基于GIS的紅楓湖流域土地利用變化與水質響應

姜 暢，劉鴻雁，*，陳 竹，饒 程 ，李政道，楊通銓，吳 攀

（1.貴州大學資源與環境工程學院，貴陽 550025；2.貴州大學農學院，貴陽 550025；3.貴陽市兩湖一庫管理局，貴州 清鎮 551400）

土地利用變化涉及區域人口、資源、環境與發展方面的核心問題。研究表明土地利用變化是影響水質的重要原因[1]，其對流域面源污染的影響是導致水環境惡化的重要因素之一[2-4]。紅楓湖是貴陽市重要的飲用水源保護地，流域土地利用變化與水環境安全密切相關。從1990年起，土地利用變化便成為全世界資源與環境領域的研究熱點[5-6]，眾多學者利用高光譜遙感、微波遙感、高分辨率影像和多源信息復合、遙感圖像自動識別與分類、3S集成等技術[7]，針對不同時空土地利用的變化、特征、趨勢開展了大范圍的研究工作。

在土地利用對水質影響的研究中，蔡宏等[8]、Nash等[9]、曹芳芳等[10]或通過子流域土地利用類型為分析樣本，或以監測斷面為中心建立緩沖區等手段從空間上研究不同距離土地利用類型對水質的相關性。郭青海等[11]、楊峰等[3]利用多元逐步回歸模型分析了土地利用類型與流域湖泊水質間的相關關系，從景觀生態學的角度闡述了不同土地利用類型對營養元素輸出的源匯作用，對貢獻率高的土地利用類型提出了面源污染的分類控制措施。孫金華等[12]通過子流域歸類分析了土地利用空間格局差異對水質的影響，表明土地利用比例結構和分布格局對水質亦具有重要影響。廖建榮[13]采用冗余分析（RDA）方法揭示土地利用類型與河流水質的空間依賴性。因此，通過量化流域土地利用類型的面積，再與水質進行關聯分析是研究土地利用類型與污染物質內在聯系的重要手段[14]。紅楓湖是貴陽市的“三大水缸”之一，水質質量直接關乎區域用水安全。近年來已有較多關于紅楓湖流域的研究，但流域土地利用變化對水質影響的研究仍鮮有報道。為明確影響水質營養指標的主要土地利用類型，本研究選取紅楓湖準保護區流域為研究區，以7個水質監測斷面為中心建立緩沖區，采用Spearman秩相關和景觀生態學理論探究紅楓湖流域15年間土地利用變化與水質的響應。結合研究區實際情況，文章從空間尺度變化的角度出發，以更大的緩沖半徑進行了多個連續尺度的研究，分析不同距離的土地利用類型對中心點水質的影響，使分析結果更為可靠。該結果可為流域面源污染的控制提供依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

紅楓湖流域地處貴州高原中部，長江二級支流貓跳河的上游區，是貴州省最大的高原人工湖泊之一，也是喀斯特高原深谷型湖泊。該流域地處亞熱帶濕潤季風區，海拔1250 m，雨量豐沛，多年平均降水量達1200 mm[15]。流域位于東經 106°19′～106°28′，北緯 26°26′～26°35′，流域面積 1596 km2[16]，湖域面積 57.2 km2，總庫容6.01億m3，湖內小島零星散布，多已開發為旅游景點。經過60多年的發展，現已發展成為具有飲用水源、工農業用水、旅游、發電等多功能的水庫，供水量占貴陽市主城區用水量的70%[16]。流域內碳酸鹽巖在垂直和水平分布上均占有較大的比例，巖溶發育強烈，巖溶地貌成為流域內地貌類型的主要特征。從2003年到2007年紅楓湖水質急劇惡化[16]，從Ⅲ類降到劣Ⅴ類，2008年開始經過6年的集中治理后水質逐步好轉。

