控制流域氮流失的最佳管理措施配置及效率評(píng)估

郭英壯,王曉燕,2*,周麗麗,鄭文秀 (.首都師范大學(xué)資源環(huán)境與旅游學(xué)院,北京 00048；2.首都師范大學(xué)首都圈水環(huán)境研究中心,北京 00048；.中國(guó)礦業(yè)大學(xué)(北京),土地復(fù)墾與生態(tài)重建研究所,北京 0008)

農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染指溶解或固體污染物從非特定的地點(diǎn),在降水和徑流沖刷作用下,通過(guò)徑流過(guò)程匯入受納水體(如河流、湖泊、水庫(kù)、海灣等),引起的水體污染[1],也是導(dǎo)致農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境惡化、資源退化和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全水平下降的一個(gè)重要因素[2].最佳管理措施(BMPs)是控制農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染最有效和最可靠的手段[3-4],既能對(duì)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)導(dǎo)致的水體污染進(jìn)行有效控制,同時(shí)還能保證或提高當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)效率,因此在非點(diǎn)源污染控制中得到了廣泛應(yīng)用[5].

最佳管理措施削減污染的機(jī)理遵循三個(gè)原則,即“減源”、“攔截”、“修復(fù)”.Liu 等[6]在三峽香溪河流域配置了多種“減源”性質(zhì)的BMPs,結(jié)果表明退耕還林對(duì)非點(diǎn)源污染的削減率在20%左右,保護(hù)性耕種及免耕可分別減少總氮負(fù)荷8.99%、8%,減少總磷負(fù)荷7%、5%;Hanief 等[7]在安大略省南部的Grand 流域配置了不同寬度的植被緩沖帶作為“攔截”措施,結(jié)果表明3m 植被緩沖帶年平均減少泥沙負(fù)荷13%,減少總磷負(fù)荷34%,而7.6m 植被緩沖帶年平均減少泥沙負(fù)荷23%,減少總磷負(fù)荷50%;Wu 等[8]建立了消除多余養(yǎng)分、恢復(fù)農(nóng)業(yè)生態(tài)平衡的修復(fù)系統(tǒng),該系統(tǒng)具有農(nóng)業(yè)面源污染自?xún)裟芰?復(fù)合廢水中總磷和總氮的去除率分別為83%和88%,并且該系統(tǒng)增加了大型植物和底棲動(dòng)物的多樣性,改善了浮游生物的生長(zhǎng)條件.

效率評(píng)估是檢驗(yàn)非點(diǎn)源污染措施成效的關(guān)鍵所在[9],在以往研究中,BMPs 的運(yùn)行效果一般采用污染負(fù)荷的去除率來(lái)表征,但該指標(biāo)與河流水環(huán)境質(zhì)量的實(shí)際改善狀況并不等同,更無(wú)法反映措施效率的滯后性、尺度的差異性以及河流水體自身的修復(fù)能力,一定程度上影響了優(yōu)化配置方案的合理性和有效性[10].因此,非點(diǎn)源污染治理領(lǐng)域亟需尋找深入有效的BMPs 效率評(píng)估方法,以此配合BMPs 的篩選與放置,并為流域水污染控制與管理提供參考.基于統(tǒng)計(jì)學(xué)的R-R-V 指數(shù)法由Hashimoto 等[11]詳細(xì)闡述,用于描述多用途水庫(kù)系統(tǒng)的性能,至今,已被應(yīng)用于水文學(xué)、生態(tài)學(xué)和流域健康評(píng)價(jià)等領(lǐng)域[12-15].Hoque 等[16]以美國(guó)St.Joseph 流域?yàn)檠芯繉?duì)象,將RVM (Relevance Vector Machine)模型與SWAT (Soil and Water Assessment Tool)模型相結(jié)合對(duì)流域進(jìn)行R-R-V 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估,結(jié)果表明流域整體處于良好狀態(tài),但易受泥沙侵蝕影響,研究年內(nèi)除泥沙負(fù)荷外的各項(xiàng)指標(biāo)均未曾突破R-R-V 標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷;Hazbavi 等[17]將標(biāo)準(zhǔn)化降水指數(shù)(SPI, standardized precipitation index)、懸浮泥沙濃度(SSC, suspended sediment concentration)、低流排放(LFD, low flow discharges)、高流排放(HFD, high flow discharges)等四項(xiàng)指標(biāo)與R-R-V 指數(shù)法相結(jié)合評(píng)估了Shazand 流域的水環(huán)境健康狀況,結(jié)果表明研究年內(nèi)SSC 和HFD 的脆弱性指數(shù)呈下降趨勢(shì),SPI 和LFD 的脆弱性指數(shù)呈上升趨勢(shì),而4 項(xiàng)指標(biāo)的可靠性和可修復(fù)性指數(shù)均呈下降趨勢(shì),說(shuō)明流域的健康狀況持續(xù)惡化,亟需得到有效治理.然而,R-R-V 指數(shù)法在流域健康評(píng)價(jià)領(lǐng)域的應(yīng)用尚需拓展,以往研究只對(duì)目標(biāo)流域不同河段發(fā)生水質(zhì)損害的可能性(流域的穩(wěn)定性,reliability)、損害發(fā)生后的可修復(fù)性(resilience)以及損害發(fā)生后流域水質(zhì)受到影響的可能性(脆弱性,vulnerability)進(jìn)行量化評(píng)估,尚未有研究將R-R-V 指數(shù)法概率化思路引入流域污染控制效果評(píng)價(jià)體系,以作為BMPs運(yùn)行效果評(píng)估的可靠方法.

