不同土地利用方式下侵蚀泥沙中磷释放风险评价

王振华,朱 波,李青云(1.中国科学院成都山地灾害与环境研究所,四川 成都 610041；.长江科学院流域水环境研究所,湖北 武汉 430010；3.中国科学院研究生院,北京 100049)

不同土地利用方式下侵蚀泥沙中磷释放风险评价

王振华1,2,3,朱 波1*,李青云2(1.中国科学院成都山地灾害与环境研究所,四川 成都 610041；2.长江科学院流域水环境研究所,湖北 武汉 430010；3.中国科学院研究生院,北京 100049)

采集紫色土丘陵区典型小流域不同土地利用方式(包括林地、水田、旱地、农村居民点等)下的侵蚀泥沙和降雨径流样,测定泥沙的生物有效磷(Olsen P)、磷吸持饱和度(DPS)和降雨径流的溶解性活性磷(SRP).结果表明,泥沙Olsen P和DPS与降雨径流SRP平均浓度呈显著的折线关系.通过折线模型计算出侵蚀泥沙磷释放的风险阈值为Olsen P 32mg/kg和DPS 28%.当泥沙Olsen P和DPS大于其阈值时,磷向水体释放的环境风险大大增加.不同土地利用方式下侵蚀泥沙中磷的释放环境风险差异显著.农村居民点沟渠泥沙的磷释放风险较大,是径流水体的磷源,林地和水田沟渠泥沙是径流水体的磷汇,旱地和综合沟渠泥沙属于潜在的磷释放源.泥沙磷的释放潜力取决于泥沙来源和泥沙理化性质.

土地利用；泥沙；磷；释放阈值；风险评价

据报道,农业源头沟渠(以及河流)泥沙向水体释放的磷,有可能成为下游水体的重要污染源[1-2].泥沙磷释放的风险或潜力主要取决于泥沙理化性质[5],以及磷素水平、吸附容量和吸持饱和度等磷素指标[1,4-5].在特定的气候和土壤条件下,泥沙理化性质和磷素指标受周边土地利用方式影响显著[6-7],因此,不同土地利用方式侵蚀泥沙的磷释放风险可能不同.

评价泥沙磷释放风险常见的指标有泥沙生物有效磷(Olsen P)、磷吸附容量(PSC)、磷吸持饱和度(DPS)等.相同条件下,泥沙(土壤)磷素水平越高,其释放风险越大;PSC越大,其释放风险就越小[8].此外,国外学者通过研究泥沙(土壤)磷素水平和DPS与径流水体中溶解性活性磷(SRP)之间的定量关系,建立数学模型(如折线模型等),求得泥沙磷释放发生突变的临界值[9-11],为评价泥沙磷的释放风险提供了一个更为有效的工具.已有的数学模型大多是在室内模拟试验条件下获得的[12],可能不符合自然条件下的真实情况[13].因此,研究自然降雨条件下径流的SRP与泥沙磷素水平和DPS的定量关系,对评价源头不同土地利用方式下侵蚀泥沙的磷释放风险可能更具指导意义.

紫色土丘陵区处于长江上游生态屏障的最前沿,是长江流域及三峡水库水环境的重要影响区[14].本研究选择紫色土丘陵区的典型小流域内,以不同土地利用方式(包括林地、水田、旱坡地、农村居民点以及复合土地利用支沟)下的侵蚀泥沙和对应的降雨径流为实验材料,通过建立Olsen P、DPS与降雨径流SRP的定量关系,确定泥沙磷释放的风险阈值,评价不同土地利用方式下侵蚀泥沙的磷释放风险,为紫色土丘陵区非点源磷污染控制和三峡库区水环境保护提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于四川省盐亭县林山乡截流村,简称截流小流域(31°16′N,105°28′E) (图 1),地处嘉陵江一级支流涪江的支流—弥江和湍江的分水岭上,海拔 400～600m,面积约 36hm2.属中亚热带湿润季风气候,年平均气温17.3,℃多年平均降雨量 826mm[14].土壤为石灰性紫色土,质地为中壤,大多是砂、页、泥岩风化形成的幼年土,结构性差,有机质含量低.主要植被为柏木(Cupressus funebris),主要农作物有水稻、玉米、小麦、甘薯和油菜等.土地利用类型为旱地 15.64hm2,水田3.93hm2,林地 12.14hm2,其他用地 2.93hm2[15].研究主要依托中国科学院盐亭紫色土农业生态试验站(简称盐亭试验站).

