夏永秋，趙娣，2，嚴星，2，邱捷，2，顏曉元

（1.江蘇常熟農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國家野外觀測研究站，中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008；2.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

隨著我國對點源污染控制的加強，面源污染已經(jīng)成為水體污染物的主要來源?！兜诙稳珖廴驹雌詹楣珗蟆罚ǘ燮眨╋@示，農(nóng)業(yè)源總氮排放量為141.49萬t，占全國排放總量的46.5%，農(nóng)業(yè)源總磷排放量為21.2萬t，占全國排放總量的67.2%。嚴重的農(nóng)業(yè)面源污染不僅浪費養(yǎng)分資源、破壞耕地質(zhì)量，還會誘發(fā)水體富營養(yǎng)化，造成生態(tài)系統(tǒng)惡化，嚴重威脅人居環(huán)境和飲水安全，直接影響我國生態(tài)文明建設(shè)。

農(nóng)業(yè)面源污染指在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)與生活中，溶解的或固體的污染物（如氮、磷、農(nóng)藥及其他有機或無機污染物質(zhì)）從非特定的地域，通過地表徑流、農(nóng)田排水、揮發(fā)與近距離沉降和地下滲漏等方式進入水體引起的水質(zhì)污染[1]。典型的農(nóng)業(yè)面源污染發(fā)生過程具有多界面（水-土-氣）、多過程（遷移、淋溶、揮發(fā)）、多尺度（田塊、流域、區(qū)域）等特點，因此農(nóng)業(yè)面源污染具有來源復(fù)雜和分散、發(fā)生隨機等特征，這就造成其流失量難以直接監(jiān)測、流失過程難以追蹤、最終對水質(zhì)的負荷難以定量。

面源污染模型綜合考慮水文水利、氣象氣候、地理環(huán)境、污染物遷移轉(zhuǎn)化等一系列影響因素，在時間及空間尺度上對面源污染進行量化研究，從而可追溯污染物的來源、解析污染物的濃度、核算污染物負荷，因此是制定農(nóng)業(yè)面源污染治理對策、評估農(nóng)業(yè)面源防治效果的有效手段。近年來，面源污染模型研究蓬勃發(fā)展，模型種類很多，且每種模型特點不一，模型概化方式不盡相同。但是這些模型主要由歐美發(fā)達國家開發(fā)，其在我國面源污染模擬應(yīng)用中存在哪些不足？未來如何更好開發(fā)適合我國特點的面源污染模型？這些問題尚缺乏系統(tǒng)性的梳理與綜述。因此，本研究在系統(tǒng)綜述農(nóng)業(yè)（尤其是種植業(yè)）面源污染模型的基礎(chǔ)上，結(jié)合我國面源污染過程的特點，重點闡述我國農(nóng)業(yè)面源污染過程模擬的困境，并對我國面源污染模型的未來發(fā)展方向進行了展望。

1 農(nóng)業(yè)面源污染模擬現(xiàn)狀

1.1 模型分類

目前農(nóng)業(yè)面源污染模型在學(xué)術(shù)上尚未形成統(tǒng)一的分類系統(tǒng)，認可度較高的是根據(jù)模型的發(fā)展歷程及特征將模型分為3類：經(jīng)驗?zāi)Ｐ?、過程模型和半經(jīng)驗半過程模型。經(jīng)驗?zāi)Ｐ屯ㄟ^因果分析或統(tǒng)計分析尋找污染負荷與徑流量、土地利用或地形特征之間的關(guān)系建立模型，模擬污染物流失特征，包括輸出系數(shù)模型[2]、回歸方程模型、混合效應(yīng)模型[3-4]等。其中典型代表為輸出系數(shù)模型，該模型利用不同污染源的輸出系數(shù)，來估算流域或行政單元內(nèi)不同時間尺度下的農(nóng)業(yè)面源污染負荷。

過程模型考慮溶質(zhì)運移機制及動力學(xué)特征，對農(nóng)業(yè)面源污染物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化過程進行模擬，通過對參數(shù)的合理設(shè)定和校準(zhǔn)，能夠較為準(zhǔn)確地計算長時間序列并預(yù)測面源污染物成污過程的時空變化特征，主要包括AnnAGNPS[5]、SWAT[6]、HSPF[7]、ANSWERS[8]等。如HSPF模型能基于區(qū)域氣象、土壤、植被、地形地貌、土地利用等數(shù)據(jù)，對面源負荷進行長時間連續(xù)模擬。

半經(jīng)驗半過程模型通過整合機理過程和經(jīng)驗統(tǒng)計方法來解析污染源、模擬污染負荷及污染物質(zhì)遷移衰減過程。如SPARROW模型是基于統(tǒng)計學(xué)方法并加入污染物輸入及遷移轉(zhuǎn)化模塊建立的非線性流域空間回歸模型，具有描述地表水體污染來源、預(yù)測污染負荷及定量化功能[9]。

