基于OTIS模型的巢湖十五里河源头段氮磷滞留特征

李如忠,丁贵珍

(合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽 合肥 230009)

基于OTIS模型的巢湖十五里河源头段氮磷滞留特征

李如忠*,丁贵珍

(合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽 合肥 230009)

为揭示巢湖十五里河源头河段氮磷营养盐滞留特征,选择NH4Cl、KH2PO4及NaCl作为示踪剂,开展野外现场示踪实验.根据获得的氯离子浓度和营养盐浓度穿透曲线数据信息,利用OTIS与OTIS-P计算软件,估算水文参数(D、A、As、α等)和营养盐一阶吸收系数(λ、λs).在此基础上,计算暂态存储指标和营养盐吸收相关参数值,定量评估主河道流动水体与暂态存储对NH4+和SRP的损失贡献.结果表明,主河道与暂态存储区 NH4+吸收系数平均值分别为 3.88×10-6,8.81×10-4s-1,SRP分别为 7.80×10-6,7.98×10-8s-1;综合衰减系数 k-NH4平均值为1.64×10-4s-1,k-SRP为7.80×10-6s-1;NH4+和SRP的吸收长度Sw-NH4、Sw-SRP相当大,分别为1632.88,25471.32m,意味着该河段经由物理或生态过程去除N、P的可能性低;该河段Vf-NH4、Vf-SRP 值较营养盐浓度低的溪流或小河流偏小,但U-NH4、U-SRP则明显偏大;暂态存储对于NH4+损失的平均贡献率为93.82%,主河道水流对SRP损失的平均贡献率高达99.70%.

暂态存储指标；营养盐滞留；营养盐吸收；OTIS模型；水文参数

小河流/溪流是河流水系的重要组成部分,也是氮磷营养盐重要的源和汇[1],各等级小河流携带的营养物经逐级汇流、传输,最终进入等级更高的大江大河或湖、库、海湾中,从而影响这些水体的水质.随着我国水污染控制和治理工作的逐步推进,大江大河水污染恶化的势头得到一定程度的遏制,部分水体环境状况开始有所好转,但处于河流水系下端的客观现实,使得下游水体水质状况的维护和改善必然受制于上游各等级支流的影响.与此同时,等级较低的1～3级小河流也为汇水区氮磷营养负荷的去除提供了绝好的机会[2].由于数量庞大且占河流水系总长比重较大,溪流/小河流甚至可以将入河无机氮 50%以上的污染负荷进行截留和转化[2-3].尽管营养盐滞留、吸收过程有些是持久的(如脱氮作用),有些是暂时性的(如生物截留),但其对下游河流水质状态的调控和影响极为重要[3-4].

与大中型河流相比,小河流水底面积与水体体积的比值更大,因此河水携带营养盐颗粒与河底接触的机会更多,受河床形态、地貌特征等影响的可能性也更大[5-7].由河床下部潜流带、水面两侧缓流水体(或称死水区)等共同构成的河流暂态存储区,是影响溪流/小河流氮磷营养盐滞留和吸收的重要因素[8-16].目前,相关研究主要还是集中在养分相对贫乏的冰川融雪溪流或山区、荒漠地小河流等,对于人为活动较为显著的城市、农业区,特别是营养盐背景值相对较高的源头溪流则研究较少[17].由于汇水区土地利用形式的差异性,特别是高度的人工干预,城区渠道化溪流营养盐滞留具有一定的特殊性.近年来,国内开始有学者关注潜流带的水力学特性及其水文生态功能[18-20],但从暂态存储层面,利用现场示踪方法探究源头溪流营养盐滞留和吸收机制,则还鲜有报道.国外相关研究表明[8,10,12],有关溪流/小河流氮磷营养盐滞留和吸收机制,也将成为我国未来水环境保护和研究发展的重要方向.基于此,本文以巢湖十五里河源头河段为对象,基于野外示踪实验和 OTIS模型模拟优化结果,从暂态存储作用角度,解析源头溪流氮磷营养盐滞留特征,以期为以增强氮磷负荷控制能力为主要目标的十五里河水环境生态修复提供依据.

