最佳管理措施評估方法研究進(jìn)展

孟凡德，耿潤哲，歐 洋，王曉燕，*

(1．首都師范大學(xué)資源環(huán)境與旅游學(xué)院，北京 100048;2．中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所濕地生態(tài)與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長春 130012)

最佳管理措施(Best Management Practices，BMPs)是控制農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染最為常用與有效的途徑［1］。它可以通過對污染物來源、傳輸過程以及進(jìn)入受納水體的三個環(huán)節(jié)進(jìn)行控制［2］。例如，其對污染源的控制主要是通過控制營養(yǎng)物質(zhì)施用量和提高肥料利用率等方法實(shí)現(xiàn)［3］。污染物類型不同，采取的防控措施也各有不同。如對硝酸鹽控制可以通過限制營養(yǎng)物質(zhì)的使用和提高利用效率來控制其進(jìn)入土壤，最大化地降低其輸出量。對磷的輸入控制則由于土壤緩沖作用的影響，要持續(xù)較長時間才可能見效［4］。同時由于磷與土壤表層之間存在著密切的關(guān)系，還需要解決土壤對顆粒態(tài)污染物的吸附、解吸附以及傳輸路徑等多種問題，才能最終實(shí)現(xiàn)對磷污染的有效控制。

BMPs控制效率的評估是決定措施是否適用的關(guān)鍵步驟。全面考察BMPs組合措施的環(huán)境效應(yīng)、成本-效益情況需要采用一系列的評估方法，已有研究多集中于單個措施的評估，大尺度BMPs組合削減效率評估研究還不多見［5-7］。目前主要采用的評估方法細(xì)分為四大類:實(shí)地監(jiān)測、養(yǎng)分平衡理論、風(fēng)險評估、模型模擬［8］。其中實(shí)地監(jiān)測多以田塊或河流斷面污染物濃度為措施效率評價指標(biāo)，能夠?yàn)榄h(huán)境管理部門提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù);養(yǎng)分平衡則采用營養(yǎng)鹽在農(nóng)田或流域尺度的盈余狀況作為評價標(biāo)準(zhǔn)衡量污染物來源變化對于非點(diǎn)源污染產(chǎn)生的影響;風(fēng)險評估主要以磷素流失潛在風(fēng)險值作為判斷措施實(shí)施后是否有效的依據(jù)，多以田塊作為研究對象;模型模擬最為關(guān)注BMPs措施對流域尺度污染負(fù)荷的影響，其結(jié)果較為直觀，但操作較為復(fù)雜。近年來采用上述各類方法的研究較多，但尚無各類方法適用條件及優(yōu)缺點(diǎn)的系統(tǒng)總結(jié)，因此本文將著重探討實(shí)地監(jiān)測、養(yǎng)分平衡、風(fēng)險評估以及模型模擬等四類最佳管理措施評估方法的有效性、特點(diǎn)、適用條件及其局限性，為我國開展非點(diǎn)源污染控制及BMPs削減效率評估工作提供參考［8］。

1 評估方法

1．1 實(shí)地監(jiān)測

水體中較長時間序列的營養(yǎng)物質(zhì)濃度和負(fù)荷的實(shí)地監(jiān)測數(shù)據(jù)是最能夠表征削減措施效率的依據(jù)，這些數(shù)據(jù)還能夠描述BMPs對流域水質(zhì)和生態(tài)功能的實(shí)際改善情況。獲取這些數(shù)據(jù)的方法主要包括采用嵌套式監(jiān)測法，先在小流域尺度上(300—2500 hm2)進(jìn)行實(shí)地監(jiān)測活動，然后將其結(jié)果進(jìn)行適當(dāng)?shù)某叨绒D(zhuǎn)換放大化為下一級的流域尺度進(jìn)行使用(2000—5000 hm2);通過采集土壤樣品來評估根層土壤中營養(yǎng)物質(zhì)的流動對受納水體的影響;通過從水系上游至下游全程監(jiān)控來確定緩沖帶的效率等。但由于非點(diǎn)源污染的復(fù)雜性和營養(yǎng)物系統(tǒng)動力學(xué)方面的研究(營養(yǎng)物在河流中的運(yùn)移過程和生態(tài)響應(yīng)方面)還不完善，因此對于削減措施效果的正負(fù)效應(yīng)，目前應(yīng)用監(jiān)測方法還沒有明確的研究結(jié)果。同時，年際間的氣候變化又增加了實(shí)地監(jiān)測的復(fù)雜性，使得從復(fù)雜的水環(huán)境問題中區(qū)分削減措施的效率變得更加困難［9-12］。針對這些情況，當(dāng)前主要是通過使用自動樣品分析和采集設(shè)備，來提高實(shí)測樣品數(shù)據(jù)的重現(xiàn)性，以便能夠獲取更具代表性的評估結(jié)果［10］。目前采用實(shí)地監(jiān)測的方法對BMPs措施的效率評估還存在以下問題:

