內(nèi)河濱岸緩沖帶不同植被配置對面源污水中NH4+-N的去除效果

王詩樂，張 帥，王 賀，王珊珊 沈海龍 高大文

(東北林業(yè)大學(xué)林學(xué)院，哈爾濱，150040)

污染問題通常可分為點源污染和面源污染，點源污染是指具有固定排污口并集中排放，排放途徑明確的污染物。面源污染是指污染物從非特定的地點，在降雨或融雪沖刷作用下，通過徑流過程匯入收納水體并造成水體的富營養(yǎng)化或其他形式的污染［1］。與點源污染相比，面源污染起源于分散、多樣的地區(qū)，地理邊界和發(fā)生位置難以識別和確定，隨機性強、成因復(fù)雜、潛伏周期長，因而防治十分困難［2］。當(dāng)前60%左右的水污染問題，是由于面源污染造成的。在我國由于生活污水造成的城市面源污染十分嚴重，城市面源污染是指在降水的條件下，雨水和城市徑流沖刷城市地面，使溶解的固體污染物從非特定的地點匯入受納水體，引起的水體污染［3］。在我國由于生活污水造成的城市面源污染十分嚴重［4］，城市面源污染將嚴重危害生態(tài)環(huán)境和人體健康，并對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、牧業(yè)養(yǎng)殖、自然保護區(qū)建立、水源地開發(fā)與應(yīng)用造成不利影響。因此城市面源污染的有效控制，將決定城市生態(tài)文明的建設(shè)和人民的生活質(zhì)量，消除面源污染是當(dāng)前改善水環(huán)境的重要任務(wù)［5］。

濱岸緩沖帶(riparian buffers)是指建立在河湖、溪流和溝谷沿岸的各類植被帶，包括林帶、菜地或其他土地利用類型，屬于生物軟措施中的一種，適用于水土保持和控制面源污染［6-8］。其具有河岸景觀營造、水土保持、河岸生物棲息地保護等功能［9-10］。通過對濱岸緩沖帶植被進行合理配置，利用植物群落對地表徑流和滲流中污染物質(zhì)的吸收、微生物的分解、土壤吸附和反硝化作用，可以將潛在的污染物質(zhì)與收納水體阻斷開，達到防治面源污染的目的。

國外對于濱岸緩沖帶研究起步很早，研究與實踐表明，濱岸緩沖帶是控制面源污染、改善城市河道生態(tài)環(huán)境的有效途徑［11］。國內(nèi)對其研究起步較晚，近幾年的研究多集中于草本植被的選擇與配置，對多層次植被配置的研究報道較少。本研究選擇哈爾濱市重要內(nèi)河—何家溝設(shè)置濱岸緩沖試驗帶，開展面源污染防治現(xiàn)場試驗，旨在對比不同喬木、灌木和草本植被配置對地表徑流和土壤滲流中NH4+-N的去除效果，為東北地區(qū)濱岸緩沖帶的構(gòu)建及河流面源污染防治提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1．1 試驗地設(shè)計

試驗于哈爾濱市市區(qū)何家溝顧?quán)l(xiāng)段河岸，垂直于構(gòu)建3條河流的濱岸緩沖試驗帶，各條試驗帶平行于河流方向的長度為20 m，各條試驗垂直于河流方向的長度為15 m，坡度5°，為防止相互干擾，各條試驗帶之間設(shè)置40 m的間隔區(qū)域。土壤類型為黑土。

1．2 植物選擇與植被配置

選取東北地區(qū)常見的8種植物，其中，喬木為蒙古櫟(Mongolian quercia)和五角楓(Acer mono);灌木為紅瑞木(Swida alba)、丁香(Syringa oblata)和暴馬丁香(Syring amurensis);草本層為紫花苜蓿(Medicago sativa)、早熟禾(Poa pretensis)與黑麥草(Lolium perenne)。對各試驗帶的不同區(qū)域的植被進行配置，試驗帶A的配置方式為灌木+草本，草本層為早熟禾+黑麥草;試驗帶B的配置方式為喬木+草本，草本層為紫花苜蓿;試驗帶C的配置方式為喬木+灌木+草本，草本層為早熟禾+黑麥草。各試驗帶喬木灌木配置方式為見表1，其中喬木種選用胸徑4 cm左右的移栽苗，栽植的株距為3 m，行距為2 m，灌木層平均蓋度為40%，草本層平均蓋度達90%。

