高國(guó)慶，張勝利，梁翠萍，于金鑫，潘泰臣

(1.西北農(nóng)林科技大學(xué) 水土保持研究所，陜西 楊陵 712100；2.西北農(nóng)林科技大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，陜西 楊陵 712100；3.陜西秦嶺森林生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家野外科學(xué)觀測(cè)研究站，陜西 楊陵 712100；4.北京江河中基工程咨詢有限公司，北京 豐臺(tái) 100073)

水資源是戰(zhàn)略性經(jīng)濟(jì)資源和綜合國(guó)力的重要組成部分，同時(shí)水資源在生態(tài)環(huán)境演變中起重要的控制作用。為解決京津華北平原水資源短缺的問題，國(guó)家實(shí)施了一項(xiàng)戰(zhàn)略性措施——南水北調(diào)中線工程，該工程從橫跨河南和湖北兩省的丹江口水庫(kù)調(diào)水，丹江口水庫(kù)有9.52萬km2的控制流域面積，陜西秦巴山區(qū)占其控制流域面積的65.9%左右；陜西秦巴山區(qū)面積達(dá)54 800 km2，秦嶺南坡約占其面積的55%。秦嶺南坡作為丹江口水庫(kù)的重要水源地，其水質(zhì)的好壞，將對(duì)南水北調(diào)中線工程受水地區(qū)供水水質(zhì)產(chǎn)生重要影響。近年來，秦嶺周邊重慶、河南、湖北、陜西等地大氣污染日趨嚴(yán)重[1-4]，在一定氣象條件下，大氣污染物會(huì)被遠(yuǎn)距離傳輸[5-6]并波及秦嶺南坡水源林，影響水源林水質(zhì)[7]。同時(shí)1998年以后國(guó)家禁止采伐天然林[8]，秦嶺南坡森林植被狀況有一定改善[9]，水源林水質(zhì)狀況相應(yīng)發(fā)生變化，因此，急需對(duì)該地區(qū)森林水質(zhì)狀況進(jìn)行研究。本研究就1997-2016年秦嶺南坡水源涵養(yǎng)林區(qū)河床徑流水化學(xué)變化特征及其影響因素進(jìn)行探討，旨在為丹江口水庫(kù)在管理中提供水質(zhì)方面的參考，并為秦嶺南坡水源地的管理和建設(shè)提供科學(xué)依據(jù)。

1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于秦嶺南坡中山地帶火地塘林區(qū)，在林區(qū)內(nèi)選擇2個(gè)小流域——火地溝流域和板橋溝流域和2個(gè)支溝集水區(qū)——火地溝流域1 、2 支溝，并在其中布設(shè)試驗(yàn)(圖1)。

火地塘林區(qū)行政區(qū)劃隸屬陜西省寧陜縣，經(jīng)緯度坐標(biāo)為33°25′-33°29′N，108°25′-108°30′E，林區(qū)面積22.25 km2，海拔1 470～2 473 m，屬溫暖帶濕潤(rùn)山地氣候?；鸬販狭饔蚴腔鸬靥亮謪^(qū)最大的自然集水區(qū)，近似羽毛狀，面積729 hm2；年平均氣溫8～12℃，年降水量在900～1 200 mm，平均相對(duì)濕度約為77%，無霜期199 d；土壤類型以山地棕壤、暗棕壤和草甸土為主，成土母巖主要為花崗巖、片麻巖、變質(zhì)砂巖和片巖。該流域從上世紀(jì)60年代起開始采伐，1998年國(guó)家禁止采伐天然林后對(duì)流域?qū)嵤┓庾o(hù)，現(xiàn)有森林是原生植被在采伐后恢復(fù)起來的天然次生林，植被覆蓋比率達(dá)90%以上，主要的樹種有銳齒櫟(Quercusalienavar.acuteserrata)、油松(Pinustabuliformis)、華山松(Pinusarmandii)、紅樺(Betulaalbo-sinensis)、光皮樺(Betulaluminifera)等。

