2016, Vol. 37
2. 安徽省环境科学研究院, 合肥 230071
2. Anhui Institute of Environmental Science, Hefei 230071, China
沟渠溪流系统作为生态服务功能重要提供者的角色，在对汇水区流失氮磷营养盐滞留和对下游河流水质调控方面发挥着重要作用[1, 2].据估计，在汇入溪流的营养盐中，约有10%~60%在传输过程中发生滞留[3].暂态存储是小河流水系统中影响溶质迁移的重要的水动力学过程，不仅包括暂态存储区(如潜流带、滞水区、死水区、漩涡等)与主流区流动水体的交换作用，也包括暂态存储区内部溶质的滞留效应，现已成为农田溪流、排水沟渠营养盐截留、净化和调控机制研究的热点[4~6].大量研究表明，深潭、阶梯、浅滩等河床地貌控制着溪流暂态存储特征[7~9]，从而影响营养盐的滞留能力[10~12].深潭地貌格局的水动力学条件相对较差，对模拟营养盐输移扩散规律的水质模型参数影响很大[13].由于水流速度较低，颗粒态溶质容易在深潭中发生物理沉降.近年来，在欧美国家河流水环境修复中，修复和重构河道自然特征和深潭地貌格局引起人们的重视[14, 15]，通过改造河流地形地貌以提高暂态存储和营养盐滞留能力的案例也越来越多[16]，丰富了非点源污染过程阻断与调控技术的科学内涵.
与国外相比，国内针对深潭地貌的研究，主要集中在山区溪流阶梯-深潭系统水动力特性和地貌特征方面[17, 18]，尽管有学者探讨了山区河流阶梯-深潭、浅滩-深潭水生栖息地改善及其生态学意义[19, 20]，但并未涉及深潭地貌格局的暂态存储特征和存储潜力，这与国内针对暂态存储问题研究严重不足的客观现状是一致的.随着国家《水污染防治行动计划》的逐步落实，农田溪流、排水沟渠在农业非点源污染过程阻断和调控中的重要性日益凸显，开展小河流水系统暂态存储机制研究可谓恰逢其时.平直渠段是河流形态结构中相对简单的构造形式，不难料想，若将深潭地貌格局与平直渠段进行比较，则可以更好地展示深潭结构的暂态存储水平.鉴于深潭地貌格局存在的广泛性和对溶质滞留影响的特殊性，本研究拟以巢湖西半湖北侧南淝河流域的某一农业源头溪流为对象，就河床上人为开挖取土形成的深坑/深潭地貌类型，筛选深潭地貌格局特征明显的渠段，并以毗邻的平直渠段为对照，通过物理特征、暂态存储指标的比较以及多元统计分析，解析人工深潭地貌格局的暂态存储特性，以期为包括农田溪流在内的小河流水系统溶质(特别是氮磷营养盐)滞留及调控提供依据.
1 研究区概况二十埠河位于巢湖西半湖北岸的合肥市城区东北部，是南淝河的主要支流之一.在二十埠河的多条源头溪流中，位于职教城附近的一条长约2.5 km的农田溪流，一直都是笔者所在研究团队的主要研究对象[21~23].该溪流中下部渠段能够常年保持水体流动状态，水面宽约0.5~2.0 m，水深约0.1~0.4 m; 流速约0.05~0.30 m·s-1，流量约0.01~0.06 m3·s-1.水体氨氮(NH4+)浓度约为0.5~1.0 mg·L-1，溶解性磷酸盐(SRP)浓度约为0.04~0.10 mg·L-1.