1 研究区概况

十五里河发源于合肥市西南城区,自西北流向东南,在市郊的义城镇汇入巢湖.该河上游河段位于城区内部,中下游基本处于城郊结合部,全长28.8km,汇水区面积111.25km2,曾是巢湖流域30多条入湖河流中污染最为严重的一条,中下游河水NH、TN和TP平均浓度分别达19.89,22.29, 1.33mg/L[21],表层沉积物间隙水 NH、P O浓度达 31.86,4.27mg/L[22].随着上游源头区有关化肥生产企业的停产、搬迁以及沿河截污工程的实施,该河水环境状况开始有所好转.

在十五里河源头河段选择一长约300m的平直河道,开展示踪剂稀释实验,采样点分布见图1.该河段水面宽度约为 4～5m,水深 15～40cm,流速15～25cm/s,平均流量0.1m3/s.河道下切较深,剖面形式为梯形断面和土质护坡;河道下方的过水断面为矩形形式,两壁以块石砌成规则的沟渠,渠高约1.5m、宽约4～5m.该河段虽较平直,但河床平整度较差,存在一些面积较大的深潭,局部河段还出现了由碎石、砖块等堆积形成的浅滩,两者约占河床面积的 70%(其中深潭约占 80%,浅滩占20%).此外,在河床上散落着大量的块石,在浅滩、块石背后能够清楚地发现涡流存在.为提高河道防洪过流能力、同时增强渠道墙体块石的稳定性,在河道整治过程中,对河床沉积物进行了彻底清除,并对局部河床进行了压实处理,因此该河段河床底质十分板结,水底沉积物极少,而且在河道水面及滨岸两侧,鲜有明显的水生植物存在.

图1 采样点分布示意Fig.1 Sketch map of sampling points

2 模型与方法

2.1 示踪实验方案设计

2013年6月4日和19日,在所选定的河段上,分别以NH4Cl、KH2PO4作为示踪剂,并辅助以保守型示踪剂 NaCl,开展野外现场示踪实验.将NaCl与NH4Cl或KH2PO4利用河水充分混合,采用瞬时投放的方式进行投加,投放时间控制在15s内完成.为提高示踪剂的混合效果,投加点O选择在流速稍大且分布较为均匀的浅滩上,并在投加点下游依次布置 A、B、C等 3个采样点.其中,采样点A和C位于浅滩下部,B则在深潭后部水面相对较窄的地方.采用 GPS精确定位,得到河段 OA、AB和 BC的长度分别为 62,115, 117m.

为了获得较为完整的示踪剂浓度穿透曲线(BTC),以更加直观地展示示踪剂浓度-时间变化特征以及确定水文参数,采用现场测定水样电导率、实验室测定Cl-1和营养盐浓度的实验设计方案.针对采样点A、B、C分别设定不同的采样开始时间,采样过程中利用100mL塑料瓶进行同步采集水样,并以 KL-138(II)笔式电导率测定仪现场测定水样,当水样的电导率回到背景值水平后停止采样,各采样点的采样时间间隔均为 30s.在实验室,将每个样本的一部分水样用于测定 Cl-1浓度,所用仪器为氯离子选择性电极(参比电极232-01、氯离子电极PCl-1-01)和PXS-215离子活度计;另一部分水样经滤膜过滤后,用于测定营养盐NH4+和SRP(溶解反应性磷酸盐)浓度,分别以纳氏试剂光度法和钼锑抗分光光度法测定.

2.2 OTIS 模型

OTIS (One Dimensional Transport with Inflow and Storage)模型是一个专门用于描述小河流/溪流溶质迁移转化特征的数学模型,该模型主要考虑对流、扩散、侧向补给、暂态存储交换等影响,并由主河道和暂态存储两方面的控制方程耦合而成.该模型不仅可以用于保守型溶质的模拟,也可以扩展为反应性溶质的模拟研究,其微分方程形式如下[23]∶

式中,C为河水溶质浓度(mg/L);Q为河水流量(m3/s);A为河道断面面积(m2);D 为扩散系数(m2/s);qL为侧向补给强度[m3/(s·m)];CL侧向补给的溶质浓度(mg/L);α为河道与暂态存储区之间的交换系数(s-1);CS为暂态存储区的溶质浓度(mg/L);As为暂态存储区断面面积(m2);λ为主河道溶质一阶吸收系数(s-1);λs为暂态存储区溶质一阶吸收系数(s-1);t为时间(s);χ为河段长度(m).

