紫色土流域次降雨條件下碳、磷非點(diǎn)源輸出過程及其流失負(fù)荷

徐亞娟，高 揚(yáng) ，朱寧華，朱 波，陳維梁，于貴瑞

(1.中南林業(yè)科技大學(xué)，長沙 410000;2.中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所，北京 100101;

3.中國科學(xué)院成都山地災(zāi)害與環(huán)境保護(hù)研究所，成都 610041;4.福建農(nóng)林大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，福州 350002)

C、N、P是自然界不可或缺的生命元素，不合理的農(nóng)業(yè)耕作方式及大量化肥的施用使得營養(yǎng)元素流失嚴(yán)重并威脅水質(zhì)健康。農(nóng)業(yè)地區(qū)非點(diǎn)源污染問題已引起人們的普遍關(guān)注，大量研究集中于N、P，并在流域坡地尺度上進(jìn)行野外觀測、模型模擬及污染控制研究，探討不同坡度、不同土地利用及施肥狀況對(duì)土壤氮、磷遷移的影響［1－3］。羅專溪［4］在紫色土丘陵區(qū)的研究結(jié)果顯示，該區(qū)近40%的總氮(TN)、總磷(TP)與顆粒態(tài)懸浮物(SS)污染負(fù)荷由占總徑流量30%的初期降雨徑流所運(yùn)移。蔣銳等在該區(qū)的研究稱暴雨徑流初期沖刷形成的土壤侵蝕是暴雨初期徑流磷素的遷移機(jī)制［5］。土壤磷的遷移受控于多種因素，相關(guān)研究表明溶解性有機(jī)碳 (DOC)對(duì)土壤C、N、P 的遷移、轉(zhuǎn)化起著重要的載體作用［6］，DOC 可使吸附于土壤膠體上的磷酸鹽活化遷移，提高土壤磷的有效性的同時(shí)也加大了磷素遷移對(duì)水質(zhì)的威脅。另外，ECN［7］的研究表明降雨是土壤DOC遷移的主要影響因素。高全洲在北江流域的研究表明有機(jī)碳的遷移以顆粒態(tài)為主［8］;而姜偉在烏裕爾河流域的研究表明有機(jī)碳主要以溶解態(tài)在水中長距離遷移［9］。目前國內(nèi)關(guān)于DOC遷移的研究主要集中于江河，但對(duì)以流域?yàn)閱卧腄OC遷移特征的研究較少。

紫色土由于其發(fā)育緩慢，是典型的幼齡土，土層淺薄，有機(jī)質(zhì)含量低，加之流域內(nèi)降雨集中，60%以上集中于夏季并多以暴雨形式出現(xiàn)，使得其水土流失嚴(yán)重［10－11］，每年流失表土可達(dá) 3.77 億 t，由水土流失而造成的土壤養(yǎng)分流失數(shù)量巨大，由此帶來的水環(huán)境問題也日益顯著。因此監(jiān)測降雨徑流碳、磷動(dòng)態(tài)過程及其對(duì)水環(huán)境的影響對(duì)紫色土區(qū)流域水生態(tài)系統(tǒng)具有重要意義。本文選取四川鹽亭紫色土小流域?yàn)檠芯繉?duì)象，意在闡明自然降雨條件下，流域尺度內(nèi)土壤C、P輸出動(dòng)態(tài)并探討降雨徑流過程土壤養(yǎng)分流失機(jī)理及其環(huán)境評(píng)價(jià)，為更好的理解暴雨徑流土壤養(yǎng)分的遷移機(jī)制及有效控制農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)域

