不同密度楊樹人工林河岸緩沖帶對無機(jī)氮的去除效果

呂建, 吳永波, 余昱瑩, 茆安敏,陳歡

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不同密度楊樹人工林河岸緩沖帶對無機(jī)氮的去除效果

呂建1,2, 吳永波1,*, 余昱瑩1, 茆安敏1,陳歡1

1. 江蘇省南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心(南京林業(yè)大學(xué)), 南京 210037 2. 江蘇省中國科學(xué)院植物研究所, 南京 210014

以太湖流域構(gòu)建的平緩坡度楊樹人工林河岸緩沖帶為研究對象, 比較了三種植物密度(400 株·hm-2、1000 株·hm-2和1600 株·hm-2) 的河岸緩沖帶對不同深度徑流水中銨態(tài)氮(NH4+—N)和硝態(tài)氮(NO3－—N)的去除率以及河岸緩沖帶土壤對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的截留率。研究結(jié)果表明, 1600 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的去除能力最強(qiáng), 在40 m緩沖帶處三個土層的平均去除率達(dá)72.86%和71.81%, 而400 株·hm-2緩沖帶去除效果較差; 在同一土層, 土壤銨態(tài)氮的截留率大小隨土壤銨態(tài)氮濃度的增加而提高。1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶土壤對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮截留效果最好, 截留率為32.48%和44.41%, 1600 株·hm-2緩沖帶其次, 400 株·hm-2緩沖帶的截留率較低。

楊樹人工林緩沖帶; 林分密度; 去除率; 銨態(tài)氮; 硝態(tài)氮

0 引言

人類生產(chǎn)生活對水體干擾不斷加劇, 導(dǎo)致水體生態(tài)環(huán)境惡化, 使許多湖泊發(fā)生富營養(yǎng)化, 富營養(yǎng)化已成為許多湖泊的主要水環(huán)境問題[1], 2007年5月, 太湖流域藍(lán)藻爆發(fā), 造成飲用水源地嚴(yán)重污染, 使得太湖流域水環(huán)境的整治迫在眉睫, 而在藍(lán)藻多發(fā)的夏季和秋季, 氮和磷是藍(lán)藻生長的共同限制因子, 并且氮是第一限制因子[2]。研究表明, 太湖流域的污染負(fù)荷均來自于農(nóng)業(yè)面源污染物[3–4],對太湖氮的貢獻(xiàn)率高達(dá)83%[5–6]。太湖出入湖河流水質(zhì)狀態(tài)以氮污染為主導(dǎo)因素[7], 太湖污染源所攜帶的氮負(fù)荷以無機(jī)氮為主, 并且主要以硝態(tài)氮(NO3－—N) 和銨態(tài)氮(NH4+—N) 形態(tài)存在[8]。因此, 如何減少無機(jī)氮進(jìn)入水體, 是解決太湖農(nóng)業(yè)面源污染問題的重點(diǎn)之一。

河岸植被緩沖帶是一個由土壤、水、植被等構(gòu)成的生態(tài)系統(tǒng), 通過滯留、沉積、過濾、滲透、吸收、反硝化作用和微生物固定等物理和化學(xué)作用, 減少通過地表徑流與地下徑流進(jìn)入河流的氮含量, 從而可以凈化水質(zhì)和控制面源污染[9]。河岸植被緩沖帶是截留陸域面源污染物、改善河道水質(zhì)的有效手段[10–11]。因此, 可以利用河岸植被緩沖帶有效攔截、減少進(jìn)入水體的無機(jī)氮[12]。在以往的河岸植被緩沖帶吸收污染物質(zhì)的研究大多側(cè)重對緩沖帶寬度、緩沖帶植被類型等方面的研究, 有關(guān)河岸緩沖帶植被密度差異與氮素等污染物去除能力的研究還較少[13–14]。研究表明, 河岸植被緩沖帶可在長時間內(nèi)有效地過濾泥沙, 過濾的效率隨河岸緩沖帶寬度的增加、坡度的降低、林分密度的增大而增加[15]。卜曉莉[16]研究了不同林分密度楊樹-草復(fù)合緩沖帶在自然降雨條件下對地表徑流中泥沙和氮的攔截效果, 結(jié)果表明, 楊樹-草復(fù)合緩沖帶能顯著減少地表徑流量以及泥沙和氮的徑流流失通量, 且流失通量隨林分密度的增加而減少; 李世峰[17]對河岸植被緩沖帶攔截泥沙和養(yǎng)分效果進(jìn)行研究, 發(fā)現(xiàn)密度高的、本土暖季草與木本植物相結(jié)合的緩沖帶, 攔截非點(diǎn)源污染物質(zhì)的效率更高; 宋思銘[18]通過河岸緩沖帶植被密度—水質(zhì)模型估算, 確定了河岸緩沖帶去除污染物的最優(yōu)密度為1074 株·hm-2。本研究通過比較分析三種不同密度的植被緩沖帶對含氮污染物的截留效果, 為篩選出適宜密度的河岸植被緩沖帶提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

