宮殿林，洪 曦，曾冠軍，王 毅，左雙苗，劉新亮,吳金水

(1.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 410125；2.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站，湖南 長(zhǎng)沙 410125；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；4.湖南省土壤肥料研究所，湖南 長(zhǎng)沙 410125；5.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410128；6.湖南省水利廳，湖南 長(zhǎng)沙 410007)

亞熱帶典型農(nóng)業(yè)流域河流水質(zhì)多元線性回歸預(yù)測(cè)

宮殿林1,2,3，洪 曦4，曾冠軍5，王 毅1,2①，左雙苗6②，劉新亮1,2,吳金水1，2

(1.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 410125；2.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站，湖南 長(zhǎng)沙 410125；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；4.湖南省土壤肥料研究所，湖南 長(zhǎng)沙 410125；5.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410128；6.湖南省水利廳，湖南 長(zhǎng)沙 410007)

理解河流水體氮磷濃度與景觀格局之間的關(guān)系是流域水環(huán)境質(zhì)量科學(xué)管理的前提。選取湖南省長(zhǎng)沙縣石燕河流域，基于Pearson相關(guān)性分析、方差分解分析和多元線性回歸方法，研究景觀格局對(duì)流域出口水體氮磷濃度的影響并構(gòu)建氮磷濃度預(yù)測(cè)模型。結(jié)果表明，流域出口水質(zhì)長(zhǎng)期處于劣V類(lèi)，銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)、總氮(TN)、可溶性磷(DP)和總磷(TP)質(zhì)量濃度分別為5.67～22.46、0.76～2.85、13.41～45.55、0.86～5.00和1.99～9.94 mg·L-1；流域出口水體氮磷濃度與土地利用方式組成、景觀格局指數(shù)、人口和養(yǎng)殖密度相關(guān)性顯著(P<0.05)。流域出口水體TN和TP濃度與林地面積比例、養(yǎng)殖密度呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，與農(nóng)田、居民地面積比例和人口密度呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)；TN和TP濃度與景觀格局最大斑塊指數(shù)(LPI)呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，與景觀斑塊形狀指數(shù)(LSI)呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)；流域出口水體氮磷濃度可用土地利用方式組成(農(nóng)田、居民地、茶園)和景觀格局指數(shù)〔斑塊密度(PD)、LPI、LSI、蔓延度(CONTAG)、景觀分割度(DIVISION)〕的多元線性回歸模型預(yù)測(cè)(校正后R2為0.132～0.320)，且多元線性回歸模型對(duì)NO3--N濃度的預(yù)測(cè)效果最佳。研究結(jié)果可為亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)流域水環(huán)境保護(hù)與景觀合理規(guī)劃、利用和管理提供科學(xué)依據(jù)。

流域環(huán)境；氮磷；畜禽養(yǎng)殖；面源污染；土地利用

農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中產(chǎn)生的大量盈余氮磷養(yǎng)分常通過(guò)各種途徑遷移進(jìn)入水體環(huán)境,致使農(nóng)區(qū)氮磷面源污染威脅日漸嚴(yán)重，危害了農(nóng)村和農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展[1-2]。景觀格局可反映流域內(nèi)的人類(lèi)活動(dòng)與自然進(jìn)程,因而與流域內(nèi)水質(zhì)狀況密切相關(guān)[3]。從景觀生態(tài)學(xué)角度研究農(nóng)業(yè)流域景觀格局對(duì)河流水質(zhì)的影響,已經(jīng)成為水環(huán)境研究的熱點(diǎn)[4]。許多研究發(fā)現(xiàn)農(nóng)業(yè)流域中土地利用方式和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)與河流水體氮磷濃度顯著相關(guān),如森林面積比例下降、農(nóng)田面積比例提升和高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖等,都會(huì)導(dǎo)致河流水體氮磷濃度升高和氮磷化學(xué)形態(tài)變化[5-8]。WANG等[9]通過(guò)景觀格局指數(shù)解析了流域景觀格局特征與河流水體質(zhì)量的關(guān)系。歐洋[10]解析了影響地表水質(zhì)的關(guān)鍵景觀類(lèi)型與格局,辨析了不同因素對(duì)于景觀格局與水質(zhì)關(guān)系的影響。景觀格局與河流水環(huán)境質(zhì)量的關(guān)系并非一成不變,常因氣候、地形、土壤、植被和人類(lèi)干擾活動(dòng)而異[11-12]。劇烈的農(nóng)業(yè)活動(dòng)(比如畜禽養(yǎng)殖)可能會(huì)降低、掩蓋甚至逆轉(zhuǎn)流域內(nèi)原有景觀格局與河流水體氮磷濃度的相關(guān)關(guān)系[13-14]。

亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)流域畜禽養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達(dá),土地利用方式類(lèi)型眾多,徑流過(guò)程、水土流失機(jī)制、土壤水文過(guò)程以及養(yǎng)分和污染物遷移規(guī)律復(fù)雜多變,這些因素可能深刻影響流域景觀格局與河流水質(zhì)之間的關(guān)系。目前為止,對(duì)于高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖流域景觀格局與河流水質(zhì)關(guān)系的研究主要集中在北方平原地區(qū)[15-16],而對(duì)亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)流域的研究甚少。Pearson相關(guān)性分析和多元回歸分析是研究流域景觀格局和河流水環(huán)境質(zhì)量關(guān)系的常用方法。羅璇等[17]運(yùn)用Pearson相關(guān)性分析研究土地利用方式變化對(duì)流域碳氮輸出的影響,并構(gòu)建了基于土地利用方式預(yù)測(cè)河流水體碳氮濃度的多元線性回歸模型。王鵬舉[18]運(yùn)用相關(guān)性分析和多元線性回歸方法研究流域土地利用方式和景觀格局指數(shù)與水體氮磷濃度的關(guān)系,并預(yù)測(cè)水體氮磷濃度的變化。理解和量化高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖農(nóng)業(yè)流域景觀格局與水體質(zhì)量的關(guān)系是保護(hù)和治理流域水體污染的前提。研究選取亞熱帶具有高畜禽養(yǎng)殖強(qiáng)度的典型流域——湖南省長(zhǎng)沙縣石燕河流域,觀測(cè)流域出口水體銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)、總氮(TN)、可溶性磷(DP)和總磷(TP)濃度變化,明確亞熱帶丘陵區(qū)高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖農(nóng)業(yè)流域景觀格局對(duì)水體氮磷濃度的影響,為亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)流域水環(huán)境的治理、生態(tài)恢復(fù)和管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 流域基本特征

