王 琦, 魏 來, 韓 煜, 史娜娜, 肖能文*

1.中國環(huán)境科學研究院， 國家環(huán)境保護區(qū)域生態(tài)過程與功能評估重點實驗室， 北京 100012 2.中國城市規(guī)劃設(shè)計研究院， 北京 100044

隨著城鎮(zhèn)化、工業(yè)化的快速發(fā)展以及農(nóng)業(yè)種植規(guī)模的擴大，越來越多的污染物質(zhì)隨地表徑流排放至周邊河流、湖泊中，遠超出了河、湖自身承載能力[1-4]. 目前，由于污水處理設(shè)施的建設(shè)，點源污染物得到了較好控制，但是由于面源污染收集難度較大，污染情況仍相對嚴重[5]. 研究表明，美國、歐洲、日本、中國等國家面源污染對水域的污染貢獻率在38%以上，成為影響水質(zhì)的主要原因[6-9].

研究[10-11]發(fā)現(xiàn)，面源污染主要是由于養(yǎng)分在時空上的盈虧不平衡造成的，受自然因素影響，同一匯水區(qū)污染物質(zhì)輸出的難易程度和輸出濃度存在差異. Rewati等[12-15]發(fā)現(xiàn)大部分農(nóng)業(yè)面源污染的氮磷負荷和沉積物來源于少量的農(nóng)田斑塊，這些極易輸出污染物質(zhì)且輸出含量較大的區(qū)域被稱為“關(guān)鍵區(qū)域”. 因此，識別污染輸出關(guān)鍵區(qū)域，制定優(yōu)先管控措施[16]，能夠有效提高面源污染控制效率，降低面源污染治理成本.

國內(nèi)外針對面源污染風險識別進行了大量研究，包括磷指數(shù)法[17]、多因子指數(shù)綜合評價法[18]、分布式面源污染模型評價法等，評價模型包括SWAT、CLUE-S、HSPE、ECM模型等[19-20]. 但是，這些評價方法和模型往往依據(jù)水資源和水環(huán)境狀況，而較少考慮到人為干擾、水環(huán)境容量和水質(zhì)目標之間的耦合關(guān)系[21-23]，評價結(jié)果也難以運用到流域空間管控中. 近年來，越來越多的研究[13-15]表明，面源污染過程與區(qū)域景觀格局變化密切相關(guān)，根據(jù)水質(zhì)管理目標和區(qū)域差異，應(yīng)用生態(tài)學方法確定面源污染風險格局，劃定污染管控單元[24]. 最小累積阻力模型(MCR)是基于景觀格局和“源”“匯”理論提出的[10]，孔佩儒等[24-27]將MCR模型運用于面源污染分析中，將面源污染遷移過程中的景觀類型看作不同的“源”和“匯”，通過污染風險格局識別，實現(xiàn)匯水區(qū)景觀類型空間上的合理配置. 但是，MCR模型中“源”的選取尚未確立合理的方法體系；阻力面多采用主觀賦權(quán)重的方式確定影響因子的作用強弱；研究結(jié)果只劃定了治理的面狀范圍，而忽略了污染物質(zhì)隨地表徑流遷移形成的線狀風險. 因此，在實際運用中尚需結(jié)合實例進行優(yōu)化.

查干湖是我國東北重要的濕地，區(qū)域耕地面積占匯水區(qū)面積的42.02%，現(xiàn)有的生活污水、農(nóng)業(yè)灌溉水以自然排放為主，面源污染成為亟待解決的環(huán)境問題. 通過查干湖匯水區(qū)面源污染關(guān)鍵“源”景觀識別，運用MCR模型，確定查干湖匯水區(qū)面源污染高風險區(qū)和風險路徑，制定面源污染管控方案，以期加強對查干湖匯水區(qū)面源污染的控制和管理.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

查干湖位于吉林省西部，松嫩平原中部(45°00′N～45°28′N、123°39′E～124°51′E)，總面積 1 825.97 km2. 湖區(qū)地勢低平，平均海拔在127～160 m之間，四季氣候變化明顯，區(qū)域平均氣溫4.5 ℃，年均降水量415.4 mm，6—9月降水量占全年的80%.