表1 試驗帶喬木、灌木配置Tab．1 Experiment with trees，shrubs configuration

1．3 實驗方法

在各條試驗帶植被變化處及樣帶末端分別設(shè)置3個長寬為1．5 m，深1 m的采樣坑，以收集徑流及滲流水樣，為提高滲流的收集效率分別在樣坑內(nèi)距表面20、40 cm處插入采樣板。為模擬面源污水特征，利用小型自吸式水泵抽取何家溝河水為實驗入水，從2013年8月初開始，試驗每周進行1次，連續(xù)9次。每次對入水及各樣坑中徑流及滲流水樣進行收集，測定水樣中NH4+-N濃度。試驗分析方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》［12］。

2 結(jié)果與分析

2．1 不同沿程植物配置對NH4+-N的去除

2．1．1 灌木+草本試驗帶對NH4+-N去除

圖1 試驗帶A對NH4+-N的去除Fig．1 The removal of NH4+-N in test A

如圖1所示，為試驗帶A徑流、經(jīng)過土壤20 cm滲流、經(jīng)過土壤40 cm滲流水中NH4+-N的濃度變化。由圖可以看出，隨著沿程距離的增加，污水中NH4+-N的出水濃度呈下降的趨勢。徑流NH4+-N濃度隨沿程距離在5～10 m處下降的趨勢較為緩慢，而經(jīng)過土壤40 cm滲流NH4+-N濃度下降趨勢最為明顯。徑流、經(jīng)過土壤20 cm滲流、經(jīng)過土壤40 cm滲流污水中NH4+-N濃度由入水的12．87 mg/L，經(jīng)沿程5、10 m，最終到達15 m處時，分別降低至 7．1、6．31、5．81 mg/L，說明此時沿程植物緩沖帶對徑流面源污水中氨氮具有一定的去除效果，同時氨氮出水濃度隨沿程距離的增加呈逐漸下降的趨勢，并最終達到相應(yīng)的穩(wěn)定值，說明灌木+草本的植被配置能夠穩(wěn)定去除徑流和滲流污水中NH4+-N。

2．1．2 喬木+草本試驗帶對NH4+-N去除

圖2 試驗帶B對NH4+-N的去除Fig．2 The removal of NH4+-N in test B

試驗帶B對NH4+-N的去除如圖2所示，在沿程距離相同的情況下，徑流出水NH4+-N濃度高于經(jīng)過土壤20 cm滲流出水NH4+-N濃度，經(jīng)過土壤20 cm滲流出水NH4+-N濃度高于經(jīng)過土壤40 cm滲流出水NH4+-N濃度。由此可以看出，植物的根系對土壤中的NH4+-N，具有一定的去除效果，并隨著土壤深度的增加，去除效果逐漸升高。由圖可以看出，當(dāng)沿程距離到達5 m時，徑流出水NH4+-N濃度、經(jīng)過土壤20 cm滲流出水NH4+-N濃度、經(jīng)過土壤40 cm滲流出水NH4+-N濃度，由入水濃度10．54 mg/L，分別下降到8．48、4．79、3．77 mg/L，經(jīng)過10 m 后，到達15 m 處時，NH4+-N 濃度分別降低至 7．89、4．07、3．19 mg/L。由圖分析得，沿程距離由5 m增加至15 m過程中，徑流出水NH4+-N濃度、經(jīng)過土壤20 cm滲流出水NH4+-N濃度和經(jīng)過土壤40 cm滲流出水NH4+-N濃度下降幅度變緩，并最終達到相對的穩(wěn)定值，說明隨沿程距離增加喬木+草本的植被配置對徑流和滲流污水中NH4+-N的去除幅度增長緩慢。

2．1．3 喬木+灌木+草本試驗帶對NH4+-N去除

如圖3所示，隨著沿程距離的增加徑流、滲流NH4+-N出水濃度逐漸降低。沿程距離到達5 m處時，徑流、經(jīng)過土壤20、40 cm滲流出水NH4+-N濃度已由入水濃度11．28 mg/L，分別下降到7．17、5．24、4．32 mg/L，可以說明濱岸緩沖帶通過較短的距離就可以對徑流、滲流污水中NH4+-N達到較高的去除效果。試驗帶C隨著沿程距離的繼續(xù)增加，當(dāng)?shù)竭_10 m處時徑流、20 cm滲流和40 cm滲流NH4+-N 出水濃度分別下降到 6．01、4．42、3．65 mg/L，最終到達15 m處時，徑流、20 cm滲流和40 cm滲流NH4+-N出水濃度分別降低至4．11、3．1、2．2 mg/L，圖中 NH4+-N 濃度隨著沿程距離的增加具有明顯的下降趨勢，其中經(jīng)過土壤20、40 cm滲流出水NH4+-N濃度的下降尤為顯著，由此可以看出喬木+灌木+草本的試驗帶對面源污水中NH4+-N具有很強的去除能力。

