流域磷素面源污染產生與輸移空間分異特征

李文超,翟麗梅,劉宏斌*,雷秋良,張 亮,劉 申,任天志,胡萬里,付 斌

(1.農業部面源污染控制重點實驗室,北京 100081；2.中國農業科學院農業資源與農業區劃研究所,北京 100081；3.中國科學院測量與地球物理研究所,湖北 武漢 430077；4.農業部環境保護科研監測所,天津 3001913；5.云南省農業科學院農業環境資源研究所,云南 昆明 650205)

流域磷素面源污染產生與輸移空間分異特征

李文超1,2,翟麗梅1,2,劉宏斌1,2*,雷秋良1,2,張 亮3,劉 申1,2,任天志4,胡萬里5,付 斌5

(1.農業部面源污染控制重點實驗室,北京 100081；2.中國農業科學院農業資源與農業區劃研究所,北京 100081；3.中國科學院測量與地球物理研究所,湖北 武漢 430077；4.農業部環境保護科研監測所,天津 3001913；5.云南省農業科學院農業環境資源研究所,云南 昆明 650205)

由于面源污染物從坡面產生后至向流域出口輸出過程會發生一系列變化,如在河道遷移過程發生的沉降衰減,基于污染物產生與輸出空間分布識別關鍵區會存在一定的差異.因此,本研究選取面源污染較為嚴重的高原湖泊洱海典型小流域,以子流域為空間分析單元,采用經實測數據驗證后的定量模擬工具-SWAT模型和數學統計方法,分析流域面源磷產生與輸出的空間分布及差異,評估河道遷移過程對兩者空間分布差異的影響.結果表明:流域面源流失磷產生強度存在明顯的空間分異特征,不同子流域流失磷的產生強度在1.52～1.82kg/hm2之間變化,高強度區主要集中在有坡耕地分布的水文敏感區和植被覆蓋度差的土壤侵蝕敏感區;不同子流域流失的磷經河道遷移后發生了-25.6%～21.6%的變化,導致流失磷的輸出與產生空間分布出現差異,較高產生強度區,磷流失高輸出強度區縮小為土壤侵蝕敏感區;不同子流域流失磷經河道遷移后發生的不同變化受流失磷產生強度與徑流遷移時間的綜合影響.

流域；面源磷；河道遷移過程；空間分布；SWAT模型

洱海作為云南省第二大高原淡水湖泊,是大理市主要飲用水源地,被列入《水質較好湖泊生態環境保護總體規劃(2013～2020)》.隨著流域人口增加和經濟的快速發展,洱海水質日益下降,現已成為我國初期富營養化湖泊的典型代表.已有研究表明農業面源污染是云南洱海富營養化程度加重的主要原因之一,近年來以面源形式流失的磷成為流域地表水體中磷的主要來源之一[1-3],鑒于此,選取典型小流域研究流域面源磷流失的空間分布特征及其經河道遷移后的變化,對開展高原湖泊流域農業面源污染關鍵區識別及防控具有重要意義.

已有研究發現流域中面源磷流失具有一定的空間分布異質性,這使得流域內有些區域流失了高于其面積比例的磷量,例如,Gburek等[4]得出流域20%區域貢獻了80%的磷流失量,Shen等[5]發現農用地比例高的子流域磷流失強度較高.這些流域強度高的區域被稱為關鍵源區(CSAs)[6-9]或優先源區(PSAs)[5],針對關鍵源區開展磷流失防治被認為是高效、低成本[10-12]的策略.磷流失空間分布特征研究是識別關鍵源區的基礎,定性-磷指數法、經驗模型法-輸出系數、通用土壤流失方程、面源污染機理模型等方法得到廣泛應用[13-18].SWAT(Soil and Water Assessment Tool)模型是一種具有代表性的分布式物理模型,可以定量評估流域面源磷流失的空間分布特征,現已被眾多學者應用在流域磷流失關鍵區識別上.通過SWAT模型模擬,分析流域面源氮磷的流失空間特征,劉博等[19]識別出了北京沙河水庫流域的關鍵區,張皓天等[20]識別出河道附近有農田集中的區域為關鍵源區,胡文慧等[21]識別出了汾河灌區農業面源氮、磷流失的空間分布異質性特征,Huang等[22]識別出了磷流失關鍵區,并指出降雨空間分布是主要影響因素.以上研究多集中在磷產生(入河道)或輸出(從河道輸出)空間分布特征識別上,對兩者空間分布的比較及河道遷移過程對其的影響評估研究較少[23].