(1)對大尺度流域BMPs削減效率進(jìn)行評估，需要高精度的時空數(shù)據(jù)以及對管理方式改變靈敏度較高的樣本點(diǎn)數(shù)據(jù)。目前只有歐美等少數(shù)國家具有詳盡的長時間序列連續(xù)監(jiān)測數(shù)據(jù)可以使用，因此數(shù)據(jù)的可得性是限制實(shí)地監(jiān)測評估法廣泛使用的主要瓶頸［13］。

(2)BMPs措施作用的滯后性對監(jiān)測方法的評估效果也會產(chǎn)生很大的影響，一方面加大了數(shù)據(jù)的需求，同時還可能導(dǎo)致在規(guī)定時間內(nèi)達(dá)不到水質(zhì)目標(biāo)值。例如，Silgram等2005年在英格蘭硝酸鹽敏感區(qū)域采用削減措施后，有近半數(shù)措施的時間滯后性可能達(dá)60a之久［14］，鉆井中硝酸鹽的濃度在58—131a之后才可能下降 50%［15］。

(3)土壤類型、泥沙、生物滯留以及反復(fù)釋放過程對措施效果的阻礙及抵消作用也是監(jiān)測方法難以辨識的［16］。如顆粒態(tài)磷會隨泥沙滯留過程沉積下來，但隨后又會隨生物和非生物過程被反復(fù)吸附和釋放。由于過量施肥造成的土壤中營養(yǎng)元素的過量積聚，使得污染物在很長一段時間內(nèi)持續(xù)釋放，導(dǎo)致以源控制為主的削減措施效果難以監(jiān)測［5，13，17］。因此，在使用實(shí)地監(jiān)測方法時，需要考慮措施效率發(fā)揮的遲滯性和水體自身修復(fù)功能所帶來的影響［18-20］。

直接進(jìn)行實(shí)地監(jiān)測是一種有效的評估方法，但由于營養(yǎng)物質(zhì)污染源、流失以及傳輸途徑的時空異質(zhì)性，該方法在大尺度區(qū)域幾乎無法應(yīng)用，而多適用于小尺度區(qū)域，這就需要在大尺度區(qū)域建立一些替代的評估方法。

1．2 養(yǎng)分平衡

養(yǎng)分平衡是對營養(yǎng)元素進(jìn)行量化管理時最常用的方法之一，是基于物質(zhì)守恒原理，通過對研究區(qū)域內(nèi)氮素輸入與輸出進(jìn)行量化來實(shí)現(xiàn)的。該方法的適用尺度較為廣泛，從田塊到國家尺度的大多數(shù)研究區(qū)域均可應(yīng)用。根據(jù)研究尺度和研究目的的不同，國外學(xué)者總結(jié)了3種養(yǎng)分平衡模型，即場域平衡、土壤表觀平衡及土壤系統(tǒng)平衡。

