鄱陽湖濱岸帶對N素的凈化及其影響因素

唐 丹，張展羽，夏繼紅，楊 潔，盛麗婷，陳曉安,

(1.河海大學水利水電學院，江蘇 南京 210098; 2.江西省水土保持科學研究院，江西 南昌 330029)

鄱陽湖流域是江西省重要農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)區(qū)，耕地面積占流域總土地面積的42.1%[10]，化肥和農(nóng)藥施用量的增加使水環(huán)境中的污染風險驟增[11]。近年來，鄱陽湖生態(tài)經(jīng)濟區(qū)的建設取得了顯著成效[12]，但是關于應用濱岸帶技術對農(nóng)業(yè)面源污染進行治理的研究尚不完備。本研究以鄱陽湖周邊土壤、水體為研究對象，在調(diào)查取樣的基礎上分析鄱陽湖濱岸帶中N素的分布特征，并探討濱岸帶中N素運移凈化的影響因素，以期為鄱陽湖濱岸帶的建設提供參考。

1 樣品采集與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

鄱陽湖(28°22′N～29°45′N，115°47′E～116°45′E)位于長江中下游南岸，江西省北部，是我國第一大淡水湖。鄱陽湖流域面積達16.22×104km2，與贛江、撫河、信江、饒河、修水(以下稱“五河”)尾閭相接，湖水調(diào)蓄后經(jīng)湖口注入長江，是一過水性、吞吐型、季節(jié)性的淺水湖泊[13-14]。研究區(qū)內(nèi)屬溫暖濕潤的亞熱帶季風氣候，年均氣溫16.5～17.8℃，年均降雨量為1 570 mm，具有降雨年際變化大的特點，入湖徑流主要集中在6—9月，約占全年降雨的60.7%[15-16]。4—9月份因“五河”來水增多和長江干流洪水倒灌，水位上漲、湖面擴大，湖泊面積最大時可達4 000 km2，10月后穩(wěn)定退水，湖面縮小成一線，湖泊面積最小時不足500 km2[17-18]。

1.2 樣點布設

根據(jù)鄱陽湖周邊地形、濱岸帶結構與建設管理情況以及土地利用類型，圍繞鄱陽湖共設置14個采樣點，具體位置和基本情況見圖1和表1。根據(jù)結構形式，鄱陽湖濱岸帶主要分為兩類：堤岸式濱岸帶(D)，包括采樣點S1、S6、S7、S8、S9、S10、S14；灘地式濱岸帶區(qū)(T), 包括采樣點S2、S3、S4、S5、S11、S12、S13。采樣時間為2015—2016年，分別在鄱陽湖漲潮前后的5月份和10月份現(xiàn)場采樣，利用GPS記錄經(jīng)緯度坐標，保證采樣地點的一致。

圖1 鄱陽湖濱岸帶采樣點位置

編號結構長度植被類型植被覆蓋度代表性周邊用地S1D較短b+c適中贛江中支入湖口水田S2T一般b+c適中修水入湖口旱地S3T較長b密集湖區(qū)濱岸水田S4T較長b+c適中湖區(qū)濱岸旱地S5T一般a無湖區(qū)濱岸沙場S6D一般b+c密集贛江南支入湖口水田S7D一般b適中贛江南支入湖口水田S8D短b適中撫河入湖口水田S9D較短b稀疏湖區(qū)濱岸水田S10D較短b密集饒河入湖口水田S11T較長b+c稀疏湖區(qū)濱岸旱地S12T較長a無湖區(qū)濱岸林地S13T一般b稀疏湖區(qū)濱岸城區(qū)S14D短a無湖區(qū)濱岸城區(qū)

注：濱岸帶植被類型：a為無，b為草本，c為灌木；緩沖帶長度：<5 m 為短，5～10 m為較短，10～30 m為一般，>30 m為較長；植被覆蓋情況：<10%為無，10%～30%為稀疏，30%～70%為適中，>70%為密集。

