我国农业面源污染治理技术研究进展，本文主要内容关键词为：研究进展论文,污染治理论文,我国农业论文,技术论文，此文献不代表本站观点，内容供学术参考，文章仅供参考阅读下载。
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：1001-3644(2014)03-0153-09 农业面源污染是环境问题中具有挑战性的难点问题，威胁着全球的地表水环境，已引起世界各国的普遍关注[1～7]。在我国，随着对点源污染治理力度的加大，农业面源污染的问题越来越突出，氮、磷污染已成为江、河、湖、库水质下降和水生生态系统退化的重要因素，农业面源污染物中的氮磷正逐渐成为湖泊富营养化的主要原因。 随着工业污染和城镇生活污染治理逐步得到有效控制，农业面源污染逐渐成为制约我国现代农业和经济社会可持续发展的重大障碍，其治理工作在我国生态环境保护与治理工作中的重要性日益加强[8]。如何有效地控制氮、磷污染已成为当前水体环境保护的重要任务[9]。本文概述了农业面源污染的基本概念、特征、成因与治理技术，提出了未来发展方向，旨在为以后开展相关农业面源污染研究和治理实践提供参考。 1 农业面源污染的基本概念与特征 1.1 农业面源污染的定义与成因 1979年美国《清洁水法》(The Clean Water Act,CWA)中最早定义了面源污染，即：污染物以广域的、分散的、微量的形式进入地表及地下水体。通常，面源污染是指溶解态和非溶解态的污染物从非固有的地点，在降雨、融雪的冲刷作用下，以地表径流的方式流入附近的河流、湖泊、水库和海湾等水体，造成水体的富营养化或其它形式的污染。而农业面源污染是由于在农业生产过程中对农用化学物质不合理使用、过度的畜牧养殖以及农村生活污水排放等问题产生的污染物，通过地表径流和地下渗漏，造成环境尤其是水体环境的污染[10]。目前，农业面源污染已成为威胁地表水环境的主要因素(见表1)。
在我国，农田土壤氮磷肥使用量普遍远高于作物生长所需的量，大量养分未被植物吸收利用，导致耕层土壤处于富氮磷状态，这使得农田土壤磷素、氮素流失风险加大，易造成附近水体的富营养化[20]。研究表明，在田间尺度内，地表径流、农田渗漏是溶解态氮、磷迁移的主要途径[21]，其中暴雨侵蚀导致吸附态氮、磷等营养盐的输出是农田总氮和总磷流失的主要方式[22,23]，而我国又是世界上水土流失最严重的国家之一，全国土壤侵蚀面积高达356×
，占国土面积的37％[24]，具体土壤流失情况见表2。
1.2 农业面源污染特征 农业面源污染具有以下主要特征：(1)污染发生时间的随机性；(2)发生方式的间歇性及机理过程复杂性；(3)排放途径及排放量的不确定性；(4)污染负荷时空变异性和监测模拟与控制困难性[26]。除此以外，我国农业面源污染还具有水土流失严重、污染范围广、治理程度低等特点。因此，控制好农业面源污染中氮磷的流失对保护治理地表水环境具有重要意义。 2 面源污染控制技术 美国、欧洲等国早在上世纪70年代就开始针对面源污染的发生机制、传播途径、污染效应进行了研究，并且提出了具体的治理措施。我国从上世纪80年代开始针对太湖、滇池等大型湖泊开展了农业面源污染研究，但总体上，我国农业面源污染研究滞后，缺乏有效的可实施的农业面源治理技术。 