圖1 試驗(yàn)地流域水系示意圖

板橋溝流域?yàn)榛鸬靥亮謪^(qū)內(nèi)相對(duì)較大的流域，流域面積526 hm2左右，與火地溝流域毗鄰，大致呈扇形，地形起伏較大，大致呈北高南低之勢(shì)。年平均氣溫和降雨量與火地溝流域基本一致，土壤以山地棕壤、黃褐土為主。該流域上世紀(jì)60年代開始封護(hù)，1998年采伐過一次后禁伐，植被較好，林木郁閉度在0.9以上，主要樹種有華山松(Pinusarmandii)、油松(Pinustabuliformis)、銳齒櫟(Quercusalienavar.acuteserrata)、刺槐(Robiniapseudoacacia)等。

秦嶺南坡天然水源涵養(yǎng)林主要分布于海拔1 300 m以上的中山地帶，秦嶺南坡中山地帶是南水北調(diào)中線工程的核心水源林區(qū)?；鸬靥亮謪^(qū)位于秦嶺南坡中山地帶中段，在氣候、森林植被、土壤、地形地貌等方面具有秦嶺南坡中山地帶的典型特征，同時(shí)火地溝、板橋溝流域具有秦嶺南坡中山地帶樹枝狀水系小流域的典型特點(diǎn)，故將試驗(yàn)地選擇在該林區(qū)的2個(gè)流域具有較好的代表性。

2 材料與方法

2.1 試驗(yàn)布設(shè)與水樣采集

采樣工作從1997年進(jìn)行到2016年，其中2006-2007年采樣工作中斷。大氣降雨的收集點(diǎn)位于火地塘林區(qū)空曠地帶，共布置4個(gè)點(diǎn)，用4個(gè)口徑20 cm、高20 cm的塑料桶收集，其頂部用紗網(wǎng)覆蓋，雨后用聚乙烯塑料瓶采集，每次各采集500 mL。在火地溝和板橋溝流域出口處，以及火地溝流域1、2支溝集水區(qū)(圖1)出口處采集徑流水，每季度至少采集1次，雨季適當(dāng)增加采樣次數(shù)。徑流水樣在雨后1～4 h內(nèi)用聚乙烯塑料瓶采集，每次各采集500 mL。采樣時(shí)對(duì)水樣做好編號(hào)，24 h內(nèi)帶回實(shí)驗(yàn)室置于0℃以下保存，每年1月、4月、7月、10月各進(jìn)行1次水樣測(cè)定。

2.2 水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定

根據(jù)研究的需要、地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)和《森林生態(tài)系統(tǒng)定位觀測(cè)指標(biāo)體系》(LT1606-2003)以及結(jié)合秦嶺周邊環(huán)境，選取以下指標(biāo)進(jìn)行測(cè)定：pH值、SO42-、NO3-、NH4+、PO43-、K+、Na+、Ca2+、Mg2+。測(cè)定方法見表1。

表1 水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定方法

2.3 數(shù)據(jù)處理

用SPSS12 .0對(duì)各采樣點(diǎn)pH值和各離子測(cè)定數(shù)據(jù)按季度進(jìn)行歸并，求出季度平均值，再以此求出年度平均值以及年際變化標(biāo)準(zhǔn)差。

3 結(jié)果與分析

3.1 pH值

1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流pH值變化范圍在7.0～8.5，為弱堿性(pH值從2001年開始測(cè)定)，2001-2016年徑流pH值呈降低趨勢(shì)，2015年各支溝和流域出口徑流pH值均達(dá)到最低值(圖2)，2001-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝徑流pH最高值與最低值分別相差0.866、0.846、1.102、1.026個(gè)pH單位。2016年較2001年1、2支溝和火地溝、板橋溝徑流pH分別降低了0.351、0.569、0.462、0.898個(gè)pH單位。根據(jù)試驗(yàn)地的實(shí)地情況，火地溝和板橋溝流域位于秦嶺腹地，人口極其稀少，周邊沒有排放污染物的城鎮(zhèn)或工礦企業(yè)，當(dāng)?shù)匚廴疚锱欧艑?dǎo)致徑流pH值降低的可能性較小。秦嶺地區(qū)汛期降水主要受西南和東南季風(fēng)的影響[10]，季風(fēng)帶來降雨所需水汽，同時(shí)將秦嶺周邊地區(qū)大氣污染物遠(yuǎn)距離傳輸[5-6]到秦嶺林區(qū)。近年來秦嶺周邊地區(qū)工業(yè)產(chǎn)能加速上漲，工業(yè)廢氣(硫化物、氮氧化物等)排放增多[11-13]，秦嶺周邊地區(qū)的重慶、河南、湖北酸雨日趨嚴(yán)重[1-3]，西安市大氣中SO2、NO2質(zhì)量濃度有明顯的上升趨勢(shì)[4]，故徑流pH值降低極有可能由秦嶺周邊大氣污染物遠(yuǎn)距離輸入引起。自1996年以來，秦嶺周邊地區(qū)大氣污染物排放量呈增長(zhǎng)趨勢(shì)[11-13]，對(duì)徑流pH值的影響增大，2008-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流pH均值較2001-2005分別降低了0.369、0.366、0.534、0.543個(gè)pH單位。

