2024, Vol. 44 
2. 上海师范大学 生命科学学院, 上海 201418;
3. 上海交通大学 环境科学与工程学院, 上海 200240
2. College of Life Sciences, Shanghai Normal University, Shanghai 201418, China;
3. School of Environmental Science and Engineering, Shanghai Jiao Tong University, Shanghai 200240, China
随着点源污染得到有效控制，农业面源污染造成的水环境问题日益凸现。2021年第二次全国污染源普查公报揭示农业源是水环境化学需氧量、总氮和总磷的主要来源，排放负荷分别占全国排放总量的49.7%, 46.5%和67.2%。果树作为经济种植业的一种，果园面积逐年扩大。即使在土地资源紧张的上海，2020年果园面积也增加到179.66 km2，是2000年的1.67倍。随着人们生活水平的提高，水果需求量增大，目前中国水果面积和产量位居前6位的分别为柑橘、苹果、梨、桃、葡萄和香蕉，其种植面积、产量和产值仅次于粮食和蔬菜。然而，中国果树大多单纯作为经济作物，依靠投入过量化肥来维持土壤肥力，增加产量，种植管理水平仍有待改进。当过度追求经济效益和产量时，过量施肥以及不科学施用农药使土壤养分不能及时循环调整，不仅导致土壤退化，降低果园生产潜力[1]，还导致水果品质变劣，市场竞争力降低。此外，过量施用的氮磷肥料、残留农药及其含有的重金属随降雨径流及灌溉迁移进入地下水和地表水，不仅对河流、湖泊等水体的环境质量产生影响，危害水生态系统，而且给人口密集的城镇带来潜在风险。特别是位于饮用水源地周边的果园，其面源污染还会增加水源地风险，威胁饮用水安全。现有面源污染研究主要聚焦农田，取得了丰富的研究成果，然而，果园面源污染研究的关注度不高，尚未引起足够重视。在农田面源污染控制及管理措施逐步完善的情况下，果园面源污染成为威胁周边水环境安全的重要因素之一，对水环境造成的影响不容忽视。为此，本文基于国内外最新研究，从果园面源氮磷、重金属、农药污染的来源、迁移特征及影响因素等方面进行分析，总结现有研究成果，剖析不足，并提出未来研究建议，为科学防控果园面源污染、减少周边土壤和水环境影响提供理论依据与研究参考。
1 果园面源污染的来源和迁移特征果园面源污染主要来源于过量施用化肥以及不科学使用农药，与农田作物覆盖率高不同，果园林下植被稀少，地表面积裸露，并且翻耕频次低，蓄水保土能力差，无法对污染物输移进行有效拦截，其面源污染流失大于农田。
1.1 果园肥料施用及迁移特征不同果园的施肥种类、氮肥施用强度详见表 1。国内蜜柚、梨园、葡萄园、猕猴桃园的氮肥施用量在565~1 071.2 kg/(hm2·a)[2]，总体高于农田氮肥施用水平，如孙家小流域稻田、花生地氮肥施用为567和359 kg/hm2[3]。在国外，美国南加州特美谷流域8种不同土地利用的径流硝酸盐调查表明，果园对该地区径流中的硝酸盐的贡献最大[4]; 美国弗吉尼亚州温彻斯特农业研究推广中心的高密度苹果园通过施用氮肥增加果树营养并提前结果，当施用量超过植物需求时，施用的氮肥流失，造成地下水污染[5]。中国31个省份果树化肥过量投入导致氮磷养分大量过剩，利用效率低于35%[6]。
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表 1 不同果园施肥特征 Table 1 Fertilization characteristics of different orchards |
