镇：46 897人）；根据2010年《湛江统计年鉴》中统计的2009年湛江生活用水总量和湛江人口总数，算得的湛江人均用水量约为180 L/d（湛江市统计局等，2010），人均污水量按人均用水量乘以0.8的系数即144 L/d来计算（张伟，2010）；污水浓度按一般污水处理厂的进水浓度的上限值（COD：150 mg/L；无机氮：25 mg/L；活性磷酸盐：2.5 mg/L）给定①。

根据本课题组的调查成果，流沙湾水域养殖总面积达到13.6 km2，其中贝类养殖面积为12.5 km2，占流沙湾水域养殖面积的92%。因海域自然条件好，天然饵料丰富，养殖基本上是不投饵的，但贝类排泄形成的自身污染可以作为海水中氮、磷营养盐的一个来源。由于缺乏贝类磷代谢的数据，本次模拟仅考虑氮的代谢。流沙湾主要养殖的贝类为马氏珠母贝，根据王庆恒等（王庆恒等，2009）的结果，取马氏珠母贝的排氨率为0.025 mg/g·h，取近3年（2005-2007年）贝类养殖产量的平均值为22 238 t，近似算得流沙湾海域贝类养殖排氨量约为194.8 t/a。将流沙湾养殖海域划分为6个海区，分别是流沙－覃斗海域、下海－英良海域、北街－龙谭海域、大井－英产海域、那宋－迈陈海域、石马－海尾海域。以调查得到的养殖面积和养殖区中心区域作为污染源得到各污染源的源强。各污染源所在位置如图1所示。

根据《关于对湛江市近岸海域环境功能区划意见的函》中的规定，整个流沙湾分为两个区，一是流沙港四类区，包括2个码头和1个渔码头，执行海水水质Ⅲ类标准；一是流沙二类区，执行海水水质Ⅱ类标准。因环境容量通常是指由水质标准所确定的特定海域所能容纳污染物的最大量，因此从养殖安全角度考虑，整个海域按Ⅱ类水质标准来计算，即执行《海水水质标准》（GB 3097-1997）中的Ⅱ类水质标准。各指标的限值为：COD：≤3mg/L；无机氮：≤0.30 mg/L；活性磷酸盐：≤0.030 mg/L。

2 结果与讨论

2.1 潮流场计算结果的检验和分析

2.1.1 潮位验证

由图4显示的4个站位5月8日的水位预测值与实测值的对比情况来看，本模式所模拟的水位变化基本与实测一致；进一步进行误差分析发现，4个站点上预测值与实测值的均方根误差分别为0.258 m、0.397 m、0.364 m和0.511 m；最大偏差分别为5.8%、5.1%、4.1%和9.2%，符合预报精度的要求。总的来说，外港的水位验证效果要较内港好，由于内港是流沙港、渔码头和军用码头，主航道窄而深，船舶往来频繁，因此实测的水位误差较大。但是考虑到在实际测量时海面风应力、船舶航行因素可能引起的水位变化以及对实测数据处理时可能带来的误差，上述误差值是偏保守的。由图中还可见，流沙湾的涨潮历时要大于落潮历时，经模型计算流沙湾的平均潮差约为2.4 m，最大潮差可达5.0 m。

图4 4个站位上预测水深与实测水深的比较（5月8日）

2.1.2 流速验证

由于下文中所有的污染源都集中在内港，因此，文中只给出5月8日LS3和LS4两个站位的表、中、底层流速和流向预测值与实测值的比较情况，如图5所示。两个站位流速和流向的预测值与实测值基本吻合，流速表层>中层>底层。其中LS3站位预测流速的最大值与实测值相比偏低，可能因为LS3站位处在内、外港的衔接处，此处口门窄、水深、岸线变化剧烈、影响因素复杂，因此实测流速在此明显增大。而处于内港的LS4站位的实测流速尤其是实测的最大流速与预测值相比均偏低，可能因为港内遍布珍珠贝养殖，而养殖多以吊桩为主，从而减缓了潮流的流速，导致实测值普遍偏低。从预测和实测的流速来看，流沙湾的最高流速可达140 cm/s，这在中国沿海的小海湾中并不多见，也表明了流沙湾良好的水动力环境。结合水位验证结果看，整体上流沙湾的涨潮流速要小于落潮流速；其中外港的两个站位涨、落潮的流速差较大（文中未给出），内港的两个站位涨、落潮的流速差较小。从两个站位各层的流向可以看出，预测值与实测值基本上是吻合的，由于站位布设多在主航道附近，受风、船舶行驶等多种因素的影响，在实测流速和流向上可能存在很多不确定的因素，因此部分时刻流向有较大偏差。涨潮流向在104-164°之间，落潮流向在284-344°之间（均为旋转坐标系前的流向），流向基本呈西北－东南走向，与水道走向较为一致。从流向的变化特征看，呈现出明显的往复流特征。