場域養(yǎng)分平衡模型是以農(nóng)場為研究對象，將農(nóng)場里所有養(yǎng)分輸入和輸出都通過“農(nóng)場門”這個假定的輸入輸出端口進(jìn)行氮素流動的核算。如評價氮肥管理對環(huán)境的影響時，可以基于農(nóng)場系統(tǒng)的氮素盈虧進(jìn)行［21］。“土壤表觀”養(yǎng)分平衡模型，主要用來計算土壤作物根際深度的養(yǎng)分平衡，側(cè)重于考慮物質(zhì)在土壤表面輸入輸出通量，不涉及土壤內(nèi)部的轉(zhuǎn)化。該方法操作簡便，能估算區(qū)域尺度上養(yǎng)分的環(huán)境影響負(fù)荷。劉曦等以土壤表觀氮素平衡模型為基礎(chǔ)，建立了1991—2004年北京市通州區(qū)農(nóng)田氮素平衡核算的框架和數(shù)據(jù)庫，利用地理信息系統(tǒng)(GIS)技術(shù)對該區(qū)域氮素平衡強(qiáng)度及特征進(jìn)行了分析。土壤表觀養(yǎng)分平衡模型是核算農(nóng)田系統(tǒng)的養(yǎng)分平衡狀況的主要方法，其主要通過辨別農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的養(yǎng)分盈虧狀態(tài)，來分析農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和農(nóng)業(yè)環(huán)境狀況［22］。土壤系統(tǒng)平衡是以大尺度區(qū)域?yàn)檠芯繉ο?，揭示盈余養(yǎng)分在研究區(qū)域中的分布狀況，是一種常用的宏觀養(yǎng)分平衡模型。該模型除了考慮以上兩種模型中的輸入和輸出項目外，還把地表徑流、淋失和礦化作用納入模型中，使土壤系統(tǒng)養(yǎng)分平衡模型更適用于宏觀尺度的研究。

養(yǎng)分平衡理論用于評估BMPs的效率主要受到以下幾個方面因素的制約:

(1)數(shù)據(jù)的可用性直接決定了養(yǎng)分平衡評價方法的適用尺度［23］。養(yǎng)分平衡方法特別適用于能夠確定農(nóng)場系統(tǒng)和涉益者之間關(guān)系的農(nóng)場的研究。污染物來源與傳輸過程時空異質(zhì)性表明來自于田塊盈余量的預(yù)測結(jié)果，不適用于更大的研究區(qū)尺度。與之相反，通過使用低精度數(shù)據(jù)所估算的大尺度區(qū)域盈余量也不能用來去推測單體農(nóng)場的盈余量［24］。

(2)盈余量和流失量之間關(guān)系的不確定性對養(yǎng)分平衡理論應(yīng)用有較大影響。該理論既沒有考慮飽和土壤中的營養(yǎng)物質(zhì)釋放量，對營養(yǎng)物質(zhì)滯留與長期盈余量的識別也不夠靈敏［25］。同時存在淋溶作用發(fā)生在作物對營養(yǎng)物的吸收時間之前的可能，這也會導(dǎo)致營養(yǎng)物質(zhì)盈余量與流失量之間關(guān)系的減弱［26-29］。

(3)利用養(yǎng)分平衡理論進(jìn)行估算時產(chǎn)生的誤差也會使BMPs效果評估的準(zhǔn)確性下降［30］。養(yǎng)分平衡理論是對于復(fù)雜多變的農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的解釋和簡化［31］。由于其所需輸入數(shù)據(jù)在來源和精度上存在一定的差異，因此其中所存在的誤差也不易得知。例如:糞肥中營養(yǎng)物質(zhì)組成差異很大，很難獲取有代表性樣品，導(dǎo)致氮的含量估算誤差很大，從而造成糞肥輸入和輸出計算結(jié)果存在較大的不確定性;歐盟在對牧草產(chǎn)量和氮去除進(jìn)行實(shí)際調(diào)查后發(fā)現(xiàn)由于缺乏飼料與樣品實(shí)測數(shù)據(jù)，土壤表層系統(tǒng)中氮的含量存在很大的不確定性［32］。因此，場域養(yǎng)分平衡通常被認(rèn)為比土壤表層和土壤系統(tǒng)的平衡更加精確。