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(北緯31°07′—31°37′, 東經(jīng)119°31′—120°03′), 緊鄰太湖。地處亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū), 雨量充沛, 氣候溫和濕潤, 四季分明, 主導(dǎo)風(fēng)向為東南風(fēng), 無霜期239 d, 年均氣溫15.7 °C, 年均日照時達(dá)1924.2 h, 作物生長季積溫5475.8 °C。冬季寒冷干燥, 盛行西北風(fēng), 春夏雨水集中, 夏初為梅雨期, 年平均雨日136.6 d, 年平均降水量1177 mm。土質(zhì)均勻, 雨量豐沛, 年平均雨日136.6 d, 年平均降水量1177 mm, 春夏季雨水較為集中, 6、8月份暴雨多。地表水、地下水豐富。研究區(qū)土壤為中性黃棕壤, 周邊生活區(qū)主要以農(nóng)業(yè)為主, 種植以水稻、小麥、油菜等作物為主, 土壤基本性質(zhì)見表1。

1.2 樣地設(shè)置

試驗樣地坡度比1:250。樣地共3個大小為20 m× 40 m的小區(qū), 平行排列, 各小區(qū)之間間隔為5 m。樹種為太湖流域常見樹種南林95楊(95), 樹齡為5 a, 長勢良好, 楊樹平均樹高為4.0 m, 胸徑5.0 cm, 平均冠幅為135 cm。設(shè)置三種林分密度從南到北分別為400 株·hm-2、1000 株·hm-2和1600 株·hm-2(如圖1), 不同的河岸植被緩沖帶寬度(5 m、15 m、30 m、40 m)指平行于徑流方向離起始端距離。

在每塊樣地0 m、5 m、15 m、30 m、40 m寬度處分別埋設(shè)PVC淋溶管, 每個寬度處設(shè)淋溶管3組作為重復(fù), 每組3個, 深度分別設(shè)置為20 cm、40 cm、60 cm, 作為不同深度徑流水收集裝置。每個淋溶管之間間隔1 m, 組與組之間間隔3 m(如圖2)。在每塊樣地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1200 kg·hm-2, 規(guī)格為16:8:16的N—P—K復(fù)合肥。在當(dāng)?shù)氐挠昙?2016年4—9月)采集土樣和水樣。

表1 土壤的基本物理性質(zhì)

圖1 樣地布局示意圖

Figure 1 Layout diagram of plots

進(jìn)行采集, 三次采樣時間分別是2016年4月21—23日、7月9—11日以及9月23—24日, 施肥時間與采樣時間相隔一周, 期間降雨量如表2所示。

1.3 測定指標(biāo)與方法

1.3.1 水樣采集與測定

在各樣地不同寬度處分別采集3個不同深度的水樣, 淋溶水用小型塑料水泵抽取并裝入 250 mL 塑料瓶中, 帶回實(shí)驗室放入冰箱內(nèi)-20°C保存并盡快測定不同形態(tài)氮含量。每次采樣結(jié)束后, 排空取水管內(nèi)水, 排空的水樣在遠(yuǎn)離樣地之處傾倒。

待測銨態(tài)氮(NH4+—N)、硝態(tài)氮(NO3－—N)的水樣先經(jīng)過0.45 μm濾膜抽濾預(yù)處理, 再分別使用納氏試劑分光光度法(HJ 535—2009)和紫外分光光度法(HJ/T 346—2007)進(jìn)行測定。

