控制流域氮流失的最佳管理措施配置及效率评估

郭英壮,王晓燕,2*,周丽丽,郑文秀 (.首都师范大学资源环境与旅游学院,北京 00048；2.首都师范大学首都圈水环境研究中心,北京 00048；.中国矿业大学(北京),土地复垦与生态重建研究所,北京 0008)

农业非点源污染指溶解或固体污染物从非特定的地点,在降水和径流冲刷作用下,通过径流过程汇入受纳水体(如河流、湖泊、水库、海湾等),引起的水体污染[1],也是导致农业生态环境恶化、资源退化和农产品质量安全水平下降的一个重要因素[2].最佳管理措施(BMPs)是控制农业非点源污染最有效和最可靠的手段[3-4],既能对农业生产导致的水体污染进行有效控制,同时还能保证或提高当地农业生产效率,因此在非点源污染控制中得到了广泛应用[5].

最佳管理措施削减污染的机理遵循三个原则,即“减源”、“拦截”、“修复”.Liu 等[6]在三峡香溪河流域配置了多种“减源”性质的BMPs,结果表明退耕还林对非点源污染的削减率在20%左右,保护性耕种及免耕可分别减少总氮负荷8.99%、8%,减少总磷负荷7%、5%;Hanief 等[7]在安大略省南部的Grand 流域配置了不同宽度的植被缓冲带作为“拦截”措施,结果表明3m 植被缓冲带年平均减少泥沙负荷13%,减少总磷负荷34%,而7.6m 植被缓冲带年平均减少泥沙负荷23%,减少总磷负荷50%;Wu 等[8]建立了消除多余养分、恢复农业生态平衡的修复系统,该系统具有农业面源污染自净能力,复合废水中总磷和总氮的去除率分别为83%和88%,并且该系统增加了大型植物和底栖动物的多样性,改善了浮游生物的生长条件.

效率评估是检验非点源污染措施成效的关键所在[9],在以往研究中,BMPs 的运行效果一般采用污染负荷的去除率来表征,但该指标与河流水环境质量的实际改善状况并不等同,更无法反映措施效率的滞后性、尺度的差异性以及河流水体自身的修复能力,一定程度上影响了优化配置方案的合理性和有效性[10].因此,非点源污染治理领域亟需寻找深入有效的BMPs 效率评估方法,以此配合BMPs 的筛选与放置,并为流域水污染控制与管理提供参考.基于统计学的R-R-V 指数法由Hashimoto 等[11]详细阐述,用于描述多用途水库系统的性能,至今,已被应用于水文学、生态学和流域健康评价等领域[12-15].Hoque 等[16]以美国St.Joseph 流域为研究对象,将RVM (Relevance Vector Machine)模型与SWAT (Soil and Water Assessment Tool)模型相结合对流域进行R-R-V 风险评估,结果表明流域整体处于良好状态,但易受泥沙侵蚀影响,研究年内除泥沙负荷外的各项指标均未曾突破R-R-V 标准负荷;Hazbavi 等[17]将标准化降水指数(SPI, standardized precipitation index)、悬浮泥沙浓度(SSC, suspended sediment concentration)、低流排放(LFD, low flow discharges)、高流排放(HFD, high flow discharges)等四项指标与R-R-V 指数法相结合评估了Shazand 流域的水环境健康状况,结果表明研究年内SSC 和HFD 的脆弱性指数呈下降趋势,SPI 和LFD 的脆弱性指数呈上升趋势,而4 项指标的可靠性和可修复性指数均呈下降趋势,说明流域的健康状况持续恶化,亟需得到有效治理.然而,R-R-V 指数法在流域健康评价领域的应用尚需拓展,以往研究只对目标流域不同河段发生水质损害的可能性(流域的稳定性,reliability)、损害发生后的可修复性(resilience)以及损害发生后流域水质受到影响的可能性(脆弱性,vulnerability)进行量化评估,尚未有研究将R-R-V 指数法概率化思路引入流域污染控制效果评价体系,以作为BMPs运行效果评估的可靠方法.