农业面源污染的发生与发展过程历经“产—流—汇”3个阶段，针对这3个阶段，国内外的专家学者提出了以下3类技术：一类是针对农业面源的源头，进行农业施用肥料效益最大化和防止农田水土流失等技术；另一类是在面源污染向附近水体传递过程中的截留技术[27](例如Vegetated Buffer Strips,VBS)；还有一类就是终端污水处理系统，以不同径流形式扩散的面源污染，最终会汇集到低洼的封闭性或开放性水体中作为面源污染的终端场所，在此可以采用包括生态浮床，湿生或水生植物净化技术等。 2.1 面源污染源头减量技术 2.1.1 施肥优化及减量技术 以保证作物产量为核心，以作物养分需求为指导，并考虑土壤的养分供应能力进行施肥，使得施入的肥料尽可能被作物吸收利用，从而提高肥料利用率，达到减少化肥投入，降低面源污染的目的。这类技术多以农业废弃物如秸秆、处理过的畜禽粪便、沼液沼渣、菌渣、绿肥等富含一定N、P养分的有机物料来替代部分化肥，利用有机物料中养分缓慢释放的特点，达到减少化肥用量，减少面源污染排放的目的[28]。另外，新型缓控释肥技术也能延缓氮磷肥的释放效果，使肥效长时间作用于植物，但应注意肥料释放时间与雨季的时间，当释肥时间遇上雨水冲刷，会加大地表径流中氮磷浓度，所以应注意施肥时间及其释肥时间，以免加重氮磷流失污染[29,30]。 2.1.2 节水灌溉及水肥一体化技术 农田氮磷等养分的流失是以水为载体，对于旱地，水分还是影响肥料有效性的重要因素，因此农田水分管理对控制农业面源污染的流失起着不可忽视的作用。在旱作和蔬菜生产中，多采用大水畦灌、随水冲肥的方法，造成氮素养分向深层土壤淋失，氮素利用率降低。优化灌溉管理，发展水肥一体化技术(滴灌、喷灌)，可有效提高水肥利用率，减少氮磷流失，并缓解土壤次生盐渍化问题[28]。 2.1.3 农业生态工程技术 农业生态工程是通过生态学原理，同时应用系统工程方法，将生态工程建设与治污工程并举，从根本上减少化肥、农药的投入和降低能源、水资源的消耗，从而减少污染物的排放，达到治理与控制面源污染的目的[31]。 其中，充分利用空间和土地资源的农林立体结构生态系统类型，使得农作物(粮、棉、油)、绿肥、鱼、药(材)、(食用)菌等处于不同的生态位，相互作用，充分利用土壤肥料，最大化利用土地资源。模拟不同种类生物群落的共生功能，包含分级利用和各取所需的生物结构。例如，我国广东省、江苏省的桑基鱼塘，把基面种桑、桑叶喂蚕、蚕沙养鱼、鱼粪肥塘、池塘的底泥作为养桑的肥料。这样各种生物链就联系起来了，并构成一个完整的人工生态系统。我国主要的稻田养鱼、稻田养蟹、鱼蚌共生、禽鱼蚌共生，稻－鱼－萍共生、苇－鱼－禽共生、稻鸭共生等多种类型。在养鱼的稻田中，水稻提供了鱼类生存场所与食物，同时鱼类不间断供给粪肥于水稻，互惠互利，这不但促进了养鱼业的发展，也提高了水稻产量，减少了化肥、农药、除草剂的施用量，提高了土壤肥力[32]。 2.1.4 水土保持技术 农业面源污染主要是由地表径流造成的，因而治理水土流失是解决水体污染的关键之一。水土保持措施一方面是采用种植作物使表土稳定化或以植被覆盖来减少雨滴对表土的击溅，另一方面是通过渠道化手段分散农田径流以降低流速，减弱径流给农田带来的侵蚀。在沿河河堤、湖岸边和田埂种植林木、农作物等不同类型的组合，可以有效阻滞雨滴的打击和泥沙的侵蚀；在适当的沟渠构筑拦水截沙引水槽、拦沙坝等工程设施，以减缓泥沙冲刷和流失，可以防治泥沙流失造成的水体污染[33]。我国习惯将水土保持措施分为3大类，即：水土保持耕种措施、水土保持生物林草措施、水土保持工程措施。 (1)水土保持耕作措施主要是通过保护土壤的表面来减轻土壤侵蚀，提高作物对营养元素和农业化学物质的利用率，减少它们向环境的输入，从而可以有效地防止农业面源污染的形成[34]。有农田免耕法、保护性耕作法、草地轮作制等高线耕作。 (2)水土保持生物林草措施是通过在水土流失严重的地区植树造林，通过提高土壤表面的植物覆盖率，减缓雨滴冲刷土壤表面的速度来减少径流量、泥土冲刷量，保持水土[35]。中国水土保持生物林草措施历史悠久，生物林草措施对减少径流泥沙的正面效应已为大家公认。王月玲等通过在宁南半干旱退化山区彭阳中庄小流域实施水土保持工程治理措施和生物措施相结合法，通过林冠截流、林下草灌和枯枝落叶层的拦蓄以及植物根系对土壤的固结作用来保持水土、涵养水源、改善土壤肥力，有效提高了该地土壤水分及土壤肥力[36]。 (3)工程措施是水土保持综合治理措施的重要组成部分，是指通过改变一定范围内(有限尺度)小地形(如坡改梯等)，改善表土层的渗透力，减小地表径流量，综合利用农田本身的自然环境来防止土壤侵蚀的措施，一般有山坡防护工程、山沟治理工程等[37]。 2.2 面源污染过程削减技术 过程削减技术指在污染物向水体的迁移过程中，通过一些物理、化学、生物作用以及工程方法对污染物进行拦截阻断和强化净化，延长其在陆域的停留时间，最大化减少其进入水体的污染物量。 目前常用的技术有两大类，一是农田内部的拦截，如稻田生态田埂技术(通过适当增加排水口高度、田埂上种植一些植物等阻断径流)、生物篱技术、生态拦截缓冲带技术、菜地增设填闲作物技术(夏天蔬菜揭棚期种植甜玉米等填闲作物，对残留在土壤中的多余养分进行回收利用，阻断其渗漏和径流)和桃园生草技术(果树下种植三叶草等减少地表径流量)等；另一大类是污染物离开农田后的拦截阻断技术，包括生态拦截沟渠技术、人工湿地塘技术、生态护岸边坡技术、土地处理系统等，这类技术多通过对现有沟渠塘的生态改造和功能强化，或者额外建设生态工程，利用物理、化学和生物的联合作用对污染物(主要是氮磷)进行强化净化和深度处理，不仅能有效拦截、净化农田污染物，还能汇集处理农村地表径流以及农村生活污水等，实现污染物中氮磷等的减量化排放或最大化去除[24]。 2.2.1 植被缓冲带 植被缓冲带是介于农田和湖泊、河流之间的非农用耕地，为了避免农田的化肥、农药随地表径流流入水体，引起水体水质的恶化。美国在上世纪30年代就开始对水陆之间的植物带进行规划设计，其对农业面源污染的氮磷去除效果尤为显著，它通过了生物、地球、化学3方面的相互作用，降低了水体中的化学农药、氮、磷、颗粒物的含量[38]。 植被缓冲带具有过滤或屏障功能，岸坡及其植被可以通过渗透、过滤、吸收、沉积、截留等作用来削弱到达地面水体或是地下水体的径流量或是携带的污染物量，是保护河流免受干扰的最后一道防线[39]。其中氮的净化机理主要是通过氮的矿化、硝化作用、反硝化、植物吸收、固氮、氨的挥发等方式来实现；磷的净化机理通过土壤或沉积物吸附、植物吸收、微生物吸收、泥炭吸附来实现。不同缓冲带截留、转化效率差异较大，主要取决于缓冲带的水文过程、缓冲带土壤特性与植被群落结构、人类活动性质及季节动态等因素。Brusch W.[40]、Daniel R.B.[41]、Glandon R.F.[42,43]的研究认为植被缓冲带主要对地表径流中的磷酸盐以及在浅层地下水中扩散的硝酸盐有很好的截留作用，Peter John和Correll[44]的研究发现，河岸带植被缓冲带可滞留89％的N和80％的P。Hoffmann的研究表明，经过植被缓冲带，坡面流中的TP浓度下降41％～95％。Arora等发现坡度为3％的20 m的植被缓冲区可滞留暴雨径流中8％～100％的除草剂[45]。Lowrance等的研究表明，50 m的植被缓冲区中除草剂阿特拉津和草不绿的质量浓度分别从34μg/L和9.1μg/L下降到小于1μg/L[46]。 