1.2 數據獲取

本研究采用條帶號與行編號分別為127、42的Landsat TM遙感影像圖，結合貴陽市兩湖一庫管理局提供的地形邊界資料得到研究區流域遙感影像圖，具體包含2001年Landsat4-5 TM衛星數據（時相4月13日，分辨率30 m）、2008年Landsat4-5 TM衛星數據（時相4月8日，分辨率30 m）、2016年Landsat 8 OLI_TRIS衛星數據（時相2月10日，分辨率30 m）共三期遙感影像作為基礎數據，數據來源于中科院遙感所（http：//ids.ceode.ac.cn/）與地理空間數據云（http：//www.gscloud.cn/），研究區域選擇為飲用水源保護區，含一級、二級保護區和準保護區。水質監測點選取大壩、腰洞、花魚洞、后午、偏山寨、三岔河、焦家橋等7個監測斷面，時間分別為2001、2008年和2016年，數據來源于貴陽市兩湖一庫管理局環境監測站。選取總磷（TP）、氨氮（NH3-N）、化學需氧量（COD）、溶解氧（DO）4個指標進行分析，監測點分布見圖1。

1.3 土地利用類型及水質劃分

參照土地利用類型的分類方法[17-19]，可將土地劃分為6個一類地和25個二類地。在分辨率30 m精度的圖形中，二類地無法得到有效區分，為了控制樣本的分類精度，結合分類方法和參考相關文獻，最終確定土地利用類型為耕地、林地、草地、建設用地、未利用地、水域。對遙感影像圖進行輻射定標、大氣校正和裁剪等預處理后進行分類。通過對多光譜不同波段的對比研究后，最終對2001年和2008年的遙感影像采用543波段進行RGB合成，對2016年的遙感影像采用654波段進行RGB合成。在ENVI 5.2的支持下，采用支持向量機的監督分類方法，結合Google Earth和實地調查對分類結果進行人工修正，對結果進行分類處理后，利用ArcGIS 10.2生成滿足高精度要求的土地利用類型圖。通過ENVI 5.2中Region of Interest Tool計算樣本的可分離系數（Separability），同時通過Confusion Matrix工具對2001、2008年和2016年的影像處理成果執行精度評估。可分離系數的標準是大于1.8屬于合格樣本，超過1.9說明樣本之間可分離性好，小于1.8則需要編輯樣本或者重新選擇樣本，若小于1，考慮將兩類樣本合成一類樣本。總體分類精度（OA）達到90%則為優。Kappa指數可分為5個等級：0～0.20為幾乎不一致、0.21～0.40為較低一致、0.41～0.60 為中度一致、0.61～0.80 為高度一致、0.81～1為幾乎完全一致。根據各年份水質狀況的不同對水域進行劃分，其中Ⅰ、Ⅱ類水劃為一類，水質為優，Ⅲ類水劃為一類，水質為較好，Ⅳ類水劃為一類，水質為較差，Ⅴ、劣Ⅴ類劃為一類，水質為差。

1.4 土地利用變化分析

土地利用變化幅度是從面積上考察土地利用類型的變化程度，重點描述不同土地利用類型在不同時間內總量上的差異[20]。文章對土地利用類型的面積進行動態監測，利用轉移矩陣[5-6]生成2001—2008年、2008—2016年的土地利用轉移矩陣，對紅楓湖流域15年間土地利用類型進行轉換幅度和轉換方向分析。

1.5 研究尺度確定

建立緩沖區有利于從空間上分析不同距離的土地利用類型對中心點水質的影響，該方法易于量化不同土地利用類型對水質的影響范圍和影響程度[8]。文章以7個監測斷面為圓心，準保護區為邊界，以不同尺度量化分析土地利用類型與水質的關系。緩沖半徑上，由于不同于城市邊界范圍緩沖區域的劃分，因此選用1、1.5、2 km和2.5 km尺度略大的緩沖半徑，在ArcGIS 10.2下生成緩沖區域（圖1），計算各土地利用類型的面積。

