基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算

段扬, 蒋洪强, 吴文俊, 周元春. 基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算——以嫩江流域为例[J]. 环境保护科学, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008
引用本文: 段扬, 蒋洪强, 吴文俊, 周元春. 基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算——以嫩江流域为例[J]. 环境保护科学, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008
DUAN Yang, JIANG Hongqiang, WU Wenjun, ZHOU Yuanchun. Estimation of Non-Point Source Pollution Load Based on Improved Export Coefficient Model ——A Case Study of Nenjiang Watershed[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008
Citation: DUAN Yang, JIANG Hongqiang, WU Wenjun, ZHOU Yuanchun. Estimation of Non-Point Source Pollution Load Based on Improved Export Coefficient Model ——A Case Study of Nenjiang Watershed[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008

基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算

——以嫩江流域为例
    作者简介: 段 扬(1988 − ),男,助理研究员。研究方向:流域水资源规划及流域水环境保护。E-mail:duanyang@caep.org.cn
    通讯作者: 吴文俊(1985 − ),男,副研究员。研究方向:水污染防治规划模拟、水环境经济核算研究。E-mail:wwj@caep.org.cn
  • 基金项目:
    国家生态环境资产核算体系建立(2110105)资助
  • 中图分类号: X522

Estimation of Non-Point Source Pollution Load Based on Improved Export Coefficient Model ——A Case Study of Nenjiang Watershed

    Corresponding author: WU Wenjun, wwj@caep.org.cn
  • 摘要: 文章以嫩江流域为研究对象,应用改进输出系数模型对研究区2006~2010年非点源TN与TP负荷进行了估算与空间模拟。结果表明2010年TN与TP入河量较2006年减小26.30%和18.04%。不同污染物来源中,对于TN和TP的贡献率排序为土地利用>畜禽养殖>农村生活污水。土地利用变化对于TN和TP的输出也产生巨大的影响,在2006~2010年间有30.47%的土地发生变化,其中林地转变为草地面积最大;非点源TN和TP产生量总计分别减小了7 979.51和3 172.08 t,其中水域减小量最大,而草地产生量则增加最多;根据土地利用类型TN与TP转变过程量得出水域转变为草地这一过程对于氮磷的削减量最大,而林地转变为水域这一过程对于氮磷的增加量最大。
  • 全球60%的生态系统处于退化或不可持续状态,严重威胁到人类的生态安全[1-2]。针对天然林资源长期过度消耗造成的森林退化,1998年我国开始试点天保工程。天保工程成效及综合影响一直饱受争议,天保工程对生态恢复做出贡献,也有研究表明严苛的“限伐、禁伐”措施加剧了生态保护与当地社会经济发展之间矛盾,限制了工程实施区域的林业经济的发展,产生负面的社会经济影响[3-5]。天保工程成效和生态、社会、经济影响的评价研究一直是热门,相关研究经历了从定性研究到定量分析,评价指标体系从单指标到多指标、从生态成效到生态-社会-经济综合效益的发展[6-10]。目前,我国的天保工程效益评估研究依然存在以下问题:在评估手段上,效益评估指标体系、评价方法、定价系统尚未形成统一标准,导致研究间差异大、可比性较低[10- 11];在评估内容上,有关生态效益的研究较多,社会和经济效益的研究较少难以反映工程带来的综合效益[2];在评估目标上,天保工程是一项生态系统保护和修复工程,而不是生态系统重建工程,对其效益评估应围绕“生态系统服务功能提升量”展开,但目前大多数研究围绕“生态系统服务产出”展开。

    近年中国先后发布《天然林保护修复制度方案》和《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划(2021—2035年)》,我国天然林资源保护和修复即将从区域重点保护进入全面保护阶段。为给后续天然林保护和修复行动开展、制度完善提供科学依据,我们亟需建立一套完备的生态、社会、经济综合效益评估体系对天保工程综合效益进行核算。本研究基于生态系统服务功能量和价值量核算理论,从公共建设项目角度,通过确定天保工程区实施范围、构建天然林资源保护工程综合效益评估体系、对比有工程情景较无工程情景各指标的增量核算2000~2015年全国天保工程的生态、社会、经济效益,并采用效益费用比对工程投资效率、工程可行性展开分析,以期进一步为天然林资源保护成效监测和评估提供方法,推动工程综合效益核算纳入生态工程绩效评价体系,完备生态工程建设体系,并为深入探讨生态工程的生态产品价值实现提供数据支持。

    本研究使用的数字高程模型(DEM)数据来自全球科学院计算机网络信息中心,分辨率为90 m×90 m;降雨数据来自中国生态系统研究网络数据共享平台;地上生物量数据和生态系统分类数据来自中国科学院遥感与数字地球研究所,分辨率为90 m×90 m;土壤容重、土壤碱解氮含量、土壤速效磷含量和土壤速效钾含量数据来自国家青藏高原科学数据中心[12];生态系统服务功能量和价值量核算以及天保工程社会和经济效益评估的相关数据和参数来自前人研究和统计年鉴,将在下文介绍估算方法时详细说明。其中,涉及货币单位的指标均利用各年消费者物价指数转为2010年价格[13]

    大量生态保护和修复工程实践导致各生态工程范围的重叠,重复计算影响综合效益评估[14]。避免重复计算成为生态工程综合效益评估的一个重要问题。参考LU et al[15]的研究,利用遥感解译分析生态分类图变化划定天保工程范围,并排除天保工程区内退耕还林工程的干扰。通过2000、2010和2015年生态系统分类图,将2000~2010及2010~2015生态系统类型变化分为3类:持续为森林(封山育林);农田转森林(退耕还林);其他转森林(人工造林、飞播造林等)。本研究认为在天保工程期间内始终为森林的土地和从其他非农林地转为林地的土地为天保工程的实施区,并在该区域展开综合效益评估。

    本研究从水源涵养、土壤保持、养分固持、固碳释氧和物种保育5个方面对工程生态效益进行核算,用森林游憩对工程社会效益进行核算,用木材资源保有对工程经济效益进行核算。这里需要注意的是林木经济价值和其他价值存在权衡关系,木材砍伐后进入市场变现,随后其生态和社会价值也随之消失,为避免重复计算,在这里强调本文讨论的经济效益是潜在经济效益。基于科学性、可价值化和数据可获得性3个原则,采用3个一级指标、7个二级指标和11个三级指标构建了天保工程综合效益评估指标体系,见表1

    表 1  天然林资源保护工程综合效益评价体系
    一级指标二级指标三级指标
    生态效益水源涵养水量调节
    水质净化
    洪水调蓄
    土壤保持减少泥沙淤积
    减少土地荒废
    养分固持养分固持(N、P、K)
    固碳释氧固碳
    释氧
    物种保育物种保育
    社会效益森林游憩森林游憩
    经济效益木材资源保有木材资源保有
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    效益是生态系统服务产能因工程投资而增加的部分,即较无工程情景下服务供给增加量,其中包括生态、社会、经济效益3部分。基于美国环境保护局(EPA)[16]和王效科等[17]对生态效益的定义,我们提出生态工程效益的定义为“生态工程引起生态系统功能或过程改变带来人类福祉的变化”。此处“变化”是实施和未实施工程之间的差异,即有无工程情景下各指标价值量的差值是天保工程的效益,生态效益、社会效益和经济效益三者之和是天保工程综合效益。

