基于肥水資源化的河網區鎮域農業面源污染控制系統的構建：以太湖地區新建鎮為例

孫笑蕾，胡正義，劉 莉，李松炎，劉福來

（1.中國科學院大學資源與環境學院/中丹學院，北京101408；2.哥本哈根大學作物與環境科學學院，丹麥 DK-2630；3.中丹科研教育中心，北京 100190）

農業面源污染是指在農業生產活動中，農田中的泥沙、營養鹽及其他污染物，在降水或灌溉過程中，通過農田地表徑流、壤中流、農田排水和地下滲漏途徑進入水體而形成的面源污染［1］。根據污染物主要來源可以將農業面源污染分為3大類：（1）農田徑流、淋溶及側滲；（2）畜禽養殖污水排放；（3）水產養殖排水。針對農業面源污染控制，所提出的“減源-攔截-修復”的“3R”策略得到廣泛認可［2］。劉莉等［3］按照“3R”策略對近20 a來文獻可查的農業面源污染控制技術進行了整理和分類，并依據技術的污染物削減率和削減成本，采用層次-灰色關聯度法對同一類型的不同污染削減技術進行優選評估，在太湖地區篩選出適用于控制種植業、畜禽養殖業和水產養殖業面源污染的技術。

在“3R”策略的基礎上，“源頭減量-過程阻斷-養分再利用-生態修復”的“4R”策略的提出進一步完善了農業面源污染治理的總體思路及指導原則［4］。養分再利用實現了農業面源污染控制的種養結合，不僅可節省畜禽養殖廢水和水產養殖廢水深度處理成本，還可減少肥料投入成本，并滿足部分季節農灌需水。太湖河網區種植業、養殖業（畜禽養殖、水產養殖）并存。因此，在構建河網區農業面源污染控制系統時應考慮肥水的資源化。

太湖西岸是典型的河網區，農業面源污染貢獻率較高，已成為太湖水體污染的主要來源［5-6］。太湖西岸沿湖村鎮絕大多數包含種植業、畜禽養殖和水產養殖3種農業面源污染類型［7］。雖然農村分散生活污水也有少量進入農田，部分地區甚至流入河流，但其屬于農村面源污染，通常不納入農業面源污染范疇。因此，筆者在構建農業面源污染控制系統時，沒有考慮農村生活污水貢獻。

筆者以太湖西岸宜興市新建鎮作為研究對象，收集當地農業基礎數據，估算了年灌溉需水量，年農業源污水排放量，以及總氮（TN）、總磷（TP）、氨氮（NH3-N）和COD輸出量，用于農業面源污染控制系統的定量化設計；以課題組前期研究選擇的適宜當地農業面源污染控制單項技術［8］為基礎，在畜禽養殖污水處理達標（GB 18596—2001《畜禽養殖業污染物排放標準》、GB 5084—2005《農田灌溉水質標準》、GB 3838—2002《地表水環境質量標準》Ⅲ級排放標準）前提下，估算污染物（TN、TP、NH3-N、COD）輸出量和削減量及建設、運行成本；根據廢水資源化滿足灌溉水的程度，提出鎮域農業面源污染控制系統，評價其環境效益和經濟效益。研究結果可為當地農業面源污染控制工程建設提供技術支撐，也可為多污染源農業污染控制體系的構建提供借鑒。

1 研究區域

新建鎮位于太湖西岸宜興市西北部（31°34"11.51″N，119°39"27.71"E），全鎮區域面積約為4 430 hm2，轄1個社區，6個行政村，總人口為25 884人（2013年）。該區屬亞熱帶海洋性季風氣候區，年平均氣溫為15.6℃，年均降水量為1 197.3 mm，雨季主要在集中在6—8月。新建鎮大部分為平原地區，河流交叉密布，東西向河流主要有中干河、北干河，南北向河流主要有新豐河、新建河，西接洮湖來水，東流入滆湖，屬洮滆太水系。宜興市冬季月（12—次年5月）城市內河TN、TP、NH3-N含量及COD分別為6.3、0.3、2.4和15.6 mg?L-1，夏季月（6—11月）城市內河TN、TP、NH3-N含量及COD分別為 7.7、0.4、2.9 和 20.8 mg?L-1［9］，除冬季月COD以外其他各項指標均未達到GB 3838—2002Ⅲ類水標準（TN、TP、NH3-N含量及COD分別為1、0.2、1和20 mg?L-1）［10］。

