程 月，李一平**，施媛媛，唐春燕

(1：河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098) (2：河海大學(xué)淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210098)

內(nèi)源污染是湖泊不可忽視的污染來源之一，對長期受到污染的湖泊，底泥可作為存儲(chǔ)庫將污染物從水中移除，但也會(huì)受到擾動(dòng)向上覆水釋放污染物，因此底泥釋放成為湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生的潛在因素. 尤其針對大型淺水湖泊，易受表層風(fēng)應(yīng)力和底層切應(yīng)力的作用影響[1]，底泥長期處于動(dòng)態(tài)釋放過程.

氮、磷是研究者最關(guān)注的引起水域富營養(yǎng)化的“罪魁禍?zhǔn)住? 與磷不同的是，氮的化學(xué)形態(tài)多樣且相關(guān)生化反應(yīng)復(fù)雜，無機(jī)鹽均呈溶解態(tài)，容易自由遷移轉(zhuǎn)化，沉積物-水界面動(dòng)態(tài)的氧化還原環(huán)境和微生物活性影響著硝化-反硝化作用，最終部分氮也能以氣體形式被去除. 但隨著人類活動(dòng)頻繁，大量氮元素被不斷輸送到水體[2]，導(dǎo)致湖泊初級(jí)生產(chǎn)增長，進(jìn)一步加劇氮鹽的湖相循環(huán)[3]. 環(huán)境數(shù)值模型是模擬水質(zhì)的有效工具，已成功應(yīng)用于水資源管理、水質(zhì)預(yù)測領(lǐng)域[4]，然而模擬時(shí)底泥釋放速率通常被設(shè)置為常數(shù)[5]，分區(qū)設(shè)置可以進(jìn)一步減少空間差異帶來的底泥釋放模擬誤差，但對于大型淺水湖泊并不適用，對底泥釋放進(jìn)行精細(xì)化模擬十分必要. 沉積成巖模型可有效模擬內(nèi)源釋放的動(dòng)態(tài)變化，多用于研究河口和沿海區(qū)域沉積物-水界面的營養(yǎng)交換[6-7]. Chen等[8]建立沉積成巖模型來表征小型潮汐沼澤底棲生物的養(yǎng)分通量，Prakash等[9]為CE-QUAL-W2開發(fā)沉積成巖模型以研究礦坑湖沉積物-水界面生物氣體的生成和釋放. 目前沉積成巖理論在淡水湖的應(yīng)用很少，在常見的水質(zhì)模型中，只有CE-QUALICM/TOXI模型和EFDC模型開發(fā)了沉積成巖模塊[10]. 現(xiàn)用沉積成巖模型模擬太湖內(nèi)源磷釋放已有成功案例[11]，但對氮的內(nèi)源釋放模擬還有待研究.

本文基于EFDC(Environmental Fluid Dynamic Code)模型建立太湖沉積成巖模型，以太湖5個(gè)湖區(qū)為研究對象，從沉積成巖模型中選取與氮模擬密切相關(guān)的18個(gè)參數(shù)，運(yùn)用拉丁超立方抽樣(LHS)排列出200組參數(shù)組合，使用概率統(tǒng)計(jì)方法分析參數(shù)對氨氮和硝態(tài)氮的不確定性影響，采用標(biāo)準(zhǔn)秩回歸分析法定量衡量參數(shù)敏感性，識(shí)別底泥釋放的關(guān)鍵物理生化過程和沉積成巖模型的敏感參數(shù)，為大型淺水湖泊的底泥釋放研究提供參考.

1 研究區(qū)域

太湖(30°55′～31°32′N，119°52′～120°36′E)是我國第三大淡水湖，位于長江三角洲南部，水域面積2338 km2，平均水深1.9 m，屬于典型的大型淺水湖泊. 長期以來，工業(yè)活動(dòng)向太湖輸入大量營養(yǎng)物質(zhì)，太湖水體和底泥中積累了豐富的含氮化合物. 營養(yǎng)元素的不均勻分布使太湖呈現(xiàn)“草-藻”型生態(tài)系統(tǒng)共存格局[12]，污染嚴(yán)重的西部湖區(qū)呈現(xiàn)明顯的藻型特征，東部湖區(qū)水質(zhì)較清呈現(xiàn)草型特征. 為研究氮在太湖不同類型湖區(qū)的分布特征，將太湖劃分為8個(gè)湖區(qū)(圖1)，并選取藻型湖區(qū)梅梁灣、西北湖區(qū)、西南湖區(qū)，草型湖區(qū)東部湖區(qū)、湖心區(qū)共5個(gè)湖區(qū)作為主要研究區(qū).

