農(nóng)業(yè)面源污染治理的技術(shù)與政策研究進(jìn)展

王萌, 周麗麗, 耿潤哲

(生態(tài)環(huán)境部環(huán)境與經(jīng)濟(jì)政策研究中心, 北京 100029)

農(nóng)業(yè)面源污染(Diffuse Pollution, DP)也稱非點(diǎn)源污染(Non-point Source Pollution, NPS)是指在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)中, 由于農(nóng)藥和肥料(包括化肥和糞肥)的使用、 畜禽糞便的不合規(guī)排放以及分散式農(nóng)村生活所產(chǎn)生的氮、 磷等營養(yǎng)物質(zhì), 在降雨和地形坡度的共同驅(qū)動(dòng)下, 以地表或地下徑流(含壤中流、 側(cè)滲流)以及土壤為載體, 進(jìn)入到鄰近受納水體的一種污染形式。近年來, 隨著對固定源污染控制的規(guī)范化程度和治理成效不斷提升, 農(nóng)業(yè)面源污染已經(jīng)成為世界許多國家和地區(qū)流域水生態(tài)環(huán)境受損的主要影響因素[1-6]。

自20 世紀(jì)70年代起, 歐美等發(fā)達(dá)國家和地區(qū)就對農(nóng)業(yè)面源污染治理的技術(shù)和政策開展了大量研究工作。在農(nóng)業(yè)面源污染政策方面, 美國實(shí)施的CEAP 項(xiàng)目中的最佳管理措施(Best Management

Practices, BMPs)計(jì)劃,1972年美國頒布的 《清潔水法》 第208 條中規(guī)定了全域污水處理計(jì)劃[7]。歐盟 1980年頒布的 《飲用水法令》、 2000年頒布的 《水框架指令》[8]以及德國1996年1月開始實(shí)施的 《德國肥料條例》[9]都對如何開展農(nóng)業(yè)面源污染治理工作提出了具體的要求。農(nóng)業(yè)面源污染治理技術(shù)主要包括監(jiān)測技術(shù)[10]、 負(fù)荷量核算[11]、 風(fēng)險(xiǎn)源模擬與識別[12-13]、 治理措施效果評估技術(shù)[14-15]以及污染治理技術(shù)[16]。

國內(nèi)外經(jīng)過近40年的研究, 在農(nóng)業(yè)面源污染治理方面積累了豐富的實(shí)踐經(jīng)驗(yàn)和關(guān)鍵科學(xué)技術(shù), 這些對我國農(nóng)業(yè)面源污染的治理工作起到了很好的參照作用。本文將結(jié)合我國農(nóng)業(yè)面源污染防控現(xiàn)狀和未來管理的實(shí)際需求, 從農(nóng)業(yè)面源污染治理的技術(shù)與政策兩個(gè)方面進(jìn)行論述, 以期為該領(lǐng)域?qū)W科未來的發(fā)展方向以及管理實(shí)踐提供一定的啟示。

1 監(jiān)督指導(dǎo)農(nóng)業(yè)面源污染治理的總體考慮

研究表明, 要實(shí)現(xiàn)農(nóng)業(yè)面源污染的有效治理, 需要采取適當(dāng)?shù)募夹g(shù)手段對農(nóng)業(yè)面源污染的發(fā)生機(jī)理和傳輸過程進(jìn)行科學(xué)分析評估, 找到農(nóng)業(yè)面源污染的關(guān)鍵源區(qū), 采用適當(dāng)?shù)墓こ绦突蚍枪こ绦椭卫泶胧? 并輔以必要的強(qiáng)制監(jiān)管和經(jīng)濟(jì)激勵(lì)政策, 才能達(dá)到水生態(tài)環(huán)境保護(hù)的目標(biāo)質(zhì)量要求。核心環(huán)節(jié)包括：(1)農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷估算; (2)農(nóng)業(yè)面源污染對水環(huán)境質(zhì)量影響的必要監(jiān)測; (3)農(nóng)業(yè)面源污染關(guān)鍵源區(qū)識別(Critical Source Areas, CSAs); (4)農(nóng)業(yè)面源污染治理措施效果預(yù)評估與篩選; (5)農(nóng)業(yè)面源污染治理措施空間優(yōu)化配置與成本效益分析; (6)將篩選及評估出的治理措施通過工程或非工程模式落地實(shí)施; (7)農(nóng)業(yè)面源污染治理的政策與激勵(lì)機(jī)制?？傮w來講, 前五個(gè)方面屬于技術(shù)環(huán)節(jié), 后兩個(gè)方面則屬于政策保障環(huán)節(jié)。