新建鎮種植業、畜禽養殖業和水產養殖業3種農業類型并存。其中，種植業以稻麥輪作為主，兼有稻油輪作和蔬菜種植。畜禽養殖以豬、雞為主，母豬存欄數為2 362頭，生豬出欄量為8 536頭，蛋雞存欄量為50 000羽，肉雞出欄量為40 200羽。新建鎮水產養殖業以螃蟹為主，近年來養殖規模增大，2016年養殖面積達968 hm2，當年的螃蟹養殖增產量為2 067 t。

2 新建鎮農田灌溉需水量、3種污染源污水排放量及污染物輸出負荷

新建鎮農業種類齊全，畜禽養殖和水產養殖所產生的面源污染對農業面源污染的貢獻較大。與農田徑流相比，畜禽、水產養殖業所產生的糞便、污水含有較高的養分，且易于收集，具有較高的回用價值。因此，在河網區，收集的畜禽糞便經處理后可回田用作糞肥。畜禽養殖污水和水產養殖污水經處理后也可作為農田灌溉水。通常灌溉需水量與養殖污水排放量并不一致。若養殖污水（畜禽污水、水產污水）排放量不高于灌溉需水量，可將養殖污水處理后全部回用農田；若養殖污水（畜禽污水、水產污水）排放量高于灌溉需水量，則優先選擇養分含量高的污水用于灌溉，若此類水量不足，可根據經濟實力選擇回用部分養分含量較低的污水用于灌溉。因此，基于肥水資源化利用的面源污染控制系統定量化設計，應對當地的灌溉需水量、污水排放量及其養分含量進行估算。

2.1 新建鎮農田灌溉需水量

為了提高灌溉用水效率和效益，江蘇省編制了《江蘇省灌溉用水定額》［11］。以此為依據，估算新建鎮農田灌溉需水量。該鎮全年灌溉定額為2 349.07×103m3，其中夏季月需水量占88.4%（表1）。

表1 新建鎮農田灌溉需水量估算Table 1 Estimated irrigation water demand in Xinjian

2.2 種植業、畜禽養殖業及水產養殖業污水排放量

2.2.1 農田地表徑流量估計

種植業的污水排放類型主要是農田地表徑流。新建鎮地處蘇南地區，水稻灌溉以淺濕灌溉為主，即淺水濕潤反復交替、適時落干的間歇灌溉模式［12］，技術要點包括：（1）返青、分蘗期淺水勤灌；（2）分蘗后期落干曬田；（3）拔節、孕穗期間歇灌；（4）抽穗、開花即乳熟期濕潤灌溉；（5）黃熟期自然落干，遇雨排水。因此，無論是旱地還是水田，農田徑流的形成主要與降雨有關，其產生量采用徑流曲線法（SCS-CN）進行估算［13］。SCS-CN模型結構簡單，需要的參數較少，是一種常用的小流域降雨徑流統計經驗模型［14］。該模型基于水量平衡公式〔式（1）〕和2個基本假定，即集水區實際徑流量與可能最大徑流量的比值等于實際入滲量與潛在蓄水能力的比值〔式（2）〕，以及初損量是潛在蓄水能力的一部分〔式（3）〕［15］。

美國農業部水土保持局（Soil Conservation Service，SCS）根據大量降雨徑流數據統計提出適用于較濕潤區的λ值為0.2［16］，因此得到典型計算公式：

式（4）中，潛在蓄水能力S可采用反映流域特性的綜合參數-徑流曲線數（NC）進行經驗轉換：

式（1）～（5）中，P為降雨量，mm；Ia為初損量，mm；F為實際入滲量，mm；q為實際徑流量，mm；S為潛在蓄水能力，mm；NC為無量綱參數。根據美國農業部水土保持局的建議，將前期土壤濕度條件劃分為干旱（AMC1）、正常（AMC2）和濕潤（AMC3）3級，其中，AMC2 狀態下 NC2值可在 NRCS-TR 55 手冊［17］中查得，AMC1和AMC3狀態下的NC1和NC3值可通過式（6）～（7）進行校正確定［18］：