研究流域位于四川盆地中北部的鹽亭紫色土試驗(yàn)站(105°27'E，31°16'N)，處于川中丘陵北部深丘區(qū)域，嘉陵江一級(jí)支流涪江支流——彌江、湍江分水嶺上(圖1)。屬于中亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，年均溫度17.3℃，最高氣溫40℃，最低氣溫－5.1℃，無霜期194 d;多年平均降雨量826 mm，分布不均，春季占5.9%，夏季占65.5%，秋季占19.7%，冬季占8.9%，降雨集中于夏季并且多暴雨。該流域?yàn)榈湫偷淖仙燎鹆陞^(qū)農(nóng)林復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)流域，其土地利用模式及小流域農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)極具代表性，流域土地總面積34.64 hm2，其中林地12.14 hm2，旱地15.64 hm2，兩季田 2.39 hm2，居民地 1.71 hm2，其他用地1.22 hm2(圖1)。季施氮肥(碳酸氫銨)以 N計(jì)130 kg/hm2、磷肥(過磷酸鈣)以P2O5計(jì)90 kg/hm2、鉀肥(氯化鉀)以K2O計(jì)36 kg/hm2。供試土壤為石灰性紫色土，質(zhì)地為中壤，其主要理化性質(zhì)如下:容重(1.3±0.03)g/cm3、pH 值 8.1±0.2、全磷(0.81±0.3)g/kg、速效磷(44.72±5.91)mg/kg、速效氮(102.64±2.22)mg/kg、有機(jī)質(zhì)(7.8±0.7)g/kg、含水率(16.6±1.0)%。

圖1 流域地理位置及土地利用方式Fig．1 Sketch map of watersheds location and different land-use

1.2 采樣及分析方法

本研究通過在流域出口設(shè)置截留三角堰，并安裝ISOC6710水沙自動(dòng)采樣裝置，對(duì)2012年7—8月間的3次典型降雨進(jìn)行徑流水樣采集。將降雨觸發(fā)模塊設(shè)置為5 mm(即降雨量超過5 mm時(shí)，自動(dòng)采樣裝置運(yùn)行采集地表徑流)，當(dāng)降雨觸發(fā)模塊運(yùn)行后，每隔30 min自動(dòng)采集1000 mL徑流樣，直到收集完24個(gè)樣品。樣品采集后立刻送往實(shí)驗(yàn)室，放置于冰箱保存，并于2012年9月5日—10日進(jìn)行DOC濃度及各形態(tài)磷濃度的測定。將水樣分為兩份，一份用于總磷(TP)和磷酸鹽(PO3－4－P)的測定，另一份水樣過0.45 um濾膜后用于溶解態(tài)總磷(DTP)和溶解性有機(jī)碳(DOC)的測定。溶解態(tài)有機(jī)碳(DOC):用Phoenix 8000型TOC分析儀直接測定;總磷(TP):取適量未過濾水樣經(jīng)過硫酸鉀消煮后用鉬酸銨紫外分光度法測定(GB11893—89);溶解態(tài)總磷(DTP):濾液經(jīng)過硫酸鉀消煮后用鉬酸銨紫外分光度法測定;磷酸鹽(PO34－):取適量水樣用鉬酸銨紫外分光度法測定(GB11893—89);溶解態(tài)有機(jī)磷(DOP)=DTP－PO34－;顆粒態(tài)磷(PP)=TP－DTP。以上分析方法詳見《水環(huán)境要素觀測與分析》［12］。

計(jì)算降雨徑流累積流量及徑流碳、磷流失負(fù)荷分別利用公式如下:

式中，Q為累積徑流量(m3);Mj為第j種污染物累積負(fù)荷(g);ci為第 j種污染物在 i監(jiān)測時(shí)的濃度(mg/L);qi為樣本i在監(jiān)測時(shí)的流量(m3/s);Δt為樣本i和i+1的時(shí)間間隔(s)。

用污染物累積負(fù)荷曲線(M(V))評(píng)估次降雨徑流的初期沖刷效應(yīng)及污染物分布情況，污染物累積率可用(3)式表達(dá):

式中，Δt同上式(1)、(2);Ci為相鄰兩次檢測的平均濃度(mg/L);Qi為相鄰兩次監(jiān)測的平均徑流量(m3/s);V表示樣本i監(jiān)測總次數(shù);J表示樣本i監(jiān)測次數(shù)。

用SPASS軟件進(jìn)行皮爾遜相關(guān)分析并利用Oringe8.5軟件制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 次降雨事件及徑流過程特征