圖1 太湖湖區(qū)劃分及監(jiān)測點(diǎn)位Fig.1 Lake Taihu area division and monitoring points

2 研究方法

2.1 模型構(gòu)建

本案例選用開發(fā)有沉積成巖模塊的EFDC模型進(jìn)行模型構(gòu)建，將太湖水平劃分為4464個(gè)矩形網(wǎng)格，網(wǎng)格尺寸750 m×750 m，東西橫跨89個(gè)網(wǎng)格，南北縱躍95個(gè)網(wǎng)格. 邊界條件包括太湖出入湖流量、水溫水質(zhì)、風(fēng)場氣象的時(shí)間序列. 氣象和溫度數(shù)據(jù)來自中國科學(xué)院太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站的氣象監(jiān)測站，流量和水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)來自監(jiān)測站點(diǎn)(位置見圖1)，水質(zhì)指標(biāo)為氨氮和硝態(tài)氮，監(jiān)測頻率為每月一次，水質(zhì)數(shù)據(jù)采用2004年湖區(qū)30個(gè)采樣點(diǎn)每月一次的表層水樣的實(shí)測值. 為簡化模型將太湖沿岸河流概化為30條作為出入湖邊界[13]. 模型計(jì)算初始日期2004年1月1日，模擬周期365天，采用動(dòng)步長計(jì)算方式，初始時(shí)間步長10 s，安全因子0.2. 水動(dòng)力[13]、水質(zhì)[14]和成巖參數(shù)已得到率定驗(yàn)證，氨氮和硝態(tài)氮濃度在梅梁灣的相對誤差分別是30.46%、27.54%，在竺山灣的相對誤差分別是33.36%、32.57%，在湖心區(qū)的相對誤差分別是28.06%、27.32%.

2.2 沉積成巖模型原理

EFDC的沉積成巖模塊以DiToro和Fitzpatrick為切薩皮克灣開發(fā)的沉積模型為基礎(chǔ)，其原理基于質(zhì)量守恒定律，包含沉降通量、成巖通量、沉積通量三類通量，這些通量將耦合到水質(zhì)模塊中. 如圖2所示，水體中顆粒態(tài)有機(jī)氮在重力作用下沉降到底泥形成沉降通量①，底泥中顆粒態(tài)有機(jī)氮中易降解的部分被成巖作用分解為氨氮和硝態(tài)氮，產(chǎn)生成巖通量②，氨氮、硝態(tài)氮受濃度梯度驅(qū)動(dòng)擴(kuò)散到上覆水中產(chǎn)生沉積通量③. 沉積成巖模型假設(shè)底泥分為兩層：上層是好氧或缺氧，下層總是厭氧，下層的厚度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于上層(厚度約0.1 cm[15]). 三類通量的具體計(jì)算公式如下[15]：

圖2 沉積成巖模型中氮的三類通量 (PON表示顆粒態(tài)有機(jī)氮，LPON表示易降解顆粒有機(jī)氮，RPON表示難降解顆粒有機(jī)氮)Fig.2 Three types of fluxes of nitrogen in diagenesis module (PON represents granular organic nitrogen, LPON represents organic nitrogen of easily degraded particles, and RPON represents organic nitrogen of refractory particles)

沉降通量：

(1)

成巖通量：

(2)

沉積通量包括氨氮和硝態(tài)氮的沉積通量，氨氮的沉積通量：

(3)

(4)

(5)

硝態(tài)氮的沉積通量：

(6)

(7)

由于氮?dú)馔繌乃w中去除對水質(zhì)沒有影響，故未列出計(jì)算公式，式中各符號(hào)的物理意義見表1.

表1 公式中各符號(hào)物理意義*

*第G1、G2、G3類物質(zhì)分別表示快速降解、中等降解、難降解類有機(jī)物.

2.3 分析方法

2.3.1 參數(shù)取值范圍及先驗(yàn)分布 根據(jù)沉積物-水界面的物理生化作用及沉積成巖模型原理，選取18個(gè)參數(shù)作為不確定性和敏感性分析的輸入?yún)?shù)(表2)，假設(shè)參數(shù)服從均勻分布，參數(shù)取值綜合參考海灣、河流、淺水湖泊的相關(guān)文獻(xiàn)[16-19].