根據各種土壤的滲透性，不同的土壤類型可劃分為透水（A）、較透水（B）、較不透水（C）和不透水（D）4類水文土壤組［14］。新建鎮土壤類型為漂洗型水稻土即白土［19］，屬于C類較不透水類型。按照不同的土地覆被類型，新建鎮水田和旱地中等濕潤狀態下的NC值分別為85和83［14］，利用冬季月和夏季月半年降雨資料估算年地表徑流，結合當地多年平均降雨量及土壤含水量［20］，冬季月選擇中等濕潤狀態下的NC值，其中冬田與旱地均選擇旱地中等濕潤狀態下的NC值，夏季月選擇校正后中等濕潤狀態下的NC值。由此計算得到新建鎮農田年地表徑流量為4 870.71×103m-3，其中，夏季月地表徑流量占全年的67.4%；水稻種植地表徑流量占全年的64.4%（表2～3）。

表2 新建鎮農田地表徑流量估計Table 2 Estimated runoff from cropland in Xinjian

表3 新建鎮3種農業污染源污水排放量及潛在灌溉回用量Table 3 Discharged wastewater volume and potential reuse for irrigation of three pollution sources in Xinjian

2.2.2 畜禽養殖業污水排放量

現場調查獲悉該鎮的養豬場、養雞場均采用干清糞工藝收集糞污。按照 GB 18596—2001［21］，豬和雞冬季最高允許排水量分別為1.2 m3·百頭-1·d-1和0.5 m3·千只-1·d-1，豬和雞夏季最高允許排水量分別為1.8 m3·百頭-1·d-1和 0.7 m3·千只-1·d-1。據此得到該鎮畜禽養殖年污水排放量為71.96×103m3，其中，夏季污水排放量占全年的59.5%（表3）。

2.2.3 水產養殖業污水排放量

新建鎮螃蟹養殖均為圍網養殖。2016年螃蟹養殖增產量為2 067 t。根據現場走訪調查，河蟹養殖前期換水較少，從6月下旬到10月每半個月換水1次，共換水9次，每次換水率約為20%，12月起捕時全池抽干，養蟹池塘平均水深為1 m。據此估計每年該鎮水產養殖業向外排水量為27 104.00×103m3，其中，夏季向外排水量占全年的64.3%（表3）。

根據新建鎮人口推算，每年該鎮生活污水排放量為23.5萬m3，而該鎮水產養殖換水及清塘排放廢水高達2 710.4萬m3，位列3種污染源污水排放量之首，占全年農業源污水排放量的84.6%，畜禽養殖

式（8）中，Lj為流域內污染物j的總輸出量，kg?a-1；i為農田、畜禽或人口分類，共有n類；Eij為污染物j在第i種農田種植類型、畜禽養殖類型和水產養殖類型上的輸出系數；Ai為第i類土地面積（hm2?a-1）、畜禽（頭·a-1或只·a-1）或水產養殖年增產量（kg?a-1）；N為降雨輸入的污染物量，kg?a-1，該研究針對農業污染源產生的非點源污染進行估算，故不考慮此項貢獻。

根據《第一次全國污染源普查——農業污染業污水排放量很少，僅占全年農業面源污水排放量的0.2%（表3）。因此，從水量角度考慮，水產養殖廢水農業資源化潛力大。

2.3 種植業、畜禽養殖業和水產養殖業各污染物輸出負荷

采用輸出系數法估算新建鎮農業面源污染負荷。輸出系數法是估算農業面源污染負荷的一種經驗模型［22］，在一定區域內，同一種污染物的輸出系數是相對確定的。輸出系數法估算污染負荷的計算公式為源》及農田面源污染估算的文獻［23-24］，確定種植業地表徑流污染物輸出系數；參照《第一次全國污染源普查水產養殖業污染源產排污系數手冊》［25］確定螃蟹養殖污染物輸出系數（表4）。為了比較農業面源污染對農村面源污染的相對貢獻，還考察了生活污水污染情況，其污染系數參照文獻推薦值［26］（表4）。