研究表明,磷從源位流失(產生)后向目標水體遷移過程中,將產生沉淀、吸附或被生物吸收等作用,改變了磷的流失負荷[24-25],造成輸出負荷與產生量的差異.以上作用的強度主要與遷移時間有關[26],而遷移時間又與流速和遷移距離有關[24,27-28].磷流失源在流域中的位置不同,導致影響磷遷移速率的地形、地表覆蓋度、降雨等因子以及遷移路徑均不同,進而影響磷在遷移過程中受到的作用強度,因此,與磷流失產生量空間分布特征相比,實際輸出量的空間分布特征將發生變化[3,30].因此,依據流域磷流失的產生空間分布識別關鍵區,開展流域磷素面源污染防控將產生一定的偏差.鑒于此,本文以洱海流域水源補給區域的典型農業小流域-鳳羽河流域為研究區,運用SWAT模型,以子流域為空間分析單元,分析比較流域磷產生與輸出的空間分布特征及差異,并評估河道遷移過程對其影響,為洱海流域面源污染防控提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

圖1 研究區位置Fig.1 Study arealocation

鳳羽河流域地處東經99°52′～99°55′,北緯25°05′～26°56′,位于云南省洱源縣洱海西北部,流域匯水面積219km2(圖1).地形為山地丘陵,地勢從西南向東北逐漸傾斜,海拔最高3621m,最低2072m,平均2634m.氣候屬于亞熱帶高原季風氣候,干濕季分明;多年平均降雨量745mm左右,5～10月為汛期,占全年降雨量85%左右.

流域土地利用以林(29.6%)、草地(45.9%)為主,占流域總面積的75.5%;農田(水田11.9%、旱地8.9%、果園2.2%)次之,占流域總面積23.0%(圖2).流域海拔2600m以上坡度較陡,主要為林草地,海拔2600m以下主要以坡耕旱地為主,2200m以下為河谷平原區,以種植水田為主.土壤類型主要有麻黑湯土、麻灰湯土、麻黃紅土、棕紅土、黃紅壤、淹育型水稻土、黑灰土、浮泥田、厚棕紅土、紅色石灰土、暗沙泥田等.種植業與養殖業是流域內的主要產業,其中種植業以水稻、蠶豆和油菜等種植為主,輪作模式為水旱輪作和旱地種植模式,表層土壤(0～20cm)全磷含量為0.28～1.81g/kg,平均為0.86g/kg.養殖業主要為居養結合的分散養殖,養殖類型主要為奶牛、生豬與肉羊,養殖糞便主要作為有機肥還田.

1.2 SWAT模型構建

1.2.1 模型數據庫構建 SWAT模型輸入數據分為空間數據和屬性數據,其中空間數據主要包括數字高程模型圖(DEM)、水系圖、土壤類型圖與土地利用圖等(表1);屬性數據主要包括土壤屬性、氣象數據、農業管理措施及用于校準驗證模型的水文、水質實測數據等.

SWAT模型所需土壤屬性分為物理屬性和化學屬性,其中物理屬性數據包括土壤容重、含水量、導水率、機械組成等;化學屬性數據包括無機磷含量、有機磷含量等;數據通過挖土壤剖面(每個土壤類型一個剖面)及土壤測試獲得,測試方法采用肖春艷等[31]中的方法.

表1 數據類型、作用及來源Table 1 Data type, function and data source

SWAT模型所需氣象數據包括降雨、氣溫、風速、相對濕度、太陽輻射等.本研究所用氣象數據通過以下方式獲取:(1) 1980～2012年洱源氣象站(圖1)每日數據;(2) 2012年6月后數據由流域內自建氣象站(圖1)獲取;(3) 根據1980～2012年洱源氣象站數據構建天氣發生器.