本研究以非點(diǎn)源污染流失特征為基礎(chǔ),旨在:(1)全面分析流域特征,為流域匹配治理效率最佳的一類(lèi)或多類(lèi)BMPs;(2)對(duì)比流域單一措施配置及分區(qū)綜合措施配置的運(yùn)行效果;(3)證明相對(duì)于傳統(tǒng)的負(fù)荷去除法,R-R-V 指數(shù)法更為科學(xué)全面,可作為流域BMPs 效率評(píng)估的新工具,為流域氮流失治理工作提供有效的技術(shù)支持與科學(xué)引導(dǎo);(4)證明污染物標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷所對(duì)應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)濃度的設(shè)定是影響R-R-V 指數(shù)法評(píng)估結(jié)果的關(guān)鍵因素.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

密云水庫(kù)是北京市用于支持人口增長(zhǎng)和經(jīng)濟(jì)發(fā)展的最大飲用水和工業(yè)用水來(lái)源,被譽(yù)為“北京生命之水”[18].潮河流域作為密云水庫(kù)的主要支流之一,位于北京市東北部(116°7'～117°35'E,40°19'～41°38'N),發(fā)源于河北省豐寧滿(mǎn)族自治縣,流經(jīng)河北省灤平縣及北京市密云區(qū),最終匯入密云水庫(kù),集水面積約4888km2(圖1).該流域是典型的農(nóng)業(yè)耕作區(qū),主要的農(nóng)作物為玉米、大豆、花生、小麥和板栗,化肥施用和農(nóng)田管理方式粗放.流域內(nèi)的工業(yè)點(diǎn)源很少,流失的營(yíng)養(yǎng)鹽主要來(lái)自畜禽養(yǎng)殖、農(nóng)業(yè)種植及居民生活等非點(diǎn)源污染.近年來(lái),受南水北調(diào)中線供水影響,流域富營(yíng)養(yǎng)化的狀況有所改善,但受自然條件變化和人類(lèi)活動(dòng)加劇的影響,入庫(kù)河道的營(yíng)養(yǎng)鹽濃度依舊處在高位,氮流失問(wèn)題仍十分嚴(yán)峻[19-20].

本研究以前期SWAT 建模及氮流失分區(qū)結(jié)果[21]為基礎(chǔ)開(kāi)展,所采用的分區(qū)方法為累積污染負(fù)荷曲線法,根據(jù)氮流失強(qiáng)度將流域劃分為五級(jí)風(fēng)險(xiǎn)源區(qū)(圖1).考慮到數(shù)據(jù)的可獲取性及前期SWAT 的建模結(jié)果,本文將情景模擬的年份設(shè)置為1990～2010 年,并利用負(fù)荷去除法及R-R-V 指數(shù)法對(duì)以上兩種配置方式進(jìn)行效果評(píng)估,最終獲得更為科學(xué)準(zhǔn)確的BMPs 配置結(jié)果及配置效果評(píng)估方法.

圖1 研究區(qū)位置、土地利用類(lèi)型及氮流失分區(qū)Fig.1 Study area location, land use type, and the zoning of nitrogen loss

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

本文采用的數(shù)據(jù)主要包括:1)DEM (Digital Elevation Model)來(lái)自北京市勘察設(shè)計(jì)研究院,比例尺為1:30 萬(wàn),精度為30m×30m;2)土地利用數(shù)據(jù)來(lái)自中國(guó)科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心,包括耕地、林地、草地、城鎮(zhèn)、水域及未利用土地;3)土壤數(shù)據(jù)來(lái)自中國(guó)科學(xué)院南京土壤所,分為褐土、潮土、棕壤、風(fēng)沙土、粗骨土、沖積土、栗鈣土、灰色森林土等8 類(lèi)主要土壤類(lèi)型;4)氣象數(shù)據(jù)(1990～2010 年)來(lái)自中國(guó)氣象數(shù)據(jù)共享網(wǎng);5)潮河流域水文數(shù)據(jù)及水質(zhì)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)(1990～2010 年)來(lái)自下會(huì)水文監(jiān)測(cè)站;6)年鑒統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)來(lái)自密云區(qū)、豐寧縣、灤平縣統(tǒng)計(jì)局.

1.3 BMPs 比選

BMPs 種類(lèi)繁多,復(fù)雜多變,不同的BMPs 由于其不同的結(jié)構(gòu)、實(shí)施難度而適用于不同特征的區(qū)域,對(duì)污染物和降雨徑流的削減效果也有一定的差異[22].