在 OTIS模型中,水文过程的影响是通过一组物理参数(即A、As、D、Q、qL和α)来反映的,而非水文参数过程的影响(如生物吸收、非生物吸附等),则是借助吸收系数(即 λ、λs)进行模拟.其中,物理参数是利用保守型溶质的实测浓度进行估算(即 λ=λs=0);非水文参数则是在物理参数估值的基础上,利用营养盐实测浓度数据信息进行优化估值(即λ>0,λs>0)[23].OTIS模型求解及其参数的确定,可以借助 OTIS模型应用程序包和OTIS-P参数自动优化包来实现[24].

2.3 暂态存储指标

由于缺乏将潜流带存储与河道存储具体发生位置精确区分开来的简便、有效方法,因此通常都是将两者混在一起而不加区分地解析暂态存储区营养盐滞留能力[25].对此,Runkel[23,26]提出了将主河道流动水体与暂态存储作用分割开来的滞留时间和养分吸收指标,即主河道平均滞留时间(tc)、暂态存储区平均滞留时间(ts)以及暂态存储作用的平均行进时间分数(Fmed)等[27]∶

式中,Fmed是一个与河段长度L有关的量,为便于不同长度河段之间的比较,一般取 200m作为标准长度,即计算的值.

达姆科勒数(DaI)常用来评估模型对暂态存储过程的灵敏性和由OTIS-P优化的水文参数的可靠性,表达式为[28]∶

一般认为,当DaI值接近1.0时,参数不确定性最低;当DaI值处于0.1～10时,参数值是可以接受的[29].

2.4 营养盐吸收参数

河水中营养盐微粒在被去除或在物理、生化过程转化之前在河水中的平均行进距离,称为营养盐吸收长度,计算式为[5,23]∶

式中,Sw表示营养盐吸收长度(m),u表示河水平均流速(m/s),k为营养盐综合衰减系数(s-1).

河水营养盐吸收速度或称物质传输系数的表达式为[5,30]∶

式中,Vf表示营养盐吸收速度(m/s),h表示河水平均深度(m).

河流底部单位面积营养盐吸收速率是表征营养盐吸收状况的另一个重要指标[7],它可以由营养盐吸收速度与浓度的乘积表示,即[30]

式中,U表示单位面积的营养盐吸收速率[mg/ (m2·s)],C表示河水中营养盐浓度(mg/L),1000为量纲换算值.目前,针对C的取值一般多采用河水营养盐背景值[31-32],也有取第一个采样断面营养盐平均浓度[30].

河水营养盐综合衰减系数 k,可根据下式计算[23,33]∶

2.5 营养盐吸收贡献水平

根据 OTIS模型,针对主河道流动水体和暂态存储区营养盐吸收,设置4种可能情景,即

情景 1∶λ=0,λs=0,该情形相当于对保守型溶质传输过程的模拟.

情景 2∶λ>0,λs=0,该过程考虑主河道流动水体对营养盐的吸收作用,不计暂态存储区对于营养盐衰减吸收的影响.

情景 3∶λ=0,λs>0,该过程考虑暂态存储对营养盐的吸收衰减作用,不计主河道水流对营养盐衰减吸收的影响.

情景 4∶λ>0,λs>0,考虑主河道流动水体和暂态存储区对于营养盐吸收衰减的共同影响.

针对上述 4种情景,分别计算主河道流动水体、暂态存储区对营养盐的吸收量或营养盐在主河道流动水体、暂态存储区的损失量[23,33].由于直接量化主河道河水与暂态存储对于营养盐吸收量存在一定的难度,为此一些学者提出利用河水营养盐浓度穿透曲线下方围成的面积与流量的乘积来表征河水营养盐通量(即 S=∫QCdt= Q∫Cdt)[27,34],进而在求积分运算获得相应的面积后,根据上述4种情景相应的控制断面面积,定量评估主河道流动水体、暂态存储作用对营养盐吸收的贡献水平,计算式为∶

3 结果与讨论

3.1 OTIS模型参数计算及模拟

利用OTIS和OTIS-P应用程序软件,对2次示踪实验开展模型参数估值.这里,拟就水文过程参数(A、As、D、Q、qL和α)与非水文过程参数(λ、λs),分两步进行参数估计.首先,将采样点 A对应的保守型示踪剂 Cl-1浓度-时间过程数据(λ=λs=0)作为模型的上游边界条件,并对模型各参数赋予一定的初始值;通过对Q、A、qL输入值不断进行调整,使得B、C2个采样点Cl-1模拟浓度曲线与观测值高度拟合(图2).在此基础上,利用OTIS-P程序包估算A、As、D、α相应的优化值,结果见表1.由于OTIS-P不能直接对Q和qL进行优化计算,其输出值实际上就是在OTIS程序不断调整、试算后得到的驱使Cl-1模拟浓度与观测值相吻合的Q、qL调整值.在对水文参数估值完成后,将其作为已知值,再利用OTIS和OTIS-P应用程序,分别对营养盐 NH、PO示踪实验结果进行模拟优化(λ, λs>0),最后得到相应的吸收系数λ、λs值(表1).这里,N H、SRP实测浓度及其模拟情况,见图3.