Eij計算公式［27］為

式（9）中，Eij為畜禽養殖業污染物年輸出系數，kg?（頭或只）-1?a-1；e為流失系數，%；Di為日排泄系數，kg?（頭或只）-1?d-1；Cij為畜禽糞便尿液養分含量，kg?t-1；T為畜禽養殖時間，d。

參照《全國規模化畜禽養殖業污染情況調查及防治對策》［28］，以及太湖流域畜禽糞便污染調查結果［27，29-30］，結合該鎮養殖狀況，確定該鎮畜禽養殖污染物輸出系數，并估算其污染負荷。畜禽尿液污水和糞便的流失系數分別為65%和40%［31］。豬的糞便產生量為1 373.18 t?a-1，污水產生量為3 681.85 m3?a-1；蛋雞糞便產生量為 525.00 t?a-1，肉雞糞便產生量為110.55 t?a-1（表5）。

表4 新建鎮種植業、水產養殖業及生活污水污染物輸出系數［23-24，26］Table 4 Pollutant export coefficients for crop farming,aquaculture and domestic sewage in Xinjian

表5 新建鎮畜禽養殖業污染物輸出系數及糞污排放量Table 5 Waste discharge load and pollutant export coefficients for livestock in Xinjian

由表6可知，每年水產養殖廢水排放氮輸出量達78.28 t，在農業面源污染源中位居第1，甚至遠大于生活污水氮輸出量；畜禽養殖廢水氮輸出量位居第2，相當于生活污水氮輸出量；每年水產養殖和畜禽養殖磷輸出量都大于生活污水磷輸出量。因此，農業面源污染控制應考慮種養結合，注重畜禽養殖、水產養殖廢水中養分的資源化具有實際意義。

水產養殖業污水排放的污染物TN、TP、NH3-N和COD分別占該鎮農業面源污染總負荷的67%、59%、72%和43%；而畜禽養殖業廢水排放的污染物TN、TP、NH3-N和COD分別占該鎮農業面源污染總負荷的23%、40%、26%和50%；農田廢水排放的污染物TN、TP、NH3-N和COD分別占該鎮農業面源污染總負荷的10%、1%、2%和7%（表6）。而太湖地區農業面源污染的主要貢獻者是農田，污染物TN和TP分別占48%和38%［32］。這種差異主要是由于新建鎮螃蟹養殖面積大，占農業用地的53%，因而成為農業面源污染的主要貢獻者。

3 基于肥水資源化的新建鎮農業面源污染控制系統的設計

3.1 基于肥水資源化的新建鎮農業面源污染控制系統的設計原則

由于 GB 18596—2001［21］中 TP、NH3-N 含量及COD高于GB 3838—2002中Ⅲ級標準［10］。因此，為了減少入河污染負荷，即使畜禽養殖污水處理達標，養殖廠處理后的污水也不宜直接排放入河。養殖污水農田灌溉不但可利用污水中的氮磷養分，通過農田吸納氮磷進一步深度凈化污水，降低進入水環境的污染物［33］，而且可以滿足農田灌溉水需求。新建鎮全年需要灌溉水，尤其是夏季（表1），該鎮螃蟹養殖塘以及畜禽養殖廠地勢均高于河道，從地勢較低河道抽水灌溉所需動力應大于用養殖廠處理污水進行農田灌溉所需抽水動力成本。

表6 新建鎮種植業、畜禽養殖業、水產養殖業和生活污水污染物輸出負荷Table 6 Pollutant export load from livestock,aquaculture and domestic sewage in Xinjian