2.2.2 前置库技术 20世纪50年代后期，前置库就开始被作为流域面源污染控制的有效技术进行开发研究[47]。前置库是指利用水体自身的净化作用。在水库中，水流从上游的高浓度污染沿着水流的方向逐级向下游递减，将水库分为几个子系统(子水库)，每个子系统的作用各不相同又相辅相成。其最先通过径流收集与调节子系统来收集农村地表径流及未经处理的生活污水；接着继续进入拦截与沉降子系统，通过延长水力停留时间，将径流中的颗粒物沉降下来；最后进入生态库塘系统，利用其中的大型水生植物、藻类的生物利用，将水体中的营养物质进行吸收转化，从而降低了出水的氮、磷含量，抑制了水体富营养化的趋势，改善了水体水质(图1、图2)。前置库技术集成了物理、化学和生物作用等各方面的优势，具有投资小、运营管理简单的特点，在欧美和日本已有很多成功的案例，是值得推荐的生态工程技术。
图1 典型前置库示意图[48]
图2 前置库的水深、光照净化机理[49] 上世纪60、70年代，欧洲就开始研究前置库的水体除氮磷机制。德国的帕克研究表明[50]，通过就近水体污染情况提出的这种前置库治理手段，能有效减少湖泊、河流、水库的外源污染负荷，特别是对进入水体的地表径流中的氮、磷去除效果明显。因其投资小、运行成本低，并且将农业面源污染控制与利用综合起来，其正成为治理面污的有效措施之一。据Benndorf[51]对Saxony地区的11个前置库的研究结果，前置库在滞水时间为2d～12d的情况下，对正磷酸盐的去除率可达34％～64％，对TP的去除率可达22％～46％，且应用模型的计算值和观测值基本上吻合。日本的霞浦湖上建有容积为30000 m[3]的河口前置库，长350m、宽60～100m，设计的流量为6m[3]/s，水力停留时间为1.5h，水深为1m。日本的中村对霞浦前置库的水体净化效果进行了为期两年的监测，监测结果显示，其对水体中的颗粒物去除率为60％，总氮去除率为28％～40％，总磷去除率为34％～56％[52]。 前置库技术主要存在两方面的应用问题：第一，要熟知前置库水生植被的季节性生长及衰亡期，及时对其进行交替栽种及收割，防治二次污染；第二，入库水流中的泥沙会不断淤积，减少前置库库容，进而影响入库径流的滞留时间，底泥本身所吸收的营养物质也可再释放，形成内污染源。因此，前置库内必须及时清淤。 2.2.3 人工湿地 人工湿地是一种利用基质、微生物、植物间的协同作用来处理污水的方法：植物通过吸收有限的磷并将其转化为ATP、DNA以及RNA等有机成分；填料基质通过对磷的吸附及其与磷酸根离子的化学反应来降低磷含量；通过微生物本身对磷的正常生物吸收，加上人工湿地水生植物的光合作用，不间断的进行光反应、暗反应，最终形成人工湿地的好氧、厌氧环境，加速微生物对P的过量吸收[53]。人工湿地因具有处理效果好、运转维护管理方便、工程基建和运转费用低等优点而被广泛应用于污水处理，20世纪70年代开始引入我国[54]。 人工湿地的湿地植物同样起着污水净化作用。由于水生植物的多样性和各个地区特有的土壤、水域、水质状况，同种水生植物在不同地区净化效果具有明显差异，不同水生植物在同一地点也具有不同的净化效果，因此，如何选择最适宜当地的水生植物来构建人工湿地就显得尤为重要。已有研究表明，水生植物的氮磷富集量与植物本身的生物量呈显著相关，大量的试验结果表明对总氮的去除效果最好的是鸢尾，而对总磷的去除效果最好的是芦苇[55]。 