徑流水中氮素去除率計算公式如下:

rN% = (N-N)×N-1×100% (2-1)

其中,不同緩沖帶寬度徑流水中氮素累計去除率;N緩沖帶起始處徑流水中氮素濃度;N緩沖帶寬度處的氮素濃度;寬度值(5 m、15 m、30 m和40 m)

1.3.2 土樣采集與測定

一是組建、聘請專家團(tuán)隊，以烏當(dāng)下壩鎮(zhèn)和百宜鎮(zhèn)為重點(diǎn)，制定烏當(dāng)櫻桃產(chǎn)業(yè)發(fā)展規(guī)劃，強(qiáng)力推進(jìn)櫻桃規(guī)范化栽培管理，指導(dǎo)整個產(chǎn)業(yè)科學(xué)合理布局，實(shí)現(xiàn)產(chǎn)業(yè)可持續(xù)健康發(fā)展。二是依靠政府主導(dǎo)，整合資源，對烏當(dāng)櫻桃主產(chǎn)區(qū)車輛行駛道路和采摘觀光便道進(jìn)行交通網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃設(shè)計，提升交通服務(wù)能力。

每塊樣地各寬度處分別采集3個不同深度(0—5 cm、5—20 cm、20—40 cm)的土樣, 即每個寬度處采樣9個。帶回實(shí)驗室的土樣保持鮮土狀盡快測定銨態(tài)氮、硝態(tài)氮;土壤銨態(tài)氮(NH4+—N)、硝態(tài)氮(NO3－—N)分別采用納氏試劑分光光度法(HJ 535—2009)和紫外分光光度法(HJ/T 346—2007)測定。

各土層土壤中氮素截留率計算公式如下:

rN% = (N-N)×N-1×100%(2-2)

其中,不同緩沖帶寬度徑流水中氮素累計去除率;N緩沖帶初始寬度土壤氮素濃度;N緩沖帶寬度處的氮素濃度;寬度值(5 m、15 m、30 m和40 m)

注:rN%為“+”說明寬度處土壤氮素濃度大于初始寬度氮素濃度,rN%為“-”說明寬度處土壤氮素濃度低于初始寬度氮素濃度。

1.4 數(shù)據(jù)處理

用Microsoft Excel 2010對所得數(shù)據(jù)進(jìn)行前處理, 將吸光度轉(zhuǎn)化氮素的濃度值, 各指標(biāo)繪制圖表, 并使用SPSS 17.0數(shù)據(jù)分析軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析[19]。數(shù)據(jù)取3次采樣的平均值。

2 結(jié)果

2.1 不同密度楊樹人工林緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮去除

2.1.1 不同密度楊樹人工林緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮的去除

圖2 試驗小區(qū)淋溶管布設(shè)及裝置示意圖

Figure 2 The installation points and sketch of water collecting pipes

表2 2016年采樣月份的降水量

由上可知, 從三個土層徑流水的銨態(tài)氮去除效果來看, 隨著楊樹人工林緩沖帶密度的增大, 三個土層銨態(tài)氮去除率表現(xiàn)出增加的趨勢, 且400 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶由于楊樹密度較低所以去除效果較弱, 而1600 株·hm-2和1000株·hm-2楊樹人工林緩沖帶密度較高, 對緩沖帶徑流水中銨態(tài)氮的去除能力較強(qiáng), 并且二者在三個土層的去除效果差異均不大。

注: 相同寬度和土層, 不同林分密度徑流水中銨態(tài)氮去除率, 數(shù)據(jù)后不同字母表示p<0.05水平上差異顯著。

Figure 3 The removal rate of NH4+—N in runoff water in the poplar plantation buffer strips with different densities

