農業面源污染治理的技術與政策研究進展

王萌, 周麗麗, 耿潤哲

(生態環境部環境與經濟政策研究中心, 北京 100029)

農業面源污染(Diffuse Pollution, DP)也稱非點源污染(Non-point Source Pollution, NPS)是指在農業生產活動中, 由于農藥和肥料(包括化肥和糞肥)的使用、 畜禽糞便的不合規排放以及分散式農村生活所產生的氮、 磷等營養物質, 在降雨和地形坡度的共同驅動下, 以地表或地下徑流(含壤中流、 側滲流)以及土壤為載體, 進入到鄰近受納水體的一種污染形式。近年來, 隨著對固定源污染控制的規范化程度和治理成效不斷提升, 農業面源污染已經成為世界許多國家和地區流域水生態環境受損的主要影響因素[1-6]。

自20 世紀70年代起, 歐美等發達國家和地區就對農業面源污染治理的技術和政策開展了大量研究工作。在農業面源污染政策方面, 美國實施的CEAP 項目中的最佳管理措施(Best Management

Practices, BMPs)計劃,1972年美國頒布的 《清潔水法》 第208 條中規定了全域污水處理計劃[7]。歐盟 1980年頒布的 《飲用水法令》、 2000年頒布的 《水框架指令》[8]以及德國1996年1月開始實施的 《德國肥料條例》[9]都對如何開展農業面源污染治理工作提出了具體的要求。農業面源污染治理技術主要包括監測技術[10]、 負荷量核算[11]、 風險源模擬與識別[12-13]、 治理措施效果評估技術[14-15]以及污染治理技術[16]。

國內外經過近40年的研究, 在農業面源污染治理方面積累了豐富的實踐經驗和關鍵科學技術, 這些對我國農業面源污染的治理工作起到了很好的參照作用。本文將結合我國農業面源污染防控現狀和未來管理的實際需求, 從農業面源污染治理的技術與政策兩個方面進行論述, 以期為該領域學科未來的發展方向以及管理實踐提供一定的啟示。

1 監督指導農業面源污染治理的總體考慮

研究表明, 要實現農業面源污染的有效治理, 需要采取適當的技術手段對農業面源污染的發生機理和傳輸過程進行科學分析評估, 找到農業面源污染的關鍵源區, 采用適當的工程型或非工程型治理措施, 并輔以必要的強制監管和經濟激勵政策, 才能達到水生態環境保護的目標質量要求。核心環節包括：(1)農業面源污染負荷估算; (2)農業面源污染對水環境質量影響的必要監測; (3)農業面源污染關鍵源區識別(Critical Source Areas, CSAs); (4)農業面源污染治理措施效果預評估與篩選; (5)農業面源污染治理措施空間優化配置與成本效益分析; (6)將篩選及評估出的治理措施通過工程或非工程模式落地實施; (7)農業面源污染治理的政策與激勵機制。總體來講, 前五個方面屬于技術環節, 后兩個方面則屬于政策保障環節。

2 農業面源污染治理的技術

2.1 農業面源污染的負荷核算與關鍵源區識別

開展農業面源污染治理工作首先要明確治理的對象, 需要以流域為單元進行農業面源污染負荷核算與關鍵源區識別(Critical Source Areas, CSAs)。負荷核算的目的是為了摸清流域內各類污染源對水環境質量的影響程度, 關鍵源區識別的目的則是為了準確地找到對水環境質量影響最大的污染源空間分布特征[17]。研究表明,農業面源污染的產生及運移過程會受到自然地理條件的強烈影響, 同一流域內, 不同區域的污染負荷也存在很大差別[18]。通常情況下, 只占流域總面積10%～20%的區域, 對流域面源污染負荷的貢獻量往往能夠達到80%左右[19], 這些污染負荷較高的區域通常被稱為關鍵源區[20]。當前在農業面源污染負荷核算與關鍵源區識別方面所采用的技術方法主要由實地監測和模型模擬兩大類, 其中模型模擬又按照所采用模型復雜程度的不同,可劃分為經驗模型與機理模型[21]。