图5 LS3、LS4站位预测流速、流向与实测流速、流向的比较（5月8日）

2.1.3 流场特征

为了说明潮滩淹没干出的现象，文中仅给出了一个潮周期4个特征时刻（即涨潮：FLOOD；高平潮：HWS；落潮：EBB；低平潮：LWS）垂向平均的潮流矢量图（图6）。可以看出：涨潮时，海水从外港向内港流动，淹没整个海域，且流速较大；到了高潮时，海水流速降低，且以航道处流速最大；落潮时，沿岸的滩涂开始干出，流速逐渐加大，仍以航道处流速最大；当落潮到低潮时，大片潮滩干出，且流速达到最小，尤其在内港，除航道处保持很小的流速外，其余大部分地区的潮滩都干出。整体流向为东－西向，到了内港，潮流受地形约束，方向发生局部变化。整个流沙湾潮流表现出较明显的往复流的性质，与前面的分析结果相一致。

图6 垂向平均的潮流流速在一个潮周期4个特征时刻的水平矢量图（注：绘图间距为两个网格间距）

2.1.4 Euler余流

对空间给定点上的流速作潮周期平均，导出了Euler平均流速，即Euler余流，它表示了海水的潮周期平均迁移趋势。图7给出了流沙湾模拟的4个主要分潮垂向平均的Euler余流结构。由图7结果可知，整个流沙湾的余流场较强，余流方向基本指向外港，且存在3个环流：外港中心处存在一个明显的逆时针环流，且环流速度较大；内港与外港邻接航道处存在一个不太明显的逆时针环流，此处受地形及航道分岔影响，流向较乱；在内港的另一个航道分岔处存在一个很弱的大体呈逆时针方向的环流。整个主航道上流速都较大。可见，整个流沙湾的潮流运动是带有旋转流的往复流运动，与黄小平等（黄小平等，2007）的调查结果一致。余流场同时说明了流沙湾水动力条件好，水交换能力强。

图7 流沙湾垂向平均的余流场

2.2 环境容量计算结果与分析

2.2.1 水质模型模拟结果验证

根据本实验室的调查结果，流沙湾海域除了冬季COD值（平均值2.43 mg/L）稍高外，其余三季COD值（春、夏、秋季平均值分别为0.71 mg/L、0.78 mg/L和0.87 mg/L）季节差别均不大。由于流沙湾周围无大型河流输入，也无固定的大型污染源，COD来源单一，基本为生活排污；加之研究区域降水量偏少（黄小平等，2007），平均风速较小，对本海域影响均不大，因此模型不考虑季节风和降水的影响，采用COD浓度场来验证水质模型的模拟结果。以5月调查的水质实测值为背景浓度，同时开放各污染源，模型计算三个月，8月的COD实测浓度场与模拟浓度场对比结果如图8所示。

图8 实测浓度场与模拟浓度场的对比（8月）

从图8可以看出，COD的实测浓度场与模拟浓度场较为一致，都呈现出从湾内向湾外递减的趋势，且相同海域浓度等值线相差不大；除湾口等值线走向略有差异外，其余海域等值线走向基本一致。