1．3 風(fēng)險評估

污染負(fù)荷在空間上通常呈正態(tài)分布或?qū)?shù)正態(tài)分布［33］，即僅占流域面積百分之幾的區(qū)域貢獻(xiàn)了大部分的污染物，這些區(qū)域被稱為非點(diǎn)源污染的關(guān)鍵源區(qū)［34］。風(fēng)險評估法主要是通過估算污染物產(chǎn)生與運(yùn)移發(fā)生的概率，量化非點(diǎn)源污染發(fā)生的風(fēng)險，從而識別關(guān)鍵源區(qū)［35］。該評價體系由美國學(xué)者Lemunyon等在綜合考慮多因子及其相互作用對磷流失的影響后構(gòu)建而成，采用的評價工具為磷指數(shù)(PI)［36］。該法選取土壤侵蝕、地表徑流、土壤有效磷、化學(xué)磷肥和有機(jī)磷肥的施用量和施用方法等8個因子構(gòu)建評價指標(biāo)體系，根據(jù)每個因子測定值將其劃分為5個等級(無、低、中、高、極高)，每個等級對應(yīng)一個等級值(0、1、2、4、8)并賦予每個因子相應(yīng)的權(quán)重，按如下公式進(jìn)行計算［37-39］:

PI= ∑(Wi×Vi)

式中，Wi為各個影響因子(包括源因子和遷移擴(kuò)散因子)的權(quán)重，Vi為各因子的等級值。最后將計算的磷指數(shù)從小到大分為4類風(fēng)險等級(低、中、高、很高)，從而獲得研究區(qū)域的磷流失潛在風(fēng)險空間分布，界定出磷流失高風(fēng)險區(qū)的位置和范圍。

近年來，又有學(xué)者對磷指數(shù)進(jìn)行了改進(jìn)，將源因子和運(yùn)移因子賦予了權(quán)重值，這使得該方法能夠通過調(diào)整權(quán)重值來使其適合于某個特定的區(qū)域且不需要擴(kuò)展某些特定的參數(shù)［39］。但受限于體系架構(gòu)的限制，該類方法在應(yīng)用過程中也存在一些問題:

(1)通過調(diào)整源因子、運(yùn)移因子類型及參數(shù)，可模擬源控制及傳輸過程控制為主的BMPs的實(shí)施效果。但是對以年為時間步長的種植活動和飼養(yǎng)活動的BMPs控制效果進(jìn)行準(zhǔn)確評估則較為困難［37-38］。例如:糞肥滲入的時滯性、糞肥施用時間和各次播種之間的間隔時間都會對評估結(jié)果產(chǎn)生影響。因此，丹麥在應(yīng)用磷指數(shù)法時，對每年4—10月和11—翌年3月之間的施肥量進(jìn)行了區(qū)分，以消除糞肥使用方法的時間性影響［40］。

(2)風(fēng)險評估可以在沒有實(shí)地監(jiān)測數(shù)據(jù)的情況下反映污染物傳輸過程對于非點(diǎn)源污染形成的影響，卻通常被一些結(jié)構(gòu)和參數(shù)的不確定性所影響［41］。通過增加敏感因子及參數(shù)數(shù)量，可以改善這一現(xiàn)象，但卻導(dǎo)致數(shù)據(jù)需求與該方法的設(shè)計初衷產(chǎn)生矛盾［42］。同時，由于流域內(nèi)磷的遷移轉(zhuǎn)化過程非常復(fù)雜，將其概化較為困難，因此磷指數(shù)法還主要應(yīng)用于農(nóng)田和小流域尺度［18］。

(3)磷指數(shù)值只是磷流失的潛在風(fēng)險值，并不是實(shí)際的磷流失量，這將直接影響到風(fēng)險區(qū)域確定的合理性［43］。另外，在因子權(quán)重的確定、風(fēng)險等級的劃分等環(huán)節(jié)還缺乏統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)，帶有一定的主觀性，會影響污染指數(shù)法的計算以及關(guān)鍵源區(qū)的識別結(jié)果［44］。