由于地处两座丘陵岗地之间，溪流主要是由雨水汇流冲刷而成，虽有人工开挖的影响，但仍在很大程度上保留了天然溪流的特征.由于面临城市建设征地，汇水区用于农业耕作的土地面积已不足半数，人工林地、鱼塘和荒地所占比重较大.在溪流的很多地段，滨岸杂草丛生，下切深度达1.0~1.5 m.在溪流中上部的大部分渠段，水面两侧不同程度地生长着大型水生植物(如芦苇、水花生或其它湿地杂草)，而在下部溪流段，由于溪流过水断面收窄、变深，水流速度加大，局部渠底冲刷明显，致使溪流底质板实，水生植物较少，溪流表现出较为明显的渠道化特征，仅在深潭处存在泥沙淤积现象.由于缺乏人工管护，溪流土质岸坡存在不同程度的坍塌现象.特别是，由于两侧鱼塘护坡和田埂加固大多直接从溪流河床上取土，导致局部渠段的水面宽度、水体深度差异显著.
本研究所在试验段位于溪流下游且非常类似于渠道形态，长约150 m，下切深度约1.5 m，左侧为养鱼塘，右侧为荒草生长茂盛的稀疏林地，沟渠壁面较为陡峭，春、夏季节坡面和渠底几乎都没有大型水生或湿生植物生长.在该渠段中部河床上，明显存在由数个人工开挖深坑串联形成的狭长型深潭地貌格局(图 1).深潭中水流较缓，潭底有泥沙沉积.深潭渠段上、下部渠道较为平直，水体流动性好，河床较为板结，稀疏地分布着苔藓类植物.
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图 1 试验渠段纵向垂直剖面及采样点位置示意 Fig. 1 Vertical profile and sampling sites sketch of the study reach |
2015年11月~2016年2月，选用NaCl为示踪剂，采用恒速连续投加的方式，开展5次现场示踪试验.试验渠段示踪剂的投加点和水样采样点的布置情况，见图 1.其中，O表示投加点，A、B和C分别代表采样点，深潭介于采样点A、B之间.其中，OA、AB和BC渠段长度分别为30、80和40 m.为确保混合溶液中氯离子(Cl-)在抵达采样点A前能够与溪流充分均匀混合，根据已有经验，将OA长度确定为30 m.为满足采样点水流集中、流动性相对较好的条件要求，在深潭的上、下方各留出5m分别作为采样点A、B.渠段AB中，深潭长约70 m.
现场利用溪水将NaCl充分溶解、均匀混合，5次试验的NaCl混合溶液浓度约75 g·L-1，混合溶液总量约60 L，释放速度约30.30 mL·s-1，所有试验均将混合溶液全部投送完毕，试剂投送持续时间约35 min. 3个采样点的水深都在15~20 cm左右，采样深度大致控制在水面下5 cm，且在水流相对集中的位置处采样.采样点A、B和C起始采样时间不完全相同，其中A在开始投加时即着手采样，B、C则有不同程度的滞后.采样点A水样采集间隔时间为1 min，而B、C则依据水流速度和扩散条件的不同，选取1~4 min的时间间隔.利用PVC塑料瓶(100 mL)采集水样，并以便携式电导率计现场测定电导率，待电导率稳定回到背景值水平后，停止该点位采样.示踪试验结束后，在多个断面分别测定水深、水面宽度及流速等.水样送回实验室后，利用氯离子选择性电极(参比电极232-01、氯离子电极PCl-1-01)和PXS-215离子活度计，在24 h内完成Cl-浓度的测定，获得3个采样点的Cl-浓度-时间过程曲线，即穿透曲线(breakthrough curves, BTCs).
3 模型与方法 3.1 物理特征指标溪流过水断面单位宽度流量，即单宽流量(unit discharge)常用于描述和表征溪流不同状态的过流强度，数学表达式为：
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(1) |
式中，q表示单宽流量，m2·s-1; Q表示溪流试验断面过水流量，m3·s-1; w表示过流断面宽度，m.
单位水流功率(unit stream power)表示溪流单位长度的能耗率，可用于反映溪流水体挟沙能力的相对强弱，数学表达式为[24]：
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(2) |
式中，Ω表示单位水流功率，N·(m·s)-1; r表示水的容重，N·m-3; J表示溪流河床比降，m·m-1; 其他变量同上.