1.3 樣品采集

在所選濱岸帶布設土壤采樣點，對灘地式濱岸帶分臨水、中段、耕地3個地帶取樣，對堤岸式濱岸帶按其結構分區(qū)分別在臨水區(qū)、臨水護坡、背水護坡、背岸用地取樣。每個采樣點取表層0～20 cm深度土壤裝入自封袋中。所有土樣帶回室內(nèi)，進行風干、過篩等預處理后采用凱氏定N法測定土壤全N質量比。同時，在所選勘測點采集近岸湖水和內(nèi)陸周邊田間、池塘水或灌渠水等，采集水樣前對水樣瓶進行3次以上潤洗，加酸保存，帶回室內(nèi)，采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度計法測定水中TN質量濃度。

1.4 研究方法

1.4.1 N素凈化規(guī)律的分析方法

N素從周邊水體進入到近岸水體的過程中，濱岸帶起到了良好的阻控作用。為了定量分析N素凈化效果，采用凈化率來表征，計算公式為

(1)

式中：E為濱岸帶N素凈化率，%；WTN-Z為周邊水體TN質量濃度，mg/L；WTN-H為近岸湖水TN質量濃度，mg/L。

為研究堤岸式和灘地式兩種濱岸帶結構在N素運移規(guī)律上的差異，對兩者采用了非參數(shù)K-S檢驗[19]，其檢驗統(tǒng)計量Dmn的計算式為

Dmn=max[|Sm(x)-Rn(x)|]

(2)

式中：Sm(x)、Rn(x)為兩個樣本的累計分布函數(shù)；m、n為兩個樣本的容量。根據(jù)Dmn和K-S統(tǒng)計量臨界值Dmn,α的相對大小可判斷研究樣本之間的差異情況，α一般選為0.01或0.05，若Dmn≥Dmn,0.01，則差異性極顯著，若Dmn≥Dmn,0.05則差異性顯著，否則不存在顯著性差異。

1.4.2 N素凈化效果影響因素的分析方法

影響N素凈化效果的因素包括濱岸帶的結構、水文情況、土壤性質、土地利用格局、植被種類及覆蓋度等，從可控性以及簡易性的角度，本研究選取了濱岸帶的結構、長度、植被類型、植被覆蓋度、周邊用地以及土壤性質6個因素。其中，土壤性質采用土壤K值來表征，計算公式為

(3)

式中：STN-L為臨水區(qū)土壤TN質量比，mg/g；STN-Z為周邊用地土壤TN質量比，mg/g。

表2 水體TN質量濃度空間分布統(tǒng)計

由于影響因素較多，故采用主成分分析法對其進行整理和排序。上述6個因素中濱岸帶結構、植被類型、周邊用地等屬于分類變量，故需要對其進行賦值。按照賦值越高，越有利的原則，設濱岸帶結構中灘地式為1，堤岸式為0；植被類型中，設無植被為0，草本植被為0.5，草本植被加木本植被為1；周邊用地中，設林地為1，沙地為0.5，耕地、水田、城區(qū)為0。

2 鄱陽湖濱岸帶中N素的分布特征

2.1 土壤中N素的分布特征

對采集的土樣進行TN質量比的測定，并取均值進行分析，圖2為濱岸帶各采樣點土壤TN質量比的空間分布。由圖2可知，鄱陽湖濱岸帶中土壤TN質量比平均值為(0.721±0.275)mg/g(共98個樣本)，空間變異性較大。這主要與兩方面因素有關：一是土地利用方式，二是土壤性質。土壤顆粒中砂含量較大時，可吸附的N營養(yǎng)鹽會較少，土壤TN質量比較低，同時植被的配置、水文情況等也會對其造成一定的影響。