圖1 監督指導農業面源污染治理流程圖

實地監測是最能夠表征農業面源污染物對水環境影響程度的一種評價方法, 目前國內外許多研究者也將其作為首選方案開展研究工作。例如美國所采取的對照流域監測方案(Paired Watershed)[22], 通過選擇兩個自然地理條件、 水文氣象特征以及農業生產活動相似的流域, 同時段開展監測工作, 以核算農業面源污染的負荷量。我國則主要以小流域為單元開展農業面源污染監測工作(表1), 例如北京密云水庫上游蛇魚川小流域就通過構建溢流堰、 流域入口/出口設置監測點位, 開展流域水土流失過程以及農業面源污染的影響監測[23]。這些監測手段在一定程度上有效地促進了人們對農業面源污染發生機理及其對水環境質量影響的認識。但是, 由于農業面源污染發生過程中涉及較為復雜的環境過程和營養物質地球物理化學轉化過程, 特別是在我國當前人為活動較為密集地區, 隨著空間尺度的擴大, 還會受到入河排污口以及固定源污染物排污口的影響, 單純采用監測手段可能難以有效剝離這些非農業活動所帶來的影響。因此, 監測技術在大尺度流域內使用時還需要同時輔以多年高分辨率的空間和時間數據, 以及長時間序列的水文、 水質同步監測數據, 致使監測的成本較高, 難以實施。此外, 農業面源污染過程具有典型的 “零存整取” 屬性, 即很多情況下, 農業面源污染對水環境的影響并非在一次降雨事件中完成, 而是具有較強的滯后期, 滯后的時間從幾個月至上百年不等[24], 這就使得基于監測技術對農業面源污染負荷量進行核算的方法具有較大的局限性。

表1 小流域面源污染監測指標

相比實地監測而言, 模型模擬作為開展農業面源污染負荷核算與關鍵源區識別的重要技術手段, 適用范圍則更加廣泛。經驗模型通常不考慮農業面源污染物入河過程中所涉及的物理、 化學及生物反應過程, 而是以建立農業面源污染物輸入與輸出之間的量化關系為原理開展模擬, 具有操作簡便、 數據需求低等優點, 但是對于小尺度區域內異常值和極端事件的預測效果較差, 會產生較大的誤差。機理模型則通過將氣象、 地形、 植物生長、 農業生產活動等影響農業面源污染發生的眾多因素概化為模型參數, 借助GIS 處理平臺對農業面源污染發生、 傳輸等全過程進行模擬, 具有模擬精度高、 模擬結果數據連續性好等優點, 但是對輸入數據質量和操作人員水平要求較高, 在實際管理中的應用受到了一定的影響(表2)。經驗類模型如輸出系數模型(Export Coefficient Model, ECM)[25]、 磷 指 數 法 (Phosphorus Index, PI)[26-27]。機理類模型如 SWAT(Soil and Water Assessment Tool)[28]、 AnnAGNPS(Annualized Agricultural Non-Point Source Pollution)[29]、 SUSTAIN(System for Urban Stormwater Treatment and Analysis Integration)[30]、HSPF(Hydrological Simulation Program-Fortran)[31]等在關鍵源區識別過程中得到了廣泛應用。

表2 BMPs 評估工作相關研究進展[33]

以上這些模型技術均為國外研究人員所建立, 一些模型參數在我國的適用性還不高, 比如SCS-CN 徑流曲線數模型中, 采用了CN 來綜合反映土地利用、 坡度、土壤類型以及前期土壤濕度等參數對徑流產生過程的影響, 但CN 值表中反映的是美國的地域特征。同樣地,還有SWAT 模型中關于土壤侵蝕的模擬模塊中采用了USLE 方程, 其中坡度參數是美國農業部在平均坡度為5%的實驗地塊中的監測結果, 而我國大多數地區地形坡度起伏較大, 與美國連片農場式的農業生產方式有很大差別, 直接使用該模型測算會產生較大誤差[32]。因此, 在未來研究中, 如何構建適用于我國本地化特征的農業面源污染分析模型將是研究工作的重點。