    森林资源请查数据显示我国天然林资源动态呈“V”形,上世纪后期我国天然林资源处于退化状态,直至2000年各大生态工程的兴建才出现转折点[19]。因此我们可以合理推断“若未实施天保工程现有工程区内的林地至少不会增加”,因此在本文中我们合理假设“若未实施天保工程,这些林地及其产生的生态效益是一个定量,无年际间变化”。我们假设:1)无工程情境中2000~2015年每年的生态系统服务功能量和价值量均为一个定值,等于2000年的生态系统服务功能量和价值量;2)在大尺度上森林的变化是线性的,森林的面积、蓄积和生态系统服务的变化均为线性过程。我们基于2000、2010和2015年3年数据通过线性插值核算2000~2015各年数据以及累积量,降低时间跨度过大带来的误差。基于天保工程实施情景与无工程情景比较的功能量增量以及生态系统服务价值核算方法评估天保工程的生态、社会和经济效益,见式(1):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1)

    式中:CB为天保工程综合效益,元;Beco为天保工程生态效益,其中包括BWC水源涵养服务效益、BSR土壤保持服务效益、BFM养分固持服务效益、BCO固碳释氧服务效益、BSC物种保育服务效益,元;Bs为天保工程社会效益,其中包括BFR森林游憩服务效益,元;Becon为天保工程经济效益,其中包括BWRC木材资源保有服务效益,元。

    (1)水源涵养服务功能量和价值量

    水源涵养服务功能量采用水量平衡法,调节水量服务价值量采用替代工程法,净化水质价值量服务采用市场价格法,洪水调蓄价值量采用替代成本法,见式(2~3):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3)

    式中:WC为水源涵养服务功能量,m3/a;A为工程区内森林面积,m2P为平均降雨量,mm;ET为生态系统蒸散量,mm;C为地表径流量,mm。VWR为调节水量服务价值量,元/a;VWP为水质净化服务价值量,元/a,VFC为洪水调蓄服务价值量,元/a,CRB为水库单位库容造价[19],元/m3PW为居民用水价格[20],元/m3LF为单位水量平均洪涝灾害经济损失[10],元/m3

    (2)土壤保持服务功能量和价值量

    土壤保持服务功能量采用USLE通用水土流失方程,减少泥沙淤积服务价值量采用替代工程法,避免土壤荒废服务价值量采用机会成本法,见式(4~5):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (4)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (5)

    式中:SR为土壤保持服务功能量,t/a;R为降雨侵蚀力因子,MJ·mm/(hm2·h·a);K为土壤可蚀性因子,t/hm2L为坡长因子;S为坡度因子;C为植被覆盖因子。VSR为土壤保持服务效益,元/a;VRS为减少泥沙淤积服务效益,元/a;VDC为减少土地荒废服务效益,元/a;α为泥沙滞留系数,取0.5[21]OC为土地机会成本,元/km2,采用2010年我国3种粮食平均每亩现金收益[22]bd为土壤容重,t/m3st为土壤厚度,取0.5 m。

    (3)养分固持服务功能量和价值量

    养分固持服务功能量和价值量参考《森林生态系统服务评估规范》[23],本研究仅核算以水解氮、速效磷、速效钾形式存在的养分,见式(6~7):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (6)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (7)

    式中:NiR为养分i固持服务功能量,t/a;Ni为土壤中养分i含量,%;VFM为养分固持服务价值量,元/a;pi为养分i化肥的价格[24],元/t;

    (4)固碳释氧服务功能量和价值量

    固碳服务功能量采用固碳速率法[15],释氧服务功能量采用光合作用方程法,固碳服务价值量采用碳税法,释氧服务价值量采用市场价格法, 见式(8~10):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (8)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (9)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (10)

    式中:CS为固碳服务功能量,t/a;OR为释氧服务功能量,t; CSR为森林固碳因子[15],kgC/(hm2·a);VCOVCSVOR分别为固碳释氧、固碳和释氧服务价值量,元/a;PC为碳配额交易平均价格[25],元/t;PO为医用氧气价格[26],元/t。

    (5)物种保育服务价值量

    物种保育价值量采用当量因子法[27], 见式(11):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (11)

    式中:VSC为物种保育服务效益,元/a;VEFSC为森林生态系统单位面积物种保育价值当量因子,元/(hm2·a),参考王兵等[29]对我国各省森林生态系统物种保育价值评估的结果。

    (6)森林游憩服务价值量

    森林游憩服务价值量采用当量因子法[27], 见式(12~13):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (12)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (13)

    式中:VFR为森林游憩服务效益,元/a;ARFR为单位面积森林公园年收入,元/(m2·a);β为森林开发系数,根据国家对保护区的有关规定[29],“大型森林生态保护核心区的面积要超过保护区总面积的50%”,因此在此处本研究认为工程的森林游憩服务发生在50%的森林面积上,β取0.5。INP为森林公园年收入[30],元/a;ANP为森林公园面积[30],m2IRCL为特定年份居民消费水平指数,查阅《中国统计年鉴》[31]可得,本研究认为森林游憩收入的增加主要包括社会影响的提升和居民生活水平的提高两方面,利用居民消费水平指数IRCL剔除后者对森林游憩收入的影响。

    (7)木材资源保有服务功能量和价值量

    木材资源保有服务功能量依据森林生物量和蓄积量之间存在线性关系[32],木材资源保有服务价值量采用市场价格法, 见式(14~15):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (14)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (15)

    式中:WRC为木材资源保有量,m3AGBnfrpp工程区内森林生物量,t;AGBprovince为全省森林生物量,t;FSVprovince为全省森林蓄积,m3Or为出材率,取70%[33-35]VWRC为木材资源保有服务效益,m3PT为原木价格,取604元/m3[36]

    除木材资源保有指标外,各指标的功能量增量和效益的计算,见式(16~17):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (16)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (17)

    木材资源保有指标的功能量增量和效益的计算,见式(18~19):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (18)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (19)

    式中:AES为各指标功能量增量,单位同各功能量;ES2000ES2010ES2015为2000、2010、2015各指标的功能量;BES为各指标的效益,元;VES2000VES2010VES2015为2000、2010、2015各指标的价值量。

    效益费用比(BCR)常用在资本预算(Capita Budgeting)中,反映一项工程的获利能力,BCR>1表明在当前预算投资下项目可为投资者带来正净收益。本研究中利用BCR作为衡量天保工程获利能力的指标,并用来探索工程收益和工程投资之间的相对关系。当BCR>1时,表示2000~2015年天保工程的效益超过了投资,净效益为正,见式(20):

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (20)

    式中:BCR为天保工程的效益费用比;IEF为天保工程投资额,数据来源《中国林业统计年鉴2000—2015》[30]

