路炳軍，王志強

(北京師范大學(xué) 地表過程與資源生態(tài)國家重點實驗室，地理學(xué)與遙感科學(xué)學(xué)院，100875，北京)

?

北京西部山區(qū)徑流小區(qū)產(chǎn)流產(chǎn)沙和土壤養(yǎng)分流失特征

路炳軍，王志強?

(北京師范大學(xué) 地表過程與資源生態(tài)國家重點實驗室，地理學(xué)與遙感科學(xué)學(xué)院，100875，北京)

摘要：北京市周邊山區(qū)水土流失綜合治理程度的提高和土地利用結(jié)構(gòu)的持續(xù)改變導(dǎo)致北京市水體富營養(yǎng)化的面源污染源由原來以農(nóng)業(yè)土地利用為主過渡到具有各種水土保持措施的其他土地利用類型，所以研究不同水土保持措施的養(yǎng)分流失規(guī)律對科學(xué)地制訂面源污染治理規(guī)劃十分有益。采用北京市門頭溝區(qū)21個徑流小區(qū)9年的觀測數(shù)據(jù)，分析植被覆蓋和水土保持措施對徑流泥沙和養(yǎng)分流失的影響。結(jié)果表明：1)產(chǎn)沙、產(chǎn)流量和全磷、全氮流失量之間顯著相關(guān)；2)產(chǎn)沙、產(chǎn)流量和全磷、全氮流失量都與草地植被覆蓋度呈指數(shù)遞減關(guān)系；3)天然草地、人工草地、石坎梯田/蔬菜、樹盤/人工林4種措施可顯著降低產(chǎn)流產(chǎn)沙和養(yǎng)分流失，4種措施產(chǎn)沙量與裸地的比值最小(平均值為0.02)，其次為全磷流失量(平均值為0.15)、產(chǎn)流量(平均值為0.21)和全氮流失量(平均值為0.32)；4)不同措施之間，人工苜蓿草地減沙減流和減少養(yǎng)分流失的效益最大，其次為天然草地和樹盤/人工林，再次為石坎梯田/蔬菜。平播農(nóng)作物的效益最小，但與裸地相比，也分別使產(chǎn)沙量、產(chǎn)流量、全磷和全氮流失量減少了77%、34%、36%和39%。

關(guān)鍵詞：植被覆蓋； 水土保持措施； 養(yǎng)分流失； 水土保持效益

項目名稱： 國家自然科學(xué)基金“東北黑土區(qū)土壤侵蝕對土地生產(chǎn)力的影響”(40471082)

面源污染是造成水體富營養(yǎng)化的主要原因[1-4]，而土壤侵蝕則是引起面源污染的主要地理過程[5-6]；因此土壤侵蝕造成面源污染的機理一直是國內(nèi)外研究的重點[7-12]。北京市山區(qū)面積大，占全市國土面積的62%，土壤侵蝕潛在危險大。許多研究表明，北京市域水土流失引起的面源污染造成的水體富營養(yǎng)化比較嚴重，其中農(nóng)業(yè)土地化肥和農(nóng)藥流失造成的污染所占比例較大[13-16]。也有研究表明，北京市主要的面源污染物N、P主要以顆粒狀隨泥沙進入水體[17-18]。但隨著北京市周邊水土流失綜合治理、生態(tài)恢復(fù)程度的不斷提高和農(nóng)地面積的不斷萎縮，土壤侵蝕強度逐漸減弱。在這種背景下，研究山區(qū)不同水土保持措施條件下的水土流失及養(yǎng)分流失規(guī)律，對進一步防治面源污染和建設(shè)生態(tài)清潔流域十分關(guān)鍵。截至目前，對北京市山區(qū)水土流失規(guī)律和水土保持措施的減沙減流效益已有比較深入的研究[19-23]，但對不同水土保持措施條件下土壤養(yǎng)分流失的研究相對較少。黃滿湘等[24]通過人工降雨試驗表明，北京西山褐土氮素流失與降雨強度、植被覆蓋度關(guān)系密切。王曉燕等[25]對北京密云石匣小區(qū)2006年的資料分析表明，農(nóng)地中顆粒態(tài)磷流失量大于果園，林地次之，荒草坡流失量最小，無植被覆蓋小區(qū)磷流失量均高于有植被覆蓋小區(qū)。肖波等[26]對北京昌平小湯山潮土區(qū)徑流小區(qū)2009年資料的分析表明，狼尾草(Pennisetumalopecuroides(L. ) Spreng)草籬可減少76%的氮流失和88%的磷流失，野古草(ArundinellaanomalaSteud.)草籬可減少55%的氮流失和63%的磷流失。