2.2.2 环境容量计算结果

通常的环境容量计算方法多采用响应系数、分担率、混合区的方法，该方法主要是针对有固定陆源输入的海域，便于计算各个污染源的允许排放容量，从而实现对各个陆源污染源的减排计划。而在本次模拟中，因实际上生活污水是分散分布的，养殖排污也是分散分布的，模拟中并无大型固定的污染源，因此针对污染源的响应系数计算方法并不适于流沙湾。由于环境容量反映的是某水体对特定污染物的容纳能力，并不是某一瞬时或者短时间内的水体特征，因此文中在模型运行稳定后，用整个海域特定水质标准下所能容纳的污染物的最大量（简称标准容纳量）减去污染物排放一年后海域中污染物的现有量（简称现有量），所得结果即为该海域的剩余容量即环境容量。以此环境容量来研究整个流沙湾污染物排放有没有超标（环境容量为正，不超标；为负，超标）；间接求出海域对于特定污染物的净化能力（包括物理自净和生物自净）。其中：

表1列出了三种污染物的年排放量、环境容量和水体净化率的计算结果，其中无机氮的结果以生活污染源和生活污染源＋养殖污染源两种计算结果表示。COD按保守物质处理；无机氮和活性磷酸盐按非保守物质处理，其衰减系数分别取本实验室获得值0.5514 d-1和0.1987 d-1。

表1 流沙湾污染物环境容量计算结果

由表1可见，流沙湾目前估算的COD年排放量约为785 t，背景量约为281 t，模型运行一年后模拟的海域COD现有量约为239 t，按照流沙湾的二类水质保护目标算得的流沙湾对污染物COD的标准容纳量约为1145 t，因此，海湾尚有COD环境容量（即残余容量）约为906 t；COD在流沙湾水体中的自净率达到78%，因为是把COD看作保守物质处理的，故主要指物理自净，可见流沙湾的水动力状况很好，水体的交换能力较强。从表中可以看出，流沙湾目前估算的生活来源无机氮比养殖来源无机氮的年排放量要小，生活来源约为养殖来源的67%左右；其中仅考虑生活污染排放估算的无机氮年排放量约为131 t；同时考虑生活和养殖污染排放估算的无机氮年排放量约为326 t；整个海域无机氮的背景量约为26 t，在仅考虑生活污染和同时考虑生活和养殖污染的情况下模型运行一年后模拟的海域无机氮现有量分别约为6 t和9 t，按照流沙湾的二类水质保护目标算得的流沙湾对无机氮的标准容纳量约为115 t，海湾尚有无机氮环境容量（即残余容量）均大于100 t；可见，整个海域对无机氮的净化能力很大，无机氮在流沙湾水体中的自净率达到96%以上，因为是把无机氮看作非保守物质处理的，故同时指物理自净和生物降解作用自净。流沙湾目前估算的活性磷酸盐年排放量约为13 t，背景量约为2 t，模型运行一年后模拟的海域活性磷酸盐现有量不足0.5 t，按照流沙湾的二类水质保护目标算得的流沙湾对活性磷酸盐的标准容纳量约为11 t，因此，海湾尚有活性磷酸盐环境容量（即残余容量）约为11 t；活性磷酸盐在流沙湾水体中的自净率达到97%，因为是把活性磷酸盐看作非保守物质处理的，故同时指物理自净和生物降解作用自净，可见与氮营养盐相似，磷营养盐在流沙湾中的浓度也较低。3种物质的容量计算结果表明了流沙湾目前COD及氮、磷营养盐含量均较低；因为是以二类海水水质为保护目标算得的容量，因此流沙湾海域甚至在一定程度上可能出现营养盐不足的情况。

2.3 讨论

近年来，我国积极调整和优化产业结构，不断推进经济增长方式由粗放型向集约型转变，沿海各级地方政府严格落实节能减排政策。其中，COD是节能减排的目标污染物之一。另外，根据《2008年中国海洋环境质量公报》，海水中主要污染物是无机氮、活性磷酸盐和石油类。因此本文选取COD、无机氮和活性磷酸盐作为流沙湾环境容量计算的污染因子，由于缺乏石油类污染源的调查统计数据，文中暂没有考虑石油类的环境容量。

