王振華,朱 波,李青云(1.中國科學(xué)院成都山地災(zāi)害與環(huán)境研究所,四川 成都 610041；.長江科學(xué)院流域水環(huán)境研究所,湖北 武漢 430010；3.中國科學(xué)院研究生院,北京 100049)

不同土地利用方式下侵蝕泥沙中磷釋放風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

王振華1,2,3,朱 波1*,李青云2(1.中國科學(xué)院成都山地災(zāi)害與環(huán)境研究所,四川 成都 610041；2.長江科學(xué)院流域水環(huán)境研究所,湖北 武漢 430010；3.中國科學(xué)院研究生院,北京 100049)

采集紫色土丘陵區(qū)典型小流域不同土地利用方式(包括林地、水田、旱地、農(nóng)村居民點(diǎn)等)下的侵蝕泥沙和降雨徑流樣,測(cè)定泥沙的生物有效磷(Olsen P)、磷吸持飽和度(DPS)和降雨徑流的溶解性活性磷(SRP).結(jié)果表明,泥沙Olsen P和DPS與降雨徑流SRP平均濃度呈顯著的折線關(guān)系.通過折線模型計(jì)算出侵蝕泥沙磷釋放的風(fēng)險(xiǎn)閾值為Olsen P 32mg/kg和DPS 28%.當(dāng)泥沙Olsen P和DPS大于其閾值時(shí),磷向水體釋放的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)大大增加.不同土地利用方式下侵蝕泥沙中磷的釋放環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)差異顯著.農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙的磷釋放風(fēng)險(xiǎn)較大,是徑流水體的磷源,林地和水田溝渠泥沙是徑流水體的磷匯,旱地和綜合溝渠泥沙屬于潛在的磷釋放源.泥沙磷的釋放潛力取決于泥沙來源和泥沙理化性質(zhì).

土地利用；泥沙；磷；釋放閾值；風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

據(jù)報(bào)道,農(nóng)業(yè)源頭溝渠(以及河流)泥沙向水體釋放的磷,有可能成為下游水體的重要污染源[1-2].泥沙磷釋放的風(fēng)險(xiǎn)或潛力主要取決于泥沙理化性質(zhì)[5],以及磷素水平、吸附容量和吸持飽和度等磷素指標(biāo)[1,4-5].在特定的氣候和土壤條件下,泥沙理化性質(zhì)和磷素指標(biāo)受周邊土地利用方式影響顯著[6-7],因此,不同土地利用方式侵蝕泥沙的磷釋放風(fēng)險(xiǎn)可能不同.

評(píng)價(jià)泥沙磷釋放風(fēng)險(xiǎn)常見的指標(biāo)有泥沙生物有效磷(Olsen P)、磷吸附容量(PSC)、磷吸持飽和度(DPS)等.相同條件下,泥沙(土壤)磷素水平越高,其釋放風(fēng)險(xiǎn)越大;PSC越大,其釋放風(fēng)險(xiǎn)就越小[8].此外,國外學(xué)者通過研究泥沙(土壤)磷素水平和DPS與徑流水體中溶解性活性磷(SRP)之間的定量關(guān)系,建立數(shù)學(xué)模型(如折線模型等),求得泥沙磷釋放發(fā)生突變的臨界值[9-11],為評(píng)價(jià)泥沙磷的釋放風(fēng)險(xiǎn)提供了一個(gè)更為有效的工具.已有的數(shù)學(xué)模型大多是在室內(nèi)模擬試驗(yàn)條件下獲得的[12],可能不符合自然條件下的真實(shí)情況[13].因此,研究自然降雨條件下徑流的SRP與泥沙磷素水平和DPS的定量關(guān)系,對(duì)評(píng)價(jià)源頭不同土地利用方式下侵蝕泥沙的磷釋放風(fēng)險(xiǎn)可能更具指導(dǎo)意義.