果树过度施用氮肥、磷肥，在强降雨和过度灌溉下造成肥料流失，增加果农成本，难以实现果园可持续发展[1]。与农田相比，果园总体施用的肥料更多，流失系数也更大。陕西省俞家河流域土地利用从传统农田改造成集约型猕猴桃园后，氮投入增加2.8倍，氮环境负荷增大2.5倍，猕猴桃果园浅层地下水硝酸盐含量超过《生活饮用水卫生标准(GB5749—2022)》的10 mg/L[11]。山东省栖霞市苹果园的氮、磷流失系数分别为68.91和2.79 kg/(hm2·a)，高于普通农田氮、磷流失系数〔49.90和2.24 kg/(hm2·a)〕[13]。浦东新场镇果园村桃园土壤可溶性磷含量均超过富营养化水体的磷含量，对地下水富营养化造成潜在威胁[14]。高氮磷输入土壤累积扰乱了农业生态系统的氮循环，对生态环境也带来了威胁。
在灌溉、晴天和降水的交叉作用下，干旱—湿润的水文循环使土壤结构发生变化，果园氮磷污染物发生横向与纵向迁移。在横向，氮磷污染物通过地表径流和壤中流在地表和地下扩散迁移，在纵向，氮磷污染物通过下渗往土壤深处迁移。果园施用化肥的氮磷主要流失形态为可溶性总氮和颗粒态磷，江西省泰和县灌溪镇千烟洲中下游的桔园施用化肥造成的氮损失以氨氮为主[15]。在空间分布上，对于坡地果园，不同坡位土壤中的全氮、全磷、速效磷和碱解氮养分含量变化趋势基本一致，均在坡底出现累积，特别是黏性土质果园的地势较低处，氮磷存在聚集现象，与黏性土质对污染物有较高吸附亲和力有关。对于平原地区的果园，污染物相对更易滞留，土壤—植被对污染物截留作用大于坡地果园。与农田、茶园相比，果园土壤中氮素和速效磷具有较强的空间变异性，菜园土、水稻田、茶园土和果园土壤全氮的变程分别为1.08, 2.01, 2.67, 2.84[16]。降雨对果园不同深度土壤的氮磷分布产生影响，研究者发现河北省张家口永定河流域的桑干河段0—40 cm土层硝态氮含量雨后均低于雨前[9]，秦岭北麓坡地猕猴桃园雨季后硝态氮从土壤0—100 cm土层向100—200 cm下层淋溶损失[17]，上海南汇新场镇果园村土壤表层可溶性正磷酸盐随降雨发生渗漏且渗漏强度随土层深度增加而降低[18]，崇明柑橘园氨氮和硝态氮在降雨作用下向深层土壤淋洗，湖北省丹江口市习家店镇小茯苓村典型坡地柑橘园施用氮肥后0—80 cm土层中碱解氮含量明显提高，施用磷肥后0—40 cm土层中速效磷含量增加。磷肥受其限制发生吸附固定和化学反应固定，速效磷随水移动的距离较小，渭北苹果园土壤速效磷主要分布在水平方向0—20 cm，垂直方向0—30 cm区域，速效钾是强电解质，在垂直和水平方向上都能迁移0—40 cm[19]。在时间分布上，果园面源污染迁移特征与降雨时空分布一致，一般发生在一年中的雨季，暴雨加速果园土壤氮磷等营养物质流失并迁移至地表水和地下水。管理粗放的规模化柑橘园在春季施肥遇强降雨后径流氮磷流失浓度达到极值，溶解态氮和磷的平均浓度达到17.57和0.97 mg/L[20]。受果园等农业活动影响，卡奥平河的河流雨季(5—10月)生物需氧量和氨氮浓度高于旱季[21]。崇明柑橘园土壤中氨氮和硝态氮的峰值出现在4月底和6月底，与雨季基本耦合，比施肥时期略有延后。
1.2 果园土壤重金属来源及迁移特征果园土壤重金属来源分为自然来源和人为来源。自然来源与区域土壤本底有关，如位于岩溶地区的果园，特殊地质背景导致土壤重金属问题严重。人为来源主要有化肥施用、农药喷施、污水灌溉、工业活动和交通活动等，在果园未被污水灌溉、周边没有工业活动的情况下，肥料、农药、交通活动是果园土壤重金属的主要来源。禽畜粪便等有机肥中的重金属Pb, Cr, Mn, Zn含量高于化肥，我国磷肥样品中Cd含量在0.1~571.0 mg/kg之间，长期施用导致土壤Cd积累，汽车尾气含有Pb, Cr, Cd, Cu等重金属，导致道路周边的果园土壤重金属浓度增加。农药喷施也会导致果园土壤重金属增加，如苹果园中使用的一些农药富含Hg, 20世纪初砷酸铅广泛用于控制苹果和李子果园的昆虫，持续使用导致土壤Pb和As水平升高[22]。此外，农用化学品和土壤改良剂的大量使用也会导致果园土壤Cu和Zn浓度的升高[23]。在不同区域的果园，研究者对重金属的来源进行了溯源，如海南省各种果园中Pb, Cd, Hg负荷较高，其中Pb除了来源于磷肥外，还来源于汽车尾气、工业污染和农药，Cd来源于农药、化肥和其他农业投入的累积[24]; 突尼斯北部Oued El Maadene盆地水系沉积物中发现As, Cd, Pb, Zn, Cu等微量金属，除了矿山废弃物影响外，Cu和As与以前果园施用的铜基杀菌剂有关[25]。