圖2 鄱陽湖采樣點土壤TN質量比分布

2.2 水體中N素的分布特征

鄱陽湖各采樣點近岸及內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度在汛期前后變化見表2和圖3。水體TN質量濃度的變異系數(shù)范圍為72.5%～87.2%，屬于中等變異,說明空間分布不均，變異性較大。汛期前，近岸湖水TN質量濃度為(1.862±1.623)mg/L，內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度為(2.780±2.107)mg/L；汛期后, 近岸湖水TN質量濃度為(1.630±1.396)mg/L，內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度為(2.470±1.790)mg/L。對比汛期前后TN質量濃度可知，各采樣點汛前5月水體TN質量濃度均高于汛后10月，這主要是由于春季是鄱陽湖地區(qū)農(nóng)業(yè)活動的繁忙時節(jié)，人類活動導致外源輸入N素較多[20]，而汛期大量降雨稀釋并攜帶走了水體中累積的N素，導致水體TN質量濃度下降。從全年來看，鄱陽湖近岸湖水和內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度都比較高，水體N素富營養(yǎng)化問題仍然存在。此外，對比各采樣點內(nèi)陸周邊水體和近岸湖水發(fā)現(xiàn)，內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度總要高于近岸湖水，這表明經(jīng)過濱岸帶的凈化作用，水體中TN質量濃度有不同程度的削減。

(a) 5月份

(b) 10月份

3 鄱陽湖濱岸帶N素的運移凈化及影響因素

3.1 N素的運移凈化

3.1.1 N素的運移

從本質上來講，N素的產(chǎn)生、遷移與轉化過程是其從土壤圈向其他圈層特別是水圈擴散的過程，因此用土壤TN質量比的分布情況來表征N素在濱岸帶中的運移過程(圖4)。由于灘地式和堤岸式兩種濱岸帶結構對N素的阻控機理不同，因此N素在兩種結構下所表現(xiàn)出的運移規(guī)律具有較大差異。從總體上來說，周邊用地中土壤TN質量比高于臨水區(qū)，這主要是土壤吸附、植被吸收、微生物降解等物理-化學-生物作用降低了從周邊用地遷移到臨水區(qū)過程中水體的TN質量濃度[21]。在灘地式濱岸帶中，耕地區(qū)土壤TN質量比為0.446～1.112 mg/g，并且隨緩沖帶寬度增加而降低；在堤岸式濱岸帶中，背岸用地土壤TN質量比在0.757～1.886 mg/g，高于其他區(qū)的土壤TN質量比，但無明顯的遞減規(guī)律，其中S7、S14和S1樣點臨水區(qū)的土壤TN質量比高于背水護坡和臨水護坡，這可能是水土流失將護坡中的N帶入到堤壩兩側土壤并經(jīng)過長期累積所致。研究表明，在淹水條件下，土壤中TN質量比越低，對水體中N的吸附能力就越強，釋放N的能力越弱[22]，因此，在強降雨過程下，相比于堤岸式結構，灘地式濱岸帶能夠降低向水體中釋放N營養(yǎng)鹽的風險，有利于湖泊水體凈化。

(a) 灘地式濱岸帶采樣點

(b) 堤岸式濱岸帶采樣點

3.1.2 N素的凈化

周邊水體和近岸湖水中的TN質量濃度受多種因素的影響，通過對二者進行Person相關性分析可知，相關系數(shù)為0.9，在0.01水平上相關，故采用二者的凈化率E值來表征N素在濱岸帶中的凈化效果，E值的分布及變化趨勢見圖5。由圖5可看出，各采樣點5月和10月E值總體相差不大，但各個采樣點之間具有明顯不同。為檢驗這些差異是隨機樣點的差異還是結構不同所造成的差異，對兩種濱岸帶結構下的E值進行K-S檢驗，結果見表3。兩者的K-S檢驗統(tǒng)計量Z值為1.604，漸近顯著性水平值為0.012，均小于0.05，表明灘地式和堤岸式兩種濱岸帶結構對E值影響顯著。汛期前，灘地式濱岸帶和堤岸式濱岸帶的E值分別為0.466±0.122和0.214±0.129，汛期后，兩者E值分別為0.479±0.149和0.232±0.093，表明灘地式濱岸帶的凈化效果優(yōu)于堤岸式且空間差異較小。這一方面是因為在堤岸式濱岸帶中，地表對N素的阻控過程被弱化，且鄱陽湖堤岸帶多為硬質護坡，隔絕了原土壤的物質交換作用[23]，導致對N素的吸附效果不佳，進一步降低了濱岸帶的凈化作用；另一方面鄱陽湖濱岸帶的寬度多表現(xiàn)為灘地式大于堤岸式，而流經(jīng)濱岸帶的含N水體的凈化效果與濱岸緩沖帶的寬度正相關[24]，因此灘地式濱岸帶凈化效果明顯。