對畜禽養殖污水進行處理，使其氮、磷、COD達標（GB 18596—2001［21］）并經過殺菌處理后用于農田灌溉，不僅節省抽水動力成本，還可利用部分氮、磷養分，減少化學氮磷肥施用量。水產養殖污水COD較低，經殺菌處理后，達到GB 5084—2005［34］要求，可用于農業灌溉，同時可利用其中的部分氮磷養分。畜禽養殖污水排放為每天恒定少量排放，水產養殖污水是周期性大量排放，而農田施肥、灌溉卻具有季節性，需要配置污水儲存池收集、儲存畜禽養殖和水產養殖凈化后污水，解決水供應與農田灌溉需水之間的季節性矛盾；同時，針對養殖場地與灌溉農田之間的空間差異，需在修建儲存池時考慮輸水管道的建設及電力輸送問題。以水質達標（GB 18596—2001［21］、GB 5084—2005［34］、GB 3838—2002［10］）為前提，以農田灌溉需水量為基礎，構建面源污染控制系統，確保實現污染物削減、肥水再利用和經濟成本控制，最終達到水質改善和農業可持續發展的雙贏目標。

3.2 基于肥水資源化的新建鎮農業面源污染控制系統技術選擇

針對太湖地區農業面源污染控制技術需求，以污染削減率、建設及運行成本為指標，采用層次-灰色關聯度法對6種種植業污染控制技術、10種畜禽養殖業污染控制技術和10種水產養殖業污染控制技術開展優選［8］，確定植草溝-濕地滯留塘技術為種植業污水控制最優技術，沼氣池-序批式活性污泥法-氧化塘系統為畜禽養殖業污水控制最優技術，組合填料序批式生物膜法為水產養殖污水最優控制技術（表7）。

表7 農業面源污染控制技術污染削減率及年單位污染物削減負荷成本Table 7 Pollutant reduction rate of technological options for controlling agricultural non-point source pollution and annual unit pollutant load reduction cost of construction and operation

根據以前研究結果，選擇上述最優技術作為新建鎮養殖污水處理技術。存儲池建設成本為300元?m-3，可設置DN500UPVC進、出水管各1條，長度均為50 m，此管道報價為435元?m-1，并配置4 000 W抽水泵1臺，報價為2 000元，運行成本包括人工管理費及耗損電費、工藝設備維護費，約為建設成本的20%［8］，用于農業灌溉的畜禽養殖和水產養殖污水采用二氧化氯殺菌［35］，耗水費用報價為16.5元?kt-1。采用堆肥系統處理干清糞［36］，堆肥還田，實現糞污資源化。

3.3 基于肥水資源化的新建鎮農業面源污染控制系統構建

畜禽養殖污水處理達標（GB 18596—2001）后仍含有可觀的氮磷等養分。因此，應該優先將凈化的畜禽養殖污水用于灌溉。由于新建鎮畜禽養殖污水排放量遠低于農田灌溉需水量（表3），將畜禽養殖污水處理達標（GB 5084—2005）并消殺病菌后可以全部用于農田灌溉，可滿足農田灌溉需水量的3%（表3）。全年水產養殖污水排放量大于農田灌溉需水量，在畜禽凈化污水優先農用灌溉的條件下，最多可將2 277.11×103m3水產養殖排放污水用于農田灌溉，滿足97%的農田灌溉需水。為此，根據養殖污水資源化量，設計2種基于肥水資源化的新建鎮農業面源污染控制系統（圖1）。

圖1 新建鎮農業面源污染控制系統Fig.1 System for controlling agricultural non-point-source pollution in Xinjian

模式Ⅰ指全部畜禽廢污回用，包括：畜禽養殖糞污堆肥還田［36］；畜禽養殖污水經過沼氣池-序批式活性污泥法-氧化塘系統處理［8］，達標（GB 5084—2005）后在儲存池中儲存，經二氧化氯殺菌后用于農田灌溉；農田排水經過植草溝-濕地滯留塘處理［8］，隨后就近排放入河；水產養殖排水經過組合填料序批式生物膜法處理［8］，隨后就近排放入河。

模式Ⅱ指全部畜禽廢污及部分水產污水回用，包括：畜禽養殖糞污堆肥還田［36］；畜禽養殖污水經過沼氣池-序批式活性污泥法-氧化塘系統處理［8］，達標（GB 5084—2005）后在儲存池中儲存，經二氧化氯殺菌后用于農田灌溉；農田排水經過植草溝-濕地滯留塘處理［8］，隨后就近排放入河；水產養殖排水經過組合填料序批式生物膜法處理［8］，2 277.11×103m3水經過二氧化氯消殺滅菌［35］，用于農田灌溉，其余水就近排放入河。