溪流地貌形态结构的异质性可以由渠道宽度变化参数和横截面积变化参数来表征，即[8, 24]：
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(3) |
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(4) |
式中，φw表示渠道宽度变化残差，m; wi和wavg分别表示水面实测宽度和平均宽度，m; φA表示渠道横截面积变化残差，m2; Ai和Aavg分别表示渠段水面横截面积和平均横截面积，m2; n表示断面个数.
显然，φw、φA残差值越大，意味着溪流渠段的地貌格局差异性越大; 反之，则越小.
3.2 暂态存储指标溪流暂态存储潜力可以利用下述5项指标描述[8]，即：
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(5) |
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(6) |
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(7) |
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(8) |
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(9) |
式中，Ls表示溶质未进入暂态存储区前，在溪水中行进长度，m; Ts表示溶质在暂态存储区滞留时间，s; Rh表示水力持留因子，s·m-1; Fmed表示溶质平均传输时间中来自暂态存储的贡献，通常以L=200 m为标准长度进行比较(即Fmed200)，%; qs表示存储区交换通量，m3·(s·m)-1; Q为溪流流量，m3·s-1; u为溪流流速，m·s-1; α为暂态存储交换系数，s-1; A为溪流主流区断面面积，m2; As为暂态存储区断面面积，m2; L为渠段长度，m.
此外，DaI(damkohler number，无量纲)也是暂态存储分析中较为常用的评价指标，主要用于检验溪流试验渠段长度选择的合理性.一般认为，当DaI值介于0.1~10范围时，参数计算结果可以接受; 当DaI值接近1.0时，参数的不确定性最低，效果更好[25]，数学表达式为：
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(10) |
在式(5)~(10)中，参数α、A和As为OTIS模型的水文参数，可以利用美国地质调查局(USGS)提供的OTIS模拟优化计算软件进行参数优化估值[26].
3.3 统计分析利用SPSS统计软件中Spearman相关系数，分析人工深潭与平直渠段中物理特征、暂态存储指标的相关性; 从物理特征和暂态存储指标角度，采用Mann-Whitney U-tests秩和检验法，刻画深潭地貌格局与平直渠段暂态存储的差异性，借以展示人工深潭地貌暂态存储的特殊性.
4 结果与分析 4.1 OTIS模型水文参数确定5次示踪试验得到的示踪剂Cl-浓度穿透曲线BTCs，见图 2.不难看出，尽管渠段AB长度是BC的2倍，但A、B采样点Cl-浓度发生明显变化所对应的时间差，远大于B、C采样点位差值; 而且，AB、BC渠段相应采样点的Cl-浓度峰值变化基本都有较大差异，表明人工深潭地貌格局对溪流水流动态性和溶质运移扩散影响颇为显著.
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图 2 Cl-模拟值与实测值的穿透曲线 Fig. 2 Breakthrough curves of simulated and observed concentrations of tracer Cl- |
将采样点A作为边界条件，基于各采样点Cl-穿透曲线，以及水深、水面宽度和流速等实测数据信息，利用OTIS软件包和OTIS-P模拟优化软件，计算试验渠段OTIS模型水文参数α、A和As，以及流量Q、扩散系数D和侧向补给强度qL，结果见表 1.其中，深潭段、平直段分别与渠段AB、BC相对应.具体计算方法，参见文献[11, 12].
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表 1 OTIS模型水文参数 Table 1 Hydrological parameters in OTIS model |
有必要指出的是，表 1中各参数值仅代表该渠段的平均水平，并不对应某个具体的断面. As/A和α常被作为反映小河流暂态存储潜力的两个重要指标[21, 22]，由于深潭所在溪流段As/A基本都较平直渠段高一些，意味着在空间尺度层面深潭地貌格局可能具有比平直渠段更好的暂态存储潜力.但溪流暂态存储能力是流量、温度、河流形态、河床地貌、底质构成等多种因素综合作用的结果，因此比值As/A并不能完全代表其他因素的影响. 5次试验中，深潭地貌格局的流动水体与暂态存储区之间的交换系数α均较平直渠段低一个数量级，这与李如忠等[27]对深潭与曲折沟渠情形的研究结果相似，即曲折沟渠交换系数α较深潭水体高一个数量级.