本研究以非点源污染流失特征为基础,旨在:(1)全面分析流域特征,为流域匹配治理效率最佳的一类或多类BMPs;(2)对比流域单一措施配置及分区综合措施配置的运行效果;(3)证明相对于传统的负荷去除法,R-R-V 指数法更为科学全面,可作为流域BMPs 效率评估的新工具,为流域氮流失治理工作提供有效的技术支持与科学引导;(4)证明污染物标准负荷所对应标准浓度的设定是影响R-R-V 指数法评估结果的关键因素.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

密云水库是北京市用于支持人口增长和经济发展的最大饮用水和工业用水来源,被誉为“北京生命之水”[18].潮河流域作为密云水库的主要支流之一,位于北京市东北部(116°7'～117°35'E,40°19'～41°38'N),发源于河北省丰宁满族自治县,流经河北省滦平县及北京市密云区,最终汇入密云水库,集水面积约4888km2(图1).该流域是典型的农业耕作区,主要的农作物为玉米、大豆、花生、小麦和板栗,化肥施用和农田管理方式粗放.流域内的工业点源很少,流失的营养盐主要来自畜禽养殖、农业种植及居民生活等非点源污染.近年来,受南水北调中线供水影响,流域富营养化的状况有所改善,但受自然条件变化和人类活动加剧的影响,入库河道的营养盐浓度依旧处在高位,氮流失问题仍十分严峻[19-20].

本研究以前期SWAT 建模及氮流失分区结果[21]为基础开展,所采用的分区方法为累积污染负荷曲线法,根据氮流失强度将流域划分为五级风险源区(图1).考虑到数据的可获取性及前期SWAT 的建模结果,本文将情景模拟的年份设置为1990～2010 年,并利用负荷去除法及R-R-V 指数法对以上两种配置方式进行效果评估,最终获得更为科学准确的BMPs 配置结果及配置效果评估方法.

图1 研究区位置、土地利用类型及氮流失分区Fig.1 Study area location, land use type, and the zoning of nitrogen loss

1.2 数据来源

本文采用的数据主要包括:1)DEM (Digital Elevation Model)来自北京市勘察设计研究院,比例尺为1:30 万,精度为30m×30m;2)土地利用数据来自中国科学院资源环境科学数据中心,包括耕地、林地、草地、城镇、水域及未利用土地;3)土壤数据来自中国科学院南京土壤所,分为褐土、潮土、棕壤、风沙土、粗骨土、冲积土、栗钙土、灰色森林土等8 类主要土壤类型;4)气象数据(1990～2010 年)来自中国气象数据共享网;5)潮河流域水文数据及水质监测数据(1990～2010 年)来自下会水文监测站;6)年鉴统计数据来自密云区、丰宁县、滦平县统计局.

1.3 BMPs 比选

BMPs 种类繁多,复杂多变,不同的BMPs 由于其不同的结构、实施难度而适用于不同特征的区域,对污染物和降雨径流的削减效果也有一定的差异[22].

不合理的土地利用及耕作方式所造成的土壤侵蚀是非点源污染的重要来源,包括养分流失、表土损失、泥沙淤积等[23].本区坡度大于10°、20°的坡耕地面积分别占耕地总面积的41.51%和24.25%,有必要从污染源头进行控制,即改变坡耕地的利用方式,采取陡坡退耕还林、坡耕地等高耕作、改坡耕地为梯田、保护性耕作等措施.畜禽养殖是潮河流域非点源污染的主要贡献源之一,通过削减畜禽养殖数量,可以达到氮流失负荷的有效控制[24],但畜牧业作为当地的主要经济产业,近年来在各区县发展迅猛,因此该措施实施的可能性较低.本区非规模化养殖场约占养殖场总数的60%,其设备简陋,无法对养殖废弃物进行有效处理.通过向非规模化散养户推广农村户用沼气池,不但可以解决畜禽粪便对水体的污染,还可使资源有效循环利用.流域内大量的农业活动及农村生活对该区的非点源污染有着重要贡献[25],农民为了获得较高的产量和经济效益,在农业生产中过量施用氮肥,部分地块全年用氮量超过作物需氮量的50%～200%,有必要通过调整流域居民的农业种植习惯、减少肥料施用量,达到控制流域非点源污染的目的.河流和水库周边自然条件较好,农田分布广泛且农业集约化经营水平较高,但人口密度大、植被覆盖率低、土壤侵蚀严重[26].而通过植被缓冲带的过滤、蒸散发、下渗及营养物吸收等过程,可有效控制洪峰水量、保持水土稳定、降低土壤侵蚀程度,从而阻止污染物通过坡面径流进入到水体[7,27].其并非针对单一污染源或土地利用类型,而是针对整个流域进行的综合污染控制措施[28].