4 新建鎮農業面源污染控制系統構建的可行性分析

4.1 基于水質的可行性分析

表8顯示，畜禽養殖業所排污水經處理后COD達到農田灌溉用水最高標準（生食類蔬菜≤60 mg?L-1）［34］。因此，畜禽養殖污水經處理后，可用于農田灌溉，實現全部資源化循環利用。水產養殖污水未處理前，COD已達到農田灌溉用水標準（生食類蔬菜≤60 mg?L-1），這部分水產養殖污水僅需要進行二氧化氯［35］殺菌處理，即可直接用于農田灌溉。

表8 新建鎮3種污染源污水處理前后污染物濃度Table 8 Concentration of pollutants in wastewater from three pollution sources before and after treatment

模式Ⅰ：農田排放污水經處理后達到地表水Ⅲ類標準（TN、TP、NH3-N含量及COD分別為1、0.2、1和 20 mg?L-1）［10］，可就近排放入河；水產養殖排放污水經處理后達到地表水Ⅲ類標準，允許就近入河排放。

模式Ⅱ：農田排放污水經處理后達到地表水Ⅲ類標準［10］，可就近排放入河；未農灌回用的水產養殖排放污水經處理后達到地表水Ⅲ類標準，允許就近入河排放。

4.2 基于系統污染物削減量和成本的分析

根據各面源污染物輸出負荷（Lij，t）及相關技術的污染削減率（RE，ij，%），計算得到各技術對污染物的年削減量（Rij，t·a-1）〔式（10）〕；根據各污染源污染物總輸出負荷削減量（Ri，t）和相應處理技術的單位污染削減量的建設成本（Uc，i，元）和運行成本（Uo，i，元），得到該項技術在新建鎮建設污染處理工程的建設成本（Cc，元）〔式（11）〕和運行成本（Co，元）〔式（12）〕（表9）。其中，農田對回用灌溉的畜禽養殖凈化污水和水產養殖污水以及還田的畜禽堆肥進行養分消納，此時農田的功效相當于污染物消納體，也具有污染削減能力，理想狀態下可認為農田完全消納回灌污水及堆肥養分。

表9 新建鎮農業面源污染控制系統污染削減量及削減成本Table 9 Pollutant reduction and construction and operation cost based on proposed system of controlling agricultural non-point-source pollution in Xinjian

農業面源污染控制系統模式Ⅰ，實現目標所需經費2 034萬元，其中工程建設成本占84.2%（表9）。農田消納中，儲存池建設成本占總建設成本的75.4%，運行成本占總運行成本的80.1%，其為模式Ⅰ的主要成本來源。模式Ⅰ的TN、TP、NH3-N和COD削減量分別為 97.03、23.86、38.58和252.59 t，削減率分別為83.0%、93.7%、88.7%和93.7%。其中，水產養殖污水經處理后污染物削減量最高，占總削減量的50.0%；其次為畜禽糞便，其削減量占總削減量的25.1%；農田作為消納體，污染物削減量占總削減量的7.0%。

農業面源污染控制系統模式Ⅱ，實現目標所需經費1.074 1億元，其中工程建設成本占83.4%（表9）。農田消納中，儲存池建設成本占總建設成本的95.6%，運行成本占總運行成本的96.6%，其為模式Ⅱ的主要成本來源。模式Ⅱ的TN、TP、NH3-N和COD削減量分別為98.62、23.99、38.96和253.47 t，削減率分別為84.3%、94.2%、89.6%和94.0%。其中，水產養殖污水經處理后污染物削減量最高，占總削減量的45.5%；其次為畜禽糞便，其削減量占總削減量的24.9%；農田作為消納體，污染物削減量占總削減量的11.9%。

4.3 基于肥水資源化的可行性分析

過量的化肥施用不僅增加農業成本和污水處理成本，也會造成地表水環境惡化。作為一種不可再生資源，磷肥也應合理施用。2015年，農業部印發了《到2020年化肥使用量零增長行動方案》，以保障國家糧食安全和重要農產品有效供給并保護生態環境安全。凈化廢水灌溉作為水肥一體化的一種新型施肥方式以及畜禽堆肥作為有機肥替代化肥施用均得到了推薦。