圖2 徑流pH值年際變化

3.2 NO3-、NH4+

支溝和流域出口徑流NO3-濃度在0.134～7.649 mg·L-1，1997-2016年徑流NO3-濃度總體呈降低趨勢(shì)，2008-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流NO3-濃度均值較1997-2005年分別降低了2.062、2.679、0.301、1.232 mg·L-1(圖3)。眾多學(xué)者研究表明，降雨量與樹木年輪生長(zhǎng)呈顯著的正相關(guān)[14-15]，在蒸發(fā)量較小并且降雨量較大的年份，樹高的生長(zhǎng)量較大[16]。而通過研究秦嶺地區(qū)氣候變化特征發(fā)現(xiàn)，1994年以來秦嶺南坡年降雨量呈增大趨勢(shì)[17]，年蒸散量呈降低趨勢(shì)，導(dǎo)致樹木生長(zhǎng)量增大，對(duì)N元素的需求量增多，故1997-2016年徑流NO3-濃度總體呈降低趨勢(shì)。此外，自1998年國(guó)家禁止采伐天然林以來，秦嶺地區(qū)植被生長(zhǎng)狀況整體呈現(xiàn)改善趨勢(shì)[9]，試驗(yàn)地植被得到一定恢復(fù)，林地對(duì)N元素需求量增大，從而導(dǎo)致徑流NO3-濃度總體呈降低趨勢(shì)。火地溝流域1998年左右開始禁伐，而板橋溝流域上世紀(jì)60年代開始封禁，板橋溝流域植被相對(duì)較好，火地溝流域植被恢復(fù)過程中需要更多的N元素，導(dǎo)致火地溝流域徑流NO3-濃度相對(duì)較低，故1997-2016年板橋溝流域徑流NO3-濃度總體高于火地溝流域。

試驗(yàn)區(qū)毗鄰210國(guó)道(圖1)，2001-2003年國(guó)道車流量呈增大趨勢(shì)，年增長(zhǎng)率達(dá)5%左右[18]，汽車尾氣排放的NOx增多，導(dǎo)致2000-2003年徑流NO3-濃度呈上升趨勢(shì)。2014年9月包茂高速西康段垮塌，導(dǎo)致東坪至安康段被實(shí)施交通管制60多d，過境安康的車輛從210國(guó)道繞行，致使國(guó)道車流量增大，NOx排放量增多，因此2014年徑流NO3-濃度明顯增大。

圖3 徑流和降雨NO3-濃度年際變化

圖4 徑流和降雨NH4+濃度年際變化

1997-2016年支溝和流域出口徑流NH4+濃度較低，除2014年外，徑流NH4+濃度在0.011 3～0.924 5 mg·L-1波動(dòng)(圖4)，變化幅度較小，無明顯變化趨勢(shì)。由此表明，徑流NH4+濃度對(duì)林地內(nèi)外部環(huán)境變化不敏感，受影響較小。2000-2003年徑流NH4+濃度呈增大趨勢(shì)，2014年徑流NH4+濃度增大。這可能與2001-2003年以及2014年210國(guó)道車流量增大有關(guān)，一方面，火地塘林區(qū)NH3的來源主要有：土壤和植被的生物過程、野生動(dòng)物糞便以及汽車尾氣[19-20]。研究表明，汽車尾氣中的氨排放是一個(gè)較大的污染源[21-22]，汽車尾氣排放可能導(dǎo)致徑流NH4+濃度產(chǎn)生變化。另一方面，氮的礦化速度隨氮的輸入量增大而增大[23]，隨著汽車尾氣NH3、NOx排放增多，火地塘林區(qū)氮素輸入量增大，氮的礦化作用增強(qiáng)，森林土壤中NH4+釋放量增大。2008-2016年大氣降雨和徑流NH4+濃度變化趨勢(shì)相似(圖4)，說明徑流中NH4+濃度變化與大氣降水的輸入可能有一定關(guān)系[24]。