農(nóng)業(yè)面源污染模型都是基于特定的場景、條件和科學(xué)問題而開發(fā)，在應(yīng)用過程中各有優(yōu)缺點。如圖1所示，統(tǒng)計模型的結(jié)構(gòu)、參數(shù)簡單，數(shù)據(jù)容易獲取，能在較長時間范圍和較大尺度上對面源污染進行模擬，有較強的可操作性和實用性，但其缺乏對污染物遷移路徑和機理的表達，模型擴展應(yīng)用與預(yù)測能力較弱。過程模型中面源污染流失過程及內(nèi)在機制較為明晰，適合于復(fù)雜條件下面源污染過程的預(yù)測與管理，但其結(jié)構(gòu)復(fù)雜、輸入?yún)?shù)眾多、技術(shù)要求高、建模難度大、周期長，在大區(qū)域上難以應(yīng)用。半經(jīng)驗半過程模型權(quán)衡了統(tǒng)計模型和機理模型的優(yōu)缺點，對輸入?yún)?shù)要求相對較低，同時預(yù)測結(jié)果較為可靠，在農(nóng)業(yè)面源污染模型與管理方面具有較大的發(fā)展?jié)摿εc應(yīng)用前景。

圖1 常用農(nóng)業(yè)面源污染模型及其預(yù)測能力和可操作性之間的權(quán)衡Figure 1 Commonly used agricultural non-point source pollution models and their trade-offs between predictive ability and operability

1.2 田塊產(chǎn)流過程模擬方法

農(nóng)業(yè)面源污染發(fā)生的首要環(huán)節(jié)為田塊產(chǎn)流過程，通常由降雨或者灌溉驅(qū)動。根據(jù)水文過程的產(chǎn)流特點和機理，田塊產(chǎn)流模式分為蓄滿產(chǎn)流和超滲產(chǎn)流兩種：蓄滿產(chǎn)流以包氣帶的土壤含水量為基礎(chǔ)，在降水達到田間持水量或者一定的淹水高度后形成地表徑流；超滲產(chǎn)流是指降雨強度大于入滲強度時產(chǎn)生的地面徑流[24]。除地表徑流外，下滲量中還有一部分通過壤中流和地下徑流而流失。

田塊產(chǎn)流過程模擬中最簡單的方法為改進輸出系數(shù)模型，如蔡明等[25]通過不同土地利用的污染物固定輸出系數(shù)，考慮產(chǎn)匯流過程、降雨等因素估算了流域或者行政單元內(nèi)的污染物輸出負荷。改進輸出系數(shù)模型結(jié)構(gòu)簡單、操作方便，是當(dāng)前應(yīng)用最廣泛的一種模擬方法。但是該模型忽略了地形地貌、土壤性質(zhì)、管理措施等差異導(dǎo)致的輸出系數(shù)時空變異，因此估算結(jié)果具有較大的不確定性。

現(xiàn)有過程模型常以單一產(chǎn)流機制為基礎(chǔ)模擬田塊產(chǎn)流過程，如SWAT、AGNPS、GWLF等模型采用SCS曲線法，根據(jù)超滲產(chǎn)流機制計算下滲和地表徑流。在暴雨條件下，AGNPS模型能充分模擬地表徑流、壤中流和地下徑流，刻畫污染物隨地表徑流、土壤流失和土壤水入滲從田塊遷移至水體的過程，但對降水較小時（蓄滿產(chǎn)流）的徑流變化過程模擬精度較低，從而會對總磷等污染物質(zhì)的模擬產(chǎn)生偏差。SWAT模型能很好地模擬以超滲產(chǎn)流理論為基礎(chǔ)的旱作農(nóng)田污染物流失負荷，但其將稻田田面水層看作蓄水池，無法準(zhǔn)確模擬氮磷田塊徑流流失特征[26]?；诔瑵B產(chǎn)流原理的MIKE SHE模型，考慮了下墊面和氣候因素的時空差異性，能快速模擬地表產(chǎn)流及地下水運動，預(yù)測農(nóng)田硝酸鹽氮淋溶流失[27]。因為飽和導(dǎo)水率與降雨強度決定模擬范圍是否產(chǎn)流，所以勢必存在一個敏感區(qū)域，敏感區(qū)域以內(nèi)的參數(shù)對產(chǎn)流有較大影響?；谛顫M產(chǎn)流理論建立的HSPF等模型，能準(zhǔn)確分析氣候、土地利用等因素對地表和地下徑流過程的影響，估算面源氮磷等污染物的負荷，但是模型對降雨強度較為敏感，在暴雨超滲產(chǎn)流條件下，模型不確定性范圍增加[28]。由于當(dāng)前面源污染模型單一產(chǎn)流過程模擬的局限性，其對于降雨多變、流域土地利用方式復(fù)雜的農(nóng)業(yè)面源污染負荷模擬還存在很大的不確定性。