不合理的土地利用及耕作方式所造成的土壤侵蝕是非點(diǎn)源污染的重要來(lái)源,包括養(yǎng)分流失、表土損失、泥沙淤積等[23].本區(qū)坡度大于10°、20°的坡耕地面積分別占耕地總面積的41.51%和24.25%,有必要從污染源頭進(jìn)行控制,即改變坡耕地的利用方式,采取陡坡退耕還林、坡耕地等高耕作、改坡耕地為梯田、保護(hù)性耕作等措施.畜禽養(yǎng)殖是潮河流域非點(diǎn)源污染的主要貢獻(xiàn)源之一,通過(guò)削減畜禽養(yǎng)殖數(shù)量,可以達(dá)到氮流失負(fù)荷的有效控制[24],但畜牧業(yè)作為當(dāng)?shù)氐闹饕?jīng)濟(jì)產(chǎn)業(yè),近年來(lái)在各區(qū)縣發(fā)展迅猛,因此該措施實(shí)施的可能性較低.本區(qū)非規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)約占養(yǎng)殖場(chǎng)總數(shù)的60%,其設(shè)備簡(jiǎn)陋,無(wú)法對(duì)養(yǎng)殖廢棄物進(jìn)行有效處理.通過(guò)向非規(guī)?；B(yǎng)戶(hù)推廣農(nóng)村戶(hù)用沼氣池,不但可以解決畜禽糞便對(duì)水體的污染,還可使資源有效循環(huán)利用.流域內(nèi)大量的農(nóng)業(yè)活動(dòng)及農(nóng)村生活對(duì)該區(qū)的非點(diǎn)源污染有著重要貢獻(xiàn)[25],農(nóng)民為了獲得較高的產(chǎn)量和經(jīng)濟(jì)效益,在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中過(guò)量施用氮肥,部分地塊全年用氮量超過(guò)作物需氮量的50%～200%,有必要通過(guò)調(diào)整流域居民的農(nóng)業(yè)種植習(xí)慣、減少肥料施用量,達(dá)到控制流域非點(diǎn)源污染的目的.河流和水庫(kù)周邊自然條件較好,農(nóng)田分布廣泛且農(nóng)業(yè)集約化經(jīng)營(yíng)水平較高,但人口密度大、植被覆蓋率低、土壤侵蝕嚴(yán)重[26].而通過(guò)植被緩沖帶的過(guò)濾、蒸散發(fā)、下滲及營(yíng)養(yǎng)物吸收等過(guò)程,可有效控制洪峰水量、保持水土穩(wěn)定、降低土壤侵蝕程度,從而阻止污染物通過(guò)坡面徑流進(jìn)入到水體[7,27].其并非針對(duì)單一污染源或土地利用類(lèi)型,而是針對(duì)整個(gè)流域進(jìn)行的綜合污染控制措施[28].

結(jié)合上述分析,制定以下8 項(xiàng)非點(diǎn)源污染控制措施:①坡耕地改為梯田;②實(shí)行保護(hù)性耕作;③坡耕地實(shí)行等高耕作;④實(shí)行0.5t/hm2的殘茬覆蓋;⑤非規(guī)模化畜禽散養(yǎng)戶(hù)建立農(nóng)村戶(hù)用沼氣池;⑥化肥施用量減少30%和50%;⑦10°、20°以上坡耕地退耕還林;⑧河流和水庫(kù)沿岸設(shè)置寬度3m、5m 和10m 的植被緩沖帶.這8 項(xiàng)控制措施既可單獨(dú)使用也可根據(jù)治理目的組合使用,以達(dá)到最佳的污染控制效果.

1.4 BMPs 空間配置方式

BMPs 在實(shí)際應(yīng)用方面所面臨的主要問(wèn)題是:如何在有限的資金及人力條件下,通過(guò)BMPs 的空間優(yōu)化配置,實(shí)現(xiàn)區(qū)域或流域尺度非點(diǎn)源污染的有效控制.以子流域、地塊兩個(gè)尺度氮流失負(fù)荷分布特征為依據(jù),共形成四種BMPs 配置方案:目標(biāo)聚集配置、目標(biāo)分散配置、隨機(jī)聚集配置、隨機(jī)分散配置[29].如圖2 所示,黑線代表河網(wǎng),顏色越深代表流域污染越嚴(yán)重,黑點(diǎn)代表實(shí)施了BMPs 措施的地塊,距離河道越近代表地塊的氮流失風(fēng)險(xiǎn)越高[30].

本研究已知流域氮流失分區(qū)結(jié)果[21],針對(duì)景觀中最易產(chǎn)生污染物的地段和部位,配置適合的BMPs是大多數(shù)科研與管理人員的共識(shí)[31-32].而為了更準(zhǔn)確地配置適合各關(guān)鍵源區(qū)(CSAs)的BMPs,避免配置過(guò)程具有盲目性,本研究先采用隨機(jī)分散的方式進(jìn)行流域單一措施配置并評(píng)估運(yùn)行效果,將配置效率較高的BMPs 作為備選措施,之后采用目標(biāo)分散的方式進(jìn)行氮流失分區(qū)綜合措施配置,以實(shí)現(xiàn)BMPs配置效率最大化.配置不同BMPs 時(shí),SWAT 模型均需改動(dòng)相關(guān)參數(shù)(表1、表2).