已有的研究表明，在中国近岸海域，陆源输入是海域污染物的主要来源（孙丕喜等，2005；姜胜等，2006）。从文中环境容量的计算结果来看，以Ⅱ类国家海水水质标准为目标，流沙湾对各种污染物的剩余环境容量较大，表明流沙湾海域海水COD和营养盐含量较低，可以满足相应的水质保护目标；从海域对保守物质COD和非保守物质营养盐的交换率计算结果来看，海域的自净能力较强，对污染物的交换率至少可以达到78%，而实测和模拟结果也表明，流沙湾潮差大、流速快，湾内外水流交换通畅。因此，流沙湾COD和营养盐的含量较低可以归结为以下原因：其一，流沙湾周围无大型河流输入，地区经济发展较为落后，无工业污染，生活污染排入较少；其二，流沙湾水动力条件较好，湾内污染可以很快被带到湾外稀释扩散掉，有效降低了湾内周边居民生活排污和养殖活动带来的污染；其三，流沙湾内湾为大规模贝类养殖区，贝类养殖面积占总养殖面积的92%，且基本为无投饵养殖，大面积高密度的贝类养殖滤食了大量的浮游植物和有机颗粒，加速了浮游植物对营养盐的吸收过程，同时产生颗粒生物沉降，促使营养盐从水体向海底沉积物输送，降低了水体中的营养负荷（Hatcher et al，1994）；其四，流沙湾湾内存在着大面积的海草场，海草可作为饲料、肥料，又可入药、编制工艺品，更重要的是它既可净化水质，吸收水中易导致赤潮的营养盐、改善环境，又可固定泥沙，防止海岸线的侵蚀，因此，海草床生态系统对湾内水质的改善起到了重大作用。

根据本实验室的调查结果，流沙湾海域无机氮和活性磷酸盐的年平均值分别为5.2 μmol/L和0.3 μmol/L。而Justic等（1995）通过对营养盐吸收动力学研究提出无机氮1.0 μmol/L、活性磷酸盐0.1 μmol/L为浮游植物生长所需最低阈值。可见，流沙湾氮、磷营养盐的绝对含量还是较低的。本实验室谢群等在研究流沙湾海域表观耗氧量和营养盐相关性分析中发现，流沙湾海域的营养盐与表观耗氧量的比值低于Redfield理论比值，流沙湾海域属贫营养类型（谢群等，2012）；王大鹏等在研究流沙湾珍珠养殖区营养盐的分布中发现，流沙湾珍珠养殖区（即内湾）各季节无机氮的标准指数基本小于0.40，活性磷酸盐的标准指数基本小于0.30，同样也表明流沙湾的氮、磷营养盐含量较低（王大鹏等，2010）。因此，可以认为，流沙湾海域水质属较贫营养类型。在不考虑养殖污染的情况下，无机氮的年排放量约为131 t；考虑养殖污染后，年排放量约为326 t，在增大排放量约1.5倍的情况下，海域的剩余环境容量和对无机氮的交换率变化均不大，表明海域对无机氮等营养盐的消耗很大。

从环境容量的角度看，流沙湾海域COD及氮、磷营养盐的剩余环境容量均很大，这是环境管理者所希望达到的目标；而从海域使用功能来看，流沙湾海域水质虽然能够满足增养殖区二类海水的水质保护目标，但由于养殖品种单一，养殖对象主要为贝类，因此海域低含量的氮、磷营养盐反而在一定程度上制约了流沙湾养殖业的发展。由此可见，环境管理不仅要考虑环境容量，还应结合具体海域使用特点进行合理规划，以促进海域生态健康发展。

4 总结

本研究的水动力模型采用POM模型，将改进的干湿网格技术嵌于其中，通过坐标旋转，合理划分计算区域，成功模拟了流沙湾的潮汐潮流特征。模拟结果表明：流沙湾海域属正规日潮，潮流运动是带有旋转流的往复流运动，主要呈西北—东南走向；涨潮历时大于落潮历时；落潮流速大于涨潮流速；一个全日潮潮周期的模拟较好地再现了流沙湾潮滩涨潮淹没、落潮干出的干湿变化过程；余流较强，基本指向外港。整个流沙湾水动力条件好，水交换能力强。