2.1.2 不同密度楊樹人工林緩沖帶對徑流水中硝態(tài)氮的去除

三種密度楊樹人工林緩沖帶不同寬度和深度對徑流水中硝態(tài)氮的去除效果, 見圖4。單因素方差分析表明, 在緩沖帶起始端處和緩沖帶末端處, 各個土層深度處的硝態(tài)氮濃度差異顯著(<0.05), 說明徑流水在經(jīng)過楊樹人工林緩沖帶后其中的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度有顯著的降低; 在20 cm土層深度處, 400 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶在40 m寬度處去除能力要顯著低于1000 株·hm-2和1600 株·hm-2楊樹林人工林緩沖帶, 平均去除率較1000 株·hm-2和1600 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶分別低18.74%和19.00%, 1600 株·hm-2和1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶對徑流水中硝態(tài)氮的去除效果并未表現(xiàn)出顯著差異, 三種不同密度的楊樹人工林緩沖帶在20 cm土層對地表徑流中硝態(tài)氮的平均去除能力表現(xiàn)為1600 株·hm-2>1000株·hm-2>400 株·hm-2。在40 cm土層深度處, 三種不同密度的楊樹人工林緩沖帶在40 cm土層對地表徑流中硝態(tài)氮的去除效果無顯著差異, 400 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶平均去除率最高, 1600 株·hm-2最低, 二者僅差4.8%; 在60 cm土層, 三種密度楊樹人工林緩沖帶在40 m寬度處對徑流水中硝態(tài)氮的去除效果差異顯著, 1600 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶在40 m寬度處平均去除效果最好, 較1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶去除率高了23.14%, 其次為400 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶, 較1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶去除率高了14.37%, 三種不同密度的楊樹人工林緩沖帶在60 cm土層對地表徑流中硝態(tài)氮的去除能力為1600株·hm-2> 400株·hm-2>1000 株·hm-2。

由上可知, 從3個深度徑流水的硝態(tài)氮去除效果來看, 雖然40 cm深度處1600株·hm-2緩沖帶去除率較低, 但1600 株·hm-2緩沖帶在三個深度處的平均去除率仍達(dá)71.81%為3種密度中最高。3種不同密度的楊樹人工林緩沖帶在40 m寬度緩沖帶處對地表徑流中硝態(tài)氮的平均去除能力表現(xiàn)為1600 株·hm-2>1000株·hm-2>400 株·hm-2, 400 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶去除效果相對較弱, 而1600株·hm-2和1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶對緩沖帶徑流水中硝態(tài)氮的去除能力則較強(qiáng)(圖5)。

2.2 不同密度楊樹人工林緩沖帶土壤對銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的截留

2.2.1 不同密度楊樹人工林緩沖帶土壤對銨態(tài)氮的截留

400 株·hm-2、1000 株·hm-2和1600 株·hm-2植被緩沖帶不同寬度和深度土壤對銨態(tài)氮的截留效率, 見表3。在0—5 cm土層, 1600 株·hm-2、1000 株·hm-2與400 株·hm-2植被緩沖帶土壤對銨態(tài)氮的截留效果表現(xiàn)出明顯的差異, 400株·hm-2植被緩沖帶到40 m寬度處截留率顯著低于1000 株·hm-2和1600 株·hm-2楊樹林緩沖帶, 平均截留率比1000 株·hm-2低3.07%, 而1600 株·hm-2植被緩沖帶截留效果最好, 其到40 m寬度處平均截留率分別高于400 株·hm-2和1000株·hm-2植被緩沖帶6.20%和3.13%, 1600 株·hm-2和1000 株·hm-2植被緩沖帶土壤對銨態(tài)氮的截留效果差異不大, 這與三種密度緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮的去除率表現(xiàn)一致; 在5—20 cm土層, 400 株·hm-2植被緩沖帶到40 m寬度處的平均截留率最低, 1000 株·hm-2楊樹林緩沖帶平均截留率最高, 且比400 株·hm-2植被緩沖帶高12.43%, 三種不同密度的植被緩沖帶土壤在5—20 cm土層對銨態(tài)氮的平均截留能力表現(xiàn)為1000 株·hm-2>1600 株·hm-2>400 株·hm-2, 方差分析表明, 三種不同林分密度緩沖帶土壤在40 m緩沖帶寬度處對銨態(tài)氮的截留效果無顯著差異; 在20—40 cm土層, 1000 株·hm-2植被緩沖帶到40 m寬度處截留效果最好, 1000 株·hm-2和400 株·hm-2植被緩沖帶土壤對銨態(tài)氮的截留效果到40m寬度處差異達(dá)到顯著水平(p<0.05), 400 株·hm-2植被緩沖帶截留率比1000 株·hm-2緩沖帶低5.77%, 1000 株·hm-2和1600 株·hm-2植被緩沖帶土壤對銨態(tài)氮的截留率無顯著差異(圖6), 三種不同密度的植被緩沖帶土壤在20—40 cm土層對銨態(tài)氮的平均截留能力表現(xiàn)為1000 株·hm-2>1600 株·hm-2>400株·hm-2。