1.3 流域遷移消納過程模擬方法

面源污染從田塊產(chǎn)生之后，通常需要經(jīng)過流域遷移過程到達目標(biāo)水體。流域遷移過程包括地表和地下輸移過程，過程和路徑不同，導(dǎo)致沿程消納和滯留時間差異很大。輸出系數(shù)模型一般不考慮土壤、植被和各種生化反應(yīng)對污染物的截留效應(yīng)。為彌補該缺陷，蔡明等[25]通過引入流域年徑流模數(shù)來考慮陸面污染物匯集到流域出口斷面的整體消納比例，但這種方法只能刻畫地表徑流過程的攔截作用，而無法反映消納的時空變異。耿潤哲等[29]在單個柵格單元尺度上，建立入河系數(shù)與降雨、地形、地表徑流、地下徑流以及植物截留五大因子的關(guān)系，以此表征流域消納能力的時空分布特征。盡管國內(nèi)外學(xué)者對輸出系數(shù)模型開展了大量改進工作[30-31]，但是該模型仍無法識別污染物水文路徑，更不能區(qū)分地表徑流和地下徑流過程，因而估算結(jié)果有很大的不確定性。

機理模型以水文學(xué)為基礎(chǔ)，分為半分布式模型和全分布式模型。半分布式模型將流域分成的若干子流域作為計算單元，采用一級動力學(xué)方程和坡面平均系數(shù)計算子流域內(nèi)污染物的平均去除率，然后將結(jié)果匯集到各子流域出口[32]。盡管這種方法計算簡單，并且能夠在一定程度上反映不同子流域間消納的時空變異，但仍未考慮到子流域內(nèi)部各柵格單元至出口的路徑和消納差異。全分布式模型考慮了污染物在柵格單元的遷移消納，然而模型一般采用固定的動力學(xué)反應(yīng)速率常數(shù)來模擬污染物在地表遷移過程中的消納量[33]，并不考慮由上、下墊面差異所造成的消納速率的時空變異。盡管有學(xué)者嘗試通過引入最小阻力模型[34]、景觀單元相互作用[35]等方法來考慮不同景觀單元間消納能力的差異，但是這些方法通常只從影響消納的某一單方面因素入手，而不能完全反映氣象、植被、土壤、地形、水文等綜合因素對消納過程的影響。除此之外，常用機理模型一般用D8單流向算法識別水文單元、子流域之間的污染物地表遷移路徑[32-33]，這種單流向算法適用于有明顯高程差的地形，但難以識別平原地區(qū)以漫散流為主的多流向水文路徑。

地下輸移過程包括壤中流和基流，在模型模擬中常以水文地質(zhì)過程為基礎(chǔ)，對水流運動和溶質(zhì)運移的描述主要依賴于Richards方程和對流-彌散方程[36]。模型需要確定區(qū)域邊界、水力參數(shù)，以及包氣帶和地下水水流運動的維度。氮素轉(zhuǎn)化過程通常采用零階、一階或Michaelis-Menten動力反應(yīng)方程進行描述，并作為源匯項并入對流-彌散方程，建立地下水遷移轉(zhuǎn)化數(shù)值模型。上述數(shù)值模擬一般僅針對單個地下水過程，如MODFLOW、FEFLOW和HYDRUS等。但由于地下水變動較大、邊界較為復(fù)雜，在對流域地下水輸移過程模擬中存在邊界確定困難、模型的連接模塊設(shè)置不合理等問題。此外，在模擬水流運動的維度選擇中，三維數(shù)值模型雖然能夠模擬復(fù)雜條件下的地下水運動，但計算成本較高，難以大規(guī)模應(yīng)用。也有研究將上述模擬作為一個模塊，耦合到流域過程模型中，如SWAT、MIK ESHE和COMUS等[37]。但耦合方式會阻隔兩者間的流量反饋和模型間的計算反饋，系統(tǒng)間交互性較差，應(yīng)用受到限制。由于地下輸移過程的復(fù)雜性，各模型對于地表徑流和基流的定義也各不相同，目前對于該過程的機理和模擬研究還處于初步階段，模擬結(jié)果存在較高的不確定性。