    2000年全国天保工程区内有林地1.12×108 hm2,2015年增加到1.14×108 hm2,共增加157.65×104 hm2,增长率为1.4%。各省份(市、自治区)天保工程区内林地面积均呈增长趋势。其中,内蒙古工程区内林地面积增加118.6×104 hm2,远超其他省份,占全国工程区林地增长量的75.24%,增长率远高于其他各省,较2000年增长8.5%。天保工程通过限伐、禁伐减少天然林利用,并依靠自然恢复和人工辅助天然林恢复,工程区内天然林资源保持增长但增长速率存在地域差异,相较内蒙古其他工程区内森林面积增长较慢,见表2

    表 2  2000~2015 a然林资源保护工程生态系统服务功能量及增量
    省(市、自治区)水源涵养土壤保持固氮固磷固钾固碳释氧木材资源保有
    2000~2015*/1010 mm3增量**/108 m32000~2015/109 t增量/107 t2000~2015/108 t增量/105 t2000~2015/106 t增量/104 t2000~2015/108 t增量/105 t2000~2015/107 t增量/104 t2000~2015/107 t增量/105 t2015/107 mm3增量/107 mm3
    山西2.91.326.925.22.920.510.810.13.634.32.10.35.60.18.94.7
    内蒙古7.522.324.830.57.268.525.322.44.649.410.5184.128.149.1128.738.6
    吉林8.91.324.62.88.08.124.82.63.94.216.018.242.74.870.915.5
    黑龙江10.52.527.98.59.529.531.410.65.217.237.2110.599.329.5120.535.2
    河南2.60.111.15.41.56.26.02.81.47.01.90.25.10.17.24.4
    湖北26.921.229.39.04.111.915.04.13.710.87.010.618.62.820.912.0
    海南1.30.917.87.12.07.17.02.71.65.71.97.95.12.113.87.6
    重庆24.524.032.427.23.427.114.812.53.729.90.90.22.40.118.411.1
    四川102.018.1179.355.932.975.4122.528.726.670.84.60.412.30.1175.436.8
    贵州26.645.138.022.04.324.620.211.05.730.01.32.13.50.526.915.1
    云南54.63.1135.536.119.345.072.017.819.048.22.91.17.80.3113.736.8
    西藏3.1<0.13.01.00.83.03.01.00.61.80.1<0.10.4<0.17.8<0.1
    陕西24.216.0108.788.914.275.958.740.115.3120.313.012.034.73.245.416.5
    甘肃2.16.428.752.14.563.817.129.44.682.16.490.617.124.222.67.9
    青海1.40.65.25.51.311.33.43.40.98.63.68.69.52.34.41.1
    宁夏0.20.81.13.10.12.20.81.80.35.90.56.61.31.80.80.4
    新疆2.46.00.90.50.20.90.60.30.10.74.542.811.911.428.68.3
    合计301.8169.7695.1380.7116.3480.7433.6201.3100.6526.9114.5496.1305.4132.3815.1252.0
    注:*,2000~2015年累计功能量;**,较无工程情景服务功能量的增量。
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    2000~2015年,天保工程区累计涵养水源30 180×108 m3,固土6 951×108 t,固持碱解氮116.3×108 t,固持速效磷4.34×108 t,固持速效钾100.6×108 t,固碳11.45×108 t,释氧30.54×108 t,森林蓄积增长到81.48×108 m3。与无工程情景相比,工程区水源涵养服务增加169.8×108 m3,土壤保持服务量增加38.07×108 ,氮固持服务增加0.48×108 t,磷固持服务增加200×104 t,钾固持服务增加5 300×104 t,固碳服务增加496.1×104 t,释氧服务增加1 323×104 t,森林蓄积增加25.17×108 m3,见表3

    表 3  2000~2015 a天然林资源保护工程综合效益及效益费用比
    省(市、自治区)生态效益/109社会效益/109经济效益/1010综合效益/1010投资/109效益费用比
    山西23.62.12.04.64.410.3
    内蒙古102.026.416.329.227.610.6
    吉林7.824.16.69.817.45.6
    黑龙江31.07.314.918.765.92.8
    河南5.42.11.92.61.123.7
    湖北21.3110.05.118.24.838.0
    海南6.90.0*3.23.91.330.8
    重庆34.5105.534.718.74.938.1
    四川67.0182.1015.540.426.215.4
    贵州45.552.076.416.15.628.6
    云南41.29.1515.520.613.315.5
    西藏1.9<0.1<0.10.21.31.6
    陕西90.815.647.017.612.614.0
    甘肃74.60.0*3.310.79.011.9
    青海10.30.860.51.63.64.3
    宁夏4.7<0.10.20.71.44.8
    新疆9.00.53.54.53.313.6
    合计577.3537.8106.5218.0203.710.7
    注:*,因工程社会效益不可能为负,这里认为天保工程在海南省、甘肃省产生社会效益为0。
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    工程区内每年提供大量生态系统服务,2000~2015年除木材资源保有服务外,各服务因工程实施带来的增量占总服务的比例均低于0.6%。人类的保护和恢复行动带来的服务提升仅占自然本身提供的小部分。

    2000~2015年天保工程综合效益合计26 370×108元,生态效益合计5 773×108元,社会效益合计5 378×108元,经济效益合计10 650×108元,见表3。其中,经济效益占比49%,构成了工程综合效益的主要部分,得益于森林得到保护后蓄积的高增长和原木价格相较其他生态产品单价较高。生态效益略高于社会效益,占比26%,社会效益占比25%。2000~2015年天保工程累计投入资金合计2 036×108元,效益费用比达10.7。天保工程开展情况良好,整体呈收益的状态。天保工程区效益费用比也均>1,天保工程均呈盈利状态。其中,重庆市效益费用比最高达38.07,湖北省次之为37.98。效益费用比南方工程区普遍高于北方工程区。天保工程综合效益的结构组呈现出地域分异,按照综合效益的主要组成部分可将工程区分为3种类型,见表4

    表 4  天然林资源保护工程综合效益结构
    经济效益主体型生态效益主体型社会效益主体型
    内蒙古、黑龙江、吉林、河南、湖北、海南、云南、贵州、新疆 山西、西藏、陕西、甘肃、青海、宁夏 重庆、四川
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    经济效益主体型:包括内蒙古、黑龙江、吉林、河南、湖北、海南、云南、贵州和新疆;生态效益主体型:包括山西、西藏、陕西、甘肃、青海和宁夏;社会效益主体型:包括重庆、四川。经济效益主体型的工程区,除内蒙古、新疆外,地处水热条件较好湿润半湿润区域,较好的气候为森林生长创造了条件,林木增长迅速,林木资源保有效益较突出。其中,内蒙古、新疆由于工程区内新增森林较多导致的经济效益突出。生态效益主体型工程区大多位于我国中部、西北部干旱半干旱区域,因环境的恶劣使得这些地方森林生长受到限制,森林游憩也未得到充分开发,生态效益更突出。社会效益主体型工程区只有2个省(市)份重庆和四川,其生态效益大、森林旅游开发较充分、森林蓄积增长量高,是工程实施的范例。天保工程区间综合效益的结构差异只是暂时的,经济效益增长速度较生态和设社会效益慢,随着工程持续实施各省生态和社会效益占比会逐渐增加构成综合效益的主体。