表2 沉積成巖模型輸入?yún)?shù)取值范圍

2.3.2 參數(shù)抽樣 拉丁超立方抽樣(LHS)是一種分層抽樣方法[20]，能使抽樣結(jié)果均勻覆蓋到可行區(qū)間，且能反應(yīng)樣本的概率分布[21]，是不確定分析的常見抽樣方法. LHS假設(shè)參數(shù)之間相互獨(dú)立，若待抽樣組數(shù)為n，有k個(gè)輸入變量，則抽樣步驟為[22]：①對每個(gè)輸入變量X1、X2…Xk在其可行區(qū)間內(nèi)均勻分成n個(gè)互不重合的小區(qū)間，在每個(gè)小區(qū)間內(nèi)按變量的概率密度分布隨機(jī)抽樣，則對第k個(gè)變量Xk而言有n個(gè)取值；②將變量X1產(chǎn)生的n個(gè)取值與X2的n個(gè)取值隨機(jī)配對，再與X3的n個(gè)取值隨機(jī)組合，依次類推，最終得到一組n個(gè)抽樣數(shù)的k維變量組值. 由于LHS在取樣上的優(yōu)越性，當(dāng)抽樣組數(shù)大于變量個(gè)數(shù)的4/3時(shí)可得到穩(wěn)定的輸出結(jié)果[23]，本案例在參數(shù)的抽樣組數(shù)上進(jìn)行魯棒性實(shí)驗(yàn)，結(jié)合計(jì)算時(shí)長的消耗和不確定性結(jié)果的穩(wěn)定性綜合考慮，選取抽取組數(shù)200組[11,13-14](n≈11k).

2.3.3 不確定性分析方法 不確定性分析采用概率統(tǒng)計(jì)方法[24]：①將LHS產(chǎn)生的n個(gè)變量值代入EFDC模型計(jì)算產(chǎn)生n個(gè)模擬值；②將n個(gè)模擬值按大小排列，分配給每個(gè)模擬值出現(xiàn)的概率為1/n，所有模擬值出現(xiàn)的概率之和為1，得到模擬值的累積經(jīng)驗(yàn)分布函數(shù)；③累積經(jīng)驗(yàn)分布函數(shù)提供了模擬值的分位值，即p/n×100%是第p個(gè)模擬值的分位點(diǎn). 本文以5%、95%分位點(diǎn)作為氮濃度不確定性邊界[25]，以均值與5%、95%分位點(diǎn)的差值分別求得不確定性的下寬度與上寬度，以氮濃度的方差定量衡量不確定性.

2.3.4 敏感性分析方法 標(biāo)準(zhǔn)秩回歸分析方法是典型的回歸分析方法，假設(shè)變量之間相互獨(dú)立，可解決變量與模擬值間的非線性關(guān)系，先將參數(shù)值和模擬值排序得秩，最小值為秩1，接著用秩排序代替原始數(shù)據(jù)進(jìn)行回歸分析，計(jì)算公式如下[26]：

1)對n組輸入變量值和模擬值進(jìn)行回歸分析：

(8)

2)將回歸結(jié)果進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化：

(9)

3)計(jì)算決定系數(shù)：

(10)

3 結(jié)果與討論

太湖表層底泥中的有機(jī)氮主要來自藻類[27]，藻類生長從水體吸收大量硝態(tài)氮和氨氮，死亡后沉降到底泥，有機(jī)質(zhì)被降解為無機(jī)氮，水體和底泥中不同形態(tài)的氮含量與藻類生長密切相關(guān). 根據(jù)藻類休眠-復(fù)蘇-生物量增加-上浮及聚集四階段理論[28]，選取藻類休眠、生物量增加、上浮及聚集三個(gè)時(shí)期所在的2月、5月和7月為時(shí)間點(diǎn)，分別對應(yīng)模型的第50天(冬季)、第150天(春季)和第200天(夏季)，以氨氮和硝態(tài)氮為水質(zhì)目標(biāo)探究藻類不同生長期下水質(zhì)的不確定性和參數(shù)敏感性差異.