2 農(nóng)業(yè)面源污染治理的技術(shù)

2.1 農(nóng)業(yè)面源污染的負(fù)荷核算與關(guān)鍵源區(qū)識別

開展農(nóng)業(yè)面源污染治理工作首先要明確治理的對象, 需要以流域?yàn)閱卧M(jìn)行農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷核算與關(guān)鍵源區(qū)識別(Critical Source Areas, CSAs)。負(fù)荷核算的目的是為了摸清流域內(nèi)各類污染源對水環(huán)境質(zhì)量的影響程度, 關(guān)鍵源區(qū)識別的目的則是為了準(zhǔn)確地找到對水環(huán)境質(zhì)量影響最大的污染源空間分布特征[17]。研究表明,農(nóng)業(yè)面源污染的產(chǎn)生及運(yùn)移過程會受到自然地理?xiàng)l件的強(qiáng)烈影響, 同一流域內(nèi), 不同區(qū)域的污染負(fù)荷也存在很大差別[18]。通常情況下, 只占流域總面積10%～20%的區(qū)域, 對流域面源污染負(fù)荷的貢獻(xiàn)量往往能夠達(dá)到80%左右[19], 這些污染負(fù)荷較高的區(qū)域通常被稱為關(guān)鍵源區(qū)[20]。當(dāng)前在農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷核算與關(guān)鍵源區(qū)識別方面所采用的技術(shù)方法主要由實(shí)地監(jiān)測和模型模擬兩大類, 其中模型模擬又按照所采用模型復(fù)雜程度的不同,可劃分為經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ团c機(jī)理模型[21]。

圖1 監(jiān)督指導(dǎo)農(nóng)業(yè)面源污染治理流程圖

實(shí)地監(jiān)測是最能夠表征農(nóng)業(yè)面源污染物對水環(huán)境影響程度的一種評價(jià)方法, 目前國內(nèi)外許多研究者也將其作為首選方案開展研究工作。例如美國所采取的對照流域監(jiān)測方案(Paired Watershed)[22], 通過選擇兩個(gè)自然地理?xiàng)l件、 水文氣象特征以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)相似的流域, 同時(shí)段開展監(jiān)測工作, 以核算農(nóng)業(yè)面源污染的負(fù)荷量。我國則主要以小流域?yàn)閱卧_展農(nóng)業(yè)面源污染監(jiān)測工作(表1), 例如北京密云水庫上游蛇魚川小流域就通過構(gòu)建溢流堰、 流域入口/出口設(shè)置監(jiān)測點(diǎn)位, 開展流域水土流失過程以及農(nóng)業(yè)面源污染的影響監(jiān)測[23]。這些監(jiān)測手段在一定程度上有效地促進(jìn)了人們對農(nóng)業(yè)面源污染發(fā)生機(jī)理及其對水環(huán)境質(zhì)量影響的認(rèn)識。但是, 由于農(nóng)業(yè)面源污染發(fā)生過程中涉及較為復(fù)雜的環(huán)境過程和營養(yǎng)物質(zhì)地球物理化學(xué)轉(zhuǎn)化過程, 特別是在我國當(dāng)前人為活動(dòng)較為密集地區(qū), 隨著空間尺度的擴(kuò)大, 還會受到入河排污口以及固定源污染物排污口的影響, 單純采用監(jiān)測手段可能難以有效剝離這些非農(nóng)業(yè)活動(dòng)所帶來的影響。因此, 監(jiān)測技術(shù)在大尺度流域內(nèi)使用時(shí)還需要同時(shí)輔以多年高分辨率的空間和時(shí)間數(shù)據(jù), 以及長時(shí)間序列的水文、 水質(zhì)同步監(jiān)測數(shù)據(jù), 致使監(jiān)測的成本較高, 難以實(shí)施。此外, 農(nóng)業(yè)面源污染過程具有典型的 “零存整取” 屬性, 即很多情況下, 農(nóng)業(yè)面源污染對水環(huán)境的影響并非在一次降雨事件中完成, 而是具有較強(qiáng)的滯后期, 滯后的時(shí)間從幾個(gè)月至上百年不等[24], 這就使得基于監(jiān)測技術(shù)對農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷量進(jìn)行核算的方法具有較大的局限性。