查干湖土壤類型主要為黑鈣土、草甸土和沼澤土. 流域以微度侵蝕為主，侵蝕強度中度以上區(qū)域主要分布于坡度>3°的耕地及湖體北岸地區(qū). 流域內(nèi)土地利用類型以耕地、濕地、草原為主，還有少量城鎮(zhèn)用地、沙漠和鹽堿地. 作為東北亞地區(qū)鳥類遷徙的重要通道，查干湖還分布有東方白鸛、丹頂鶴、白頭鶴、大鴇、白枕鶴等珍稀瀕危鳥類.

受河湖聯(lián)通工程影響，除天然降雨外，查干湖及周邊泡沼來水主要為灌區(qū)排水. 一方面，前郭灌區(qū)、乾安灌區(qū)和大安灌區(qū)通過排水渠對查干湖進行補水；另一方面，面源污染物質(zhì)由于地形作用向低洼處泡沼匯集. 因此，查干湖周邊泡沼的水質(zhì)狀況也反映了灌區(qū)農(nóng)業(yè)面源污染的富集情況. 同時，由于查干湖地處松嫩平原高氟地區(qū)，農(nóng)田退水經(jīng)高氟區(qū)引入查干湖，將加快查干湖氟化進程.

2018年，查干湖水質(zhì)為GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》劣Ⅴ類. 主要污染指標為TN、氟化物、COD、TP、BOD5和高錳酸鹽指數(shù)，均不能達到《吉林省地表水功能區(qū)》Ⅲ類水質(zhì)目標要求(見表1).

表1 2018年查干湖水質(zhì)監(jiān)測結(jié)果

1.2 數(shù)據(jù)來源

以查干湖 1 825.97 km2匯水區(qū)為評價對象，地跨松原市、乾安縣和大安市. 研究數(shù)據(jù)包括：①研究區(qū)2015年土地利用數(shù)據(jù)，比例尺為1∶200 000，以2015年Landsat-8衛(wèi)星影像為主要數(shù)據(jù)源，結(jié)合實地調(diào)查解譯. ②GDEM DEM 30 m分辨率數(shù)字高程數(shù)據(jù)、SRTM SLOPE 90 m分辨率坡度數(shù)據(jù)，數(shù)據(jù)獲取自地理空間數(shù)據(jù)云(http://www.gscloud.cn). ③2018年查干湖水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)(見圖1)，來源于吉林省水利科學研究院、前郭爾羅斯蒙古族自治縣環(huán)境監(jiān)測站. ④現(xiàn)狀調(diào)查資料以前郭爾羅斯蒙古族自治縣生態(tài)環(huán)境局、統(tǒng)計局等提供相關(guān)資料作為參考.

注： 1—云子泡； 2—庫里泡； 3—新廟泡； 4—梁店泡； 5—前乾橋； 6—高家橋； 7—辛甸泡； 8—馬營泡； 9—大昆字泡； 10—洪字泡； 11—潛字泡； 12—有字泡； 13—它拉洪； 14—姜家入湖口； 15—姜家排灌站.圖1 查干湖匯水區(qū)采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Chagan Lake catchment area

1.3 研究方法

1.3.1最小累積阻力模型

MCR模型反映了面源污染遷移過程所需耗費的最小代價[28]，根據(jù)不同的景觀要素，提取“源”“匯”景觀和阻力面，計算公式：

(1)

式中，MCR為源地至空間任一點的最小累積阻力值，λ為MCR與Dik×Fi的乘積函數(shù)，Dik為目標斑塊k至斑塊i的空間距離，F(xiàn)i為斑塊i在空間某一方向上擴散的阻力系數(shù).