SWAT模型所需農業管理措施數據包括作物、種植、耕作、灌溉、施肥等,通過入戶問卷調查獲取.調查得知,流域主要種植模式為水-旱與旱-旱輪作,相關作物主要為水稻、玉米和烤煙等大春作物(5月～10月)與油菜、蠶豆、大麥和小麥等小春作物(10月～4月).化肥磷施用量為大春季46kg/hm2,小春季60kg/hm2,主要作為基肥施用.農事活動安排見表2.

表2 鳳羽河流域農事活動安排時間Table 2 Schedules of farming activities of Fengyu basin

1.2.2 SWAT模型參數率定、驗證 根據SWAT模型運行要求,收集整理相關數據,構建了流域SWAT模型數據庫,并模擬了2009-1～2013-12流域徑流、泥沙、磷等的輸出.模擬運行成功后,運用SWAT-CUP軟件,并選用SUFI-2算法,對流域出口的徑流、泥沙與總磷負荷等模擬結果進行校準、驗證.校準驗證結果采用納什系數Ens和決定系數R2等統計指標進行評價:

式中:R2為決定系數;Ens為納什系數;Si為實測數據;為實測數據總平均值;Mi為模擬數據;為模擬數據總平均值.

將SWAT模擬結果與流域出口2012-6～2013-5實測徑流、泥沙與總磷負荷等進行校準.校準結果顯示,徑流、泥沙及總磷模擬值與實測值的決定系數R2分別為0.95、0.65和0.98,納什系數Ens分別達到0.89、0.53和0.60,符合模型校準要求.應用校準后的模型選取不同時段重新進行模擬(不改變模型參數值),將2011-1～2012-5作為徑流、泥沙驗證期,2010-10～2012-5作為總磷驗證期.統計結果顯示,徑流、泥沙及總磷模擬結果與實測結果的決定系數R2分別為0.88、0.83和0.90,納什系數Ens分別達到0.68、0.76、0.89.

1.2.3 SWAT模型模擬及關鍵參數計算 應用驗證后的SWAT模型對2010～2013-12流域內子流域徑流、泥沙、磷等的產生、輸出量進行模擬.經統計計算得到各指標的多年平均值,并以單位面積的量來表征.本文所述產生量(SUBemission)指從坡面流失后進入子流域河道的量,對應模型輸出文件中SUB的結果;子流域產生量指經河道遷移后的變化對應模型輸出文件中RCHin與RCHout的差值.輸出量(SUBexport)指經河道遷移后從該子流域出口輸出的量.輸出的計算根據如下公式:

磷流失產生量經河道遷移過程后的變化程度由衰減系數(R)來表征,計算公式:

2 結果與討論

2.1 流失磷的產生強度空間分布特征

流域內總磷高產生強度區主要分布于中部的31子流域與東北部的4、15子流域(圖3),單位面積總磷產生量為1.52～1.82kg/hm2;次高產生強度區為東北部的3、5、7、8、9、17子流域與東部23、26子流域,強度為1.14～1.52kg/hm2;其他區域產生強度較低.徑流產生次高及高強度區集中分布于流域中部27、28、31、33、34等子流域和北部11子流域.泥沙高產生強度區為流域東北部的4子流域,次高強度區為子流域9、15,其他區域強度較低.由于流域中部河網密集,徑流潛力大,因此產生徑流深較高,為流域的水文敏感區.流域東北部坡度較大,土地利用方式多以荒草地為主,部分被開墾為坡耕地(圖2),土壤侵蝕嚴重,因此,泥沙產生強度較大(3.6～6.0t/hm2),為流域的土壤侵蝕敏感區.

總磷高產生強度區4、15、31子流域分別與泥沙高強度區、次高強度區及徑流次高產生區重合(圖3、4),說明土壤侵蝕敏感區及水文敏感區是磷流失的高風險區.此外,總磷高產生強度子流域多有旱地分布,且以坡耕地為主,肥料投入較大,土壤磷含量較高[32].因此,流域內總磷高產生強度區是高肥料投入、高土壤磷存量及水文、侵蝕因子綜合作用的結果.

