全 文 ：新安江上游减轻磷素面源污染生态系统服务及价值∗
何　 方１　 吴　 楠２　 方降龙２　 高吉喜３　 周晓铁２　 冯朝阳４∗∗
（ １安徽农业大学资源与环境学院， 合肥 ２３００３６； ２安徽省环境科学研究院， 合肥 ２３００７１； ３环境保护部南京环境科学研究所，
南京 ２１００４２； ４中国环境科学研究院国家环境保护区域生态过程与功能评估重点实验室， 北京 １０００１２）
摘　 要　 结合不同土地覆被磷素输出系数和净化系数，构建了流域磷素净化模型，并结合流
域出口断面的期望水质与净化污染物的边际成本模拟服务价值，将模型运用于安徽境内新安
江上游．结果表明： ２０００—２０１０年，屯溪区、绩溪、歙县、黟县以及休宁县城周边部分农田被建
成区占用． 新安江上游磷素输出总量在 １０年间小幅减少，农田和建城区是新安江上游最主要
的磷素污染源．输出的磷素一半以上在向流域出口运移的过程中被各类土地覆被有效净化．净
化磷素量与磷素输出量的高值分布类似，均集中于北部的扬之河、丰乐河和横江等子流域． 因
当前土地覆被格局不尽合理，林草净化磷素的能力未能得到有效发挥．研究区生态系统服务
的总经济价值在 ２０００和 ２０１０年分别达到 ３８０．３和 ３３１．０万元．
关键词　 面源污染； 新安江上游； 土地覆被； 净化磷素量； 经济价值
文章编号　 １００１－９３３２（２０１５）０４－１２５３－１０　 中图分类号　 Ｘ５２４　 文献标识码　 Ａ
Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅ ａｎｄ ｅｃｏｎｏｍｉｃ ｖａｌｕａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｕｐｐｅｒ ｒｅａｃｈｅｓ ｏｆ Ｘｉｎ’ ａｎ Ｒｉｖｅｒ， Ａｎｈｕｉ，
Ｃｈｉｎａ ｆｏｒ ｍｉｔｉｇａｔｉｎｇ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｎｏｎｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ． ＨＥ Ｆａｎｇ１， ＷＵ Ｎａｎ２， ＦＡＮＧ
Ｘｉａｎｇ⁃ｌｏｎｇ２， ＧＡＯ Ｊｉ⁃ｘｉ３， ＺＨＯＵ Ｘｉａｏ⁃ｔｉｅ２， ＦＥＮＧ Ｃｈａｏ⁃ｙａｎｇ４ （ １Ｄｅｐａｒｔｍｅｎｔ ｏｆ Ｒｅｓｏｕｒｃｅ ａｎｄ Ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔ， Ａｎｈｕｉ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｈｅｆｅｉ ２３００３６， Ｃｈｉｎａ； ２Ａｎｈｕｉ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅ， Ｈｅｆｅｉ ２３００７１， Ｃｈｉｎａ； ３Ｎａｎｊｉｎｇ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ， Ｎａｎｊｉｎｇ ２１００４２， Ｃｈｉｎａ； ４Ｓｔａｔｅ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｒｅ⁃
ｇｉｏｎａｌ Ｅｃｏ⁃ｐｒｏｃｅｓｓ ａｎｄ Ｆｕｎｃｔｉｏｎ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，
Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００１２， Ｃｈｉｎａ） ． ⁃Ｃｈｉｎ． Ｊ． Ａｐｐｌ． Ｅｃｏｌ．， ２０１５， ２６（４）： １２５３－１２６２．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ａ ｍｏｄｅｌ ｏｆ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ ａ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｗａｓ ｅｓｔａｂｌｉｓｈｅｄ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｅｘｐｏｒｔ
ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ａｎｄ ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎｄｅｘ ｏｆ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｔｙｐｅｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ． Ｔｈｅ ｍｏｄｅｌ ｗａｓ ｅｍ⁃
ｐｌｏｙｅｄ ｔｏ ｓｉｍｕｌａｔｅ ｔｈｅ ｅｃｏｎｏｍｉｃ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｔｈｅ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｅｘｐｅｃｔｅｄ ｗａｔｅｒ ｑｕａｌｉｔｙ
ｓｔａｎｄａｒｄ ａｎｄ ｍａｒｇｉｎａｌ ｃｏｓｔ ｏｆ ｐｏｌｌｕｔａｎｔ ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｕｐｐｅｒ ｒｅａｃｈｅｓ ｏｆ Ｘｉｎ’ａｎ Ｒｉｖｅｒ ｏｆ Ａｎｈｕｉ，
Ｃｈｉｎａ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｒｅｖｅａｌｅｄ ｔｈａｔ ｆｒｏｍ ２０００ ｔｏ ２０１０， ｓｏｍｅ ｆａｒｍｌａｎｄ ｏｕｔｓｉｄｅ ｔｈｅ Ｔｕｎｘｉ， Ｊｉｘｉ， Ｓｈｅ⁃
ｘｉａｎ， Ｙｉｘｉａｎ ａｎｄ Ｘｉｕｎｉｎｇ ｗａｓ ｃｏｎｖｅｒｔｅｄ ｔｏ ｂｕｉｌｔ⁃ｕｐ ｌａｎｄ． Ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ａｍｏｕｎｔ ｏｆ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｅｘｐｏｒｔｅｄ
ｔｏ ｔｈｅ ｕｐｐｅｒ Ｘｉｎ’ａｎ Ｒｉｖｅｒ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ａ ｌｉｔｔｌｅ， ａｎｄ ｔｈｅ ｍａｉｎ ｓｏｕｒｃｅ ｏｆ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｗａｓ ｆａｒｍ⁃
ｌａｎｄ ａｎｄ ｂｕｉｌｔ⁃ｕｐ ｌａｎｄ． Ｍｏｒｅ ｔｈａｎ ｈａｌｆ ｏｆ ｔｈｅ ｅｘｐｏｒｔｅｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｗａｓ ｅｆｆｉｃｉｅｎｔｌｙ ｐｕｒｉｆｉｅｄ ｂｙ ｄｉｆｆｅｒ⁃
ｅｎｔ ｔｙｐｅｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ ｖｉａ ｆｌｏｗ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ． Ｔｈｅ ｐａｔｔｅｒｎ ｏｆ ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｅｘｐｏｒｔ ｏｆ ｈｉｇｈｌｙ ｃｏｎ⁃
ｃｅｎｔｒａｔｅｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈｅ ｓａｍｅ ｔｒｅｎｄ ｗｈｉｃｈ ｏｃｃｕｒｒｅｄ ｉｎ ｔｈｅ ｎｏｒｔｈｅｒｎ ｐａｒｔ ｏｆ ｔｈｅ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ
ｉｎｃｌｕｄｉｎｇ ｔｈｅ Ｙａｎｇｚｈｉ Ｒｉｖｅｒ， Ｆｅｎｇｌｅ Ｒｉｖｅｒ ａｎｄ Ｈｅｎｇｊｉａｎｇ Ｒｉｖｅｒ． Ｆｏｒｅｓｔｌａｎｄ ａｎｄ ｇｒａｓｓｌａｎｄ ｄｉｄ ｎｏｔ
ｅｆｆｉｃｉｅｎｔｌｙ ｐｕｒｉｆｙ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｉｎ ｔｈｅ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｏｗｉｎｇ ｔｏ ｔｈｅ ｉｒｒａｔｉｏｎａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｅｘｉｓｔｉｎｇ ｌａｎｄ ｃｏｖ⁃
ｅｒ． Ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ｓｅｒｖｉｃｅ ｖａｌｕｅ ｗａｓ ３．８０ ａｎｄ ３．３１ ｍｉｌｌｉｏｎ Ｙｕａｎ ｉｎ ２０００ ａｎｄ ２０１０， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ｎｏｎｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ； ｕｐｐｅｒ Ｘｉｎ’ａｎ Ｒｉｖｅｒ； ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ； ｒｅｔａｉｎｅｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ；
ｅｃｏｎｏｍｉｃ ｖａｌｕｅ．
∗安徽省省级环保科研计划项目（ ２０１１⁃００１⁃１，２０１２⁃００６）和“十二
五”农村领域国家科技计划项目（２０１２ＢＡＪ２１Ｂ０７⁃０２）资助．
∗∗通讯作者． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｆｅｎｇｃｈｙ＠ ｃｒａｅｓ．ｏｒｇ．ｃｎ
２０１４⁃０６⁃２３收稿，２０１５⁃０１⁃０９接受．
　 　 近年来，大量研究成果和调查数据表明［１－４］，农 村面源污染（畜禽养殖、农药化肥、农村生活污水、