圖2 BMPs 空間配置方式示意[29]Fig.2 Schematic diagram of BMPs spatial configuration[29]

表1 不同BMPs 情境下SWAT 模型相關(guān)參數(shù)輸入值[33]Table 1 SWAT model related parameter input values in different BMPs context[33]

表2 不同坡度條件下USLE-P 和SLSUBBSN 取值[33]Table 2 USLE-P and SLSUBBSN values under different slope conditions[33]

1.5 BMPs 效率評(píng)估方法

1.5.1 負(fù)荷去除法 SWAT 模型是一個(gè)連續(xù)的長(zhǎng)期分布參數(shù)模型,其詳盡刻畫(huà)了陸地與水生生態(tài)系統(tǒng)之間的聯(lián)系,并廣泛用于流域BMPs 的選擇與放置.運(yùn)用校準(zhǔn)和驗(yàn)證后的SWAT 模型分別模擬設(shè)定的8 項(xiàng)BMPs 情景的非點(diǎn)源污染負(fù)荷量,模擬期設(shè)定為1990～2010 年,利用SWAT 計(jì)算污染物輸出負(fù)荷,并對(duì)輸出結(jié)果進(jìn)行分析,與BMPs 配置前的輸出負(fù)荷做差計(jì)算削減率(Reduction rate),從而實(shí)現(xiàn)BMPs運(yùn)行效果評(píng)價(jià).

LoadA表示采取最佳管理措施前的流域氮流失負(fù)荷量,LoadB表示采取最佳管理措施后的流域氮流失負(fù)荷量.

1.5.2 R-R-V 指數(shù)法 在計(jì)算流域系統(tǒng)某水質(zhì)成分的R-R-V 指數(shù)時(shí),需要設(shè)定水質(zhì)成分的標(biāo)準(zhǔn)濃度作為評(píng)估標(biāo)準(zhǔn).根據(jù)密云水庫(kù)流域水質(zhì)保護(hù)要求,本研究分別采用地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅱ類(lèi)及Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)(GB3838,2002)來(lái)計(jì)算潮河流域總氮R-R-V 指數(shù).流域單一措施配置后,利用地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅱ類(lèi)及Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),以月尺度為時(shí)間單位步長(zhǎng),計(jì)算流域出口總氮R-R-V 指數(shù).

流域或集水區(qū)是指由地形確定的河流某一排泄段面以上的積水面積的總稱(chēng),對(duì)于一個(gè)流域而言,河網(wǎng)內(nèi)的任何一點(diǎn)都對(duì)應(yīng)一個(gè)集水區(qū),每個(gè)集水區(qū)都可視為獨(dú)立的小流域系統(tǒng).評(píng)估一個(gè)流域系統(tǒng)內(nèi)某水質(zhì)成分的健康狀況時(shí),先設(shè)定此水質(zhì)成分的濃度閾值,計(jì)算其負(fù)荷的標(biāo)準(zhǔn)閾值,若此水質(zhì)實(shí)際負(fù)荷在某一時(shí)間段內(nèi)超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)閾值,則該段時(shí)間內(nèi)流域系統(tǒng)處于“失敗”狀態(tài)[34].可靠性指數(shù)(Reliability)的定義:某水質(zhì)成分在指定的某一時(shí)間段內(nèi),流域?qū)嶋H負(fù)荷不超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷(非“失敗”狀態(tài))的概率,其取值范圍為[0,1].具體公式如下:

式中:d(j)表示流域系統(tǒng)在第j 次“失敗”狀態(tài)下持續(xù)的時(shí)間,M 表示流域系統(tǒng)處于“失敗”狀態(tài)發(fā)生的次數(shù)總和,T 表示總記錄時(shí)間.

可修復(fù)性指數(shù)(Resilience)的定義:對(duì)于流域內(nèi)任意一點(diǎn),它的集水區(qū)某水質(zhì)成分處于“失敗狀態(tài)”,在下一個(gè)單位時(shí)間步長(zhǎng)內(nèi),該水質(zhì)成分由“失敗狀態(tài)”轉(zhuǎn)為“非失敗狀態(tài)”的概率,其取值范圍為[0,1].具體公式如下:

脆弱性指數(shù)(Vulnerability)的定義:一個(gè)流域系統(tǒng)某水質(zhì)成分在某段時(shí)間內(nèi)處于“失敗狀態(tài)”對(duì)流域系統(tǒng)的破壞程度,其取值范圍為[0,∞].具體公式如下:

式中:Lsim(i)為第i 個(gè)時(shí)間步長(zhǎng)內(nèi)某水質(zhì)成分的模擬負(fù)荷, Lstd(i)為第i 個(gè)時(shí)間步長(zhǎng)內(nèi)某水質(zhì)成分的標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷(由第i 個(gè)時(shí)間步長(zhǎng)內(nèi)徑流量和某水質(zhì)成分的標(biāo)準(zhǔn)濃度乘積得到),H[.]是亥維賽函數(shù),用來(lái)保證只有流域系統(tǒng)處于“失敗”狀態(tài)才可參與脆弱性指數(shù)的計(jì)算.