3.1 不確定性分析

氨氮濃度分布表現(xiàn)出顯著的時(shí)空差異性，西北湖區(qū)(1.34～2.51 mg/L)和梅梁灣(0.42～2.66 mg/L)濃度較高，東部湖區(qū)(0.03～0.08 mg/L)濃度較低，氨氮濃度自西北至東南方向遞減，西北湖區(qū)>梅梁灣>西南湖區(qū)>湖心區(qū)>東部湖區(qū)，氨氮的時(shí)間變化特征表現(xiàn)為冬季高、夏秋低，這與已有對太湖氨氮濃度分布的研究一致[29]. 使用氨氮濃度的上寬度與下寬度得到不確定性的時(shí)空分布特征(圖3)，第50天氨氮濃度5%、95%分位點(diǎn)與均值的差異不大，西北湖區(qū)和西南湖區(qū)第150天的95%分位點(diǎn)分別比均值高0.27、0.14 mg/L，第200天分別比均值高0.17、0.14 mg/L；西北湖區(qū)第150天、第200天的5%分位點(diǎn)低于均值的13.4%～17.5%，梅梁灣分別低于均值的76.1%～85.7%. 第50天梅梁灣、西北湖區(qū)、西南湖區(qū)的氨氮下寬度較上寬度較大，第150天和第200天氨氮濃度的不確定性主要集中在梅梁灣和西北湖區(qū)，參數(shù)的不確定性導(dǎo)致氨氮濃度整體偏低. 對比上寬度和下寬度，參數(shù)不確定性對水體中氨氮濃度的不確定性有顯著的時(shí)空差異性.

圖3 氨氮濃度第50天、150天、200天的上寬度(a)、下寬度(b)Fig.3 Top width (a) and bottom width (b) of ammonia nitrogen concentration on day 50, 150 and 200

硝態(tài)氮濃度同樣呈現(xiàn)時(shí)空差異性，在西北湖區(qū)(0.3～2.51 mg/L)和梅梁灣(0.87～1.38 mg/L)較高，在東部湖區(qū)(0.12～0.34 mg/L)較低，自西北至東南方向遞減，西北湖區(qū)>梅梁灣>西南湖區(qū)>湖心區(qū)>東部湖區(qū)，時(shí)間上同樣表現(xiàn)為冬季高、夏秋低. 硝態(tài)氮濃度不確定性的時(shí)空分布特征(圖4)表明，第50天梅梁灣的硝態(tài)氮濃度上下邊界分別偏離均值0.51、0.33 mg/L，西北湖區(qū)的硝態(tài)氮濃度上下邊界分別偏離均值0.49、0.22 mg/L，這兩個(gè)湖區(qū)第150天和第200天硝態(tài)氮濃度上下邊界分別偏離均值的19.09%～72.14%和27.50%～84.62%. 第50天硝態(tài)氮濃度的上寬度大于下寬度，參數(shù)的不確定性導(dǎo)致第50天硝態(tài)氮濃度偏高，第150天和第200天氨氮濃度的不確定性主要集中在梅梁灣、西北湖區(qū)、西南湖區(qū). 參數(shù)導(dǎo)致的硝態(tài)氮濃度的不確定性與時(shí)間、空間顯著相關(guān)，且不確定性明顯大于氨氮.

圖4 硝態(tài)氮濃度第50天、150天、200天的上寬度(a)、下寬度(b)Fig.4 Top width (a) and bottom width (b) of nitrate nitrogen concentration on day 50, 150 and 200

計(jì)算同一點(diǎn)位200組水質(zhì)濃度的方差(圖5)定量衡量不確定性，方差越大表示不確定性越大. 氨氮濃度方差為0.0002～0.035 mg2/L2，梅梁灣和西北湖區(qū)不確定性較大，方差均大于0.01 mg2/L2，其余湖區(qū)方差均小于0.01 mg2/L2；硝態(tài)氮濃度方差為0.001～0.146 mg2/L2，第50天和第150天梅梁灣的不確定性最大，方差分別為0.050和0.102 mg2/L2，第200天西南湖區(qū)的不確定性最大，方差為0.146 mg2/L2，湖心區(qū)方差為 0.078 mg2/L2. 兩種氮濃度的不確定性均表現(xiàn)為夏季>春季>冬季，硝態(tài)氮濃度不確定性大于氨氮.