生活垃圾等）在流域尺度的水体污染中所占的比重
和严重性已经超过工业点源污染．因其具有时空范
围大、不确定性突出以及成分和产生的过程复杂等
应 用 生 态 学 报　 ２０１５年 ４月　 第 ２６卷　 第 ４期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ａｐｒ． ２０１５， ２６（４）： １２５３－１２６２
特点，使得面源污染的防治难度极大［５］ ．
流域陆地生态系统通过林冠层、灌草层、凋落物
层和土壤层对面源污染物进行过滤拦截、吸附，并有
效减少地表径流．河流两岸一定宽度的植被缓冲带
可以通过过滤、渗透、吸收、滞留、沉积等机械、化学
和生物功能效应，使进入水体的污染物毒性减弱、污
染程度降低［６－９］，体现其净化水质的生态系统服务
功能．
目前，国内外关于流域陆地生态系统植被与其
水质关系的研究多集中在森林植被变化（组成结
构、分布面积和位置、覆盖度等）对水质（有机物质、
各种离子、Ｎ、Ｐ、固体悬浮物、水温、溶解氧 ＤＯ、细菌
等病原体等）的影响上［１０－１３］，较少将植被净化水质
作为一项生态系统服务，从而对其服务能力进行分
布式定量评估及相关经济效益分析．一些特定区域
植被对污染物质滞留净化作用的定量结论［１４－１５］，也
很难用于指导流域综合生态系统管理 （ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ
ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，ＩＥＭ）决策与生态补偿运作．
生态系统结构和过程是生态系统服务供给的物
质基础［１６］ ．在闭合流域内部，生态系统分布的空间
格局是水和面源污染物共轭运移过程的载体，格局
的变化会引起该随机生态过程的改变；而运移过程
中也包含众多塑造格局的动因和驱动力，其改变也
会使格局产生一系列的响应．净化水质功能则是由
流域尺度下生态系统的分布格局及其与污染物质运
移截留过程相互作用而产生的服务，是该功能满足
人类福利的一种表现．
流域尺度上面源污染的评估模型大致分为经验
系数模型和综合机理模型 ２ 种．经验系数模型是基
于流域自然物理特征与污染物输出之间的经验关系
建立的，如输出系数法和源强系数法等［１７］ ．一般情
况下经验系数模型的模拟精度较综合机理模型低，
但得益于其对资料要求低、简单以及实用的特点，经
验系数模型广泛用于环境规划和环境评价中．综合
机理模型则基于流域水文和面源污染耦合过程而建
立，如 ＳＷＡＴ（ｓｏｉｌ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｔｏｏｌ） ［１８］ ．模型
运行需要大量的长期观测资料和统计数据［１９－２０］ ．
为了兼顾两者的优势，本研究所建模型在理论
上基于流域内面源污染物质运移净化过程的内在机
制，在评估应用上对模型参数做了必要的简化．以格
局⁃过程⁃服务为主线，结合流域内不同土地覆被
（ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ，ＬＣ）的污染物输出系数和拦截能力系
数，在 ＧＩＳ平台上构建了汇流路径上模拟每个栅格
像元截留污染物使其不进入受纳水体的模型．价值
量模型则结合流域出口断面的期望水质标准与净化
污染物的边际成本进行计算．
本文采用 ２０００ 和 ２０１０ 年的相关数据，以我国
首个跨省流域生态补偿建设试点———新安江上游
（安徽境内）为例，以磷素作为指示污染物进行模型
的运用．评估结果将为水环境补偿试点工程规划及
区际公平的生态补偿标准核定提供参考．
１　 研究地区与研究方法
１􀆰 １　 研究区概况
安徽省内新安江流域（新安江上游）地跨黄山、
宣城 ２市，东南以天目山、白际山脉为界与浙江省毗
邻，西南部与江西省鄱阳湖水系接壤，北以长江、新
安江分水岭为界（图 １）．新安江上游属副热带季风
湿润气候，四季分明，雨量充沛，湿润温暖，日照较
少，小气候特征显著．上游河道全长 ２４２．３ ｋｍ，流域
面积 ５８７７ ｋｍ２ ．境内地形复杂，是一个“八山一水半
分田，半分道路和庄园”的中低山丘陵区．植被以次
生马尾松（Ｐｉｎｕｓ ｍａｓｓｏｎｉａｎａ）林为主，森林覆盖率为
７７．４％，呈东疏西密的特点．原生自然植被已大部分
为次生和人工植被所代替，仅在南部的陡悬式中山
区还存留一些原始阔叶林或高山草甸．新安江水系
发达、支流众多，塘坝水库星罗棋布．主源率水在屯
溪与支流横江汇合后至歙县浦口汇练江经街口入浙
江省境内．下游是浙江重要的饮用水源地，也是我国
长三角的战略备用水源———千岛湖．由于千岛湖入
湖水量中有 ６０．０％以上来自安徽，上游来水水量和
水质对千岛湖水环境安全起决定性的作用．
图 １　 新安江上游位置
Ｆｉｇ．１　 Ｌｏｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｕｐｐｅｒ Ｘｉｎ’ａｎ Ｒｉｖｅｒ．
４５２１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
　 　 由于上游山区农民居住分散，农业生产的化肥
施用强度较大（约 ３０１ ｋｇ·ｈｍ－２［２１］，高于国际通行
２２５ ｋｇ·ｈｍ－２的安全上限［２２］ ），且存在畜禽养殖污
水无序排放现象．充沛的径流汇集过程携带流失的
氮素和磷素等进入水体，导致下游的千岛湖富营养
化进程明显．近期对上游地区的现场调研发现，在一
系列环保资金重点支持的点源污染控制工程有效实
施的背景下，农业和农村面源污染已经成为新安江
干流水质退化的重要原因．
１􀆰 ２　 物质量评估模型
根据“源⁃汇”理论，在面源污染形成过程中，流
域中一些景观类型起到了“源”的作用，一些起到
“汇”的作用，同时一些景观起到传输的作用．如果流
域中“源”、“汇”景观在空间分布上达到平衡状态，
形成合理的空间分布格局，流域将会产生相对较少
的面源污染物．基于此，构建污染物质负荷和截留过
程的评估模型必须根据不同 ＬＣ 对污染物输出与截
留的特征，按照其分布格局，对面源污染物质的产
生、汇流、截留、汇入等生态过程进行定量定位模拟．
首先基于干流出省断面点和流向数据，创建流
域，明确工作范围为新安江上游．再根据水文敏感系
数（ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ， ＨＳＣ），结合各种
ＬＣ总磷（ＴＰ）的输出系数计算关键污染源区（ ｃｒｉｔｉ⁃
ｃａｌ ｓｏｕｒｃｅ ａｒｅａｓ， ＣＳＡ）指数；最后沿汇流路径，结合
每个栅格像元上不同 ＬＣ 对径流中 ＴＰ 截留过滤能
力系数，按照汇流、截留的生态过程，分别得到向下
游水环境输出和被植被移除的 ＴＰ 物质量．采用栅格
数据（分辨率 １００ ｍ×１００ ｍ）形式，将此模型与 Ａｒｃ⁃
ＧＩＳ结合以便于大量空间数据的处理和模型结果的
直观显示．技术框架参见图 ２．
１􀆰 ２􀆰 １关键污染源区（ＣＳＡ）指数　 少数景观单元输
出的污染物往往占了整个流域污染负荷的大部
分［２３］，对受纳水体水质有着决定性的影响，因而成
为面源污染物的关键源区．而大部分景观单元则只
图 ２　 污染物评估技术框架
Ｆｉｇ．２　 Ｆｌｏｗ ｃｈａｒｔ ｏｆ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ．
ＤＥＭ： 数字高程模型 Ｄｉｇｉｔａｌ ｅｌｅｖａｔｉｏｎ ｍｏｄｅｌ； ＨＳＣ： 水文敏感系数 Ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ； ＨＳＡ： 水文敏感区指数 Ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ
ａｒｅａ ｉｎｄｅｘ； ＣＳＡ： 关键污染源区指数 Ｃｒｉｔｉｃａｌ ｓｏｕｒｃｅ ａｒｅａ ｉｎｄｅｘ．
５５２１４期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 何　 方等： 新安江上游减轻磷素面源污染生态系统服务及价值　 　 　 　 　
输出少量污染物，有些甚至可能成为污染物的汇．相
关研究表明，某些特定条件下，流域内面源污染物质
流失量的 ９０．０％来源于 １０．０％的区域，且主要分布
在靠近河道的区域［２３－２６］ ．
水环境面源污染关键源区的形成受到多种因素
的影响，且不同污染物由于理化性质和流失过程的
差异，其影响因子也有所不同．但可以将其分为源因
子和迁移扩散因子 ２ 类［２７］ ．源因子主要反映各 ＬＣ
类型下土壤中养分含量、肥料输入及土壤对养分的
持留能力等，表明是否具有较高的养分输出潜
力［２３］；迁移扩散因子包括直接和间接影响养分迁移
的因子，决定了那些潜力能否转化为实际的流失．
本模型进行的磷污染关键源区指数计算，涉及
到的源因子空间分布特征基于 ＬＣ 分布格局及每种
ＬＣ类型的磷素输出系数．新安江上游 ２０００ 和 ２０１０
年 ＬＣ数据利用遥感影像目视解译提取．参考刘纪
远［２８］提出的分类体系，将其类型划分为农田、林地、
草地、水体、建城区和未利用地 ６ 类，比例尺为
１ ∶ １０万，数据格式为 ＣＯＶＥＲＡＧＥ．农田和建城区磷
输出系数基于流域总磷的排放统计数据来估算，林
地、草地和未利用地的输出系数则参考国内外文献
资料［２９－３１］确定，并假定 １０年间保持不变（表 １）．
２０１０年，流域总磷排放量为 ６２９．９ ｔ，其中来自
农业面源污染的占 ７６􀆰 ５％，其余则主要来自生活源．
假设新安江上游的农业面源污染全部发源于农田，
则流域内全部农田承载的总磷输出量为 ６２９．９ ｔ ×
７６􀆰 ５％ ＝ ４８１．９ ｔ，再按流域内 ２０１０ 年农田的分布面
积（９４４．８６ ｋｍ２）进行均分，则农田的总磷输出系数
为 ５１０．０ ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１；假设新安江上游的生活源
污染全部源于建设用地，则流域内全部建设用地承
载的总磷输出量为 ６２９．９ ｔ×（１－７６．５％）＝ １４８．０ ｔ，再