紫色土丘陵區(qū)處于長江上游生態(tài)屏障的最前沿,是長江流域及三峽水庫水環(huán)境的重要影響區(qū)[14].本研究選擇紫色土丘陵區(qū)的典型小流域內(nèi),以不同土地利用方式(包括林地、水田、旱坡地、農(nóng)村居民點(diǎn)以及復(fù)合土地利用支溝)下的侵蝕泥沙和對(duì)應(yīng)的降雨徑流為實(shí)驗(yàn)材料,通過建立Olsen P、DPS與降雨徑流SRP的定量關(guān)系,確定泥沙磷釋放的風(fēng)險(xiǎn)閾值,評(píng)價(jià)不同土地利用方式下侵蝕泥沙的磷釋放風(fēng)險(xiǎn),為紫色土丘陵區(qū)非點(diǎn)源磷污染控制和三峽庫區(qū)水環(huán)境保護(hù)提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于四川省鹽亭縣林山鄉(xiāng)截流村,簡(jiǎn)稱截流小流域(31°16′N,105°28′E) (圖 1),地處嘉陵江一級(jí)支流涪江的支流—彌江和湍江的分水嶺上,海拔 400～600m,面積約 36hm2.屬中亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候,年平均氣溫17.3,℃多年平均降雨量 826mm[14].土壤為石灰性紫色土,質(zhì)地為中壤,大多是砂、頁、泥巖風(fēng)化形成的幼年土,結(jié)構(gòu)性差,有機(jī)質(zhì)含量低.主要植被為柏木(Cupressus funebris),主要農(nóng)作物有水稻、玉米、小麥、甘薯和油菜等.土地利用類型為旱地 15.64hm2,水田3.93hm2,林地 12.14hm2,其他用地 2.93hm2[15].研究主要依托中國科學(xué)院鹽亭紫色土農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗(yàn)站(簡(jiǎn)稱鹽亭試驗(yàn)站).

圖1 溝渠和采樣點(diǎn)分布示意Fig.1 Sketch map of studying area and sampling locations of ditch sediments

1.2 野外采樣與觀測(cè)

選擇截流小流域的 5條源頭溝渠,即林地溝渠(D1)、水田溝渠(D2)、旱地溝渠(D3)、居民點(diǎn)溝渠(D4)和綜合溝渠(D5).溝渠的具體地理分布和基本特征見圖1和表1.于2009年4月采集了各溝渠的侵蝕泥沙,分別代表不同來源的泥沙.為保證采樣點(diǎn)能夠代表溝渠泥沙的特性,溝渠泥沙采樣采用分段采集的方法:除在綜合溝渠的沿程采集了 5個(gè)樣品外,其他類型溝渠按溝渠上部、中部和下部分別采集 3個(gè)樣品.根據(jù)隨機(jī)采樣原理采集,在溝渠泥沙沉積物表層(0～10cm)采集多點(diǎn)混合樣,以減少誤差.樣品帶回試驗(yàn)室,迅速測(cè)定鮮樣的 Olsen P.然后將泥沙風(fēng)干,去除雜質(zhì),研磨,過2mm篩,裝袋備用.

表1 溝渠泥沙采樣點(diǎn)基本特征Table 1 Basic features of studied ditches, sampling sites and sediment sources

2009年4～9月監(jiān)測(cè)了上述溝渠(林地、水田、旱地、居民點(diǎn)和綜合溝渠)3次典型的降雨徑流水樣.水樣采集點(diǎn)與泥沙采樣點(diǎn)的位置一致.降雨產(chǎn)流后即開始采集,時(shí)間間隔視流量變化在1min～1h內(nèi)變化,至降雨產(chǎn)流結(jié)束.統(tǒng)一用秒表精確記錄采樣時(shí)刻和采樣歷時(shí),并記錄采樣時(shí)間內(nèi)的流量.取均勻混合水樣約500mL裝入聚乙烯瓶中,帶回實(shí)驗(yàn)室后量取水樣的準(zhǔn)確體積,貯存 4℃冰箱中待分析.