4.2 溪流物理特征分析根据试验渠段地形地貌特征，将河床比降粗略取为J=0.002 0 m·m-1.由AB、BC试验段内多个断面的水深、水面宽度测量数据，估算各自的单宽流量q、单位水流功率Ω及渠段断面变化情况指标φw和φA，结果见表 2.可以看出，不论是过流强度还是单位水流功率，深潭地貌格局都低于平直渠段，意味着平直渠段水流挟沙能力相对更强，或说深潭更有利于颗粒态溶质的沉降.事实上，现场调查也证实了这一论断.此外，渠道宽度和横截面积变化参数，也都表现出人工深潭段明显高于平直段的变化特征，表明深潭地貌形态结构的异质性明显超过了平直渠段.
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表 2 深潭地貌与平直渠段的物理特征指标 Table 2 Physical characteristic metrics for the artificial pool reach and straight reach |
4.3 溪流暂态存储潜力分析
在对暂态存储指标Ls、Fmed200及DaI的计算过程中，流速u的确定至关重要.深潭渠段水流较为缓慢，有些断面甚至接近停滞状态，而在深潭两端靠近采样点A、B处，水体流动性则相当的好.深潭地貌格局中不同空间点位水流速度的显著差异性，使得直接通过测速估算渠段平均水流速度的方法操作起来难度较大，可能存在很大的不确定性.为此，考虑利用OTIS模型模拟得到的流量Q和断面面积A(表 1)，近似估算渠段的平均流速u.于是，由式(5)~(10)计算得到暂态存储指标值，结果见表 3.实际上，从渠段内多个断面所测定的水深、水面宽度、单位长度水流时间等一系列数据信息换算得到的流量和流速情况来看，模拟值与实测计算值颇为接近，表明以模拟流速计算暂态存储各项指标是可以接受的.
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表 3 深潭地貌与平直渠段的暂态存储指标 Table 3 Transient storage metrics for the artificial pool reach and straight reach |
由表 3可见，5次现场试验得到的DaI值均在0~10范围内变化，表明两个渠段长度的选择合理，由此得到的暂态存储指标信息是可靠的.根据定义，Ts是一个体现暂态存储溶质滞留影响的指标.一般认为，溪流水系统中较大的Ts有利于调控溶质向下游传输的速度，从而缓解下游水体溶质负荷压力，对于可生化降解溶质(如氮、磷营养盐)，甚至还可以为溶质与微生物的接触提供更多的机会，从而有利于溶质的降解.这里，深潭地貌格局的Ts明显高于平直渠段，因此从溶质滞留和调控的角度看，人工深潭似乎具有更为有利的条件.但从指标Ls来看，深潭渠段溶质在未进入暂态存储区前在溪流流动水体中的行进长度超过平直渠段，意味着深潭流动水体的溶质滞留水平低于平直渠段，特别是呈溶解态或离子态溶质. Fmed200反映了渠段内暂态存储对于溶质行进时间的贡献水平，其中深潭地貌格局的暂态存储作用可以解释18.86%~26.05%的溶质行进时间，平直渠段的暂态存储作用可以解释5.28%~33.87%，而且绝大部分情况下平直渠段都高于深潭段.
由表 3可见，深潭段水力持留因子Rh也大都较平直渠段低，这似乎与经验认知存在出入.大部分试验中，平直渠段暂态存储的交换通量qs都比相应的深潭渠段高一个数量级，意味着平直渠段暂态存储交换作用更为显著一些.因此，可以认为，该农田溪流平直渠段对于溶解态溶质的滞留潜力似乎较人工深潭更高一些.总的来看，尽管深潭地貌格局拥有相对较大的As/A比值(表 1)，但其对溶质运移转化过程的影响却低于平直渠段，这与人们的直观感觉存在一定的出入.