面源污染經(jīng)地下輸移后雖然最終到達受納地表水體，但其與地表水污染負荷并不呈線性相關(guān)，而是存在一定的時間滯后性[38]。地下輸移過程產(chǎn)生非點源負荷滯后效應(yīng)的原因主要是存在生物地球化學(xué)的滯后性和水文過程的滯后性[39]?，F(xiàn)有流域模型缺乏明確的物理機制來描述地下水的滯后。傳統(tǒng)經(jīng)驗?zāi)Ｐ?，如PolFlow、GlobalNEWS、ReNuMa和SPARROW等，通常假設(shè)氮循環(huán)處于穩(wěn)定狀態(tài)，設(shè)定穩(wěn)定周期為一年或多年（大部分為5 a）[40-41]。然而，CHEN等[42]在椒江流域的研究表明，每年通過河流輸出的氮通量有大于70%來自于歷史遺留的氮庫，河流氮輸出對流域人為氮輸入的響應(yīng)存在約10 a的滯后時間。而機理模型，如SWAT、HSPF等，對地下水動態(tài)的模擬主要依賴于Richards方程和對流-彌散方程或用某個參數(shù)來描述地下水滯留時間，因此難以準(zhǔn)確捕捉到實際輸移時長。近來年有很多研究相繼改進或開發(fā)出一系列經(jīng)驗?zāi)Ｐ突蜻^程模型（表1），但由于對滯后機理認識的不足，模型還存在很大的不確定性。經(jīng)驗?zāi)Ｐ椭饕罁?jù)特定流域面源污染負荷量，以歷史輸入數(shù)據(jù)、水文氣候和土地利用變化等參數(shù)進行表述，確定滯后時間。例如，CHEN等[42]基于中國東部永安溪流域1980—2009年的水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)，開發(fā)了該流域年均硝酸鹽通量與過去6 a平均人為氮輸入之間的經(jīng)驗?zāi)Ｐ?，但該模型無法明確表達水文和生物地球化學(xué)滯留效應(yīng)，因此不能確定其遺留動態(tài)真實變化情況以及模型不確定性的原因。多模型耦合的過程模型是將地下水模型與氮的遷移轉(zhuǎn)化等模型進行耦合，來研究流域面源污染的時間滯后性。SANFORD等[43]在切薩皮克灣地區(qū)建立了氮質(zhì)量平衡回歸模型，基于MODFLOW軟件獲得地下水運輸?shù)臅r間分布，再耦合歷史氮利用率和反硝化參數(shù)，得到地下水中遺留氮對流域水質(zhì)改善的響應(yīng)。但該模型主要模擬了地下水的水文滯后性，缺少生物地球化學(xué)過程滯后性模擬，且模型的校準(zhǔn)依據(jù)為流域出口氮負荷量，因此限制了流域內(nèi)面源污染真實過程的了解。VAN METER等[39]開發(fā)了營養(yǎng)軌跡模型（ELEMeNT），該模型用源區(qū)動態(tài)函數(shù)表述根系土壤的有機氮積累和損耗，耦合基于指數(shù)輸移時間分布方法來模擬河流出口處硝酸鹽濃度，并通過收集沉積物巖心的葉綠素顯色數(shù)據(jù)，證明了ELEMeNT模型可以較好地預(yù)測河流長期氮輸移動態(tài)。但該模型在氮遷移轉(zhuǎn)化方面均采用單一固定的消納系數(shù)，且通過田塊到流域的直線距離計算滯留時間，而并非實際的遷移路徑?？傊?，當(dāng)前流域滯留估算模型都是基于特定流域的可用數(shù)據(jù)、參數(shù)和實際情況開發(fā)，因此在其他流域難以直接應(yīng)用。

表1 流域面源污染滯留估算模型總結(jié)Table 1 Summary of models for watershed legacy in nutrient dynamics simulation

2 我國農(nóng)業(yè)面源污染模擬的困境

2.1 田塊流失過程

我國土地利用與種植類型復(fù)雜多樣，管理方式迥異，又地屬季風(fēng)氣候，降雨時空變異大，這些特有的生產(chǎn)與自然特征，導(dǎo)致田塊流失過程差異巨大。我國常見的農(nóng)作物有50多種，農(nóng)作物播種面積1.53億hm2，其中水田面積占比最大，占我國糧食作物總面積的35%。稻田因為存在田埂，一般為蓄滿產(chǎn)流，而旱地一般為超滲產(chǎn)流（圖2）。由于稻田的區(qū)域分布以及流域內(nèi)鑲嵌分布特征，兩種產(chǎn)流方式也存在區(qū)域及流域特征。我國屬于典型季風(fēng)氣候，降雨強度月際變異大，同一田塊不同季節(jié)產(chǎn)流機制也不相同。夏秋季降雨強度大時主要是超滲產(chǎn)流，而冬春季降雨小，產(chǎn)流方式主要是蓄滿產(chǎn)流。管理和種植方式不同也會導(dǎo)致產(chǎn)流方式迥異，我國種植制度從南到北逐漸由一年三熟稻作向一年一熟旱地過渡，不同的熟制區(qū)又會有不同的作物類型和輪作方式，如水稻?小麥?蔬菜、水稻?油菜、小麥?玉米等。因此，同一個田塊，不同種植季產(chǎn)流方式也不同，稻季一般為蓄滿產(chǎn)流，而麥季和油菜開溝后，一般為超滲產(chǎn)流。此外，受我國的土地所有制和種植習(xí)慣影響，在土地邊界起壟是非常普遍的現(xiàn)象，起壟一方面起到了保水作用，另一方面也極大地改變了田塊的產(chǎn)流方式。