1.3.1.1關(guān)鍵“源”景觀識別

研究[24,29-30]表明：關(guān)鍵“源”景觀主要與農(nóng)藥和化肥的施用強度、坡度大小、傳輸路徑等密切相關(guān). 坡度越大，土壤侵蝕輸出程度越高，污染物質(zhì)隨地表徑流對于水體的影響越大；污染物相對于水體距離越近，對水體污染貢獻率越大；此外，一些進行污染物傳輸?shù)耐ǖ缹τ谒|(zhì)也有一定的影響. 因此，確定了4類關(guān)鍵“源”景觀的識別標準(見表2).

表2 查干湖匯水區(qū)關(guān)鍵“源”景觀類型

a) 單位面積污染高負荷區(qū). 查干湖TN、TP、COD、BOD5、氟化物、高錳酸鹽指數(shù)均不能達到GB 3838—2002 Ⅲ類水質(zhì)目標要求，因此，擬選擇這6項指標作為評價指標進行Kriging插值. 插值結(jié)果參考GB 3838—2002按表3劃分為4級，等級越高，表明污染負荷越高. 對分級結(jié)果進行模糊疊加(Fuzzy Overlay)，得到匯水區(qū)單位面積污染負荷分級評價結(jié)果. 采用GIS工具提取評價等級為4級的區(qū)域，再按土地利用類型提取耕地、村莊和交通用地，得到單位面積污染高負荷區(qū).

表3 查干湖匯水區(qū)污染負荷指標分級標準

b) 坡度>3°區(qū)域. 坡度>3°區(qū)域主要位于查干湖侵蝕強度中度以上區(qū)域，因此提取匯水區(qū)坡度>3°的耕地、村莊和交通用地.

c) 污染傳輸通道. 查干湖灌區(qū)排水主要通過渠道進入湖泊，提取土地利用類型中的水渠.

d) 臨湖區(qū)域. 一般以湖泊周邊50 m作為污染緩沖區(qū)[31]，考慮到查干湖作為濕地鳥類遷徙通道，增加300 m作為生物多樣性保護區(qū)[31]. 因此，采用GIS工具建立湖泊周邊350 m緩沖區(qū)，緩沖區(qū)內(nèi)提取土地利用類型中的耕地、村莊和交通用地.

采用Union分析工具對上述4類關(guān)鍵“源”景觀聯(lián)合后，得到匯水區(qū)關(guān)鍵“源”景觀. 為了降低計算量，以上計算結(jié)果全部轉(zhuǎn)為柵格數(shù)據(jù).

1.3.1.2阻力面構(gòu)建

根據(jù)實際調(diào)查，該區(qū)域水土流失情況和坡度分析結(jié)果一致[32]，且研究區(qū)水土流失較輕、草地占比較小，故未選擇水土流失和植被覆蓋度兩個評價因子. 考慮到查干湖自然本底情況和數(shù)據(jù)獲取難易程度，綜合選取污染強度、高程、坡度、土地利用類型、距城鎮(zhèn)鄉(xiāng)村距離、距公路距離、距鐵路距離、距水體距離等8個自然和人為脅迫因素作為評價因子，通過分級計算構(gòu)建各評價因子阻力面.

評價因子阻力值由高到低劃分為1～4級，等級劃分依據(jù)見表4. 利用GIS重分類工具對高程和坡度按照自然斷裂法劃分為4級；土地利用類型根據(jù)土地利用數(shù)據(jù)，參考文獻[33]分類提??；距城鎮(zhèn)鄉(xiāng)村距離、距公路距離、距鐵路距離、距水體距離，利用土地利用類型數(shù)據(jù)分別提取城鎮(zhèn)鄉(xiāng)村用地、公路用地、鐵路用地、水域用地等，參考文獻[34]建立多環(huán)緩沖區(qū)，通過字段計算和重分類工具劃分為4級；污染強度分級將1.3.1.1節(jié)中b)～d)關(guān)鍵“源”景觀添加“等級”字段，等級設(shè)定為4級，剩余未賦值區(qū)域“等級”設(shè)定為1級，采用相交分析(Intersect)后，對1.3.1.1節(jié)中a)關(guān)鍵“源”景觀進行更新分析(Update)，得到查干湖污染強度分級結(jié)果. 計算結(jié)果全部轉(zhuǎn)為柵格數(shù)據(jù).