按流域内 ２０１０年建设用地的分布面积（６６．９７ ｋｍ２）
进行均分，则建设用地的总磷输出系数为 ２２０９􀆰 ９
ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１ ．２０００年，流域总磷排放量为 ６９０．０ ｔ，
农业面源占 ７９．７％，同理设定农田和建城区的输磷
系数（表 １）．
　 　 迁移扩散因子的空间分布特征基于水文敏感系
数（ＨＳＣ）来计算．水文敏感系数参考 Ｂｅｖｅｎ 和 Ｋｉｒｋ⁃
ｂｙ［３２］于 １９７９ 年开发的 ＴＯＰＭＯＤＥＬ 中分布式地形
指数［ｔｏｐｏｇｒａｐｈｉｃ ｉｎｄｅｘ，ｌｎ（α ／ ｔａｎβ）］的物理意义和
计算方法，表示生态系统中的土壤渗透饱和性和随
后产生的汇流潜力，由汇流量数据、土壤参数和坡度
数据确定［３３］ ．水文敏感系数栅格图层中分值高的像
元，意味着更具有“亲水性”，土壤容易达到饱和而
表 １　 新安江上游不同覆被类型总磷输出及过滤移除系数
Ｔａｂｌｅ １　 Ｔｏｔａｌ ｅｘｐｏｒｔ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ａｎｄ ｉｔｓ ｒｅｍｏｖｉｎｇ ｃｏｅｆｆｉ⁃
ｃｉｅｎｔ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｔｙｐｅｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ ｉｎ ｔｈｅ ｕｐｐｅｒ Ｘｉｎ’ ａｎ
Ｒｉｖｅｒ
土地覆被类型
Ｔｙｐｅ ｏｆ ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ
年输出总磷
Ｔｏｔａｌ ｅｘｐｏｒｔ Ｐ
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）
２０００ ２０１０
磷移除净化
能力系数
Ｐ ｒｅｍｏｖｉｎｇ
ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ
农田 Ｆａｒｍｌａｎｄ ５５８．４ ５１０．０ ０．１
林地 Ｆｏｒｅｓｔｌａｎｄ １５．０ １５．０ ０．７５
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ２０．０ ２０．０ ０．４
建城区 Ｂｕｉｌｔ⁃ｕｐ ５３０５．７ ２２０９．９ ０
未利用地 Ｕｎｕｓｅｄ ｌａｎｄ ５１．０ ５１．０ ０
产流，与河流连接性好．采用如下公式计算：
ＨＳＣ ｉ ＝ ｌｇ
ｆｌｏｗ＿ａｃｃｉ
Ｋｓａｔｉ×ｓｏｉｌ＿ｄｅｐｔｈｉ×ｓｌｏｐｅｉ
æ
è
ç
ö
ø
÷ （１）
式中：ＨＳＣ ｉ表示栅格 ｉ 标准化前的水文敏感系数；
ｆｌｏｗ＿ａｃｃｉ和 ｓｌｏｐｅｉ分别是栅格 ｉ 上由数值高程模型
（ＤＥＭ）数据派生出的汇流量与坡度（°）；Ｋｓａｔｉ是栅
格 ｉ的土壤渗透性（ｃｍ·ｄ－１）；ｓｏｉｌ＿ｄｅｐｔｈｉ是栅格 ｉ的
土壤深度（ｍｍ）．其中，ＤＥＭ 来源于美国国家航空航
天局陆面过程分布式数据存档中心（Ｌａｎｄ Ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ
Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｅｄ Ａｃｔｉｖｅ Ａｒｃｈｉｖｅ Ｃｅｎｔｅｒ，ＬＰＤＡＡＣ）搭载于
Ｔｅｒｒａ卫星（地球观测系统 ＥＯＳ 星座的第一颗卫星）
的 ＡＳＴＥＲ传感器所获得的全球 ３０ ｍ 分辨率数据．
土壤数据来源于中国科学院南京土壤研究所的中国
１ ∶ １００万土壤数据库．
对计算得到的水文敏感系数栅格图层在数值上
进行 ０～１的标准化处理，得到表征流域磷素迁移扩
散能力的系数图层，即水文敏感区指数（ＨＳＡ）．
基于 ＬＣ 格局及每种 ＬＣ 类型上磷素输出系数
得到的磷素输出潜力图层与水文敏感区指数图层，
在 ＡｒｃＧＩＳ ９．２中进行栅格相乘，得到流域内磷污染
关键源区指数的空间变异特征．
ＣＳＡｉ ＝ＬｏａｄｓｉＨＳＡｉ （２）
式中： ＣＳＡｉ 为 栅 格 ｉ 的 关 键 污 染 源 区 指 数
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）；Ｌｏａｄｓｉ为栅格 ｉ上评估污染物在评估
时间段内的输出系数，即污染负荷（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）；
ＨＳＡｉ为栅格 ｉ的水文敏感区指数（无量纲）．
１􀆰 ２􀆰 ２被植被移除的磷素空间变异　 流域内被植被
移除的磷素即是生态系统对于减轻流域出口受纳水
体非点源污染服务的物质量．由上述得到的关键污
染源区指数和各种 ＬＣ 类型对磷素的过滤移除能力
系数得到．其中，各 ＬＣ 类型对磷素的过滤移除能力
系数（取值范围 ０～１，越接近 １ 能力越强）影响因素
极其复杂，取决于污染源特性、土壤类型、植被组成
６５２１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
表 ２　 汇流路径上每个 ＬＣ栅格净化磷素物质量计算模型
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ ｍｏｄｅｌ ｏｆ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｑｕａｎｔｉｔｙ ｒｅｍｏｖｅｄ ｂｙ ＬＣ ｉｎ ｅａｃｈ ｃｅｌｌ ｆｏｌｌｏｗｅｄ ｔｈｅ ｆｌｏｗ ｐａｔｈ
像元编号
Ｃｅｌｌ ＩＤ
磷素移除净化
能力系数
Ｐ ｒｅｍｏｖｉｎｇ
ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ
关键污染源
区指数
ＣＳＡ
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）
被 ＬＣ移除净化的磷素物质量
Ｑｕａｎｔｉｔｙ ｏｆ Ｐ ｒｅｍｏｖｅｄ
ｂｙ ＬＣ
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）
未被 ＬＣ移除净化而汇入下
一栅格的磷素物质量
Ｑｕａｎｔｉｔｙ ｏｆ Ｐ ｐａｓｓｅｄ ｔｏ ｎｅｘｔ ｃｅｌｌ
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）
１ Ｒ１ ＣＳＡ１ ０ ＣＳＡ１
２ Ｒ２ ＣＳＡ２ ＣＳＡ１×Ｒ２ ＣＳＡ１×（１－Ｒ２）＋ＣＳＡ２
３ Ｒ３ ＣＳＡ３ ［ＣＳＡ１×（１－Ｒ２）＋ＣＳＡ２］×Ｒ３ ［ＣＳＡ１×（１－Ｒ２）＋ＣＳＡ２］×（１－Ｒ３）＋ＣＳＡ３
４ Ｒ４ ＣＳＡ４ ｛［ＣＳＡ１×（１－Ｒ２） ＋ＣＳＡ２］ ×（１－Ｒ３） ＋
ＣＳＡ３｝×Ｒ４
｛［ＣＳＡ１×（１－Ｒ２）＋ＣＳＡ２］ ×（１－Ｒ３） ＋ＣＳＡ３｝
×（１－Ｒ４）＋ＣＳＡ４
假设第一个栅格像元不对自身的污染负荷进行净化 Ａｓｓｕｍｅｄ ｔｈａｔ ｆｉｒｓｔ ｃｅｌｌ ｄｉｄ ｎｏｔ ｒｅｍｏｖｅ ｔｈｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｌｏａｄｓ ｇｅｎｅｒａｔｅｄ ｂｙ ｉｔｓｅｌｆ．
及生长状态、沿程植被带宽度与坡度、季节以及水文
条件等［３４］ ．地表径流中的磷（主要为颗粒态磷）主要
通过物理过程的沉积和渗滤实现截留；渗透到土壤
中的磷（主要为可溶性磷）则通过植物吸收、土壤吸
附及微生物吸收等实现截留转化．由于本流域基础
小区试验数据匮乏，因此仅参照国内外已累积的关
于河湖滨岸缓冲带净化面源污染物的研究成
果［３４－３８］，按照 １００ ｍ植被带宽度量化农、林、草 ３ 种
ＬＣ的系数（表 １）．
对于栅格化的流域表面，每个像元都有从汇水
盆地顶端延伸到注入点的汇流路径．首先根据 ＤＥＭ
派生出的汇流量数据，结合研究流域的实际河道分
布，指定汇流量大于 １０００个像元这一阈值的栅格为
河流，并将其流向值赋为 ０．对流域内每个栅格像元
按照其流向数据搜寻汇入相邻的下一个像元，直至
汇入河流，每个栅格 ｉ 向水环境输出和净化的磷素
量（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）按照表 ２ 所列的前 ４ 个像元计
算并以此类推进行模拟，进而得到总磷负荷和净化
磷素量的空间分布．
１􀆰 ３　 价值量评估模型
将流域出口断面期望的年输出磷素标准按照流
域总栅格数进行均分，与对应栅格的年净化磷素量
相减，得出每个栅格修正的服务物质量．流域内每个
栅格减轻出口受纳水体磷素面源污染服务价值量的
评估模型采用下式计算：
ＶａｌｕｅＦｉｌｔｅｒ＿ｌｏａｄｓｉ ＝ＭＣｍａｘ（０，Ｆｉｌｔｅｒ＿ｌｏａｄｓｉ－
ＥＷＱ
ＣＮ
）
（３）
式中：ＶａｌｕｅＦｉｌｔｅｒ＿ｌｏａｄｓｉ为流域内栅格 ｉ 该项生态系统服
务的价值（元）；ＭＣ 为清除单位质量磷素的费用
（元·ｋｇ－１），按照国家发展计划委员会、财政部、国
家环境保护总局、国家经济贸易委员会的第 ３１号令
（自 ２００３ 年 ７ 月 １ 日起施行）提出的《排污费征收
标准及计算方法》 ［３９］，取 １４ 元·ｋｇ－１；ｍａｘ（ｘ，ｙ）函
数取 ｘ 与 ｙ 中的较大值，在此将可能出现的负值调
整为 ０；Ｆｉｌｔｅｒ＿ ｌｏａｄｓｉ为栅格 ｉ 年过滤移除的磷素量
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）；ＥＷＱ 为流域出口断面的期望输
出水质标准，按照安徽省执行的国家《地表水环境
质量标准》 （ＧＢ ３８３８⁃２００２） ［４０］中河流三类水总磷
（以磷素计）含量不得超过 ０．２ ｍｇ·Ｌ－１的标准，结合
《安徽省水资源公报 ２０１０》 ［４１］中新安江流域（安徽
境内）地表水资源量 ８９．４×１０８ ｍ３，取期望出口断面
年输出 １７􀆰 ８８×１０５ ｋｇ 的磷素；ＣＮ 为流域总栅格数．
输出像元统一设为 １００ ｍ×１００ ｍ，共 ５８６５４１ 个栅格