结合上述分析,制定以下8 项非点源污染控制措施:①坡耕地改为梯田;②实行保护性耕作;③坡耕地实行等高耕作;④实行0.5t/hm2的残茬覆盖;⑤非规模化畜禽散养户建立农村户用沼气池;⑥化肥施用量减少30%和50%;⑦10°、20°以上坡耕地退耕还林;⑧河流和水库沿岸设置宽度3m、5m 和10m 的植被缓冲带.这8 项控制措施既可单独使用也可根据治理目的组合使用,以达到最佳的污染控制效果.

1.4 BMPs 空间配置方式

BMPs 在实际应用方面所面临的主要问题是:如何在有限的资金及人力条件下,通过BMPs 的空间优化配置,实现区域或流域尺度非点源污染的有效控制.以子流域、地块两个尺度氮流失负荷分布特征为依据,共形成四种BMPs 配置方案:目标聚集配置、目标分散配置、随机聚集配置、随机分散配置[29].如图2 所示,黑线代表河网,颜色越深代表流域污染越严重,黑点代表实施了BMPs 措施的地块,距离河道越近代表地块的氮流失风险越高[30].

本研究已知流域氮流失分区结果[21],针对景观中最易产生污染物的地段和部位,配置适合的BMPs是大多数科研与管理人员的共识[31-32].而为了更准确地配置适合各关键源区(CSAs)的BMPs,避免配置过程具有盲目性,本研究先采用随机分散的方式进行流域单一措施配置并评估运行效果,将配置效率较高的BMPs 作为备选措施,之后采用目标分散的方式进行氮流失分区综合措施配置,以实现BMPs配置效率最大化.配置不同BMPs 时,SWAT 模型均需改动相关参数(表1、表2).

图2 BMPs 空间配置方式示意[29]Fig.2 Schematic diagram of BMPs spatial configuration[29]

表1 不同BMPs 情境下SWAT 模型相关参数输入值[33]Table 1 SWAT model related parameter input values in different BMPs context[33]

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

1.5 BMPs 效率评估方法

1.5.1 负荷去除法 SWAT 模型是一个连续的长期分布参数模型,其详尽刻画了陆地与水生生态系统之间的联系,并广泛用于流域BMPs 的选择与放置.运用校准和验证后的SWAT 模型分别模拟设定的8 项BMPs 情景的非点源污染负荷量,模拟期设定为1990～2010 年,利用SWAT 计算污染物输出负荷,并对输出结果进行分析,与BMPs 配置前的输出负荷做差计算削减率(Reduction rate),从而实现BMPs运行效果评价.

LoadA表示采取最佳管理措施前的流域氮流失负荷量,LoadB表示采取最佳管理措施后的流域氮流失负荷量.

1.5.2 R-R-V 指数法 在计算流域系统某水质成分的R-R-V 指数时,需要设定水质成分的标准浓度作为评估标准.根据密云水库流域水质保护要求,本研究分别采用地表水环境质量Ⅱ类及Ⅲ类标准(GB3838,2002)来计算潮河流域总氮R-R-V 指数.流域单一措施配置后,利用地表水环境质量Ⅱ类及Ⅲ类标准,以月尺度为时间单位步长,计算流域出口总氮R-R-V 指数.

流域或集水区是指由地形确定的河流某一排泄段面以上的积水面积的总称,对于一个流域而言,河网内的任何一点都对应一个集水区,每个集水区都可视为独立的小流域系统.评估一个流域系统内某水质成分的健康状况时,先设定此水质成分的浓度阈值,计算其负荷的标准阈值,若此水质实际负荷在某一时间段内超过标准阈值,则该段时间内流域系统处于“失败”状态[34].可靠性指数(Reliability)的定义:某水质成分在指定的某一时间段内,流域实际负荷不超过标准负荷(非“失败”状态)的概率,其取值范围为[0,1].具体公式如下:

式中:d(j)表示流域系统在第j 次“失败”状态下持续的时间,M 表示流域系统处于“失败”状态发生的次数总和,T 表示总记录时间.