為避免評價因子人為權(quán)重賦值的主觀性，對8個評價因子采用GIS SPCA工具進行空間主成分分析，將空間主成分分析得到的各主成分的方差貢獻率作為總權(quán)重平均分配給各主成分上載荷較大的因子，將分配后的權(quán)重按照評價因子進行疊加，最終得到各評價因子的累積權(quán)重. 采用GIS柵格計算工具對8個評價因子進行加權(quán)求和，得到面源污染風險評價阻力面.

表4 查干湖匯水區(qū)面源污染評價因子等級劃分

1.3.2風險區(qū)和風險路徑識別

根據(jù)關(guān)鍵“源”景觀和阻力面，采用GIS cost-distance和cost-path工具，生成污染物從“源”到查干湖的累積阻力距離和最小累積阻力路徑，去除重復路徑，得到匯水區(qū)面源污染風險區(qū)和污染物潛在遷移路徑.

采用重分類工具按照自然斷裂法將面源污染風險區(qū)劃分為5級，分別為高風險區(qū)、較高風險區(qū)、中等風險區(qū)、較低風險區(qū)和低風險區(qū). 提取高風險區(qū)、較高風險區(qū)劃定為查干湖面源污染重點管控區(qū)和一般管控區(qū). 根據(jù)生成的污染物潛在遷移路徑，計算每一條路徑通過阻力，提取阻力值為0的風險路徑，用于識別污染物生態(tài)傳輸通道和可用于消納、降解污染物的生態(tài)濕地節(jié)點.

2 結(jié)果與分析

2.1 單位面積污染負荷分級

匯水區(qū)TN、TP、COD、BOD5、氟化物、高錳酸鹽指數(shù)6項指標單位面積污染負荷等級劃分結(jié)果見圖2. 由圖2可見：匯水區(qū)TN、TP單位面積污染負荷較高；COD和氟化物，除前郭灌區(qū)引水渠道附近區(qū)域外，其余區(qū)域單位面積污染負荷均較高；BOD5和高錳酸鹽指數(shù)以乾安灌區(qū)單位面積污染負荷較高.

圖2 查干湖匯水區(qū)6項指標單位面積污染負荷等級劃分Fig.2 Classification of six indicators of pollution load per unit area in Chagan Lake catchment area

匯水區(qū)單位面積污染負荷分級結(jié)果見圖3. 由圖3可見：匯水區(qū)污染負荷為1級的區(qū)域約占匯水區(qū)總面積的0.30%，主要位于前郭灌區(qū)引水渠道；匯水區(qū)污染負荷為2級和3級的區(qū)域分別占匯水區(qū)總面積的54.81%和38.03%；匯水區(qū)污染負荷為4級的區(qū)域約占匯水區(qū)總面積的6.86%，主要位于乾安灌區(qū)有字泡區(qū)域.

圖3 查干湖匯水區(qū)單位面積污染負荷分級Fig.3 Classification of pollution load per unit area in Chagan Lake catchment area

2.2 關(guān)鍵“源”景觀識別

單位面積污染高負荷區(qū)、坡度>3°區(qū)域、污染傳輸通道和查干湖臨湖區(qū)域“源”景觀識別結(jié)果見圖4. 關(guān)鍵“源”景觀識別結(jié)果見圖5，查干湖匯水區(qū)面源污染關(guān)鍵“源”景觀面積126.33 km2，主要位于乾安灌區(qū)有字泡區(qū)域，查干湖北岸坡度>3°的耕地、村莊和交通用地以及查干湖南岸和新廟泡臨湖區(qū)域.

