査晶晶，吳永波，茆安敏，朱 穎，李文霞，楊 靜

（南京林業(yè)大學(xué) 南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210037）

近年來，由于生活污水、化肥農(nóng)藥等面源污染物質(zhì)的排放，太湖水體富營養(yǎng)化日益突出，受到了社會廣泛關(guān)注。有研究認(rèn)為，過量使用化肥農(nóng)藥是造成太湖水質(zhì)低下的主要原因之一，農(nóng)田徑流中氮磷流失量與肥料投入水平顯著相關(guān)，施肥量遠(yuǎn)大于作物需求量，氮磷一直處于盈余狀態(tài)[1]。在土壤-作物系統(tǒng)中，隨降水徑流和滲漏排出農(nóng)田的氮素中有20%～25%是當(dāng)季施用的氮素，而當(dāng)季作物對磷肥的利用率只有5%～15%，約75%～90%的磷滯留在土壤中。長期過量施用磷肥會導(dǎo)致農(nóng)田耕層土壤處于富磷狀態(tài)，磷可通過地表徑流等加速向水體遷移[2]。2010?2017年以來太湖水體總氮含量呈大幅度下降趨勢，而總磷含量基本呈上升趨勢[3]。河岸植被緩沖帶是一個(gè)由土壤、水、植被等構(gòu)成的生態(tài)系統(tǒng)，可通過植物吸收、土壤吸附等一系列物理、化學(xué)和生物等方式，阻止徑流水中的磷進(jìn)入水體[4]，被認(rèn)為是面源污染防治的最佳管理措施[5?6]。不同緩沖帶截留磷的效率差異較大，截留功能受河岸帶植物狀況、寬度、坡度、土壤類型等影響[7]。國外對河岸植被緩沖帶開展了較多的研究，主要以森林緩沖帶為研究對象[8?9]。中國關(guān)于植被緩沖帶的研究開展較晚，研究對象多以灌木、草本為主[10?12]，而喬木緩沖帶研究較少[13]，且關(guān)于平緩坡度緩沖帶的研究相對較少。本研究以太湖流域河岸人工林為研究對象，對比分析平緩坡地上不同寬度、植被組成和林齡河岸植被緩沖帶對上游徑流水中總磷和可溶性磷的去除差異，以期為太湖流域適宜河岸植被緩沖帶的構(gòu)建提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于江蘇省宜興市周鐵鎮(zhèn)沙塘港村 (31°07′～31°37′N，119°31′～120°03′E)東部，太湖西部沿岸，農(nóng)田下游，與太湖間相隔一個(gè)沿湖大堤。氣候類型屬亞熱帶季風(fēng)氣候，四季分明，雨量充沛，氣候溫和濕潤，年均氣溫為15.7 ℃，無霜期為239 d，年均降水量為1 277.1 mm，多集中于夏季(6?8月)。土壤類型為中性重壤質(zhì)黃土，土質(zhì)均勻，土壤容重為1.38 g·cm?3。周邊居民主要以農(nóng)業(yè)為主，種植水稻Oryza sativa、小麥Triticum aestivum和油菜Brassica napus等農(nóng)作物。樹種為太湖流域常見的中山杉Taxodium hybrid‘Zhongshanshan’和‘南林 95’楊Populus×euramericana‘Nanlin 95’，林齡 6 a，平均樹高4.6 m，胸徑5.2 cm，林下為自然更新的草本植物，以蘆葦Phragmites australis為主。人工林樣地共設(shè)置400、1 000和1 600株·hm?2等3個(gè)林分密度(表1)。

1.2 樣地設(shè)置

緩沖帶分為8個(gè)小區(qū)(20 m×50 m)，坡度比為1∶250。各樣地平行排列，與地表徑流方向垂直，每個(gè)小區(qū)相互間隔1 m，用寬60.0 cm、厚1.5 cm的膠合板分隔[14]，以減少樣地間干擾。在每塊樣地不同寬度處(沿徑流方向分別距離樣地起點(diǎn)15、30和40 m)分別埋設(shè)PVC淋溶管，收集徑流水。每個(gè)寬度設(shè)3組淋溶管作為重復(fù)，每組2個(gè)深度(20和40 cm)。每個(gè)淋溶管間隔1 m，組與組間隔3 m(圖 1)。