2 結(jié)果與分析

2.1 負(fù)荷去除法評(píng)估單一措施配置

由圖 3 可知,坡改梯對(duì)總氮的削減率介于-3.98%～23.97%,年平均削減率9.21%.總氮削減率之所以會(huì)出現(xiàn)負(fù)值,主要是由于溶解態(tài)氮(氨氮、硝酸鹽氮等)的流失控制效果會(huì)隨土壤水文條件的變化而改變.梯田提高了土壤的水土保持能力,導(dǎo)致土壤含水量增加,加強(qiáng)了溶解態(tài)氮隨地表徑流淋洗作用進(jìn)入水體的過(guò)程,致使總氮流失負(fù)荷不降反升[35-36].

保護(hù)性耕種可通過(guò)改變微地形來(lái)減緩地表徑流,從而減少土壤侵蝕量及污染物產(chǎn)生量[37].保護(hù)性耕種對(duì)總氮的削減率介于-4.28%～22.87%,年平均削減率7.69%.削減率為負(fù)值的年份主要是豐水年,其原因在于豐水年降雨量大且強(qiáng)度高,保護(hù)性耕種雖然降低了表層土壤的混合度及混合次數(shù),一定程度上減少了土壤中吸附態(tài)有機(jī)氮的流失遷移,但更多溶解態(tài)氮(氨氮、硝酸鹽氮)會(huì)滯留在表層土壤,土壤含水量的增加會(huì)加強(qiáng)對(duì)溶解態(tài)氮的淋洗作用,導(dǎo)致最終進(jìn)入水體的總氮負(fù)荷增加[38].

等高耕作和梯田都是通過(guò)減緩坡耕地的坡度來(lái)降低水土流失強(qiáng)度,從而減少污染物的產(chǎn)生量及入河量[39].等高耕作對(duì)總氮的削減率介于-4.76%～ 23.46%,年平均削減率8.25%,其削減效果與坡改梯、保護(hù)性耕種相當(dāng),但其優(yōu)點(diǎn)是無(wú)需以降低糧食產(chǎn)量為代價(jià).

殘茬覆蓋加強(qiáng)了地表粗糙度,可有效減緩地表徑流流速、降低峰值徑流量,避免地表被過(guò)度侵蝕,提高了土壤的水土保持能力[40].本研究的殘茬覆蓋量為0.5t/hm2,對(duì)總氮的削減率介于-4.76%～23.46%,年平均削減率8.01%.殘茬覆蓋對(duì)總氮的削減趨勢(shì)與上述耕作型管理措施類(lèi)似,枯水年的削減率高于豐水年,且在部分豐水年總氮負(fù)荷會(huì)出現(xiàn)不降反升的現(xiàn)象.

Her 等[41]的研究同樣發(fā)現(xiàn)殘茬覆蓋、少耕免耕、保護(hù)性作物輪作、坡改梯等措施均會(huì)不同程度的導(dǎo)致溶解性污染物負(fù)荷增加,因?yàn)檫@些措施在模擬操作時(shí)均需要降低耕地的CN (Curve Number)值,從而導(dǎo)致土壤含水量增加,加強(qiáng)了對(duì)溶解性污染物的淋洗作用.

通過(guò)向非規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖散戶(hù)推廣戶(hù)用沼氣池,對(duì)總氮的削減率介于-1.47%～27.87%,年平均削減率7.86%,且枯水年的削減率遠(yuǎn)高于豐水年.但整體來(lái)看,其削減效率偏低,建設(shè)成本過(guò)高,并非理想可實(shí)施的最佳管理措施.

多數(shù)研究表明化肥對(duì)農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染的貢獻(xiàn)率較高,因此科學(xué)施肥是防控非點(diǎn)源污染的有效措施[42].施肥量減少30%對(duì)總氮的削減率介于8.52%～24.98%,年平均削減率13.25%;施肥量減少50%對(duì)總氮的削減率介于 10.47%～37.42%,年平均削減率17.95%.削減率最高的年份為2002 年(枯水年),其原因在于研究區(qū)耕地集中在地勢(shì)較緩的河道附近,而枯水年氮流失的關(guān)鍵源區(qū)同樣集中在河道附近[21],因此枯水年減少施肥量,可有效控制耕地的非點(diǎn)源污染,總氮削減效果顯著.

10°以上坡耕地退耕還林對(duì)總氮的削減率介于18.41%～46.29%,年平均削減率26.22%;20°以上坡耕地退耕還林對(duì)總氮的削減率介于9.78%～37.20%,年平均削減率20.13%.退耕還林的削減效果良好,枯水年更為顯著,主要是由于枯水年降雨量、降雨強(qiáng)度與豐水年、平水年相比有較大幅度下降,故高坡度林地、草地的徑流量及泥沙負(fù)荷也會(huì)明顯下滑,加之強(qiáng)力的退耕還林措施,總氮流失負(fù)荷會(huì)極大程度減少.