研究選取位于湖南省長(zhǎng)沙縣白沙鎮(zhèn)的石燕河流域(圖1),地理位置為北緯28°55′～28°59′,東經(jīng)113°26′～113°29′,流域總面積13.51 km2,海拔58～216 m,屬湘江一級(jí)支流撈刀河水系。流域所在區(qū)域年均降水量1 422 mm,降水多集中在4—10月,年平均蒸發(fā)量為1 272 mm,年平均氣溫為17.2 ℃,年均無(wú)霜期為274 d,年均日照時(shí)數(shù)為1 663 h,屬典型亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候區(qū)。流域地形地貌以低山丘陵為主。土壤為花崗巖發(fā)育的紅壤。流域內(nèi)水系起源于地勢(shì)較高的山坡林地,流經(jīng)農(nóng)田和溝渠等,最后匯入石燕河。

土地利用方式主要以林地和農(nóng)田為主,林地多分布于山坡,農(nóng)田主要分布在河谷和河漫灘等低洼平緩地帶。林地主要是次生馬尾松林(Pinusmassoniana)以及杉木(Cunninghamialanceolata)和油茶(Camelliaoleifera)人工林。農(nóng)田主要為雙季稻田,稻田年施肥量折合純氮為374 kg·hm-2·a-1,純磷為66 kg·hm-2·a-1。2015年對(duì)整個(gè)石燕河流域的人口與養(yǎng)殖情況調(diào)查結(jié)果表明,流域內(nèi)居民共計(jì)819戶,總?cè)丝跀?shù)為2 510。流域內(nèi)畜禽養(yǎng)殖主要以生豬為主,牲畜存欄總量約10 400 AU(AU為標(biāo)準(zhǔn)畜禽單元)。流域內(nèi)生豬飼養(yǎng)規(guī)模較大,但缺乏廢水處理設(shè)施,養(yǎng)殖廢水通常直接排入農(nóng)田、溝渠和溪流等。

1.2 景觀格局指數(shù)

2014年對(duì)石燕河流域水系和土地利用方式進(jìn)行野外調(diào)查后,選取流域內(nèi)9個(gè)出水口作為河流水體氮磷濃度監(jiān)測(cè)點(diǎn)(圖1)。以監(jiān)測(cè)點(diǎn)為子流域出口,基于流域數(shù)字高程模型(DEM),使用ArcGIS 10.0軟件直接分割每個(gè)子流域的邊界。流域土地利用方式圖由2014年研究區(qū)2.1 m分辨率的航拍圖(購(gòu)自浙江省第二測(cè)繪院)經(jīng)矢量化后得到(圖1)。流域土地利用方式分為森林、農(nóng)田、居民地、水體(如大型排水灌溉渠、河流和水庫(kù)等)和茶園5類(lèi)。為準(zhǔn)確識(shí)別較小的土地類(lèi)型斑塊(如小型水體),將土地利用方式矢量圖轉(zhuǎn)換為空間分辨率為5 m的柵格數(shù)據(jù),再用ArcGIS 10.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)。雖然表征流域景觀格局特征的指數(shù)眾多[19-20],由于景觀格局指數(shù)間的多重共線性和不同空間尺度斑塊的不規(guī)則性,并非所有景觀指數(shù)都是量化景觀格局特征的必要指數(shù)[21]。因此只選取其中9個(gè)必要的常用景觀格局指數(shù),包括斑塊密度(PD)、最大斑塊指數(shù)(LPI)、景觀斑塊形狀指數(shù)(LSI)、蔓延度(CONTAG)、斑塊凝聚度(COHESION)、景觀分割度(DIVISION)、景觀豐度(PR)、香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)和辛普森多樣性指數(shù)(SIDI)。景觀格局指數(shù)值采用FRAGSTATS 4.2軟件計(jì)算[22-23]。

1.3 流域出口水質(zhì)監(jiān)測(cè)與分析

2014年4月—2015年5月,在各子流域出口采集河流水樣進(jìn)行分析,水樣采集頻率為每10 d采集1次,共計(jì)采集水樣38次。水樣采集后立即送往實(shí)驗(yàn)室存儲(chǔ)在4 °C環(huán)境中。分析時(shí)將每個(gè)水樣均分成2份,一份采用堿性過(guò)硫酸鉀消解后,流動(dòng)分析儀(Auto Analyzer 3,SEAL Analytical,德國(guó))測(cè)定TN濃度,采用過(guò)硫酸鉀消解后,鉬銻抗(通常稱磷鉬藍(lán))分光光度法測(cè)定TP濃度;另一份水樣離心后取清液備用,采用流動(dòng)分析儀測(cè)定NH4+-N和NO3--N濃度,采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定DP濃度。

圖1 流域土地利用方式與水質(zhì)監(jiān)測(cè)點(diǎn)示意Fig.1 Land use types and water quality monitoring posts in the catchment