目前關(guān)于不同水土保持措施對養(yǎng)分流失研究所用資料年限較短且水土保持措施類型較為單一，并且由于降雨年際變化對水土流失及面源污染規(guī)律有較大影響；所以本研究采用北京市門頭溝21個徑流小區(qū)累計9年(2005—2013年)114場次降雨產(chǎn)流后的觀測資料，定量分析植被覆蓋和水土保持措施對水土流失及面源污染的影響，研究結(jié)果可為面源污染模型的構(gòu)建和防治措施的制訂提供依據(jù)。

1研究區(qū)概況

門頭溝擔(dān)禮徑流場位于北京市門頭溝區(qū)，屬于暖溫帶半濕潤氣候，多年平均降水量為528.7 mm。其中徑流場2005—2013年期間年平均降水量為504 mm，降雨主要集中在6—9月，約占全年降水總量的80%。徑流場2005—2013年降水量和產(chǎn)流降水量見表1。徑流小區(qū)土壤為碳酸鹽褐土，母質(zhì)為石灰?guī)r。

表1　徑流小區(qū)年降水量及年產(chǎn)流降水量

2研究方法

2.1徑流小區(qū)布設(shè)與管理

擔(dān)禮坡地徑流場共布設(shè)徑流小區(qū)21個，均為2005年建成。小區(qū)坡度在15°～23°之間，坡長在10～20 m之間，徑流小區(qū)具體布設(shè)情況見表2。其中樹盤小區(qū)(5 m×20 m)設(shè)置了10排樹盤，每排2個樹盤。小區(qū)里累計20個樹盤，種植20棵樹。其中2005年小區(qū)新建時，徑流小區(qū)移栽的京白梨(PyrusussuriensisMaxim.)和杏樹(PrunusarmeniacaL.)等果樹是達到生理成熟可以坐果的樹木，紫花苜蓿采用人工撒播形式種植，平均植被覆蓋度達到90%左右，長勢良好。

表2　擔(dān)禮徑流小區(qū)基本情況

裸地小區(qū)每年按當(dāng)?shù)貍鹘y(tǒng)耕作方法將地面耙平，并準備成苗床狀態(tài)，然后保留裸露，春天翻耕深度15～20 cm，并按當(dāng)?shù)貞T例進行適當(dāng)中耕，保持沒有明顯雜草生長或結(jié)皮形成。農(nóng)地小區(qū)先后種植黃豆-綠豆-玉米，均為平播。農(nóng)地小區(qū)和石坎梯田+蔬菜小區(qū)按當(dāng)?shù)氐某Ｒ?guī)方法施肥，即在播種時施用復(fù)合肥即氮(N)磷(P2O5)鉀(K2O)質(zhì)量比為10∶8∶7做底肥，折合100 m2大小徑流小區(qū)施肥量約為2.25 kg，追施尿素，折合小區(qū)施肥量0.75 kg，田間管理與當(dāng)?shù)馗髁?xí)慣一致。其他小區(qū)不施肥。5～13號草地小區(qū)，每年生長季初期，對個別天然草地密度變大的小區(qū)，人工均勻挖除部分植物根系，然后平整地面，保持草地小區(qū)植被覆蓋度年際間基本保持不變。挖除根系時，利用深鏟斜插地面，切斷根系，手工輕輕拔出植物并收集置于小區(qū)之外，鏟子輕輕退回，盡量減少地面擾動。生長季節(jié)一般不做蓋度調(diào)整，個別蓋度變化大的小區(qū)，用鏟子自土壤表土鏟除，盡量減少地面擾動。