圖4 查干湖匯水區(qū)4類關(guān)鍵“源”景觀識別結(jié)果Fig.4 Four key source landscapes of non-point source pollution in Chagan Lake catchment area

圖5 查干湖匯水區(qū)面源污染關(guān)鍵“源”景觀Fig.5 Key source landscapes of non-point source pollution in Chagan Lake catchment area

2.3 阻力影響分析

高程、坡度、土地利用類型、距城鎮(zhèn)鄉(xiāng)村距離、距公路距離、距鐵路距離、距水體距離、污染強度等8個評價因子面源污染風險等級劃分結(jié)果見圖6，等級越高，阻力越小，面源污染風險越大.

對8個評價因子先進行空間主成分分析(見表5)，再進一步分析各評價因子的載荷矩陣(見表6). 污染強度在第1主成分和第2主成分上的載荷最大，是影響查干湖匯水區(qū)污染風險的首要因子；距水體距離在第1主成分上的載荷較大；距城鎮(zhèn)鄉(xiāng)村距離在第3主成分上的載荷較大，是影響查干湖匯水區(qū)污染風險脅迫的次要因子. 查干湖匯水區(qū)以農(nóng)業(yè)種植業(yè)為主，因此污染強度成為區(qū)域的首要威脅因素；由于查干湖周邊的城鎮(zhèn)和村莊缺乏污水集中收集處理設(shè)施，距離城鎮(zhèn)鄉(xiāng)村越近的泡沼將成為生活污染物的首要富集區(qū)；查干湖匯水區(qū)地勢較為平坦，高程、坡度等因子對查干湖匯水區(qū)污染風險脅迫程度較低.

根據(jù)各評價因子累積權(quán)重(見表6)，得到查干湖匯水區(qū)面源污染風險評價阻力面(見圖7). 由圖7可見：查干湖匯水區(qū)阻力面高值區(qū)集中分布在匯水區(qū)水域和草地，這些區(qū)域有利于延緩面源污染物的擴散；阻力面低值區(qū)主要集中分布在查干湖北岸、東南岸，庫里泡周邊，新廟泡北岸，以及前郭灌區(qū)和乾安灌區(qū)的耕地，區(qū)內(nèi)農(nóng)田集中，地形平坦，有利于面源污染的發(fā)生和擴散.

2.4 面源污染風險分區(qū)及管控

查干湖匯水區(qū)面源污染風險評價分區(qū)見圖8. 由圖8可見：高風險區(qū)面積為494.87 km2，主要位于乾安灌區(qū)有字泡區(qū)域、查干湖北岸及周邊泡沼沿岸，區(qū)內(nèi)較易形成高污染負荷，受地形因素和人為活動影響，大量污染物質(zhì)隨地表徑流快速遷移至查干湖，對湖泊水質(zhì)造成影響；較高風險區(qū)面積為369.46 km2，主要為臨近高污染風險區(qū)分布的耕地、村莊和交通用地，這部分區(qū)域與查干湖及周邊泡沼有一定距離，區(qū)域污染負荷相對較低，但是污染物質(zhì)仍處于易遷移區(qū)域，少量污染物質(zhì)將對湖泊水質(zhì)造成影響；中等風險區(qū)面積為301.85 km2，位于查干湖面源污染過渡地帶，這部分區(qū)域離面源污染高負荷區(qū)和水體較遠，人為影響因素較小，且區(qū)域污染物遷移不活躍；較低風險區(qū)(面積194.18 km2)和低風險區(qū)(面積81.96 km2)主要位于灌區(qū)周邊草地，面源污染產(chǎn)生可能性低，污染物遷移受到抑制，對水體造成污染的可能性很低.