3.3 SO42-、PO43-

1997-2016年支溝和流域出口徑流SO42-濃度在13.146～51.626 mg·L-1，1997-2016年徑流SO42-濃度呈增大趨勢(shì)(圖5)，2016年較1997年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流SO42-濃度分別增大了50.35%、56.03%、52.54%、50.17%。秦嶺火地塘林區(qū)酸化雨水為硫酸型[7]，近年來，秦嶺周邊地區(qū)酸雨較為嚴(yán)重，且主要為硫酸型[1-3,7]，1999-2009年陜南地區(qū)大氣擴(kuò)散潛勢(shì)朝逐年不利于擴(kuò)散的方向發(fā)展，每年SO2平均濃度增加約0.29%[25]，故1997-2016年徑流SO42-濃度增大極有可能是秦嶺周邊大氣污染物中硫化物的遠(yuǎn)距離輸入導(dǎo)致的。2007年西漢、西康高速建成通車，210國(guó)道車流量急劇減少[26]，汽車尾氣SO2排放對(duì)火地塘林區(qū)的影響極其有限，不是導(dǎo)致徑流SO42-濃度增大的主要原因。2008-2016年降雨與徑流SO42-濃度均呈增大趨勢(shì)，說明大氣降雨對(duì)徑流SO42-濃度變化有較大影響。

圖5 徑流和降雨SO42-濃度年際變化

2007年西漢高速安康段建成通車，國(guó)道車流量減少[26]，硫化物的排放量降低，故2008-2009年徑流SO42-濃度降低。2014年9月受交通管制影響，210國(guó)道車流量增大，硫排放量增多，大氣降雨中SO42-濃度顯著升高(圖5)，但是9月以后隨著降雨量減少，硫素通過大氣沉降滯留或吸附在林冠層，故2014年徑流SO42-濃度升幅不大；2015年大氣降雨中SO42-濃度雖小于2014年，但滯留或吸附在林冠層的干沉降物質(zhì)受雨水沖刷淋洗，SO42-等陰離子在林內(nèi)雨中濃度增加[27]，導(dǎo)致2015年徑流SO42-濃度顯著升高。

1997-2016年支溝和流域出口徑流PO43-濃度在0.010～0.136 mg·L-1，徑流PO43-濃度總體呈增大趨勢(shì)(圖6)。大氣降雨是森林生態(tài)系統(tǒng)中PO43-重要來源[24]，1994年以來秦嶺南坡年降雨量呈增大趨勢(shì)[17]，同時(shí)2008-2016年大氣降雨中PO43-濃度呈上升趨勢(shì)(圖6)，PO43-輸入量增大，故徑流PO43-濃度增大。1997-2001年徑流PO43-濃度總體呈降低趨勢(shì)，1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流PO43-濃度分別降低71.29%、62.96%、64.29%、79.17%。1998國(guó)家禁止采伐天然林，試驗(yàn)地林區(qū)植被恢復(fù)初期，林木生長(zhǎng)量較大，對(duì)P元素需求量增大，故1997-2000年徑流PO43-濃度降低。2004年徑流PO43-濃度顯著增大，這是由于2004年降雨量顯著降低，一方面森林林冠層樹葉表面的磷元素比較活躍，在降雨過程中極易被淋溶[28]，當(dāng)降雨量較小時(shí)，林內(nèi)雨中PO43-濃度較大；另一方面由于試驗(yàn)地土壤含水量較低，植被生長(zhǎng)所需水分不足，植物根部對(duì)PO43-吸收減少，最終導(dǎo)致徑流PO43-濃度增大。