圖3 總磷產生空間分布Fig.3 Spatial map of emission of total phosphorus

2.2 流失磷的輸出強度空間分布特征及變化

總磷高輸出強度區主要分布于流域東北部的4、15子流域,輸出強度為1.52～1.62kg/hm2;次高輸出強度區為東北部的8、9、17子流域、東部23、26子流域和中部31子流域,強度為1.14～1.52kg/hm2;其他區域輸出強度較低(圖5).徑流輸出次高及高強度區集中分布于流域中部27、28、31、33、34等子流域,零星分布于北部11子流域.泥沙高輸出強度區為流域東北部的4子流域,次高強度區為子流域15,其他區域強度較低(圖6).總磷高輸出強度區4、15子流域分別與泥沙高強度區和次高強度區重合(圖5、6),說明土壤侵蝕是導致磷輸出的主要原因.

圖4 徑流與泥沙產生空間分布Fig.4 Spatial map of generation of runoff and sediment

圖5 總磷輸出空間分布Fig.5 Spatial map of export of total phosphorus

流域內總磷輸出空間分布與總磷產生空間分布相比發生了明顯變化(圖3、5),高輸出強度區較高產生強度區縮小為東北部土壤侵蝕敏感區的4、15子流域單元,高產生強度區的31子流域輸出強度降為次高.

2.3 流失磷經河道遷移后的變化及對磷輸出的影響

流域中大部分子流域磷的河道衰減系數為正值(圖7、8),表明河道遷移過程對磷輸出主要起削減作用(負作用),但河道衰減系數在不同子流域出現了0.0%(子流域21)～21.6%(子流域35)的變化,這與不同子流域的河道遷移過程存在作用強度差異有關.一般沉積作用使得河道水中磷沉積在底泥中,導致河道輸出磷減少,因此對流域磷的輸出具有抑制作用.

與大部分子流域流失磷的河道衰減系數為正值相反,子流域7、8、16、18、24、33出現了負值(-0.1% ～ -25.6%)(圖7、9),表明,以上子流域的河道遷移過程并未降低磷的輸出,反而使子流域流失產生的磷經河道遷移后負荷量增加.因此, 部分河道遷移過程對流域磷的輸出具有促進作用.

圖6 徑流與泥沙輸出空間分布Fig.6 Spatial map of export of runoff and sediment

部分子流域流失產生的磷經河道遷移后負荷量的增加可能與河道底泥磷釋放過程占主導作用有關,部分河道在一定條件下,如流速較快的河段內,磷從底泥中釋放出來的過程是主導過程,使得沉積在底泥中的磷重新釋放到河道水中[24],導致河道輸出磷增加.

圖7 流域河道衰減系數Fig.7 Retention coefficients of reaches

圖8 流域河道衰減系數(正值)Fig.8 Retention coefficients of reaches

不同子流域流失產生的磷在河道遷移過程中發生的不同變化,導致了流域磷流失輸出的空間分布特征與產生空間分布的差異(圖3、5).

2.4 對磷流失具有削減作用的河道遷移過程

研究表明,遷移過程對磷轉化的作用強度主要與遷移時間、遷移距離、流速等有關,相同距離下,流速決定了遷移時間,也導致對磷的作用產生差異[24,26-29],而流速的差異與河道的彎曲度、坡度、粗糙度等有關[33].因此,遷移時間越長,作用強度越大,磷被衰減得越完全[22].因此,總磷產生高強度子流域4、15、31衰減系數(0.6%、2.8%、18.2%)的差異主要由于子流域4、15所處的東北部土壤侵蝕敏感區河流稀疏、坡度較大,磷遷移時間較短,因此衰減系數較小,而處于中部水文敏感區的31子流域,河網密集、河流較長且地勢平緩,磷在河道中的遷移時間較長,因此衰減系數較大.并且31子流域徑流輸出與產生強度相比無明顯變化(圖3、5),因此磷在子流域31河道遷移過程發生的衰減主要由濃度降低造成.