    我们运用生态系统服务理论和生态工程效益的概念,结合天保工程的目标和前人的研究成果,构建了天然林资源保护工程综合效益评价指标体系和各指标评估及综合效益计算方法,对全国天然林资源保护工程综合效益和效益费用比进行评估研究。研究结果显示,2000~2015年天保工程综合效益高于总投资,工程呈盈利状态。四川综合效益最高,重庆市效益费用比最高。综合效益结构组成、投入产出比表现出了地域差异。全国尺度上,天保工程经济效益高于生态效益、高于社会效益。在省级尺度上,又表现出了地域分异性,形成了以经济效益>生态效益>社会效益在内的共4种效益结构。本研究通过工程区实际生态系统服务价值减去无工程情景天保工程区内服务价值得到生态工程实施带来的综合效益,以反映生态工程实际成效和效率,结果得出天保工程综合效益占工程区总服务价值的1.5%,生态效益占生态系统服务总价值的0.4%,工程带来的服务提升占比较低。天保工程综合效益评估一直是学术界的研究热点,生态学家开展了大量研究评估工程效益,不同研究间因评估对象、指标体系、核算方法和工程区界定间的差异,导致工程评估结果差距较大,见表5

    表 5  天然林资源保护工程效益评估
    研究区t/a评估对象效益类型主要指标*主要结果参考文献
    中国1999~2017生态系统服务价值生态积累营养物质、净化大气环境等2017年效益为79723.2×108元/aMAet al[37]
    吉林(局部)2004~2015生态系统服务价值生态积累营养物质、净化大气环境等2015年效益为1 553.99×108元/a王慧等[38]
    新疆1998~2010生态系统服务价值生态积累营养物质、净化大气环境等2015年效益为174.09×108元/a兰洁等[39]
    山西2016生态系统服务价值生态积累营养物质、净化大气环境等2016年工程区内生态效益为940.46×108元/a范琳等[40]
    社会森林生态补偿资金、林业职工收入2016年工程区内社会效益为22.35×108元/a
    经济林木产品价值、林副产品价值、林业产业价值2016年工程区内经济效益为230.21×108元/a
    山西2010~2015特定年份较基准年生态系统服务价值增量生态积累营养物质、净化大气环境等2015年效益为319.41×108李娜娜等[41]
    经济林木产品效益、林副产品效益、职工年均收入等2015年效益为96.6×108
    甘肃(局部)2000~2010特定年份较基准年生态系统服务价值增量生态涵养水源、保育土壤、固碳释氧等2015年效益为174.85×108元/a郭生祥等[42]
    中国西南1998~2008特定年份较基准年生态系统服务价值增量生态涵养水源、保育土壤、固碳释氧等2015年工程区内生态效益为21 106.2×108元/a国政等[43]
    中国2000~2015工程期内有无工程情景间生态系统服务价值增量生态涵养水源、保育土壤、固碳释氧等2015年效益为1266.16×108本文
    社会森林游憩2015年效益为554.35×108
    经济木材资源保有2015年效益为1430.15×108
    注:*为体现研究间的差异,该列主要列取了其他研究于本研究有差异的指标。
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    根据评估对象可将现有研究分为2大类,一是对特定年份生态系统服务价值的评估,二是对特定年份较基准年生态系统服务价值增量的评估,通过对比表5中的研究,可以发现前者的评估结果显著大于后者,文献[37]研究结果是本文的62倍,在吉林、西南、山西和新疆的研究也高于本研究对应的区域,山西的两项研究之间差异也非常显著。将“工程区内特定年份生态系统服务”作为工程效益,忽略了未开展天保工程的林地虽然有可能退化,但仍可产生客观的生态系统服务,将自然本底和工程增益混为一谈会导致高估工程效益。保护性生态工程综合效益评估与修复性生态工程的差别也在此,退耕还林等以生态重建为主要手段的生态工程,原土地利用方式生态系统服务供给能力弱,工程的效益近似等于生态系统服务;而保护为主的这类生态工程在本无工程情景下也依然可以供给可观的生态服务,我们需要在效益评估中考虑这两类生态工程的差异。在工程效益结构上,本研究认为经济效益>生态效益>社会效益,而范琳、国政等人研究认为生态效益>经济效益>社会效益,这也是对效益认识不同造成的,对2000~2015年间天保工程区各种服务价值总量(而非效益)的结构进行讨论也可以得到和他们一样的结论如表3,生态系统服务价值结构为生态属性服务价值占主体(占总服务价值96%),以木材资源保有为主的经济属性服务价值次之(3%),以森林游憩为主的社会属性服务价值最低(1%)。

    在指标体系构建上本文与前人研究存在差异,我们认为消减粉尘、滞纳污染物、调节气候等被生态系统服务最终产品:1)提高生物栖息地质量,保护生物多样性;2)提高森林游憩吸引力,增强森林旅游对游客的吸引力。我们为避免重复计算未对上述常用评价指标单独进行核算。在经济效益核算中,我们认为保护和恢复工程区内森林带来的蓄积增长是工程主要可核算的经济效益,但是森林资源一旦转为经济效益,其它调节功能也将随之消失,所以本文讨论的经济效益是一种潜在经济效益。

    本研究主要的不确定性来源是无工程情景构建相对简单,即基于我国历史天然林变化趋势对无工程情景上限模拟(研究中为评估基准年2000年),认为无工程情况下工程区森林基本保持原状。但实际情况,森林生态系统恢复力可能高于或低于人类利用压力。当无工程情景中恢复力高于利用压力,森林生态系统处于恢复状态,本研究高估了工程效益;相反,本研究则低估了工程效益。本文还缺乏气候因素对工程效益影响的讨论,有研究指出工程区生态恢复成效实际受生态工程和气候变化两方面的影响[44],并以我国三江源地区为例厘定气候因素对工程效益的贡献达30%。如何更准确设定无工程情景、厘定气候对工程效益影响,进一步对工程效益进行更加准确地评价,将是今后研究的一个重点。

    我国生态工程投资来源单一、投入不足、资金配置依赖中央投入、地方和社会资金配置占比低、工程投资相对工程效益较少等问题[45- 46]。充足的资金对生态工程的持续性尤为重要,大量研究呼吁应加大投资力度、多元化资金渠道[3, 9, 47]。在2020年《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划(2021—2035年)》和2021年《中共中央关于制定国民经济和社会发展第十四个五年规划和二〇三五年远景目标的建议》中均对新时期生态保护和修复提出新的要求,要刺激社会资本进入生态保护与生态修复,建立和健全生态产品价值化途径。天保工程具有强公益性和外部性,生态产品实现方式主要为政府付费[48],未建立起多元投入机制。2019年国家出台《天然林保护修复制度方案》明确提出要完善财政支持政策和多元投入机制,将外部环境成本内部化,避免市场机制失灵,激发工程参与者积极性。本研究通过效益评估帮助定位工程区可提供的生态产品及其价值,为确定生态产品利益相关者、进一步通过“使用者、受益者、污染者向保护者付费”付费模式构建生态产品交易平台和机制、生态工程的生态产品价值实现提供科学依据,保证工程实施、工程资金来源的持续性和保护者的积极性。本研究对天保工程效益核算从公共工程角度进行重新定义,评估结果相较于前人对付费者更公平和容易接受,可依据本研究结果为工程综合效益建立交易平台、政府进行生态补贴提供更合理的依据,为未来天保工程的进一步规划实施提供科学根据。