圖1 監測斷面點及緩沖區域分布圖Figure1 Picture of monitoring points and buffer zone

1.6 土地利用與水質的關聯分析

本文以7個監測斷面為樣本，通過ArcGIS 10.2生成大壩、腰洞、花魚洞、后午、偏山寨、三岔河、焦家橋監測斷面的圓形緩沖區（圖1），以1、1.5、2 km和2.5 km為緩沖尺度，分別將2001、2008年和2016年不同緩沖范圍內土地利用類型的面積（林地、耕地、草地、建設用地、未利用地）和對應水質數據（TP、NH3-N、COD、DO）進行關聯，利用 SPSS 17.0 進行 Spearman相關性分析，探究15年間土地利用變化與水質的響應。根據景觀生態學“源匯”理論，對不同土地利用類型與水質的相關性進行“源匯”分析。不同地類對面源污染起到了正向推動作用即為“源”景觀，相反，對面源污染起到了負向滯緩作用即為“匯”景觀[2，21]。

2 結果與討論

2.1 土地利用變化分析

2.1.1 土地利用分類精度評估

利用ENVI 5.2生成可分離系數（Separability）、總體分類精度（OA）、Kappa指數三個指標。通過對紅楓湖流域2001、2008年和2016年的遙感影像分類進行精度評估（表1）可知，分類精度整體較好，符合解譯要求。

2.1.2 土地利用類型分布

利用 ENVI 5.2與 ArcGIS 10.2生成 2001、2008年和2016年的土地利用類型及水質變化圖（圖2）。利用Arc GIS 10.2的空間數據分析功能，對各個土地利用類型的面積進行量化統計（表2）。15年間紅楓湖流域的總體特征：耕地和未利用地面積呈現逐年下降趨勢，林地面積先上升后下降，草地、建設用地面積持續上升，水域面積在小范圍內波動，變化比例較小。流域土地利用類型以林地、耕地為主，2016年分別占總面積的33.70%和29.67%。從2001年到2016年，林地面積減少了10.68 km2，減幅達7.30%，建設用地增加了11.41 km2，增幅最高，達36.11%，這也與經濟發展和城鎮化建設的推進相符合。

表1 土地利用類型分類精度Table1 Classification accuracy of land-use type

圖2 2001、2008年和2016年紅楓湖流域土地利用類型及水質變化圖Figure2 Picture of land-use type and water quality change in Hongfeng basin in 2001,2008 and 2016

2.1.3 土地利用變化趨勢

分別對2001、2008年和2016年的土地利用類型圖進行動態監測操作，利用ENVI 5.2的轉移矩陣分析得到2001—2008年、2008—2016年土地利用轉移矩陣（表3）。從2001年到2016年耕地持續減少，累計減少面積達8.61 km2。從2001年到2008年，耕地主要流出方向是建設用地和林地，兩者面積在7年間均有所增加。除耕地的貢獻外，未利用地也主要流入建設用地和林地，在2008年，未利用地流入建設用地和林地的面積共計1.34 km2，占未利用地整體變化量的68%。從2008年到2016年耕地的主要流出方向為建設用地和草地。從2001年到2008年，林地面積有所增加，但從2001年到2016年，總體呈現下降趨勢，2016年林地面積下降了12.26 km2（表3），下降總量與其他地類相比最多，轉出的林地主要流入了建設用地和草地。綜上，耕地、林地和未利用地是建設用地和草地面積增加的主要來源，說明15年間流域土地利用變化主要朝建設用地和草地增加。

表2 2001、2008年和2016年研究區土地利用類型Table2 Land-use type of the research area in 2001,2008 and 2016

表3 2001—2008年和2008—2016年研究區土地利用轉移矩陣（km2）Table3 The transfer matrix of land-use in research area from 2001 to 2008 and 2008 to 2016（km2）