像元，ＥＷＱ ／ ＣＮ单位为 ｋｇ·ｈｍ－２·ａ－１ ．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 土地覆被（ＬＣ）格局
表 ３展示了 ２０００和 ２０１０年 ２个时期新安江上
游 ＬＣ面积及其增减变化．林地和农田为流域最为主
要的 ２种 ＬＣ类型，面积占据了流域总面积的 ９７．３％
（２０１０年）．２０００—２０１０ 年，建城区面积大幅增加的
同时，农田面积大幅缩减，其余 ＬＣ变化均不明显．通
过构建 ２０００—２０１０年流域 ＬＣ类型面积转移概率矩
阵，可以发现，６ 种覆被类型在 １０ 年内均有 ９４．０％
以上的面积被保留．变化最主要趋势是农田向建城
区的转化，达到 ４０． ２ ｋｍ２（占 ２０００ 年农田面积的
４􀆰 １％），体现了较为显著的城镇化过程．还有农田与
水体的相互转化，反映了小沟塘湿地与农田增减的
博弈．此外，农田与森林也发生了一定面积的相互转
化，可能在流域水源涵养造林工程和退耕还林政策
实施的同时，部分山区由于人地矛盾的突出和监管
力度不够引发了一些毁林开荒和退耕土地反弹
现象．
　 　 从 ＬＣ的空间格局变化来看，最为显著的是农
田向建成区的转化，集中发生在屯溪区、绩溪、歙县、
黟县以及休宁县城周边．农田转化为林地则主要集
中于歙县城北的练江子流域．其余的转化类型相对
分布离散（图 ３）．
７５２１４期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 何　 方等： 新安江上游减轻磷素面源污染生态系统服务及价值　 　 　 　 　
表 ３　 ２０００—２０１０年流域 ＬＣ面积变化
Ｔａｂｌｅ ３　 ＬＣ ａｒｅａ ｃｈａｎｇｅｓ ｏｆ ｔｈｅ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｆｒｏｍ ２０００ ｔｏ
２０１０
ＬＣ类型
Ｔｙｐｅ ｏｆ ＬＣ
面积 Ａｒｅａ（ｋｍ２）
２０００ ２０１０
变化 Ｃｈａｎｇｅ
（ｋｍ２）
农田 Ｆａｒｍｌａｎｄ ９８４．９ ９４４．９ －４０．０
林地 Ｆｏｒｅｓｔｌａｎｄ ４７５９．０ ４７５９．４ ０．４
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ３９．６ ３９．６ ０
水体 Ｗａｔｅｒ ｂｏｄｙ ５４．７ ５３．７ －１．０
建城区 Ｂｕｉｌｔ⁃ｕｐ ａｒｅａ ２６．４ ６７．０ ４０．６
未利用地 Ｕｎｕｓｅｄ ｌａｎｄ ０．９ ０．９ ０
合 计 Ｔｏｔａｌ ５８６５．４ ５８６５．４ ０
图 ３　 新安江上游 ２０００—２０１０年 ＬＣ变化
Ｆｉｇ．３ 　 ＬＣ ｃｈａｎｇｅ ｉｎ ｔｈｅ ｕｐｐｅｒ Ｘｉｎ’ ａｎ Ｒｉｖｅｒ ｆｒｏｍ ２０００ ｔｏ
２０１０．
２􀆰 ２　 植被净化磷素过程
运用式（１）计算新安江上游 ２０００ 及 ２０１０ 年 ５
种 ＬＣ类型的水文敏感系数，再进行标准化（表 ４）．
结果表明，流域内平均 ＨＳＡ 在各类 ＬＣ 及不同年份
间差异均不大，变化范围为 ０．４０４ ～ ０．４７８（水体不
计）．由于农田和建成区距离河道较近，且多为缓坡
区 ，平均ＨＳＡ相对较高 ．且１０年间新增的建成区更
多为择水、择平而居，使其平均 ＨＳＡ增加幅度最大．
按照表 ２提出的汇流路径上每个栅格像元植被
输出和净化磷素的计算模型，２０００ 和 ２０１０ 年全流
域磷素输出总量变化不大，分别达到 ３６３． １３ 和
３４５􀆰 ４７ ｔ·ａ－１ ．各类 ＬＣ平均单位面积总磷输出量在
１０年间变化也不大．由于建成区的总磷输出系数和
ＨＳＡ均为最大，且位于汇流路径的底端，在其上输
出的大量磷素未能在较长的汇流运移路径上被其他
ＬＣ类型有效净化，使其平均单位面积总磷输出量在
２个评估年份均为最大．因 １０ 年间扩张的建成区多
位于横江、丰乐河和扬之河等子流域的缓坡亲水区，
使其平均输磷量有所增加，绝对量分别达到 ４２０６．４
和 １８３５．６ ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１ ．这使得仅占流域总面积
０􀆰 ５％ ～ １． ２％的建成区磷素输出总量 （ １１１． ０ 和
１２２􀆰 ９３ ｔ·ａ－１）仅次于农田，分别占流域总输磷量的
３０．６％和 ３５．６％．农田的总面积虽然有所减少，但其
绝对占比仍然较大，加之输出系数高，使得农田对于
全流域输磷的贡献量最高，分别达到 ６７． ９％和
６２􀆰 ８％．可见农田和建城区是新安江上游最为主要
的磷素污染源，如果对河谷滩地上的农田和扩城开
发强度不加以限制，相关环境问题将进一步加剧．
由图 ４ 可见，新安江上游北部的多个小流域是
磷素输出贡献的高值分布区，也是对于下游受纳水
体水质危害最大的地区，应作为治理面源污染的优
先控制区，加强养分管理和控制规划．在丰乐河子流
域，由于 １０年间新增了大量的建成区，导致其输磷
量较 ２０００年有大幅增加．
　 　 ２０００ 和 ２０１０ 年 ５ 种 ＬＣ 类型净化磷素使其不
进入下游的量，即流域减轻磷素面源污染服务的物
质量，分别达到 ４６７．８１和 ４２１．４７ ｔ·ａ－１，分别占全流
域磷素总负荷的 ５６．３％和 ５５．０％，可见一半以上流
失的磷素在向流域出口运移的过程中被各类 ＬＣ 有
效移除、净化．林草净化磷素的能力最强，但其主要
表 ４　 ２０００和 ２０１０年流域不同 ＬＣ水文敏感区指数（ＨＳＡ）、总磷输出量和移除量
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ ａｒｅａ ｉｎｄｅｘ （ＨＳＡ）， ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｅｘｐｏｒｔｅｄ ｔｏ ｏｕｔｌｅｔ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｔａｉｎｅｄ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｔｙｐｅｓ
ｏｆ ＬＣ ｉｎ ｔｈｅ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｉｎ ２０００ ａｎｄ ２０１０
ＬＣ类型
Ｔｙｐｅ ｏｆ ＬＣ
面积比例
Ａｒｅａ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ
２０００ ２０１０
水文敏感区指数
ＨＳＡ
２０００ ２０１０
磷输出量
Ｐ ｅｘｐｏｒｔｅｄ
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）
２０００ ２０１０
磷移除量
Ｐ ｒｅｔａｉｎｅｄ
（ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１）
２０００ ２０１０
农田 Ｆａｒｍｌａｎｄ １６．９ １６．３ ０．４５５ ０．４５４ ２５０．６ ２２９．９ ２６９．６ ２４１．６
林地 Ｆｏｒｅｓｔｌａｎｄ ８１．９ ８１．９ ０．４０５ ０．４０５ １．１ １．１ ４２．６ ４０．６
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ０．７ ０．７ ０．４０４ ０．４０４ ０．２ ０．３ １２．１ １２．１
建城区 Ｂｕｉｌｔ⁃ｕｐ ０．５ １．２ ０．４７３ ０．４７８ ４２０６．４ １８３５．６ ０ ０
未利用地 Ｕｎｕｓｅｄ ｌａｎｄ ０ ０ ０．４４１ ０．４４１ ２６．５ ２６．９ ０ ０
８５２１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
图 ４　 流域向出口输出和净化总磷量空间分布
Ｆｉｇ．４　 Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｅｘｐｏｒｔｅｄ ｔｏ ｏｕｔｌｅｔ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｔａｉｎｅｄ ｉｎ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ．
ａ） 流域水文敏感区指数 Ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ ａｒｅａ ｉｎｄｅｘ； ｄ） 流域水系 Ｄｒａｉｎａｇｅ ｏｆ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ｂ， ｅ） ２０００和 ２０１０年小流域输出磷素量 Ｐｈｏｓｐｈｏｒ⁃
ｕｓ ｅｘｐｏｒｔｅｄ ｉｎ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｉｎ ２０００ ａｎｄ ２０１０， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ； ｃ， ｆ） ２０００和 ２０１０年小流域净化磷素量 Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｔａｉｎｅｄ ｉｎ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｉｎ ２０００
ａｎｄ ２０１０， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． １） 主流域 Ｍａｉｎ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ２） 率水子流域 Ｓｈｕａｉｓｈｕｉ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ３） 横江子流域 Ｈｅｎｇｊｉａｎｇ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ４）丰乐河子流