圖2 我國農(nóng)業(yè)面源污染特點與模擬難點Figure 2 Characteristics and simulation difficulties of agricultural non-point source pollution in China

目前，我國農(nóng)業(yè)面源污染負荷模型大多直接應(yīng)用歐美地區(qū)模型，這些模型主要根據(jù)歐美旱作和氣候特點，基于超滲產(chǎn)流過程研發(fā)，其產(chǎn)匯流計算方式、模塊單元設(shè)置無法準(zhǔn)確表征我國田塊流失過程的空間和時間特征。如程磊等[53]利用SWAT模型模擬窟野河流域產(chǎn)流過程時發(fā)現(xiàn)，模型模擬地表和地下流失過程的效果不理想，究其原因，模型在暴雨產(chǎn)流過程中不能反映流域中兩種產(chǎn)流機制并存的現(xiàn)實情況。因此，如何同時考慮兩種產(chǎn)流機制以反映我國實際田塊產(chǎn)流狀況是當(dāng)前流域面源污染模擬的困境之一。

2.2 氨揮發(fā)近距離沉降

我國農(nóng)田氮肥投入量高，氨揮發(fā)是農(nóng)田系統(tǒng)中重要的氮素損失過程，JU等[54]統(tǒng)計了太湖地區(qū)26塊實驗田的氮素損失，結(jié)果表明稻田氨揮發(fā)系數(shù)為11.6%±4.7%。本課題組通過3 a的野外田間試驗，發(fā)現(xiàn)長江中下游典型種植業(yè)氨排放系數(shù)變化范圍為4.76%~14.2%[55]。揮發(fā)的氨氣在大氣中具有化學(xué)性質(zhì)活潑、黏滯性強、濃度梯度大、弱堿性等特點，因此深受局地氣象、地形的影響[56]。一部分氨氣與酸性氣體反應(yīng)會形成大氣氣溶膠，另外一部分氨氣能夠較快地從大氣向地表沉降。有研究表明，稻田下風(fēng)向100 m范圍內(nèi)較高的氨氣濃度主要出現(xiàn)在施用基肥和追肥后15 d內(nèi)。隨著距稻田距離的增加，下風(fēng)向大氣中氨氣濃度呈指數(shù)下降，稻田下風(fēng)向100 m范圍內(nèi)氨氣沉降量約占揮發(fā)量的80%[57]。因此，在我國水體面積分布廣泛的南方地區(qū)，農(nóng)田氨揮發(fā)結(jié)果表明近源沉降是水體氮素的重要來源（圖2）。

目前，只有極少數(shù)面源污染模型考慮了氨揮發(fā)過程，但是田塊氨揮發(fā)與水體氨沉降之間的關(guān)系脫節(jié)。如SWAT模型考慮了氮肥用量、土壤溫度、土層厚度和陽離子交換量對農(nóng)田氨揮發(fā)的影響，但是水體氨沉降通過用戶輸入實現(xiàn)[6]。APEX模型在SWAT模型的基礎(chǔ)上進一步考慮了風(fēng)速對氨揮發(fā)的影響，但是在水質(zhì)負荷中未能考慮氨揮發(fā)近距離沉降的影響[58]。如何耦合氣態(tài)氨揮發(fā)的貼地排放與氨沉降的區(qū)域遷移特性是當(dāng)前流域面源污染模擬的困境之一。

2.3 地表遷移過程

我國幅員遼闊，地理氣候條件復(fù)雜多變，山區(qū)、丘陵、平原河網(wǎng)區(qū)并存，不同地形條件下污染物的地表遷移過程迥然不同，加之隨著我國經(jīng)濟社會的迅速發(fā)展，農(nóng)業(yè)對灌溉的需求不斷增加，使得流域內(nèi)存在眾多溝渠、池塘、水庫等小型灌溉水體，這極大地改變了污染物的地表遷移路徑和消納量（圖2）。而目前，大多數(shù)面源污染模型都是基于國外的農(nóng)業(yè)場景開發(fā)，盲目照搬國外模型會存在以下問題：