1.3 試驗(yàn)方法與測(cè)定

1.3.1 泥沙理化性質(zhì)測(cè)定 用 pH計(jì)測(cè)定泥沙pH值(水土比=2.5:1).根據(jù)Strokes定律用比重法測(cè)定顆粒組成(黏粒≤0.002mm,0.002mm＜粉?！?.05mm,0.05mm＜砂粒≤2mm).以0.2mol/L草酸-草酸銨緩沖液(pH 3.0～3.2)提取和測(cè)定活性鐵鋁氧化物.中和滴定法測(cè)CaCO3含量.重鉻酸鉀法測(cè)有機(jī)質(zhì)含量.0.5mol/L NaHCO3(pH 8.5)測(cè)Olsen P.高氯酸消化法測(cè)總磷.每個(gè)理化指標(biāo)測(cè)3個(gè)重復(fù),具體測(cè)定方法和步驟參見《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[16].

1.3.2 泥沙磷釋放的風(fēng)險(xiǎn)指標(biāo)測(cè)定 Olsen P測(cè)定:在水土比20:1和25℃下,用0.5mol/L NaHCO3溶液20mL (pH 8.5),振蕩30min,離心、過濾(0.45μm),測(cè)定上清液磷濃度,磷提取量即為 Olsen P.DPS測(cè)定:DPS是一個(gè)融合了泥沙磷素水平和吸附容量PSC的綜合指標(biāo),通常表示為磷素水平與PSC的比值[11].本研究中,DPS采用Olsen P與PSC百分比[17].磷吸附容量PSC采用簡(jiǎn)便快捷的單點(diǎn)磷吸持指數(shù)(PSI)來估算,PSI具體測(cè)定方法參見文獻(xiàn)[18].

1.3.3 水樣溶解性活性磷SRP測(cè)定 降雨徑流水樣經(jīng) 0.45μm 微孔濾膜過濾后,采用鉬銻抗比色-分光光度法測(cè)定SRP.

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

流量加權(quán)平均濃度(FWMC )用來評(píng)價(jià)降雨徑流事件中SRP的平均濃度[13],可按式(1)計(jì)算:

式中:Ct為水樣中 SRP濃度,mg/L;Qt為流量,m3/min;tΔ為取樣時(shí)間間隔,min.

徑流水的SRP加權(quán)平均濃度FWMC與泥沙Olsen P(或DPS)的關(guān)系用折線模型來描述[19],即兩條斜率有顯著差異(P＜0.05)的直線分別從兩側(cè)相交于拐點(diǎn)(d0),見式(2).參數(shù)值用非線性最小二乘法估計(jì).為了確保兩條直線在拐點(diǎn)處連接,把左邊直線的斜率用式(3)中的其他參數(shù)表示.方程采用SAS 8.1(SAS Institute Inc., 2001)統(tǒng)計(jì)分析軟件的NLIN程序計(jì)算.

式中: a0,a1,b0,b1為常數(shù);d0為拐點(diǎn).各參數(shù)的含義與取值參見文獻(xiàn)[21].

所有數(shù)據(jù)的方差分析(ANOVA)、相關(guān)分析及方程擬合等由Excel 2003和SPSS 12.0完成;由Origin 8.0和Excel 2003完成作圖;不同土地利用方式侵蝕泥沙之間差異采用最小顯著差異(LSD)法進(jìn)行多重比較.

2 結(jié)果與討論

2.1 泥沙理化性質(zhì)

表 2給出了供試溝渠泥沙基本理化性質(zhì).泥沙pH范圍7.3 ～ 8.2,說明泥沙為堿性;砂粒、粉粒和黏粒的含量分別為 22.4%～55.5%、27.5%～48.5%和17.0%～29.6%;有機(jī)質(zhì)含量0.5%～ 4.5%;CaCO3含量 45.1～113.9g/kg;草酸銨提取的活性鐵鋁氧化物含量之和為 21.1～78.2mmol/kg.多重比較結(jié)果表明,不同溝渠的泥沙理化性質(zhì)差異顯著(表2),說明這幾條溝渠的泥沙來源不同.