圖3 試驗帶C對NH4+-N的去除Fig．3 The removal of NH4+-N in test C

2．2 不同植被配置方式對NH4+-N的去除效果

2．2．1 徑 流

不同植被配置試驗帶對地表徑流的去除效果如圖4所示。濱岸植被緩沖帶對地表徑流中NH4+-N的平均去除率可達到33．4%左右，說明植物群落對地表徑流的面源污染有較好的去除效果［13］。其中，試驗帶C對地表徑流中NH4+-N的去除率均高于另外兩組植被配置，去除率為40．5%，分別是試驗帶A和試驗帶B的1．1倍和1．6倍?？梢娫囼瀻喬木+灌木+草本的植被配置方式能夠有效提高濱岸緩沖帶對地表徑流中NH4+-N的凈化效果［14］。

圖4 不同植被配置對徑流氨氮的去除效果Fig．4 The different vegetation configure runoff ammonia removal

2．2．2 滲流

不同植被配置試驗帶對經(jīng)過土壤滲流的去除效果如圖5所示。濱岸植被緩沖帶對經(jīng)土壤20 cm和40 cm滲流中NH4+-N的平均去除率為59．4%，說明植被緩沖帶對滲流的去除效果好于地表徑流。在同一樣帶中，經(jīng)過土壤40 cm滲流NH4+-N的去除率較經(jīng)過土壤20 cm滲流NH4+-N的去除率進一步升高，試驗帶A、B、C的經(jīng)過土壤20 cm滲流出水中NH4+-N去除率分別為 46．5%、44．3%、58．3%，而經(jīng)過土壤40 cm滲流出水中NH4+-N 去除 率 分 別達 到 54．6%、47．7% 和69．2%。說明隨著深度的增大，植物根系對滲流中NH4+-N的去除率進一步升高。各試驗帶之間，試驗帶C對土壤中NH4+-N的去除率最高，其在試驗帶末端對經(jīng)過土壤40 cm滲流出水中NH4+-N的最高去除率達到69．2%，分別是試驗帶A和試驗帶B經(jīng)過土壤40 cm滲流出水中NH4+-N的最高去除率的1．7倍和1．4倍。可見試驗帶C喬木+灌木+草本的植被配置方式對出水中NH4+-N的具有最佳去除率，能夠有效提高濱岸緩沖帶對滲流NH4+-N 的凈化效果［15］。

圖5 不同植被配置對距地表20 cm、40 cm滲流氨氮的去除效果Fig．5 The different vegetation configure away from the earth's surface20 cm，40 cm seepage runoff ammonia removal

3 結(jié)論

本試驗選用的植被配置中，紅瑞木的根系生物量較大，根系集中于土壤10～20 cm處［16］，早熟禾與黑麥草為混合播種，種間簇狀結(jié)合分布，有利于其根部的吸收作用，因此試驗帶A的灌木+草本的植被配置對NH4+-N有較好的吸收作用。蒙古櫟與五角楓無喬木樹種，地下根系發(fā)達，但根系的主要吸收部分位于深層土壤［17-18］，并且由于喬木冠層下存在土壤裸露區(qū)，試驗帶B的配置中又缺乏灌木對其的覆蓋作用，因此試驗帶B的喬木+草本的植被配置對NH4+-N的吸收作用較弱。試驗帶C喬木+灌木+草本的植被配置中土壤淺層的細根產(chǎn)量高于灌木+草本的配置［19-20］，此種復(fù)雜多層的植被配置模式有利于提高河岸植物群落的生物多樣性和微生物群落的活力［21］，因此其對徑流和滲流中NH4+-N均有十分理想的去除效果。