2.2觀測方法與數(shù)據(jù)處理

采用虹吸式自計雨量計觀測降雨量；徑流桶/分流桶來測定徑流量；含沙量采用傳統(tǒng)攪拌取樣，過濾烘干來測定。另取徑流泥沙樣測定全磷和全氮流失量。徑流泥沙樣經(jīng)沉降、過濾后清水樣的全磷質(zhì)量分數(shù)用過流動注射-鉬酸銨分光光度法測定[27]，全氮質(zhì)量分數(shù)用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法[28]測定。沉降且風(fēng)干后的泥沙全磷和全氮質(zhì)量分數(shù)分別采用酸解法和半微量開氏法測定。

每個徑流小區(qū)的次降雨徑流泥沙和養(yǎng)分流失數(shù)據(jù)相加得年流失量，然后將各年的數(shù)據(jù)平均，獲得多年平均產(chǎn)流產(chǎn)沙和養(yǎng)分流失數(shù)據(jù)；但在分析產(chǎn)流產(chǎn)沙和養(yǎng)分流失相關(guān)性時，采用次降雨數(shù)據(jù)。在比較不同水土保持措施小區(qū)數(shù)據(jù)時，將所有小區(qū)數(shù)據(jù)都修訂為坡度15°、坡長22.1 m,具體修訂方法見文獻[29]。

3結(jié)果與分析

3.1養(yǎng)分流失量與產(chǎn)流產(chǎn)沙的關(guān)系

圖1　天然草地小區(qū)植被覆蓋度和年平均全磷、全氮流失量關(guān)系Fig.1　Relationship of the plant cover with annual loss of total phosphorus and total nitrogen

用9年的次降雨徑流泥沙和養(yǎng)分流失數(shù)據(jù)進行相關(guān)分析(相關(guān)系數(shù)是各類型徑流小區(qū)次降雨數(shù)據(jù)分析所得)，結(jié)果見表3。產(chǎn)沙量、產(chǎn)流量、全磷、全氮流失量之間的相關(guān)系數(shù)都達到了極顯著水平：相關(guān)系數(shù)最大的為產(chǎn)流量和全氮流失量，為0.70；最小的是產(chǎn)流量和全磷流失量，為0.41。

全磷、全氮流失量在不同類型(不同坡度坡長)小區(qū)之間的差異，可能由多種原因造成；但已有研究顯示，全氮、全磷主要隨侵蝕泥沙流失，而侵蝕產(chǎn)沙量與地形有關(guān)，表3顯示的相關(guān)分析結(jié)果也證明了這一點。這是本文進行坡度、坡長校訂的主要原因。本文采用坡度、坡長的訂正方法[19]，將產(chǎn)沙、產(chǎn)流、全磷、全氮流失量修訂到坡度15°、坡長22.1 m的小區(qū)；但將修訂侵蝕量的坡度坡長公式用來修訂養(yǎng)分流失量的精度如何至今沒有得到驗證，需要進一步深入研究。

表3　全磷、全氮流失量和產(chǎn)沙產(chǎn)流量相關(guān)系數(shù)

注：**表示在0.01 水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為所有小區(qū)次降雨數(shù)據(jù)所得；n為21個徑流小區(qū)9年總降雨產(chǎn)流觀測次數(shù)。Note:**means significant at 0.01 level. The correlation coefficients were calculated using the data based on individual rainfall events；nis the total number of runoff yielding on 21 plots in 9 years.