農業面源污染控制系統模式Ⅰ：系統對于TN、TP、NH3-N和COD的削減率分別為83.0%、93.7%、88.7%和93.7%；其中，農田作為消納體，每年消納回用畜禽糞便污水，TN、TP、NH3-N和COD削減量分別可達1.22、0.02、0.44和1.22 t。當地農田種植面積為221.1 hm-2（表1），每年畜禽凈化污水農用灌溉量折算為325.5 t?hm-2（表1，表10），這部分污水在用于農田灌溉的同時有5.5 kg?hm-2N和0.1 kg?hm-2P實現還田，分別占養分還田總量的10.6%和0.3%（表10）；每年堆肥的施用貢獻了89.4%和99.7%的N、P養分還田量（表10），折合為46.5 kg?hm-2N和34.1 kg?hm-2P，其符合畜禽糞便還田建議安全值（N，170 kg?hm-2；P，35 kg?hm-2）［37-38］。綜上所述，新建鎮每年可減少化肥氮用量折算為52.0 kg?hm-2，同時可減少化肥磷施用量34.2 kg?hm-2（表10）。

農業面源污染控制系統模式Ⅱ：系統對TN、TP、NH3-N和COD的削減率分別為84.3%、94.2%、89.6%和94.0%，其中，農田作為消納體，每年消納回用畜禽糞便污水和水產污水，TN、TP、NH3-N和COD削減量可達7.80、1.28、3.06和11.07 t。當地農田種植面積為221.1 hm-2（表1），每年畜禽凈化污水和水產養殖污水農用灌溉量折算為10 624.5 t?hm-2（表1，表10），可完全替代常規農用水，這部分污水在用于農田灌溉的同時有35.3 kg?hm-2N和5.8 kg?hm-2P實現還田，分別占養分回用總量的43.1%和14.5%（表10）；每年堆肥的施用貢獻了56.9%和85.5%的N、P養分回用量，可折算為46.5 kg?hm-2N 和 34.1 kg?hm-2P，這個數值符合畜禽糞便還田建議安全值［37-38］。綜上所述，新建鎮每年可減少化肥氮用量折算為81.8 kg?hm-2，同時可減少化肥磷施用量39.9 kg?hm-2（表10）。

表10 農業面源污染控制系統中實際污水農用灌溉量和養分還田量Table 10 Practical wastewater reuse for irrigation and nutrient return for field system based on proposed systems of controlling agricultural non-point-source pollution

相對于系統Ⅰ，農業面源污染控制系統Ⅱ對于污染物的削減能力更強，水和養分回用效率更高，但是建設成本和運行成本投入遠遠高于系統Ⅰ，建設成本和運行成本分別為系統Ⅰ的5.2倍和5.5倍（表9）。所提出的2種肥水資源化農業面源污染控制系統可為新建鎮污染控制工程建設提供技術參考。

5 結論

在太湖西岸宜興市新建鎮設計了基于肥水資源化利用的河網區農業面源污染控制系統。模式Ⅰ的畜禽排放污水凈化達標并經殺菌處理后用于農田灌溉，畜禽糞便經堆肥處理后還田，農田徑流和水產養殖污水經處理達標后排入附近河流。模式Ⅰ每年可回用325.5 t?hm-2畜禽凈化污水，整個系統對TN、TP、NH3-N和COD的削減率分別為83.0%、93.7%、88.7%和93.7%，同時每年N、P肥施用量可分別減少52.0和34.2 kg?hm-2。模式Ⅱ將畜禽養殖凈化排放污水和部分水產養殖污水經殺菌處理后用于農田灌溉，同時畜禽堆肥進行還田利用。模式Ⅱ每年可回用10 624.5 t?hm-2畜禽凈化污水和水產養殖污水，整個系統對TN、TP、NH3-N和COD的削減率分別為84.3%、94.2%、89.6%和94.0%，同時每年N、P肥施用量可分別減少81.8和39.9 kg?hm-2。所提出的2種肥水資源化農業面源污染控制系統可為新建鎮污染控制工程建設提供技術參考。