表1 小流域面源污染監(jiān)測指標(biāo)

相比實(shí)地監(jiān)測而言, 模型模擬作為開展農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷核算與關(guān)鍵源區(qū)識別的重要技術(shù)手段, 適用范圍則更加廣泛。經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ屯ǔ２豢紤]農(nóng)業(yè)面源污染物入河過程中所涉及的物理、 化學(xué)及生物反應(yīng)過程, 而是以建立農(nóng)業(yè)面源污染物輸入與輸出之間的量化關(guān)系為原理開展模擬, 具有操作簡便、 數(shù)據(jù)需求低等優(yōu)點(diǎn), 但是對于小尺度區(qū)域內(nèi)異常值和極端事件的預(yù)測效果較差, 會產(chǎn)生較大的誤差。機(jī)理模型則通過將氣象、 地形、 植物生長、 農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)等影響農(nóng)業(yè)面源污染發(fā)生的眾多因素概化為模型參數(shù), 借助GIS 處理平臺對農(nóng)業(yè)面源污染發(fā)生、 傳輸?shù)热^程進(jìn)行模擬, 具有模擬精度高、 模擬結(jié)果數(shù)據(jù)連續(xù)性好等優(yōu)點(diǎn), 但是對輸入數(shù)據(jù)質(zhì)量和操作人員水平要求較高, 在實(shí)際管理中的應(yīng)用受到了一定的影響(表2)。經(jīng)驗(yàn)類模型如輸出系數(shù)模型(Export Coefficient Model, ECM)[25]、 磷 指 數(shù) 法 (Phosphorus Index, PI)[26-27]。機(jī)理類模型如 SWAT(Soil and Water Assessment Tool)[28]、 AnnAGNPS(Annualized Agricultural Non-Point Source Pollution)[29]、 SUSTAIN(System for Urban Stormwater Treatment and Analysis Integration)[30]、HSPF(Hydrological Simulation Program-Fortran)[31]等在關(guān)鍵源區(qū)識別過程中得到了廣泛應(yīng)用。

表2 BMPs 評估工作相關(guān)研究進(jìn)展[33]

以上這些模型技術(shù)均為國外研究人員所建立, 一些模型參數(shù)在我國的適用性還不高, 比如SCS-CN 徑流曲線數(shù)模型中, 采用了CN 來綜合反映土地利用、 坡度、土壤類型以及前期土壤濕度等參數(shù)對徑流產(chǎn)生過程的影響, 但CN 值表中反映的是美國的地域特征。同樣地,還有SWAT 模型中關(guān)于土壤侵蝕的模擬模塊中采用了USLE 方程, 其中坡度參數(shù)是美國農(nóng)業(yè)部在平均坡度為5%的實(shí)驗(yàn)地塊中的監(jiān)測結(jié)果, 而我國大多數(shù)地區(qū)地形坡度起伏較大, 與美國連片農(nóng)場式的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式有很大差別, 直接使用該模型測算會產(chǎn)生較大誤差[32]。因此, 在未來研究中, 如何構(gòu)建適用于我國本地化特征的農(nóng)業(yè)面源污染分析模型將是研究工作的重點(diǎn)。

2.2 農(nóng)業(yè)面源污染治理措施評估

實(shí)施最佳管理措施被認(rèn)為是進(jìn)行農(nóng)業(yè)面源污染治理的最有效途徑。最佳管理措施是指為了防止或減少農(nóng)業(yè)面源污染, 從而達(dá)到水質(zhì)目標(biāo)而采用的方法、 措施及措施的組合[34]。根據(jù)美國農(nóng)業(yè)部的定義, 最佳管理措施可分為工程型和非工程型兩類, 美國農(nóng)業(yè)部的最佳管理措施數(shù)據(jù)庫結(jié)果顯示, 僅農(nóng)業(yè)面源污染治理措施可細(xì)分至18 個(gè)不同的類別, 總量達(dá)到200 種以上。工程型措施主要通過在特定點(diǎn)位開展工程措施建設(shè), 如植被緩沖帶、 人工濕地等, 側(cè)重于對農(nóng)業(yè)面源污染物傳輸過程的攔截和受納水體的治理; 非工程型措施則包括化肥減量、 殘茬覆蓋等, 側(cè)重于農(nóng)業(yè)投入品的源頭減量。