不確定性的上下邊界和水質(zhì)濃度方差都表明硝態(tài)氮的不確定性大于氨氮，污染嚴(yán)重的梅梁灣、西北湖區(qū)、西南湖區(qū)的不確定性較大. 水質(zhì)指標(biāo)和湖區(qū)間的不確定性差異揭示了一個(gè)重要因素是水質(zhì)本底濃度，水質(zhì)濃度越高其不確定性越大. 不確定性大小隨時(shí)間的響應(yīng)特征為夏季>春季>冬季. 冬季水溫較低、光照條件很弱，藻類生長處于休眠期，沉積物-水界面的物理生化反應(yīng)緩慢，沉積成巖過程對水質(zhì)的影響很小. 春季溫度回升，微生物活性逐漸增強(qiáng)，沉積物-水界面生化反應(yīng)加快，處于生物量增加期的藻類對氮需求急增，通過改變沉積物pH和氧化還原環(huán)境促進(jìn)沉積物中有機(jī)氮分解[30]，使氨氮進(jìn)入間隙水進(jìn)而向上覆水?dāng)U散，其中涉及的生化反應(yīng)和動(dòng)力過程對上覆水中氮濃度影響很大. 夏季溫度持續(xù)上升，劇烈的生化反應(yīng)、藻類聚集上浮的擾動(dòng)對底泥釋放起促進(jìn)作用.

圖5 氨氮(a)、硝態(tài)氮(b)濃度第50、150、200天的方差Fig.5 Variance of concentration of ammonia nitrogen (a) and nitrate nitrogen (b) on day 50, 150, and 200

圖6 沉積成巖模型參數(shù)對各湖區(qū)氨氮濃度不確定性貢獻(xiàn)率Fig.6 The contribution of diagenesis model parameters to the uncertainty of ammonia nitrogen concentration in each lake area

3.2 敏感性分析

篩除貢獻(xiàn)率低于5%的弱敏感參數(shù)得到氨氮各敏感參數(shù)的貢獻(xiàn)率(圖6)，8個(gè)敏感參數(shù)(rM2、Dd、Dp、ThDd、W2、KMNH4、ThNH4、kNH4)對氨氮濃度不確定性的貢獻(xiàn)率之和超過70%，起主導(dǎo)作用的敏感參數(shù)隨藻類生長而變化. 冬季20℃時(shí)的最優(yōu)硝化反應(yīng)速率(kNH4)最敏感，對各湖區(qū)氨氮的不確定性貢獻(xiàn)率為33.21%～37.82%，約占參數(shù)貢獻(xiàn)率的一半，孔隙水?dāng)U散系數(shù)(Dd)和底泥覆蓋速率(W2)分別排第二和第三，貢獻(xiàn)率均超過7.4%. 春季最敏感參數(shù)變?yōu)镈d，貢獻(xiàn)率41.68%～31.73%，顆粒物混合表面擴(kuò)散系數(shù)(Dp)和下層(第二層)固體濃度(rM2)次之，貢獻(xiàn)率均超過7%. 夏季最敏感參數(shù)依然是Dd，其貢獻(xiàn)率下降到26.03%～31.29%，Dp的貢獻(xiàn)率15.99%～19.47%，其余參數(shù)的貢獻(xiàn)率均小于10%. 各湖區(qū)間氨氮的敏感參數(shù)排序高度一致，春、夏季孔隙水?dāng)U散系數(shù)(Dd)敏感，冬季最優(yōu)硝化反應(yīng)速率(kNH4)最敏感.

硝態(tài)氮的8個(gè)敏感參數(shù)(rM2、Dd、Dp、Hsed、W2、kNH4、KNO31、ThNO3)的不確定性貢獻(xiàn)率超過71.3%(圖7)，主要敏感參數(shù)也隨時(shí)間變化. 冬季硝態(tài)氮的最敏感參數(shù)是20℃時(shí)表層反硝化作用反應(yīng)速率(kNO31)，對各湖區(qū)硝態(tài)氮的不確定性貢獻(xiàn)率為38.06%～43.21%，超過參數(shù)貢獻(xiàn)率的一半，孔隙水?dāng)U散系數(shù)Dd排列第二，反硝化速率的溫度調(diào)節(jié)系數(shù)(ThNO3)排列第三，貢獻(xiàn)率均超過9.25%. 春季最敏感參數(shù)是Dd，貢獻(xiàn)率為26.22%～29.15%，KNO31和Dp次之，貢獻(xiàn)率均超過7.89%. 夏季的參數(shù)敏感性排序與春季相同，主要敏感參數(shù)Dd的貢獻(xiàn)率26.03%～31.29%，次敏感參數(shù)是Dp和ThDd，不同的是Dp的貢獻(xiàn)率上升到15.99%～19.47%，其余參數(shù)敏感性排序均與春季相同. 春、夏季硝態(tài)氮的主要敏感參數(shù)是孔隙水?dāng)U散系數(shù)(Dd)，冬季的最敏感參數(shù)是表層反硝化作用反應(yīng)速率(kNO31).