寬度3m、5m、10m 的植被緩沖帶對(duì)總氮的削減率分別介于4.27%～28.33%、16.01%～49.99%、23.86%～74.80%,年平均削減率分別為 18.30%、30.04%、42.85%.植被緩沖帶在豐水年對(duì)總氮的削減率要高于平水年及枯水年,原因在于豐水年總氮負(fù)荷中顆粒態(tài)有機(jī)氮占比高,而植被緩沖帶對(duì)顆粒態(tài)有機(jī)氮的截留去除率較高,在平水年及枯水年,降雨量及降雨強(qiáng)度的降低直接導(dǎo)致總氮負(fù)荷中顆粒態(tài)有機(jī)氮占比降低,溶解態(tài)氮(氨氮、硝酸鹽氮)占比上升,但植被緩沖帶對(duì)溶解態(tài)氮的截留去除率很低,因此植被緩沖帶對(duì)平水年及枯水年總氮負(fù)荷的削減率較低[41,43].

圖3 單一措施配置下總氮削減率Fig.3 TN reduction rate under a single practice configuration

由圖3 可知,多種BMPs 對(duì)潮河流域總氮負(fù)荷的削減率差別明顯,多種單一措施的年平均總氮削減率為17.48%.按負(fù)荷去除率由高到低將BMPs 劃分為四級(jí):①5m、10m 植被緩沖帶(負(fù)荷去除率30.04%～42.85%),②3m 植被緩沖帶和10°、20°以上坡耕地退耕還林(負(fù)荷去除率18.30%～26.22%),③減少30%、50%化肥施用量(負(fù)荷去除率13.25%～ 17.95%),④坡改梯、保護(hù)性耕種、等高耕作、殘茬覆蓋及建立農(nóng)村戶(hù)用沼氣池(負(fù)荷去除率7.69%～ 9.21%).本課題組在北京市密云區(qū)的北宅小流域已開(kāi)展過(guò)水土流失和面源污染措施的實(shí)際應(yīng)用,相關(guān)研究結(jié)果[44]與本研究具有一致性,即以過(guò)濾、吸附和植物吸收為控制機(jī)理的植被緩沖帶對(duì)于氮流失的削減作用最為顯著,而多數(shù)耕地管理措施及沼氣池等微生物分解措施對(duì)于氮流失的削減作用較為有限.

2.2 R-R-V 指數(shù)法評(píng)估單一措施配置

由圖4 可知,在地表水Ⅱ類(lèi)及Ⅲ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,月尺度平均總氮R-R-V 指數(shù)分別為0.36、0.24、112.96 和0.52、0.33、81.21.耕地管理措施配置后,在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,可靠性指數(shù)在0.32 左右浮動(dòng),與無(wú)措施時(shí)相比小幅度增長(zhǎng),可修復(fù)性指數(shù)在0.22 左右浮動(dòng),與無(wú)措施時(shí)相比基本未發(fā)生變化.雖然流域的可靠性指數(shù)得到輕度改善,反映在氮流失負(fù)荷得到一定程度的削減,但可修復(fù)性指數(shù)并未發(fā)生波動(dòng),即流域污染后的修復(fù)難度并未發(fā)生變化.其原因主要分為兩方面,一方面如坡改梯、等高耕作等耕地管理措施在攔截耕地地表徑流及壤中流中的溶解態(tài)氮、顆粒態(tài)氮進(jìn)入河道水體時(shí),同樣也會(huì)滯留相當(dāng)一部分地表徑流,雖然最終各子流域匯入河道的氮負(fù)荷總量削減了,但由于徑流總量的降低,因此河道水體的水質(zhì)改善效果并不顯著;另一方面,大量研究表明近年來(lái)潮河流域出口總氮濃度超過(guò)地表水Ⅱ類(lèi)及Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)的頻次明顯增加[45-46],即使配置相關(guān)耕地管理措施,總氮濃度仍存在超過(guò)地表水Ⅱ類(lèi)及Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)的可能性,由此導(dǎo)致多年平均尺度下總氮的可修復(fù)性指數(shù)沒(méi)有顯著改善,且改善效率持續(xù)低于總氮負(fù)荷的削減率.Wang 等[47]的研究同樣發(fā)現(xiàn),雖然負(fù)荷削減量通常作為配置方案實(shí)施后的效果評(píng)價(jià)指標(biāo),但在河流生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)、重建的過(guò)程中,水環(huán)境變化對(duì)人為干預(yù)的響應(yīng)幾乎均為非線性的(閾值效應(yīng)),所以流域污染負(fù)荷的削減并不意味著河流生態(tài)環(huán)境質(zhì)量一定會(huì)得到改善.

圖4 單一措施配置下總氮R-R-V 指數(shù)Fig.4 TN R-R-V index under a single practice configuration

10°及20°以上坡耕地退耕還林后,總氮的可靠性指數(shù)、可修復(fù)性指數(shù)與無(wú)措施時(shí)相比明顯增長(zhǎng),在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,其可靠性指數(shù)分別為0.39、0.37,可修復(fù)性指數(shù)分別為0.27、0.25.化肥施用量減少30%、50%后,總氮的可靠性指數(shù)、可修復(fù)性指數(shù)與無(wú)措施時(shí)相比小幅度增長(zhǎng),在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,可靠性指數(shù)分別為0.34、0.36,可修復(fù)性指數(shù)分別為0.23、0.24,其改善效率略高于耕地管理措施及建設(shè)農(nóng)村戶(hù)用沼氣池,但均弱于退耕還林措施.5m、10m 植被緩沖帶對(duì)流域出口總氮R-R-V 指數(shù)的改善效果最佳,主要是由于植被緩沖帶在不減少河道水體流量的情況下,可通過(guò)生化消減方式降低進(jìn)入河道的氮流失負(fù)荷[43],在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,其可靠性指數(shù)分別為0.40、0.48,可修復(fù)性指數(shù)分別為0.28、0.30.