2.2 土地利用類型與水質的相關性分析

2.2.1 水質變化趨勢

2001年紅楓湖水質總體為Ⅲ類，水質情況較好。2008年水質污染嚴重，總體達Ⅳ類，局部呈現Ⅴ類、劣Ⅴ類水平，工業廢水、生活污水的排放以及農業面源污染可能是導致水質惡化的主要原因。2008年啟動了污染治理工程，經過治理，2016年水質總體達Ⅱ類，局部呈現Ⅰ類水平（圖2），15年間流域水質經歷了由較好變差，由差轉為優的過程。將土地利用類型（林地、耕地、草地、建設用地、未利用地）與水質（TP、NH3-N、COD、DO）進行 Spearman秩相關分析（表 4）。由相關性分析可以看出，建設用地、耕地與水質營養指標普遍呈正相關關系，有些達到顯著水平，林地呈明顯負相關關系，草地對水質的影響較小，未利用地對水質的影響較為波動，正負相關性都有存在，影響方向不明確。

表4 2001、2008年和2016年土地利用類型與水質的相關性分析Table4 Correlation analysis between land-use type and water quality parameters in 2001,2008 and 2016

2.2.2 建設用地、耕地與水質的相關性

建設用地與水質指標的相關性表現顯著，與TP、NH3-N、COD均在一般正相關和極顯著正相關之間，相關系數分別可達0.818、0.883、0.571，與DO均在一般負相關和顯著負相關之間，相關系數最高達-0.865。以不同尺度比較建設用地與TP、NH3-N的相關系數。當尺度為1、1.5 km和2 km時，2001、2008年和2016年相關系數大小的順序總體為2016年＜2008年＜2001年，尺度為2.5 km時，2008年＜2016年＜2001年，且2001年不同尺度上建設用地的相關系數較其他土地利用類型相比最高，說明建設用地與水質營養指標在2001年的相關性最為顯著，表明建設用地所代表的工業和生活污染源對水中氮、磷元素的引入有重要貢獻作用。耕地與TP、NH3-N、COD均在一般正相關和極顯著正相關之間，相關系數分別可達0.757、0.857、0.893，與DO主要呈顯著負相關，相關系數最高達-0.847。以不同尺度比較耕地與TP、NH3-N的相關系數。當尺度為1.5、2 km和2.5 km時，2001、2008年和2016年相關系數大小的順序總體為2001年＜2008年＜2016年，尺度為1 km時，2008年＜2001年＜2016年，且2016年不同尺度上耕地的相關系數較其他土地利用類型相比最高。結合緩沖區面積統計發現，耕地面積比例越高，對水質的影響越顯著。說明在2016年耕地所代表的農業面源污染成為紅楓湖保護區內的主要污染源，這一結果也與紅楓湖開展五大治理工程后，點源污染得到有效控制相吻合。2008年不同尺度上土地利用類型與水質的相關性規律不明顯，紅楓湖的水質較差可能是生活污染源、工業污染源和農業面源共同作用的結果。

2.2.3 林地、草地、未利用地與水質的相關性

緩沖區域為1 km時，林地與水質的相關性并不明顯（表4）。隨著緩沖區域的擴大，林地面積比例增加，與水中TP、NH3-N、COD濃度呈明顯負相關關系，具體表現在2008年和2016年。在2 km尺度的緩沖區域上，其相關系數可達-0.643、-0.750、-0.571。這是由于一方面林地屬于透水性下墊面，對氮磷元素滯留、吸收可降低面源污染對受納水體的影響[22]；另一方面，林地面積比例增加導致耕地、建設用地面積比例減少，使污染物輸出也相應減少，這也與相關研究結果[23-26]一致。草地與各水質營養指標的相關系數較小，且不同尺度上相關系數變化未見明顯規律，說明草地對流域水質影響較小。未利用地對水質指標的相關性較為波動，例如與TP和NH3-N，兩者既有一般正相關，也存在一般負相關，沒有明確的變化規律，相關性指向不明確。未利用地屬于透水性下墊面，對徑流的截留作用較強。廖建榮[13]指出，DO與未利用地呈現正相關關系。結合表4發現，2001年和2008年的不同緩沖尺度上，未利用地與DO呈現負相關關系，2016年的不同緩沖尺度上，未利用地與DO呈現正相關關系。這可能是因為早年間紅楓湖流域周邊正處于開發建設時期，未利用地較多，長期堆放建筑垃圾，因此雨源型面源污染更為突出，導致了未利用地與DO相關性波動的結果。