圖7 沉積成巖模型參數(shù)對各湖區(qū)硝態(tài)氮濃度不確定性貢獻(xiàn)率Fig.7 The contribution of diagenesis parameters to the uncertainty of nitrate nitrogen concentration in each lake area

同一水質(zhì)目標(biāo)下各湖區(qū)參數(shù)敏感性排序一致，氨氮、硝態(tài)氮的敏感參數(shù)主要與沉積物-水界面的硝化速率、反硝化速率和擴(kuò)散過程有關(guān). 氨氮的主要敏感參數(shù)是孔隙水?dāng)U散系數(shù)(Dd)和最優(yōu)硝化反應(yīng)速率(kNH4)；硝態(tài)氮的敏感參數(shù)是Dd和表層反硝化作用反應(yīng)速率(kNO31). 產(chǎn)生影響的硝化和反硝化作用均發(fā)生在底泥表層，這是因?yàn)楸韺拥啄嗫梢詾樯磻?yīng)提供好氧或缺氧環(huán)境，反應(yīng)產(chǎn)物直接擴(kuò)散到上覆水中，對水質(zhì)的影響更為直接；水動(dòng)力方面，底泥中氮釋放的原理是無機(jī)鹽先進(jìn)入到孔隙水再受濃度梯度驅(qū)動(dòng)擴(kuò)散到上覆水中，Dd對氮鹽釋放起直接影響，敏感參數(shù)在模型率定中需予以重點(diǎn)關(guān)注. 現(xiàn)有研究中對磷模擬得到的敏感參數(shù)排序在湖區(qū)間并不一致[11]，對藻類模擬篩選出的是敏感的光照和溫度參數(shù)[31]，與氮敏感參數(shù)的空間排序和類別均有差異，這與氮鹽多通道的轉(zhuǎn)化途徑和氮釋放所受動(dòng)力影響大于生化反應(yīng)影響有關(guān). 至于敏感參數(shù)隨時(shí)間的變化，春、夏季節(jié)藻類生長對氮的需求加速了氮鹽從底泥擴(kuò)散到上覆水的過程，藻類上浮和聚集過程產(chǎn)生擾動(dòng)，水動(dòng)力影響很大，冬季沉積物-水界面較為平靜，動(dòng)力參數(shù)影響的弱化放大了生化反應(yīng)參數(shù)的敏感性，這意味著在不考慮藻類生長的數(shù)值模擬中應(yīng)把kNH4和kNO31放在優(yōu)先調(diào)整的地位.

根據(jù)篩選出的氨氮和硝態(tài)氮的敏感參數(shù)，將參數(shù)范圍縮小到氮濃度90%置信度不確定性下參數(shù)的取值區(qū)間，優(yōu)化后的參數(shù)范圍見表3.

表3 敏感參數(shù)的取值范圍

4 結(jié)論

1)對于大型淺水湖泊，沉積物-水界面的硝化作用、反硝化作用和擴(kuò)散過程對氮濃度的不確定性影響較大. 太湖氮濃度不確定性的空間特征為梅梁灣>西北湖區(qū)>西南湖區(qū)>湖心區(qū)>東部湖區(qū)，時(shí)間特征為夏季>春季>冬季，硝態(tài)氮濃度的不確定性大于氨氮；氮濃度的不確定性受藻類生長影響.

2)在藻型湖泊底泥釋放模擬中，隨著藻類生長生化反應(yīng)參數(shù)的敏感性逐漸減弱，動(dòng)力參數(shù)的敏感性逐漸增強(qiáng). 氨氮的最敏感參數(shù)是最優(yōu)硝化反應(yīng)速率(冬季)和孔隙水?dāng)U散系數(shù)(春夏季)，硝態(tài)氮的最敏感參數(shù)是表層反硝化作用反應(yīng)速率(冬季)和孔隙水?dāng)U散系數(shù)(春夏季)，這些參數(shù)與沉積物-水界面硝化作用、反硝化作用和孔隙水的擴(kuò)散過程有關(guān)，在率定時(shí)需予以著重考慮.

3)對于大型淺水湖泊尤其是藻草型特征共存的湖泊，在底泥釋放模擬中若涵蓋藻類生長過程應(yīng)優(yōu)先調(diào)整動(dòng)力參數(shù)，若不考慮藻類生長過程則優(yōu)先調(diào)整生化反應(yīng)參數(shù).

4)敏感性分析提供了參數(shù)調(diào)整的優(yōu)先級(jí)，對優(yōu)化參數(shù)區(qū)間以進(jìn)一步減小模型的不確定性、提高模型精度有參考意義.