流域在管理措施配置后,脆弱性指數(shù)均得到了較好的改善,且以退耕還林、植被緩沖帶改善效果最佳.可靠性指數(shù)改善效果與脆弱性指數(shù)相當(dāng),且均大于可修復(fù)性指數(shù)的改善效果,而污染物標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷所對(duì)應(yīng)濃度的設(shè)定對(duì)流域可靠性指數(shù)及可修復(fù)性指數(shù)改善效果的評(píng)估有重要影響.

3 討論

3.1 負(fù)荷去除法評(píng)估綜合措施配置

以上述單一BMPs 效率評(píng)估結(jié)果為依據(jù),采用目標(biāo)分散的方式在不同氮流失風(fēng)險(xiǎn)源區(qū)內(nèi)有目的地配置一種或多種效率較高的BMPs,此類(lèi)方式有效避免了配置工作初期BMPs 選擇的盲目性,既提高了BMPs 的可執(zhí)行度,又可實(shí)現(xiàn)氮流失負(fù)荷的有效控制(表3).針對(duì)潮河流域污染源來(lái)源廣泛且地域分散的特點(diǎn),單純采用管理類(lèi)措施不能很好的控制重點(diǎn)污染區(qū)的氮負(fù)荷流失,因此采用工程性措施與管理性措施相結(jié)合的手段綜合治理.從措施的空間配置分布方式看,BMPs 多集中在總氮污染較重的潮河上游和下游區(qū)域,且尤以潮河流域上游的小壩子、窟窿山和下游區(qū)域?yàn)雌娇h的虎什哈、石人溝等重度污染區(qū)為主(圖5).同時(shí)根據(jù)河道所屬風(fēng)險(xiǎn)源區(qū)的不同,全程在河道兩側(cè)布設(shè)3、5、10m 寬度不等的河岸植被緩沖帶,這對(duì)于地表徑流入河前的水質(zhì)凈化起到了關(guān)鍵作用.

圖5 BMPs 空間配置分布Fig.5 Spatial distribution diagram of BMPs configuration

表3 氮流失分區(qū)綜合措施配置Table 3 Configuration of comprehensive practices for nitrogen loss zones

由圖6 可知,在氮流失分區(qū)綜合措施配置下,研究年內(nèi)流域出口總氮負(fù)荷的削減率差距較小,介于14.35%～31.65%,年平均削減率24.98%.與全流域單一措施配置相比,分區(qū)進(jìn)行氮流失綜合措施配置針對(duì)性更強(qiáng),配置效果也更為理想.其削減效率多年來(lái)較為平均,與豐、平、枯水年無(wú)明顯關(guān)系,但潮河流域氮流失負(fù)荷的時(shí)空差異性顯著[21],時(shí)間上主要集中在豐水年及汛期,空間上主要集中在一級(jí)和二級(jí)關(guān)鍵源區(qū),因此有必要進(jìn)一步了解不同水文年及水文時(shí)期下各關(guān)鍵源區(qū)氮流失負(fù)荷削減情況,為最佳管理措施的精確評(píng)估和調(diào)整提供參考依據(jù).

水文條件依次為:豐水年汛期、豐水年非汛期、平水年汛期、平水年非汛期、枯水年汛期和枯水年非汛期.由圖7 可知,不同水文條件下各關(guān)鍵源區(qū)的總氮負(fù)荷削減率差異較為顯著.一級(jí)和二級(jí)關(guān)鍵源區(qū)在豐水年汛期的總氮負(fù)荷削減率顯著高于其他水文條件,主要是由于豐水年汛期降雨量極大,是區(qū)域氮流失最嚴(yán)重的時(shí)期,而針對(duì)一級(jí)、二級(jí)關(guān)鍵源區(qū)配置的退耕還林、減少化肥施用量及河岸植被緩沖帶等措施針對(duì)性較強(qiáng),貫穿于氮素起動(dòng)至傳輸入河的全過(guò)程,且上述措施已被證實(shí)對(duì)總氮負(fù)荷削減效率較高,因此可有效遏制源區(qū)內(nèi)非點(diǎn)源氮污染的發(fā)生過(guò)程.潛在污染源區(qū)及低風(fēng)險(xiǎn)源區(qū)在枯水年非汛期的總氮負(fù)荷削減率顯著高于其他水文條件,主要是由于枯水年非汛期降雨稀少,總氮負(fù)荷產(chǎn)生量少,而針對(duì)潛在污染源區(qū)及低風(fēng)險(xiǎn)源區(qū)配置的BMPs 實(shí)用性較強(qiáng)且削減效率同樣顯著,因此可有效控制該兩組風(fēng)險(xiǎn)區(qū)的氮負(fù)荷流失.