4.4 多元统计分析深潭地貌格局与平直渠段中物理特征、暂态存储各项指标的Spearman相关系数情况，分别见表 4和表 5.不难看出，无论是深潭地貌格局还是平直渠段中，存在显著相关关系的指标都不是很多，而且两者具有显著相关的指标也明显不同.在深潭渠段，q与Ω、q与Ls、Ω与Ls呈极显著的正相关关系，q、Ω与Rh均呈极显著负相关性，Ls与Rh呈显著负相关关系，其它指标的相关性则不强.在平直渠段，q与Ω、φw与φA、Ts与Rh、Fmed200与qs均呈极显著的正相关关系，q、Ω均与φw、φA均表现出显著的负相关关系.显然，除了q与Ω内在关系外，深潭地貌格局与平直渠段的指标相关性差异很大.
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表 4 深潭地貌格局中相关指标的Spearman相关系数1) Table 4 Spearman correlation coefficients between metrics in the pool geomorphic structure |
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表 5 平直渠段中相关指标的Spearman相关系数1) Table 5 Spearman correlation coefficients between metrics in the straight reach |
根据物理特征和暂态存储指标，利用Mann-Whitney U-tests秩和检验法剖析深潭地貌与平直渠段暂态存储的差异性.不妨假设H0：深潭地貌格局与平直渠段无差异; H1：深潭地貌格局与平直渠段有差异.由于样本容量是小样本(n=5)，不妨采用U统计量的单侧精确概率P进行假设检验，结果见表 6.显然，10项指标中φw、φA和Ts不仅双侧渐近概率P＜0.05，而且单侧精确概率值也满足P＜0.05，即拒绝零假设H0.换言之，在φw、φA和Ts方面，深潭地貌与平直渠段暂态存储存在显著的差异性; 而在其他指标方面，两者差异性并不十分明显.
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表 6 差异性检验结果 Table 6 Results of difference test |
5 讨论
在农田溪流、排水沟渠等传输的营养盐中，约有70%以上的磷是通过颗粒态的形式向下游传输，而氮则不足10%[28, 29]，因此颗粒沉淀成为了磷滞留的主要途径.一般来说，溪流暂态存储能力越大，对溶质的滞留能力也就越强.因此，提高溪流暂态存储潜力成为溪流营养盐滞留能力提升的重要途径.笼统地，溪流水体主要是由主流区流动水体和暂态存储区两部分构成的，其中暂态存储区又可以进一步划分为以岸边滞水区、回水区、漩涡等为主要构成的表水暂态存储区和以潜流带为主体的潜流暂态存储区[4, 30].对于可生化降解的有机污染物而言，较长的暂态存储区滞留时间Ts可以为微生物与可降解污染物的充分接触提供更多的机会，从而有利于污染物的降解.单就这一点而言，深潭地貌格局的暂态存储区似乎表现出了较平直渠段更强的暂态存储潜力.但从Fmed200来看，深潭暂态存储对于溶质滞留的贡献水平反而不及平直渠段，这种看似存在矛盾性的结果，可能与深潭中流动水体与暂态存储区之间较弱的交换能力(或较小的α值)有很大的关系.同样，深潭与平直渠段中指标Ls和qs的相对大小，也都说明深潭对于溶质的滞留潜力弱于平直渠段，这些也都与深潭中较小的α值有很大关系.因此，增强主流区流动水体与暂态存储区之间的水流交换作用至关重要.