濱岸植被緩沖帶對面源污水中NH4+-N的去除，隨著沿程距離的增加呈現(xiàn)逐步上升的趨勢。土壤滲流污水中NH4+-N出水的濃度隨著土壤深度的增加而下降。

濱岸緩沖帶的不同植被配置方式，對面源污水中NH4+-N的去除效果明顯不同。樣帶C對地表徑流、經(jīng)過土壤20 cm滲流、經(jīng)過土壤40 cm滲流污水中 NH4+-N最高去除率分別達到 40．5%、58．3%、69．2%，即樣帶C中喬木+灌木+草本的植被配置對面源污染物NH4+-N的去除效果最佳。

［1］朱鐵群．我國水環(huán)境農(nóng)業(yè)非點源污染防治研究簡述［J］．農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，2000，16(3):55-57．

［2］王建兵，程 磊．農(nóng)業(yè)面源污染現(xiàn)狀分析［J］．江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2008，7(3):35-39．

［3］ Zhang S-L(張水龍)，Zhang J-P(莊季屏)．Current situation and development tendency of research of non-point source pollution in agriculture［J］．Chin J Ecol(生態(tài)學(xué)雜志)，1998，17(6):51-55．

［4］丁程程，劉 ?。袊鞘忻嬖次廴粳F(xiàn)狀及其影響因素［J］．中國人口資源與環(huán)境，2011，21(3):86-89．

［5］尹澄清．城市面源的污染的控制原理和技術(shù)［M］．北京:中國建筑工業(yè)出版社，2009．

［6］董鳳麗，袁峻峰，馬翠新．濱岸緩沖帶對農(nóng)業(yè)面源污染NH4+-N，TP 的吸收效果［J］．上海師范大學(xué)學(xué)報，2004，33(2):93-97．

［7］諸葛亦斯，劉德富，黃鈺鈴．生態(tài)河流緩沖帶構(gòu)建技術(shù)初探［J］．水資源與水工程學(xué)報，2006，17(2):63-67．

［8］葉志敏，尹 璇．濱岸緩沖帶消減非點源污染試驗研究［J］．科技資訊，2006(28):250-251．

［9］ Muscutt A D ，Harris G L，Bailey S W，et al．Buffer zones to improve water quality-a review of their potential use in UK agriculture［J］．Agr Ecosyst Environ，1993(45):59-77．

［10］楊 帆，高大文，高 輝．草本緩沖帶優(yōu)化配置對氮磷的去除效果［J］．東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報，2011，39(2):57-60．

［11］黃沈發(fā)，吳建強，唐 浩，等．濱岸緩沖帶對面源污染物的凈化效果研究［J］．水科學(xué)進展，2008，19(5):722-728．

［12］國家環(huán)保總局．水和廢水監(jiān)測分析方法(4版)［M］．北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社，2002．

［13］吳 健，王 敏，吳建強，等．濱岸緩沖帶植物群落優(yōu)化配置實驗研究［J］．生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報，2008，24(4):42-45．

［14］楊 帆，高大文，高 輝．高效吸收氮、磷的濱岸緩沖帶植物篩選［J］．東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報，2010，38(9):62-64．

［15］唐 浩，黃沈發(fā)，王 敏，等．不同草皮緩沖帶對徑流污染物的去除效果試驗研究［J］．環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2009，32(2):109-112．

［16］劉玉花，王曉春，徐文遠，等．G111公路訥嫩段8種護坡灌木根系增強土壤抗沖性比較［J］．水土保持學(xué)報，2010，24(6):32-41．

［17］張 威，王艷君，毛子軍，等．哈爾濱市6種綠化樹種生理特性比較［J］．森林工程，2008，24(3):6-9．

［18］周義彪，溫德華，李 江，等．竹林河岸緩沖帶對地表徑流的水質(zhì)凈化研究［J］．江西林業(yè)科技，2014，42(4):15-19．

［19］梁小妮，徐程揚，龔 嵐，等．配置模式和樹種組成對北京典型城市森林樹木細根形態(tài)的影響［J］．林業(yè)科學(xué)，2013，49(9):94-101．

［20］唐明坤，鄭從軍，廖清貴，等．基于河岸植物多樣性的河流健康評價——以伯條河-府河河段為例［J］．四川林業(yè)科技，2014，35(6):9-16．

［21］黃明勇，楊劍芳，王懷鋒，等．天津濱海鹽堿土地區(qū)城市綠地土壤微生物特性研究［J］．土壤通報，2007，38(6):1131-1135．