風(fēng)險評估法應(yīng)用較為廣泛。如非點(diǎn)源潛在污染指數(shù)方法是一種基于地理信息系統(tǒng)的流域尺度上的污染評價工具。通過計算可以得到流域內(nèi)每個土地單元的非點(diǎn)源潛在污染指數(shù)值，代表該單元對河流水體造成的潛在非點(diǎn)源污染，從而給決策者和公眾提供對水環(huán)境產(chǎn)生潛在影響的非點(diǎn)源污染及影響的空間分布信息。Cecchi等采用非點(diǎn)源潛在污染指數(shù)法在意大利境內(nèi)Tiber流域和Viterbo省得到成功應(yīng)用［45］;武曉峰等在引入歐洲學(xué)者建立的潛在非點(diǎn)源污染指數(shù)模型的基礎(chǔ)上，根據(jù)我國的社會經(jīng)濟(jì)條件和流域狀況，進(jìn)行了土地利用類型擴(kuò)展、土地利用類型比對和土壤滲透性等級劃分等3個重要改進(jìn)，建立了一個評價流域污染負(fù)荷分布的潛在污染指數(shù)模型并在北京市密云水庫流域典型的3個小流域——曹家路、黃土坎和蛇魚川進(jìn)行了初步應(yīng)用和分析驗(yàn)證。研究表明，改進(jìn)后的潛在污染指數(shù)模型能夠綜合考慮養(yǎng)殖場、旅游區(qū)等各種潛在非點(diǎn)源污染對河流水質(zhì)的潛在污染影響，可用于評價流域內(nèi)各種非點(diǎn)源污染對河流造成的潛在污染的空間分布［46］。

1．4 模型模擬

模型模擬一般采用能夠描述物理機(jī)制的經(jīng)驗(yàn)方程來對營養(yǎng)物質(zhì)的傳輸、滯留以及轉(zhuǎn)化過程進(jìn)行定性、定量的評估［42，47］。許多模型中還包含有優(yōu)化選項，能夠在指定控制目標(biāo)下確定污染物輸入和輸出之間的關(guān)系。現(xiàn)有模型按照其復(fù)雜性可分為經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?、綜合模型以及過程驅(qū)動模型［48-49］。

經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ蛯τ谖廴疚镙斎胼敵龅哪M是通過采用一種所謂“黑箱”的方法，并不考慮污染物的遷移轉(zhuǎn)化過程。該類模型對數(shù)據(jù)的要求較低，因此能夠評估的削減措施數(shù)量有限，但對于在區(qū)域尺度上研究具有重要的用途。概念性模型雖包含部分污染物運(yùn)移轉(zhuǎn)化過程信息，并且有大量的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)來支持，但并不能模擬完整的污染物運(yùn)行機(jī)制過程。模型所需的系數(shù)種類和數(shù)量比經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭幸啵苡糜谧R別營養(yǎng)物質(zhì)流失高風(fēng)險區(qū)并在相對有限的數(shù)據(jù)條件下對一系列削減措施方法進(jìn)行評估［50］。

機(jī)理模型著眼于污染物流失全過程的量化，可以識別污染高風(fēng)險區(qū)和營養(yǎng)物質(zhì)的流失路徑，使管理人員能夠更有針對性的采取相應(yīng)削減措施［51］。但這類模型計算量較大，且對使用人員的專業(yè)知識要求比較高，同時還需要大量數(shù)據(jù)支撐［52-53］。以流域水土評估模型(SWAT)為例，Panagopoulos等首先利用敏感性分析方法識別了希臘Arachtos流域內(nèi)不同BMPs(免耕、灌溉、放牧改變、平衡施肥、等高種植、帶狀種植等)所對應(yīng)的模型內(nèi)部參數(shù)，主要集中在標(biāo)準(zhǔn)徑流曲線數(shù)模型徑流模塊，以及土壤模塊內(nèi)，這些關(guān)鍵參數(shù)也可稱為削減措施模擬因子，接著根據(jù)不同情景設(shè)置方案，調(diào)整各類參數(shù)，最終實(shí)現(xiàn)了對不同的削減措施的模擬。但由于模擬結(jié)果受季節(jié)和降雨強(qiáng)度影響較大，還存在一定的不確定性［54］。

模型模擬對BMPs削減措施效果的模擬還存在以下問題:

(1)從理論上說，如果模型能夠?qū)δ撤NBMP去除污染物的機(jī)制進(jìn)行模擬，就能夠很準(zhǔn)確的評價BMPs的效果［55］。但是，實(shí)際上目前模型能夠較為準(zhǔn)確評價的只有輪作、保護(hù)性耕作及施肥管理這三大類措施，這些措施都是調(diào)整模型的某個單一參數(shù)，就可以進(jìn)行評價。但是對于常用的植被過濾帶措施，調(diào)整單一參數(shù)就很難進(jìn)行有效評價，因?yàn)檫^濾帶設(shè)計中不僅要考慮寬度、糙度等因子，污染物運(yùn)移路徑也是很重要的。因此常用的流域水土評估模型、流域水文水質(zhì)模擬模型(HSPF)等模型很難精準(zhǔn)的評價這一措施的效果［56］。