本研究共監(jiān)測了發(fā)生于2012年7月20日與8月20日、8月30日3次降雨徑流過程。表1為3次降雨特征描述，根據(jù)國家氣象局頒布的降水強(qiáng)度等級(jí)劃分標(biāo)準(zhǔn)，將2012年7月20日降雨類型劃為暴雨(59.4 mm)，8月20日降雨為大雨(33.2 mm)，8月30降雨為中雨(19.6 mm)。3次降雨事件共產(chǎn)生徑流20399.8 m3。圖2為次降雨徑流變化特征，受前期降雨影響，7月20日降雨初期徑流量較高，降雨開始后300 min達(dá)流量峰值，峰值流量0.352 m3/s，后隨降雨強(qiáng)度的減小而逐漸降低;8月20日降雨徑流曲線呈雙峰狀，峰值分別出現(xiàn)在降雨后300 min和800 min，流量峰值分別為0.135 m3/s和0.138 m3/s;8月30日降雨徑流達(dá)峰值較晚，降雨500min后降

雨徑流量迅速達(dá)峰值后迅速降低并趨于平緩。而7月20日降雨量大，降雨徑流對(duì)DOC的稀釋作用明顯強(qiáng)于淹水條件對(duì)土壤DOC含量增加的影響。不同降雨事件徑流DOC濃度變化存在顯著差異:7月20日降雨徑流DOC濃度變化范圍為1.2—8.3 mg/L，平均濃度4.04 mg/L，變異系數(shù)高達(dá)59%;8月20日降雨徑流DOC最大濃度6.6 mg/L最小濃度3.2 mg/L平均濃度5.2 mg/L，變異系數(shù)13%;8月30日徑流DOC濃度變異系數(shù)為17%。可見，暴雨對(duì)徑流DOC濃度變化的影響最大。

表1 3場降雨特征描述Table 1 Rainfall characteristics under different rain events

圖2 3次降雨徑流變化曲線Fig．2 Changes of runoff discharge at different rainfall events

2.2 次降雨DOC及各形態(tài)磷輸出變化

2.2.1 次降雨過程DOC濃度變化特征

圖3為次降雨徑流DOC濃度變化曲線。次降雨徑流DOC濃度峰值的出現(xiàn)均早于流量峰值，徑流DOC濃度變化曲線呈多峰狀，與次降雨徑流變化曲線存在差異。次降雨徑流DOC濃度變化趨勢總體表現(xiàn)為:隨降雨歷時(shí)的延長而略有降低后迅速升高，達(dá)峰值后降低并趨于平穩(wěn)。該變化趨勢與紫色土坡耕壤中流DOC輸出特征相似。這可能是由于坡耕地為主的紫色土流域，其壤中流極為發(fā)育，對(duì)紫色土坡耕地連續(xù)2a的監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示，壤中流平均累計(jì)徑流量為地表徑流量的5倍，壤中流DOC年輸出負(fù)荷為地表徑流的4.8倍［13］。對(duì)比3次降雨事件，結(jié)果顯示，8月份兩次降雨事件徑流末期DOC濃度略高于初始值，而7月20日降雨徑流末期DOC濃度顯著低于初始值。相關(guān)研究［14－16］均表明淹水狀態(tài)能夠增加土壤DOC的含量，8月份兩場降雨，降雨時(shí)間長，土壤與雨水充分接觸，使得土壤DOC含量增加，因此在降雨末期，徑流DOC濃度略高于降雨初期，

圖3 次降雨徑流DOC濃度變化曲線Fig．3 Variation of DOC concentration in runoff under different rainfall events

2.2.2 次降雨事件不同形態(tài)磷濃度動(dòng)態(tài)變化特征

圖4分別為3次降雨徑流中各形態(tài)P的濃度變化過程曲線。3次降雨事件TP濃度峰值出現(xiàn)的先后順序?yàn)?月20日＞8月20日＞8月30日，濃度峰值出現(xiàn)在流量峰值之前。徑流磷的遷移形態(tài)主要有兩種:顆粒態(tài)(PP)和溶解態(tài)(DTP)。次降雨產(chǎn)流過程中PP和TP的時(shí)間－濃度曲線一直很接近，TP濃度隨PP濃度的變化而變化，分析表明PP占次降雨徑流TP的百分比分別為83%、78%、78%，說明泥沙結(jié)合態(tài)是紫色土小流域磷素隨地表徑流遷移的主要形態(tài)。溶解態(tài)磷(DTP)是植物及微生物可直接利用的磷，亦為速效磷，其在3次降雨徑流中的含量較低，在0.03—0.17 mg/L之間。溶解性有機(jī)磷(Dissolved Organic Phosphorus，DOP)和 PO34－－P是DTP的組成部分，次降雨過程中初始徑流DOP隨DTP變化一致，但是隨著降雨的持續(xù)，次降雨徑流DOP相繼被PO34－－P 取代，表現(xiàn)出隨DTP的變化迅速增減，這可能是由于吸附于土壤膠體中的無機(jī)磷在長時(shí)間水的作用下解吸溶于水中使得PO34－－P含量升高所致。同時(shí)表明徑流末期DTP的含量主要受控于PO34－－P。