圖6 徑流和降雨P(guān)O43-濃度年際變化

3.4 K+、Na+、Ca2+、Mg2+

支溝和流域出口徑流K+濃度在0.360～3.258 mg·L-1，1997-2016年徑流K+濃度呈降低趨勢(shì)，2008-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流K+濃度均值較1997-2005年分別降低了0.097、0.200、0.271、0.446 mg·L-1(圖7)。這與1997-2016年徑流NO3-濃度降低的原因一致，由于秦嶺南坡氣候變化，導(dǎo)致樹木生長(zhǎng)量增大，同時(shí)1998年禁伐后植被得到一定恢復(fù)，對(duì)K元素需求量增大，故徑流中K+濃度降低。除2002、2013年外，支溝出口徑流水K+濃度均大于流域出口徑流，這可能是由于土壤對(duì)K+有吸收固定作用，水溶性鉀會(huì)轉(zhuǎn)化為交換性鉀或非交換性鉀固定起來[29]，而1、2支溝平均坡度較大，火地溝、板橋溝流域較小，坡度較小導(dǎo)致土壤中水分流動(dòng)較慢，對(duì)K+的固定作用較強(qiáng)[18]，故火地溝、板橋溝流域徑流K+濃度較低。2004年為1997年以來降雨量最低年份，當(dāng)土壤水分較低時(shí)，鉀的固定現(xiàn)象十分顯著[29]，從而導(dǎo)致2004年徑流K+濃度較低。

圖7 徑流和降雨K+濃度年際變化

支溝和流域出口徑流Na+濃度在0.398～2.539 mg·L-1(Na+從1999年開始測(cè)定)，1999-2016年徑流Na+濃度總體呈增大趨勢(shì)(圖8)，2008-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流Na+濃度均值較1999-2005年分別增大了0.332、0.186、0.308、0.362 mg·L-1。土壤是森林生態(tài)系統(tǒng)中Na+的重要來源[24]，2009-2016年徑流中Na+濃度是大氣降雨的4.4倍，是枯透水的2.8倍，說明徑流中Na+主要來源于土壤。隨著試驗(yàn)地大氣降雨和徑流pH值降低，土壤中H+數(shù)量增多，Na+與H+交換反應(yīng)增強(qiáng)，Na+流失量增大[30]，故徑流Na+濃度呈增大趨勢(shì)。1999-2003年徑流Na+濃度有所升高，這是由于森林林冠層對(duì)Na+有一定吸附作用[24]，隨著試驗(yàn)地植被逐漸恢復(fù)，森林郁閉度增大，林內(nèi)雨占總降雨量的比例增大，對(duì)Na+吸附量增多，導(dǎo)致徑流Na+濃度降低。當(dāng)植被恢復(fù)到一定程度，森林郁閉度變化較小，對(duì)Na+吸附作用變化不大。

1997-2016年徑流Ca2+濃度在11.002～46.913 mg·L-1，Mg2+濃度在1.303～5.953 mg·L-1(圖9、圖10)。除2005-2009年外，1997-2016年徑流Ca2+和Mg2+濃度呈增大趨勢(shì)，隨著火地塘林區(qū)雨水和徑流pH值降低，土壤中可供與Ca2+和Mg2+交換的H+數(shù)量增多，森林土壤Ca2+和Mg2+大量流失[31]，導(dǎo)致火地塘林區(qū)徑流Ca2+和Mg2+濃度增大，同時(shí)表明土壤膠體中鹽基離子與H+的交換作用對(duì)土壤酸堿度有重要的緩沖作用。徑流Ca2+濃度均大于Mg2+，這是由于Ca2+對(duì)雨水酸化的敏感性高于Mg2+[30]，土壤中Ca2+淋失量大于Mg2+導(dǎo)致的。徑流中游離態(tài)CO2濃度對(duì)徑流Ca2+、Mg2+濃度變化有一定影響[32]，化學(xué)反應(yīng)式如下:

CaCO3+H2O+CO2→2HCO3-+Ca2+

MgCO3+H2O+CO2→2HCO3-+Mg2+

圖8 徑流和降雨Na+濃度年際變化

圖9 徑流和降雨Ca2+濃度年際變化

2004-2005年徑流中Ca2+和Mg2+濃度均降低，這與2003年11月，210國(guó)道超限運(yùn)輸治理以及210國(guó)道路況改善，尾氣排放的CO2減少有關(guān)[18]。2007年西漢高速安康段通車，對(duì)210國(guó)道車流量進(jìn)行分流，尾氣排放的CO2總量減少，導(dǎo)致2008-2009年徑流中Ca2+和Mg2+濃度降低，同時(shí)也導(dǎo)致2008-2016年徑流Ca2+和Mg2+濃度均值高于1997-2005年，2008-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流Ca2+濃度均值較1997-2005年分別降低了4.037、7.214、12.688、11.032 mg·L-1，2008-2016年1、2支溝和火地溝、板橋溝流域出口徑流Mg2+濃度均值較1997-2005年分別降低了0.405、0.541、1.318、0.913 mg·L-1。1997-2003年徑流Ca2+濃度上升幅度較2010-2016年更顯著，這是由于土壤中Ca2+長(zhǎng)期受酸化雨水淋失，導(dǎo)致2010-2016年土壤中可供交換的Ca2+濃度低于1997-2003年；1997-2003年徑流Mg2+濃度上升幅度與2010-2016年基本一致，這可能是因?yàn)镸g2+對(duì)雨水酸化的敏感性較低，淋失量較小，1997-2003年與2010-2016年土壤中可供交換的Mg2+濃度相差不多。1997-2016年流域出口徑流Mg2+濃度均大于支溝出口徑流Mg2+濃度，1997-2005年流域出口徑流Ca2+濃度均大于支溝出口徑流Ca2+濃度。這是由于流域徑流的流速、流量均大于支溝徑流，流域徑流與空氣中的CO2接觸面積較大，沿岸土壤以及溝道內(nèi)泥沙中CaCO3和MgCO3大量轉(zhuǎn)化為Ca2+和Mg2+，導(dǎo)致流域出口徑流Ca2+、Mg2+濃度較高；2009-2016年流域出口徑流Ca2+濃度與支溝出口徑流相差不多，這是由于MgCO3溶解度大于CaCO3，MgCO3更容易轉(zhuǎn)化為Mg2+，加之2007年以后國(guó)道車流量減少，大氣中CO2濃度下降，CO2濃度不足以使CaCO3轉(zhuǎn)化為Ca2+。

圖10 徑流和降雨Mg2+濃度年際變化

4 討論

秦嶺南坡水源涵養(yǎng)林區(qū)僅分布有數(shù)條公路，相對(duì)于整個(gè)林區(qū)而言，汽車尾氣污染影響有限。而根據(jù)試驗(yàn)地的實(shí)地情況，試驗(yàn)地毗鄰210國(guó)道(圖1)，汽車尾氣排放有可能引起徑流pH值降低[18]，但2007年西漢、西康高速建成通車，導(dǎo)致210國(guó)道車流量急劇減少[26]，汽車尾氣對(duì)火地塘林區(qū)的影響極其有限，且2007年以后隨汽車尾氣排放減少，徑流pH值應(yīng)增大，SO42-濃度應(yīng)降低，然而實(shí)際情況正好相反，故210國(guó)道汽車尾氣排放不是引起徑流pH降低和SO42-濃度增大的主要原因。森林生態(tài)系統(tǒng)對(duì)降雨pH值有一定調(diào)升作用[33]，降雨通過森林各層次后，徑流pH值較降雨有所升高[34-36]，但1998年以后國(guó)家禁止采伐天然林[8]，火地塘林區(qū)基本沒受到過擾動(dòng)，森林生態(tài)系統(tǒng)森林對(duì)降雨pH值影響變化不大，不是導(dǎo)致徑流pH降低的關(guān)鍵因素。排除以上因素后得出，徑流pH值降低以及SO42-濃度增大與秦嶺周邊大氣污染物遠(yuǎn)距離輸入有關(guān)。大氣降水在通過森林生態(tài)系統(tǒng)各層次的過程中，其pH值會(huì)受到多種緩沖機(jī)制影響而升高[34-35]，但從徑流pH值呈降低趨勢(shì)可以看出，這些機(jī)制的作用有限，防止徑流pH值繼續(xù)降低的根本措施是治理大氣污染。受植被恢復(fù)影響，徑流NO3-和K+濃度呈降低趨勢(shì)，但當(dāng)秦嶺南坡水源林區(qū)植被恢復(fù)到一定程度，對(duì)K和N元素的需求量不再增大，徑流NO3-和K+濃度可能不會(huì)繼續(xù)降低。1997-2016年徑流NH4+濃度較低，這是由于NH4+是植物進(jìn)行新陳代謝重要的氮源，植物林冠層對(duì)NH4+表現(xiàn)一定的吸附作用，土壤層中植物根系對(duì)NH4+有顯著的吸收作用，同時(shí)，受長(zhǎng)期雨水酸化影響，試驗(yàn)地土壤pH值較低，土壤氨化作用相對(duì)較弱[23]，枯枝落葉層和表層土壤中NH4+釋放量較小，大氣降雨通過林冠層、枯枝落葉層和土壤層后NH4+濃度降幅達(dá)62.22%[33,35]，導(dǎo)致徑流NH4+濃度較低，變化幅度較小。根據(jù)國(guó)家《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)，2001-2016年徑流pH值處于不<6.5且不>8.5的標(biāo)準(zhǔn)，徑流NO3-、NH4+、SO42-、PO43-濃度均在允許范圍內(nèi)，不會(huì)對(duì)受水地區(qū)供水水質(zhì)產(chǎn)生影響。