(2)隨著計算機(jī)技術(shù)的發(fā)展，非點(diǎn)源污染模型的模擬尺度不斷增大，可以模擬由幾千個小流域組成的大尺度流域，也可以在子流域尺度對BMPs進(jìn)行有效的目標(biāo)配置。但受模型結(jié)構(gòu)設(shè)計影響，現(xiàn)有BMPs的目標(biāo)配置只能在水文響應(yīng)單元尺度實(shí)施［54］。水文響應(yīng)單元是以地形、土地利用及土壤類型為依據(jù)劃分的一種模型運(yùn)算基本單元，其邊界與天然農(nóng)田地塊常常不一致，以此為基礎(chǔ)的BMPs配置方案，通常難以被農(nóng)戶接受，實(shí)際操作性較差。

(3)模型結(jié)構(gòu)復(fù)雜、數(shù)據(jù)需求繁多且參數(shù)間相互影響，從而模擬結(jié)果通常具有顯著的不確定性。例如:由于分布式水文模型未考慮土壤對污染物濃度變異的緩沖作用、長期耕作帶來的遺留效應(yīng)以及氣候變化的影響，美國威斯康辛州的研究發(fā)現(xiàn)，在大規(guī)模實(shí)施BMPs后，雖然模型估算結(jié)果表明非點(diǎn)源污染物削減非常明顯，但是實(shí)地監(jiān)測發(fā)現(xiàn)大部分河段水質(zhì)并未發(fā)現(xiàn)統(tǒng)計學(xué)意義上的顯著改善［57］。流域尺度模型所具有的內(nèi)在的不確定性，同時受空間數(shù)據(jù)精度和數(shù)據(jù)需求所限制。因此，對于流域尺度到國家尺度的模擬，可能經(jīng)驗(yàn)性的模型是更加適用的，受限制的機(jī)制模型更適用于地塊尺度的模擬［58-59］。

1．5 綜合評估

根據(jù)非點(diǎn)源污染的發(fā)生特點(diǎn)，很多區(qū)域都同時采用了多種BMPs措施以達(dá)到污染控制目的，環(huán)境管理部門通常也需要得到田塊及流域尺度的削減措施效果，因此單一評估方法難以對其進(jìn)行效率評估，需要將各類方法聯(lián)合起來才能應(yīng)對這一問題［60］。此外，同時應(yīng)用多種方法，還可以通過模擬結(jié)果的比對來提高可信度。從上文分析中可以看出不同評估方法對于BMPs效率的評估體現(xiàn)出不同的特點(diǎn)(表1)。各類方法都有自己的優(yōu)點(diǎn)和局限性(表2)，因此其適用性也存在較大差異(表3)。如何有效的將各種方法整合在一起進(jìn)行綜合評估已成為近年來相關(guān)研究的熱點(diǎn)。大量已有研究表明，方法集成過程中實(shí)地監(jiān)測是必須的一個模塊，在此基礎(chǔ)上科研人員根據(jù)研究目的的差異進(jìn)行不同評估方法的組合才會達(dá)到預(yù)期目標(biāo)。例如，Brown等以氮循環(huán)模型模擬結(jié)果為數(shù)據(jù)來源，進(jìn)行了場域平衡估算，最終通過編程設(shè)計出了一種農(nóng)田施肥決策支持系統(tǒng)［48］。Oenema等為考察源削減對河流水質(zhì)的影響，首先利用營養(yǎng)平衡模型估算了小尺度研究區(qū)營養(yǎng)鹽的盈余，接著將這一數(shù)據(jù)帶入到河流水質(zhì)模型中，進(jìn)而預(yù)測了不同施肥方式對河道內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)的影響［61］。國內(nèi)關(guān)于BMPs效率評估方法的集成研究尚處于初步階段，大多僅是進(jìn)行方法的簡單并用，如Hong等以流域水土評估模型為基礎(chǔ)采用“小流域推廣法”對長江流域的的非工程性BMPs的效率進(jìn)行評估，但是對于工程性BMPs的效率則采用了查閱資料法獲?。?2］。