一般来说，由于施肥、喷药、大气沉降等因素，大部分表层土壤重金属含量高于底层土壤，在果园翻耕、土壤生物活动、降雨径流冲刷入渗等因素作用下，重金属在土壤中进行迁移，一方面，降雨冲刷土壤携带泥沙颗粒吸附重金属向下游迁移，另一方面，降雨入渗导致土壤胶体与重金属在横向和纵向发生释放和迁移[26]。土壤胶体对不同重金属的携带能力存在差异，研究者发现在同一降雨强度下，土壤胶体3种重金属迁移携带能力顺序依次为: Pb>Cu>Cd[26]。
不同重金属在土壤剖面分布情况不同。在日本某葡萄园，与腐殖质相关的Zn在地表显著累积，土壤剖面最上层(0.5~1.0 cm)达到291±6 mg/kg，在10 cm深度逐渐降至246±26 mg/kg; Cu与腐殖质伴生，在土壤10—15 cm处达到201±9 mg/kg，在0—25 cm深度平均浓度为177±17 mg/kg。广西桂林市恭城县某果园属于岩溶区，土壤剖面Cd, Cu, Ni和Zn元素最大迁移率均出现在50—60 cm处，其中Ni和Cd高于撂荒地(30—40 cm), Cu和Zn低于撂荒地(60—80 cm)[27]。陕西省白水县苹果园土壤剖面中重金属Cr, Ni, Cu, Zn, Pb等含量在0.6~1.6 m土层明显较高，Hg含量在0.3~0.8 m土层深度较高，Cd含量在整个剖面变化波动较小[28]。另外，果园土壤Cr, Ni, Zn, Cu, As和Hg浓度随时间增加逐渐积累，有些果园在果树生长期前后土壤重金属含量存在差异，如山西省太谷县苹果园生育初期土壤上层和深层100—120 cm处Cd含量最高值为土壤背景值的1.44倍，但生育末期土壤重金属含量均小于土壤背景值[29]。对于土壤存在重金属污染的果园，果园作物也会受重金属污染的影响，如位于岩溶区的广西桂林市恭城县某样地果园内作物中7种重金属元素风险评价排序为: Pb>Ni>Zn>As>Cr>Cu>Cd，其中果园作物中Pb和Ni存在重度污染，As和Zn分别存在轻度和中度污染，Cr存在轻微污染[27]。
1.3 果园农药施用及迁移特征国内对果园使用农药的类型、用量、降解周期等情况开展了大量的研究(表 2)，目前使用的农药主要为苯并咪唑类农药、拟除虫菊酯类农药、除草剂、有机氯农药、有机磷农药、无机铜素杀菌剂和无机硫制剂等，降解周期在几天到几个月不等，降解产物为微毒、低毒和中毒不等。苯并咪唑类农药的代表性药物为甲基硫菌灵和苯菌灵，性质稳定，难降解，易残留，在生产过程中广泛使用。多菌灵虽能在生物体内降解，但仅限于活体中降解，不同作物上残留情况有所差别，在石榴上安全间隔期长达65.4 d—103.4 d[30]，在山东、河北、安徽安全间隔期为21 d。多菌灵降解速度缓慢，半衰期在裸露土壤中为6~12个月，在生长植被的土壤中为3~6个月，土壤中培养250 d后仍有5%~13%残留[31]。拟除虫菊酯类成分虽然在土壤中残留期不足1 d，但代谢产物为中毒。
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表 2 果园农药施用特征 Table 2 Application characteristics of pesticides in orchards |