表2 不同土地利用方式侵蝕泥沙的理化性質(zhì)Table 2 Physiochemical properties of the ditch sediments from different land uses

溝渠泥沙理化性質(zhì)受周圍土地利用方式影響顯著.溝渠 D4的泥沙主要來源于農(nóng)村居民點(diǎn),由于不透水地面(如硬化路面等)面積大,從居民點(diǎn)沖刷下來的物質(zhì)多為石礫或砂粒,所以農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙中黏粒、粉粒和有機(jī)質(zhì)含量都較低.林地土壤受人為活動(dòng)影響較少,相對(duì)風(fēng)化較慢,CaCO3含量較高,但枯枝落葉腐爛分解后,在土壤中形成大量腐殖質(zhì),所以林地溝渠(D1)泥沙中CaCO3和有機(jī)質(zhì)含量都較高.水田在長期淹水和農(nóng)作栽培條件下,土壤脫鈣作用強(qiáng)烈,因此水田溝渠(D2)泥沙中CaCO3含量較低.此外,有研究表明,長期淹水(還原條件)有利于活性(非晶形)鐵鋁氧化物存在,落干(氧化條件)則促進(jìn)非晶形鐵鋁氧化物向結(jié)晶態(tài)轉(zhuǎn)化[20-21].本研究中,水田溝渠(D2)常年處于淹水中,而其他溝渠處于一定的干濕交替條件下,尤其林地溝渠(D1)和旱地溝渠(D3)只在降雨徑流產(chǎn)生時(shí)才被淹水,因此,水田溝渠(D2)泥沙中活性鐵鋁氧化物含量最高,林地溝渠(D1)和旱地溝渠(D3)泥沙中活性鐵鋁氧化物含量最低.

2.2 泥沙磷釋放的風(fēng)險(xiǎn)閾值

將降雨徑流溶解性活性磷SRP的流量加權(quán)平均濃度FWMC分別與溝渠泥沙Olsen P和磷吸持飽和度 DPS進(jìn)行擬合(圖 2),擬合模型的參數(shù)值和相關(guān)系數(shù)見表 3.結(jié)果表明,徑流 SRP FWMC與溝渠泥沙Olsen P之間呈顯著的折線關(guān)系(圖2a).顯然,泥沙Olsen P值32mg/kg是徑流SRP FWMC發(fā)生較大轉(zhuǎn)變的臨界值或轉(zhuǎn)折點(diǎn)(圖2a).當(dāng)Olsen P值低于32mg/kg時(shí),徑流SRP濃度低于 0.066mg/L (水體 SRP臨界濃度,見表 3),當(dāng)Olsen P值高于32mg/kg時(shí),徑流SRP濃度則顯著增加.

與Olsen P類似,溝渠泥沙DPS與徑流SRP FWMC之間呈顯著的折線關(guān)系(圖 2b).從圖 2b可看出,28%是泥沙 DPS的臨界值.當(dāng)泥沙 DPS低于28%時(shí),徑流SRP濃度低于0.061mg/L(表3),當(dāng)DPS高于28%后,徑流SRP濃度顯著提高.

目前,國際上(如美國、荷蘭等國家)制定的地表水富營養(yǎng)化臨界濃度的上限值為0.10mg/ L[22-23].本研究中,與Olsen P和DPS臨界值相對(duì)應(yīng)的徑流SRP濃度值(0.061～0.066mg/L)尚低于引起水體富營養(yǎng)化的磷濃度上限值(0.10mg/L).但是,如果溝渠泥沙中磷水平超過其臨界值(如 Olsen P值32mg/kg、DPS值28%),溝渠降雨徑流SRP濃度就可能接近甚至超過0.10mg/L,從而導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn)增大.因此,可考慮嘗試將這些臨界值(Olsen P值32mg/kg和DPS值28%)作為評(píng)價(jià)紫色土丘陵區(qū)溝渠泥沙磷釋放的風(fēng)險(xiǎn)閾值.

