陳曼雨，崔遠來，鄭世宗,2，楊寶林,3，趙樹君(.武漢大學 水資源與水電工程科學國家重點實驗室，武漢 430072；2.浙江省水利河口研究院，杭州 30020；3.廣州豐澤源水利科技有限公司,廣州 50663)

0 引 言

農業(yè)面源污染已經成為目前水體污染的主要來源，農業(yè)面源污染防控對于生態(tài)型灌區(qū)建設、農村生態(tài)環(huán)境保護和我國農業(yè)可持續(xù)發(fā)展有著重要意義。農業(yè)面源污染物(氮、磷)在向下游的遷移轉化過程中，通過生態(tài)溝、塘堰濕地、河岸緩沖帶等環(huán)節(jié)，由于植物吸收、硝化/反硝化、排水重復利用等作用，其濃度及排放負荷會發(fā)生變化，即源頭的產污量與最后進入下游水體的排污量不相等，這種面源污染隨尺度增大而變化的規(guī)律被稱為面源污染排放的尺度效應[1-3]。面源污染排放尺度效應對于正確估算面源污染輸移系數(shù)[4]、開展面源污染對水體危害的評價具有十分重要的意義。研究面源污染尺度效應傳統(tǒng)方法是在不同尺度開展水量及污染物濃度監(jiān)測，然后分析計算單位面積排放負荷隨尺度的變化規(guī)律[1-3]，該方法需要大量野外觀測，工作量大，只能針對有限年份和研究尺度。如果能夠建立面源污染排放分布式模擬模型，基于模型開展不同條件下面源污染隨尺度變化規(guī)律的模擬分析，則可減少野外觀測工作量，且能就更多方案開展模擬分析，為此，本文結合蓮塘口流域開展相關研究。

1 研究方法

1.1 研究區(qū)域概況

蓮塘口流域位于浙江省金華市，包括永康市全部及武義縣的一部分，總面積1 342.29 km2。整個流域水系是由北溪、酥溪、華溪、南溪匯合而成，最后流入武義江，地形東高西低，屬于典型的低山丘陵盆地地帶，為亞熱帶季風氣候，年均降水量1 387 mm，年均氣溫17.5 ℃，年均日照時數(shù)為1 909 h，無霜期245 d。主要農作物為一年一季水稻種植。水稻生產主要施用化肥包括：尿素、復合肥。2013年研究區(qū)水稻平均施肥水平為(折純)：氮肥186 kg/hm2，其中基肥112 kg/hm2，分蘗追肥74 kg/hm2?；视脧秃戏?，追肥用尿素及復合肥。磷肥134 kg/hm2，鉀肥134 kg/hm2。

1.2 SWAT模型的建立

SWAT模型是一個基于物理過程的、連續(xù)事件的分布式流域水文模型。該模型是美國農業(yè)部開發(fā)的適用于較大流域尺度的面源污染計算模型[5]，主要模擬和預測不同土地利用和多種農業(yè)管理措施對流域的水、泥沙、化學物質的長期影響，被廣泛應用在非點源污染的管理和控制過程中[6-9]。

1.2.1數(shù)字高程模型(DEM)數(shù)據(jù)

數(shù)字高程模型(DEM)來自國際科學數(shù)據(jù)服務平臺所提供的90 m分辨率數(shù)據(jù)，并利用ARCGIS對其進行投影等一系列預處理操作，生成模型所需要的DEM。

1.2.2土壤類型與土地利用圖

土壤類型數(shù)據(jù)采用中科院地理所數(shù)據(jù)中心提供的1∶100萬的土壤矢量數(shù)據(jù)，根據(jù)模型輸入要求，將土壤類型進行重分類。

土地利用數(shù)據(jù)來源于中科院地理所數(shù)據(jù)中心提供的1∶25萬的土地利用資料，經遙感目視解譯獲得研究區(qū)內有14種土地利用類型，而后參照SWAT自帶的各種土地利用類型參數(shù)庫，最終將其分為4大類。

1.2.3氣象水文資料

SWAT模型需要的氣象數(shù)據(jù)包括日平均降雨量、最高和最低氣溫、太陽輻射、風速和相對濕度等，模擬的最小時間步長是1天。在建模中，使用了1991-2014年的日均數(shù)據(jù)，其中降雨量采用前倉、潘川、八字墻、永康、黃坑口、永祥、蓮塘口等7個水文站的實測數(shù)據(jù)，氣溫及其他要素采用麗水和金華氣象站的實測數(shù)據(jù)，這些變量可直接輸入。實測徑流采用流域出口蓮塘口水文站1991-2003年的月均流量數(shù)據(jù)。