可修复性指数(Resilience)的定义:对于流域内任意一点,它的集水区某水质成分处于“失败状态”,在下一个单位时间步长内,该水质成分由“失败状态”转为“非失败状态”的概率,其取值范围为[0,1].具体公式如下:

脆弱性指数(Vulnerability)的定义:一个流域系统某水质成分在某段时间内处于“失败状态”对流域系统的破坏程度,其取值范围为[0,∞].具体公式如下:

式中:Lsim(i)为第i 个时间步长内某水质成分的模拟负荷, Lstd(i)为第i 个时间步长内某水质成分的标准负荷(由第i 个时间步长内径流量和某水质成分的标准浓度乘积得到),H[.]是亥维赛函数,用来保证只有流域系统处于“失败”状态才可参与脆弱性指数的计算.

2 结果与分析

2.1 负荷去除法评估单一措施配置

由图 3 可知,坡改梯对总氮的削减率介于-3.98%～23.97%,年平均削减率9.21%.总氮削减率之所以会出现负值,主要是由于溶解态氮(氨氮、硝酸盐氮等)的流失控制效果会随土壤水文条件的变化而改变.梯田提高了土壤的水土保持能力,导致土壤含水量增加,加强了溶解态氮随地表径流淋洗作用进入水体的过程,致使总氮流失负荷不降反升[35-36].

保护性耕种可通过改变微地形来减缓地表径流,从而减少土壤侵蚀量及污染物产生量[37].保护性耕种对总氮的削减率介于-4.28%～22.87%,年平均削减率7.69%.削减率为负值的年份主要是丰水年,其原因在于丰水年降雨量大且强度高,保护性耕种虽然降低了表层土壤的混合度及混合次数,一定程度上减少了土壤中吸附态有机氮的流失迁移,但更多溶解态氮(氨氮、硝酸盐氮)会滞留在表层土壤,土壤含水量的增加会加强对溶解态氮的淋洗作用,导致最终进入水体的总氮负荷增加[38].

等高耕作和梯田都是通过减缓坡耕地的坡度来降低水土流失强度,从而减少污染物的产生量及入河量[39].等高耕作对总氮的削减率介于-4.76%～ 23.46%,年平均削减率8.25%,其削减效果与坡改梯、保护性耕种相当,但其优点是无需以降低粮食产量为代价.

残茬覆盖加强了地表粗糙度,可有效减缓地表径流流速、降低峰值径流量,避免地表被过度侵蚀,提高了土壤的水土保持能力[40].本研究的残茬覆盖量为0.5t/hm2,对总氮的削减率介于-4.76%～23.46%,年平均削减率8.01%.残茬覆盖对总氮的削减趋势与上述耕作型管理措施类似,枯水年的削减率高于丰水年,且在部分丰水年总氮负荷会出现不降反升的现象.

Her 等[41]的研究同样发现残茬覆盖、少耕免耕、保护性作物轮作、坡改梯等措施均会不同程度的导致溶解性污染物负荷增加,因为这些措施在模拟操作时均需要降低耕地的CN (Curve Number)值,从而导致土壤含水量增加,加强了对溶解性污染物的淋洗作用.

通过向非规模化畜禽养殖散户推广户用沼气池,对总氮的削减率介于-1.47%～27.87%,年平均削减率7.86%,且枯水年的削减率远高于丰水年.但整体来看,其削减效率偏低,建设成本过高,并非理想可实施的最佳管理措施.

多数研究表明化肥对农业非点源污染的贡献率较高,因此科学施肥是防控非点源污染的有效措施[42].施肥量减少30%对总氮的削减率介于8.52%～24.98%,年平均削减率13.25%;施肥量减少50%对总氮的削减率介于 10.47%～37.42%,年平均削减率17.95%.削减率最高的年份为2002 年(枯水年),其原因在于研究区耕地集中在地势较缓的河道附近,而枯水年氮流失的关键源区同样集中在河道附近[21],因此枯水年减少施肥量,可有效控制耕地的非点源污染,总氮削减效果显著.