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

所有數(shù)據(jù)使用R軟件(http:∥www.r-project.org)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。首先,應(yīng)用Pearson相關(guān)性分析評(píng)價(jià)流域出口水體氮磷濃度與土地利用方式、景觀格局指數(shù)、人口和養(yǎng)殖密度的關(guān)系。然后使用方差分解分析(VPA法)[24-25],對(duì)影響流域出口水體氮磷濃度(對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化后)的土地利用方式、景觀格局指數(shù)、人口和養(yǎng)殖密度進(jìn)行分析,確定對(duì)流域出口水體氮磷濃度預(yù)測(cè)效果最佳的變量因子。VPA法采用R軟件的Varpart和Vegan程序來(lái)執(zhí)行數(shù)據(jù)的分析運(yùn)算,將影響流域出口水體氮磷濃度的變量劃分為土地利用方式、人口與養(yǎng)殖密度和景觀格局指數(shù)3類(lèi)變量組。利用Varpart和Vegan程序分析這3組變量對(duì)流域出口水體氮磷濃度的交互作用和解釋能力,利用殘差值來(lái)解釋選定變量對(duì)流域出口水體氮磷濃度的貢獻(xiàn)大小。

2 結(jié)果與分析

2.1 景觀格局特征

由表1可知，林地是各子流域內(nèi)面積比例最大的土地利用方式,子流域C4林地面積比例最低,為54.1%,子流域C1林地面積比例最高,為66.6%。農(nóng)田是各子流域內(nèi)第2大土地利用方式,子流域C2農(nóng)田面積比例最低,為26.0%,子流域C4農(nóng)田面積比例最高,為40.0%。居民用地、水體和茶園面積比例較小,分別只占流域總面積的3.4%、2.8%和0.7%。各子流域人口密度為1.4～2.1人·hm-2,子流域C4人口密度最大,子流域C2人口密度最小。各子流域養(yǎng)殖密度為2.0～43.2 AU·hm-2。

表1 流域土地利用方式組成、人口和養(yǎng)殖密度Table 1 Land use composition, and population and livestock densities in the catchment

AU為標(biāo)準(zhǔn)畜禽單元。

各子流域景觀格局指數(shù)值見(jiàn)表2。各子流域PD值在80.27～141.49 hm-2范圍內(nèi),其中子流域C5的PD值(80.27 hm-2)明顯低于其他子流域;子流域C2和C3的LPI值高于其他子流域;子流域C9、C7和C8的 LSI值高于其他子流域;各子流域的CONTAG值均高于55%,處于較高水平;子流域C3的DIVISION值小于其他子流域,僅為0.53;子流域C5的SHDI和SIDI值都較小,分別為0.78和0.49。

表2 流域景觀格局指數(shù)Table 2 Landscape pattern indices of the catchment

2.2 氮磷濃度與水質(zhì)評(píng)價(jià)

由圖2可見(jiàn)，各子流域ρ(NH4+-N)為(5.67±0.52)～(22.46±3.86) mg·L-1,子流域C2最高,C6最低;ρ(NO3--N)為(0.76±0.13)～(2.85±0.31) mg·L-1,子流域C5最高,C3最低;ρ(TN)分布與NH4+-N略有不同,子流域C2最高,C7最低,為(13.41±0.95)～(45.55±8.72) mg·L-1;ρ(DP)為(0.86±0.09)～(5.00±1.08) mg·L-1;ρ(TP)為(1.99±0.28)～(9.94±2.22) mg·L-1。DP和TP濃度分布與NH4+-N和TN略有不同,DP濃度為子流域C2最高,C7最低;TP濃度為子流域C2最高,C4最低。除NO3--N外,各子流域間的N和P濃度分布情況相似。

參照GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》,絕大部分子流域出口水體NH4+-N濃度處于劣Ⅴ類(lèi)范圍(圖3),尤其是子流域C2所有水樣NH4+-N濃度都超過(guò)劣Ⅴ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),子流域C1、C7、C8和C9中95%以上的水樣NH4+-N濃度超過(guò)劣Ⅴ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)。地表水樣中TN和TP污染情況極其嚴(yán)重,觀測(cè)期間所有水樣中TN濃度均超過(guò)劣Ⅴ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn),而99.5%的水樣TP濃度超過(guò)劣Ⅴ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)。

圖2 子流域出口水體氮磷濃度Fig.2 Nitrogen and phosphorus concentrations in the river water at the catchment outlets

水質(zhì)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)為GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》。所有水樣TN濃度均超過(guò)劣Ⅴ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)。圖3 流域出口河流水質(zhì)分級(jí)Fig.3 Grading of the river water at the catchment outlets in quality

2.3 氮磷濃度的Pearson相關(guān)性分析

Pearson相關(guān)性分析表明,林地、農(nóng)田、居民地、水體和茶園面積比例,人口以及養(yǎng)殖密度與各子流域出口水體氮磷濃度相關(guān)性達(dá)顯著水平(P<0.05或P<0.01,表3)。林地、水體和茶園面積比例以及養(yǎng)殖密度均與NH4+-N、TN、DP和TP濃度呈極顯著正相關(guān)(P<0.01),農(nóng)田面積比例和人口密度分別與NH4+-N、TN、DP和TP濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),而NO3--N濃度分別與農(nóng)田面積比例和人口密度呈顯著正相關(guān)(P<0.05或P<0.01),與林地面積比例呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05);居民地面積比例與所有氮磷組分濃度均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)。

各子流域出口水體氮磷濃度與流域景觀格局指數(shù)的相關(guān)性分析結(jié)果見(jiàn)表4。僅LPI、LSI值與所有氮磷組分濃度相關(guān)性顯著(P<0.05或P<0.01);CONTAG和PR值與除NO3--N外的其余氮磷組分濃度呈顯著正相關(guān)(P<0.05或P<0.01);SIDI值與除NO3--N外的其余氮磷組分濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01);PD值僅與NO3--N濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01);COHESION值分別與NH4+-N、TN和TP濃度呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05或P<0.01),DIVISION值與NO3--N濃度呈極顯著正相關(guān)(P<0.01),與TN和TP濃度呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05);SHDI值與NO3--N濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),與DP和TP濃度呈顯著正相關(guān)(P<0.05)。

2.4 氮磷濃度的多元線性回歸模型

由圖4可知,土地利用方式組成和景觀格局指數(shù)是預(yù)測(cè)流域出口水體氮磷濃度(對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化后)的最佳變量因子?；谧兞恳蜃娱g交互作用和解釋程度的原因，人口密度和養(yǎng)殖密度因子被剔除。