人工湿地的基质是其重要的组成部分之一，基质对整个人工湿地系统的污水净化，尤其是P的去除效果明显。水体中的P通过人工湿地基质的吸附、沉淀作用得以去除。从吸附动力学角度出发，袁东海等[56]研究了矿渣、下蜀黄土、沸石、黄褐土、蛭石、粉煤灰和砂子这几种常用基质的P素净化效果及其影响因素，通过比较对P的吸附量，可知矿渣＞粉煤灰＞蛭石＞表土＞下蜀黄土＞沸石＞砂子，同时模拟含磷污水实验也证实了矿渣和粉煤灰净化P效果最好。目前潜流型人工湿地的主要问题是湿地基质净化效果差，就地开发当地吸附力强的人工湿地基质或者利用吸附能力较强的工业副产物作为当地人工湿地基质或添加剂是各地区不同人工湿地基质净化能力低下的解决之道。 2.3 面源污染终端净化技术 目前常用的农业面源污染终端净化技术有河岸带滨水湿地恢复技术、生态浮床技术、水产养殖污水的沉水植物和生态浮床组合净化技术。污染物进入水体后的处理过程，因投资高、见效慢一般不大量采用，仅区域试用。 生态浮床技术。人工生态浮床是利用植物无土栽培技术为原理，将水生植物固定在浮床上，通过植物本身对氮、磷等营养物质的吸收，以及植物根系和浮床基质对水中悬浮物质的吸附作用来降低水体富营养化程度。人工生态浮床具有价格便宜、运行管理方便，无需占用土地等特点。 罗固源等[57]通过对美人蕉、风车草、菖蒲和香根草4种常见的浮床植物进行氮磷吸收能力的研究，发现美人蕉体内的氮磷积累量最高，香根草最低。生态浮床的氮磷去除率分别达到40％～50％左右。李先宁等[58]在无锡市太湖梅梁湾之滨利用组合型浮床生态系统净化水质。研究表明，在20天内试验区内水体的总氮、总磷分别下降了83.7％和90.7％，水体透明度也大幅度增加。周晓红等[59]通过收割浮床植物黑麦草来加强生态浮床的去氮磷效果，实验表明，收割强度越大，浮床系统的总氮、氨氮、总磷的去除效果越好。 同时，生态浮床利用的植物作为净化水体的主体部分，需要考虑植物在冬季以及衰亡期时生长能力下降，因此应及时收割植物以免吸收的氮磷重新释放进入水体；并需选取当地水体最适生长的水生植物，因为如果水体中污染物浓度一旦超过其生存阈值则会导致水生植物枯萎甚至死亡。最后，生态浮床易受到周边环境条件的影响，如湖泊表面风速，水体温度，日照强度，水体透明度、微生物等，综合以上因素后才能考虑是否采用生态浮床这种技术，以及怎样构建适宜当地湖泊、水库的生态浮床。 3 我国农业面源污染治理典型案例 太湖和滇池地区是我国最早开始湖泊治理的两个典型案例。从80年代的富营养爆发到现在各项治理技术的应用，在这两个湖泊都深入地开展了研究，并在污染治理方面已取得显著成效。 3.1 太湖面源治理工程 吴永红等[60]、杨林章等[11]分别提出农业面源污染控制的“减源—拦截—修复”(3R)以及在此基础上增加了利用环节的(4R)理论，并在此理论的基础上以太湖流域的宜兴市大浦镇(20
)的水网区为研究对象，进行了为期3年的工程示范，利用河网生态修复示范工程、前置库示范工程、农田节N控P示范工程、村镇污水处理示范工程，使得该区域内的水质提高了一个标准等级，出水口BOD去除率60％～80％，COD去除率40％～50％，TN去除率50％，TP去除率70％以上。陈开宁等[61]在太湖北部的五里湖湾建造了10×
的大型围隔多技术集成应用示范工程区。其中，(1)栽种芦苇、香蒲、鸢尾、荷花等挺水植物，改善水环境与景观配置；(2)放置“生物浮岛”，削减风浪，吸收营养盐，抑制藻类生长；(3)放养鲈鱼、鲑鱼、黑鱼等肉食性鱼类，减少滤食性、草食性鱼类数量，增加浮游动物生物量，抑制藻类生长；(4)在湖岸带平行处，放置“生物网膜”，让水生生物附着其上，形成生物膜，减少水体氮磷负荷与沉积物再悬浮，保护沉水植物；(5)放养河蚌、河蚬、田螺等大型底栖动物，摄食碎屑、藻类，澄清水体，增加生物多样性，发挥生态系统的自我调节能力。为期两年的监测结果显示，围隔内水质的TP下降24％，TN下降20％，水体透明度从0.39m提高至0.70m。 3.2 滇池面源治理工程 陈吉宁[62]在滇池东部呈贡县大渔乡进行了4年的农村面源污染控制研究与工程示范，通过人工复合生态床处理村镇生活污水；水土保持型速生高效乔灌草品种的优选、林农草混间种模式优选、乔灌草快速繁殖和定向培育技术和水土保持工程控制技术对台地水土和氮磷流失进行控制；采用区域性农田养分管理技术、养分平衡窗技术和经济适用型滴灌施肥技术来对农田进行氮磷养分控制；暴雨径流与农田排灌水污染控制技术是多功能复合型旋流固液分离技术、复合人工湿地技术和沸石吸附除氮技术；最终进行流域面源污染模拟与综合管理技术使得示范区内进入滇池的污染负荷削减了50％以上。李跃勋等[63]在滇池东北岸利用废弃鱼塘改建，建立湖滨带表面流人工湿地系统，在恢复湖滨生态系统的同时，处理周边农田径流和村落生活污水，消减直接进入湖湾的污染负荷，TN去除率约为40％，TP去除率36％。潘继征[64]通过滇池沿岸带生态修复技术示范工程，对生态修复区进行挺水植物栽种，例如香蒲、茭草，芦苇，再由马来眼子菜、穗花狐尾藻等组成沉水植物群落。通过2年的栽培、收割打捞水生植物，去除氮磷的效率分别为30g/(
·a)和4.8g/(
·a)，总去除氮6.95t/a，磷3.52t/a；同时使得示范区内的藻类现存量减少了53％。 4 研究展望 我国在农业面源污染研究与治理方面已取得一些成绩，但由于起步较晚，大多数的控制技术和治理规范都直接参照国外标准执行，缺乏对国内农业发展现状和农业面源污染特征的适应性和针对性。在今后的研究与治理工作中，需重点加强： 4.1 进一步加强对农业面源污染产生机制和迁移转化过程的研究，充分揭示不同地区农业面源污染的释放特征，阐明其在表生环境下的迁移转化过程及生态环境影响。 4.2 针对农业面源污染发生与发展的“产—流—汇”3个阶段，因地制宜研究建立有效的源头控制技术、截留技术和终端处理技术体系，突出农业面源污染不同控制阶段治理技术的互补性和系统协调性，形成若干适宜不同类型农业面源污染控制的配套技术规范。如通过系统田间试验研究，对水源保护区农田的轮作类型、耕作方式、施肥方式、施肥时期、采用技术、肥料品种、肥料用量等农业生产环节进行系统研究，建立具体可行的配套技术规范，解决水源保护区农田面源污染问题。 4.3 通过少量的人工干预，努力提高单项治理技术的治理效率。如植被缓冲带具有过滤或屏障功能，岸坡及其植被可以通过渗透、过滤、吸收、沉积、截留等作用来削弱到达地面水体或是地下水体的径流量或是携带的污染物量，但一些地区的土壤对氮磷截留效率低，在这些地区可通过生物地球化学垒技术(利用粘土矿物对土壤进行改性，一方面可以提高其吸收农业面源污染(氮、磷)的能力，另一方面为植物生长供应充足养分，实现两相促进)大幅提升其污染物截留能力。 4.4 突出流域治理思路。根据小流域自然和社会经济状况，以小流域水土流失治理为中心，以提高生态经济效益和社会经济持续发展为目标，以基本农田优化结构和高效利用及植被建设为重点，建立具有水土保持兼高效生态经济功能的小流域综合治理模式。 收稿日期：2014-03-06
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