  • 图 1  嫩江流域各县非点源TN与TP负荷量及变化量

    表 1  畜禽粪便排泄系数、养分含量及输出系数

    畜禽种类粪便排泄量/kg·d−1质量分数/%排泄系数/kg·(a·头)−1输出系数/kg·(a·头)−1
    TNTPTNTPTNTP
    大牲畜25.000.3510.08232.0297.4833.2030.748
    4.100.2380.0743.5611.1070.3560.111
    0.871.0140.2163.2200.6860.3220.069
    畜禽种类粪便排泄量/kg·d−1质量分数/%排泄系数/kg·(a·头)−1输出系数/kg·(a·头)−1
    TNTPTNTPTNTP
    大牲畜25.000.3510.08232.0297.4833.2030.748
    4.100.2380.0743.5611.1070.3560.111
    0.871.0140.2163.2200.6860.3220.069
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    表 2  各土地利用类型输出系数 kg·(hm2·a)−1

    土地类型TNTP
    旱地11.201.54
    水田14.861.68
    林地 4.220.72
    草地6.30.59
    城镇用地11 0.24
    水域15 3.6
    土地类型TNTP
    旱地11.201.54
    水田14.861.68
    林地 4.220.72
    草地6.30.59
    城镇用地11 0.24
    水域15 3.6
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    表 3  嫩江流域土地面积、牲畜及人口状况

    t/a土地利用/km2农村人口/万人畜禽养殖/万头
    水田旱地林地草地水域建设用地大牲畜
    20062 76457 48686 53911 34623 224 843458310296714
    20072 87956 32085 81415 04421 0611 358477147221592
    20082 94755 62085 37917 26319 7621 667490200277597
    20093 10853 98784 36322 44116 7342 388494207328657
    20103 22252 82183 63826 13914 5702 903494221353705
      注:牲畜与人口状况数据来源于当年度黑龙江省及内蒙古自治区统计年鉴;土地利用数据采用2006和2010年度1 km精度的嫩江流域土地利用类型及分布数据,其他年度采用插值手段获得。
    t/a土地利用/km2农村人口/万人畜禽养殖/万头
    水田旱地林地草地水域建设用地大牲畜
    20062 76457 48686 53911 34623 224 843458310296714
    20072 87956 32085 81415 04421 0611 358477147221592
    20082 94755 62085 37917 26319 7621 667490200277597
    20093 10853 98784 36322 44116 7342 388494207328657
    20103 22252 82183 63826 13914 5702 903494221353705
      注:牲畜与人口状况数据来源于当年度黑龙江省及内蒙古自治区统计年鉴;土地利用数据采用2006和2010年度1 km精度的嫩江流域土地利用类型及分布数据,其他年度采用插值手段获得。
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    表 4  模拟值与实测值对照

    t/aTNTP
    模拟值/t实测值/t误差/%模拟值/t实测值/t误差/%
    200612 233.5711 777.63 4.441 544.8 1 297.4120.71
    2010 9 017.45 9 476.58−2.991 066.051 063.04−0.28
    t/aTNTP
    模拟值/t实测值/t误差/%模拟值/t实测值/t误差/%
    200612 233.5711 777.63 4.441 544.8 1 297.4120.71
    2010 9 017.45 9 476.58−2.991 066.051 063.04−0.28
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    表 5  嫩江流域非点源TN与TP入河负荷构成 t·a−1

    污染源类型TNTP
    2006 a2010 a2006 a2010 a
    畜禽养殖973.2171.5616.0109.4
    农村人口480.2126.6411.225.6
    水田301.225.4278.123.4
    旱地4 721.7483.53 436.2351.4
    林地2 678.2340.32 050.1260.1
    草地524.236.6956.566.6
    水域2 554.8456.61 269.4226.6
    建设用地68.01.1185.53.0
    污染源类型TNTP
    2006 a2010 a2006 a2010 a
    畜禽养殖973.2171.5616.0109.4
    农村人口480.2126.6411.225.6
    水田301.225.4278.123.4
    旱地4 721.7483.53 436.2351.4
    林地2 678.2340.32 050.1260.1
    草地524.236.6956.566.6
    水域2 554.8456.61 269.4226.6
    建设用地68.01.1185.53.0
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    表 6  嫩江流域各县农业面源污染物负荷强度 kg·km−2

    嫩江流域各区县TN负荷强度TP负荷强度
    2006 a2010 a2006 a2010 a
    阿荣旗129.48 96.7618.18 12.17
    拜泉县44.7532.444.783.39
    北安市39.9129.774.873.77
    鄂伦春旗85.3263.9612.22 7.09
    富裕县 6.06 4.490.760.54
    甘南县20.2618.012.161.92
    黑河市32.3735.994.023.91
    呼玛县34.2329.305.253.21
    科右前旗73.5772.788.798.02
    克东县46.8134.364.943.71
    克山县46.0933.314.973.48
    龙江县38.7440.154.504.55
    莫力达瓦62.9559.217.646.35
    讷河市37.0832.434.303.65
    嫩江县46.2559.695.627.58
    齐齐哈尔市辖区62.4769.497.298.10
    五大连池市49.6238.665.824.95
    牙克石市84.6369.1212.03 8.73
    依安县22.5415.552.551.66
    扎赉特旗62.1757.366.976.20
    扎兰屯市80.21105.04 9.8013.01
    嫩江流域各区县TN负荷强度TP负荷强度
    2006 a2010 a2006 a2010 a
    阿荣旗129.48 96.7618.18 12.17
    拜泉县44.7532.444.783.39
    北安市39.9129.774.873.77
    鄂伦春旗85.3263.9612.22 7.09
    富裕县 6.06 4.490.760.54
    甘南县20.2618.012.161.92
    黑河市32.3735.994.023.91
    呼玛县34.2329.305.253.21
    科右前旗73.5772.788.798.02
    克东县46.8134.364.943.71
    克山县46.0933.314.973.48
    龙江县38.7440.154.504.55
    莫力达瓦62.9559.217.646.35
    讷河市37.0832.434.303.65
    嫩江县46.2559.695.627.58
    齐齐哈尔市辖区62.4769.497.298.10
    五大连池市49.6238.665.824.95
    牙克石市84.6369.1212.03 8.73
    依安县22.5415.552.551.66
    扎赉特旗62.1757.366.976.20
    扎兰屯市80.21105.04 9.8013.01
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    表 7  各土地利用类型动态度分析