表3 流域出口水體氮磷濃度與土地利用方式、人口和養(yǎng)殖密度的Pearson相關(guān)性分析Table 3 Pearson correlation analysis of nitrogen and phosphorus concentrations in the river water at the catchment outlets with land use, and population and livestock densities

表中數(shù)據(jù)為相關(guān)系數(shù)。*表示在α=0.05水平顯著相關(guān);**表示在α=0.01水平極顯著相關(guān)。

表4 流域出口水體氮磷濃度與流域景觀格局指數(shù)的Pearson相關(guān)性分析Table 4 Pearson correlation analysis of nitrogen and phosphorus concentrations in the river water at the catchment outlets with landscape pattern indices

表中數(shù)據(jù)為相關(guān)系數(shù)。*表示在α=0.05水平顯著相關(guān);**表示在α=0.01水平極顯著相關(guān)。

PD—斑塊密度；LPI—最大斑塊指數(shù)；LSI—景觀斑塊形狀指數(shù)；CONTAG—蔓延度；DIVISION—景觀分割度。圖中數(shù)字代表土地利用類(lèi)型與景觀格局指數(shù)對(duì)氮磷變量的解釋率。圖4 基于方差分解分析方法確定預(yù)測(cè)流域出口水體氮磷濃度的最佳變量因子Fig.4 The most usable variables for predicting nitrogen and phosphorus concentrations in river water at the catchment outlets based on the variance decomposition analysis method

土地利用方式組成和景觀格局指數(shù)可解釋22.3%的流域出口水質(zhì)狀況,對(duì)NH4+-N、NO3--N、TN、DP和TP濃度的解釋程度在14.2%～32.2%之間。土地利用方式組成和景觀格局指數(shù)對(duì)NH4+-N濃度的解釋程度最低,僅為14.2%;對(duì)NO3--N濃度的解釋程度最高,達(dá)32.2%。以NO3--N濃度為例,景觀格局指數(shù)LPI和DIVISION值對(duì)NO3--N濃度的獨(dú)立解釋程度為24.7%,茶園與農(nóng)田面積比例的獨(dú)立解釋程度為3.4%,茶園、農(nóng)田面積比例以及LPI、DIVISION值的共同解釋僅占4.1%。

流域出口水體氮磷濃度(對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化后)可通過(guò)土地利用方式組成和景觀格局指數(shù)進(jìn)行預(yù)測(cè)(表5)。TN濃度可通過(guò)農(nóng)田、居民地和茶園面積比例以及LSI和CONTAG值預(yù)測(cè);TP濃度可通過(guò)農(nóng)田、居民地和茶園面積比例以及LPI、CONTAG和DIVISION值預(yù)測(cè)。NH4+-N和TN濃度多元線性回歸模型的預(yù)測(cè)效果一般,其校正R2為0.132和0.163;DP和TP濃度多元線性回歸模型的預(yù)測(cè)效果比NH4+-N和TN好,其校正R2為0.210和0.196;NO3--N濃度多元線性回歸模型的預(yù)測(cè)效果最好,其校正R2為0.320。

表5 流域出口水體氮磷濃度多元線性回歸預(yù)測(cè)模型Table 5 Multivariate linear regression model for prediction of nitrogen and phosphorus concentrations in river water at the catchments outlets

3 討論

該研究采用定期采樣方法觀測(cè)石燕河流域出口水體氮磷污染狀況,雖然會(huì)在一定程度上忽略短時(shí)間事件(如降雨-產(chǎn)流過(guò)程、農(nóng)田灌排)內(nèi)氮磷流失狀況,但能反映相對(duì)較長(zhǎng)時(shí)間內(nèi)的流域河流水質(zhì)變化狀況[7]。整個(gè)觀測(cè)期間,石燕河流域出口水體所有水樣中TN濃度均超過(guò)V類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn),而99.5%的水樣中TP濃度超過(guò)劣V類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn),表明河流水體存在嚴(yán)重的氮磷污染。

畜禽養(yǎng)殖和氮堿流失農(nóng)田是許多農(nóng)業(yè)流域水體氮磷的最主要來(lái)源[26]。石燕河流域畜禽養(yǎng)殖強(qiáng)度較大,流域出口水體中TN與TP 質(zhì)量濃度分別為13.41～45.55和1.99～9.94 mg·L-1,遠(yuǎn)高于王瓊等[13]在同一區(qū)域種植型農(nóng)業(yè)流域中的觀測(cè)結(jié)果(TN與TP 質(zhì)量濃度分別為0.88～5.39和0.08～0.25 mg·L-1)。農(nóng)田是氮磷循環(huán)的“源”,林地是流域氮磷循環(huán)的“匯”[27-28],許多研究表明流域河流水體氮磷濃度與農(nóng)田面積比例呈顯著正相關(guān),與林地面積比例呈顯著負(fù)相關(guān)[5,29]。但筆者的Pearson相關(guān)性分析表明,子流域出口水體氮磷濃度與農(nóng)田面積比例呈負(fù)相關(guān),而與林地面積比例呈正相關(guān),與已有文獻(xiàn)結(jié)果截然相反,表明高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖活動(dòng)可掩蓋和逆轉(zhuǎn)流域土地利用方式與河流氮磷濃度的關(guān)系。這種掩蓋和逆轉(zhuǎn)作用主要來(lái)自于畜禽養(yǎng)殖所帶來(lái)的高強(qiáng)度氮磷輸入,超過(guò)了流域生態(tài)系統(tǒng)的自凈功能(持留容量),影響了流域內(nèi)氮磷生物地球化學(xué)自然過(guò)程[30]。前期Pearson相關(guān)性分析表明,流域內(nèi)農(nóng)田面積比例與林地面積比例、居民地面積比例、人口密度相關(guān)性顯著。當(dāng)畜禽養(yǎng)殖掩蓋和逆轉(zhuǎn)河流水體氮磷濃度與林地或農(nóng)田面積比例的關(guān)系時(shí),也往往會(huì)影響水體氮磷濃度與其他土地利用方式和人口密度的關(guān)系。需要指明的是,筆者研究中茶園面積比例與流域出口氮磷濃度(除NO3--N外)呈顯著正相關(guān),這與石雯倩[31]在湯浦水庫(kù)流域的研究結(jié)果一致,這可能是由各子流域內(nèi)茶園面積比例較小且茶園在各子流域中分布不均勻造成的。