與固定源污染治理不同, 受降雨強(qiáng)度、 坡度地形以及土地利用的影響, 面源污染具有很強(qiáng)的時(shí)空差異性,決定了面源污染治理不能采用與固定源相同的標(biāo)準(zhǔn)化治理模式, 而是要因地制宜采取適當(dāng)?shù)闹卫泶胧?。這就需要對治理措施進(jìn)行預(yù)評估以篩選正確的治理措施。此外, 實(shí)施之后還要對措施進(jìn)行后評估, 以便于及時(shí)矯正治理措施存在的偏差與不確定性。當(dāng)前較為常見的最佳管理措施評估方法有實(shí)地監(jiān)測、 機(jī)理模型模擬以及最佳管理措施數(shù)據(jù)庫。如20 世紀(jì)90年代初期, 美國懷特水務(wù)工程公司(Wright Water Engineers, inc. )就在美國農(nóng)業(yè)部自然資源保護(hù)局等單位的資助下開展了最佳管理措施評估數(shù)據(jù)庫的構(gòu)建, 目前已經(jīng)建成了全球范圍內(nèi)的第一個(gè)最佳管理措施評估數(shù)據(jù)庫。該數(shù)據(jù)庫中包括約160種農(nóng)業(yè)BMPs 和150 種城市BMPs, 且免費(fèi)對外開放。用戶可通過檢索該數(shù)據(jù)庫來獲取擬實(shí)施的各項(xiàng)措施對目標(biāo)污染物的潛在削減效率以及實(shí)施所需的成本數(shù)據(jù), 為BMPs 的實(shí)地配置工作提供決策分析依據(jù)[35]。在歐洲,自2005年起有超過30 個(gè)國家共同發(fā)起了名為 “Cost action 869” 地表水和地下水中營養(yǎng)物質(zhì)削減措施評估計(jì)劃, 構(gòu)建了包括養(yǎng)分管理、 農(nóng)田管理、 化肥施用管理等八類措施在內(nèi)的BMPs 成本—效益評估數(shù)據(jù)庫, 可對歐洲地區(qū)用戶提供便捷高效的BMPs 配置決策依據(jù)[36]。我國在最佳管理措施數(shù)據(jù)庫的構(gòu)建領(lǐng)域也開展了一些研究, 如密云水庫流域最佳管理措施評估工具箱, 就通過對200 余篇相關(guān)研究成果中關(guān)于最佳管理措施評估效率的內(nèi)容進(jìn)行收集, 構(gòu)建基于統(tǒng)計(jì)模型的評估方案。用戶只需要輸入目標(biāo)區(qū)域的坡度和土壤屬性即可對某項(xiàng)最佳管理措施實(shí)施后可能產(chǎn)生的污染物削減效率進(jìn)行評估[37]。以上這些研究成果對開展最佳管理措施的評估工作提供了極大的便利, 但是只能針對單一類型的最佳管理措施進(jìn)行評估, 而單一措施普遍存在 “保一損一”現(xiàn)象, 如與傳統(tǒng)耕作相比, 少耕法或免耕法雖然能夠減少地表徑流中的氮負(fù)荷, 但是會增加硝酸鹽氮淋溶量。另一方面, 等高耕作地表徑流中硝酸鹽氮、 氨氮、 磷酸鹽濃度均高于傳統(tǒng)耕作法地表徑流氮、 磷濃度[38]。因此, 對農(nóng)業(yè)面源污染最佳管理措施的評估必將從單一措施的評估向多種措施組合評估發(fā)展, 污染防治措施的綜合建設(shè)及優(yōu)化組合是減少農(nóng)業(yè)面源污染和改善流域水環(huán)境質(zhì)量的有效途徑。