域Ｆｅｎｇｌｅｈｅ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ５）练江子流域 Ｌｉａｎｊｉａｎｇ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ６） 大洲源子流域 Ｄａｚｈｏｕｙｕａｎ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ７） 昌溪子流域 Ｃｈａｎｇｘｉ ｓｕｂｗａｔｅｒ⁃
ｓｈｅｄ； ８） 棉溪河子流域 Ｍｉａｎｘｉｈｅ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； ９） 扬之河子流域 Ｙａｎｇｚｈｉｈｅ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ； １０） 街源河子流域 Ｊｉｅｙｕａｎｈｅ ｓｕｂｗａｔｅｒｓｈｅｄ．
分布在环流域周边山高坡陡区，距离河道较远，因而
其生态系统服务能力未能得到充分发挥，平均移除
净化磷素量在 ２０１０ 年有所下降，为 ４０． ６ 和 １２􀆰 １
ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１，且此绝对值也较低．建议在流域内河
湖、溪流和沟谷沿岸以及在田边坡脚径流交汇地带
栽种各类林带，在缓坡耕地附近合理设置条带状草
地，作为保护缓冲带，充分发挥林草植被移除净化面
源污染物质的功能．尽管农田净化污染能力不强，但
因其多分布于关键污染源区，承载了大量磷素负荷，
使其平均单位面积服务物质量最高，达到 ２４１􀆰 ６
ｋｇ·ｋｍ－２·ａ－１（２０１０年）．建成区和未利用地基本不
具备移除净化磷素污染的能力，因此生态系统服务
值为 ０．
流域内植被移除进入下游水环境磷素量（服务
物质量）的空间分布（图 ４ｃ、ｆ）的总体趋势与磷素输
出量（图 ４ｂ、ｅ）类似，均是北高南低．
２􀆰 ３　 生态系统服务价值
由表 ５可以看出，在 ２个评估年份，流域各生态
系统减轻磷素面源污染服务总价值占优势的均是农
田和林地生态系统．由于草地面积占比小且平均单
位面积服务价值低，农林 ２ 类生态系统几乎完全构
成了流域的总服务价值．从单位面积服务价值来看，
农田和林地较高．流域对于减轻下游水环境磷素面
源污染的总经济价值在２０００和２０１０年分别达到
表 ５　 ２０００和 ２０１０年不同 ＬＣ类型减轻磷素面源污染服务价值
Ｔａｂｌｅ ５　 Ｅｃｏｎｏｍｉｃ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｐｒｅｖｅｎｔｉｎｇ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｎｏｎｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｔｙｐｅｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ ｉｎ ２０００ ａｎｄ
２０１０
ＬＣ类 型
Ｔｙｐｅ ｏｆ ＬＣ
面积比例
Ａｒｅａ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ
２０００ ２０１０
平均单位面积价值
Ａｖｅｒａｇｅ ｖａｌｕｅ ｐｅｒ ｕｎｉｔ ａｒｅａ
（ｙｕａｎ·ｋｍ－２·ａ－１）
２０００ ２０１０
总价值
Ｔｏｔａｌ ｖａｌｕｅ
（×１０４ ｙｕａｎ·ａ－１）
２０００ ２０１０
农田 Ｆａｒｍｌａｎｄ １６．９ １６．３ ２３３７．６ ２０３５．６ ２３０．１ １９２．２
林地 Ｆｏｒｅｓｔｌａｎｄ ８１．９ ８１．９ ３１６．６ ２９２．３ １５０．２ １３８．７
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ０．７ ０．７ １１．８ １３．０ ０．０ ０．１
合计 Ｔｏｔａｌ ９９．５ ９８．９ － － ３８０．３ ３３１．０
９５２１４期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 何　 方等： 新安江上游减轻磷素面源污染生态系统服务及价值　 　 　 　 　
３８０．３和 ３３１．０万元．
３　 讨　 　 论
以所谓发展作为导向的区域土地利用 ／覆被变
化（ ｌａｎｄ ｕｓｅ ／ ｃｏｖｅｒ ｃｈａｎｇｅ，ＬＵＣＣ）往往追求其既定
领域产出和短期经济利益的最大化，常造成对生物
多样性和其他相关生态系统服务不可逆转的破坏．
作为全国水源涵养重要生态功能区的新安江上游，
在我国首例跨省流域生态补偿项目试点背景下，它
所面临的“保护”与“发展”的矛盾日益尖锐．分析该
区近 １０年由 ＬＣ 变化带来的磷素水质污染以及服
务价值响应，便于决策者识别面源污染关键源区，加
强对局部地区的养分管理和控制规划，也可为当前
仅以两省交界断面水质作为唯一指标的补偿运作方
式提供更多的辅助参考．
我国面源污染由最初的概算式、黑箱式研究正
逐渐向针对“源⁃汇”过程深入研究转变，ＬＣ 格局与
面源污染物质的运移、净化、汇集之间的关联性和复
杂关系已成为未来该领域研究的重点课题之一．本
研究试图用尽量少的参数和系数，在较为明晰的生
态学原理下，构建了基于 ＬＣ 格局和净化磷素过程
的服务物质量及价值量评估模型，并以 ＬＣ 格局⁃生
物 ／物理过程⁃生态系统服务为主线，进行了应用研
究，为弄清此项生态系统服务与生态系统结构之间
的关联关系，分析生态过程与服务表现的动态变化
与相互作用提供了参考．今后的研究可结合流域的
土地利用规划方案，按照经济优先、效率优先和生态
优先等地方愿景，进行未来 ＬＣ 格局情景的预设．通
过模型模拟，从中优选兼顾地方经济发展和提升减
轻下游磷素污染服务能力的情景，对协调新安江上
游“发展”和“保护”的博弈提供借鉴．
本模型和应用案例存在以下局限，需在今后研
究中逐步完善：
１）本案例研究仅选择了磷素作为典型指示污
染物，只可以大体反映新安江上游不同 ＬＣ 格局对
于下游受纳水体当前水质污染状况的贡献．
２）流域 ＬＣ 类型仅分为 ６ 类，其磷输出系数以
及移除净化系数的设定带有一定主观性．根据黄山
市环境监测站“街口断面” （位于新安江干流，接近
于皖浙边界） ２０１０ 年总磷监测结果（年均浓度为
０􀆰 ０３ ｍｇ·Ｌ－１），结合流域地表水资源量 ８９．４×１０８
ｍ３进行估算，在假定径流中本底总磷浓度为 ０ 的前
提下，新安江上游实际总输出磷素量约为 ２６８．２０ ｔ，
与模拟结果（３４５．４７ ｔ）相比有一定误差．今后应结合
植被覆盖、利用方式等进行 ＬＣ 类型的进一步细分，
对典型坡面小区进行机理性的观测和研究，进而调
整系数，获得更加准确的模拟结果．
３）模型没有考虑在面源污染物质从输入到随
水汇流到流域受纳水体的过程中，与水体发生的生
化交互作用．实际上，随着时间的推移和传输距离的
增加，污染物质会发生一定程度的降解．
４）进行该项生态系统服务经济价值的测算时，
无法精确估计单位污染物质移除的边际成本，因为
水质净化过程的影响因素太多．边际成本不是固定
值，当污染物输入未到阈值时，更多的污染物输入使
得水质净化的边际成本降低；反之当污染物质输入
量到达阈值时，更多的污染物输入将使水质净化的
成本增加．另外，当水质净化的技术改进或相关的水
质标准调整后，都会对水质净化成本造成影响．因
此，本模型按照我国最新颁布的《排污费征收标准
及计算方法》 ［３９］，用应收取的排污费来代替相应水
质净化成本．
４　 结　 　 论
研究期间，黄山市区和主要县城周边的部分农
田被建设用地占用． 流域向下游输出磷素总量小幅
下降．农田和建城区是新安江上游主要的磷素污染
源．北部的扬之河、丰乐河和横江等小流域是对下游
水质劣变贡献较大的地区．一半以上的磷素负荷在
向流域出口运移的过程中被各类 ＬＣ有效净化．但在
当前的 ＬＣ格局下，林草净化磷素的能力未能得到
有效发挥．１０年间，总服务价值略有下降．
参考文献
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（李卫华）， ｅｔ ａｌ． Ｐｒｅｓｅｎｔ ｓｔａｔｕｓ， ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ， ａｎｄ ｃｏｎ⁃
ｔｒｏｌ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ
ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ｆｉｅｌｄｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２００９， ２０ （ ４）：
０６２１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
９９１－１００１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［５］　 Ｚｈｅｎｇ Ｔ （郑 　 涛）， Ｍｕ Ｈ⁃Ｚ （穆环珍）， Ｈｕａｎｇ Ｙ⁃Ｃ
（黄衍初）， ｅｔ ａｌ． Ｓｔｕｄｙ ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｏｎ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ
ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ （环境保护）， ２００５
（２）： ３１－３４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［６］　 Ｄｅｎｇ Ｈ⁃Ｂ （邓红兵）， Ｗａｎｇ Ｑ⁃Ｃ （王青春）， Ｗａｎｇ Ｑ⁃
Ｌ （王庆礼）， ｅｔ ａｌ． Ｏｎ ｒｉｐａｒｉａｎ ｆｏｒｅｓｔ ｂｕｆｆｅｒｓ ａｎｄ ｒｉｐａｒｉ⁃
ａｎ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应