图1 沟渠和采样点分布示意Fig.1 Sketch map of studying area and sampling locations of ditch sediments

1.2 野外采样与观测

选择截流小流域的 5条源头沟渠,即林地沟渠(D1)、水田沟渠(D2)、旱地沟渠(D3)、居民点沟渠(D4)和综合沟渠(D5).沟渠的具体地理分布和基本特征见图1和表1.于2009年4月采集了各沟渠的侵蚀泥沙,分别代表不同来源的泥沙.为保证采样点能够代表沟渠泥沙的特性,沟渠泥沙采样采用分段采集的方法:除在综合沟渠的沿程采集了 5个样品外,其他类型沟渠按沟渠上部、中部和下部分别采集 3个样品.根据随机采样原理采集,在沟渠泥沙沉积物表层(0～10cm)采集多点混合样,以减少误差.样品带回试验室,迅速测定鲜样的 Olsen P.然后将泥沙风干,去除杂质,研磨,过2mm筛,装袋备用.

表1 沟渠泥沙采样点基本特征Table 1 Basic features of studied ditches, sampling sites and sediment sources

2009年4～9月监测了上述沟渠(林地、水田、旱地、居民点和综合沟渠)3次典型的降雨径流水样.水样采集点与泥沙采样点的位置一致.降雨产流后即开始采集,时间间隔视流量变化在1min～1h内变化,至降雨产流结束.统一用秒表精确记录采样时刻和采样历时,并记录采样时间内的流量.取均匀混合水样约500mL装入聚乙烯瓶中,带回实验室后量取水样的准确体积,贮存 4℃冰箱中待分析.

1.3 试验方法与测定

1.3.1 泥沙理化性质测定 用 pH计测定泥沙pH值(水土比=2.5:1).根据Strokes定律用比重法测定颗粒组成(黏粒≤0.002mm,0.002mm＜粉粒≤0.05mm,0.05mm＜砂粒≤2mm).以0.2mol/L草酸-草酸铵缓冲液(pH 3.0～3.2)提取和测定活性铁铝氧化物.中和滴定法测CaCO3含量.重铬酸钾法测有机质含量.0.5mol/L NaHCO3(pH 8.5)测Olsen P.高氯酸消化法测总磷.每个理化指标测3个重复,具体测定方法和步骤参见《土壤农业化学分析方法》[16].

1.3.2 泥沙磷释放的风险指标测定 Olsen P测定:在水土比20:1和25℃下,用0.5mol/L NaHCO3溶液20mL (pH 8.5),振荡30min,离心、过滤(0.45µm),测定上清液磷浓度,磷提取量即为 Olsen P.DPS测定:DPS是一个融合了泥沙磷素水平和吸附容量PSC的综合指标,通常表示为磷素水平与PSC的比值[11].本研究中,DPS采用Olsen P与PSC百分比[17].磷吸附容量PSC采用简便快捷的单点磷吸持指数(PSI)来估算,PSI具体测定方法参见文献[18].

1.3.3 水样溶解性活性磷SRP测定 降雨径流水样经 0.45µm 微孔滤膜过滤后,采用钼锑抗比色-分光光度法测定SRP.

1.4 数据处理与统计分析

流量加权平均浓度(FWMC )用来评价降雨径流事件中SRP的平均浓度[13],可按式(1)计算:

式中:Ct为水样中 SRP浓度,mg/L;Qt为流量,m3/min;tΔ为取样时间间隔,min.

径流水的SRP加权平均浓度FWMC与泥沙Olsen P(或DPS)的关系用折线模型来描述[19],即两条斜率有显著差异(P＜0.05)的直线分别从两侧相交于拐点(d0),见式(2).参数值用非线性最小二乘法估计.为了确保两条直线在拐点处连接,把左边直线的斜率用式(3)中的其他参数表示.方程采用SAS 8.1(SAS Institute Inc., 2001)统计分析软件的NLIN程序计算.

式中: a0,a1,b0,b1为常数;d0为拐点.各参数的含义与取值参见文献[21].

所有数据的方差分析(ANOVA)、相关分析及方程拟合等由Excel 2003和SPSS 12.0完成;由Origin 8.0和Excel 2003完成作图;不同土地利用方式侵蚀泥沙之间差异采用最小显著差异(LSD)法进行多重比较.