（1）現(xiàn)有模型不能精確刻畫平原河網(wǎng)區(qū)污染物遷移路徑。傳統(tǒng)的機理模型采用D8算法識別坡面水流路徑，這種方法的基本思想是認為水向周圍流動時，全部流入高程最低的地方，D8算法適合于在有明顯高程差的地形模擬產(chǎn)匯流機制[59-60]。然而，我國幅員遼闊、分布著大量的平原耕作區(qū)，水流在坡面上向多個方向漫散流動是平原地形的一個重要特征，而傳統(tǒng)的單流向算法無法模擬漫散流，會出現(xiàn)大量平行流的現(xiàn)象[61]。因此，在平原耕作區(qū)使用單流向算法識別污染物遷移路徑將不可避免地降低模型精度。

（2）現(xiàn)有模型不能精確刻畫人工排水溝渠和管道中污染物的遷移轉(zhuǎn)化過程。人工排水溝渠和管道不同于自然流域的灌排水特征，而是擁有其獨特的污染物遷移轉(zhuǎn)化過程。例如，DENG等[62]的研究表明溝渠排水因其較高的污染物濃度而擁有較高的消納速率，李穎等[63]表明溝渠的槽蓄作用在一定程度上能夠通過增加水力停留時間從而消減子流域出口的水質(zhì)變化峰值。同時，人工排水溝渠和管道內(nèi)存在的灌溉退水、田埂側(cè)滲補、污染物垂向滲漏等水文過程，使得其污染物遷移轉(zhuǎn)化過程不同于自然流域[64]。然而，傳統(tǒng)的面源污染模型并未考慮人工排水溝渠和管道中的污染物遷移轉(zhuǎn)化過程，即使是改進的SWAT模型，也只是通過修正數(shù)字高程來簡單刻畫污染物在排水溝渠中的遷移路徑[64]。顯然，發(fā)達的灌排水系統(tǒng)是我國農(nóng)業(yè)耕作的一大特征，直接套用傳統(tǒng)的流域水文模型來模擬排水溝渠內(nèi)污染物的遷移轉(zhuǎn)化過程是不合理的。

（3）現(xiàn)有模型不能精確刻畫湖泊、池塘等濕地，尤其是小型水體對污染物的消納作用。傳統(tǒng)的流域水文模型常直接忽略小型水體，或者將子流域內(nèi)的所有水體簡單加和后視為一個大型水體計算，而并不考慮濕地大小、位置對其消納能力的影響[5，32-33]。而大量研究報道[65-67]，流域內(nèi)濕地的空間地理位置分布及其面積大小是影響消納的重要因素，這主要表現(xiàn)在3個方面：首先，只有在污染物遷移路徑上的濕地才有消納作用；其次，分布在下游的濕地比分布在上游的濕地受納更多的污染物，因而其消納量通常更大[66]；最后，面積較小的濕地由于單位面積氮磷負荷高，比面積較大濕地的消納效率更高[65]。而我國由于農(nóng)業(yè)灌溉需要，分布著大量的池塘、水庫等小型水體。據(jù)調(diào)查，全國小型池塘（1 m2~0.05 km2）灌溉耕地面積占全部耕地面積的39%[68]。因此，如何準(zhǔn)確刻畫池塘、湖泊等水體對污染物的消納作用對我國面源污染模型發(fā)展尤為重要。

（4）現(xiàn)有模型采用固定的消納速率模擬消納量，難以反映消納的時空變異。經(jīng)驗?zāi)Ｐ透鶕?jù)采樣固定的消納系數(shù)估算污染物遷移過程中的消納量[30]，而不考慮污染源的遷移路徑差異。機理模型在一定程度上可以識別產(chǎn)流路徑，但是幾乎都采用一級反應(yīng)動力學(xué)方程和固定的反應(yīng)速率常數(shù)來模擬污染物的降解過程[5，32-33]。以反硝化過程為例，幾乎所有模型都采用kdn為0.01的反應(yīng)速率系數(shù)。顯然，流域內(nèi)不同土地利用類型、植被覆蓋、地形坡度的景觀單元，污染物的消納速率存在明顯的時空變異特征[3]。因此，如何在準(zhǔn)確識別污染物遷移路徑的基礎(chǔ)上，耦合不同上、下墊面對污染物消納能力的影響是提高面源污染模型精度的一個重要方向。

2.4 地下遷移過程

面源污染地下遷移過程受到人類管理活動和自然因素的交互影響。自然條件和人類農(nóng)業(yè)管理活動，如土壤性質(zhì)、長期過量施肥[69]、土地利用變化對土壤養(yǎng)分累積有關(guān)鍵影響。而灌溉和氣象條件驅(qū)動土壤養(yǎng)分向地下遷移。我國巨大的地形、氣候、土壤和肥料管理等差異導(dǎo)致地下遷移過程區(qū)域特征明顯，現(xiàn)有模型在污染物地下遷移過程方面存在以下問題：