与农田相比，果园农药使用量更高，单位平均农药费用约3 000元/hm2，是大田农作物的3~4倍。以喷雾形式喷洒的农药仅有约30%附着在果树上，其余大部分落于土壤或漂浮于空气中，通过渗漏、飘移等方式流失，对土壤、水体和大气造成污染，如吡螨胺(杀虫剂)广泛应用于果园叶螨防治，通过喷雾和降雨径流等途径进入水体，对水质pH值、溶解氧、硝酸根、硫酸根离子等产生负面影响，导致水质恶化。残留农药破坏果园生态平衡，导致有害生物抗性增长和次要有害生物上升，使果园病虫害防治趋于困难。缺乏科学规范用药通常造成果园农药流失和浪费，农药利用率低，而且，人工种植果园与自然林地相比，土壤保水能力弱，土壤中累积农药易随水土流失迁移至水体，更易危及生态系统的安全与健康。
农药从果园冠层到地表及下游的迁移与农药施用、降雨分布和植被覆盖密切相关。果园农药喷施方式对农药浓度迁移有着重要影响，如晴天在果园冠层喷施，农药缺乏水分运迁移，且农药在果树冠层降解挥发率高，迁移至土壤表层农药较少。在施药初期，土壤中农药空间分布与施药点位和施药量有关，随着降雨发生及时间推移，农药空间分布主要与地表径流路径相关。暴雨径流是水溶性杀虫剂的主要迁移驱动力，且迁移方式与地表植被相关性较大，弗吉尼亚理工大学城市园艺中心径流噻虫嗪浓度裸地最大，为1.72±0.605 μg/L，覆盖植被园地的渗流浓度最低，为0.17±0.265 μg/L[30]。在降水冲刷下，农药从果树冠层、树干迁移至地表，在径流和泥沙携带下输移至河流或湖泊中，污染地表水体。Glinski D A等[39]测量了美国乔治亚州蒂夫顿附近受农业影响的树干径流、树冠水和地表水中的农药浓度，地表水最高农药浓度为10.50 μg/L的甲草胺，地表水和树干流样品中最常检测到的农药为草胺，浓度在0.09~10.5 μg/L，树冠水常检测到的农药为联苯，浓度在0.02~0.07 μg/L，农药在树干茎流和树冠径流中产生高浓度母体和代谢物，随着降雨冲刷使附近溪流和湿地中农药浓度升高。
农药在土壤中的迁移与降雨特征、农药性质、土壤特征和土壤水分运移有关。弱吸附性农药施用后迁移受短期降雨特征影响大，中等吸附性农药迁移受降雨、蒸发的季节性双重影响。溶解态农药迁移受流域降雨强度、排水系统和土壤水力特性的影响，吸附态农药迁移则与泥沙运动密切相关，易受坡度、植被和传输距离等因素的影响。5种新碱类农药(呋虫胺、噻虫胺、噻虫啉、噻虫嗪、吡虫啉)在红壤土、水稻土、潮土20—30 cm淋溶层及淋出液中质量百分比分别为73.8%~87.4%, 1.3%~62.3%和10.5%~71.8%，在红壤土中属于易淋溶，在水稻土、潮土中属于可淋溶，土壤有机质含量越高，农药在土壤中越难淋溶[40]。杀虫剂杀扑磷在土壤中的峰值浓度主要出现在表层以下，随着土层深度增加而迅速下降，在深度超过0.705 m土壤中杀扑磷暴露水平可忽略不计，但随着土层深度增加，农药的累积效应和延迟效应逐渐显现并增强，在农药喷施后，深层土壤(0.575~3.505 m)杀扑磷峰值出现较晚，降雨强度和降雨持续时间对杀扑磷深渗漏起着重要作用。
1.4 存在不足现有研究对果园肥料的施用强度、迁移路径、迁移范围以及流失系数进行了监测和分析，我国农业管理部门对果树在不同阶段、不同病症表现情况下施用农药的名称、使用剂量、次数、安全间隔期制定了管控技术，国内外对农药、重金属的迁移路径、迁移范围或迁移浓度进行了监测研究，取得了较好的成果，为果园面源污染防控提供了数据支撑。但是，不同类型果园的土壤特征与养分管理存在差异，对肥料施用和配比要求也不同，不同施肥量、施肥时间、施肥方式均会影响氮磷营养物质的淋溶、输出及冲刷、迁移浓度。目前尚未针对不同果品类型、不同土壤成分、不同区域自然降雨特征的果园，系统分析在满足果品质量不下降、施肥不过量的双重目标下，果园肥料施用的精细化管理措施。此外，目前国内存在大量分散果园，部分区域管理水平低，农药喷施方式较为传统，农药利用效益低，损失量大，不仅造成浪费，而且对土壤、地下水、地表水系统造成健康风险; 国内果园面源污染影响分析大多针对泥沙、氮、磷等污染物，对果园农药、重金属随着降雨径流长距离的迁移规律研究相对较少，这些均不利于果园种植全生命周期的优化管理以及面源污染多要素的生态阻控。