圖4 次降雨徑流各形態(tài)磷濃度變化Fig．4 Variation of P concentration in overland flow in different rainfall events

2.2.3 次降雨事件碳、磷輸負(fù)荷

表2為次降雨徑流碳、磷輸負(fù)荷。2012年3次降雨共產(chǎn)生徑流20399.8 m3，輸出溶解性有機(jī)碳(DOC)83.19 kg，平均濃度為4.08 g/m3;TP輸出負(fù)荷5.1 kg，平均濃度0.25 g/m3，80%以 PP形式輸出。各次降雨徑流C、P輸出負(fù)荷差異較大，單次降雨過程中土壤DOC輸出負(fù)荷大小順序?yàn)?月20日＞8月20日＞8月30日，土壤P輸出負(fù)荷大小順序?yàn)?月20日＞7月20日＞8月30日，引起該結(jié)果的原因可能和降雨歷時(shí)、降雨量和前期降雨有關(guān):(1)受前期降雨影響，土壤P已被大量帶走，使得土壤P含量較低;(2)7月20日降雨量最大，但降雨歷時(shí)最短，僅為6h，而8月20日降雨歷時(shí)長達(dá)12h，單位徑流與土壤表層養(yǎng)分作用時(shí)間延長，而使大量土壤磷素隨地表徑流遷移，由于受7月20日前期降雨的影響，土壤長期處于淹水狀態(tài)，有利于土壤DOC的解析，進(jìn)而使土壤DOC含量增加，在地表徑流沖刷及淋溶下滲的共同作用下，大量土壤DOC隨徑流遷移。對(duì)次降雨徑流過程中24組徑流量和DOC、P輸出負(fù)荷做相關(guān)性分析，其r值分別為:7月20日rDOC=0.528，rTP=0.148;8 月 20 日 rDOC=0.968，rTP=0.825;8月30日rDOC=0.999，rTP=0.963，除7月20日TP外，次降雨徑流量同養(yǎng)分輸出負(fù)荷表現(xiàn)出較高的相關(guān)性，說明降雨徑流量是影響徑流DOC、P輸出負(fù)荷的主要因素。對(duì)次降雨徑流量同DOC、TP輸出負(fù)荷進(jìn)行回歸分析(表3)，可見，在大雨和中雨條件下，徑流量和DOC存在明顯的線性關(guān)系，而TP輸出負(fù)荷同降雨徑流量存在顯著地多項(xiàng)式關(guān)系，且均強(qiáng)于暴雨條件下，表明該經(jīng)驗(yàn)方程更適合于大雨及中 雨條件下土壤碳、磷輸出量的估算。

表2 次降雨徑流不同形態(tài)碳、磷輸出負(fù)荷Table 2 Different forms of C and P loads under rainfall-runoff events

表3 次降雨徑流量與DOC、TP輸出負(fù)荷回歸方程Table 3 The regression equation of runoff and DOC，TP load under rainfall-runoff events