圖2 溝渠降雨徑流SRP FWMC與泥沙Olsen P和DPS的關(guān)系(箭頭標(biāo)出臨界值)Fig.2 Relationship between the SRP FWMC in the drainage runoff and Olsen P and DPS in the sediments from the ditches(The critical value is indicated by the arrow)

表3 折線模型的參數(shù)值及溝渠降雨徑流SRP的臨界值Table 3 Parameter estimates for the fitted split-line models and critical concentration for SRP in drainage runoff

2.3 泥沙磷釋放風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

表4 不同土地利用方式侵蝕泥沙的平均Olsen P值和DPS值Table 4 Mean Olsen P and DPS in the sediments from different land uses

表 4列出了不同土地利用方式侵蝕泥沙的平均Olsen P值和DPS值.總體上,5種土地利用方式的溝渠泥沙 Olsen P水平順序?yàn)?居民點(diǎn)溝渠 D4 ＞ 綜合溝渠 D5 ≥ 旱地溝渠 D3 ＞ 水田溝渠D2 ≥ 林地溝渠D1;DPS值順序?yàn)?居民點(diǎn)溝渠D4 ＞ 旱地溝渠 D3 ≥綜合溝渠 D5 ＞ 林地溝渠D1≥水田溝渠D2.

居民點(diǎn)溝渠(D4)泥沙Olsen P和DPS值最高,分別為44.85mg/kg和39.9%,顯著高于泥沙Olsen P和DPS臨界值.這表明農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙是磷源,將不斷向水體釋放磷,直到泥沙Olsen P和DPS低于其臨界值.農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙較高的磷釋放風(fēng)險(xiǎn)與其生活排污中較高的溶解性磷濃度有關(guān)[24].當(dāng)泥沙表面大量吸附點(diǎn)位被溶解性磷占據(jù)時(shí),必然導(dǎo)致泥沙具有較高 DPS值.由此推測(cè),生活排污可能是造成農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙磷釋放的重要原因.

林地溝渠(D1)和水田溝渠(D2)泥沙的 Olsen P和DPS值都顯著低于其臨界值.這意味著林地溝渠(D1)和水田溝渠(D2)泥沙是徑流水體的磷匯,還有吸附徑流SRP的潛力.林地溝渠(D1)泥沙較低的Olsen P和DPS值與林地受人為活動(dòng)(如施肥)影響較少有關(guān),而水田溝渠(D2)泥沙較低DPS值很可能與泥沙較高的活性鐵鋁氧化物及黏粒含量有關(guān)(表2).因?yàn)榱椎哪嗌澄饺萘恐饕Q于活性鐵鋁氧化物含量[25-26],并與泥沙顆粒表面積呈正比[27],因此,相同磷素水平條件下,泥沙中活性鐵鋁氧化物和黏粒含量越高,磷吸附容量就越高,則DPS值就越低.

旱地溝渠(D3)泥沙的DPS值(26.4%)和綜合溝渠(D5)的 Olsen P(29.86mg/kg)略低于其臨界值,這表明旱地溝渠(D3)和綜合溝渠(D5)泥沙將成為潛在的磷釋放源.D3較高 DPS值可能與其較低的活性鐵鋁氧化物含量有關(guān)(表 2).D5較高Olsen P可能要?dú)w因于農(nóng)村居民點(diǎn)生活排污,因?yàn)镈4排放的徑流和泥沙最終進(jìn)入 D5,所以生活排污將影響到D5中泥沙磷的含量.

從上面的分析和比較可知,不同土地利用方式下侵蝕泥沙中磷釋放風(fēng)險(xiǎn)差異明顯.目前農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙是徑流水體的磷源,其釋放磷的風(fēng)險(xiǎn)較大,需要進(jìn)行控制;林地和水田溝渠泥沙是徑流水體的磷匯,可起到吸附、截留磷的作用;旱地和綜合溝渠屬于潛在的磷釋放源,應(yīng)引起重視,并給予合理管理.

3 結(jié)論

3.1 紫色土泥沙 Olsen P和 DPS與降雨徑流SRP FWMC呈顯著的折線關(guān)系.通過折線模型計(jì)算出侵蝕泥沙磷釋放的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)閾值為Olsen P 32mg/kg和DPS 28%.當(dāng)泥沙Olsen P和DPS大于其閾值時(shí),磷向水體釋放的風(fēng)險(xiǎn)大大增加.