2 果园面源污染影响因素分析影响果园面源污染流失的因素主要包括3个方面：①果园特征，如果树类型、土壤理化特征、坡度等；②气候特征，如降水、风速、辐射、气温等气候特征; ③人工管理，如施肥方式、灌溉频次、林下植被种植方式等(图 1)。果树类型、土壤质地、地形地貌与区域特征和种植需求有关，一般较为固定，果园施肥方式、喷药方式、灌溉频次、修剪方式为果树日常管理措施，在采用常规管理方式下，面源污染最主要的影响因素为耕作方式和降雨条件。
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图 1 果园面源污染影响因素 Figure 1 Factors affecting non-point source pollution in orchards |
耕作指在土壤表层进行翻耕、平整、松土、种植林下植被等，是果园生产的重要组成部分。果园在没有植被覆盖情况下，土壤体积密度增大、孔隙度减少，与地被植物竞争果树营养相比，裸露土壤对果园生产力更为有害和不可持续。研究者在裸土样地径流中检测到高浓度三嗪型除草剂残留物，对周边饮用水源存在显著污染风险[41]。生草栽培是果园控制水土以及养分流失常用的一种模式，果园林下植被降低雨滴直接溅蚀地表的动能，根系生长加强土壤的锁水能力[42]，而且林下种植生草不仅改善土壤孔隙结构，增加雨水渗透量，减少地表径流量，还能拦截面源污染，减少果园面源污染向下游迁移[1]。与清耕法相比，林下种植生草后径流氮磷营养盐的生态拦截效应提高效果明显，有效延迟径流峰值产生时间，减少泥沙、全氮、氨态氮和全磷污染物流失。一些果园林下种植生草对径流及面源污染的削减效果详见表 3，可削减径流7.1%~98.7%，控制泥沙15.7%~99.8%，截留氮、磷分别为4.6%~98.5%和15.3%~96.6%。与传统果园“清洁栽培”相比，果园林下种植生草对减少果园水土和氮磷养分流失有着显著效果，全园生草种植控制水土和养分流失效果更好。另外，雨季应减少果园杂草收割频次，割草后植被对雨水冲刷土壤颗粒的截留作用减弱，研究表明坡度为5°的无花果园在夏季割草后，暴雨下单位面积径流污染悬浮物(SS)、总氮(TN)、总磷(TP)分别增加30%~46%, 11%~29%，11%~22%[43]。
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表 3 果园生草种植对削减面源污染的影响(相对清耕) Table 3 The impacts of planting grass in orchards on reducing non-point source pollution (relatively grassless cultivation) |
果园林下种植生草能够有效截留径流重金属，使土壤中重金属含量降低，对重金属污染风险防控具有一定积极作用。重庆市西南大学柑橘园林下种植黑麦草、毛叶苕子和白花三叶草，分别使土壤Mn含量比其峰值时期下降1.19%, 5.15%和0.44%, Zn含量比其峰值时期下降4.45%, 2.83%和3.33%，其中黑麦草对Pb和Cr控制效果最优，相比峰值时期分别下降3.96%和3.54%。江西省赣州市脐橙果园梯壁种植百喜草后，径流流失的Ni, Cu, Cr, Zn, Pb, Cd和Hg分别比清耕减少33.3%, 69.7%, 39.5%, 88.5%, 88.3%, 18.8%和57.5%[53]。西班牙东南部Granada和Malaga果园混合种植樟子草、紫苏草、紫花苜蓿、蒲公英、雀麦等一年生草本植物后，与裸露土壤相比，径流流失的Mn, Ni, Mo, Cu和Zn分别减少52%, 69%, 71%, 82%和76%。