2.2.4 源匯效應分析

為比較土地利用類型對水質營養指標的影響，根據表4相關系數的正負分別將土地利用劃為“源”、“匯”兩大類。結果顯示建設用地、耕地與水體中TP、NH3-N、COD普遍呈正相關關系，有些達到顯著水平，且以耕地的相關系數為最高，與DO呈現明顯負相關關系。2008年和2016年，林地與TP、NH3-N、COD呈現明顯負相關關系，但未達到顯著水平。因此，耕地和建設用地對氮磷等污染負荷起“源”的作用，且以耕地為主，林地對氮磷等產出則起到“匯”的效應。

3 結論

（1）紅楓湖流域保護區內土地利用類型主要以林地、耕地為主，占到了總面積的60%以上。從2001年到2016年，林地和耕地面積呈現下降趨勢，其中林地減少了10.68km2，減幅達7.30%，耕地減少了8.61 km2，減幅達5.30%。建設用地和草地面積持續增加，其中建設用地增幅最大，達36.11%，面積增加了11.41 km2，草地增加了9.65 km2，增幅達14.62%，兩者面積的增加主要來源于耕地、林地和未利用地的流入。

（2）2001年水質總體為Ⅲ類，建設用地與TP、NH3-N、COD呈現正相關關系，有些達到顯著水平，表明在沒有進行環境治理之前，污染主要來自于工業和生活污染源；2008年不同尺度上土地利用類型與水質的相關性規律不明顯，水質總體為Ⅳ類，紅楓湖水質較差可能是生活污染源、工業污染源和農業面源共同作用的結果；2016年耕地與 TP、NH3-N、COD和DO的相關系數分別達0.757*、0.750、0.786*和-0.847*，說明在工業污染源和生活污染源得到治理后，農業面源污染成為紅楓湖流域的主要污染源，但其排放系數較小，水質總體為Ⅱ類，沒有對水質產生較大影響。

（3）紅楓湖流域保護區內建設用地、耕地與TP、NH3-N、COD普遍呈現正相關關系，與DO呈現明顯負相關關系，表現為污染“源”的作用，林地與TP、NH3-N、COD呈現明顯負相關關系，表現出“匯”的效應。

[1]夏 叡,李云梅,王 橋,等.基于遙感的無錫市土地利用與過境水質響應關系的研究[J].地理科學,2010,30（1）：129-133.

XIA Rui,LI Yun-mei,WANG Qiao,et al.Response relationship between land-use and transit water quality in Wuxi City based on remote sensing[J].Scientia Geographica Sinica,2010,30（1）：129-133.

[2]孟曉云,于興修,泮雪芹.云蒙湖流域土地利用變化對非點源氮污染負荷的影響[J].環境科學,2012,33（6）：1789-1793.

MENG Xiao-yun,YU Xing-xiu,PAN Xue-qin.Impact of the land-use change on the non-point source nitrogen load in Yunmeng Lake watershed[J].Environmental Sciences,2012,33（6）：1789-1793.

[3]楊 峰,王鵬舉,楊珊珊,等.城郊農業區小流域土地利用結構對氮素輸出的影響[J].環境科學,2012,33（8）：2652-2658.

YANG Feng,WANG Peng-ju,YANG Shan-shan,et al.Influence of land use structure on nitrogen output in the watershed of suburban agriculture regions[J].Environmental Sciences,2012,33（8）：2652-2658.