图2 氯离子实测浓度及模拟浓度穿透曲线Fig.2 Breakthrough curves of measured and modeled Cl-1concentrations

图3 营养盐实测浓度及其模拟曲线Fig.3 Breakthrough curves of measured and modeled nutrients concentrations

由图2可见,从采样点A至C,不仅Cl-1浓度峰值下降显著,而且曲线的形状也由陡峭型变化为平缓的舒展型.图2(a)中,采样点B、C模拟值与观测值的绝对误差分别为(1.66±4.14), (3.49±2.52)mg/L,相对误差分别为 4.39%±7.85%, 8.03%±5.54%;图2(b)中,采样点B、C模拟值与观测值的绝对误差分别为(1.65±3.31),(3.51±2.87) mg/L,相对误差分别为 5.31%±8.07%,10.25%± 8.47%,表明拟合效果较好.由于河水流速的差异,各采样点 Cl-1实测浓度曲线开始上升和重新回到背景值水平发生的时间存在差异.考虑了吸收系数λ、λs值后,采样点B、C的营养盐浓度实测值与模拟结果,见图3.其中,采样点B、C的 NH浓度模拟值与观测值绝对误差分别为(-0.14± 1.61),(-2.74±2.91) mg/L,相 对 误 差 分 别 为-1.13%±10.80%,-15.15%±12.65%;相应的SRP浓度模拟值与观测值的绝对误差分别为(-0.97±1.93),(-0.73±1.23)mg/L,相对误差分别为6.09%±53.59%,-11.88%±16.01%,表明拟合结果较为令人满意.

由表1可以看出,十五里河源头段有较为明显的侧向补给存在,平均强度为 2.56×10-4[m3/(s·m)],而且河段AB强度较河段BC低1个数量级.在 NH示踪实验中,河段AB、BC侧向补给水的水量贡献分别为 0.73%,13.71%;在 PO示踪实验中,河段AB、BC侧向补给的贡献则为1.06%,22.72%.不同河段交换系数 α存在显著的差异性,平均值为 1.60×10-3s-1,而且也存在河段AB较河段CD低1个数量级的特点.总体上,在相应的水文条件下,该河段交换系数α与国外其它一些溪流、渠道等低等级小河流基本处于同一水平[17,27,34].

表1 OTIS模型参数估计值Table 1 Estimates of the transport and kinetic parameters in OTIS model

3.2 暂态存储指数值计算

表2 暂态存储指数值Table 2 Estimates of the partial transient storage metrics

由表 2可以看出,该河段 DaI值都处于0.1～10,说明OTIS模型中各参数值(表1)可靠.根据表 2,营养盐在暂态存储区的滞留时间(ts)明显低于主河道(tc),这与文献[27]情形相似.从对营养盐调控的角度看,滞留时间 ts过小,可能难以发挥暂态存储对于营养盐的截留、净化功能,因此适时提高滞留时间十分必要.是一个标准化指标,可以反映暂态存储对于营养盐滞留作用的相对强弱.十五里河源头段的数值介于4.70%～ 18.30%,与国外一些尺度相当的小河流颇为接近,如Elder Creek 的为1%～19%[27]; Snapping Turtle Canal值大小为 2.46%～17.6%,而Slocum Creek则为 13.7%～27.2%[30].由于指标受水文条件的影响和制约,因此即便同一河段,不同水文情势可能具有不同的值.

3.3 营养盐吸收参数值计算

示踪实验开始前,采集投加点及各采样点水样,测得相应的 NH、SRP背景浓度,分别为10.24,2.02mg/L.另外,在该河段上选择 8个不同特征断面,并量测断面的水深和流速,得到 NH示踪实验期间,平均水深约20cm、流速0.22m/s;投加 PO期间,平均水深约18cm、流速0.19m/s.根据式(7)～式(10),计算得到十五里河源头段营养盐吸收参数值,见表3.显然,河段AB、CD综合衰减系数k-NH4都明显高于k-SRP,意味着NH4+较SRP衰减变化更为明显一些.