用生态学报）， ２００１， １２（６）： ９５１－９５４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［７］　 Ｙｉｎ Ｃ⁃Ｑ （尹澄清）， Ｍａｏ Ｚ⁃Ｐ （毛战坡）． Ｎｏｎｐｏｉｎｔ ｐｏｌ⁃
ｌｕｔｉｏｎ ｃｏｎｔｒｏｌ ｆｏｒ ｒｕｒａｌ ａｒｅａｓ ｏｆ Ｃｈｉｎａ ｗｉｔｈ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｎ⁃
ｇｉｎｅｅｒｉｎｇ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏ⁃
ｇｙ （应用生态学报）， ２００２， １３（２）： ２２９－２３２（ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［８］　 Ｈｅｆｔｉｎｇ Ｍ， Ｂｅｌｔｍａｎ Ｂ， Ｋａｒｓｓｅｎｂｅｒｇ Ｄ， ｅｔ ａｌ． Ｗａｔｅｒ
Ｑｕａｌｉｔｙ ｄｙｎａｍｉｃｓ ａｎｄ ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ ｉｎ ｎｉｔｒａｔｅ ｌｏａｄｅｄ ｒｉｐａｒｉ⁃
ａｎ ｚｏｎｅｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｎｅｔｈｅｒｌａｎｄｓ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，
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［９］ 　 Ｇｕｏ Ｈ⁃Ｐ （郭鸿鹏）， Ｚｈｕ Ｊ⁃Ｙ （朱静雅）， Ｙａｎｇ Ｙ⁃Ｓ
（杨印生）． Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｓｔａｔｕｓ ａｎｄ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｔｅｃｈｎｏｌ⁃
ｏｇｉｅｓ ｆｏｒ ｃｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇ ｔｈｅ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ
ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ． Ｔｒａｎｓａｃｔｉｏｎｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｓｏｃｉｅｔｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌ⁃
ｔｕｒａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ （农业工程学报）， ２００８， ２４ （ ４）：
２９０－２９５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１０］　 Ｍａ Ｘ⁃Ｈ （马雪华）． Ｆｏｒｅｓｔ Ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ
Ｆｏｒｅｓｔｒｙ Ｐｒｅｓｓ， １９８６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１１］　 Ｓｕｎ Ｇ （孙　 阁）． Ｓｕｍｍａｒｙ ｔｏ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｆｏｒｅｓｔ ｃｏｖｅｒ
ｏｎ ｒｉｖｅｒ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｑｕａｌｉｔｙ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｓｏｉｌ ａｎｄ
Ｗａｔｅｒ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ （水土保持学报）， １９８８， ２（５）：
８３－８９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１２］　 Ｗａｎｇ Ｌ⁃Ｘ （王礼先）， Ｚｈａｎｇ Ｚ⁃Ｑ （张志强）． Ａｄｖａｎｃｅｓ
ｉｎ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ ｅｃｏｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｆｆｅｃｔｓ ｆｒｏｍ ｖｅｇｅｔａｔｉｏｎ
ｃｈａｎｇｅｓ． Ｗｏｒｌｄ Ｆｏｒｅｓｔｒｙ Ｒｅｓｅａｒｃｈ （世界林业研究），
１９９８， １１（６）： １４－２３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１３］　 Ｚｈａｎｇ Ｆ⁃Ｆ （张凤凤）． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｆｏｒｅｓｔｓ ｏｎ
Ｗａｔｅｒ Ｑｕａｌｉｔｙ ａｎｄ Ｉｔｓ Ｐｒｅｄｉｃｔｉｏｎ Ｍｏｄｅｌ ａｔ Ｗａｔｅｒｓｈｅｄ
Ｓｃａｌｅ ｉｎ Ｓｕｂ⁃ｔｒｏｐｉｃ Ｒｅｇｉｏｎ． Ｍａｓｔｅｒ Ｔｈｅｓｉｓ． Ｈａｎｇｚｈｏｕ：
Ｚｈｅｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， ２００８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１４］　 Ｗｉｌｓｏｎ ＧＶ． Ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ ｏｆ ａ ｆｏｒｅｓｔｅｄ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｄｕｒｉｎｇ
ｓｔｏｒｍ ｅｖｅｎｔｓ． Ｇｅｏｄｅｒｍａ， １９９０， ２６： ３５２－３５５
［１５］　 Ｓｋａｓｈ ＭＧ． Ｓｔｏｒｍ ｒｕｎｏｆｆ⁃ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｈｕｍｉｄ ｈｅａｄｗａｔｅｒ
ｃａｔｃｈｍｅｎｔｓ． Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， １９８６， ２２：
１２７３－１２８２
［１６］　 Ｘｉｅ Ｇ⁃Ｄ （谢高地）， Ｘｉａｏ Ｙ （肖　 玉）， Ｌｕ Ｃ⁃Ｘ （鲁春
霞）． Ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅｓ： Ｐｒｏｇｒｅｓｓ， ｌｉｍｉｔａｔｉｏｎ
ａｎｄ ｂａｓｉｃ ｐａｒａｄｉｇｍ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｐｌａｎｔ Ｅｃｏｌｏｇｙ
（植物生态学报）， ２００６， ３０（２）： １９１－１９９ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［１７］　 Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｆｏｒ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｌａｎｎｉｎｇ （中国环
境规划院）． Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｗａｔｅｒ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｃａｐａｃｉｔｙ
Ｖａｌｉｄａｔｉｏｎ Ｍａｎｕａｌ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｆｏｒ Ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｌａｎｎｉｎｇ， ２００３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１８］　 Ａｒｎｏｌｄ ＪＧ， Ｓｒｉｎｉｖａｓａｎ Ｒ， Ｇｉｋａｓ ＧＤ， ｅｔ ａｌ． Ｌａｒｇｅ ａｒｅａ
ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃ ｍｏｄｅｌｉｎｇ ａｎｄ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ： Ｐａｒｔ Ｉ： Ｍｏｄｅｌ ｄｅ⁃
ｖｅｌｏｐｍｅｎｔ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ ｔｈｅ Ａｍｅｒｉｃａｎ Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ
Ａｓｓｏｃｉａｔｉｏｎ， １９９８， ３４： ７３－８９
［１９］　 Ｗａｎｇ Ｘ⁃Ｊ （王秀娟）， Ｌｉｕ Ｒ⁃Ｍ （刘瑞民）， Ｈｅ Ｍ⁃Ｃ
（何孟常）． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ／ ｃｏｖｅｒ ｃｈａｎｇｅ ｏｎ ｎｏｎ⁃
ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｉｎ Ｓｏｎｇｌｉａｏ ｂａｓｉｎ． Ｓｃｉｅｎｔｉａ Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａ
Ｓｉｎｉｃａ （地理科学）， ２００９， ２９（４）： ５５５－５６０ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［２０］　 ＵＳＥＰＡ． Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ Ｍｅａｓｕｒｅｓ ｆｏｒ ｔｈｅ Ｃｏｎｔｒｏｌ