1.2.4劃分子流域與水文響應單元

基于DEM、土壤類型、土地利用類型將蓮塘口流域分為44個子流域329個水文響應單元(HRUs)，經計算提取流域面積1 342 km2，如圖1所示。在劃分水文響應單元時，采取土地利用類型占子流域面積閾值的10%，土壤類型占土地利用面積閾值的15%，坡度類型占土壤面積閾值的20%。

圖1 蓮塘口流域子流域劃分圖

1.3 模型率定及驗證

1.3.1模型參數(shù)確定

由于無實測泥沙資料，因此不進行泥沙負荷的率定與檢驗，泥沙部分參數(shù)依據(jù)經驗值確定。應用蓮塘口站1991至2003年的實測徑流資料，徑流部分采用蓮塘口站1991-2000年月徑流數(shù)據(jù)進行模型率定，以2001-2003年的月徑流數(shù)據(jù)進行模型驗證；水質部分將水稻生育期2013年7-10月、2014年6-10月分別進行率定和驗證。經自動調參與手動調參相結合，最終參數(shù)取值如表1。

表1 參數(shù)取值

1.3.2模擬效率評價

采用Nash-Suttcliffe效率系數(shù)Ens、相對誤差Re和確定系數(shù)R23個指標來評價模型的適用性。通常認為Ens大于0.50，R2大于0.60，Re小于15%時模型模擬的精度令人滿意。率定期及驗證期月徑流模擬效果評價指標見表2。

表2 蓮塘口站月徑流模擬評價指標

由表2知，率定期的Ens、Re及R2均達到滿意結果，模擬效果較好；驗證期Re稍高，模擬效果比率定期稍差，但總體模擬效果也較好，因此，該模型適用于蓮塘口流域的徑流模擬。

徑流模擬是水質模擬的基礎，較準確的徑流模擬在一定程度上增加了模型對于總氮、總磷模擬的可靠性。由于2013年和2014年無實測徑流資料，因此以模擬的徑流資料為基礎，計算實測及模擬的氮磷負荷量。模擬效果評價指標見表3。表3表明，總氮、總磷日負荷量模擬效果的3個指標均在合理的范圍，即模型適用于蓮塘口流域總氮總磷的模擬。

表3 總氮總磷日模擬評價指標

2 不同尺度氮磷排放規(guī)律模擬分析

2.1 氮磷排放尺度變化規(guī)律

在研究灌區(qū)水循環(huán)問題時，人們常常按照灌溉渠系的控制范圍對灌區(qū)進行劃分，如田間尺度、支渠尺度、干渠尺度、灌區(qū)尺度等[10]。本次模擬從河流水系出流角度，以“子流域嵌套”的方式[11]把整個研究區(qū)域劃分成7個研究尺度，這種劃分方法可以與水文模型計算結果相適應。結合圖1，具體劃分見表4。

表4 研究區(qū)尺度劃分

對劃分的不同尺度進行分析時，任意尺度都可視為有著單一出口的獨立研究區(qū)域。采用現(xiàn)有農田管理措施和生產方式，對1991-2014年多年模擬結果進行計算，得到不同尺度單位面積氮磷污染負荷排放的多年均值。從圖2可以看出，總氮、總磷負荷隨著尺度的增大而增加，且增加幅度基本一致。從尺度1到尺度7，單位面積總氮排放負荷增加70.41%，總磷負荷增加70.51%。尺度4到尺度5氮磷排放負荷增加較快，尺度5開始氮磷排放負荷增長較緩，趨于穩(wěn)定。

圖2 單位面積氮磷負荷隨尺度變化

2.2 氮磷負荷排放隨尺度變化原因

由于本研究區(qū)并不是嚴格意義上的灌區(qū)系統(tǒng)，具有比灌區(qū)更為復雜的土地利用組合。為了更好地探討氮磷排放規(guī)律的尺度變化特征，需要考慮不同土地利用方式下的污染物排放情況。研究區(qū)主要有旱地、住宅用地(包括城鎮(zhèn)和農村的住宅用地及其周邊的非耕地)、林地和稻田四種不同的土地利用類型。進行1991-2014年的模擬分析，對整個研究區(qū)域不同土地利用方式下的總氮、總磷排放負荷進行計算，得到多年平均模擬結果如表5。

表5 不同土地利用方式下總氮、總磷排放負荷

對于4種土地利用類型，面積占比從大到小分別為林地、稻田、住宅用地、旱地，而總氮、總磷排放負荷從大到小分別為稻田、林地、住宅用地、旱地。其中，林地和稻田兩種土地類型的面積占比之和達到了98%，但是兩者的產污能力相差很大。稻田面積占總面積的29.19%，但產生的總氮、總磷污染物分別占全區(qū)域污染物總量的52.31%、66.90%。經計算，稻田的單位面積總氮、總磷排放負荷分別為92、22 kg/hm2，是林地單位面積排放負荷的6倍以上。因此，稻田是研究區(qū)域面源污染的重點，稻田面積所占比例對總氮、總磷排放大小有較大影響。