10°以上坡耕地退耕还林对总氮的削减率介于18.41%～46.29%,年平均削减率26.22%;20°以上坡耕地退耕还林对总氮的削减率介于9.78%～37.20%,年平均削减率20.13%.退耕还林的削减效果良好,枯水年更为显著,主要是由于枯水年降雨量、降雨强度与丰水年、平水年相比有较大幅度下降,故高坡度林地、草地的径流量及泥沙负荷也会明显下滑,加之强力的退耕还林措施,总氮流失负荷会极大程度减少.

宽度3m、5m、10m 的植被缓冲带对总氮的削减率分别介于4.27%～28.33%、16.01%～49.99%、23.86%～74.80%,年平均削减率分别为 18.30%、30.04%、42.85%.植被缓冲带在丰水年对总氮的削减率要高于平水年及枯水年,原因在于丰水年总氮负荷中颗粒态有机氮占比高,而植被缓冲带对颗粒态有机氮的截留去除率较高,在平水年及枯水年,降雨量及降雨强度的降低直接导致总氮负荷中颗粒态有机氮占比降低,溶解态氮(氨氮、硝酸盐氮)占比上升,但植被缓冲带对溶解态氮的截留去除率很低,因此植被缓冲带对平水年及枯水年总氮负荷的削减率较低[41,43].

图3 单一措施配置下总氮削减率Fig.3 TN reduction rate under a single practice configuration

由图3 可知,多种BMPs 对潮河流域总氮负荷的削减率差别明显,多种单一措施的年平均总氮削减率为17.48%.按负荷去除率由高到低将BMPs 划分为四级:①5m、10m 植被缓冲带(负荷去除率30.04%～42.85%),②3m 植被缓冲带和10°、20°以上坡耕地退耕还林(负荷去除率18.30%～26.22%),③减少30%、50%化肥施用量(负荷去除率13.25%～ 17.95%),④坡改梯、保护性耕种、等高耕作、残茬覆盖及建立农村户用沼气池(负荷去除率7.69%～ 9.21%).本课题组在北京市密云区的北宅小流域已开展过水土流失和面源污染措施的实际应用,相关研究结果[44]与本研究具有一致性,即以过滤、吸附和植物吸收为控制机理的植被缓冲带对于氮流失的削减作用最为显著,而多数耕地管理措施及沼气池等微生物分解措施对于氮流失的削减作用较为有限.

2.2 R-R-V 指数法评估单一措施配置

由图4 可知,在地表水Ⅱ类及Ⅲ类评估标准下,月尺度平均总氮R-R-V 指数分别为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类评估标准下,可靠性指数在0.32 左右浮动,与无措施时相比小幅度增长,可修复性指数在0.22 左右浮动,与无措施时相比基本未发生变化.虽然流域的可靠性指数得到轻度改善,反映在氮流失负荷得到一定程度的削减,但可修复性指数并未发生波动,即流域污染后的修复难度并未发生变化.其原因主要分为两方面,一方面如坡改梯、等高耕作等耕地管理措施在拦截耕地地表径流及壤中流中的溶解态氮、颗粒态氮进入河道水体时,同样也会滞留相当一部分地表径流,虽然最终各子流域汇入河道的氮负荷总量削减了,但由于径流总量的降低,因此河道水体的水质改善效果并不显著;另一方面,大量研究表明近年来潮河流域出口总氮浓度超过地表水Ⅱ类及Ⅲ类标准的频次明显增加[45-46],即使配置相关耕地管理措施,总氮浓度仍存在超过地表水Ⅱ类及Ⅲ类标准的可能性,由此导致多年平均尺度下总氮的可修复性指数没有显著改善,且改善效率持续低于总氮负荷的削减率.Wang 等[47]的研究同样发现,虽然负荷削减量通常作为配置方案实施后的效果评价指标,但在河流生态系统恢复、重建的过程中,水环境变化对人为干预的响应几乎均为非线性的(阈值效应),所以流域污染负荷的削减并不意味着河流生态环境质量一定会得到改善.