此外,入河前磷的濃度及入河量對河道衰減過程也具有一定的影響[24].一般情況下,隨著污染物入河量的增加,河流中污染物的衰減總量增加,而衰減率呈先增大后降低的趨勢[33]; Marti等發現入河磷的量超過河流的衰減能力時,衰減效率降低[34-35].因此,不同子流域河道形態的差異及入河磷量的不同是造成衰減系數存在差異的主要原因.子流域35河道較長且入河前磷量較低(產生強度低),因此,其衰減系數最高.

2.5 對磷流失具有促進作用的河道遷移過程

研究表明,被底泥吸附的磷會在一定條件下解吸出來,發生沉積的磷在水體波動下也可能發生再懸浮,重新進入水體[24,36],并且當水流紊動強度提高、含沙量增加造成底泥吸附的磷釋放到上覆水的量增多[36].彭進平等[37]通過研究不同流速下水體中磷濃度差異發現,流速越大,上覆水溶解磷濃度越高.Vilmin等[38]發現底泥釋放的生物可利用磷75%發生在高流速期,且固液相間顆粒無機磷的交換量是低流速期的4倍.因此,本研究中7、8、16、18、24、33等子流域河道衰減系數出現的負值(圖9),可能由于遷移過程給河道底泥磷創造了再釋放的環境,促進了其輸出,但具體原因還有待于進一步研究.

圖9 流域河道衰減系數(負值)Fig.9 Retention coefficients of reaches

3 結論

3.1 本研究采用經實測數據驗證后的定量模擬工具-SWAT模型和數學統計方法,以面源污染較為嚴重的高原湖泊洱海典型小流域為案例,通過分析流域面源流失磷產生與輸出空間分布特征得出:流域面源流失磷空間分布與耕地、水文敏感區及土壤侵蝕敏感區關系密切,鳳羽河流域產生高強度區主要集中在有坡耕地分布的水文敏感區和植被覆蓋度差的土壤侵蝕敏感區.

3.2 面源磷流失的輸出與產生空間分布特征發生明顯變異,不同空間單元流失的磷經河道遷移后發生的不同變化是主要原因之一,鳳羽河流域內不同子流域流失的磷經河道遷移后發生了-25.6%～21.6%的變化,導致高輸出強度區縮小為北部土壤侵蝕敏感區.

3.3 不同子流域流失磷經河道遷移后的變化強度受磷流失產生強度與徑流遷移時間的綜合作用.

[1] 項 頌,儲昭升,薛力強,等.洱海流域農業用地與入湖河流水質的關系研究 [J]. 環境科學, 2015,36(11):4005-4012.

[2] 翟 玥,尚 曉,沈 劍,等.SWAT模型在洱海流域面源污染評價中的應用 [J]. 環境科學研究, 2012,25(6):666-671.

[3] Shang X, Wang X, Zhang D, et al. An improved SWAT-based computational framework for identifying critical source areas for agricultural pollution at the lake basin scale [J]. Ecological Modelling, 2012,226:1-10.

[4] Gburek W J, Sharpley A N. Hydrologic controls on phosphorus loss fromupland agricultural watersheds [J]. Journal of Environmental Quality, 1998,27(2):267-277.

[5] ShenZ Y, Hong Q, Chu Z, et al. A framework for priority nonpoint source area identificationand load estimationintegrated with APPI and PLOAD model inFujiang W atershed, China [J]. Agricultural Water Management, 2011,98(6):977-989.

[6] Pionke H B, Gburek W J, Sharpley A N. Critical source area controls on water quality in an agricultural watershed located in the Chesapeake Basin [J]. Ecological Engineering, 2000,14(4): 325-335.

[7] Sharpley A N, McDowell R W, Weld J L, et al. Assessing site vulnerability to phosphorus loss in an agricultural watershed [J]. Journal of Environmental Quality, 2001,30(6):2026-2036.

[8] Gburek W J, Drungil C C, Srinivasan MS, et al. Variablesource-area controls on phosphorus transport: Bridging the gap between research and design [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2002,57(6):534-543.

[9] Srinivasan MS, McDowell R W. Identifying critical source areas for water quality: 1. Mapping and validating transport areas in three headwater catchments in Otago, NewZealand [J]. Journal of Hydrology, 2009,379(1):54-67.