[4]李兆富,楊桂山,李恒鵬.西苕溪流域土地利用對氮素輸出影響研究[J].環境科學,2006,27（3）：498-502.

LI Zhao-fu,YANG Gui-shan,LI Heng-peng.Effects of land use on nitrogen export in Xitiaoxi watershed[J].Environmental Sciences,2006,27（3）：498-502.

[5]于興修,楊桂山.中國土地利用/覆被變化研究的現狀與問題[J].地理科學進展,2002,21（1）：51-57.

YU Xing-xiu,YANG Gui-shan.The advances and problems of land use and land cover change research in China[J].Progress in Geography,2002,21（1）：51-57.

[6]許俐俐,胡寶清,嚴志強,等.喀斯特土地利用變化及其區域生態環境效應：以廣西都安瑤族自治縣為例[J].地域研究與開發,2005,24（6）：66-71.

XU Li-li,HU Bao-qing,YAN Zhi-qiang,et al.Karst land use change and their regional eco-environmental effect：A case study of Du′an Yao Autonomous County of Guangxi[J].Areal Research and Development,2005,24（6）：66-71.

[7]彭 建,王仰麟,張 源,等.滇西北生態脆弱區土地利用變化及其生態效應：以云南省永勝縣為例[J].地理學報,2004,59（4）：629-638.

PENG Jian,WANG Yang-lin,ZHANG Yuan,et al.Land use change and its ecological effect in the ecotone of northwest of Yunnan Province,China：A case study of Yongsheng County[J].Acta Geographica Sinica,2004,59（4）：629-638.

[8]蔡 宏,何政偉,安艷玲,等.基于遙感和GIS的赤水河水質對流域土地利用的響應研究[J].長江流域資源與環境,2015,24（2）：287-291.

CAI Hong,HE Zheng-wei,AN Yan-ling,et al.Response relationship between land use and water quality in Chishui River basin on RS and GIS[J].Resources and Environment in the Yangtze Basin,2015,24（2）：287-291.

[9]Nash M S,Heggem D T,Ebert D,et al.Multi-scale landscape factors influencing stream water quality in the state of oregon[J].Environmental Monitoring and Assessment,2009,156（1/2/3/4）：343-360.

[10]曹芳芳,李 雪,王 東,等.新安江流域土地利用結構對水質的影響[J].環境科學,2013,34（7）：2582-2587.

CAO Fang-fang,LI Xue,WANG Dong,et al.Effects of land use structure on water quality in Xin′anjiang River[J].Environmental Sciences,2013,34（7）：2582-2587.

[11]郭青海,馬克明,楊 柳.城市非點源污染的主要來源及分類控制對策[J].環境科學,2006,27（11）：2170-2175.

GUO Qing-hai,MA Ke-ming,YANG Liu.Main sources of urban nonpoint source pollution and control measures for classified catchments[J].Environmental Sciences,2006,27（11）：2170-2175.

[12]孫金華,曹曉峰,黃 藝.滇池流域土地利用對入湖河流水質的影響[J].中國環境科學,2011,31（12）：2052-2057.

SUN Jin-hua,CAO Xiao-feng,HUANG Yi.Effect of land use on inflow rivers water quality in lake Dianchi watershed[J].China Environmental Science,2011,31（12）：2052-2057.

[13]廖建榮.山地城市土地利用與河流水質響應關系的研究：以重慶市龍景湖流域為例[D].重慶：重慶大學,2016.

LIAO Jian-rong.Research on the response relationship between river water quality and land-using in mountainous city：Taking L-J Lake watershed for example[D].Chongqing：Chongqing University,2016.

[14]鮑全盛,王華東.我國水環境非點源污染研究與展望[J].地理科學,1996,16（1）：66-72.

BAO Quan-sheng,WANG Hua-dong.The research and prospect on non-point source pollution on water environment in China[J].Scientia Geographica Sinica,1996,16（1）：66-72.