3.2植被覆蓋度對徑流泥沙和養(yǎng)分流失的影響

根據(jù)天然草地小區(qū)年均植被覆蓋度和養(yǎng)分流失數(shù)據(jù)分析結(jié)果，草地植被覆蓋度和全磷、全氮流失量之間呈指數(shù)關(guān)系(圖1)，植被覆蓋度越大，養(yǎng)分流失量越小。植被覆蓋度對全磷和全氮變化的決定系數(shù)超過0.6，說明天然草地小區(qū)在地形(坡度、坡長)一定時，全磷和全氮的流失主要由植被覆蓋度決定。

實測數(shù)據(jù)的計算結(jié)果與裸地相比較，當(dāng)植被覆蓋度分別為30%、60%、80%時，全磷流失量分別降低了81.3%、96.5%和95.9%，全氮流失量分別降低了64.0%、80.9%和95.8%；用圖1中的模擬公式計算，當(dāng)植被覆蓋度為30%、60%、80%時，可使全磷流失量與裸地相比分別減少90.0%、95.9%、97.8%，全氮流失量分別減少77.6%、92.4%和96.3%?？梢姡莸刂脖桓采w度對全磷和全氮流失的控制效果非常好。

如果以天然草地植被覆蓋度為5%的小區(qū)全磷和全氮流失量作為基準，則蓋度為30%、60%、80%天然草地小區(qū)的全磷流失量分別減少52.8%、80.8%和89.5%，全氮流失量分別減少59.3%、86.2%和93.3%。平均植被覆蓋度每增加10%，全磷流失量約減少11.4%，全氮流失量約減少11.8%。但由于蓋度和全磷、全氮流失量之間呈現(xiàn)指數(shù)關(guān)系，植被覆蓋度由低值增加時，使全磷和全氮流失量減少的幅度大于由高值增加時的減少幅度。當(dāng)植被覆蓋度由10%增加到50%時，平均每增加10%的蓋度，全磷和全氮流失量分別減少17.5%和19.1%；而當(dāng)蓋度由50%增加到90%時，平均每增加10%蓋度，全磷和全氮流失量分別減少5.3%和4.5%。

圖2　天然草地小區(qū)植被覆蓋度和年平均產(chǎn)沙、產(chǎn)流量關(guān)系Fig.2　Relationship of the plant cover with annual loss of sediment and runoff

全磷、全氮流失量隨蓋度的增加而呈指數(shù)遞減的主要原因，是由于隨著蓋度的增加，產(chǎn)沙量和產(chǎn)流量也呈指數(shù)遞減(圖2)。

3.3水土保持措施對徑流泥沙和養(yǎng)分流失的影響

各種水土保持措施小區(qū)包括坡耕地的產(chǎn)沙量、產(chǎn)流量、全磷和全氮流失量與裸地的流失量進行比較得到流失比，流失比越小說明減少流失量效益越好(表4)。實際上，平播的農(nóng)地小區(qū)、天然草地和人工草地小區(qū)產(chǎn)沙量與裸地的比值相當(dāng)于通用土壤流失方程(USEL)中的作物管理因子C值。而石坎梯田/蔬菜和樹盤/京白梨或杏樹與裸地的比值則是綜合水土保持措施的效益。

天然草地、人工草地、石坎梯田/蔬菜和樹盤/人工林都可較大幅度地減少產(chǎn)流產(chǎn)沙和全磷、全氮的流失。4種措施與裸地產(chǎn)沙量的比值變化于0.01～0.03之間(平均0.02)，產(chǎn)流比值在0.08～0.38之間(平均0.21)，全磷流失量比在0.07～0.28之間(平均0.15)，全氮流失量比值在0.14～0.53之間(平均0.32)?？傮w而言，不同措施之間，人工苜蓿草地效果最好，其次為樹盤/人工林和天然草地，二者除天然草地的產(chǎn)流比值略大于樹盤/人工林外，其余各參數(shù)的效益比較接近。平播農(nóng)作物的效益相對最差，產(chǎn)沙、產(chǎn)流和全磷、全氮流失量的比值分別為0.23、0.66、0.64和0.61。石坎梯田/蔬菜小區(qū)的效益界于天然草地和平播農(nóng)地之間。