2 结果与讨论

2.1 泥沙理化性质

表 2给出了供试沟渠泥沙基本理化性质.泥沙pH范围7.3 ～ 8.2,说明泥沙为碱性;砂粒、粉粒和黏粒的含量分别为 22.4%～55.5%、27.5%～48.5%和17.0%～29.6%;有机质含量0.5%～ 4.5%;CaCO3含量 45.1～113.9g/kg;草酸铵提取的活性铁铝氧化物含量之和为 21.1～78.2mmol/kg.多重比较结果表明,不同沟渠的泥沙理化性质差异显著(表2),说明这几条沟渠的泥沙来源不同.

表2 不同土地利用方式侵蚀泥沙的理化性质Table 2 Physiochemical properties of the ditch sediments from different land uses

沟渠泥沙理化性质受周围土地利用方式影响显著.沟渠 D4的泥沙主要来源于农村居民点,由于不透水地面(如硬化路面等)面积大,从居民点冲刷下来的物质多为石砾或砂粒,所以农村居民点沟渠泥沙中黏粒、粉粒和有机质含量都较低.林地土壤受人为活动影响较少,相对风化较慢,CaCO3含量较高,但枯枝落叶腐烂分解后,在土壤中形成大量腐殖质,所以林地沟渠(D1)泥沙中CaCO3和有机质含量都较高.水田在长期淹水和农作栽培条件下,土壤脱钙作用强烈,因此水田沟渠(D2)泥沙中CaCO3含量较低.此外,有研究表明,长期淹水(还原条件)有利于活性(非晶形)铁铝氧化物存在,落干(氧化条件)则促进非晶形铁铝氧化物向结晶态转化[20-21].本研究中,水田沟渠(D2)常年处于淹水中,而其他沟渠处于一定的干湿交替条件下,尤其林地沟渠(D1)和旱地沟渠(D3)只在降雨径流产生时才被淹水,因此,水田沟渠(D2)泥沙中活性铁铝氧化物含量最高,林地沟渠(D1)和旱地沟渠(D3)泥沙中活性铁铝氧化物含量最低.

2.2 泥沙磷释放的风险阈值

将降雨径流溶解性活性磷SRP的流量加权平均浓度FWMC分别与沟渠泥沙Olsen P和磷吸持饱和度 DPS进行拟合(图 2),拟合模型的参数值和相关系数见表 3.结果表明,径流 SRP FWMC与沟渠泥沙Olsen P之间呈显著的折线关系(图2a).显然,泥沙Olsen P值32mg/kg是径流SRP FWMC发生较大转变的临界值或转折点(图2a).当Olsen P值低于32mg/kg时,径流SRP浓度低于 0.066mg/L (水体 SRP临界浓度,见表 3),当Olsen P值高于32mg/kg时,径流SRP浓度则显著增加.

与Olsen P类似,沟渠泥沙DPS与径流SRP FWMC之间呈显著的折线关系(图 2b).从图 2b可看出,28%是泥沙 DPS的临界值.当泥沙 DPS低于28%时,径流SRP浓度低于0.061mg/L(表3),当DPS高于28%后,径流SRP浓度显著提高.

目前,国际上(如美国、荷兰等国家)制定的地表水富营养化临界浓度的上限值为0.10mg/ L[22-23].本研究中,与Olsen P和DPS临界值相对应的径流SRP浓度值(0.061～0.066mg/L)尚低于引起水体富营养化的磷浓度上限值(0.10mg/L).但是,如果沟渠泥沙中磷水平超过其临界值(如 Olsen P值32mg/kg、DPS值28%),沟渠降雨径流SRP浓度就可能接近甚至超过0.10mg/L,从而导致水体富营养化风险增大.因此,可考虑尝试将这些临界值(Olsen P值32mg/kg和DPS值28%)作为评价紫色土丘陵区沟渠泥沙磷释放的风险阈值.

图2 沟渠降雨径流SRP FWMC与泥沙Olsen P和DPS的关系(箭头标出临界值)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 折线模型的参数值及沟渠降雨径流SRP的临界值Table 3 Parameter estimates for the fitted split-line models and critical concentration for SRP in drainage runoff

2.3 泥沙磷释放风险评价

表4 不同土地利用方式侵蚀泥沙的平均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蚀泥沙的平均Olsen P值和DPS值.总体上,5种土地利用方式的沟渠泥沙 Olsen P水平顺序为:居民点沟渠 D4 ＞ 综合沟渠 D5 ≥ 旱地沟渠 D3 ＞ 水田沟渠D2 ≥ 林地沟渠D1;DPS值顺序为:居民点沟渠D4 ＞ 旱地沟渠 D3 ≥综合沟渠 D5 ＞ 林地沟渠D1≥水田沟渠D2.