2.2 農業面源污染治理措施評估

實施最佳管理措施被認為是進行農業面源污染治理的最有效途徑。最佳管理措施是指為了防止或減少農業面源污染, 從而達到水質目標而采用的方法、 措施及措施的組合[34]。根據美國農業部的定義, 最佳管理措施可分為工程型和非工程型兩類, 美國農業部的最佳管理措施數據庫結果顯示, 僅農業面源污染治理措施可細分至18 個不同的類別, 總量達到200 種以上。工程型措施主要通過在特定點位開展工程措施建設, 如植被緩沖帶、 人工濕地等, 側重于對農業面源污染物傳輸過程的攔截和受納水體的治理; 非工程型措施則包括化肥減量、 殘茬覆蓋等, 側重于農業投入品的源頭減量。

與固定源污染治理不同, 受降雨強度、 坡度地形以及土地利用的影響, 面源污染具有很強的時空差異性,決定了面源污染治理不能采用與固定源相同的標準化治理模式, 而是要因地制宜采取適當的治理措施。這就需要對治理措施進行預評估以篩選正確的治理措施。此外, 實施之后還要對措施進行后評估, 以便于及時矯正治理措施存在的偏差與不確定性。當前較為常見的最佳管理措施評估方法有實地監測、 機理模型模擬以及最佳管理措施數據庫。如20 世紀90年代初期, 美國懷特水務工程公司(Wright Water Engineers, inc. )就在美國農業部自然資源保護局等單位的資助下開展了最佳管理措施評估數據庫的構建, 目前已經建成了全球范圍內的第一個最佳管理措施評估數據庫。該數據庫中包括約160種農業BMPs 和150 種城市BMPs, 且免費對外開放。用戶可通過檢索該數據庫來獲取擬實施的各項措施對目標污染物的潛在削減效率以及實施所需的成本數據, 為BMPs 的實地配置工作提供決策分析依據[35]。在歐洲,自2005年起有超過30 個國家共同發起了名為 “Cost action 869” 地表水和地下水中營養物質削減措施評估計劃, 構建了包括養分管理、 農田管理、 化肥施用管理等八類措施在內的BMPs 成本—效益評估數據庫, 可對歐洲地區用戶提供便捷高效的BMPs 配置決策依據[36]。我國在最佳管理措施數據庫的構建領域也開展了一些研究, 如密云水庫流域最佳管理措施評估工具箱, 就通過對200 余篇相關研究成果中關于最佳管理措施評估效率的內容進行收集, 構建基于統計模型的評估方案。用戶只需要輸入目標區域的坡度和土壤屬性即可對某項最佳管理措施實施后可能產生的污染物削減效率進行評估[37]。以上這些研究成果對開展最佳管理措施的評估工作提供了極大的便利, 但是只能針對單一類型的最佳管理措施進行評估, 而單一措施普遍存在 “保一損一”現象, 如與傳統耕作相比, 少耕法或免耕法雖然能夠減少地表徑流中的氮負荷, 但是會增加硝酸鹽氮淋溶量。另一方面, 等高耕作地表徑流中硝酸鹽氮、 氨氮、 磷酸鹽濃度均高于傳統耕作法地表徑流氮、 磷濃度[38]。因此, 對農業面源污染最佳管理措施的評估必將從單一措施的評估向多種措施組合評估發展, 污染防治措施的綜合建設及優化組合是減少農業面源污染和改善流域水環境質量的有效途徑。

2.3 監督指導農業面源污染治理政策

隨著農業面源污染治理技術日趨成熟, 未來實現有效治理更多的是政策、 體制以及經濟問題。這就需要在已有理論研究基礎上, 制訂具體的政策措施, 并逐步付諸實踐, 以達到預期目標。當前我國關于農業面源污染治理的政策研究還處于起步階段, 目前只在一些部門和地方的行動方案中有所提及, 如原農業部(現農業農村部)印發 《關于打好農業面源污染防治攻堅戰的實施意見》 (農科教發 〔2015〕 1 號), 更多地側重于如何針對農田系統、 畜禽養殖等進行污染防治, 并未將污染治理與實現流域水生態環境的持續改善有效地銜接。