注: 相同寬度和土層, 不同林分密度徑流水中硝態(tài)氮去除率, 數(shù)據(jù)后不同字母表示p<0.05水平上差異顯著。

Figure 4 The removal rate of NO3－—N in runoff water in the poplar plantation buffer strips with different densities

注: 數(shù)據(jù)后不同字母表示p<0.05水平上差異顯著。

Figure 5 Average removal rate of NH4+—N and NO3－—N in runoff water in poplar plantation buffer strips of different densities at 40 m width

從表中可以看出, 土壤中銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著土層深度的加深, 總體都呈現(xiàn)出降低趨勢, 同時也發(fā)現(xiàn), 由于距離施肥點(diǎn)較近的土壤采樣點(diǎn)中銨態(tài)氮質(zhì)量濃度低于起始采樣點(diǎn)(0 m寬度處), 所以截留率出現(xiàn)負(fù)值, 隨緩沖帶加寬而截留效率升高表現(xiàn)為不明顯。這與許多前人研究結(jié)果相似[24–25], 但也有研究表明, 河岸緩沖帶對銨態(tài)氮可以起到明顯的截留作用, 并且緩沖帶寬度對截留效率影響很大[26]。

由上可知, 三種不同密度的植被緩沖帶土壤在三個土層對銨態(tài)氮的平均截留能力總體表現(xiàn)為1000 株·hm-2>1600 株·hm-2>400 株·hm-2, 1600 株·hm-2緩沖帶與1000 株·hm-2緩沖帶土壤對銨態(tài)氮的截留效果差異不顯著(圖6)。

表3 不同密度楊樹人工林緩沖帶土壤銨態(tài)氮截留效率(%)

注: 相同寬度和土層不同林分密度土壤對銨態(tài)氮截留率, 數(shù)據(jù)后不同字母表示<0.05水平上差異顯著。

注: 數(shù)據(jù)后不同字母表示p<0.05水平上差異顯著。

Figure 6 Average resistance rate of NH4+—N and NO3－—N in soil in poplar plantation buffer strips with different densities at 40 m width

2.2.2 不同密度楊樹人工林緩沖帶土壤對硝態(tài)氮的截留

三種密度植被緩沖帶不同土壤深度和寬度對硝態(tài)氮的截留效率, 見表4。在0—5 cm土層, 1600 株·hm-2和1000 株·hm-2、400 株·hm-2植被緩沖帶土壤對硝態(tài)氮的截留能力表現(xiàn)出明顯的差異(<0.05), 1000 株·hm-2、400 株·hm-2植被緩沖帶到40 m寬度處截留率要顯著低于1600 株·hm-2植被緩沖帶, 平均截留率較1600 株·hm-2植被緩沖帶分別低15.57%和13.50%, 400 株·hm-2和1000株·hm-2植被緩沖帶土壤對硝態(tài)氮的截留率無顯著差異, 三種不同密度的植被緩沖帶土壤在0—5 cm土層對硝態(tài)氮的平均截留能力表現(xiàn)為1600 株·hm-2>400株·hm-2>1000 株·hm-2; 在5—20 cm土層, 三種密度植被緩沖帶土壤對硝態(tài)氮的截留效果相差不大, 400 株·hm-2植被緩沖帶到40 m寬度處的平均截留率最低, 1000 株·hm-2楊樹林緩沖帶最高, 二者僅差5.77%, 三種不同密度的植被緩沖帶土壤在5—20 cm土層對硝態(tài)氮的平均截留能力表現(xiàn)為1000 株·hm-2>1600株·hm-2>400 株·hm-2; 在20—40 cm土層, 1000 株·hm-2植被緩沖帶到緩沖帶末端處截留效果最好, 且1000 株·hm-2和400 株·hm-2植被緩沖帶土壤對硝態(tài)氮的截留能力差異達(dá)顯著水平(<0.05), 400 株·hm-2植被緩沖帶到40 m寬度處截留率較1000 株·hm-2植被緩沖帶低14.98%, 1600 株·hm-2植被緩沖帶和1000株·hm-2、400 株·hm-2植被緩沖帶土壤對硝態(tài)氮的截留率無顯著差異, 三種不同密度的植被緩沖帶土壤在20—40 cm土層對硝態(tài)氮的平均截留能力表現(xiàn)為1000 株·hm-2> 400 株·hm-2>1600 株·hm-2。