除林下生草栽培外，水稻秸秆覆盖土壤也能够截留一部分重金属，如土壤箱(深度20 cm，表面积1 m2)上覆盖稻草(覆盖率200~500 g/m2)，在强度90 mm/h、历时60 min的降雨下，径流量、泥沙、重金属分别下降31%~50%, 93%~97%和79.9%~90.1%, Cd, Cu, Zn和Ni主要与泥沙颗粒结合进行迁移，并在沉积物中高度富集，秸秆通过截留沉积物从而减少颗粒态重金属(尤其是Cd和Ni)随径流迁移，这也是控制重金属对环境造成污染风险的有效措施之一。
2.1.3 耕作方式对面源污染中农药的影响目前耕作方式对果园面源污染中农药影响的研究相对较少，部分学者研究了草地过滤带对农药的削减效果，发现径流出水中溶解态阿特拉津除草剂和百菌清杀菌剂的质量浓度分别减小60%和6%以上，吸附态阿特拉津和百菌清污染负荷减小80%以上[54]，间接说明果园林下种植生草对农药削减也应有一定的积极作用。
2.2 降雨特征对果园面源污染的影响 2.2.1 降雨特征对面源污染中泥沙及氮磷的影响降雨径流是造成面源污染迁移转化的主要驱动力，在一场降雨过程中，产流时间、产流强度滞后于降雨发生时间和降雨强度，果园的氮磷流失浓度总体呈下降趋势。Zhang Nan等[1]发现中国南方坡地柑桔园降雨径流氮磷浓度初期较高，后期稳定在0.26~0.40 g/m3，连续降雨前1~3 d，果园土壤侵蚀和氮磷养分流失最为严重。在强降雨下，果园径流中颗粒物、总氮和总磷浓度随着降水强度发生变化，整体上从高迅速降低，最后变缓。研究者发现降雨前期污染物流失约60%，降水历时和降雨强度明显影响果园面源污染流失量[43]; 在雨量90 mm、历时60 min的降雨条件下，柑橘园裸坡地表径流前5 min迅速上升，随后保持稳定，泥沙、氮磷流失通量在降雨初期10~15 min内迅速下降随后趋于稳定; 在7 d连续降雨模拟过程中，地表径流量前2 d逐渐升高，第3~5 d逐渐下降，随后保持稳定，泥沙流失量在降雨前5 d逐渐下降，氮磷污染在前3 d迅速下降随后缓慢下降。因此，在控制果园面源污染时，应优先关注并截留处理初期径流污染，既减少肥料氮磷养分的损失，又降低对周边水体环境的影响。
在不同场次降雨下，果园径流与氮磷面源污染输出差异明显，孙辉等[55]发现硝态氮、铵态氮、总氮、溶解磷及总磷变化幅度在200%以上。与道路径流污染高浓度通常出现在中小雨期间不同，果园的土壤具有渗透作用，小雨和低强度中雨基本不产流，高强度中雨、大雨和暴雨才产生径流。极端降雨下果园径流系数和土壤养分流失分别是普通降雨下2.6和11.5倍，产沙量(贡献率42.9%)高于地表产流(贡献率16.4%)[56]，施肥后第一场暴雨径流氮磷流失尤为严重[20]。暴雨冲刷表层土壤大量氮磷养分，造成受纳水体氮磷营养盐输出脉冲，某蜜柚林小流域高流量的洪水时期以10%历时输出38%的硝酸盐负荷，低流量时期以69%历时输出34%的硝酸盐负荷。三峡库区中部重庆市万州区龙沙镇龙安村果园暴雨和短历时大雨期间前期20%的地表径流输出了超过50%的污染物负荷[20]。暴雨事件中可溶磷是磷素流失的主要形态，大雨事件中颗粒态磷是磷素流失的主要形态，与暴雨破坏土壤磷吸附状态，从而使土壤磷素以可溶态流失有关[14]。因此，需要关注大雨、暴雨及以上降雨的果园面源污染，对周边水环境污染预警预报具有重要意义。