2.2.4 次降雨事件碳、磷輸出負(fù)荷在徑流過程中的分布特征

初期沖刷效應(yīng)指徑流產(chǎn)生的污染物負(fù)荷運(yùn)移大部分由初期徑流完成，用污染物負(fù)荷積累曲線可評(píng)估降雨徑流的初期沖刷效應(yīng)［17］。影響初期沖刷效應(yīng)的因素復(fù)雜，匯流區(qū)面積、降雨強(qiáng)度等對(duì)初期沖刷效應(yīng)有著顯著影響，但大約只有60%—80%的降雨事件能夠產(chǎn)生初期沖刷現(xiàn)象［18］。圖5分別給出了7月20日、8月20日、8月30日3次降雨徑流污染物負(fù)荷積累曲線。由圖可知，7月20日和8月20日降雨過程中，DOC和TP在45°斜線上方，表明其輸出負(fù)荷集中于徑流過程的前半段，徑流污染物初期沖刷效應(yīng)突出，但是8月30日降雨過程中，污染物負(fù)荷集中于徑流過程的后邊段，徑流初期沖刷效應(yīng)微弱，次降雨事件徑流污染物初期沖刷效應(yīng)強(qiáng)弱順序?yàn)?暴雨＞大雨＞中雨，可見降雨量對(duì)徑流污染物初期沖刷效應(yīng)存在一定的影響，降雨量越大，徑流污染物初期沖刷效應(yīng)越強(qiáng)。在前50%的流量中，3次降雨的DOC和TP輸出負(fù)荷分別為對(duì)應(yīng)總輸出負(fù)荷的60%、80%;70%、60%;35%、10%，在大雨和中雨條件下，DOC的初期沖刷效應(yīng)略高于TP，而在暴雨條件下，DOC的初期沖刷效應(yīng)低于TP，這可能與降雨歷時(shí)及土壤DOC、TP的輸出方式有關(guān)。由于坡耕地為主的紫色土小流域內(nèi)壤中流及其發(fā)育，在長時(shí)間壤中流和地表徑流的共同作用下，使得降雨初期徑流DOC含量顯著增加，而隨降雨歷時(shí)的延長，土壤DOC不斷減少，隨徑流輸出的DOC逐漸減少，P的輸出方式主要以PP態(tài)隨地表徑流遷移［19］，而紫色土地區(qū)地表徑流產(chǎn)流方式為蓄滿產(chǎn)流，只有當(dāng)土壤水飽和后才可能出現(xiàn)PP態(tài)磷素的遷移，因此，相比于DOC，土壤TP的初期沖刷效應(yīng)略低。

3 討論

3.1 降雨條件對(duì)土壤養(yǎng)分流失的影響

圖5 次降雨徑流污染物M(V)曲線Fig．5 Pollutantmass-based first flush effects for rainfall runoff

土壤養(yǎng)分的遷移是一個(gè)十分復(fù)雜的過程，受到眾多因素的影響，如降雨特性、下墊面特性、植被條件、坡度、耕作方式、土壤抗蝕性、土壤的理化性質(zhì)及溫度等。賈洪文［20］對(duì)楊凌地區(qū)的研究結(jié)果表明降雨是土壤養(yǎng)分流失的主要原因。徑流沖刷是泥沙及養(yǎng)分流失的主要?jiǎng)恿?，而營養(yǎng)元素吸附泥沙表面隨地表徑流遷移是其流失的主要方式［21］。對(duì)紫色土流域3次典型降雨事件的分析結(jié)果顯示，降雨條件對(duì)該區(qū)土壤碳、磷輸出的影響存在顯著差異。暴雨條件下，由于降雨歷時(shí)短徑流量大，徑流水的橫向運(yùn)動(dòng)明顯強(qiáng)于縱向淋溶作用，因此對(duì)地表沖刷效應(yīng)明顯，使得大量顆粒態(tài)磷(PP)隨地表徑流輸出。在降雨初期，徑流TP含量迅速升高，徑流TP濃度峰值的出現(xiàn)明顯早于大雨和中雨，達(dá)峰值后由于徑流量的增加，稀釋作用明顯而使得其在徑流中的濃度迅速降低，末期濃度僅為0.04 mg/L，遠(yuǎn)低于大雨和中雨條件下的0.44 mg/L和0.38 mg/L。對(duì)次降雨徑流碳、磷輸出負(fù)荷的研究顯示，大雨對(duì)土壤磷的輸出貢獻(xiàn)高于暴雨，由大雨造成的土壤TP輸出量為2.428 kg，而由暴雨引起的土壤磷素遷移量僅為1.392 kg，可見，由長歷時(shí)大雨造成的土壤養(yǎng)分流失不容忽視，降雨歷時(shí)可能為影響土壤養(yǎng)分遷移的另一主要因素。觀察圖5發(fā)現(xiàn)在暴雨條件下，徑流污染物主要集中于降雨的前期，而長歷時(shí)大雨條件下，徑流污染物主要集中于降雨的中期，中雨條件下，徑流污染物則集中于降雨的后期。