[10] Strauss P, Leone A, Ripa MN, et al. Using critical source areas for targeting cost-effective best management practices to mitigate phosphorus and sediment transfer at the watershed scale [J]. Soil Use and Management, 2007,23(s1):144-153.

[11] Srinivasan MS, McDowell R W. Hydrological approaches to the delineation of critical-source areas of runoff [J]. NewZealand Journal of Agricultural Research, 2007,50(2):249-265.

[12] McDowell R W, Srinivasan MS. Identifying critical source areas for water quality: 2. Validating the approach for phosphorus and sediment losses in grazed headwater catchments [J]. Journal of Hydrology, 2009,379:68—80.

[13] 李文超,劉 申,劉宏斌,等.國內外磷指數評價指標體系研究進展 [J]. 土壤通報, 2016,47(2):489-498.

[14] 耿潤哲,王曉燕,龐樹江,等.潮河流域非點源污染控制關鍵因子識別及分區 [J]. 中國環境科學, 2016,36(4):1258-1267.

[15] 任 瑋,代 超,郭懷成.基于改進輸出系數模型的云南寶象河流域非點源污染負荷估算 [J]. 中國環境科學, 2015,35(8): 2400-2408.

[16] 陳 丹,張 冰,曾逸凡,等.基于SWAT模型的青山湖流域氮污染時空分布特征研究 [J]. 中國環境科學, 2015,35(4):1216-1222.

[17] 羅 倩,任 理,彭文啟.遼寧太子河流域非點源氮磷負荷模擬分析 [J]. 中國環境科學, 2014,34(1):178-186.

[18] Ongley E D, Xiaolan Z, Tao Y. Current status of agricultural and rural non-point source pollution assessment in China [J]. Environmental Pollution, 2010,158(5):1159-1168.

[19] 劉 博,徐宗學.基于SWAT 模型的北京沙河水庫流域非點源污染模擬 [J]. 農業工程學報, 2011,27(5):52-61.

[20] 張皓天,張 弛,周惠成,等.基于SWAT模型的流域非點源污染模擬 [J]. 河海大學學報(自然科學版), 2010,38(6):644-650.

[21] 胡文慧,李光永,孟國霞,等,基于SWAT模型的汾河灌區非點源污染負荷評估 [J]. 水利學報, 2013(11):1309-1316.

[22] Huang J J, Lin X, Wang J, et al. The precipitation driven correlation based mapping method (PCM) for identifying the critical source areas of non-point source pollution [J]. Journal of Hydrology, 2015,524:100-110.

[23] Yuan Y, Chiang L C. Sensitivity analysis of SWAT nitrogen simulations with and without in-streamprocesses [J]. Archives of Agronomy and Soil Science, 2015,61(7):969-987.

[24] Withers P J A, Jarvie H P. Delivery and cycling of phosphorus inrivers: A review[J]. Science of the total environment, 2008, 400(1):379-395.

[25] Marois D E, Mitsch W J, Song K, et al. Estimating the importance of aquatic primary productivity for phosphorus retention in Florida Everglades mesocosms [J]. Wetlands, 2015,35(2):357-368.

[26] A lexander R B, Smith R A, Schwarz G E, et al. D ifferences in phosphorus and nitrogen delivery to the Gulf of Mexico fromthe Mississippi River Basin [J]. Environmental science & technology, 2007,42(3):822-830.

[27] Hejzlar J, Anthony S, Arheimer B, et al. Nitrogen and phosphorus retention in surface waters: an inter-comparison of predictions by catchment models of different complexity [J]. Journal of Environmental Monitoring, 2009,11(3):584-593.

[28] Dupas R, Delmas M, Dorioz J M, et al. Assessing the impact of agricultural pressures on N and P loads and eutrophication risk [J]. Ecological Indicators, 2015,48:396-407.

[29] 王亞空,葉 春,張大磊,等.空間位置對非點源污染物入湖能力的影響 [J]. 環境工程技術學報, 2015,5(6):478-484.