果园面源污染与降雨特征因子存在不同的关联性。江西省新余市佳和农林有限公司柑橘园裸坡累积径流量与降雨历时呈线性函数关系，污染物流失量与降雨历时呈曲线函数关系; 7 d连续降雨模拟中日径流量与降雨天数呈指数函数，泥沙流失量与降雨天数呈二次函数，总氮、氨态氮、总磷日流失量与降雨天数呈极显著回归(p＜0.01)，硝态氮日流失量与降雨天数呈显著回归(p＜0.05)。湖北省十堰市丹江口库区五龙池小流域各形态磷浓度变化趋势和流量变化趋势基本一致[57]。浙江省淳安县千岛湖镇湖坑村坡地果园土壤中磷流失的主要影响因素是降雨量，并且与总磷、溶解态磷和颗粒态磷均成正相关[58]。江苏省句容市白兔镇永丰农庄无花果果园径流TN, TP浓度与SS浓度均呈线性相关，且TP与SS线性相关性更强(R2=0.921 5)，径流冲刷泥沙加大氮磷养分流失风险[43]。泥沙是携带果园氮磷面源污染的主要载体，因此，在径流产生及汇集过程中，有效截留泥沙是控制果园面源污染的关键。
2.2.2 降雨特征对果园面源污染中重金属的影响一般来说，降雨强度越大，冲刷土壤能力越强，携带泥沙颗粒越多，重金属迁移量也越大。但降雨量、降雨历时、降雨强度均会对重金属污染输出产生协同影响。在降雨初期，土壤胶体与重金属的共释放、共迁移较为明显，随着降雨持续时间增加，这种现象逐渐减少至稳定[26]。在不同场次降雨下，重金属输出规律与降雨模式有关，研究者发现在55, 100, 120 mm/h雨强下Cd迁移浓度分别为0.65, 0.56和0.35 ug/L，重金属迁移浓度随降雨强度增大而减小，主要因为低强度降雨下径流携带泥沙颗粒更小，细颗粒具有更大的比表面积有利于吸附更多重金属，携带更多重金属迁移。此外，对于小雨，径流产生量相对少，导致重金属浓度相对较高，而在高雨强大雨量下，虽然泥沙冲刷强度大，但径流产生量大，一个降雨事件中重金属平均迁移浓度反而低。有研究者对连续2次(间隔7 d)不同特征降雨(4场)下葡萄园土壤重金属浸出研究发现，发现第1次降雨压实土壤，铜和锌浸出率比第2次降雨分别低30倍和50倍，在持续时间长，强度中等的降雨模式下(30 min, 55 mm/h)下，重金属出现最大浸出负荷，Cu和Zn浸出量为加标剂量的3.1±0.3%和2.2±0.2%[59]。
2.2.3 降雨特征对果园面源污染中农药的影响降雨强度、降雨量(产流量)是影响果园农药冲刷和迁移的主要因素。丹江口水库果园样地在两种降雨产流量下(约200和90 L)，高产流量事件径流颗粒、水相有机氯农药(α-HCH)浓度分别为39.02和2.12 ng/g，低产流量事件径流颗粒、水相有机氯农药浓度分别为48.46和1.68 ng/g，颗粒中的农药浓度在低流量事件中更高[60]。在表层土壤中，农药峰值浓度受暴雨时间、农药施用时间和施用量的影响，土壤农药的峰值浓度大多在施用农药后第一次暴雨期间发生，从全年来看，地表土壤中农药峰值与夏季雨季降雨事件发生频率和强度密切相关。随着降雨量增加，农药淋失量普遍增加，河流中农药含量呈现与降雨相关的季节性，明尼苏达州罗斯蒙特和南达科他州奥罗拉的冻土中大多数除草剂渗出发生在春季，与该季节融雪、融霜或春雨有关[61]。
为探明农药在不同降雨特征下的渗滤浓度，现有研究大多在实验室采用渗滤装置进行模拟。Meite F等[59]发现降雨量对葡萄园土壤的农药淋溶影响尤为明显，在持续时间长，强度中等的降雨模式下(30 min, 55 mm/h)下，甲霜灵、s-异甲草胺农药淋溶负荷相对最大，分别为加标剂量的44.5±21.5%, 8.1±3.1%。Malone R W等[62]发现在降雨量相同的情况下，改变降雨强度能够使土壤甲草胺除草剂流失增加两倍多，阿特拉津除草剂流失增加近1倍。此外，Pandey N[63]发现在不同模式下(施用杀虫剂后4, 8和24 h分别出现40 mm和100 mm降雨)，施用农药4 h后降雨量为100 mm时杀虫剂大量渗出(21.99 ng/ml)，径流中杀虫剂浓度达到42.25 ng/ml。施用农药后不久出现高强度降雨将导致农药通过渗流和地表径流迁移至周边土壤，并进入水系，不仅减少农药使用效率，还对周边环境造成风险。