統(tǒng)計不同子流域內HRU的土地利用類型和面積大小，得到各個尺度所包含的稻田面積占對應尺度面積的比例，將某一尺度稻田面積比與對應氮磷排放負荷比較?？梢园l(fā)現(xiàn)，氮磷排放尺度變化與稻田面積比有著相同的規(guī)律，都隨尺度的增大而增大。由于稻田單位面積上總氮、總磷流失量比其他土地利用方式都大，因此隨著稻田面積占尺度面積的比例增加，在更大尺度上的單位面積氮磷排放也更大。

2.3 稻田面積比相同條件下氮磷排放尺度規(guī)律

要探究稻田面積比相同條件下氮磷排放尺度規(guī)律，需要對部分研究區(qū)域的土地利用類型進行修改?？紤]到如果修改的土地利用類型面積太大，可能導致已劃分的子流域不合理，因此選取聯(lián)系密切且差別相對較小的尺度5、尺度6、尺度7來進行研究。結果如圖4，在稻田面積比都為18%的情況下，單位面積總氮、總磷排放負荷隨著尺度的增大而減小，與試驗所得結果一致[2]。從尺度5到尺度7，單位面積總氮排放負荷減少0.54 kg/hm2,總磷排放減少0.62 kg/hm2,消減率分別為1.60%、5.21%。氮磷排放負荷減少的主要原因是隨尺度的增大，排水及氮磷被重復利用，同時氮磷被排水溝及塘堰濕地凈化。

圖3 單位面積氮磷負荷變化和稻田面積比隨尺度變化

圖4 稻田面積比相同時氮磷排放尺度變化

3 不同年型條件下氮磷排放尺度規(guī)律

面源污染受降雨和徑流影響顯著，對蓮塘口流域1991-2014年的全年降雨量進行排頻，選擇豐水年(25%)、平水年(50%)、中等干旱年(75%)3個水平年作為模擬的情景模式。1992年、2005年、2007年可近似代表不同的水平年(表6)。

表6 水文年型的設定

從圖5可知，對于不同水文年型，單位面積氮磷排放負荷都隨尺度的增大而增大，達到一定尺度(約10萬hm2)以后，氮磷排放就趨于穩(wěn)定。當尺度小于6萬hm2時，在同一尺度上，豐水年的總氮、總磷單位面積排放最大，枯水年最小，也即氮磷排放隨降雨的增加而增加。當尺度大于6萬hm2時，枯水年的單位面積污染物排放仍然最小，但平水年可能大于豐水年的氮磷排放?？梢?，污染物在向下游遷移時可能會被排水溝渠、河道等水體及其植被凈化，造成在大尺度上的總氮、總磷負荷隨尺度增加的比率不一致。

圖5 不同年型條件下單位面積氮磷排放隨尺度變化

4 不同施肥制度下氮磷排放尺度規(guī)律

4.1 不同施氮肥制度下氮磷排放尺度規(guī)律

根據(jù)前述分析可知，稻田是所有土地利用類型中排放氮磷污染負荷總量最大的，為了研究稻田施肥對研究區(qū)出口污染負荷的影響，對稻田設置了幾種不同的施肥情景進行1991-2014年多年模擬計算。按照施氮肥量的不同，設置3種施氮肥情景，分別如下：

(1)N0=不施氮肥，施磷肥同N2;

(2)N1=施氮肥量為N2的80%，即150 kg/hm2，施磷肥量不變，施肥時間和N2相同；

(3)N2=農民經驗，即施肥總量為N=186 kg/hm2，P=134 kg/hm2。分兩次施肥，7月1日施底肥，N=112 kg/hm2，P=134 kg/hm2，7月15日追肥，N=74 kg/hm2。

3種情景的多年平均模擬結果見圖6。從圖中可以看出隨著施氮肥量的減少，同一尺度單位面積總氮排放負荷相應減少，總磷排放負荷變化很小，表明氮磷時間沒有交互作用?，F(xiàn)狀條件下氮肥施用量減少20%，各尺度單位面積總氮排放平均減少約12%。對于不同尺度，總氮排放尺度效應與現(xiàn)狀相似，依然隨著尺度的增大而增大，大尺度上趨于穩(wěn)定。但是在不施用氮肥的情況下，總氮排放未呈現(xiàn)明顯的尺度特征。這說明總氮污染的尺度效應與稻田中肥料的施用密切相關，即稻田吸收、利用、排放總氮的作用是造成總氮負荷尺度效應的最主要原因。