3.2 紫色土流域降雨徑流對(duì)環(huán)境的影響

磷是引起水體富營養(yǎng)化的主要限制因子。由于水中生物可直接利用的磷大部分為溶解態(tài)，多數(shù)顆粒態(tài)磷不能被利用，故對(duì)水質(zhì)沒有直接影響。次降雨徑流DTP的含量分別為0.017、0.095、0.16 mg/L，8月20日和8月30日降雨DTP的濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于引起水質(zhì)問題的臨界濃度，而7月20日DTP的濃度也已接近臨界濃度，表明3次降雨事件均會(huì)對(duì)小流域水質(zhì)健康造成一定威脅。PP是土壤磷流失的主要形式，其在水中的濃度最高，分別為0.089、0.34、0.57 mg/L使其成為潛在磷源，同樣威脅水質(zhì)健康。C/P 比是評(píng)價(jià)磷有效性的重要指標(biāo)［22－23］，一般 C/P越低，表明磷的有效性越高。一般土壤微生物量C/P 比在 7—30 之間波動(dòng)［24］，而 Redfield［25］發(fā)現(xiàn)海水中微生物量C/P比接近恒定值，為106:1，生物量C/P比值小說明微生物礦化有機(jī)質(zhì)中釋放磷的潛力大，C/P比值高則說明微生物對(duì)有效磷具有同化作用。水中DOC及DTP是微生物可直接利用的元素，因此以DOC/DTP的比值代替水中C/P比更能說明磷的有效性的高低。3次降雨徑流DOC/DTP比值分別為192、48、42.1，其中大雨和中雨條件下造成的土壤DOC和DTP的輸出負(fù)荷比值遠(yuǎn)低于水中微生物量C/P比，表明由大雨和中雨引起的土壤養(yǎng)分流失對(duì)水質(zhì)的影響高于暴雨。但由于外源碳輸入為水中微生物提供了一定的能源，水中微生物活性增強(qiáng)，數(shù)量增加，同樣會(huì)影響水體質(zhì)量，另外由于水中DOC含量增加而影響水下光場［26］，降低水中溶解氧進(jìn)一步加劇水質(zhì)惡化，引起水環(huán)境問題。綜上表明，小流域土壤碳、磷流失嚴(yán)重，對(duì)水質(zhì)健康造成嚴(yán)重威脅。

4 結(jié)論

本研究通過對(duì)川中紫色土小流域3次降雨徑流碳、磷動(dòng)態(tài)變化的研究，得出以下結(jié)論

(1)3次降雨共產(chǎn)生徑流20399.8 m3，碳、磷輸出負(fù)荷分別為83.19 kg和5.1 kg，次降雨徑流C、P輸出負(fù)荷差異較大，7月20日產(chǎn)生徑流量13068.69 m3，DOC、TP 輸出負(fù)荷分別為44415.74、1392.214 g;8月20日產(chǎn)生徑流量為5611.767 m3，DOC、TP輸出負(fù)荷分別為26788.92、2427.998 g;8月30日徑流量為1719.336 m3，DOC、TP輸出負(fù)荷分別為11988.48、1270.38 g。

(2)徑流磷的濃度曲線同流量曲線相似。徑流磷主要以PP態(tài)流失，PO3－4－P是徑流DTP的主要存在形式。三次降雨P(guān)P輸出負(fù)荷分別為1167.491、1891.331、984.74 g;PO3－4－P輸出負(fù)荷分別為108.37、338.8、167.79 g。DOC濃度隨降雨歷時(shí)的延長而降低，后迅速升高，在達(dá)峰值后逐漸降低并趨于平穩(wěn)。

(3)次降雨過程徑流DOC的輸出濃度分別為3.37、4.77、6.97 mg/L，TP 輸出濃度分別為 0.11、0.43、0.74 mg/L。次降雨徑流 C/P分別為192、48、42.1，相比于暴雨而言，大雨和中雨帶來的水質(zhì)問題需引起關(guān)注。

［1］ Zhu B，Zhou M H，Kuang H F，Wang T.Measurement and simulation of nitrogen leaching loss in hillslope cropland of purple soil.Chinese Journal of Eco－Agriculture， 2013， 21(1):102－109.