美國和歐盟等發達國家和地區開展了一些嘗試性研究, 尤其是美國在農業面源污染治理政策體系研究方面的進展較為突出。自20 世紀70年代起, 美國就開展了關于農業面源污染治理相關的立法研究, 如1977年《清潔水法(修訂案)》 中增加了農村清潔水計劃, 通過實施最佳管理措施以控制土壤侵蝕, 減少農業面源污染。隨著 《清潔水法(修訂案)》 中對 TMDL 計劃相關要求的出臺, 美國逐漸建立起了國家負責監督、 評估、資金和技術支持, 各州政府負責組織協調實施的農業面源污染治理機制, 同時還建立了 “源頭目標約束—全要素治理要求—監管手段—治理機制—末端治理要求” 等全過程監管的法規、 政策以及保障體系。例如美國加州《灌溉土地管制計劃》 中規定了對農業面源污染排放的監測和監管、 向農民提供技術服務以及協助農民配合相關監管工作三個主要目標。還將全州劃分為9 個區域,分別設置區域水質控制委員會, 根據區域本底狀況制定標準、 發布廢水排放要求, 采取適當的執法行動, 形成各自的農業管理方案。

農業面源污染監管對象是農民的特點決定了采用強制監管政策很難達到預期效果, 必須輔以有效的經濟激勵政策。如生產稅、 環境稅/補貼、 政府資助以及水質交易等手段。以水質交易為例, 與傳統的企業之間、 區域之間開展的排污權交易不同, 以美國為代表的水質交易體系是通過將政府、 企業以及流域內附近農場主進行利益捆綁的一種多元參與的環境激勵機制。水質交易的理論基礎最早由經濟學家Dales 和De Lucia 提出[39-40]。首次將其應用于水污染治理是在20 世紀80年代, 在美國威斯康星州的Fox 河流域開展了水質交易的首次試點。隨著TMDL 計劃在各州層面的廣泛實施, 自2000年起, 各州分別就水質交易(包括點源與點源以及點源與面源)計劃開展了大量的研究。截至2015年底已經有36 個州共52 個流域開展了水質交易計劃研究, 其中關于點源—面源污染之間的交易研究共24 例, 有20 例研究是針對氮、 磷等養分的交易研究, 取得了較好的水質改善效益[41-42]。現階段, 我國在農業面源污染治理的政策體系研究方面才剛剛起步, 強制監管措施、 經濟激勵機制均比較缺乏, 而國外的經驗又不能拿來就用, 因此, 未來農業面源污染治理的體制機制和政策體系研究將是重點領域。

3 結論和建議

(1)當前我國水環境質量改善的突破點已從固定源污染治理轉至農業面源污染治理。因此, 要在科學評估面源污染監測體系的基礎上, 結合生態環境部環境監管工作的實際需要, 建立監督指導農業面源污染治理體系的路線圖, 明確治理的目標(含短期、 中期、 長期)、 任務(含監測點位的完善、 指標標準的細化、 重點治理技術研發等)、 對策(治理的體制機制、 政策措施以及激勵機制)。

(2)當前在小尺度區域內農業面源污染負荷核算與關鍵源區識別的研究已日趨成熟。構建強大的監測網絡體系將是未來研究工作的重點。要立足于現有全國地表水環境監測網絡, 針對面源污染特點, 綜合考慮監測的最優空間尺度, 確定監測頻率及監測點位布設模式。設置單一流域對比監測、 流域上下游監測、 相鄰流域同步監測、 對照小流域監測、 水質變化趨勢監測、 水土協同過程監測及地塊邊緣監測等不同的監測點位布局模式,為精準分析農業面源污染變化趨勢、 污染源識別以及污染控制措施效果的響應情況提供數據支撐。

(3)要開展適用于我國國情的農業面源污染評估技術體系研究, 包括農業面源污染治理措施的設計、 建設以及運行標準。要構建參數本地化的模型模擬系統, 并通過試點示范研究, 將模型評估技術納入面源污染環境糾紛事件調處工作中。以美國的磷指數模型為例, 目前就已經在47 個州作為農業面源污染風險源評估工具得到應用。

(4)我國農業面源污染管理和控制政策措施相對分散, 沒有形成系統的體系。要加快構建以經濟激勵為主, 強制監管為輔的政策措施體系。在實際操作中, 針對面源污染較重的地區, 在短期內可采用命令控制型政策加強管制, 待面源污染惡化趨勢得以有效控制以后,則通過建立基于 “階梯價格” 的化肥消費稅、 農藥使用稅以及流域水質交易等激勵措施和勸說教育政策, 鼓勵更多的涉益者參與到面源污染的全過程控制環節中來。