表1 樣地植被配置Table 1 Allocation of vegetation in the experiment plots

圖1 樣地PVC集水管及其鋪設(shè)示意圖Figure 1 Sketch map of PVC pipe and its laying

1.3 樣品采集與處理

隨徑流流失是農(nóng)田土壤中的磷進(jìn)入水體的主要途徑[2]，因此在2014?2017年分別選擇當(dāng)?shù)氐挠昙?4?9月)進(jìn)行采樣，利用降雨溶解肥料，模擬污染物進(jìn)入植被緩沖帶。在每個(gè)樣地起始端0～0.5 m處進(jìn)行施肥，施肥量參考當(dāng)?shù)剞r(nóng)田施肥量，為1 200 kg·hm?2的復(fù)合肥(N∶P∶K為16∶8∶16)。在降雨前施肥，降雨結(jié)束后24 h內(nèi)采集樣品。用小型水泵抽取淋溶水，裝入250 mL塑料瓶中，帶回實(shí)驗(yàn)室，放入?4～0 ℃冰箱內(nèi)保存，測定磷。每次采完水樣，排空取水管內(nèi)水，排空的水樣在遠(yuǎn)離采樣點(diǎn)之處傾倒。

采用鉬銻抗-紫外分光光度法測定水樣中總磷(TP)和可溶性磷(DP)[15]。其中待測DP的水樣先經(jīng)過0.45 μm濾膜抽濾預(yù)處理后，采用鉬銻抗-紫外分光光度法進(jìn)行測定[16]。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

徑流水中磷去除率計(jì)算公式為rP=(P0?Pi)/P0×100%。其中，rP為緩沖帶不同寬度徑流水中磷累計(jì)去除率；Pi為緩沖帶i寬度處徑流水中磷質(zhì)量濃度(mg·L?1)；P0為緩沖帶起始處徑流水中磷質(zhì)量濃度(mg·L?1)；i為寬度值 (15、30 和 40 m)。

采用Microsoft Office 2016和SPSS 22.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理與分析，所有數(shù)據(jù)均采用多次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同寬度緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

由圖2可知：隨寬度增加，緩沖帶對徑流水中總磷截留率呈先上升后下降趨勢。在30 m寬度處截留率最高，為77.30%，其次是40 m和15 m，截留率分別下降了3.45%和12.54%?？扇苄粤捉亓袈瘦^總磷高，且隨緩沖帶寬度增加逐漸提高，在40 m處到最大值，為91.50%。方差分析結(jié)果表明：15 m與30 m寬緩沖帶之間對總磷的截留率差異顯著(P＜0.05)，而30 m與40 m寬度之間差異不顯著(P＞0.05)。不同寬度緩沖帶對可溶性磷的截留率差異不顯著(P＞0.05)。

2.2 不同林分密度緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

由圖3可知：林地對徑流水磷的截留率高于荒地。就不同林分密度緩沖帶而言，對總磷和可溶性磷的截留效果從高到低依次為1 000、1 600、400株·hm?2，其中1 000株·hm?2緩沖帶對總磷和可溶性磷的截留率分別為84.29%和93.25%，比1 600株·hm?2緩沖帶分別增加了6.92%林分和2.04%。方差分析結(jié)果表明：400和1 000株·hm?2緩沖帶對總磷截留效果差異顯著(P＜0.05)，而不同林分密度緩沖帶對可溶性磷的截留率差異不顯著(P＞0.05)。

2.3 不同植被類型緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

圖2 不同寬度緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷截留效果Figure 2 Removal rates of TP and DP by riparian buffer strips with different widths

圖3 不同林分密度緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷截留效果Figure 3 Removal rates of TP and DP by riparian buffer strips with different densities

不同植被類型緩沖帶對徑流水中各形態(tài)磷截留效果不同(圖4)?！狭?5’楊林緩沖帶截留總磷效果較好，截留率為82.37%，中山杉林和混交林緩沖帶對總磷的截留率較‘南林95’楊林分別低15.39%和27.10%。相比總磷，不同植被類型緩沖帶對可溶性磷截留效果差異不顯著(P＞0.05)。其中，中山杉林緩沖帶對可溶性磷截留率略高于‘南林95’楊林，兩者截留率分別為91.28%和89.43%。

2.4 不同林齡緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

由圖5可知：隨林齡增長，緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷的截留能力逐漸增強(qiáng)，在5年生時(shí)截留效果最好，總磷和可溶性磷截留率分別比3年生緩沖帶高57.2%和56.37%。6年生緩沖帶截留能力較5年生有所下降。單因素方差分析結(jié)果表明：不同林齡緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷的截留率差異極顯著(P＜0.01)，說明林齡對緩沖帶截留磷效果有影響。

圖4 不同植被類型緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷截留效果Figure 4 Removal rates of TP and DP by riparian buffer strips with different plantations

圖5 不同林齡緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷截留效果Figure 5 Dynamic of TP and DP removing by riparian buffer strips with different plantation ages