圖6 分區(qū)綜合措施配置下總氮削減率Fig.6 TN reduction rate under the zoning comprehensive practices configuration

圖7 不同水文條件下各風(fēng)險(xiǎn)源區(qū)總氮削減率Fig.7 Reduction rate of TN in each risk source area under different hydrological conditions

3.2 R-R-V 指數(shù)法評(píng)估綜合措施配置

由圖8 可知,對(duì)流域進(jìn)行分區(qū)綜合措施配置后,在地表水Ⅱ類(lèi)及Ⅲ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,多年平均總氮R-R-V 指數(shù)分別為0.37、0.24、95.78 和0.53、0.34、71.36;可靠性指數(shù)分別介于0.25～0.55、0.33～0.67,總體呈現(xiàn)略微上升趨勢(shì),表明潮河流域總氮污染有緩和趨勢(shì);可修復(fù)性指數(shù)均較低,介于0.14～0.50,尤其在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,多數(shù)年份集中在0.20附近,表明潮河流域總氮污染可修復(fù)性較差;脆弱性指數(shù)分別介于40.86～155.87、22.66～125.28,可知其變動(dòng)幅度較大,且1999 年后其下降趨勢(shì)明顯,主要是由于 1999 年后流域出口徑流量顯著低于1999 年前[21],導(dǎo)致總氮負(fù)荷銳減,而脆弱性指數(shù)與總氮負(fù)荷呈正相關(guān)關(guān)系,總氮負(fù)荷越小,脆弱性指數(shù)亦越低.

均值及標(biāo)準(zhǔn)差可以反映要素的離散程度,由于各要素的量綱不同,因此采用變異系數(shù)CV來(lái)反映數(shù)據(jù)波動(dòng)情況.可靠性指數(shù)、可修復(fù)性指數(shù)、脆弱性指數(shù)、總氮超標(biāo)持續(xù)時(shí)間、總氮超標(biāo)次數(shù)的波動(dòng)情況如表4 所示.在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,總氮的可靠性、可修復(fù)性及脆弱性指數(shù)的波動(dòng)幅度要低于地表水Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),初步可知,采用越嚴(yán)格的標(biāo)準(zhǔn)來(lái)評(píng)估流域出口氮流失風(fēng)險(xiǎn),得到的R-R-V 指數(shù)越趨于穩(wěn)定.在總超標(biāo)時(shí)間上,Σd(j)II和Σd(j)III分別為218.57、168.57,說(shuō)明潮河流域在1990～2010 年間的大部分時(shí)間總氮流失負(fù)荷會(huì)超過(guò)地表水Ⅱ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),這與之前潮河流域水質(zhì)研究工作的結(jié)果相吻合[45],因此亟需在此流域開(kāi)展相關(guān)科研工作,為流域水生態(tài)環(huán)境修復(fù)及北京市用水安全提供保障.超標(biāo)總次數(shù)Σd(j)II和Σd(j)III分別為7.29、5.62,其變異系數(shù)分別為0.20、0.29,同樣說(shuō)明評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)越嚴(yán)格,總氮負(fù)荷的R-R-V指數(shù)越趨于穩(wěn)定.

圖8 分區(qū)綜合措施配置下總氮R-R-V 指數(shù)Fig.8 TN R-R-V index under the zoning comprehensive practices configuration

表4 流域出口各要素變異情況(1990～2010)Table 4 Variation of various factors in watershed outlet(1990～2010)

4 結(jié)論

4.1 在控制措施的實(shí)踐中,結(jié)合研究區(qū)實(shí)際情況,推薦優(yōu)先適配植被緩沖帶、退耕還林和減少施肥量等效率較高的措施.

4.2 分區(qū)進(jìn)行氮流失綜合措施配置后,年平均削減率24.98%,在地表水Ⅱ類(lèi)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)下,年平均總氮R-R-V 指數(shù)分別為0.37、0.24、95.78;而流域多項(xiàng)單一措施的年平均總氮削減率為17.48%,月尺度平均總氮R-R-V 指數(shù)為0.36、0.24、112.96.可知目標(biāo)分散配置的方式更契合流域真實(shí)情況,且分區(qū)進(jìn)行綜合措施配置針對(duì)性更強(qiáng),配置效果也更為理想.

4.3 無(wú)論單一措施配置還是分區(qū)綜合措施配置,脆弱性指數(shù)與可靠性指數(shù)改善效率較高(超過(guò)14%),而可修復(fù)性指數(shù)的改善效率較低,且多數(shù)情況下可靠性指數(shù)與脆弱性指數(shù)的改善效率高于總氮削減率,可修復(fù)性指數(shù)的改善效率低于總氮削減率,表明流域總氮負(fù)荷雖然得到一定程度的削減且短期低于標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷,但其修復(fù)難度依舊較大.

4.4 營(yíng)養(yǎng)物標(biāo)準(zhǔn)負(fù)荷所對(duì)應(yīng)濃度的設(shè)定是評(píng)估流域可靠性指數(shù)、可修復(fù)性指數(shù)和脆弱性指數(shù)改善效果的關(guān)鍵,且評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)越嚴(yán)格,待評(píng)估營(yíng)養(yǎng)物的R-R-V 指數(shù)越趨于穩(wěn)定.