圖6 不同施氮肥情景下氮磷排放隨尺度變化

4.2 不同施磷肥制度下氮磷排放尺度規(guī)律

按照施磷肥量的不同，設置3種施肥情景，分別如下：

(1)P0=不施磷肥，施氮肥同P2；

(2)P1=施磷肥量為P2的80%，施氮肥量不變，施肥時間和P2相同；

(3)P2=農民經驗，即施肥總量為N=186 kg/hm2，P=134 kg/hm2。分兩次施肥，7月1日施底肥，N=112 kg/hm2，P=134 kg/hm2，7月15日追肥，N=74 kg/hm2。

不同磷肥水平下1991-2014年多年平均單位面積氮磷負荷排放模擬結果見圖7?？梢钥闯?，在同一尺度上，隨著施磷肥量的減少總磷排放負荷相應減少，總氮排放負荷并沒有隨著施磷肥量的減少而變化，說明兩者之間沒有交互作用。現(xiàn)狀條件下磷肥施用量減少20%，各尺度單位面積總磷排放平均減少約9%。不同的施磷肥情景下，總氮、總磷排放負荷都隨著尺度的增大而增大，但是不施磷肥的條件下，總磷排放的尺度效應影響相對較弱。

圖7 不同施磷肥情景下氮磷排放隨尺度變化

5 結 語

采用SWAT模型對蓮塘口流域進行農業(yè)面源污染模擬，并分析其尺度變化特征，得出如下結論。

(1)農業(yè)面源污染排放存在尺度效應，它與區(qū)域內土地利用方式及其分布、排水重復利用、面源污染從上游到下游的凈化效應密切相關。由于稻田單位面積氮磷排放負荷最大，且稻田面積比隨尺度逐漸增大，因此單位面積氮磷負荷排放也隨尺度的增大而增大。當不同尺度間的稻田面積比相同時，總氮、總磷排放隨尺度的增大而減小，與試驗結果相同[2]。

(2)同一尺度上氮磷負荷排放在枯水年份較小，豐水年較大；在不同尺度上，不同年份單位面積的氮磷排放都有著相同的規(guī)律，即隨尺度的增大而增大。

(3)同一尺度上，施肥量減少，單位面積總氮、總磷排放負荷減少；對于不同尺度，氮磷排放負荷都隨尺度的增大而增大。當?shù)咎锸┓柿繛榱銜r，氮磷排放的尺度效應減弱甚至幾乎沒有。

□

[1] 何 軍, 崔遠來, 王建鵬, 等. 不同尺度稻田氮磷排放規(guī)律試驗[J]. 農業(yè)工程學報, 2010,26(10):56-62.

[2] 楊寶林, 崔遠來, 趙樹君, 等. 南方低山丘陵區(qū)稻田氮磷排放的尺度效應[J]. 中國農村水利水電, 2014,(7):85-88.

[3] 李恒鵬, 楊桂山, 黃文鈺, 等. 不同尺度流域地表徑流氮、磷濃度比較[J]. 湖泊科學, 2006,(4):377-386.

[4] 劉 莊, 晁建穎, 張 麗, 等. 中國非點源污染負荷計算研究現(xiàn)狀與存在問題[J]. 水科學進展, 2015,(3):432- 442.

[5] 鄒松兵, 陸志翔, 龍愛華, 等. ArcSWAT 2009 用戶指南[M]. 鄭州: 黃河水利出版社, 2012.

[6] 秦耀民, 胥彥玲, 李懷恩. 基于SWAT模型的黑河流域不同土地利用情景的非點源污染研究[J]. 環(huán)境科學學報, 2009,(2):440-448.

[7] 歐春平, 夏 軍, 王中根, 等. 土地利用/覆被變化對SWAT模型水循環(huán)模擬結果的影響研究——以海河流域為例[J]. 水力發(fā)電學報, 2009,(4):124-129.

[8] 史偉達, 崔遠來, 王建鵬, 等. 不同施肥制度下水稻灌區(qū)面源污染排放的數(shù)值模擬[J]. 灌溉排水學報, 2011,(2):23-26.

[9] 童曉霞, 崔遠來, 趙樹君, 等. 基于改進的SWAT模型農業(yè)面源污染變化規(guī)律數(shù)值模擬——以贛撫平原灌區(qū)芳溪湖小流域為例[J]. 長江科學院院報, 2015,(3):89-94.

[10] 崔遠來, 董 斌, 李遠華. 水分生產率指標隨空間尺度變化規(guī)律[J]. 水利學報, 2006,(1):45-51.

[11] 謝先紅, 崔遠來. 灌溉水利用效率隨尺度變化規(guī)律分布式模擬[J]. 水科學進展, 2010,21(5):681- 689.