[30] ShenZ, Zhong Y, Huang Q, et al. Identifying non-point source priority management areas inwatersheds with multiple functional zones [J]. Water research, 2015,68:563-571.

[31] 肖春艷,武 俐,趙同謙,等.南水北調中線源頭區蓄水前土壤氮磷分布特征 [J]. 中國環境科學, 2013,33(10):1814-1820.

[32] 李文超,劉 申,雷秋良,等.高原農業流域磷流失風險評價及關鍵源區識別-以鳳羽河流域為例 [J]. 農業環境科學學報, 2014,33(8):1787-1796.

[33] 沈嘩娜.流域非點源污染過程動態模擬及其定量控制 [D]. 杭州:浙江大學, 2010.

[34] Marti E, Aumatell J, Godé L, et al. Nutrient retention efficiency in streams receiving inputs fromwastewater treatment plants [J]. Journal of Environmental Quality, 2004,33(1):285-293.

[35] Schulz M, K?hler J. A simple model of phosphorus retentionevoked by submerged macrophytes inlowland rivers [J]. Hydrobiologia, 2006,563(1):521-525.

[36] 唐洪武,袁賽瑜,肖 洋.河流水沙運動對污染物遷移轉化效應研究進展 [J]. 水科學進展, 2014,25(1):139-147.

[37] 彭進平,逄 勇,李一平,等.水動力條件對湖泊水體磷素質量濃度的影響 [J]. 生態環境, 2003,12(4):388-392.

[38] Vilmin L, Aissa-Grouz N, Garnier J, et al. Impact of hydrosedimentary processes on the dynamics of soluble reactive phosphorus in the Seine River [J]. Biogeochemistry, 2015,122 (2/3):229-251.

致謝：本實驗的現場采樣及測試工作由大理學院李德品等協助完成,在此表示感謝.

Contrasting spatial distribution of the emission and export of phosphorus loss froma typical watershed in Yunnan Plateau Lakes Area.

LI Wen-chao1,2, ZHAI Li-mei1,2, LIU Hong-bin1,2*, LEI Qiu-liang1,2, ZHANG Liang3, LIU Shen1,2,REN Tian-zhi4, HU Wan-li5, FU Bin5
(1.Key Laboratory of Nonpoint Pollution Control, Ministry of Agriculture, Beijing 100081, China；2.Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China；3.Institute of Geodesy and Geophysics, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430077, China；4.Institute of Agro-Environmental Protection, Ministry of Agriculture, Tianjin 300191, China；5.Institute of Agricultural Environment and Resources, Yunnan Academy of Agricultural Sciences, Kunming 650205, China). China Environmental Science, 2017,37(2)：711～719

Understanding the spatial distribution of phosphorus (P) loss is of value to identify the critical source areas (CSAs) for diffuse pollution control, but little is known about difference between the emission amount thatemitted to the reach and export amount that exported out fromreach. Taking Fengyu River watershed, a typical sub-basin of Erhai Lake basin in Yunnan plateau lake area, as the case study area, this work studied on the spatial distribution of the emission and export of P loss using SWAT, furthermore, evaluated the role of P delivery through the reaches in the spatial distribution of P loss. High emission intensity of total Ploss was mostly located in the hydrological sensitive areas or soil erosion sensitive areas with slope arable lands. The highest emission intensity of total Ploss was 1.52～1.82kg/hm2. Moreover, the delivery process of emitted P toreaches decreased the distribution area of the highest export intensity of total P. The highest export intensity of total Ploss reduced to bethe soil erosion sensitive area. The retention coefficients of reaches in different sub-watersheds ranged from-25.6% to 21.6% because of the variation of transporting processes between sub-watersheds, which changed the spatial features of P loss.

watershed；diffusephosphorus loss；transporting process；spatial distribution；SWAT

X143

A

1000-6923(2017)02-0711-09

李文超(1987-),男,河北石家莊人,博士研究生,主要從事流域氮磷循環與水文耦合過程研究.發表論文3篇.

2016-05-08

公益性行業(農業)科研專項(201303089),國家標準委科研項目《農村生態環境重要標準前期研究》

* 責任作者, 研究員, liuhongbin@caas.cn