3 討論

3.1 三種密度楊樹人工林緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的去除效果

三種密度楊樹人工林緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的去除表現(xiàn)出一定差異。本研究結(jié)果表明, 經(jīng)過40 m寬的緩沖帶,三種密度楊樹人工林緩沖帶對徑流水中銨態(tài)氮的去除能力以1600 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶最強(qiáng), 在40 m緩沖帶處各土層的平均去除率達(dá)72.86%, 1000 株·hm-2緩沖帶次之, 為71.39%, 兩者去除效果相差不大, 400 株·hm-2緩沖帶去除效果較差為61.62%; 經(jīng)過40 m寬的緩沖帶, 三種密度楊樹人工林緩沖帶中, 除40 cm深度處外, 1600 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶對徑流水中硝態(tài)氮表現(xiàn)出最佳去除效果, 平均去除率達(dá)71.81%, 400 株·hm-2緩沖帶去除效果較差為64.15%(圖5)。

表4 不同密度楊樹林緩沖帶土壤中硝態(tài)氮去截留效率(%)

注: 相同寬度和土層不同林分密度土壤對硝態(tài)氮截留率, 數(shù)據(jù)后不同字母表示<0.05水平上差異顯著。

就不同土壤深度而言, 除了60 cm深度外, 1600 株·hm-2緩沖帶與1000 株·hm-2緩沖帶在40 m寬度處對徑流水中硝態(tài)氮的平均去除率并無顯著差異。因此, 1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶基本能達(dá)到去除徑流水中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮污染物的效果, 這與宋思銘[18]等得出的結(jié)論相似。

3.2 三種密度楊樹人工林緩沖帶土壤對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的截留效果

土壤對污染物的截留主要是由于土壤吸附作用。土壤可以吸附大量離子(如NH4+、NO3-、K+等), 將徑流中攜帶的可溶性污染物吸附凈化[20–23], 土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)可以反映土壤對銨態(tài)氮的固著能力。隨著土壤層深度的增加, 土壤中銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)出降低的趨勢, 這與很多研究結(jié)果相似[24–27]。在同一土層, 土壤銨態(tài)氮的截留率隨土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而提高, 除了在0—5 cm土層, 1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶截留效率最好, 截留率為32.48%, 400 株·hm-2緩沖帶的截留率較低; 綜合三個土層來看, 經(jīng)過40 m寬的緩沖帶, 1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶土壤對硝態(tài)氮截留效率最好, 為44.41%, 但和1600 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶截留效果相差不大(43.58%), 400 株·hm-2緩沖帶的截留率較低。因此, 1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶土壤對銨態(tài)氮、硝態(tài)氮污染物的截留能力已經(jīng)能夠達(dá)到較高水平。

植物吸收是河岸緩沖帶去除氮的一個重要機(jī)制, 隨著林分密度的增加, 植物根莖、根系及葉子能夠吸收的氮也不斷增加, 從而使得進(jìn)入緩沖帶的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量不斷降低; 但是同時也發(fā)現(xiàn), 1600 株·hm-2與1000 株·hm-2緩沖帶除去率差異不顯著(圖6), 甚至比后者去除率還低, 其原因可能是由于植被密度大的緩沖帶植被凋落物較多, 盡管植被密度大對氮素的吸收量大, 但其通過葉片衰老、腐爛等方式返回到土壤中的氮素也較多[28], 有研究表明, 落葉林河岸緩沖帶吸收的80%的氮素, 會隨著植物的凋落和死亡而歸還土壤[29–30]。因此, 對于去除氮素而言, 密度為1000 株·hm-2楊樹人工林緩沖帶是較為理想的。

[1] 周敏, 劉正文. 氮、磷對熱帶淺水湖泊惠州西湖藍(lán)藻的控制[J]. 生態(tài)科學(xué), 2012, 31(2): 115–120.