表4　不同類型小區(qū)徑流泥沙和養(yǎng)分流失量與裸地小區(qū)的比值

產(chǎn)沙、產(chǎn)流、全磷和全氮流失量與裸地的比值，在天然草地、人工草地、石坎梯田/蔬菜和樹盤/人工林4種措施下都表現(xiàn)出相同的規(guī)律，即減沙效果>減全磷流失效果>減流效果>減全氮流失效果。原因可能是各種水土保持措施的減流效果沒有減沙效果好，即使保土效果很好的小區(qū)，比如天然草地，在一般雨強的降雨條件下也能產(chǎn)流，而氮素易溶于水隨徑流流失，磷素更易于與土壤細顆粒結(jié)合流失[24]。對產(chǎn)沙量來說，只有平播農(nóng)地與裸地的比值為0.23>0.1，其他措施小區(qū)的比值都非常小(<0.03)。各措施的減沙效益與其他相關(guān)研究結(jié)果比較接近。符素華等[22]對北京山區(qū)密云徑流小區(qū)數(shù)據(jù)的分析結(jié)果為，免耕玉米侵蝕量與裸地侵蝕量的比值為0.28，人工草地為0.06，荒草地為0.05。

4結(jié)論

1)產(chǎn)沙量、產(chǎn)流量、全磷流失量和全氮流失量之間均存在極顯著相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)在0.4～0.7之間。因為產(chǎn)流產(chǎn)沙量受地形影響，在比較不同類型小區(qū)養(yǎng)分流失量時，應(yīng)進行坡度、坡長訂正。

2)草地植被覆蓋度可有效降低全磷和全氮流失量，全磷和全氮流失量與草地植被覆蓋度之間呈指數(shù)遞減關(guān)系。當(dāng)天然草地蓋度為30%、60%、80%時，全磷流失量與裸地相比分別減少81.3%、96.5%和95.9%，全氮流失量分別減少64.0%、80.9%和95.8%。在天然草地蓋度10%～90%之間，平均蓋度每增加10%，全磷流失量約減少11.4%，全氮流失量約減少11.8%。當(dāng)植被覆蓋度在10%～50%之間時，平均每增加10%的蓋度，全磷和全氮流失量分別減少17.5%和19.1%，而當(dāng)植被覆蓋度在50%～90%之間時，平均每增加10%植被覆蓋度，全磷和全氮流失量分別減少5.3%和4.5%。

3)天然草地、人工草地、石坎梯田/蔬菜、樹盤/人工林都可較大幅度地減少產(chǎn)流產(chǎn)沙和全磷、全氮的流失。4種措施與裸地產(chǎn)沙量的比值變化于0.01～0.03之間(平均0.02)，產(chǎn)流比值在0.08～0.38之間(平均0.21)，全磷流失量比值在0.07～0.28之間(平均0.15)，全氮流失量比值在0.14～0.53之間(平均0.32)。平播農(nóng)地效果最小，但也能在一定程度上減少產(chǎn)沙、產(chǎn)流和全磷、全氮流失量，與裸地的比值分別為0.23、0.66、0.64和0.61。

4)天然草地、人工草地、石坎梯田/蔬菜和樹盤/人工林4種措施的減沙效益較大，然后依次為減少全磷流失量、減少產(chǎn)流量和減少全氮流失量。平播農(nóng)地也是減沙效益較大，減流、減少全磷和減少全氮流失的效益基本相當(dāng)。

參考文獻5

[1]Foster G R, Young R A, Neibling N H. Sediment composition for nonpoint source pollution analyses [J]. Transactions of ASAE, 1985, 28(1):133-139

[2]Heathwaite A L, Johnes P J. Contribution of nitrogen species and phosphorus fractions to stream water quality in agricultural catchments [J]. Hydrological Processes, 1996,10(7):971-983

[3]De J R, Yang J Y, Drury C F. The indicator of risk of water contamination by nitrate-nitrogen [J]. Canadian Journal of Soilence, 2007,87(2):179-188