圖5 鄱陽湖5月和10月E值分布

采樣月份濱岸結構樣本數(shù)E平均值標準差Z顯著性5T70.4660.122D70.2140.1291.6040.01210T70.4790.149D70.2320.0931.6040.012

3.2 N素凈化效果的影響因素

將濱岸帶的結構b1、長度b2、植被類型b3、植被覆蓋度b4、周邊用地b5以及土壤性質b6等因子所對應的原始數(shù)據(jù)進行標準化處理后，得到各影響因素的標準值b1z、b2z、b3z、b4z、b5z、b6z，并通過軟件進行“降維”。將以上6個因子進行主成分分析，得出特征值和方差貢獻的結果(表4)，一般選取特征值大于1的主成分，這表示該主成分的解釋能力比直接引入原變量的平均解釋能力大。在本研究中，特征值大于1的兩個主成分的累計貢獻率為79.293%，

表4 特征值和方差貢獻表

故提取B1和B2作為新的因子。B為綜合因子，計算公式為

B=0.476 28B1+0.316 65B2

(4)

計算出各采樣點的B值見表5，其中，S12、S11的B值最高，S8的B值最低，這說明S12、S11處的凈化能力最好，S8處最弱。進一步對比各樣點的B值和E值，兩者的趨勢基本一致，個別樣點的波動可能是由于此分析方法純粹從數(shù)學角度出發(fā)，缺少考慮生態(tài)效應所致[25]。因此，用綜合因子B能在一定程度上描述濱岸帶的凈化效果，由于B與B1、B2有關，故B1、B2為影響濱岸帶凈化效果的主要因素。

表5 各樣點的E值與B值

為了進一步明確B1、B2與原因子之間的關系，用方差極大法對因子荷載矩陣進行旋轉，得到結果見表6。從表6中可看出，B1在濱岸帶結構、長度以及土壤K值3個因子上有較大荷載(荷載絕對值大于0.8)，反映了濱岸帶凈化效果與濱岸帶構成的關系，故B1與濱岸帶結構形式相關。B2在植被類型及覆蓋度2個因子上有較大荷載，表現(xiàn)了凈化效果與植被的關系，故B2與濱岸帶的植被配置有關。另外，B1的貢獻率大于B2的貢獻率，說明濱岸帶結構形式和植被配置對凈化效果都能產(chǎn)生較大影響，但是在本次研究中，結構形式的影響大于植被配置，故改良濱岸帶的結構能在一定程度上提高濱岸帶的凈化效果，改善入湖水體的水質狀況。

表6 旋轉后荷載矩陣

4 結 論

a. 鄱陽湖濱岸帶中各樣點土壤TN質量比平均值為(0.721±0.275)mg/g，空間差異性較大。汛期前，近岸湖水TN質量濃度為(1.862±1.623)mg/L，內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度為(2.780±2.107)mg/L；汛期后,近岸湖水TN質量濃度為(1.630±1.396)mg/L，內(nèi)陸周邊水體TN質量濃度為(2.470±1.790)mg/L。各樣點呈現(xiàn)汛前水體TN質量濃度均高于汛后、周邊水體TN質量濃度高于近岸湖水的特征。

b. 鄱陽湖濱岸帶中各樣點周邊用地土壤TN質量比均高于臨水區(qū)。在灘地式濱岸帶中，土壤TN質量比隨緩沖帶寬度增加而降低，且土壤TN質量比普遍低于堤岸式結構，表明灘地式濱岸帶有利于降低向水體中排放N營養(yǎng)鹽的風險。

c. 濱岸帶的結構形式和植被配置都能對凈化率產(chǎn)生較大影響，但是結構形式的影響大于植被配置，因此改良濱岸帶的結構能在一定程度上改善入湖水體的水質狀況。

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