李如忠等[27]在对深潭与曲折沟渠的比较中，也得到了深潭结构较曲折沟渠的交换系数α低一个数量级的计算结果，但该深潭的Fmed200处于37.63%~49.18%范围内变化，而曲折沟渠则仅为15.87%~38.74%，明显低于深潭中暂态存储的贡献水平，这与本研究中深潭不及平直渠段的结果存在显著的不同.从环境因素和水动力学条件看，本研究的人工深潭结构形式简单，水面和水底没有任何大型水生植物或植物残体存在，仅在深潭底部有少量的沉积物; 而在文献[27]中，夏秋季节深潭大部分水面被水花生、空心菜等浮水植物所覆盖，即便是冬季，仍有大量植株残体漂浮在水面，深潭底部也有经年堆积的植株残体存在.深潭中大量水生植物或植物残体的存在，不仅改变了水动力学条件，而且水生植物对水流的阻滞作用，使得在植物后方的尾流形成数量可观的漩涡结构[31]，从而增大表水暂态存储作用，同时也增进了深潭中流动水体与表水暂态存储的交换作用.事实上，一些针对植被型和非植被型农业沟渠氮磷营养盐衰减情况的比较，也都很好的验证了大型水生/湿生植物对于提高氮磷营养盐滞留能力的有效性[2].不难推断，本研究中人工开挖深潭暂态存储潜力的增强，可以从种植大型水生植物着手，在增大表水暂态存储的同时，提高流动水体与表水暂态存储的交互作用.
山地溪流中深潭-阶梯、深潭-浅滩结构对于暂态存储的重要性已为很多研究证实[32, 33].由于地处山区，这些溪流的深潭底部或边缘往往都有一些大小不等的块石或透水性较好的砂砾石存在，使得溪流的表水和潜流暂态存储都较强. Craig等[16]针对河流水环境修复中深潭地貌、浅滩-堰坝地貌格局以及溪流底部河床地貌变化对提高河流氮负荷削减能力的有效性进行了分析和验证，给出了十分肯定的结论.一般认为，复杂的河流地貌结构有利于暂态存储作用的发生[8].本研究中，虽然深潭地貌形态结构的异质性明显超过了平直渠段，但深潭的暂态存储潜力并没有表现出一致的变化特征.笔者以为，这可能与深潭中有利于暂态存储作用的环境条件极度匮乏有一定关系.从措施上看，可以在深潭中放置块石，通过产生不同尺度大小的漩涡体，增强表水暂态存储潜力; 也可以在潭底铺设粗砂或砾石，增强垂向潜流交换[5, 12].此外，拓宽深潭水面宽度，降低水深，增大深潭壁面和底部粗糙度，将狭长型沟渠深潭改造成水面宽度相对较大的水塘型深潭，也可能不失为有效办法.事实上，拓宽水面、降低水流的单宽流量q和水流功率Ω，可以促使颗粒物的沉降，这对无机颗粒态溶质的滞留是颇为有利的.
需要特别指出的是，本研究是基于保守型示踪剂而探究深潭地貌格局对于溶质的物理迟滞作用，并没有考虑生物因素、化学过程的影响.对于具有可生化降解性的溶质(如氮、磷营养盐等)，深潭地貌格局对于溶质的暂态存储作用可能还将涉及生物化学、环境地球化学等作用过程.对于这一问题，笔者将另作讨论.另外，从溶质运移扩散角度解析深潭地貌格局的暂态存储特征，需要水体具备一定的流动性.但对地势平坦或汇流区下游的近乎停滞的溪流水体，如何解析暂态存储机制，仍有待进一步探讨.对于氮、磷等污染情况较为严重的小河流水体，虽然人工调控仍可以在一定程度上提高氮磷滞留能力，但相应作用已十分有限[34]，此时针对该水体开展暂态存储特征研究，实际意义似乎并不大.总之，小河流水系统暂态存储机制和相互作用关系十分复杂，不同水文环境因子对于暂态存储的作用效应往往很难通过简单的线性关系进行刻画，有些甚至带有明显的不确定性，从农业面源污染过程阻断和调控的技术需求出发，尚需要不断深入探究和创新小河流水系统溶质滞留能力提升的技术原理与方法.
6 结论(1) 人工深潭地貌格局的As/A基本都较平直渠段更高，但交换系数α却较平直渠段低了一个数量级; 而且，人工深潭地貌形态结构的异质性明显超过平直渠段.
(2) 人工深潭地貌格局的暂态存储作用较平直渠段更有利于溶质的滞留，但其流动水体的溶质滞留能力则较平直渠段弱; 尽管深潭地貌格局拥有相对较大的As/A比值，但其对溶质运移转化过程的影响却较平直渠段低.