表3 营养盐吸收参数值Table 3 Nutrient uptake values in the two tracer experiments

河水中较高的营养盐浓度将会降低水体对营养盐的滞留和传输能力,从而导致出现较大的吸附长度[35].Gücker等[36]在对富营养化的低地小河流研究中,得到 Sw-NH4、Sw-SRP分别达2162,3645m;Bukaveckas[37]计算得到渠道化溪流Wilson Creek的N、P吸收长度Sw分别达20000, 1370m.由表3可见,具有较高NH4+和SRP背景浓度的十五里河源头段,相应的吸收长度Sw-NH4和 Sw-SRP平均值分别高达 1632.88,25471.32m,这些印证了上述观点.直观地,较高的Sw-NH4和Sw-SRP平均值,说明经由物理或生态过程去除NH4+、SRP的可能性较低.

表 4给出了部分具有代表性的小河流水体NH、SRP相关吸收参数值,这些水体大部分都属于营养盐含量相对较低的源头溪流.十五里河源头段VfNH4-、Vf-SRP基本上都较这些水体低一些,但U-NH4+、U-SRP却明显偏大.这可能由于十五里河源头段的 NH、SRP背景浓度高,使得河水营养盐吸收作用受到抑制,导致吸收速度 Vf降低,但因吸收速率U又是一个与浓度直接相关的量,因此出现U 明显偏大的现象.

表4 其他具有代表性的溪流/小河流 NH+4、SRP吸收参数值Table 4 Comparison of nutrient uptake values against published studies

3.4 营养盐吸收贡献评估

根据式(11)和式(12),计算主河道流动水体和暂态存储对于营养盐 NH和SRP 的吸收贡献率水平,结果见表 5.其中,暂态存储对 NH吸收的平均贡献率为93.82%,主河道流动水体的平均贡献率仅为6.18%;暂态存储对 PO吸收的平均贡献率极低,仅为0.30%,而主河道则高达99.70%.显然,暂态存储对于 NH吸收的贡献远高于主河道流动水体,但对SRP的吸收贡献却远低于主河道水流,几乎可以忽略不计.McKnight等[34]在对冰川融雪溪流营养盐吸附模拟中也发现,潜流带对PO的影响几乎可以忽略不计,即 PO的衰

减几乎都是来自主河道水流作用.

表5 主河道和暂态存储对营养盐吸收贡献率比较Table 5 Estimates of the fraction of nutrient uptake between the main channel and storage zone

3.5 讨论

河流水文动态特征,特别是暂态存储行为是影响营养盐吸收的潜在调控者[16,30,38-40].作为对河水暂时性的水文滞留[41],暂态存储过程既可能发生在河水(如回水和漩涡),也可能出现在河床地下潜水中[42].一些模拟研究表明,暂态存储增大了营养盐的吸收能力[43].然而,对于暂态存储区与营养盐滞留、吸收之间的关系,现有经验研究还存在很大的出入,有些可以说是完全相悖,因此还不能给出较为肯定的答复.例如,Hall等[16]研究指出,N H吸收与暂态存储具有很低的相关性,而且没有发现磷吸收与暂态存储存在关联.另有一些研究也没有发现暂态存储与营养盐吸收之间存在何种联系[44-46],甚至有研究指出,随着暂态存储的增加,磷的吸收速度反而下降[14].尽管如此,更多的经验研究认同暂态存储对于溪流/小河流营养盐吸收的影响,即营养盐吸收会随着暂态存储的增加而增大[30,34,39-40,47-48].研究表明,在北极地区的融雪溪流生态系统中,约有 7%～16%的 NO吸收出现在暂态存储区滞留阶段[30],在山地溪流生态系统营养盐滞留总量中,大约 44%～49%的 NO、43%的 PO吸收发生在暂态存储阶段[48].本研究中,暂态存储对于 NH的吸收贡献显著高于主河道流动水体,表明暂态存储对于营养盐吸收的重要性,这与当前主流认识一致.由表3,十五里河源头段 NH综合衰减系数k-NH4处于 10-5～10-4数量级,与一些溪流的 NO衰减系数基本处于同一水平[49].而在SRP吸收损失方面,来自暂态存储的贡献相当低,河段综合衰减系数k-SRP也仅为10-6数量级水平,表明十五里河源头段对磷的吸收能力相当弱.