2.3 監(jiān)督指導(dǎo)農(nóng)業(yè)面源污染治理政策

隨著農(nóng)業(yè)面源污染治理技術(shù)日趨成熟, 未來實(shí)現(xiàn)有效治理更多的是政策、 體制以及經(jīng)濟(jì)問題。這就需要在已有理論研究基礎(chǔ)上, 制訂具體的政策措施, 并逐步付諸實(shí)踐, 以達(dá)到預(yù)期目標(biāo)。當(dāng)前我國關(guān)于農(nóng)業(yè)面源污染治理的政策研究還處于起步階段, 目前只在一些部門和地方的行動(dòng)方案中有所提及, 如原農(nóng)業(yè)部(現(xiàn)農(nóng)業(yè)農(nóng)村部)印發(fā) 《關(guān)于打好農(nóng)業(yè)面源污染防治攻堅(jiān)戰(zhàn)的實(shí)施意見》 (農(nóng)科教發(fā) 〔2015〕 1 號), 更多地側(cè)重于如何針對農(nóng)田系統(tǒng)、 畜禽養(yǎng)殖等進(jìn)行污染防治, 并未將污染治理與實(shí)現(xiàn)流域水生態(tài)環(huán)境的持續(xù)改善有效地銜接。

美國和歐盟等發(fā)達(dá)國家和地區(qū)開展了一些嘗試性研究, 尤其是美國在農(nóng)業(yè)面源污染治理政策體系研究方面的進(jìn)展較為突出。自20 世紀(jì)70年代起, 美國就開展了關(guān)于農(nóng)業(yè)面源污染治理相關(guān)的立法研究, 如1977年《清潔水法(修訂案)》 中增加了農(nóng)村清潔水計(jì)劃, 通過實(shí)施最佳管理措施以控制土壤侵蝕, 減少農(nóng)業(yè)面源污染。隨著 《清潔水法(修訂案)》 中對 TMDL 計(jì)劃相關(guān)要求的出臺, 美國逐漸建立起了國家負(fù)責(zé)監(jiān)督、 評估、資金和技術(shù)支持, 各州政府負(fù)責(zé)組織協(xié)調(diào)實(shí)施的農(nóng)業(yè)面源污染治理機(jī)制, 同時(shí)還建立了 “源頭目標(biāo)約束—全要素治理要求—監(jiān)管手段—治理機(jī)制—末端治理要求” 等全過程監(jiān)管的法規(guī)、 政策以及保障體系。例如美國加州《灌溉土地管制計(jì)劃》 中規(guī)定了對農(nóng)業(yè)面源污染排放的監(jiān)測和監(jiān)管、 向農(nóng)民提供技術(shù)服務(wù)以及協(xié)助農(nóng)民配合相關(guān)監(jiān)管工作三個(gè)主要目標(biāo)。還將全州劃分為9 個(gè)區(qū)域,分別設(shè)置區(qū)域水質(zhì)控制委員會, 根據(jù)區(qū)域本底狀況制定標(biāo)準(zhǔn)、 發(fā)布廢水排放要求, 采取適當(dāng)?shù)膱?zhí)法行動(dòng), 形成各自的農(nóng)業(yè)管理方案。

農(nóng)業(yè)面源污染監(jiān)管對象是農(nóng)民的特點(diǎn)決定了采用強(qiáng)制監(jiān)管政策很難達(dá)到預(yù)期效果, 必須輔以有效的經(jīng)濟(jì)激勵(lì)政策。如生產(chǎn)稅、 環(huán)境稅/補(bǔ)貼、 政府資助以及水質(zhì)交易等手段。以水質(zhì)交易為例, 與傳統(tǒng)的企業(yè)之間、 區(qū)域之間開展的排污權(quán)交易不同, 以美國為代表的水質(zhì)交易體系是通過將政府、 企業(yè)以及流域內(nèi)附近農(nóng)場主進(jìn)行利益捆綁的一種多元參與的環(huán)境激勵(lì)機(jī)制。水質(zhì)交易的理論基礎(chǔ)最早由經(jīng)濟(jì)學(xué)家Dales 和De Lucia 提出[39-40]。首次將其應(yīng)用于水污染治理是在20 世紀(jì)80年代, 在美國威斯康星州的Fox 河流域開展了水質(zhì)交易的首次試點(diǎn)。隨著TMDL 計(jì)劃在各州層面的廣泛實(shí)施, 自2000年起, 各州分別就水質(zhì)交易(包括點(diǎn)源與點(diǎn)源以及點(diǎn)源與面源)計(jì)劃開展了大量的研究。截至2015年底已經(jīng)有36 個(gè)州共52 個(gè)流域開展了水質(zhì)交易計(jì)劃研究, 其中關(guān)于點(diǎn)源—面源污染之間的交易研究共24 例, 有20 例研究是針對氮、 磷等養(yǎng)分的交易研究, 取得了較好的水質(zhì)改善效益[41-42]?，F(xiàn)階段, 我國在農(nóng)業(yè)面源污染治理的政策體系研究方面才剛剛起步, 強(qiáng)制監(jiān)管措施、 經(jīng)濟(jì)激勵(lì)機(jī)制均比較缺乏, 而國外的經(jīng)驗(yàn)又不能拿來就用, 因此, 未來農(nóng)業(yè)面源污染治理的體制機(jī)制和政策體系研究將是重點(diǎn)領(lǐng)域。