Pearson相關(guān)性分析結(jié)果表明,PD值僅與NO3--N濃度呈顯著負(fù)相關(guān)。PD是衡量景觀破碎化程度的重要指標(biāo),PD越大表明流域內(nèi)景觀斑塊數(shù)量越多,空間破碎化程度越高,農(nóng)田、居民地和茶園等排放的易溶性氮磷在流域內(nèi)的遷移路徑更復(fù)雜,滯留時(shí)間更長(zhǎng),更有利于氮磷污染物的攔截。趙軍等[32]指出,流域中氮磷污染物的來(lái)源和環(huán)境化學(xué)行為存在差異,會(huì)導(dǎo)致氮磷對(duì)景觀格局的響應(yīng)不同,如氮對(duì)景觀格局的響應(yīng)較磷更敏感,原因可能在于氮多受控于不同土地利用方式上的人類(lèi)活動(dòng),而磷的影響因素則更為復(fù)雜多樣。因此,筆者研究中PD值只與NO3--N濃度呈顯著負(fù)相關(guān)。LPI和LSI值與所有氮磷組分濃度都有顯著相關(guān)性,表明流域出口河流水質(zhì)受人為干擾強(qiáng)度和景觀斑塊復(fù)雜性的顯著影響,且人為干擾強(qiáng)度越大,景觀斑塊復(fù)雜性越強(qiáng),水質(zhì)越差。CONTAG、COHESION、DIVISION、PR和SIDI值與氮濃度相關(guān)性顯著,表明人為干擾活動(dòng)會(huì)使流域內(nèi)景觀斑塊的延展性變大,不同景觀的空間聯(lián)通性增強(qiáng),景觀分割程度降低,景觀豐度、空間異質(zhì)性和景觀斑塊的多樣性減小,降低作為污染“匯”的景觀斑塊對(duì)氮污染物的滯留、攔截和消納能力,從而提高流域出口水體NH4+-N和TN濃度。與影響氮素濃度的景觀格局指數(shù)不同的是,磷素濃度受景觀分割度DIVISION影響不顯著,但受各景觀類(lèi)型在整個(gè)景觀中的比例分布狀況(SHDI)影響顯著。李文杰[33]認(rèn)為景觀格局指數(shù)與地表水質(zhì)的關(guān)系受污染物“源”和“匯”景觀優(yōu)勢(shì)程度改變的影響，SHDI值越高,景觀斑塊類(lèi)型增多,各斑塊類(lèi)型比例的分布也趨于均衡,農(nóng)田、居民地和茶園等污染“源”景觀類(lèi)型在景觀中的優(yōu)勢(shì)度及主導(dǎo)作用也隨之增強(qiáng)。石燕河流域畜禽圈舍往往與住宅連成一體,在運(yùn)用GIS軟件識(shí)別景觀類(lèi)型和計(jì)算景觀格局指數(shù)時(shí),畜禽圈舍會(huì)被計(jì)入居民地類(lèi)型中。一旦作為流域重要磷“源”的居民地(生活污水和養(yǎng)殖廢水)的主導(dǎo)作用增強(qiáng),SHDI值與流域出口磷濃度的相關(guān)性必定增強(qiáng)。這也表明人為干擾活動(dòng)會(huì)導(dǎo)致流域各景觀類(lèi)型之間不能有效地協(xié)同進(jìn)行對(duì)氮磷污染物的攔截和消納。

方差分解分析結(jié)果表明,土地利用方式組成和景觀格局指數(shù)是預(yù)測(cè)流域出口水體氮磷濃度的最佳變量因子。在進(jìn)行多元回歸方程預(yù)測(cè)時(shí),多變量因素之間存在的多重共線性會(huì)影響回歸方程對(duì)水質(zhì)預(yù)測(cè)的準(zhǔn)確性。筆者選用的方差分解法可有效降低變量因子之間因多重共線性而導(dǎo)致的預(yù)測(cè)結(jié)果不確定性。許多流域水質(zhì)預(yù)測(cè)往往采用基于物理過(guò)程意義的流域環(huán)境過(guò)程模型(如WASP、SWAT和AGNPS等)[34],但是這些模型參數(shù)需求過(guò)多,運(yùn)算繁瑣,預(yù)測(cè)結(jié)果不確定性強(qiáng),因而限制了它們?cè)谄胀ㄍ恋厥褂谜?、土地管理者以及政府機(jī)構(gòu)基于流域景觀規(guī)劃保護(hù)水環(huán)境的實(shí)踐操作過(guò)程中的應(yīng)用。多元線性回歸方程的結(jié)果表明,流域出口水體氮磷濃度可采用土地利用方式組成和景觀格局指數(shù)進(jìn)行較準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)。然而,不同流域的氣候條件、水文條件、地形特征和經(jīng)濟(jì)文化狀況等具有明顯的特異性,不能生搬硬套地將該研究的預(yù)測(cè)模型應(yīng)用在其他流域上。該研究的最大意義在于著重強(qiáng)調(diào)了流域景觀格局及其人類(lèi)干擾活動(dòng)對(duì)流域河流水質(zhì)的特異性影響,并對(duì)運(yùn)用方差分解分析和多元線性回歸方程預(yù)測(cè)流域河流水質(zhì)的方法進(jìn)行了嘗試。