居民点沟渠(D4)泥沙Olsen P和DPS值最高,分别为44.85mg/kg和39.9%,显著高于泥沙Olsen P和DPS临界值.这表明农村居民点沟渠泥沙是磷源,将不断向水体释放磷,直到泥沙Olsen P和DPS低于其临界值.农村居民点沟渠泥沙较高的磷释放风险与其生活排污中较高的溶解性磷浓度有关[24].当泥沙表面大量吸附点位被溶解性磷占据时,必然导致泥沙具有较高 DPS值.由此推测,生活排污可能是造成农村居民点沟渠泥沙磷释放的重要原因.

林地沟渠(D1)和水田沟渠(D2)泥沙的 Olsen P和DPS值都显著低于其临界值.这意味着林地沟渠(D1)和水田沟渠(D2)泥沙是径流水体的磷汇,还有吸附径流SRP的潜力.林地沟渠(D1)泥沙较低的Olsen P和DPS值与林地受人为活动(如施肥)影响较少有关,而水田沟渠(D2)泥沙较低DPS值很可能与泥沙较高的活性铁铝氧化物及黏粒含量有关(表2).因为磷的泥沙吸附容量主要取决于活性铁铝氧化物含量[25-26],并与泥沙颗粒表面积呈正比[27],因此,相同磷素水平条件下,泥沙中活性铁铝氧化物和黏粒含量越高,磷吸附容量就越高,则DPS值就越低.

旱地沟渠(D3)泥沙的DPS值(26.4%)和综合沟渠(D5)的 Olsen P(29.86mg/kg)略低于其临界值,这表明旱地沟渠(D3)和综合沟渠(D5)泥沙将成为潜在的磷释放源.D3较高 DPS值可能与其较低的活性铁铝氧化物含量有关(表 2).D5较高Olsen P可能要归因于农村居民点生活排污,因为D4排放的径流和泥沙最终进入 D5,所以生活排污将影响到D5中泥沙磷的含量.

从上面的分析和比较可知,不同土地利用方式下侵蚀泥沙中磷释放风险差异明显.目前农村居民点沟渠泥沙是径流水体的磷源,其释放磷的风险较大,需要进行控制;林地和水田沟渠泥沙是径流水体的磷汇,可起到吸附、截留磷的作用;旱地和综合沟渠属于潜在的磷释放源,应引起重视,并给予合理管理.

3 结论

3.1 紫色土泥沙 Olsen P和 DPS与降雨径流SRP FWMC呈显著的折线关系.通过折线模型计算出侵蚀泥沙磷释放的环境风险阈值为Olsen P 32mg/kg和DPS 28%.当泥沙Olsen P和DPS大于其阈值时,磷向水体释放的风险大大增加.

3.2 不同土地利用方式下侵蚀泥沙中磷释放风险差异显著.农村居民点沟渠泥沙的磷释放风险较大,是径流水体的磷源,需要采取控制措施.林地和水田沟渠泥沙是径流水体的磷汇,可起到吸附水体磷的作用.旱地和综合沟渠泥沙属于潜在的磷释放源,应给予重视.

3.3 泥沙磷的释放潜力取决于泥沙来源和泥沙理化性质,而泥沙理化性质受周围土地利用方式影响显著.

[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] 陈伏生,曾德慧.耕种对沙地土壤全磷空间变异性的影响 [J].中国环境科学, 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] Börling 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 涛,徐泰平,等.紫色丘陵区典型小流域氮素迁移及其环境效应 [J]. 山地学报, 2006,24(5):601-606.

[16] 鲁如坤.土壤农业化学分析方法 [M]. 北京:中国农业科技出版社, 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] 罗专溪,朱 波,王振华,等.川中丘陵区村镇降雨特征与径流污染物的相关关系 [J]. 中国环境科学, 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

中国科学院知识创新工程项目(KSCX2-YW-N-46-11);“水体污染控制与治理”专项课题(2009ZX07104-002)

* 责任作者, 研究员, bzhu@imde.ac.cn

王振华(1980-),男,河北省魏县人,工程师,博士,主要从事流域面源污染机理与控制技术研究.发表论文10余篇.