3 結(jié)論和建議

(1)當(dāng)前我國水環(huán)境質(zhì)量改善的突破點(diǎn)已從固定源污染治理轉(zhuǎn)至農(nóng)業(yè)面源污染治理。因此, 要在科學(xué)評估面源污染監(jiān)測體系的基礎(chǔ)上, 結(jié)合生態(tài)環(huán)境部環(huán)境監(jiān)管工作的實(shí)際需要, 建立監(jiān)督指導(dǎo)農(nóng)業(yè)面源污染治理體系的路線圖, 明確治理的目標(biāo)(含短期、 中期、 長期)、 任務(wù)(含監(jiān)測點(diǎn)位的完善、 指標(biāo)標(biāo)準(zhǔn)的細(xì)化、 重點(diǎn)治理技術(shù)研發(fā)等)、 對策(治理的體制機(jī)制、 政策措施以及激勵(lì)機(jī)制)。

(2)當(dāng)前在小尺度區(qū)域內(nèi)農(nóng)業(yè)面源污染負(fù)荷核算與關(guān)鍵源區(qū)識別的研究已日趨成熟。構(gòu)建強(qiáng)大的監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)體系將是未來研究工作的重點(diǎn)。要立足于現(xiàn)有全國地表水環(huán)境監(jiān)測網(wǎng)絡(luò), 針對面源污染特點(diǎn), 綜合考慮監(jiān)測的最優(yōu)空間尺度, 確定監(jiān)測頻率及監(jiān)測點(diǎn)位布設(shè)模式。設(shè)置單一流域?qū)Ρ缺O(jiān)測、 流域上下游監(jiān)測、 相鄰流域同步監(jiān)測、 對照小流域監(jiān)測、 水質(zhì)變化趨勢監(jiān)測、 水土協(xié)同過程監(jiān)測及地塊邊緣監(jiān)測等不同的監(jiān)測點(diǎn)位布局模式,為精準(zhǔn)分析農(nóng)業(yè)面源污染變化趨勢、 污染源識別以及污染控制措施效果的響應(yīng)情況提供數(shù)據(jù)支撐。

(3)要開展適用于我國國情的農(nóng)業(yè)面源污染評估技術(shù)體系研究, 包括農(nóng)業(yè)面源污染治理措施的設(shè)計(jì)、 建設(shè)以及運(yùn)行標(biāo)準(zhǔn)。要構(gòu)建參數(shù)本地化的模型模擬系統(tǒng), 并通過試點(diǎn)示范研究, 將模型評估技術(shù)納入面源污染環(huán)境糾紛事件調(diào)處工作中。以美國的磷指數(shù)模型為例, 目前就已經(jīng)在47 個(gè)州作為農(nóng)業(yè)面源污染風(fēng)險(xiǎn)源評估工具得到應(yīng)用。

(4)我國農(nóng)業(yè)面源污染管理和控制政策措施相對分散, 沒有形成系統(tǒng)的體系。要加快構(gòu)建以經(jīng)濟(jì)激勵(lì)為主, 強(qiáng)制監(jiān)管為輔的政策措施體系。在實(shí)際操作中, 針對面源污染較重的地區(qū), 在短期內(nèi)可采用命令控制型政策加強(qiáng)管制, 待面源污染惡化趨勢得以有效控制以后,則通過建立基于 “階梯價(jià)格” 的化肥消費(fèi)稅、 農(nóng)藥使用稅以及流域水質(zhì)交易等激勵(lì)措施和勸說教育政策, 鼓勵(lì)更多的涉益者參與到面源污染的全過程控制環(huán)節(jié)中來。