（1）現(xiàn)有模型忽視我國土地利用變化頻繁、肥料類型和用量變異大的現(xiàn)實情況。如我國黃土高原地區(qū)，從原來的小麥-玉米種植模式轉(zhuǎn)變?yōu)橐垣J猴桃和蘋果為主的果園種植，果園年施肥量高達1 000 kg·hm-2，遠高于小麥和玉米，不同樹齡的果園普遍出現(xiàn)硝態(tài)氮累積現(xiàn)象，硝態(tài)氮隨著灌溉向下遷移，可能帶來更高的地下水污染風(fēng)險[70]?，F(xiàn)有的模型難以捕捉到土地利用和施肥用量的變異、擬合精度低、結(jié)果不確定性大。

（2）現(xiàn)有模型忽視包氣帶土壤物理性質(zhì)在垂向和區(qū)域上的變異。由于成土過程的差異，不同區(qū)域表層和深層巖性的性質(zhì)和變異程度差異很大（圖2）。在我國華北地區(qū)，深層土壤非均質(zhì)性十分明顯，黏壤土和砂壤土交互分布，消納過程主要發(fā)生在2 m以上的根區(qū)[69]。同樣，在我國南方紅壤區(qū)，土壤分層明顯，1 m以下的網(wǎng)紋紅土層，具有更高的pH和黏粒含量，阻礙氮磷向下遷移[71]?，F(xiàn)有過程模型假定包氣帶在垂向方向上是均質(zhì)的，忽視了不同區(qū)域根區(qū)和深層包氣帶的土壤質(zhì)地和巖性差異。

（3）現(xiàn)有模型不能體現(xiàn)遷移過程中消納的變化。研究人員在我國華北地區(qū)[72]和黃土高原地區(qū)[73]基于同位素的測定認為厚包氣帶消納反應(yīng)不活躍，但亦有研究在長江下游[74]和華北平原[75]的深層包氣帶觀測到強烈的反硝化等消納活動，強調(diào)深層不飽和帶的消納不容忽視。而已有的地下遷移模型，對于根區(qū)、包氣帶和地下水三部分區(qū)域假定單一消納系數(shù)，沒有考慮到水文地質(zhì)參數(shù)對消納速率的影響，忽視了不同含水層消納的時空差異。

3 我國農(nóng)業(yè)面源污染模擬研究展望

模型的輕簡化和高精度是我國面源污染模型的發(fā)展趨勢。和歐美發(fā)達國家相比，一方面我國基礎(chǔ)數(shù)據(jù)存在系統(tǒng)性、完整性和可靠性缺乏等不足，這就使得分布式、全過程模型難以在我國充分應(yīng)用。另一方面我國景觀破碎度高、小微水體如溝渠池塘眾多、污染物遷移路徑復(fù)雜等特點，對模型概化提出了更精細的要求。因此，建立參數(shù)少、適應(yīng)性強、過程完整并能精細化表達復(fù)雜多變流域特征的模型是我國面源污染模型發(fā)展的方向。

針對地表水氨沉降水質(zhì)負荷，建議采用模型模擬與監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)相結(jié)合的方式。水體中氨沉降的來源主要分為兩類：干沉降主要來自近源排放，濕沉降主要來自區(qū)域遷移[56]。對于干沉降模擬，結(jié)合局地氣象和地形影響，應(yīng)用Guass煙羽擴散模式，假定其濃度分布服從正態(tài)分布的經(jīng)驗方程。該模式假定氨氣以平均風(fēng)速向下風(fēng)向輸送，忽略順風(fēng)向的湍流擴散，垂直方向和水平橫向濃度由擴散參數(shù)描述。該模型化學(xué)機制簡單、模擬精度高、參數(shù)需求小。對于濕沉降，由于其來源復(fù)雜、發(fā)生隨機、季節(jié)變異大，難以通過模型模擬。但是監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)發(fā)達、數(shù)據(jù)精度高、容易獲取，可以直接采用監(jiān)測數(shù)據(jù)。