［2］ Gao Y，Zhu B，Wang Y K，Zhang J Z，Wang T.Phosphorus transportation from slope cropland of purple soil at natural and stimulated rainfall events. Journal of Soil and Water Conservation，2006，20(5):34－37.

［3］ Gao Y，Zhu B，Zhou P，Wang T，Miao C Y.Non－point source export of nitrogen and phosphorus from slope crop of purple soil with simulated rainfall method.Journal of Agro－Environment Science，2008，27(4):1371－1376.

［4］ Luo Z X，Zhu B，Wang T，Tang J L，Wang D，Xin W.Artificially simulated coupling characteristics of different sediment nutrientwith sediment losses in slopeland of purple soil，China.Resources and environment in the Yangtze Basin，2008，17(3):379－383.

［5］ Jiang R，Zhu B，Tang J L，Luo Z X.Transportation processes and loss fluxes of nitrogen and phosphorous through storm runoff in a typical small watershed in the hilly area of purple soil.Journal of Hydraulic Engineering，2009，40(6):659－666.

［6］ Smith JL，Paul E A.The significance of soilmicrobial biomass estimated［D］ //Bollage J M，Stotzaky G，eds. Soil Biochemistry. New York: Marcel Dekker， Inc.， 1991:359－396.

［7］ Miller J D，Adamson J K，Hirst D.Trends in stream water quality in environmental change network up－land catchments:the first5 years.Science of the Total Environment，2001，265(1/3):27－38

［8］ Gao Q Z，Shen C D，Sun Y M，YiW X，F(xiàn)u JM，Sheng G Y.Seasonal variations of riverine organic carbon contents in Makou and Hekou gauge stations of the Pearl River.Geochimica，1999，28(3):273－280.

［9］ JiangW，Hou Q Y，Yang Z F，Xia X Q，Zhong C.Migration and deposition flux oforganic carbon in theWuyuerhe River Basin in Heilongjiang Province.Geoscience，2011，25(2):384－392.

［10］ Liu G C，Gao M R，Zhang JH，LIY，Zhang XW.Soil erosion characteristics of slope land under alternative tillage systems in central hilly area of Sichuan，China.Journal of Mountain Science，2001，19(S1):65－70.

［11］ Song Q H，Yang Z F.Thinking of integrated management of urban rivers in China.Advances in Water Science，2002，13(3):377－382.

［12］ Xie X Q，Wang L J.Observation and Analysis of Water Environment Factors. Beijing: China Standards Publishing House，1998:257－278.

［13］ Hua K K，Zhu B，Wang XG.Characteristicsof dissolved organic carbon transport via overland flow and interflow on sloping cropland of purple soil.Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2013，29(5):81－88.

［14］ Li Z P，Zhang T L，Chen B Y.Dynamics of soluble organic carbon and its relation to mineralization of soil organic carbon.Acta Pedologica Sinica，2004，41(4):544－552.

［15］ Chow A Y，Tanji K K，Cao S，Dahlgren R A.Temperature，water content and wet–dry cycle effects on DOC production and carbon mineralization in agricultural pest soils.Soil Biology and Biochemistry，2006，38(3):477－488.

［16］ Christ M J，David M B.Dynamics of extractable organic carbon in spodosol forest floors.Soil Biology and Biochemistry，1996，28(9):1171－1179.

［17］ Sansalone J J，Cristina C M.First flush concepts for suspended and dissolved solids in small impervious watersheds.Journal of Environmental Engineering，2004，130(11):1301－1314.

［18］ Hall M J，Ellis J B.Water quality problems of urban areas.GeoJournal，1985，11(3):265－275.

［19］ Uusi－K?mpp?J，Braskerud B，Jansson H，Syversen N，Uusitato R.Buffer zones and constructed wetlands as filters for agricultural phosphorus.Journal of Environmental Quality，2000，29(1):151－158.

［20］ Jia HW.An analysis of the relationship between rainfall and soil nutrient loss.Technology of Soil and Water Conservation，2007，(1):31－23.