ｏｆ Ｎｏｎｐｏｉｎｔ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｆｒｏｍ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ． Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ ＤＣ：
ＵＳＥＰＡ， ２０００
［２１］ 　 Ｂｕｒｅａｕ ｏｆ Ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ｈｕａｎｇｓｈａｎ （黄山市统计局）．
Ｓｔａｔｉｓｔｉｃ Ｂｕｌｌｅｔｉｎ ｏｆ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｅｃｏｎｏｍｙ ａｎｄ Ｓｏｃｉａｌ Ｄｅｖｅｌ⁃
ｏｐｍｅｎｔ ｆｏｒ Ｈｕａｎｇｓｈａｎ Ｃｉｔｙ ｉｎ ２０１３［ＥＢ ／ ＯＬ］． （２０１４⁃
０３⁃２９） ［ ２０１５⁃０１⁃０５ ］． ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ． ｎｅｗｓｈｓ． ｃｏｍ ／ ａ ／
２０１４０３２９ ／ ００１０４．ｈｔｍ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２２］　 Ｌｉ Ｊ⁃Ｋ （李家康）， Ｌｉｎ Ｂ （林　 葆）， Ｌｉａｎｇ Ｇ⁃Ｑ （梁国
庆）， ｅｔ ａｌ． Ｐｒｏｓｐｅｃｔ ｏｆ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ｏｆ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｆｅｒｔｉｌｉｚ⁃
ｅｒ ｉｎ Ｃｈｉｎａ． Ｐｌａｎｔ Ｎｕｔｒｉｔｉｏｎ ａｎｄ Ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ（植物
营养与肥料学报）， ２００１， ７（１）： １－１０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２３］ 　 Ｇｂｕｒｅｋ ＷＪ， Ｓｈａｒｐｌｅｙ ＡＮ． Ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ ｃｏｎｔｒｏｌ ｏｎ ｐｈｏｓ⁃
ｐｈｏｒｕｓ ｌｏｓｓ ｆｒｏｍ ｕｐｌａｎｄ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｗａｔｅｒｓｈｅｄｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ
ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｑｕａｌｉｔｙ， １９９８， ２７： ２６７－２７７
［２４］　 Ｐｉｏｎｋｅ ＨＢ， Ｈｏｏｖｅｒ ＪＲ， Ｓｃｈｎａｂｅｌ ＲＲ， ｅｔ ａｌ． Ｃｈｅｍｉｃａｌ⁃
ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃ ｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｎｅａｒ⁃ｓｔｒｅａｍ ｚｏｎｅ． Ｗａｔｅｒ Ｒｅ⁃
ｓｏｕｒｃｅｓ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， １９８８， ２４： １１０１－１１１０
［２５］　 Ｐｉｏｎｋｅ ＨＢ， Ｇｂｕｒｅｋ ＷＪ， Ｓｈａｒｐｌｅｙ ＡＮ， ｅｔ ａｌ． Ｈｙｄｒｏｌｏｇ⁃
ｉｃ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｏｎｔｒｏｌｓ ｏｎ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｌｏｓｓ ｆｒｏｍ ｃａｔｃｈ⁃
ｍｅｎｔｓ ／ ／ Ｔｕｎｎｅｙ Ｈ， ｅｄｓ． Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ Ｌｏｓｓ ｆｒｏｍ Ｓｏｉｌ ｔｏ
Ｗａｔｅｒ． Ｃａｍｂｒｉｄｇｅ， ＵＫ： ＣＡＢ Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ Ｐｒｅｓｓ， １９９７
［２６］　 Ｚｈａｎｇ Ｓ⁃Ｒ （张淑荣）， Ｃｈｅｎ Ｌ⁃Ｄ （陈利顶）， Ｆｕ Ｂ⁃Ｊ
（傅伯杰）， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ ｐｏｌ⁃
ｌｕｔｉｏｎ ｏｆ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｆｒｏｍ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｌａｎｄｓ： Ａ ｃａｓｅ
ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｙｕｑｉａｏ Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ． Ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ Ｓｃｉ⁃
ｅｎｃｅｓ （第四季研究）， ２００３， ２３ （ ３）： ２６２ － ２６９ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２７］　 Ｚｈｏｕ Ｈ⁃Ｐ （周慧平）， Ｇａｏ Ｃ （高　 超）， Ｚｈｕ Ｘ⁃Ｄ （朱
晓东）． Ｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｃｒｉｔｉｃａｌ ｓｏｕｒｃｅ ａｒｅａｓ： Ａｎ ｅｆｆｉ⁃
ｃｉｅｎｔ ｗａｙ ｆｏｒ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｎｏｎｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｃｏｎ⁃
ｔｒｏｌ． Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２００５， ２５
（１２）： ３３６８－３３７４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２８］　 Ｌｉｕ Ｊ⁃Ｙ （刘纪远）． Ｒｅｍｏｔｅ Ｓｅｎｓｉｎｇ Ｓｕｒｖｅｙ ａｎｄ Ｄｙｎａｍ⁃
ｉｃ ｓｔｕｄｙ ｏｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｒｅｓｏｕｒｃｅ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ． Ｂｅｉｊｉｎｇ：
Ｃｈｉｎａ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｐｒｅｓｓ， １９９６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２９］ 　 Ｊｏｈｎｅｓ ＰＪ． Ａｎ Ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｌａｎｄ Ｕｓｅ
Ｕｐｏｎ Ｗａｔｅｒ Ｑｕａｌｉｔｙ ｉｎ ｔｈｅ Ｗｉｎｄｒｕｓｈ Ｃａｔｃｈｍｅｎｔ． ＰｈＤ
Ｔｈｅｓｉｓ． Ｏｘｆｏｒｄ： Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｏｘｆｏｒｄ， １９９０
［３０］　 Ｊｏｈｎｅｓ ＰＪ． Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ａｎｄ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｅ ｉｍｐａｃｔ ｏｆ
ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ ｏｎ ｔｈｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｌｏａｄ ｄｅ⁃
ｌｉｖｅｒｅｄ ｔｏ ｓｕｒｆａｃｅ ｗａｔｅｒｓ： Ｔｈｅ ｅｘｐｏｒｔ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｍｏｄｅｌ⁃
ｉｎｇ ａｐｐｒｏａｃｈ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ， １９９６， １８３： ３２３－
３４９
［３１］　 Ｓｈｅｎ Ｚ⁃Ｙ （沈珍瑶）， Ｌｉｕ Ｒ⁃Ｍ （刘瑞民）， Ｙｅ Ｍ （叶
闽）， ｅｔ ａｌ． Ｎｏｎｐｏｉｎｔ Ｓｏｕｒｃｅ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ Ｃｈａｒａｃｔｅｒ ａｎｄ Ｉｔｓ
Ｃｈａｎｇｅ ｉｎ ｔｈｅ Ｕｐｐｅｒ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｓｃｉｅｎｃｅ
Ｐｒｅｓｓ， ２００８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３２］　 Ｂｅｖｅｎ ＫＪ， Ｋｉｒｋｂｙ ＭＪ． Ａ ｐｈｙｓｉｃａｌｌｙ ｂａｓｅｄ ｖａｒｉａｂｌｅ ｃｏｎ⁃
ｔｒｉｂｕｔｉｎｇ ａｒｅａ ｍｏｄｅｌ ｏｆ ｂａｓｉｎ ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ． Ｈｙｄｒｏｌｏｇｉｃａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅｓ Ｂｕｌｌｅｔｉｎ， １９７９， ２４： ４３－６９