針對田塊流失過程，建議采用以大數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)的半經(jīng)驗半機理模擬方式。目前，我國針對各種土地利用類型開展了大量的田塊試驗，且積累了豐富的數(shù)據(jù)。如YIN等[76]報道了全國4 090個玉米田塊、6 139個水稻田塊、3 351個小麥田塊的氮素流失量，WANG等[77]報道了全國309個蔬菜地氮磷徑流損失量?；诖罅吭囼灁?shù)據(jù)和產(chǎn)流機制的認識，可以構(gòu)建包含主要驅(qū)動因素和因果關(guān)系的田塊流失量結(jié)構(gòu)方程模型，從而明確主要因素包括肥料管理措施、土壤因素、氣候因子等對田塊流失的影響及其對農(nóng)業(yè)面源污染負荷的貢獻。此外，還可利用深度機器學(xué)習(xí)精度高、參數(shù)少的優(yōu)點，將半經(jīng)驗半過程物理模型進行編碼，替換深度機器學(xué)習(xí)中一個神經(jīng)元，構(gòu)建可解釋的深度機器學(xué)習(xí)方法來模擬田塊流失量。深度機器學(xué)習(xí)能從高度復(fù)雜的數(shù)據(jù)中深入挖掘變量關(guān)系，在其架構(gòu)中整合物理機制模塊，利用物理模型較好的解釋性、外延性、對數(shù)據(jù)要求較低等特點，使得模型具備可解釋性。

針對地表徑流的遷移消納過程，應(yīng)從以下幾個方面發(fā)展適用于我國的面源污染模型。（1）針對我國地形復(fù)雜多變、山區(qū)和平原河網(wǎng)并存的現(xiàn)象，因地制宜使用不同的流向算法識別污染物遷移路徑（圖3）。在有明顯高程差的山區(qū)，使用D8單流向算法識別污染物遷移路徑；在有一定高程差但差異不明顯的地區(qū)，使用D∞等多流向算法模擬污染物的漫散流動[78]；在沒有高程差的平原河網(wǎng)區(qū)，使用產(chǎn)污單元到附近河道的最短距離為權(quán)重因子分配污染物入河量[79-80]，運用河道拓撲關(guān)系和水力幾何特征識別污染物在河道中的遷移過程。（2）運用質(zhì)量平衡和水動力方程模擬污染物在排水溝渠中的遷移轉(zhuǎn)化過程[64]，并考慮田埂側(cè)滲和溝渠滲漏等重要土壤水文過程對污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響，發(fā)展適用于我國水稻灌區(qū)的面源污染模型。（3）運用遙感等工具精細化識別溝渠、池塘、水庫等小型水體，并將濕地類型、位置、面積等影響消納能力的重要因素耦合進污染物遷移路徑，準(zhǔn)確模擬濕地對污染物的消納作用。（4）開展更多污染物消納的機理實驗，分析探討上、下墊面特征如何影響柵格單元污染物消納能力，總結(jié)其消納規(guī)律與影響因素，提高消納模擬精度。當(dāng)然，上述改進措施毫無疑問會增加模型的復(fù)雜度和計算量，因此，如何提高模型運算效率、平衡模型精度和適用性也是我國未來面源污染模型發(fā)展的一個重要方向。

圖3 針對不同地形區(qū)的不同污染物地表遷移路徑識別方法Figure 3 Pathway definition methods for pollutant migration in different geomorphological areas

針對地下遷移過程，建議按照地表到地下不同層次，從生物地球化學(xué)循環(huán)和水文過程兩方面主要影響因素分別構(gòu)建半經(jīng)驗半機理模型。在根系區(qū)域，主要考慮降水灌溉等水力驅(qū)動以及土壤質(zhì)地、pH 等持水能力的影響；在包氣帶，主要考慮包氣帶厚度、巖性的水力性質(zhì)以及水的垂向運移；在飽和帶，主要考慮地下水遷移距離和水勢等的影響。同時，應(yīng)根據(jù)孔隙度、DOC 含量、景觀格局、氮磷輸入類型和用量等特征，綜合確定相對應(yīng)的消納系數(shù)。

4 結(jié)語

模型是面源污染防控決策支持的有效手段，但是模型研發(fā)是一個長期過程，需要研究人員對面源污染領(lǐng)域系統(tǒng)、深入、全面的了解，進行充分的分析和實驗，通過不斷的測試完善，逐漸被人們采用。這一過程通常周期長、難度大、涉及面廣，需要團隊協(xié)作。由于受限于面源污染形成機理和過程的認識不足，以及監(jiān)測資料的匱乏，我國更多的是采用經(jīng)驗?zāi)Ｐ瓦M行研究，或者對國外模型的吸收、改進和應(yīng)用，但這不能很好地表征我國面源污染過程的特點，使得其進一步應(yīng)用受到了較大限制。為推動我國面源污染模型發(fā)展，建議成立模型研究同盟，匯集專業(yè)學(xué)科內(nèi)所有建模的領(lǐng)先專家，促進相鄰學(xué)科建模專業(yè)知識的整合，在各種尺度進行模型相互比較，加強數(shù)據(jù)共享，開放用戶培訓(xùn)、體驗與評測，在大學(xué)和研究生課程中加入本土化模型應(yīng)用與實踐教學(xué)環(huán)節(jié)。