［21］ Liu B Z，LiG L，Wu FQ，Zhao X G.The regular patterns of the loss of soil nutrients on southern loess plateau.Journal of Soil and Water Conservation，1995，9(2):77－86.

［22］ Coulson JC，Butterfiled J.An investigation of the biotic factors determining the rates of plant decomposition on blanket bog.The Journal of Ecology，1978，66(2):631－650.

［23］ SchleslngerW H，Hasey M M.Decomposition of chaparral shrub foliage: losses of organic and inorganic constituents from deciduous and evergreen leaves.Ecology，1981，62(3):762－774.

［24］ Peng PQ，ZhangW J，Tong C L，Qiu SJ，ZhangW C.Soil C，N and P contents and their relationships with soil physical properties in wetlands of Dongting Lake flood plain.Chinese Journal of Applied Ecology，2005，16(10):1872－1878.

［25］ Redfield A C，Ketchum B H，Rechards F A.The influence of organisms on the composition of sea water［D］//Hill M N.The Sea.Vol.2.New York:Interscience，1963:26－77.

［26］ Liu M，Yu W T，Jiang Z S，Zhao X.Influencing factors and ecological effects of dissolved organic carbon in soil.Chinese Journal of soil Science，2007，38(4):758－764.

參考文獻(xiàn):

［1］ 朱波，周明華，況福虹，汪濤.紫色土坡耕地氮素淋失通量的實(shí)測與模擬.中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2013，21(1):102－109.

［2］ 高揚(yáng)，朱波，王玉寬，張進(jìn)忠，汪濤.自然和人工模擬降雨條件下紫色土坡地的磷素遷移.水土保持學(xué)報(bào)，2006，20(5):34－37.

［3］ 高揚(yáng)，朱波，周培，汪濤，繆馳遠(yuǎn).紫色土坡地氮素和磷素非點(diǎn)源輸出的人工模擬研究.農(nóng)業(yè)科學(xué)環(huán)境學(xué)報(bào)，2008，27(4):1371－1376.

［4］ 羅專溪，朱波，汪濤，唐家良，王冬，辛偉.紫色土坡地泥沙養(yǎng)分與泥沙流失的耦合特征.長江流域資源與環(huán)境，2008，17(3):379－383.

［5］ 蔣銳，朱波，唐家良，羅專溪.紫色丘陵區(qū)典型小流域暴雨徑流氮磷遷移過程與通量.水力學(xué)報(bào)，2009，40(6):659－666.

［8］ 高全洲，沈成德，孫彥敏，易惟熙，傅家謨，盛國英.珠江馬口站、河口站斷面水體有機(jī)碳含量的季節(jié)變化.地球化學(xué)，1999，28(3):273－280.

［9］ 姜偉，侯青葉，楊忠芳，夏學(xué)齊，鐘聰.黑龍江省烏裕爾河流域有機(jī)碳遷移與沉積通量.現(xiàn)代地質(zhì)，2011，25(2):384－392.

［10］ 劉剛才，高美榮，張建輝，李勇，張先婉.川中丘陵區(qū)典型耕作制下紫色土坡耕地的土壤侵蝕特征.山地學(xué)報(bào)，2001，19(S1):65－70.

［11］ 宋慶輝，楊志峰.對(duì)我國城市河流綜合管理的思考.水科學(xué)進(jìn)展，2002，13(3):377－382.

［12］ 謝賢群，王立軍.水環(huán)境要素觀測與分析.北京:中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，1998:257－278.

［13］ 花可可，朱波，王小國.紫色土坡耕地可溶性有機(jī)碳徑流遷移特征.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2013，29(5):81－88.

［20］ 賈洪文.降雨與土壤養(yǎng)分流失關(guān)系分析.水土保持應(yīng)用技術(shù)，2007，(1):21－23.

［21］ 劉秉正，李光錄，吳發(fā)啟，趙曉光.黃土高原南部土壤養(yǎng)分流失規(guī)律.水土保持學(xué)報(bào)，1995，9(2):77－86.

［26］ 柳敏，宇萬太，蔣子紹，趙鑫.土壤溶解性有機(jī)碳(DOC)的影響因子及生態(tài)效應(yīng).土壤通報(bào)，2007，38(4):758－764.