圖6 查干湖匯水區(qū)評價因子面源污染風險等級劃分Fig.6 Grade distribution of risk evaluation factors of non-point source pollution in Chagan Lake catchment area

表5 主成分分析貢獻率及累積貢獻率

提取面源污染高風險區(qū)和較高風險區(qū)劃定為查干湖面源污染重點管控區(qū)和一般管控區(qū). 面源污染重點管控區(qū)占匯水區(qū)總面積的27.10%，該區(qū)域內(nèi)現(xiàn)有耕地不再增加，對查干湖北岸坡度較大的耕地進行退耕還濕、退耕還草，并建設(shè)生態(tài)緩沖帶；禁止使用化肥、農(nóng)藥，改用農(nóng)家肥；同時，利用區(qū)域內(nèi)農(nóng)村居民點、荒地、濕地設(shè)置人工濕地、生態(tài)塘、生態(tài)渠道等污染降解設(shè)施. 面源污染一般管控區(qū)占匯水區(qū)總面積的20.23%，該區(qū)域應(yīng)以水環(huán)境質(zhì)量目標為約束條件，鼓勵開展有機農(nóng)業(yè)，發(fā)展生態(tài)旅游，并滿足環(huán)境容量控制要求.

2.5 面源污染治理措施

運用MCR模型，共獲得25條風險路徑，長度為333.41 km，占風險路徑總長度的59.07%，主要集中在查干湖南岸. 表明關(guān)鍵“源”區(qū)內(nèi)過半耕地、村莊和交通用地產(chǎn)生的面源污染物質(zhì)在遷移過程中基本不受阻力影響，進入水體后易造成嚴重污染，需要制定污染治理措施(見圖9).

a) 退耕還濕還草. 查干湖北岸坡度較大，東南岸和庫里泡周邊分布有較多的耕地，耕地臨水開墾，污染物質(zhì)極易通過降雨沖刷進入查干湖. 因此，提取湖泊周邊350 m農(nóng)業(yè)污染重點管控區(qū)內(nèi)的耕地、村莊和交通用地，面積約15.53 km2，該區(qū)域應(yīng)當退耕還濕，退耕還草，留出生態(tài)湖岸帶，同時設(shè)置一定寬度的植被緩沖帶.

表6 評價因子載荷矩陣和累積權(quán)重

圖7 查干湖匯水區(qū)面源污染風險評價阻力面Fig.7 Resistance surface of risk assessment of non-point source pollution in Chagan Lake catchment area

圖8 查干湖匯水區(qū)面源污染風險評價分區(qū)Fig.8 Risk assessment division of non-point source pollution in Chagan Lake catchment area

圖9 查干湖匯水區(qū)面源污染治理措施Fig.9 Control measures of non-point source pollution in Chagan Lake catchment area

b) 修建生態(tài)降解渠道. 以面源污染潛在遷移路徑交叉點作為生態(tài)濕地節(jié)點，組建多功能濕地群，削減入湖污染物. 通過最短路徑計算，查干湖可設(shè)置生態(tài)降解渠道長度約為333.41 km，設(shè)置生態(tài)濕地節(jié)點9個.

c) 新建生態(tài)濕地. 重點管控分區(qū)中的高污染負荷用地需要鑲嵌多水塘系統(tǒng)或者人工濕地，用于降解面源污染物. 因此，可將有字泡區(qū)域內(nèi)的荒地、坡度較大的耕地改造為消納污染物的人工濕地系統(tǒng).

3 討論

2015年，我國《水污染防治行動計劃》要求流域?qū)用鎽?yīng)當細化污染管控分區(qū)，以加強流域污染管控. 但是，相比點源污染，面源污染物定量核算難度較大，因此，以污染物定量核算數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)的高精度模型適用性較差，而精度較低的模型模擬結(jié)果往往和實際排放量存在較大差異[35]，進而導致面源污染過程難以模擬，管控方案難以落實[36]. 應(yīng)用生態(tài)學方法，通過對流域景觀的分析和鑲嵌組合，可以在空間上實現(xiàn)優(yōu)化和管控. 長期以來，基于MCR模型的流域面源污染風險格局研究一直是熱點[26]，但是以往的研究中源地的提取方法較為簡單，且以面源污染風險區(qū)識別較多，而風險路徑識別研究較少. 以流域水環(huán)境質(zhì)量目標為約束條件，將水質(zhì)目標和景觀格局相耦合，運用空間分析法識別不同景觀類型所處的空間位置對水環(huán)境影響的強弱差異，避免了人為賦權(quán)重的主觀性，通過識別風險區(qū)和風險路徑，進而制定面源污染管控分區(qū)和治理策略，該方法對于數(shù)據(jù)量要求低，易操作. 根據(jù)查干湖治理現(xiàn)狀，庫里泡和查干湖之間的生態(tài)渠道已經(jīng)建成，且發(fā)揮了一定的生態(tài)效應(yīng)，說明評價結(jié)果具有一定的參考性和可行性[37]，這為以面源污染為主的流域污染管控提供了新方法.