    土地利用类型2006 a面积/km22010 a转出面积/km22010 a转入面积/km2净变化量/km2/km2土地利用年变化度/%土地利用相对动态度/%
    水田 2 764 1 3221 765 443 3.21 0.05
    旱地57 48614 4929 515−4 977−1.73−0.55
    林地86 53915 93612 485 −3 451−0.80−0.38
    草地11 346 7 08721 742 14 65525.83 1.61
    水域23 22416 1677 429−8 738−7.52−0.96
    建设用地 843 3512 412 2 06148.90 0.23
    土地利用类型2006 a面积/km22010 a转出面积/km22010 a转入面积/km2净变化量/km2/km2土地利用年变化度/%土地利用相对动态度/%
    水田 2 764 1 3221 765 443 3.21 0.05
    旱地57 48614 4929 515−4 977−1.73−0.55
    林地86 53915 93612 485 −3 451−0.80−0.38
    草地11 346 7 08721 742 14 65525.83 1.61
    水域23 22416 1677 429−8 738−7.52−0.96
    建设用地 843 3512 412 2 06148.90 0.23
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    表 8  2006~2010 a嫩江流域土地利用转移矩阵 km2

    t2010 a
    水田旱地林地草地水域建设用地
    2006 a水田1 437 646 54 179 348 93
    旱地1 25942 949 4 4903 7962 9411 933
    林地 263 37170 405 9 6242 811 70
    草地 1042 6272 8824 2351 254 153
    水域 3592 6175 0038 0187 007 150
    建设用地 15 213 39 51 31 491
    t2010 a
    水田旱地林地草地水域建设用地
    2006 a水田1 437 646 54 179 348 93
    旱地1 25942 949 4 4903 7962 9411 933
    林地 263 37170 405 9 6242 811 70
    草地 1042 6272 8824 2351 254 153
    水域 3592 6175 0038 0187 007 150
    建设用地 15 213 39 51 31 491
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    表 9  2006~2010 a嫩江流域各土地利用类型转变状态量 t

    土地利用类型TNTP
    水田658.3074.42
    旱地−5 574.24−766.46
    林地−1 456.32−248.47
    草地9 232.65864.65
    水域−13 107.00−3 145.68
    建设用地2 267.1049.46
    合计−7 979.51−3 172.08
    土地利用类型TNTP
    水田658.3074.42
    旱地−5 574.24−766.46
    林地−1 456.32−248.47
    草地9 232.65864.65
    水域−13 107.00−3 145.68
    建设用地2 267.1049.46
    合计−7 979.51−3 172.08
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    表 10  2006~2010 a嫩江流域各土地利用类型TN转变过程量 t

    土地类型水田旱地林地草地水域建设用地
    水田−236.4−57.5−153.24.9−35.9
    旱地460.8−3 134.0−1 860.01 117.6−38.7
    林地27.72 353.02 001.83 030.347.5
    草地89.01 287.2−599.51 091.071.9
    水域−5.0−994.5−5 393.2−6 975.7−60.0
    建设用地5.84.3−26.4−24.012.4
    土地类型水田旱地林地草地水域建设用地
    水田−236.4−57.5−153.24.9−35.9
    旱地460.8−3 134.0−1 860.01 117.6−38.7
    林地27.72 353.02 001.83 030.347.5
    草地89.01 287.2−599.51 091.071.9
    水域−5.0−994.5−5 393.2−6 975.7−60.0
    建设用地5.84.3−26.4−24.012.4
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    表 11  2006~2010 a嫩江流域各土地利用类型TP转变过程量 t

    土地类型水田旱地林地草地水域建设用地
    水田−9.0−5.2−19.566.8−13.4
    旱地17.6−368.2−360.6605.8−251.3
    林地2.5276.4−125.1809.6−3.4
    草地11.3249.637.5377.5−5.4
    水域−68.9−539.1−1 440.9−2 413.4−50.4
    建设用地2.227.71.91.810.4
    土地类型水田旱地林地草地水域建设用地
    水田−9.0−5.2−19.566.8−13.4
    旱地17.6−368.2−360.6605.8−251.3
    林地2.5276.4−125.1809.6−3.4
    草地11.3249.637.5377.5−5.4
    水域−68.9−539.1−1 440.9−2 413.4−50.4
    建设用地2.227.71.91.810.4
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-11-05
  • 刊出日期:  2020-08-20
段扬, 蒋洪强, 吴文俊, 周元春. 基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算——以嫩江流域为例[J]. 环境保护科学, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008
引用本文: 段扬, 蒋洪强, 吴文俊, 周元春. 基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算——以嫩江流域为例[J]. 环境保护科学, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008
DUAN Yang, JIANG Hongqiang, WU Wenjun, ZHOU Yuanchun. Estimation of Non-Point Source Pollution Load Based on Improved Export Coefficient Model ——A Case Study of Nenjiang Watershed[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008
Citation: DUAN Yang, JIANG Hongqiang, WU Wenjun, ZHOU Yuanchun. Estimation of Non-Point Source Pollution Load Based on Improved Export Coefficient Model ——A Case Study of Nenjiang Watershed[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(4): 48-55. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.04.008

基于改进输出系数模型的非点源污染负荷估算

    通讯作者: 吴文俊(1985 − ),男,副研究员。研究方向:水污染防治规划模拟、水环境经济核算研究。E-mail:wwj@caep.org.cn
    作者简介: 段 扬(1988 − ),男,助理研究员。研究方向:流域水资源规划及流域水环境保护。E-mail:duanyang@caep.org.cn
  • 1. 生态环境部环境规划院生态环境规划与政策模拟技术中心,北京 100012
  • 2. 南京大学环境学院污染控制与资源化研究国家重点实验室,江苏 南京 210023
基金项目:
国家生态环境资产核算体系建立(2110105)资助

摘要: 文章以嫩江流域为研究对象,应用改进输出系数模型对研究区2006~2010年非点源TN与TP负荷进行了估算与空间模拟。结果表明2010年TN与TP入河量较2006年减小26.30%和18.04%。不同污染物来源中,对于TN和TP的贡献率排序为土地利用>畜禽养殖>农村生活污水。土地利用变化对于TN和TP的输出也产生巨大的影响,在2006~2010年间有30.47%的土地发生变化,其中林地转变为草地面积最大;非点源TN和TP产生量总计分别减小了7 979.51和3 172.08 t,其中水域减小量最大,而草地产生量则增加最多;根据土地利用类型TN与TP转变过程量得出水域转变为草地这一过程对于氮磷的削减量最大,而林地转变为水域这一过程对于氮磷的增加量最大。

English Abstract

  • 非点源污染目前已成为世界范围内导致水体恶化的主要原因之一[1],据统计美国60%的水环境污染与非点源污染直接相关[2],中国68%和65%的TP、TN入河量也是由于非点源污染所贡献的,其形成机理较为复杂,降水径流是形成的自然因素,人类不合理的土地开发利用方式则是其直接原因[3]。目前,针对非点源污染估算最主要的方法是JOHNS[4]提出并完善的输出系数法,所需资料简单便于获取又具有一定精度,因此得到了广泛使用[5-6]。近年来,我国科研工作者也利用输出系数模型概算了渭河[7]、西苕溪[8]、丹江口水库水源区[9]和北京地区[10]等地的非点源负荷并取得了不错的成果。文章基于嫩江流域2006、2010年土地利用数据,运用改进的输出系数法探讨了流域内非点源TN、TP污染负荷量以及负荷强度分布,并分析了土地利用过程、转变过程对于非点源TN、TP输出的影响。进而为嫩江流域未来农业非点源污染治理工作提供数据支撑和决策依据。