(3) 人工深潭地貌暂态存储作用可以解释18.86%~26.05%的溶质行进时间，平直渠段可以解释5.28%~33.87%，且绝大部分情况下平直渠段都较深潭渠段更高一些.
(4) 人工深潭与平直渠段指标相关性分析结果差异显著; 根据Mann-Whitney U-tests秩和检验法，深潭地貌格局与平直渠段在φw、φA和Ts方面差异显著，而在其他指标方面则区别不大.
| [1] | Smith D R, Pappas E A. Effect of ditch dredging on the fate of nutrients in deep drainage ditches of the Midwestern United States[J]. Journal of Soil and Water Conservation,2007,62 (4) : 252–261 . |
| [2] | Dollinger J, Dagès C, Bailly J S, et al. Managing ditches for agroecological engineering of landscape. A review[J]. Agronomy for Sustainable Development,20156,35 (3) : 999–1020 . |
| [3] | de Klein J J M, Koelmans A A. Quantifying seasonal export and retention of nutrients in West European lowland rivers at catchment scale[J]. Hydrological Processes,2011,25 (13) : 2102–2111 . |
| [4] | Johnson Z C, Warwick J J, Schumer R. Factors affecting hyporheic and surface transient storage in a western U.S. river[J]. Journal of Hydrology,2014,510 : 325–339 . |
| [5] | 李如忠, 钱靖, 董玉红, 等. 城郊排水沟渠溶质传输的暂态存储影响及参数灵敏性[J]. 环境科学,2015,36 (2) : 481–489. |
| [6] | Becker J F, Endreny T A, Robinson J D. Natural channel design impacts on reach-scale transient storage[J]. Ecological Engineering,2013,57 : 380–392 . |
| [7] | Zarnetske J P, Gooseff M N, Brosten T R, et al. Transient storage as a function of geomorphology, discharge, and permafrost active layer conditions in Arctic tundra streams[J]. Water Resources Research,2007,43 (7) : W07410. doi:10.1029/2005WR004816 |
| [8] | Baker D W, Bledsoe B P, Price J M. Stream nitrate uptake and transient storage over a gradient of geomorphic complexity, north-central Colorado, USA[J]. Hydrological Processes,2012,26 (21) : 3241–3252 . |
| [9] | Weigelhofer G, Fuchsberger J, Teufl B, et al. Effects of riparian forest buffers on in-stream nutrient retention in agricultural catchments[J]. Journal of Environmental Quality,2012,41 (2) : 373–379 . |
| [10] | Bottacin-busolin A, Singer G, Zaramella M, et al. Effects of streambed morphology and biofilm growth on the transient storage of solutes[J]. Environmental Science & Technology,2009,43 (19) : 7337–7342 . |
| [11] | 李如忠, 丁贵珍. 基于OTIS模型的巢湖十五里河源头段氮磷滞留特征[J]. 中国环境科学,2014,34 (3) : 742–751. |
| [12] | 李如忠, 丁贵珍, 徐晶晶, 等. 巢湖十五里河源头段暂态储存特征分析[J]. 水利学报,2014,45 (6) : 631–640. |
| [13] | Hart D R, Mulholland P J, Marzolf E R, et al. Relationships between hydraulic parameters in a small stream under varying flow and seasonal conditions[J]. Hydrological Processes,1999,13 (10) : 1497–1510 . |
| [14] | Schwartz J S, Neff K J, Dworak F E, et al. Restoring riffle-pool structure in an incised, straightened urban stream channel using an ecohydraulic modeling approach[J]. Ecological Engineering,2015,78 : 112–126 . |
| [15] | Vietz G J, Rutherfurd I D, Fletcher T D, et al. Thinking outside the channel: challenges and opportunities for protection and restoration of stream morphology in urbanizing catchments[J]. Landscape and Urban Planning,2016,145 : 34–44 . |