在上述建立的流沙湾海域潮流模型的基础上，采用垂向平均的水平二维对流扩散方程来模拟流沙湾污染物的浓度变化。水质模型中考虑了水动力过程和生物降解对污染物的影响。浓度模拟结果与实测值吻合较好。以此模型为基础，在Ⅱ类国家海水水质标准的要求下，计算了流沙湾COD（保守物质）和无机氮、活性磷酸盐（非保守物质）的环境容量。计算结果表明，目前整个流沙湾COD的环境容量约为906 t/a，海域对COD的交换率达78%；无机氮的环境容量约为105 t/a，海域对无机氮的交换率达97%；活性磷酸盐的环境容量约为11 t/a，海域对活性磷酸盐的交换率达97%。可见，整个流沙湾海域水环境质量很好，海水自净能力强，对各种污染物的交换能力强。

水质调查结果、水动力模拟结果和环境容量计算结果表明，流沙湾海域水质属较贫营养类型，虽然较大的剩余环境容量是我们所希望的，然而结合具体养殖对象看，流沙湾海域低含量的氮、磷营养盐反而在一定程度上制约了流沙湾养殖业的健康发展。因此，环境管理不仅要考虑环境容量，还应结合具体海域使用特点进行合理规划，以促进海域生态健康发展。

Balzano A，1998.Evaluation of methods for numerical simulation of wetting and drying in shallow waterflow models.Coastal Engineering，34：83-107.

Hatcher A，Grant J，Schiield B，1994.Effects of suspended mussel culture（Mytilus spp.）on sedimentation，benthic respiration and sediment nutrient dynamics in a coastal bay.Marine Ecology Progress Series，（115）：219-235.

Justic D，Rabalais N N，Turner R E，1995.Stoichiometric nutrient balance and origin of coastal eutrophication.Marine Pollution Bulletin，30（1）：41-46.

Li Mingkui，Hou Yijun，Wei Zexun，2004.Three dimensional numerical simulation of tides and currents in Fushan Bay，Qingdao.Journal of Hydrodynamics，Ser.B，16（5）：646-650.

Liu Hao，Yin Baoshu，Xu Yanqing，et al，2005.Numerical simulation of tides and tidal currents in Liaodong Bay with POM.Progress in Natural Science，15（1）：47-55.

Mellor G L，2004.Users guide for a three-dimensional，primitive equation，numerical ocean model.New Jersey：Princeton University.

Oey L，2005.A wetting and drying scheme for POM.Ocean Modelling，9：133-150.

Shi Fengyan，Sun Wenxin，Wei Gengsheng，1997.A WDM method on a generalized curvilinear grid for calculation of storm surge flooding.Applied Ocean Research，19：275-282.

黄小平，黄良民，2007.中国南海海草研究.广东：广东经济出版社，61-63.

姜胜，冯佳和，冯洁娉，等，2006.广州海域营养盐的质量浓度及分布特征.海洋科学，30（4）：36-39.

申霞，姚琪，王鹏，2006.动边界技术在POM模型中的研究与应用.海洋通报，25（1）：1-7.

孙健，陶建华，2007.潮流数值模拟中动边界处理方法研究.水动力学研究与进展，Ser.A，22（1）：44-52.

孙丕喜，王宗灵，战闰，等，2005.胶州湾海水中无机氮的分布与富营养化研究.海洋科学进展，23（4）：466-471.

孙文心，江文胜，李磊，2004.近海环境流体动力学数值模型.北京：科学出版社，117-120.

孙英兰，张越美，2001.胶州湾三维变动边界的潮流数值模拟.海洋与湖沼，32（4）：355-362.

王大鹏，曹占旺，何安尤，等，2010.流沙湾珍珠养殖区营养盐时空分布现状及分析.广西水产科技，（4）：21-31

王庆恒，张善发，杜晓东，等，2009.马氏珠母贝黄壳色选系F1与对照组耗氧率和排氨率的比较.水产学报，33（5）：790-796.

谢群，张瑜斌，孙省利，等，2012.流沙湾海域表观耗氧量和营养盐相关性分析.环境科学导刊，31（2）：1-6.

湛江市统计局.国家统计局湛江调查队，2010.湛江统计年鉴2010.江西：江西宜春资料印务有限公司.

张伟，2010水环境规划中人均生活污水排放量估算研究.硕士学位论文，苏州：苏州科技学院.

朱静，王靖飞，田在峰，等.海洋环境容量研究进展及计算方法概述.水科学与工程技术，2009，（4）：8-11.