多元線性回歸預(yù)測(cè)模型強(qiáng)調(diào)了土地利用方式和景觀格局對(duì)流域地表水環(huán)境質(zhì)量的重要性,但并不是說(shuō)畜禽養(yǎng)殖和人口密度對(duì)流域水環(huán)境質(zhì)量不重要。許多研究表明,對(duì)于高畜禽養(yǎng)殖農(nóng)業(yè)流域河流水體氮磷污染,應(yīng)依據(jù)流域養(yǎng)殖承受能力進(jìn)行限制飼養(yǎng),開(kāi)展養(yǎng)殖業(yè)廢棄物的無(wú)害化處理、耕地對(duì)養(yǎng)殖廢棄物的消納和利用等方面工作[35-36]。雖然該研究對(duì)亞熱帶高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖農(nóng)業(yè)流域中景觀格局與河流水質(zhì)的特殊關(guān)系進(jìn)行了定量研究,但沒(méi)有深入理解流域景觀格局指數(shù)變量因子對(duì)氮磷污染物輸入、遷移和消納的關(guān)鍵作用過(guò)程和機(jī)理。因此,需進(jìn)一步研究景觀格局指數(shù)與氮磷污染物遷移過(guò)程的定量關(guān)系,以便更好地為亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)流域水體環(huán)境保護(hù)和土地/產(chǎn)業(yè)規(guī)劃、應(yīng)用、調(diào)整提供科學(xué)依據(jù)。

4 結(jié)論

(1)觀測(cè)期間流域出口水體氮磷濃度長(zhǎng)期處于劣Ⅴ類(lèi),存在較為嚴(yán)重的氮磷污染。

(2)高畜禽養(yǎng)殖農(nóng)業(yè)流域出口水體氮磷濃度與土地利用方式組成、景觀格局指數(shù)、人口和養(yǎng)殖密度相關(guān)性顯著(P<0.05或P<0.01)。

(3)高強(qiáng)度畜禽養(yǎng)殖活動(dòng)會(huì)掩蓋甚至逆轉(zhuǎn)流域內(nèi)原有土地利用方式和景觀格局指數(shù)與河流水體氮磷濃度的關(guān)系。

(4)流域出口水體氮磷濃度可基于農(nóng)田、居民地、茶園面積比例和景觀格局指數(shù)PD、LPI、LSI、CONTAG和DIVISION,利用多元線性回歸方程進(jìn)行較為準(zhǔn)確的預(yù)測(cè)。

[1] 張水龍,莊季屏.農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染研究現(xiàn)狀與發(fā)展趨勢(shì)[J].生態(tài)學(xué)雜志,1998,17(6):51-55.[ZHANG Shui-long,ZHUANG Ji-ping.Current Situation and Development Tendency of Researches of Non-Point Source Pollution in Agriculture[J].Chinese Journal of Ecology,1998,17(6):51-55.]

[2] ONGLEY E D,ZHANG X L,YU T.Current Status of Agricultural and Rural Non-Point Source Pollution Assessment in China[J].Environmental Pollution，2010,158(5):1159-1168.

[3] 韓黎陽(yáng),黃志霖,肖文發(fā),等.三峽庫(kù)區(qū)蘭陵溪小流域土地利用及景觀格局對(duì)氮磷輸出的影響[J].環(huán)境科學(xué),2014,35(3):1091-1097.[HAN Li-yang，HUANG Zhi-lin,XIAO Wen-fa,etal.Effects of Land Use and Landscape Pattern on Nitrogen and Phosphorus Exports in Lanlingxi Watershed of the Three Gorges Reservoir Area,China[J].Environmental Science,2014,35(3):1091-1097.]

[4] 劉麗娟,李小玉,何興元.流域尺度上的景觀格局與河流水質(zhì)關(guān)系研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31(19):5460-5465.[LLU Li-juan,LI Xiao-yu,HE Xing-yuan.Advances in the Studying of the Relationship Between Landscape Pattern and River Water Quality at the Watershed Scale[J].Acta Ecologica Sinica,2011,31(19):5460-5465.]

[5] 李兆富,楊桂山,李恒鵬.西苕溪流域土地利用對(duì)氮素輸出影響研究[J].環(huán)境科學(xué),2006,27(3):498-502.[LI Zhao-fu,YANG Gui-shan,LI Heng-peng.Effects of Land Use on Nitrogen Export in Xitiaoxi Watershed[J].Environmental Science,2006,27(3):498-502.]

[6] BOUMAN B,LAMPAYAN R M,TUONG T P.Water Management in Irrigated Rice：Coping With Water Scarcity[M].Laguna,Philippines:International Rice Research Institute,2007：50-53.

[7] WANG Y,LI Y,LIU F,etal.Linking Rice Agriculture to Nutrient Chemical Composition,Concentration and Mass Flux in Catchment Streams in Subtropical Central China[J].Agriculture,Ecosystems & Environment,2014,184:9-20.

[8] 馮倩,許小華,劉聚濤,等.鄱陽(yáng)湖生態(tài)經(jīng)濟(jì)區(qū)畜禽養(yǎng)殖污染負(fù)荷分析[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2014,30(2):162-166.[FENG Qian,XU Xiao-hua,LIU Ju-tao,etal.Pollution Load of Animal Breeding in Poyang Lake Ecological Economic Zone[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2014,30(2):162-166.]

[9] WANG Y,LI Y,LIU X L,etal.Relating Land Use Patterns to Stream Nutrient Levels in Red Soil Agricultural Catchments in Subtropical Central China[J].Environmental Science and Pollution Research,2014,21(17):10481-10492.

[10]歐洋.密云水庫(kù)上游流域多尺度景觀與水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系研究[D].北京:首都師范大學(xué),2011.[OU Yang.A Study on the Relationship Between Multi-Scale Landscapes and River Water Quality Response in the Miyun Reservoir Upper Watershed[D].Beijing:Capital Normal University,2011.]

[11]李艷利,李艷粉,徐宗學(xué),等.渾太河上游流域河岸緩沖區(qū)景觀格局對(duì)水質(zhì)的影響[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2015,31(1):59-68.[LI Yan-li,LI Yan-fen,XU Zong-xue,etal.Impact of Landscape Pattern of Riparian Buffers on Water Quality in the Upper Reaches of Huntai River Basin[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2015,31(1):59-68.]