一般来说,随着河水滞留时间的增长,营养盐的吸收长度将会下降[39].十五里河源头段由于渠道化及河道的裁弯取直,特别是河床上沉积物的彻底清除,导致河水流速偏高、营养盐滞留时间下降.因此,适当提高水力滞留时间对增强该河段营养盐调控能力具有积极意义,这可能是今后该河段水环境修复中需要考虑的关键问题之一.虽然暂态存储是河床沉积物中河水-地下水交换以及滨岸缓流水体存储和漩涡滞留等综合作用的结果,但相较于后者,河床下部的潜流带往往具有更大的营养盐滞留和去除能力[16,53].由于十五里河源头段河床板结、透水性较差,使得河水-地下水潜流交换作用受到很大的抑制.实际上,河流中任何一种水流障碍,如浸没的植被、岩石、落叶残枝、堆积物等都可能增大河道的粗糙度和水流阻力,并在减缓河水向下游传输的同时,促进潜流交换作用的发生[53-54].在河床底部铺设粗糙度较高的卵石或粗砾石等,不仅可以增加底泥的稳定性,提高潜流交换及相关作用过程的能力,同时还可以为微生物提供必要的附着场所,从而为河水中N、P等营养物降解提供帮助.十五里河源头河段较弱的营养盐滞留能力,可能与该河段河道较为平直、渠道化以及河床板结、潜流交换能力较弱等有很大的关系.从增强河流源头溪流氮磷滞留、净化能力出发,有必要对该河段实施以削减氮磷负荷为目标的水环境生态修复工程,这是提高十五里河源头段营养盐滞留能力较为切实可行的措施.

4 结论

4.1 十五里河源头段存在较为明显的侧向补给作用,平均补给强度qL为2.56×10-4m3/(s·m);河道与暂态存储区间的交换系数 α 平均值为1.60×10-3s-1,与国外一些溪流、渠道等等级较低小河流基本处于同一水平.

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Characteristics of nitrogen and phosphate retention in the headwater stream of Shiwulihe in Lake Chaohu basin based on OTIS model.

LI Ru-zhong*, DING Gui-zhen
(School of Resources and Environmental Engineering, Hefei University of Technology, Hefei 230009, China). China Environmental Science, 2014,34(3)：742～751

To investigate the basic characteristics of nitrogen and phosphate nutrient retention in the headwater stream of Shiwulihe, Lake Chaohu basin, a solution containing NH4Cl or KH2PO4addition and a conservative tracer (NaCl) was used to conduct field experiments by slug injection. According to the data sets of breakthrough curves of chloride and nutrient concentration, the OTIS model code and OTIS-P software, proposed by Runkel (United States Geological Survey, USGS), were employed to estimate hydrological parameters (e.g. D, A, As, α) and first-order uptake rate coefficients (i.e. λ and λs). And on this basis the reach-scale transient storage metrics and nutrient uptake parameters were calculated as well as the fraction of uptake contribute to NHand SRP between the main channel and transient storage zone was estimated. Study results showed that the mean values of first-order uptake rate coefficients for NHin main channel and transient storage zone were 3.88×10-6s-1and 8.81×10-4s-1, respectively, and 7.80×10-6s-1and 7.98×10-8s-1for SRP, respectively. The average values of total uptake rate k-NH4and k-SRP were 1.64×10-4s-1and 7.80×10-6s-1, respectively. The uptake lengths of Sw-NH4and Sw-SRP were getting pretty big and approach 1632.88m and 25471.32m, respectively, suggesting a low probability to remove the nutrients by physical or biological processes. Relative to mountain headwater streams with low nutrient concentration, the studied reach had lower values of Vf-NH4and Vf-SRP, but higher U-NH4and U-SRP. Estimates of mass loss indicated that 93.82% of the NHuptake occurred in the transient storage zone, whereas 99.70% of the SRP uptake occurred in the main channel.

transient storage metrics；nutrient retention；nutrient uptake；OTIS (one dimensional transport with inflow and storage) model；hydrological parameters

X14

：A

：1000-6923(2014)03-0742-10

李如忠(1970-),男,安徽怀远人,教授,博士,主要从事水环境保护与修复机制研究.发表论文130余篇.

2013-07-10

国家自然科学基金项目(51179042)

* 责任作者, 教授, Lrz1970@163.com