［３３］　 Ｄｅｎｇ ＨＰ， Ｌｉ ＸＢ． Ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ ｏｆ Ｕｐｓｌｏｐｅ Ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎ
Ａｒｅａ ａｎｄ Ｓｏｉｌ Ｗａｔｅｒ Ｃｏｎｔｅｎｔ ｉｎ ＴＯＰＭＯＤＥＬ． Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｉｎ
１６２１４期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 何　 方等： 新安江上游减轻磷素面源污染生态系统服务及价值　 　 　 　 　
Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ， ２００２， ２１： １０３－１１０
［３４］　 Ｑｉａｎ Ｊ （钱　 进）， Ｗａｎｇ Ｃ （王　 超）， Ｗａｎｇ Ｐ⁃Ｆ （王
沛芳）， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｐｒｏｇｒｅｓｓｅｓ ｉｎ ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｍｅｃｈ⁃
ａｎｉｓｍ ａｎｄ ｆｉｔｔｉｎｇ ｗｉｄｔｈ ｏｆ ｒｉｐａｒｉａｎ ｂｕｆｆｅｒ ｓｔｒｉｐ． Ａｄｖａｎｃｅｓ
ｉｎ Ｗａｔｅｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ （水科学进展）， ２００９， ２０（１）： １３９－
１４３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３５］　 Ｕｕｓｉ⁃ｋａｍｐｐａ Ｊ， Ｔｕｒｔｏｌａ Ｅ， Ｈａｒｔｉｋａｉｎｅｎ Ｈ， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ
ｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｓ ｏｆ ｂｕｆｆｅｒ ｚｏｎｅｓ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｏｕｓ ｒｕｎｏｆｆ ／ ／
Ｈａｙｃｏｃｋ ＮＥ， Ｂｕｒｔ ＴＰ， Ｇｏｕｌｄｉｎｇ ＫＷＴ， ｅｄｓ． Ｂｕｆｆｅｒ
Ｚｏｎｅｓ： Ｔｈｅｉｒ Ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ａｎｄ Ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｉｎ Ｗａｔｅｒ Ｐｒｏｔｅｃ⁃
ｔｉｏｎ． Ｈａｒｐｅｎｄｅｎ， Ｈｅｒｔｆｏｒｄｓｈｉｒｅ， ＵＫ： Ｑｕｅｓｔ Ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔａｌ， １９９７： ２７－３６
［３６］　 Ｈｕａｎｇ Ｓ⁃Ｆ （黄沈发）， Ｗｕ Ｊ⁃Ｑ （吴建强）， Ｔａｎｇ Ｈ
（唐　 浩）， ｅｔ ａｌ． Ｓｔｕｄｙ ｏｆ ｃｌａｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｆｏｒ ｒｉｐａｒｉａｎ⁃ｂｕｆｆ⁃
ｅｒ ｔｏ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ． Ａｄｖａｎｃｅｓ ｉｎ Ｗａｔｅｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ （水
科学进展）， ２００８， １９（５）： ７２２－７２８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３７］ 　 Ｄｏｎｇ Ｆ⁃Ｌ （董凤丽）， Ｙｕａｎ Ｊ⁃Ｆ （袁峻峰）， Ｍａ Ｃ⁃Ｘ
（马翠欣）． Ｒｉｐａｒｉａｎ⁃ｂｕｆｆｅｒ’ ｓ ｃｌｅａｎｉｎｇ ｅｆｆｅｃｔ ｏｎ ｎｏｎ⁃
ｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｓｈａｎｇｈａｉ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ （Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ） （上海师
范大学学报：自然科学版）， ２００４， ３３（２）： ９３－９７ （ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３８］　 Ｓｕ Ｈ （宿　 辉）， Ｊｉａｎｇ Ｔ （蒋　 婷）， Ｊｉａｎｇ Ｘ⁃Ｐ （姜新
佩）． Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｓｔｕｄｙ ｏｆ ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｓｈｏｒｅ⁃
ｌａｎｄ ｂｕｆｆｅｒ ｓｔｒｉｐｓ ｏｎ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ ｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｎｏｒｔｈ Ｃｈｉｎａ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｌｅｃｔｒｉｃ
Ｐｏｗｅｒ （Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ） （华北水利水电大学学报：自
然科学版）， ２０１４， ３５（１）： ８９－９２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３９］ 　 Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ａｎｄ Ｐｌａｎｎｉｎｇ Ｃｏｍｍｉｓｓｉｏｎ （国家
发展计划委员会）， Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ｆｉｎａｎｃｅ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （国家
财政部）， Ｓｔａｔｅ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ Ａｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎ
ｏｆ Ｃｈｉｎａ （国家环境保护总局）， Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃ
ａｎｄ Ｔｒａｄｅ Ｃｏｍｍｉｓｓｉｏｎ （国家经济贸易委员会）． Ａｄ⁃
ｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｖｅ Ｍｅａｓｕｒｅｓ ｏｎ Ｃｏｌｌｅｃｔｉｏｎ Ｓｔａｎｄａｒｄ ｏｆ Ｐｏｌｌｕｔａｎｔ
Ｄｉｓｃｈａｒｇｅ Ｆｅｅｓ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ Ｓｔａｎｄａｒｄｓ Ｐｒｅｓｓ， ２００３
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［４０］ 　 Ｓｔａｔｅ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ Ａｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ
（国家环境保护总局）， Ｇｅｎｅｒａｌ Ａｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ
Ｑｕａｌｉｔｙ Ｓｕｐｅｒｖｉｓｉｏｎ， Ｉｎｓｐｅｃｔｉｏｎ ａｎｄ Ｑｕａｒａｎｔｉｎｅ ｏｆ Ｃｈｉｎａ
（国家质量监督检验检疫总局）． Ｓｕｒｆａｃｅ Ｗａｔｅｒ Ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｑｕａｌｉｔｙ Ｓｔａｎｄａｒｄ． ＧＢ ３８３８ － ２００２． Ｂｅｉｊｉｎｇ：
Ｃｈｉｎａ Ｓｔａｎｄａｒｄｓ Ｐｒｅｓｓ， ２００２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［４１］ 　 Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ Ｄｅｐａｒｔｍｅｎｔ ｏｆ Ａｎｈｕｉ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ （安徽
省水利厅）． Ａｎｈｕｉ Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ Ｂｕｌｌｅｔｉｎ ２０１０．
Ｈｅｆｅｉ： Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ Ｄｅｐａｒｔｍｅｎｔ ｏｆ Ａｎｈｕｉ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ，
２０１１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
作者简介　 何　 方，男，１９５９ 年生，副教授．主要从事资源环
境信息化和土地资源利用研究，发表论文 １０ 余篇． Ｅ⁃ｍａｉｌ：
ｔｈｈｆ＠ ａｈａｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
责任编辑　 肖　 红
２６２１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