[12]任璘婧,郭文永,李秀珍,等.長(zhǎng)江口灘涂濕地景觀變化對(duì)N、P營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)凈化潛力的影響[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2014,30(2):220-227.[REN Lin-jing,GUO Wen-yong,LI Xiu-zhen,etal.Impacts of Changes in Landscape of Tidal Wetlands on Potential of the Wetlands Purifying Nitrogen and Phosphorus in Water at the Yangtze Estuarine[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2014,30(2):220-227.]

[13]王瓊,姜德娟,于靖,等.小清河流域氮磷時(shí)空特征及影響因素的空間與多元統(tǒng)計(jì)分析[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2015,31(2):137-145.[WANG Qiong,JIANG De-juan,YU Jing,etal.Spatio-Temporal Distribution of Nitrogen and Phosphorus and Spatial and Multi-Variable Statistical Analysis of Its Impacting Factors in Xiaoqinghe Watershed[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2015,31(2):137-145.]

[14]KRUPA M,TATE K W,VAN KESSEL C,etal.Water Quality in Rice-Growing Watersheds in a Mediterranean Climate[J].Agriculture,Ecosystems & Environment,2011,144(1):290-301.

[15]李帷,李艷霞,楊明,等.北京市畜禽養(yǎng)殖的空間分布特征及其糞便耕地施用的可達(dá)性[J].自然資源學(xué)報(bào),2010,25(5):746-755.[LI Wei,LI Yan-xia,YANG Ming,etal.Spatial Distribution of Livestock and Poultry Production and Land Application Accessibility of Animal Manure in Beijing[J].Journal of Natural Resources,2010,25(5):746-755.]

[16]李帷,李艷霞,張豐松,等.東北三省畜禽養(yǎng)殖時(shí)空分布特征及糞便養(yǎng)分環(huán)境影響研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2007,26(6):2350-2357.[LI Wei,LI Yan-xia,ZHANG Feng-song,etal.The Spatial and Temporal Distribution Features of Animal Production in Three Northeast Provinces and the Impacts of Manure Nutrients on the Local Environment[J].Journal of Agro-Environment Science,2007,26(6):2350-2357.]

[17]羅璇,史志華,尹煒,等.小流域土地利用結(jié)構(gòu)對(duì)氮素輸出的影響[J].環(huán)境科學(xué),2010,31(1):58-62.[LUO Xuan,SHI Zhi-hua,YIN Wei,etal.Effects of Land Use Structure on Nitrogen Export in Hujiashan Watershed of Danjiangkou Reservoir Area,China[J].Environmental Science,2010,31(1):58-62.]

[18]王鵬舉.基于土地利用結(jié)構(gòu)與景觀格局的小流域氮、磷、碳輸出特征分析[D].武漢:華中農(nóng)業(yè)大學(xué),2012.[WANG Peng-ju.The Export Characteristics of Nitrogen Phosphorus and Carbon Based on Landuse Structure and Landscape Pattern[D].Wuhan:Huazhong Agricultural University,2012.]

[19]O′N(xiāo)EILL R V,KRUMMEL J R,GARDNER R H,etal.Indices of Landscape Pattern[J].Landscape Ecology,1988,1(3):153-162.

[20]ZHOU T,WU J G,PENG S.Assessing the Effects of Landscape Pattern on River Water Quality at Multiple Scales:A Case Study of the Dongjiang River Watershed,China[J].Ecological Indicators,2012,23:166-175.

[21]LEE S W,HWANG S J,LEE S B,etal.Landscape Ecological Approach to the Relationships of Land Use Patterns in Watersheds to Water Quality Characteristics[J].Landscape and Urban Planning,2009,92(2):80-89.

[22]MCGARIGAL K,MARKS B J.Fragstats:Spatial Pattern Analysis Program for Quantifying Landscape Structure[Z].Portland:USDA Forest Service,Pacific Northwest Research Station,General Technical Report PNW-GTR-351，1995.

[23]MCGRIGAL K.FRAGSTATS Help[EB/OL].[2016-06-01].http:∥www.umass.edu/landeco/research/fragstats/documents/fragstats.help.4.pdf.

[24]BORCARD D,LEGENDRE P,DRAPEAU P.Partialling out the Spatial Component of Ecological Variation[J].Ecology,1992,73(3):1045-1055.

[25]LI Y,WU J S,SHEN J L,etal.Soil Microbial C∶N Ratio Is a Robust Indicator of Soil Productivity for Paddy Fields[J].Scientific Reports,2016,6:352-366.

[26]李靜,閔慶文,李文華,等.太湖流域平原河網(wǎng)區(qū)農(nóng)業(yè)污染研究:以常州市和宜興市為例[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2014,30(2):167-173.[LI Jing,MIN Qing-wen,LI Wen-hua,etal.Agricultural Pollution of the River-Netted Plain Areas in the Taihu Lake Basin:A Case Study of Changzhou and Yixing[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2015,31(2):167-173.]

[27]晏維金,尹澄清,孫濮,等.磷氮在水田濕地中的遷移轉(zhuǎn)化及徑流流失過(guò)程[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),1999,10(3):312-316.[YAN Wei-jin,YIN Cheng-qing,SUN Pu,etal.Phosphorus and Nitrogen Transfers and Runoff Losses From Rice Field Wetlands of Chaohu Lake[J].Chinese Journal of Applied Ecology,1999,10(3):312-316.]

[28]湯家喜,孫麗娜,孫鐵珩,等.河岸緩沖帶對(duì)氮磷的截留轉(zhuǎn)化及其生態(tài)恢復(fù)研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2012,21(8):1514-1520.[TANG Jia-xi,SUN Li-na,SUN Tie-heng,etal.Research Advances on Retaining and Transformation of N and P and Ecological Restoration of Riparian Buffer Zone[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(8):1514-1520.]

[29]BAKER A.Land Use and Water Quality[J].Hydrological Processes,2006,17(12):2499-2501.