3.2 不同土地利用方式下侵蝕泥沙中磷釋放風(fēng)險(xiǎn)差異顯著.農(nóng)村居民點(diǎn)溝渠泥沙的磷釋放風(fēng)險(xiǎn)較大,是徑流水體的磷源,需要采取控制措施.林地和水田溝渠泥沙是徑流水體的磷匯,可起到吸附水體磷的作用.旱地和綜合溝渠泥沙屬于潛在的磷釋放源,應(yīng)給予重視.

3.3 泥沙磷的釋放潛力取決于泥沙來源和泥沙理化性質(zhì),而泥沙理化性質(zhì)受周圍土地利用方式影響顯著.

[1] Nguyen L, Sukias J. Phosphorus fractions and retention in drainage ditch sediments receiving surface runoff and subsurface drainage from agricultural catchments in the North Island, New Zealand [J]. Agriculture Ecosystems and Environment, 2002,92:49-69.

[2] Sims J T, Simard R R, Joern B C. Phosphorus loss in agricultural drainage: historical perspective and current research [J]. Journal of Environmental Quality, 1998,27:277-293.

[3] Palmer-Felgate E J, Jarbie H P, Withers P J A, et al. Stream-bed phosphorus in paired catchments with different agricultural land use intensity [J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2009,134:53-66.

[4] Sallade Y E, Sims J T. Phosphorus transformation in the sediments of Delaware’s agricultural drainage ways: II. Effect of reducing conditions on phosphorus release [J]. Journal of Environmental Quality, 1997,26:1579-1588.

[5] Casson J P, Bennett D R, Nolan S C, et al. Degree of phosphorus saturation thresholds in manure-amended soils of Alberta [J].Journal of Environmental Quality, 2006,35:2212-2221.

[6] Fahnestock P, Lal R, Hall G F. Land use and erosional effects on two Ohio Alfisols: I. Soil properties [J]. Journal of Sustainable Agriculture, 1996,7:63-84.

[7] 陳伏生,曾德慧.耕種對(duì)沙地土壤全磷空間變異性的影響 [J].中國環(huán)境科學(xué), 2005,25(Suppl.):85-88.

[8] Li M, Hou Y L, Zhu B. Phosphorus sorption-desorption by purple soils of China in relation to their properties [J]. Australian Journal of Soil Research, 2007,45:182-189.

[9] McDowell R W, Sharpley A N, Brookes P C, et al. Relationship between soil test phosphorus and phosphorus release to solution[J]. Soil Science, 2001,166:137-149.

[10] B?rling K, Otabbong E, Barberis E. Soil variables for predicting potential phosphorus release in Swedish noncalcareous soils [J].Journal of Environmental Quality, 2004,33:99-106.

[11] Vadas P A, Kleinman P J A, Sharpley A N, et al. Relating soil phosphorus to dissolved phosphorus in runoff: A single extraction coefficient for water quality modeling [J]. Journal of Environmental Quality, 2005,34:572-580.

[12] Sharpley A N. Dependence of runoff phosphorus on extractable soil phosphorus [J]. Journal of Environmental Quality, 1995,24:920-926.

[13] Little J L, Nolan S C, Casson J P, et al. Relationships between soil and runoff phosphorus in small Alberta watersheds [J]. Journal of Environmental Quality, 2007,36:1289-1300.

[14] Zhu B, Wang T, Kuang F H, et al. Measurements of nitrate leaching from a hillslope cropland in the central Sichuan Basin,China [J]. Soil Science Society of America Journal, 2009,73:1419-1426.

[15] 朱 波,汪 濤,徐泰平,等.紫色丘陵區(qū)典型小流域氮素遷移及其環(huán)境效應(yīng) [J]. 山地學(xué)報(bào), 2006,24(5):601-606.

[16] 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法 [M]. 北京:中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[17] Westermann D T, Bjorneberg D L, Aase J K, et al. Phosphorus losses in furrow irrigation runoff [J]. Journal of Environmental Quality, 2001,30:1009-1015.