[4]Du Lianfeng, Zhao Tongke，Zhang Chengjun，et al. Investigations on nitrate pollution of soil, groundwater and vegetable from three typical farmlands in Beijing Region, China [J]. Agricultural Sciences in China, 2011, 10 (3):423-430

[5]Ma Libu, Zhao Hongwu, Yong Hong, et al. An integrated quantitative method to simultaneously monitor soil erosion and non-point source pollution in an intensive agricultural area [J]. Pedosphere, 2014,24 (5):674-682

[6]Wang Guoqiang, Wu Binbin, Zhang Lei, et al. Role of soil erodibility in affecting available nitrogen and phosphorus losses under simulated rainfall[J]. Journal of Hydrology, 2014, 514:180-191

[7]Bockstaller C, Guichard L, Makowski, D, et al. Agri-environmental indicators to assess cropping and farming systems: a review[J]. Agronomy for Sustainable Development, 2008, 28 (1):139-149

[8]Ghadiri H, Rose C W. Sorbed chemical transport in overland flow: I. A nutrient and pesticide enrichment mechanism[J]. Journal of Environmental Quality, 1991a, 20: 628-633

[9]Ghadiri H, Rose C W. Sorbed chemical transport in overland flow: II. Enrichment ratio variation with erosion processes[J]. Journal of Environmental Quality, 1991, 20:634-641

[10] Quinton J N, Catt J A, Hess T M. The selective removal of phosphorus from soil: is event size important? [J]. Journal of Environmental Quality, 2001,30 (2), 538-545

[11] Lin Chen, Wu Zhipeng, Ma Ronghua, et al. Detection of sensitive soil properties related to non-point phosphorus pollution by integrated models of SEDD and PLOAD[J]. Ecological Indicators, 2016, 60: 483-494

[12] Ouyang W, Song K, Wang X, et al. Non-point source pollution dynamics under long-term agricultural development and relationship with landscape dynamics[J]. Ecological Indicators, 2014, 45(5):579-589

[13] Edwin D O, Zhang Xiaolan, Yu Tao. Current status of agricultural and rural non-point source Pollution assessment in China[J]. Environmental Pollution, 2010,158:1159-1168

[14] Guo Wenxian, Fu Yicheng, Ruan Benqing, et al. Agricultural non-point source pollution in the Yongding River Basin[J]. Ecological Indicators, 2014, 36: 254-261

[15] Heimann L, Roelcke M, Hou Yong, et al. Nutrients and pollutants in agricultural soils in the peri-urban region of Beijing: Status and recommendations[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2015, 209: 74-88

[16] Huang J J, Lin Xiaojuan, Wang Jianhua, 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

[17] Shen Z Y, Chen L, Liao Q, et al. A comprehensive study of the effect of GIS data on hydrology and non-point source pollution modeling [J]. Agricultural Water Management, 2013, 118: 93-102

[18] Yang Yang, Ye Zhihan, Liu Baoyuan,et al. Nitrogen enrichment in runoff sediments as affected by soil texture in Beijing mountain area[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2014, 186: 971-978

[19] 畢小剛，段淑懷，李永貴，等. 北京山區(qū)土壤流失方程探討[J]. 中國水土保持科學(xué)，2006，4(4):6-13

[20] 劉和平，袁愛萍，路炳軍，等. 北京侵蝕性降雨標準研究[J]. 水土保持研究，2007，14(1):215-220

[21] 符素華，段淑懷，李永貴，等. 北京山區(qū)水保措施對土壤侵蝕的影響[J]. 自然科學(xué)進展， 2002，12(1):108-112

[22] 符素華，吳敬東，段淑懷，等. 北京密云石匣小流域水土保持措施對土壤侵蝕的影響研究[J]. 水土保持學(xué)報，2001，15(2):21-24

[23] 肖雨琳，魏欣，劉寶元，等. 北京山區(qū)果園水平階整地措施的水土保持效益[J]. 中國水土保持科學(xué)，2013，11(6):81-86

[24] 黃滿湘，張申，張國梁，等. 北京地區(qū)農(nóng)田氮素養(yǎng)分隨地表徑流流失機理[J]. 地理學(xué)報，2003，58(1):147-154