K+、Na+、Ca2+、Mg2+等鹽基離子能與土壤水中的H+進(jìn)行交換[30]，鹽基離子被交換淋失，最終進(jìn)入徑流。隨著試驗(yàn)地大氣降雨和徑流pH值降低，土壤中可供與K+交換的H+數(shù)量增多，森林土壤K+流失量增大，徑流Na+濃度應(yīng)增大，但實(shí)際情況正好相反，說明大氣降雨和徑流pH值降低對(duì)徑流K+濃度的影響較小。徑流Ca2+、Mg2+、Na+濃度受此影響呈增大趨勢(shì)，且如果雨水和徑流pH值進(jìn)一步降低，徑流Ca2+、Mg2+、Na+濃度可能進(jìn)一步增大，并對(duì)丹江口水庫(kù)水質(zhì)產(chǎn)生不利影響。Ca2+和Mg2+是地表徑流中主要陽離子，其含量大小反映了水的硬度高低[37]。根據(jù)國(guó)家《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)，1997-2016年徑流總硬度符合<450 mg·L-1(以CaCO3計(jì))的標(biāo)準(zhǔn)，徑流K+、Na+濃度也均在允許范圍內(nèi)，不會(huì)對(duì)受水地區(qū)供水水質(zhì)產(chǎn)生影響。

5 結(jié)論

2001-2016年徑流pH值呈降低趨勢(shì)，1999-2016年徑流Na+濃度呈增大趨勢(shì)，除2005-2009年外，1997-2016年徑流Ca2+和Mg2+濃度呈增大趨勢(shì)；1997-2016年徑流SO42-和PO43-濃度呈增大趨勢(shì)，NO3-和K+濃度呈降低趨勢(shì)，NH4+濃度較低，變化幅度較小，無明顯變化趨勢(shì)。

探討結(jié)果的影響因素表明，徑流pH值降低和SO42-濃度增大主要是秦嶺周邊大氣污染物遠(yuǎn)距離輸入引起的。由此看出，秦嶺周邊地區(qū)大氣污染對(duì)秦嶺南坡水源涵養(yǎng)林區(qū)徑流pH值以及SO42-濃度變化有著重要影響，防止徑流酸化和SO42-濃度增大的根本措施是治理大氣污染。徑流NO3-和K+濃度降低與秦嶺南坡年降雨量增大、年蒸散量降低以及森林植被逐漸恢復(fù)有關(guān)，林區(qū)植被恢復(fù)對(duì)徑流水質(zhì)變化有著重要作用，仍應(yīng)重視對(duì)秦嶺南坡水源涵養(yǎng)林的管理與保護(hù)。徑流NH4+濃度無明顯變化趨勢(shì)，表明徑流NH4+濃度對(duì)林地內(nèi)外部環(huán)境變化不敏感，受影響較小。徑流PO43-濃度增大與大氣降雨P(guān)O43-濃度增大以及秦嶺南坡降雨量增大有關(guān)，徑流Na+、Ca2+和Mg2+濃度增大與雨水和徑流pH值降低有關(guān)。

根據(jù)國(guó)家《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5749-2006)，1997-2016年秦嶺南坡水源涵養(yǎng)林區(qū)河床徑流水各化學(xué)成分均在允許范圍內(nèi)，且徑流水pH值以及各離子濃度變化較小，無需擔(dān)心對(duì)秦嶺南坡水源地以及南水北調(diào)中線工程取水地——丹江口水庫(kù)水質(zhì)產(chǎn)生不利影響。