  • 嫩江流域位于东北地区中西部,发源于大兴安岭右麓的伊勒呼里山中段,河长1 370 km,流域西部、北部与南部地势较高,东部与松花江平原相连。属寒温带半湿润大陆性气候,气候特点冬季寒冷漫长、夏季凉爽多雨,年平均降雨量400~500 mm,且集中分布与6~9月份,一般占年降水量80%。

    文章研究区为嫩江流域江桥水文站以上区域,面积约18.3万km2,包括了黑龙江省和内蒙古自治区的15个县(旗)的全境以及6个县(旗)的部分区域。以江桥水文站2006~2010 年水质与水文监测资料为依据,运用改进后的输出系数模型估算流域的非点源污染负荷量。

  • 传统的输出系数模型表达见式(1)。

    式(1)中,L为各类土地某种污染物总输出量,kg/aEi为第i中土地利用类型的某种污染物输出系数,kg·(km·a)-1Ai为第i类土地利用类型面积或第i种牲畜数量、人口数量。

    鉴于传统输出系数模型未能考虑降雨、地形等因素变化,使得精度较差,很多学者对此进行了改进[11-13],本研究在充分吸收前人经验的基础上,提出了考虑降雨、地形及流域损失的输出系数模型,表达见式(2)。

    式(2)中,α为降雨影响因子,用来表征降雨对于非点源污染的影响;β为地形影响因子,用来表征地形对于非点源污染的影响;λ为流域损失系数,用来表征流域沿程损失对非点源污染的影响。

  • 通过查阅相关文献[14]将畜禽养殖分为大牲畜、猪和羊进行计算,并确定采用下式计算畜禽粪便产生量:

    畜禽粪便的日排泄量与品种、质量、生理状态、饲料组成和饲喂方式等均有关,取值采用文献[14]数据。

    畜禽饲养周期综合参考文献[15-16]数据,最终确定猪为199 d、大牲畜与羊均为365 d。经筛选得到研究区畜禽养殖排泄系数及养分,取其排泄系数的10%为TN和TP的输出系数,见表1

  • 农村居民生活污水TN、TP排泄系数可参照式(4)来计算。

    式(4)中,E生活为农村生活污水输出系数;q为农村居民生活用水量;Ci为生活污水中TN、TP质量浓度;r为排水系数。最终确定研究区农村居民生活污水TN和TP排泄系数分别为1.43和0.12 kg/(人·a)。

  • 对于土地利用确定输出系数目前使用最为普遍的为查阅文献法,其最大优点在于简便快捷、费用极低。本研究通过查阅相近流域的研究成果[17-26],并结合嫩江流域实际地理位置特征,最终确定了各土地利用类型的输出系数值,见表2

  • 嫩江流域内2006~2010年土地利用面积、牲畜及人口情况见表3

  • 降雨影响因子包含降雨空间分布差异系数αs与降雨年际差异系数αt组成,其中,αs主要反映不同地区因降雨量不同所带来的差异;而αt则反映不同年份的降雨条件下对非点源污染输出结果的变化。根据αs的计算公式[13],收集研究区内17个气象站2006~2010年降雨量并利用泰森多边形法确定各雨量站控制范围,并与子流域范围进行图层叠加,最终计算出各区县与整个研究区年降雨量。

    对于αt,则根据流域出口控制站江桥站2006~2010年流量及水质监测数据计算出研究区内非点源污染入河量,与先前计算的研究区年降雨量耦合建立TN与TP的回归方程。通过回归分析,建立起流域全区年平均降雨量r与非点源污染物入河量L之间的相关关系。

    通过获取研究区内气象站1990~2010年降雨数据,可以得到该区多年平均降雨量为477.64 mm,将其带入公式(5、6)得到在多年平均降雨量条件下TN与TP的年入河量分别为9 824.85与1 082.29 t。因此研究区TN、TP的降雨年际差异系数见式(7~8)。

    将2006和2010年的年降雨量带入公式(7、8)中得到嫩江流域非点源污染氮、磷的降雨年际差异系数,结果显示2006年降雨量接近多年平均降雨量,因此TN和TP的αt仅为1.007与1.010,而2010年由于降雨量增加使得αt增长到1.246与1.363。

  • 根坡度影响因子计算公式利用Arcgis中坡度计算工具,基于DEM数据提取出研究区及各子流域平均坡度。

  • 根据流域损失系数的定义,利用江桥水文站实测的污染物入河量与利用输出系数所计算得到的污染物输出负荷量相比计算出非点源TN、TP的流失系数,并与嫩江流域年径流模数进行回归分析。结果显示,2006年TN与TP的流失系数分别为0.065和0.048,而2010年TN与TP的流失系数为0.058和0.043。

  • 将得到降雨影响因子、坡度影响因子以及流域损失系数分别带入公式(2),得到修正后的嫩江流域非点源TN与TP的污染物入河量模拟值,并与实测结果进行对照见,见表4

    表4可知,模型实测值与计算值较为接近,除去2006年非点源TP误差稍高外,其余指标误差均在5%以内,说明改进模型可以较好模拟嫩江流域非点源TN、TP污染负荷,精度较高,完全符合模型的输出需求,可以在研究区内得到进一步应用,为指导研究区内农业非点源污染控制提供数据支撑。

  • 根据改进的输出系数模型,综合考虑地形、降雨以及沿程损失等因素后计算得到了嫩江流域2006、2010年不同污染源类型(土地利用、畜禽养殖、农村生活)所产生的非点源TN与TP的负荷量。从时间分布上来看,2006年嫩江流域TN负荷量为12 233.57 t,而2010年出现了较大幅度的下降,负荷量变为9 017.45 t,仅为2006年的73.70%,而在减少量中,主要是旱地与水域部分构成,二者均减少1 285 t,占到了全部减少量的67.7%;对于TP在2006~2010年这5年间同样出现了下降,由1 297.41 t下降为1 063.04 t,降幅为18.04%。嫩江流域TN负荷量约为TP负荷量的8倍,这与以前的相关研究[23]得出的结果一致,即TN、TP负荷比在5~10之间。

  • 不同污染源类型所产生的TN、TP负荷量,见表5

    表5可见,TN、TP负荷量的贡献度中,土地利用>畜禽养殖>农村人口排放。不同土地利用类型下,对TN负荷量贡献度大小排名为旱地>林地>水域>草地>水田。2010年相较于2006年由于草地面积的大幅增加以及水域面积的不断减少导致草地贡献率由4%提高到11%,反之水域贡献率由21%下降为14%。而对于TP而言,旱地所产生的负荷量最大,其次是水域与林地,而草地和水田负荷较小,值得说明的是由于嫩江流域水域面积的萎缩使得水域所产生的贡献度由28%变为2010年的21%,排名也被林地超过位列第三位。综合以上数据可以看出,耕地对于嫩江流域非点源TN与TP的贡献率最大,而嫩江流域作为我国粮食的主要产区之一需在今后降低化肥、农药、农膜等用量,提高土壤肥力,减小氮磷等污染物排放量;畜禽养殖对于非点源污染物排放也有10%左右的贡献,其影响也不容小觑,由于缺乏排污管道以及集约型污水处理装置以及畜牧业的快速增加均加重了畜禽养殖污染负荷,其不利影响在今后应引起足够的重视,需切实有效的提高牲畜粪污资源化利用程度。