图4 单一措施配置下总氮R-R-V 指数Fig.4 TN R-R-V index under a single practice configuration

10°及20°以上坡耕地退耕还林后,总氮的可靠性指数、可修复性指数与无措施时相比明显增长,在地表水Ⅱ类评估标准下,其可靠性指数分别为0.39、0.37,可修复性指数分别为0.27、0.25.化肥施用量减少30%、50%后,总氮的可靠性指数、可修复性指数与无措施时相比小幅度增长,在地表水Ⅱ类评估标准下,可靠性指数分别为0.34、0.36,可修复性指数分别为0.23、0.24,其改善效率略高于耕地管理措施及建设农村户用沼气池,但均弱于退耕还林措施.5m、10m 植被缓冲带对流域出口总氮R-R-V 指数的改善效果最佳,主要是由于植被缓冲带在不减少河道水体流量的情况下,可通过生化消减方式降低进入河道的氮流失负荷[43],在地表水Ⅱ类评估标准下,其可靠性指数分别为0.40、0.48,可修复性指数分别为0.28、0.30.

流域在管理措施配置后,脆弱性指数均得到了较好的改善,且以退耕还林、植被缓冲带改善效果最佳.可靠性指数改善效果与脆弱性指数相当,且均大于可修复性指数的改善效果,而污染物标准负荷所对应浓度的设定对流域可靠性指数及可修复性指数改善效果的评估有重要影响.

3 讨论

3.1 负荷去除法评估综合措施配置

以上述单一BMPs 效率评估结果为依据,采用目标分散的方式在不同氮流失风险源区内有目的地配置一种或多种效率较高的BMPs,此类方式有效避免了配置工作初期BMPs 选择的盲目性,既提高了BMPs 的可执行度,又可实现氮流失负荷的有效控制(表3).针对潮河流域污染源来源广泛且地域分散的特点,单纯采用管理类措施不能很好的控制重点污染区的氮负荷流失,因此采用工程性措施与管理性措施相结合的手段综合治理.从措施的空间配置分布方式看,BMPs 多集中在总氮污染较重的潮河上游和下游区域,且尤以潮河流域上游的小坝子、窟窿山和下游区域滦平县的虎什哈、石人沟等重度污染区为主(图5).同时根据河道所属风险源区的不同,全程在河道两侧布设3、5、10m 宽度不等的河岸植被缓冲带,这对于地表径流入河前的水质净化起到了关键作用.

图5 BMPs 空间配置分布Fig.5 Spatial distribution diagram of BMPs configuration

表3 氮流失分区综合措施配置Table 3 Configuration of comprehensive practices for nitrogen loss zones

由图6 可知,在氮流失分区综合措施配置下,研究年内流域出口总氮负荷的削减率差距较小,介于14.35%～31.65%,年平均削减率24.98%.与全流域单一措施配置相比,分区进行氮流失综合措施配置针对性更强,配置效果也更为理想.其削减效率多年来较为平均,与丰、平、枯水年无明显关系,但潮河流域氮流失负荷的时空差异性显著[21],时间上主要集中在丰水年及汛期,空间上主要集中在一级和二级关键源区,因此有必要进一步了解不同水文年及水文时期下各关键源区氮流失负荷削减情况,为最佳管理措施的精确评估和调整提供参考依据.

水文条件依次为:丰水年汛期、丰水年非汛期、平水年汛期、平水年非汛期、枯水年汛期和枯水年非汛期.由图7 可知,不同水文条件下各关键源区的总氮负荷削减率差异较为显著.一级和二级关键源区在丰水年汛期的总氮负荷削减率显著高于其他水文条件,主要是由于丰水年汛期降雨量极大,是区域氮流失最严重的时期,而针对一级、二级关键源区配置的退耕还林、减少化肥施用量及河岸植被缓冲带等措施针对性较强,贯穿于氮素起动至传输入河的全过程,且上述措施已被证实对总氮负荷削减效率较高,因此可有效遏制源区内非点源氮污染的发生过程.潜在污染源区及低风险源区在枯水年非汛期的总氮负荷削减率显著高于其他水文条件,主要是由于枯水年非汛期降雨稀少,总氮负荷产生量少,而针对潜在污染源区及低风险源区配置的BMPs 实用性较强且削减效率同样显著,因此可有效控制该两组风险区的氮负荷流失.