[15]肖致強,安艷玲.2002—2009年紅楓湖水污染趨勢分析[J].環境科學導刊,2012,31（3）：29-34.

XIAO Zhi-qiang,AN Yan-ling.An analysis of water environment changes of lake Hongfeng（2002—2009）[J].Environmental Science Survey,2012,31（3）：29-34.

[16]楊通銓,劉鴻雁,喻陽華.紅楓湖水質變化趨勢及原因分析[J].長江流域資源與環境,2014,23（Z1）：96-101.

YANG Tong-quan,LIU Hong-yan,YU Yang-hua.Variation trend of water quality and its causing effect of the Hongfeng Lake[J].Resources and Environment in the Yangtze Basin,2014,23（Z1）：96-101.

[17]劉紀遠.中國資源環境遙感宏觀調查與動態研究[M].北京：中國科學技術出版社,1996.

LIU Ji-yuan.Macro-scale survey and dynamic study of natural resources and environment of China by remote sensing[M].Beijing：China Science and Technology Press,1996.

[18]劉紀遠,匡文慧,張增祥,等.20世紀80年代末以來中國土地利用變化的基本特征與空間格局[J].地理學報,2014,69（1）：3-14.

LIU Ji-yuan,KUANG Wen-hui,ZHANG Zeng-xiang,et al.Spatiotemporal characteristics,patterns and causes of land use changes in China since the late 1980s[J].Acta Geographica Sinica,2014,69（1）：3-14.

[19]Liu J Y,Zhang Z X,Xu X L,et al.Spatial patterns and driving forces of land use change in China during the early 21st Century[J].Journal of Geographical Sciences,2010,20（4）：483-494.

[20]陳 江,馬松梅,劉 琳,等.博樂墾區土地利用/覆被變化及預測研究[J].水土保持研究,2015,22（3）：44-49.

CHEN Jiang,MA Song-mei,LIU Lin,et al.Study on land use/cover change and the prediction of Bole reclamation area[J].Research of Soil and Water Conservation,2015,22（3）：44-49.

[21]陳利頂,傅伯杰,趙文武.“源”“匯”景觀理論及其生態學意義[J].生態學報,2006,26（5）：1444-1449.

CHEN Li-ding,FU Bo-jie,ZHAO Wen-wu.Source-sink landscape theory and its ecological significance[J].Acta Ecologica Sinica,2006,26（5）：1444-1449.

[22]楊 柳,馬克明,郭青海,等.城市化對水體非點源污染的影響[J].環境科學,2004,25（6）：32-39.

YANG Liu,MA Ke-ming,GUO Qing-hai,et al.Impacts of the urbanization on waters non-point source pollution[J].Environmental Sciences,2004,25（6）：32-39.

[23]Sliva L,Williams D D.Buffer zone versus whole catchment approaches to studying land use impact on river water quality[J].Water Research,2001,35（14）：3462-3472.

[24]帥 紅,夏北成.廣佛區域土地利用結構對非點源污染的影響[J].熱帶地理,2006,26（3）：230-233.

SHUAI Hong,XIA Bei-cheng.Effects of land use structure on nonpoint source pollution in the areas of Guangzhou-Foshan[J].Tropical Geography,2006,26（3）：230-233.

[25]Moreno J L,Navarro C,Delas H J.Abiotic ecotypes in south-central Spanish rivers：Reference conditions and pollution[J].Environmental Pollution,2006,143：388-396.

[26]傅伯杰,馬克明,周華峰,等.黃土丘陵區土地利用結構對土壤養分分布的影響[J].科學通報,1998,43（22）：2444-2447.

FU Bo-jie,MA Ke-ming,ZHOU Hua-feng,et al.Impacts of land use structure on soil nutrient distribution in loess hilly region[J].Chinese Science Bulletin,1998,43（22）：2444-2447.