| [16] | Craig L S, Palmer M A, Richardson D C, et al. Stream restoration strategies for reducing river nitrogen loads[J]. Frontiers in Ecology and the Environment,2008,6 (10) : 529–538 . |
| [17] | 李文哲, 王兆印, 李志威, 等. 阶梯-深潭系统的水力特性[J]. 水科学进展,2014,25 (3) : 374–382. |
| [18] | 张晨笛, 王兆印, 李志威, 等. 单个阶梯-深潭破坏的力学模型[J]. 水利学报,2014,45 (12) : 1399–1409. |
| [19] | 余国安, 王兆印, 张康, 等. 人工阶梯深潭改善下切河流水生栖息地及生态的作用[J]. 水利学报,2008,39 (2) : 162–167. |
| [20] | 王强, 袁兴中, 刘红. 山地河流浅滩深潭生境大型底栖动物群落比较研究——以重庆开县东河为例[J]. 生态学报,2012,32 (21) : 6726–6736. |
| [21] | 李如忠, 杨继伟, 董玉红, 等. 丁坝型挡板调控农田溪流暂态氮磷滞留能力的模拟研究[J]. 水利学报,2015,46 (1) : 25–33. |
| [22] | 李如忠, 张翩翩, 杨继伟, 等. 多级拦水堰坝调控农田溪流营养盐滞留能力的仿真模拟[J]. 水利学报,2015,46 (6) : 668–677. |
| [23] | 李如忠, 董玉红, 钱靖. 基于TASCC的典型农田溪流氨氮滞留及吸收动力学模拟[J]. 中国环境科学,2015,35 (5) : 1502–1510. |
| [24] | Price J M, Bledsoe B P, Baker D W. Influences of sudden changes in discharge and physical stream characteristics on transient storage and nitrate uptake in an urban stream[J]. Hydrological Processes,2015,29 (6) : 1466–1479 . |
| [25] | Jin H S, Ward G M. Hydraulic characteristics of a small Coastal Plain stream of the southeastern United States: effects of hydrology and season[J]. Hydrological Processes,2005,19 (20) : 4147–4160 . |
| [26] | Runkel R L. One-dimensional transport with inflow and storage (OTIS): A solute transport model for streams and rivers[R]. Water Resources Investigations Report, 98-4018. Washington D C: U.S. Geological Survey, 1998. |
| [27] | 李如忠, 杨继伟, 钱靖, 等. 合肥城郊典型源头溪流不同渠道形态的氮磷滞留特征[J]. 环境科学,2014,35 (9) : 3365–3372. |
| [28] | Svendsen L M, Kronvang B. Retention of nitrogen and phosphorus in a Danish lowland river system: implications for the export from the watershed[J]. Hydrobiologia,1993,251 (1) : 123–135 . |
| [29] | Russell M A, Walling D E, Webb B W, et al. The composition of nutrient fluxes from contrasting UK river basins[J]. Hydrological Processes,1998,12 (9) : 1461–1482 . |
| [30] | Johnson Z C, Warwick J J, Schumer R. Nitrogen retention in the main channel and two transient storage zones during nutrient addition experiments[J]. Limnology and Oceanography,2015,60 (1) : 57–77 . |
| [31] | 闫静, 戴坤, 唐洪武, 等. 含植物河道紊流结构研究进展[J]. 水科学进展,2014,25 (6) : 915–922. |
| [32] | Zimmer M A, Lautz L K. Pre-and postrestoration assessment of stream water-groundwater interactions: effects on hydrological and chemical heterogeneity in the hyporheic zone[J]. Freshwater Science,2015,34 (1) : 287–300 . |
| [33] | Käser D H, Binley A, Heathwaite A L, et al. Spatio-temporal variations of hyporheic flow in a riffle-step-pool sequence[J]. Hydrological Processes,2009,23 (15) : 2138–2149 . |
| [34] | Gabriele W, Welti N, Hein T. Limitations of stream restoration for nitrogen retention in agricultural headwater streams[J]. Ecological Engineering,2013,60 : 224–234 . |