但是，在應(yīng)用過程中也存在一些不足. 首先，由于查干湖地處松嫩平原蘇打鹽堿和高氟地區(qū)，湖區(qū)氟化物本底值較高，周邊高氟區(qū)退水將加重查干湖區(qū)域氟化物的富集程度，但是，區(qū)域水化學場變化也可能造成本底氟化物釋放. 另外，由于查干湖地處我國北部，降雨量較少導致周邊部分泡沼干涸，且匯水區(qū)冰期較長，采樣難度較大，因此實地采樣數(shù)據(jù)不豐富，在下一步的研究過程中，均有待進一步補充和探討.

該研究確定了面源污染單位面積污染高負荷、坡度、污染傳輸通道和臨湖區(qū)域4種關(guān)鍵“源”景觀的識別準則，并對面源污染高風險區(qū)進行快速識別，識別結(jié)果和調(diào)查評價現(xiàn)狀基本相符[38]，這為面源污染“源”景觀識別提供了可靠的實證依據(jù). 受面源污染治理資金限制，面源污染高風險區(qū)快速識別方法能夠通過治理較少的景觀單元獲得較好的治理效果，在今后的流域面源污染治理中具有很好的應(yīng)用前景.

4 結(jié)論

a) 將關(guān)鍵“源”景觀作為重點調(diào)控對象，是面源污染治理更為經(jīng)濟有效的方式，查干湖匯水區(qū)構(gòu)建單位面積污染高負荷區(qū)、坡度>3°區(qū)域、污染傳輸通道和臨湖區(qū)域4種關(guān)鍵“源”景觀，為實現(xiàn)流域面源污染“源”景觀快速識別提供理論和實踐參考. 基于MCR模型，將匯水區(qū)水質(zhì)目標、景觀格局、面源污染空間調(diào)控方案有機耦合在一起，研究結(jié)果可以有效指導未來匯水區(qū)污染治理工程和土地利用規(guī)劃，為實現(xiàn)流域精細化管理提供可能.

b) 污染強度是影響查干湖匯水區(qū)面源污染風險的首要因素. 查干湖匯水區(qū)面源污染重點管控區(qū)占匯水區(qū)總面積的27.10%，位于乾安灌區(qū)有字泡區(qū)域、查干湖北岸及周邊泡沼沿岸，區(qū)內(nèi)現(xiàn)有耕地不再增加，并設(shè)置生態(tài)濕地、生態(tài)塘、生態(tài)渠道等污染降解設(shè)施. 查干湖匯水區(qū)面源污染一般管控區(qū)占匯水區(qū)總面積的20.23%，區(qū)內(nèi)鼓勵開展有機農(nóng)業(yè)，發(fā)展生態(tài)旅游.

c) 查干湖匯水區(qū)南岸面源污染物在遷移過程中所受阻力較小，較易進入水體，因此需要加強重點管控. 查干湖東南岸和庫里泡周邊的耕地應(yīng)設(shè)置一定寬度的植被緩沖帶，并依據(jù)面源污染潛在遷移路徑設(shè)置333.41 km生態(tài)降解渠道，9個生態(tài)濕地節(jié)點.

致謝：感謝吉林省水利科學研究院董建偉教授團隊為該研究提供2018年水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù).