农业流域非点源污染的定量及基流负荷贡献率研究博士论文开题报告(何圣嘉)(编辑修改稿)

农业流域非点源污染的定量及基流负荷贡献率研究博士论文开题报告(何圣嘉)(编辑修改稿)内容摘要：

( Chemicals, Runoff and Erosion from Agricultural Management Systems) 模型 (USDA, 1980)相比， GLEAMS 模型主要是在 CREAMS 模型的基础上 , 增加了一个农药垂直通量模拟程序；然而，对于径流和土壤侵蚀的模拟预测同样是采用了曲线数法，营养污染物的模拟则是采用了一个考虑了氮和磷循环的复杂的子模型，其中氮组分的模拟包括了矿化、固定不动、反硝化、氨的挥发、豆类的固氮作用、植物吸收以及径流、泥沙和根系区下渗的氮的损失量，而磷组分的模拟则包括了矿化、固定不动、植物吸收以及径流、泥沙和渗漏的磷的损失量等方面。 除此之外，模型对这两种组分 的模拟均考虑了肥料以及动物排泄物的影响 ( 薛金凤 等 , 20xx)。 曲线数换算程序的改进(Shirmohammadi et al., 1998)使得 GLEAMS 模型对于径流和土壤侵蚀的模拟预测更加精确。 c. AGNPS/AnnAGNPS(agricultural nonpoint source pollution)模型是由美国农业部农业研究署 ( USDAARS)于 1986年开发的一个基于场次的分散流域模型(Young et al., 1989)，其采用了分散参数模拟方法，以方格来划分流域，主要用于模拟和估 算流域的水文、泥沙输移、土壤侵蚀速率以及营养物质 (例如 N、 P等 )传输等方面，步长为暴雨历时，适用于 1－ 20xx0hm2的流域。 AGNPS模型在进行污染物迁移模拟时，往往只将污染物根据物理形态划分为溶解性和非溶解性两种，然后根据土壤侵蚀量和暴雨径流量来计算这两种形态污染物的负荷量，认为污染物在土壤中的含量是恒定的，没有考虑污染物平衡问题 (胡雪涛 等 , 20xx)。 总体而言， AGNPS模型单事件版本自推出以来，在美国、欧洲等地区的非点源污染研究中得到了广泛应用，在土壤水和地下水营养物质的连续模拟以及流域景观特征、 水文以及土地利用规划等领域表的模拟应用中均现出良好的适应性，模型中大量经验公式的采用使其在数据短缺地区同样具有较强适应性。 由于 AGNPS模型的单事件版本的模拟基于场次计算，不适于流域物理过程 9 的长期演变及土壤侵蚀时空分布规律等研究，在实际应用中往往存在许多局限性。 因此， 20世纪 90年代初，美国农业部在 AGNPS模型基础上 开 发出农业非点源连续模拟模型 AnnAGNPS用以替代 单事件降雨模型 AGNPS。 AnnAGNPS (Annualized AGNPS)模型 (Cronshey amp。 Theurer, 1998)针对早期版本存在的一些问题进行了改进： 、泥沙、养分、农药等输出结果； 、土地利用类型及农业管理措施等因素相对一致但形状任意的单元，从而更加符合实际情况； (RUSLE)进行土壤侵蚀模拟预测，提 高泥沙模拟的精度； IV. 实现与 GIS系统集成，为模型所需地形参数和数据的自动提取以及模型连续模拟提供便利。 改进得到的 AnnAGNPS模型 不仅可以较好地模拟预测来自流域内任意地方的径流量、产沙量、溶解与吸附态养分 (氮、磷、有机碳 )和杀虫剂以及来自饲养场和其他点源的营养物质的负荷量，而且可以通过评价流域内各种农业管理措施 (如轮作、施肥、农药、灌溉 )、点源污染负荷及养殖场管理等对流域水文和水质的影响，从而为制定制定流域最佳管理措施 (BMPs)提供决策支持，并为 BMPs风险及效益评价提供数据支撑。 尽管较早期的 AGNPS模型 有了明显的完善和改进，但 AnnAGNPS模型依旧存在一些问题，例如：忽略了河道沉积泥沙吸附营养物及农药的后续影响，假定模拟期间点源流量及营养盐为常数，忽略了地下水的影响，对于总磷的模拟存在较大的不确定性等 (夏军 等 , 20xx)。 d. SWAT(Soil and Water Assessment Tool)模型 (Arnold et al., 1996)是在SWRRB模型 (Arnold et al., 1990)基础上发展起来的一个 以日 为步长的 流域分布式 水文 模型，该模型不仅整合了 ROTO模型 (Arnold et al., 1995a)， 同时继承并吸收了 CREAMS、 GLEAMS、 EPIC(Williams et al., 1984)等模型的优点， 适用于流域尺度上不同的土壤类型、不同的土地利用方式和管理条件下流域及流域内各子流域的水文、沉积物和农业化学物质 (水质 )的模拟和预测，特别是能够在资料相对缺乏的地区完成建模，对于这些地区的水环境非点源污染研究具有重要意义。 因此， SWAT 模型自开发以来，在水环境非点源污染研究领域得到了广泛的承认和普 及 (Grizzetti et al., 20xx, 20xx。 Kang et al., 20xx。 王晓燕 等 , 20xx。 王军德 等 , 20xx。 Ferrant et al., 20xx。 Mishra amp。 Kar, 20xx。 Xu et al., 20xx。 宋林旭 等 , 20xx)，并被 认为是在农业和森林为主的流域具有连续模拟能力的最有前途的非点源模型(Borah amp。 Bera, 20xx)。 作为一个开放的、不断发展的水文模型， SWAT 模型自开发至今已经在诸多研究实践的检验下日臻完善，随着模型版 本的更新，模型的功能得到了较大的拓展 (Neitsch et al., 20xx)：与原先的版本相比， SWAT 元 (Hydrologic Response Units，简称为 HRU)； SWAT 动灌溉这两项管理选项之外，同时还增加了壤中流和植物冠层截流运算模块、彭曼潜在蒸发量方程、 QUAL2E模型的径流养分水质方程以及杀虫剂输移模块，并通过在作物生长模块中添加 CO2组分，来实现气候变化情景下的模拟研究；、河道水质模块进行了修正， 实现了养分循环模块的拓展，并将放牧、有机肥的施用以及瓦管排水作为管理措施添加到模型中，通过提升模型的功能，以增强模型在南半球的适用性； 、水稻 /湿地模块进行改进之外，还增加了水库 /池塘 /湿地养分沉降去除、河岸储水等模拟功能，并引入了 SWMM模型中的城镇建筑 /冲洗方程和 USGS的回归方程；SWAT20xx增加了细菌迁移模块，改进了天气发生器，提供了跟过潜在蒸发计算 10 方法，改进了高程带过程，模拟水库个数不受限定，引入 Green amp。 AmPt渗漏模拟模块和 Muskingum过程法进行 入渗和地下水平衡的模拟计算；最新的模型版本SWAT20xx一方面是对细菌迁移以及硝酸盐和 铵的干湿沉降模拟 模块进行了修正，另一方面则是增加了天气预测情景、半日降雨发生器和一个原位废水模拟系统，并用土壤含水量或作物蒸发量的函数计算每日 CN的保持参数。 除此之外，SWAT模型 Windows系统 (Visual Basic)下应用界面的开发和发展，以及与 GRASS和 Arcview等软件的结合，大大提升了 SWAT模型的可操作性。 尽管 SWAT模型在经过十几年的不断改进，模型的结构和功能得到了很大的完善和提升，但依旧存在一 定的问题。 例如， SWAT模型 不能用来模拟详细的单一的洪水事件 (Neitsch et al., 20xx)；降雨空间分布的处理不太理想 (王中根 等 , 20xx)； 设定土地利用和土壤阈值会忽略产沙量较大的小面积土地，天气发生器只能产生一点处的天气序列，不适于尺度水文模拟，河道下切与边坡稳定性算法中对于河床的描述过于简单 (夏军 等 , 20xx)； 由于模型中地下水与地表水模型之间的独立运行，使得 SWAT模型无法准确模拟人为活动对地下水的影响 (Conan et al., 20xx)。 然而，目前有关 SWAT模型的研究，更多 的是以 SWAT模型作为研究的工具，只有很少一部分研究提出模型存在的缺陷，而针对研究区特点及模型本身缺陷作出相应改进的则更少 (张银辉 , 20xx)。 因此，今后加强 SWAT模型应用的同时，探讨模型在不同地区、不同研究管理条件、不同研究对象的适用性，通过不断地验证来完善 SWAT模型，无论是对于模型自身的发展还是水环境非点源污染的研究都具有重要意义。 e. HSPF模型 (详见 ) 3)其它非点源污染负荷估算方法 随着非点源污染研究的不断深入，除以上这些经典非点源污染负荷定量研究方法之外，其它新的估算 方法和模型也层出不穷。 从早期的非点源污染负荷的时段单位线法 —— 特征污染单位线 CPG(Verworn, 1978)到后来的非点源污染负荷估算的特征污染单位和单位质量响应函数模型 (李怀恩和沈晋 , 1991)、基于逆高斯分布瞬时单位线的流域面源污染物迁移机理模型 (李怀恩和沈晋 , 1996)、以水质水量相关关系为基础的降雨径流污染年负荷量方法 (洪小康和李怀恩 , 20xx)、 降雨量差值法 (蔡明 等 , 20xx)、二元结构溶解态非点源污染负荷模型 (郝芳华等 , 20xx)以及基于自记忆原理的非点源污染负荷预测模型 (李家科 等 , 20xx)等在非点源污染定量研究中都得到了一定的发展和应用。 然而，由于缺乏对污染物迁移过程中衰减的时空变异的考虑，使得这类方法一般只适合于河道中污染物负荷量的的计算，而无法对非点源污染物的入河量作出准确的评估。 为了有效解决非点源污染物入河量估算这一问题，以河流水体中污染物的浓度或者或者污染物的负荷量为基本立足点，通过水质模型来反推非点源污染入河量这一方法 —— 水质方程反演法，在近些年得到了较大的发展，例如，一维水质方程反演法 (沈晔娜 等 , 20xx)和三维水质方程反演法 (Shen et al., 20xx)。 非点源污染关键源区识别与分析 与点源污染相比，非点源污染发生的随机性、广域性、分散性以及污染源与污染途径的不确定性等特点决定了其不可能像点源污染一样进行集中处理，因此削减相同数量的非点源污染物所需的成本往往要高的多。 与此同时，流域内气候、水文、土壤、植被、土地利用与管理等诸多因素的共同作用使得非点源污染往往在空间分布上存在较大的变异性 —— 即不同景观单元的单位面积负荷量存在显 11 著差异，少量的某种景观所贡献的非点源污染负荷可能占了整个流域总负荷量的绝大部分，并对受纳水体的水质起着决定性作用。 简言 之，这类对非点源污染起着决定性作用的景观单元通常被称之为非点源污染的关键源区 ( CSAs: Critical Source Areas)。 如何利用现代科学技术手段，进行流域内非点源污染关键源区的分析与识别，从而保证流域非点源污染控制与管理措施的针对性和有效性，已经成为提高非点源污染的治理成效亟待解决的一个关键性问题 (Endreny amp。 Wood, 20xx。 Diebel et al., 20xx)。 1)污染指数法 染指数法又称多因子综合分析法，该方法是在综合分析非点源污染物输移过程中的主要影响因 子的基础上，对这些因子进行分级并赋予相应的权重，同时构建多因子数学判别模型对流域非点源污染状况进行分析，通过得到的流域非点源污染物流失风险指数图来进行流域内的非点源污染关键源区的识别。 例如Lemunyon amp。 Gilbert (1993)在综合考虑多因子交互协同作用的基础上，首先提出了农田尺度的磷流失综合指数法 (PI法 )—— 该方法以土壤侵蚀、地表径流、化学磷肥、有机磷肥的施用量和施用方法等 8个因子来构建评价指标体系，并根据每个因子测定值进行分级和相应的权重赋值，然后通过公式加和计算得到 PI指数： )( ii WFPI  (9) 式中 : Fi为第 i个因子等级值； Wi为第 i个因子权重。 最后可根据计算得到的 PI值的大小对流域磷流失潜在风险进行评估，将研究区划分为 4类风险等级 (低、中、高、很高 )，并由此进行磷流失高风险区的位置和范围的的识别和界定。 PI法自提出以来被各国学者广泛认可，在美国和欧洲一些国家得到了广泛的应用 (Sharpley, 1995。 Gburek et al., 20xx。 Birr amp。 Mulla, 20xx。 Hughes et al., 20xx。 Andersen amp。 Kronvang, 20xx。 Buchanan et al., 20xx。 Troiti241。 o et al., 20xx。 Dechmi et al., 20xx)。 在 不断的研究实践过程中，基于各地研究对象的 PI法的改进主要归结为的评价因子的修正 (如 :Jokela et al., 1998。 Gburek et al., 20xx。 Elliott et al., 20xx。 Buchanan et al., 20xx)和评价因子的分级与权重的重新确定 (如 : DeLaune et al., 20xx。 Hughes et al., 20xx)。 就国内而言，有关 PI法的研究则刚刚起步，尚未建立适合中国自己的 PI法，仅在于桥水库流域 (张淑荣等 , 20xx)、 密云水库流域 (张平等 , 20xx)、巢胡流域 (周慧平等 , 20xx。 Zhou amp。 Gao, 20xx)、 妫水河流域 (李琪等 , 20xx)等地有着少量的研究应用。 当 PI法应用于较大流域尺度时，其并不能很好的反映源因子与迁移因子的共同作用造成的实际流失对水体的影响。 为此，尽管有研究通过修正磷的计算方法(Gburek et al., 20xx)或者分级方案 (Hughes et al., 20xx)来提高 PI法在大尺度流域上的可操作性，但目前 PI法的。