[18] Bache B W, Williams E G A. Phosphorus sorption index for soils[J]. European Journal of Soil Science, 1971,22:289-301.

[19] Nair V D, Portier K M, Graetz D A, et al. An environmental threshold for degree of phosphorus saturation in sandy soils [J].Journal of Environmental Quality, 2004,33:107-113.

[20] Sah R N, Mikkelsen D S. Sorption and bioavailablity of phosphorus during the drainage period of flooded-drained soils[J]. Plant Soil, 1986,92:265-278.

[21] Sah R N, Mikkelsen D S, Hafez A A. Phosphorus behavior in flooded-drained soils: III. Phosphorus description and availability[J]. Soil Science Society of America Journal, 1989,53:1729-1732.

[22] USEPA. Quality criteria for water, USEPA Rep. 440/5-86-001.[R]. USEPA, Office of Water Regulations and Standards. U.S.Gov. Print. Office (PB87–226759), 1986, Washington, DC.

[23] Schoumans O F, Groenendijk P. Modeling soil phosphorus levels and phosphorus leaching from agricultural land in the Netherlands [J]. Journal of Environmental Quality, 2000,29:111-116.

[24] 羅專溪,朱 波,王振華,等.川中丘陵區(qū)村鎮(zhèn)降雨特征與徑流污染物的相關(guān)關(guān)系 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2008,28(11):1032-1036.

[25] Ji-Hyock Y, Hee-Myong R, Woo-Jung C, et al. Phosphorus adsorption and removal by sediments of a constructed marsh in Korea [J]. Ecological Engineering, 2006,27:109-117.

[26] Luo Z X, Zhu B, Tang J L, et al. Phosphorus retention capacity of agricultural headwater ditch sediments under alkaline condition in purple soils area, China [J]. Ecological Engineering, 2009,35:57-64.

[27] Sharpley A N. The enrichment of soil phosphorus in runoff sediments [J]. Journal of Environmental Quality, 1980,9:521-526.

Risk assessment on phosphorus release from eroded sediments in different land uses.

WANG Zhen-hua1,2,3, ZHU Bo1*, LI Qing-yun2(1.Institute of Mountain Hazards and Environment, Chinese Academy of Sciences, Chengdu 610041,China；2.Department of Water Environment Research, Changjiang River Scientific Research Institute, Wuhan 430010,China；3.Graduate University of the Chinese Academy of Sciences, Beijing 100039, China). China Environmental Science,2011,31(3)：474～480

Samples of eroded sediments and storm runoff water were collected from 5 headwater ditches of forestry,agricultural, residential and mixed sub-catchment in a typical catchment of upper Yangtze River, located in hilly area of purple soil, Sichuan Basin. The Olsen P and degree of phosphorus saturation (DPS) of the eroded sediments and soluble reactive P (SRP) of runoff water were determined so as to evaluate potential of P release from eroded sediments. A significant split-line relationship of runoff water SRP between Olsen P and DPS of sediment was observed, and the changing points at 32mg/kg for Olsen P and 28% for DPS, respectively, were detected as critical values for evaluation of release risk of sediment P. If higher than the critical values, the risk of P release from the sediments would be greater. The P release risks of the eroded sediments originated from different land uses varied significantly. The sediment from residential area acted as a source of runoff water SRP, whereas, the sediments from forestry land and paddy field served as a sink of water P. The sediments from dry cropland and mixed sub-catchment acted as a potential source of water P. The potential for P release from the sediment was dependent on sediment sources and their physicochemical properties.

land use；eroded sediment；phosphorus；release threshold；risk assessment

X825

A

1000-6923(2011)03-0474-07

2010-07-23

中國科學(xué)院知識(shí)創(chuàng)新工程項(xiàng)目(KSCX2-YW-N-46-11);“水體污染控制與治理”專項(xiàng)課題(2009ZX07104-002)

* 責(zé)任作者, 研究員, bzhu@imde.ac.cn

王振華(1980-),男,河北省魏縣人,工程師,博士,主要從事流域面源污染機(jī)理與控制技術(shù)研究.發(fā)表論文10余篇.