[30]王美慧,周腳根,韓增,等.亞熱帶典型小流域磷收支及流失特征對(duì)比研究[J].自然資源學(xué)報(bào),2016,31(2):321-330.[WANG Mei-hui,ZHOU Jiao-gen,HAN Zeng,etal.Comparison on Phosphorus Budgets in Two Typical Subtropical Small Watersheds of China[J].Journal of Natural Resources,2016,31(2):321-330.]

[31]石雯倩.湯浦水庫(kù)流域水質(zhì)變化及污染物總量控制模擬[D].杭州:浙江大學(xué),2014.[SHI Wen-qian.Modeling About Hydrochemical Variation of Tangpu Reservoir Watershed and Total Pollution Amount Control[D].Hangzhou:Zhejiang University,2014.]

[32]趙軍,楊凱,邰俊,等.區(qū)域景觀格局與地表水環(huán)境質(zhì)量關(guān)系研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31(11):3180-3189.[ZHAO Jun,YANG Kai,TAI Jun,etal.Review of the Relationship Between Regional Landscape Pattern and Surface Water Quality[J].Acta Ecologica Sinica,2011,31(11):3180-3189.]

[33]李文杰.梁子湖流域土地利用變化對(duì)流域水環(huán)境的影響[D].武漢:華中師范大學(xué),2009.[LI Wen-jie.The Impact on Water Environment Due to Land Use Change of Liangzi Lake Watershed[D].Wuhan:Central China Normal University,2009.]

[34]朱瑤,梁志偉,李偉,等.流域水環(huán)境污染模型及其應(yīng)用研究綜述[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2013,24(10):3012-3018.[ZHU Yao,LIANG Zhi-wei,LI Wei,etal.Watershed Water Environment Pollution Models and Their Applications:A Review[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2013,24(10):3012-3018.]

[35]孟岑,李裕元,許曉光,等.亞熱帶流域氮磷排放與養(yǎng)殖業(yè)環(huán)境承載力實(shí)例研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013,33(2):635-643.[MENG Cen,LI Yu-yuan,XU Xiao-guang,etal.A Case Study on Non-Point Source Pollution and Environmental Carrying Capacity of Animal Raising Industry in Subtropical Watershed[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2013,33(2):635-643.]

[36]孟祥海.中國(guó)畜牧業(yè)環(huán)境污染防治問(wèn)題研究[D].武漢:華中農(nóng)業(yè)大學(xué),2014.[MENG Xiang-hai.Study on Prevention Problem of China Livestock Environmental Pollution[D].Wuhan:Huazhong Agricultural University,2014.]

(責(zé)任編輯：許 素)

Prediction of Water Quality in Rivers in Agricultural Regions Typical of Subtropics in China Using Multivariate Linear Regression Model.

GONGDian-lin1，2，3，HONGXi4，ZENGGuan-jun5，WANGYi1,2，ZUOShuang-miao6，LIUXin-liang1,2，WUJin-shui1,2

(1.Key Laboratory of Agro-Ecological Processes in Subtropical Region, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125， China;2.Changsha Research Station for Agricultural & Environmental Monitoring, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences， Changsha 410125， China;3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049， China;4.Hunan Institute of Soil and Fertilizer, Changsha 410125， China;5.College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University， Changsha 410128， China;6.Hunan Provincial Water Resources Bureau， Changsha 410007， China)

Knowledge about relationships of nitrogen (N) and phosphorus (P) concentrations in river water with landscape pattern is the premise of scientific management of catchment water environment. Shiyan River Catchment, in Changsha County, Hunan Province was selected as the object and Pearson correlation analysis, variation partitioning analysis, and multivariable linear regression analysis were applied to the exploration of effects of land use on N and P concentrations in river water at the catchment outlets and development of a model for predicting quality of the river water. Results show that 1) the water in the outlets has long been ruled into the category of Grade V minus in quality, as specified in the National Standard for Surface Water Quality (GB 3838-2002), with the concentration of ammonium-N (NH4+-N), nitrate-N (NO3--N), total-N (TN), dissolved-P (DP), and total-P (TP) varying in the range of 5.67-22.46, 0.76-2.85, 13.41-45.55, 0.86-5.00, and 1.99-9.94 mg·L-1, respectively; 2) N and P concentrations in the river water at the outlets of the catchment were significantly related to land use, landscape, population and livestock density (P<0.05), significantly and positively to proportion of forest land in area, and livestock density, and significantly and negatively to proportions of farmland and residential settlement in area, and population density. Besides they were also significantly and positively related to landscape maximum plaque index (LPI), and negatively to landscape shape index (LSI); 3) N and P concentrations in the river water could be predicted through analysis of land use patterns (farmland, residential area, tea garden, etc.) and landscape pattern indices [patch density (PD), LPI, LSI, contagion index(CONTAG), and landscape segmentation index (DIVISION)], using the multiple linear regression model (calibratedR2: 0.132-0.320). The model worked particularly well for predicting NO3--N concentration in the river water. All the findings may serve as an important scientific basis for protection of the water environment and rational programming, utilization and management of the landscapes in agricultural catchments in the subtropical hilly regions of China.

catchment environment； nitrogen and phosphorus； livestock； non-point source pollution； land use

2016-07-28

國(guó)家科技支撐計(jì)劃(2014BAD14B01)；城郊環(huán)保型高效農(nóng)業(yè)關(guān)鍵技術(shù)研究與示范(2014BAD14B05)；湖南省水利科技項(xiàng)目(湘水科計(jì)[2016]-SB-01)；湖南省科協(xié)決策咨詢研究計(jì)劃

① 通信作者E-mail：wangyi@isa.ac.cn

② 共同通信作者E-mail：553466318@qq.com

X824

A

1673-4831(2017)06-0509-10

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.06.004

宮殿林(1981—),男,黑龍江七臺(tái)河人,碩士生,主要從事農(nóng)業(yè)流域環(huán)境研究。E-mail: gongdianlin@163.com