表1 各種評估方法特點(diǎn)總結(jié)［8］Table 1 Summary of assessment method features

表2 各種評估方法的優(yōu)點(diǎn)和局限性［8］Table 2 The benefits and limitations of assessment methods

續(xù)表

表3 評估方法對不同尺度削減措施的適用性［8］Table 3 Suitability of assessment methods for evaluations of mitigation at a range of scales

2 研究展望

(1)為了滿足流域水質(zhì)管理目標(biāo)的要求，需要有合適的評估方法來對非點(diǎn)源污染物削減措施的效率進(jìn)行評估。研究區(qū)的環(huán)境、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動的特點(diǎn)、營養(yǎng)物質(zhì)、削減措施的類型、數(shù)據(jù)的可獲取性等都會對評估方法的應(yīng)用產(chǎn)生影響。由于成本限制和削減措施效果滯后性的影響，實(shí)地監(jiān)測更適用于小尺度研究區(qū)，對大尺度區(qū)域而言，模型模擬是更加適用的。養(yǎng)分平衡理論適合于評估氮的流失，風(fēng)險評估方法則更適合于對磷污染控制措施的評估。根據(jù)研究目的、尺度、不確定性程度并結(jié)合所要評估的削減措施來決定適用的評估方法是未來研究發(fā)展的必然趨勢。

(2)養(yǎng)分平衡法:今后應(yīng)當(dāng)提升該方法對控制措施時間效應(yīng)評估的敏感性。主要針對短時間步長，并增加對土壤中氮轉(zhuǎn)化的模擬能力，同時土壤本底值和營養(yǎng)物質(zhì)礦化和固化的影響也不應(yīng)忽視。營養(yǎng)物質(zhì)施用方法的改進(jìn)也是顯著降低平衡方程估算不確定性的發(fā)展趨勢。針對盈余量估算精度方面，需大量采用農(nóng)戶信息記錄系統(tǒng)、標(biāo)準(zhǔn)化估算方法和具有參考意義的案例。在方法實(shí)際應(yīng)用方面需要識別降雨量、土壤磷飽和度等環(huán)境影響因子和修正因子對養(yǎng)分盈余與流失關(guān)系的影響。

(3)風(fēng)險評估類方法:今后應(yīng)在對權(quán)重值本地化并校準(zhǔn)之后，進(jìn)一步改進(jìn)模型模擬結(jié)果與實(shí)際流失量之間的一致性;同時為了使其能夠?qū)ξ廴靖唢L(fēng)險區(qū)進(jìn)行模擬，還應(yīng)提高其對削減措施時間效應(yīng)的敏感性。

(4)模型模擬:降低模型結(jié)構(gòu)和參數(shù)的不確定性是未來研究的重點(diǎn)，這需要對污染物在整個流域內(nèi)的傳輸過程和連通性進(jìn)行系統(tǒng)研究，并在此基礎(chǔ)上建立實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)庫以改善模擬結(jié)果的代表性和對BMPs措施削減措施量化的表征功能。為了使模擬結(jié)果能夠達(dá)到可接受的不確定性水平同時應(yīng)擴(kuò)展模型的適用性尺度，需要對模型進(jìn)行全面驗(yàn)證，但這也需要較高的實(shí)地監(jiān)測費(fèi)用。

(5)在考慮資源利用有效性以及涉益者參與的情況下，目前還沒有一種評估方法能夠?qū)Ω鞣N尺度下的所有削減措施進(jìn)行合理的評估。但簡單的聯(lián)合估算效果有限，因此需要將這些評估方法進(jìn)行合理的系統(tǒng)整合以最大限度發(fā)揮各種方法的潛力和優(yōu)點(diǎn)。例如將養(yǎng)分平衡和模型模擬進(jìn)行結(jié)合，實(shí)現(xiàn)對BMPs措施不同尺度效應(yīng)的評估，當(dāng)然這也需要補(bǔ)充必要的實(shí)地監(jiān)測工作以降低模型結(jié)合所帶來的不確定性影響，是一項非常值得嘗試的研究工作。

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