2.3 存在不足现有研究对不同耕作方式、林下生草类型削减果园面源污染的效果进行了研究，对果园养分流失管理具有很好的借鉴意义; 对场次降雨过程中和不同特征降雨下的面源污染浓度变化规律、对水环境的响应特征进行了研究，为果园面源污染防控提供技术支撑。但现有研究尚未系统对比不同果树类型、不同成长阶段的果园在不同降雨特征下的产流系数、氮磷流失系数及流失负荷强度，尚未建立降雨特征、施肥时间、施肥量、果树生物量、喷施农药时间、施药量与氮磷流失的长期动态响应关系; 此外，国内外果园面源污染影响分析大多针对泥沙、氮、磷等污染物，主要采用室内模拟降雨试验法研究降雨径流下土壤重金属迁移机制，但模拟试验条件与自然环境存在较大差异，耕作方式对果园农药的影响研究尚不多见，果园面源污染中重金属及农药的影响机制仍不清晰，不利于果园种植全生命周期优化管理，以及果园低碳可持续发展。
3 结论(1) 果园氮施用强度基本在565~1 071.2 kg/(hm2·a)，氮磷流失系数总体高于农田，重金属在果园土壤剖面迁移范围约在0.005~0.8 m。弱吸附性农药施用后迁移受短期降雨特征影响大，中等吸附性农药迁移受降雨、蒸发的季节性双重影响，吸附态农药迁移则与泥沙运动密切相关。
(2) 控制果园面源污染应优先处理初期径流，有效截留泥沙。果园种植生草可削减径流7.1%~98.7%，控制泥沙15.7%~99.8%，截留氮、磷分别为4.6%~98.5%和15.3%~96.6%，削减重金属18.8%~90.1%。
(3) 果园面源污染迁移特征与降雨时空分布一致，20%地表径流约输出50%以上污染负荷，极端降雨下果园径流系数、氮磷流失为普通降雨的2.6和11.5倍，降雨量、降雨强度是影响氮磷、重金属和农药迁移的主要因素，河流中农药含量呈现与降雨相关的季节性。
4 建议(1) 探明复杂因素影响下果园面源污染迁移规律，采取果园精细化管理措施。果园面源污染是造成周边水环境污染的重要来源之一，对于不同类型、不同生长阶段的果树，在降雨特征、施肥方式、喷药方式、修剪管理、生物量等复杂因素协同影响下的面源污染流失及迁移特征具有较大差异性。果树修剪、施肥、喷药的方式与其生物量、挂果时间直接相关，也是影响果园面源污染流失特征的重要因素。因此，有待系统研究复杂影响因素变化下的面源污染迁移规律，建立降雨特征、施肥时间、施肥量、喷药时间、喷药量、挂果时间、生物量、林下植被等复杂因素与氮磷营养负荷流失、农药迁移的长期动态响应关系。针对多因素影响因子，精细化确定施肥时间和施肥量，提高肥料施用效能，降低果园土壤氮磷流失对周边水体污染的风险。同时，改进农药施用方式，研究高效低损的喷施技术，减少漂浮于空气或落于土壤中的农药比例，提高农药利用效率。此外，对农药施用加强监管和宣传，采用生物防治技术或优先使用低毒高效新型农药，提高农药精细化利用和集约化使用水平。在此基础上，制定果园精细化管理规范，在保障果品的前提下减少面源污染流失，保育土壤，优化果园种植的全生命周期管理，实现果园低碳可持续发展。
(2) 加强果园面源污染影响范围精准识别，科学设计防控措施。果园面源污染影响因素复杂，耕作、施肥、喷洒农药方式多样化导致土壤中氮、磷、农药等污染物的淋溶特征不同，对水土和养分流失的影响范围也不同，加上降雨随机性强，降雨量、降雨历时、降雨强度变化频繁，影响果园地表径流颗粒物、氮磷和农药时空迁移及分布特征，难以定量化统计，对识别面源污染的影响范围带来困难。因此，有待开展降雨、施肥、耕作、喷药等多因素影响下的果园面源污染长距离输移时空分布特征研究，综合果园坡度、植被覆盖和周边土地利用、土地覆被、数字高程等多维度的地理信息，分析泥沙、氮磷、重金属、农药等面源污染物的时空输移规律，精准识别输移浓度空间范围，判定面源污染影响程度，建立精细化防控措施，从而因地制宜地从源头、过程、末端构建面源污染多级生态防控措施，系统控制果园面源污染，提升果园生态效益，降低环境风险。
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