[25] 王曉燕，王靜怡，歐洋，等. 坡面小區(qū)土壤-徑流-泥沙中磷素流失特征分析[J]. 水土保持學(xué)報， 2008，22(2):1-5

[26] 肖波，喻定芳，趙梅，等. 保護性耕作與等高草籬防治坡耕地水土及氮磷流失研究[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報，2013，21(3):315-323

[27] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 水質(zhì) 總磷的測定 流動注射-鉬酸銨分光光度法:HJ 671—2013[S]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社,2013：1-6

[28] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 水質(zhì) 總氮的測定 堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法:HJ 636—2012[S].北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社，2012：1-4

[29] 劉寶元，閻百興，沈波，等. 東北黑土區(qū)農(nóng)地水土流失現(xiàn)狀與綜合治理對策[J]. 中國水土保持科學(xué)，2008，6(1):1-8

(責(zé)任編輯：程云郭雪芳)

Water and nutrient losses on runoff plots in the mountainous

area at western Beijing

Lu Bingjun, Wang Zhiqiang

(Beijing Normal University, State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology, School of Geography, 100875, Beijing, China)

Abstract:Many studies on the nonpoint pollution in Beijing area have been conducted in the last couple of decades, and the nutrient losses by rainfall erosion on farmland once were considered as the major source of nonpoint pollution in Beijing area. Nevertheless, thanks to intensified soil and water conservation measures, the ecosystems in Beijing are being recovered, and the types of land use are also changing from monotonous land use dominated by farmland to multiple land use types. This change of landuse has made it urgent to identify source areas of nonpoint pollution to establish more effective measures of nonpoint pollution control. This study analyzed the sediment yield (SD), runoff, total phosphorus (TP) and total nitrogen (TN) losses based on the data collected at the 21 runoff plots located in the mountainous area of western Beijing in 9 years from 2005-2013. Some of the plots were mainly composed of natural grasses with varying vegetation coverage, some were in the process of various soil and water conservation practices, and the rest were fallow croplands. The results showed that 1) there were significant correlations among the values of sediment yield (SD), runoff, TP loss and TN loss. 2) The SD, runoff, TP and TN losses decreased exponentially with the increase of grass vegetation coverage. 3) Natural grass (NG), planted grass (PG), stone terrace /vegetable (ST), tree disk /planted tree (TD) can significantly decrease the SD, runoff, TP and TN losses. The average ratios of SD, runoff, TP and TN losses of the four plots with conservation measures to those of the fallow plots were 0.02, 0.21, 0.15 and 0.32, respectively. Among the conservation strategies, the PG was the most efficient one, with the NG and TD followed. Although crops were the least effective in controlling SD, runoff, TP and TN losses compared to other measures, they still reduced SD, runoff, TP and TN losses by 77%, 34%, 36% and 39%, respectively compared to fallow plots. The results of this study showed clearly that above mentioned conservation measures can largely reduce SD, runoff, TP and TN losses; however, their efficiency in controlling TN loss was less than that for SD, partly due to some forms of nitrogen are dissolved in the runoff. Considering that the runoff controlling efficiency of those conservation practices was less than SD, the nitrogen loss may remain as an environmental problem that needs further assessment, and more control practices should be taken even combining with the existing soil and water conservation measures.

Keywords:vegetation cover； soil and water conservation measures； nutrient loss； soil conservation benefit

通信作者?簡介： 王志強(1968—)，男，博士，副教授。主要研究方向：土壤侵蝕與水土保持。E-mail：wangzhiqiang@bnu.edu.cn

作者簡介：第一 路炳軍(1976—)，男，博士研究生。主要研究方向：土壤侵蝕與水土保持。E-mail：bingjunlu@vip.sina.com

收稿日期：2015-02-12修回日期： 2015-11-04

中圖分類號：S157

文獻標志碼：A

文章編號：1672-3007(2015)06-0033-07