  • 利用改进的输出系数模型计算了2006、2010年嫩江流域各区县农业面源污染物TN和TP的负荷量及负荷强度,见图1

    图1可见,从空间分布上来看,TN与TP的污染分布较为一致,分布较大的区域主要为鄂伦春自治旗、扎兰屯市、阿荣旗和嫩江县等地,这些县(市)普遍耕地面积广大、农业化程度较高。从年际变化来看,2010年嫩江流域农业面源污染物TN负荷量较2006年减少26.30%。21个县中有16个均出现不同程度的减少,其中鄂伦春自治旗减小量达到1 177.67 t,占到了总减小量的56.34%;而阿荣旗和牙克石市在5年间负荷量减小幅度也超过100 t。另外还有5个县(市)负荷量出现增加,扎兰屯市增加量最高,达到419.52 t。对于TP而言,2006~2010年间负荷量总量也出现了较大幅度的下降,具体到各县(市)有8个县(市)出现了下降,总减小量为349.15 t,其中鄂伦春自治旗减小量最大,达到275.67 t;另有13个县(市)负荷量出现增加,总增加量为204.90 t,其中扎兰屯市增加量最大,达到97.92 t。

  • 嫩江流域各区县农业面源污染物TN和TP的负荷强度见表6

    表6可见,与负荷总量相类似,阿荣旗、鄂伦春旗、牙克石市、扎兰屯市等县市TN和TP负荷强度同样较高。反映出这些县市农业产业化程度高、农业资源丰富、同时也是嫩江流域畜禽养殖业的主要分布区。较高的化肥农药施用强度加之规模化畜禽养殖是造成其TN和TP负荷强度高的主要原因,因此这些县市也是今后农业非点源污染整治的重点区域。而从年际变化来讲,2010年相较2006年TN负荷量出现较大幅度下降,同理大部分县市负荷强度也出现下降,其中阿荣旗减小幅度最大,由129.48变为96.76 kg/km2;但仍有5个县市出现了负荷强度增加现象,其中扎兰屯市增长了24.84 kg/km2,其主要原因与土地利用类型以及降雨空间差异系数变化有关。对于TP而言阿荣旗和扎兰屯市同样为负荷强度减小和增加最大的县市。

  • 土地利用为嫩江流域非点源氮磷的最主要来源,以2006年为例,占到了全部TN来源的88%和TP来源的82%。因此土地利用方式变化对于非点源污染氮磷负荷输出量之间具有密切关联,土地利用信息的转变过程直接改变了非点源过程量的输出,进而最终影响非点源状态量的表达[27],见表7

    表7可知,与2006年相比,水田、草地及建设用地面积呈现出增加态势,增加量最多的为草地,达到14 655 km2,变化度达到25.83%;而旱地、林地及水域面积则分别减小了1.73%、0.80%和7.52%。为了避免指标例如建设用地由于本底值较低所引起的变化度虚高的现象,引入土地利用相对动态度[26]来表征某种土地利用类型变化对于研究区整体变化所做的贡献。可以看出草地和水域的相对动态度分别为1.61%和–0.96%,表明二者对于流域土地利用变化所做贡献度最大。

    2006~2010年嫩江流域土地利用转移矩阵见表8

    表8可知,在2006~2010年间发生土地利用类型变化面积较大,约占到总量的30.47%。其中林地和旱地参与转变的绝对数量最大,达到15 902和14 419 km2;而水域、草地、水田参与其他土地利用转变率最高,分别达到2006年初始面积的69.61%、61.87%和47.76%。在转变过程中,林地转变为草地面积最大,为9 624 km2,其次为水域转变为草地和水域转变为林地,分别达到8 018和5 003 km2

    由于土地利用变化所导致的非点源氮磷状态量,是由该土地利用类型面积变化量与其输出系数相乘得到,见表9

    表9可知,嫩江流域TN和TP产生量分别减少7 979.51和3 172.08 t,其中水域减小量最大,草地产生量增加最多。

    仅仅通过计算土地利用类型转变状态量往往不能真实反映出其对于非点源氮磷负荷输出的影响,还需要汇算不同时间下土地利用过程的变化量。为此,引入土地利用类型转变过程量,借鉴文献[27]方法,通过采用土地利用动态变化矩阵(表7),建立相对输出系数(两种土地利用类型输出系数差)与土地利用变化量间关系计算得到(见表1011)。其中正值表示在土地利用类型变化过程中氮磷产生量增加,反之则表示减少。

    表10表11可知,不同土地利用类型转变对于总量增减贡献度不同,对于TN而言,水域转变为草地削减量最大,达到6 975.7 t,其次是水域转变为林地和旱地转变为林地,分别为5 393.2 t和3 134.0 t;而林地转变为水域、林地转变为旱地、林地转变为草地时TN负荷量表示为增加,增加量为3 030 t、2 353 t和2 301 t。而对于TP来讲情况较为相似,水域转变为草地以及水域转变为林地削减量最大;而林地转变为水域及旱地转变为水域增加量最大。

  • 文章应用改进的输出系数模型并以嫩江流域为研究对象,计算并分析了其2006、2010年农业非点源污染物TN和TP的产生量及入河量,并与实测值进行校对。结果表明,2010年TN与TP入河量较2006年均有明显下降;通过对污染物空间分布进行计算发现区域内污染物分布空间差异性大;土地利用作为TN和TP负荷量的最大来源其相对变化对于污染物分布有着重要影响。主要结论如下。

    1)2006年嫩江流域TN入河量为12 233.57 t,TP入河量为1 297.41 t;2010年TN入河量为9 017.45 t,TP入河量为1 063.04 t;分别较2006年减小26.30%和18.04%。

    2)不同污染物来源对于TN和TP负荷量贡献度显著不同,其中土地利用为主要的来源,其次是畜禽养殖和农村生活。而在各种土地利用类型中旱地所产生的负荷量最大,其次是水域与林地。

    3)不同县市TN和TP负荷量差异较大,鄂伦春自治旗、扎兰屯市、阿荣旗的TN与TP负荷量大;从年际变化来看,鄂伦春自治旗在2006~2010年间TN与TP减少量最多,而扎兰屯市增加量最多。

    4)从TN与TP负荷强度来看,阿荣旗、鄂伦春自治旗、牙克石市、扎兰屯市等县市较高;从年际变化角度看,阿荣旗负荷强度减小量最大而扎兰屯市增加量最大。

    5)不同土地利用类型转变对于总量增减贡献度不同。①与2006年相比,2010年水田、草地及建设用地面积呈现出增加态势而旱地、林地及水域面积则出现减小;②2006~2010年间有30.47%的土地发生变化,其中林地和旱地参与转变的绝对数量最大;③在转变过程中,林地转变为草地面积最大,为9 624 km2;④在2006~2010年间非点源TN和TP产生量总计分别减小了7 979.51和3 172.08 t,其中水域减小量最大,而草地产生量则增加最多;⑤根据土地利用类型TN与TP转变过程量看出水域转变为草地这一过程对于氮磷的削减量最大而林地转变为水域这一过程对于氮磷的增加量最大。

参考文献 (27)

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