图6 分区综合措施配置下总氮削减率Fig.6 TN reduction rate under the zoning comprehensive practices configuration

图7 不同水文条件下各风险源区总氮削减率Fig.7 Reduction rate of TN in each risk source area under different hydrological conditions

3.2 R-R-V 指数法评估综合措施配置

由图8 可知,对流域进行分区综合措施配置后,在地表水Ⅱ类及Ⅲ类评估标准下,多年平均总氮R-R-V 指数分别为0.37、0.24、95.78 和0.53、0.34、71.36;可靠性指数分别介于0.25～0.55、0.33～0.67,总体呈现略微上升趋势,表明潮河流域总氮污染有缓和趋势;可修复性指数均较低,介于0.14～0.50,尤其在地表水Ⅱ类评估标准下,多数年份集中在0.20附近,表明潮河流域总氮污染可修复性较差;脆弱性指数分别介于40.86～155.87、22.66～125.28,可知其变动幅度较大,且1999 年后其下降趋势明显,主要是由于 1999 年后流域出口径流量显著低于1999 年前[21],导致总氮负荷锐减,而脆弱性指数与总氮负荷呈正相关关系,总氮负荷越小,脆弱性指数亦越低.

均值及标准差可以反映要素的离散程度,由于各要素的量纲不同,因此采用变异系数CV来反映数据波动情况.可靠性指数、可修复性指数、脆弱性指数、总氮超标持续时间、总氮超标次数的波动情况如表4 所示.在地表水Ⅱ类评估标准下,总氮的可靠性、可修复性及脆弱性指数的波动幅度要低于地表水Ⅲ类标准,初步可知,采用越严格的标准来评估流域出口氮流失风险,得到的R-R-V 指数越趋于稳定.在总超标时间上,Σd(j)II和Σd(j)III分别为218.57、168.57,说明潮河流域在1990～2010 年间的大部分时间总氮流失负荷会超过地表水Ⅱ类标准,这与之前潮河流域水质研究工作的结果相吻合[45],因此亟需在此流域开展相关科研工作,为流域水生态环境修复及北京市用水安全提供保障.超标总次数Σd(j)II和Σd(j)III分别为7.29、5.62,其变异系数分别为0.20、0.29,同样说明评估标准越严格,总氮负荷的R-R-V指数越趋于稳定.

图8 分区综合措施配置下总氮R-R-V 指数Fig.8 TN R-R-V index under the zoning comprehensive practices configuration

表4 流域出口各要素变异情况(1990～2010)Table 4 Variation of various factors in watershed outlet(1990～2010)

4 结论

4.1 在控制措施的实践中,结合研究区实际情况,推荐优先适配植被缓冲带、退耕还林和减少施肥量等效率较高的措施.

4.2 分区进行氮流失综合措施配置后,年平均削减率24.98%,在地表水Ⅱ类评估标准下,年平均总氮R-R-V 指数分别为0.37、0.24、95.78;而流域多项单一措施的年平均总氮削减率为17.48%,月尺度平均总氮R-R-V 指数为0.36、0.24、112.96.可知目标分散配置的方式更契合流域真实情况,且分区进行综合措施配置针对性更强,配置效果也更为理想.

4.3 无论单一措施配置还是分区综合措施配置,脆弱性指数与可靠性指数改善效率较高(超过14%),而可修复性指数的改善效率较低,且多数情况下可靠性指数与脆弱性指数的改善效率高于总氮削减率,可修复性指数的改善效率低于总氮削减率,表明流域总氮负荷虽然得到一定程度的削减且短期低于标准负荷,但其修复难度依旧较大.

4.4 营养物标准负荷所对应浓度的设定是评估流域可靠性指数、可修复性指数和脆弱性指数改善效果的关键,且评估标准越严格,待评估营养物的R-R-V 指数越趋于稳定.