3 討論與結(jié)論

寬度影響緩沖帶對磷等污染物的截留效率。研究發(fā)現(xiàn)寬度對河岸植被緩沖帶生態(tài)功能的影響最大[17]。關(guān)于河岸緩沖帶最佳寬度范圍確定的研究較多，但迄今為止沒有得到一致的結(jié)論[18?20]。何聰?shù)萚21]研究發(fā)現(xiàn)：緩沖帶越寬去除污染物能力越強(qiáng)。WANYAMA等[22]發(fā)現(xiàn)緩沖帶寬度和去污效果并不呈線性關(guān)系。隨著寬度增加，單位寬度的緩沖帶去除污染物效率不斷降低[23]。本研究發(fā)現(xiàn)：緩沖帶對總磷截留率呈先升高后降低的趨勢，且前30 m寬的緩沖帶對徑流水中總磷截留率變化顯著，30 m后變化不顯著?？偭捉亓糁饕峭ㄟ^物理攔截和植物吸附[24]，可能是前30 m緩沖帶截留了大部分磷素，導(dǎo)致被土壤和植物吸附的量減少，截留率下降?？扇苄粤椎慕亓袈孰S緩沖帶寬度增加而提高，但提高幅度不大，且變化不顯著，可能是可溶性磷更依賴水流運(yùn)動，比吸附在顆粒物上的磷更易通過緩沖帶[25]。因此，30 m寬緩沖帶就能滿足截污要求，與前人的一些研究結(jié)果相似[26?28]。

河岸緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷的截留效果存在差異。河岸緩沖帶可攔截過濾大量附著在沉積物上的磷，尤其是顆粒態(tài)磷[29]。當(dāng)徑流水中溶解態(tài)磷濃度較高時(shí)，磷主要是經(jīng)過土壤吸附、植物吸收等作用被攔截[7]。緩沖帶還可通過減緩徑流速度，促進(jìn)磷的沉積和吸收[30]。研究表明河岸植被緩沖帶對總磷的去除效果較可溶性磷好[31?32]。但YOUNG等[33]發(fā)現(xiàn)：21 m寬的河岸緩沖帶對總磷和可溶性磷的去除率差異不顯著。本研究中，緩沖帶對徑流水中可溶性磷的截留效果較總磷好。緩沖帶對總磷和可溶性磷的去除效果不一致，可能是由于不同研究區(qū)土壤條件以及植被生長狀況不同。

目前，國內(nèi)外關(guān)于喬木緩沖帶適宜密度的研究相對較少。JIN等[34]發(fā)現(xiàn)：植被緩沖帶的密度影響其對地表污染物的截留效果。宋思銘[35]建立了河岸緩沖帶植被密度-水質(zhì)模型，認(rèn)為河岸緩沖帶最適林分密度為1 074株·hm?2。緩沖帶攔截污染物能力受植被覆蓋度影響[36]。林分密度小，截留污染物能力不足。林分密度大不僅影響草本植物生長，且喬木落葉易增加徑流水中的氮磷含量，從而降低對面源氮磷的去除效果[37]。本研究中林分密度為1 000株·hm?2的河岸緩沖帶對徑流水中磷的截留效果較好，與朱穎等[14]的研究結(jié)論一致。

‘南林 95’楊林緩沖帶截留徑流水磷效果較中山杉好?！狭?95’楊樹為速生樹種，能在短期內(nèi)積累養(yǎng)分[38]，且根系淺，主要分布于地表0～15 cm深度內(nèi)，而中山杉是深根系樹種，表層吸收少。有研究表明，根際土壤微生物數(shù)量比非根際多10～100倍，對根際微環(huán)境有顯著影響[39]。當(dāng)徑流水中磷質(zhì)量濃度過高時(shí)，‘南林 95’根際微生物可吸收過量的磷，對淺層土壤磷的攔截起著重要作用?；旖涣窒啾攘硗?種純林截留率較低，可能是由于樹種間他感作用造成不同樹種吸收養(yǎng)分能力受到抑制。

本研究表明：隨著林齡增加，緩沖帶對磷截留率明顯提高，5年生時(shí)截留率達(dá)90%以上。MANDER等[36]和SNYDER等[40]研究表明：緩沖帶在林齡較小時(shí)截留污染物能力更強(qiáng)，認(rèn)為幼齡植被生長需吸收大量的磷，土壤及土壤微生物的活動能力和吸附作用更好，保留更多的養(yǎng)分用于樹木的生長，而林齡較大時(shí)緩沖帶養(yǎng)分的輸入和輸出一般處于平衡狀態(tài)，表現(xiàn)為對磷的需求量減少。

磷肥污染只是農(nóng)業(yè)面源污染的一種類型，因此研究植被緩沖帶功能還應(yīng)考慮其他污染物質(zhì)的影響。磷截留是個(gè)復(fù)雜的過程，地表徑流中的磷素除了被喬木吸收截留外，林下的草本植物也起到一定作用[24]，今后可增加這方面的研究，以深入分析緩沖帶截留與吸收磷的過程和機(jī)制。