[2] XU H, PAERL H W, QIN B, et al. Nitrogen and phosphorus inputs control phytoplankton growth in eutrophic Lake Taihu, China[J]. Limnology & Oceanography, 2010, 55(1): 420–432.

[3] 張維理, 武淑霞, 冀宏杰, 等. 中國農(nóng)業(yè)面源污染形勢估計及控制對策 I.21世紀(jì)初期中國農(nóng)業(yè)面源污染的形勢估計[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2004, 37(7): 1008–1017.

[4] 余紅兵. 生態(tài)溝渠水生植物對農(nóng)區(qū)氮磷面源污染的攔截效應(yīng)研究[D]. 長沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2012.

[5] 薛峰, 顏廷梅, 喬俊, 等. 太湖地區(qū)稻田減量施肥的環(huán)境效益和經(jīng)濟(jì)效益分析[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報, 2009(4): 26–31, 51.

[6] 夏立忠, 楊林章. 太湖流域非點(diǎn)源污染研究與控制[J]. 長江流域資源與環(huán)境, 2003, 12(1): 45–49.

[7] 余輝, 燕姝雯, 徐軍. 太湖出入湖河流水質(zhì)多元統(tǒng)計分析[J]. 長江流域資源與環(huán)境, 2010, 19(6): 696–702.

[8] 成剛. 太湖氮營養(yǎng)鹽的分布特征及區(qū)域差異性研究[D]. 蘭州: 蘭州大學(xué), 2010.

[9] WEISSTEINER C J, BOURAOUI F, ALOE A. Reduction of nitrogen and phosphorus loads to European rivers by riparian buffer zones[J]. Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems, 2013, 408( 8): 1–15.

[10] 劉璐, 李繼明, 柯凡, 等. 高位湖灘濕地在農(nóng)業(yè)面源污染河水中的應(yīng)用[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2018(19): 83–87.

[11] WU L, OSMOND D L, GRAVES A K ,et al. Relationships between nitrogen transformation rates and gene abundance in a riparian buffer soil[J]. Environmental management, 2012, 50(5): 861–874.

[12] 程昌錦, 丁霞, 胡璇, 等. 濱水植被緩沖帶水質(zhì)凈化研究[J].世界林業(yè)研究, 2018, 31(04): 13–17.

[13] 高馨婷. 城鄉(xiāng)結(jié)合部生態(tài)緩沖帶不同群落配置模式的生態(tài)服務(wù)研究[D]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)研究院, 2011.

[14] 吳永波. 河岸植被緩沖帶減緩農(nóng)業(yè)面源污染研究進(jìn)展[J]. 南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2015(3): 143–148.

[15] 張鵬. 不同寬度竹林河岸緩沖帶對氮磷的截留轉(zhuǎn)化效率[D]. 北京: 中國林業(yè)科學(xué)研究院, 2010.

[16] 卜曉莉, 王利民, 薛建輝. 湖濱林草復(fù)合緩沖帶對泥沙和氮磷的攔截效果[J]. 水土保持學(xué)報. 2015, 29(4): 32– 36.

[17] 李世鋒. 關(guān)于河岸緩沖帶攔截泥沙和養(yǎng)分效果的研究[J].水土保持科技情報, 2003(6): 41–43.

[18] 宋思銘. 河岸緩沖帶凈水效果及優(yōu)化配置技術(shù)研究[D].北京: 北京林業(yè)大學(xué), 2012.

[19] 編委會國家環(huán)境保護(hù)總局水和廢水監(jiān)測分析方法. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 中國環(huán)境出版社, 2013.

[20] DOSSKEY M G. Toward quantifying water pollution abatement in response to installing buffers on crop land [J]. Environmental Management, 2001, 28(5): 577–598.

[21] NGUYEN M L, MATHESON F E, COOPER A B, et al. Short-term nitrogen transformation rates in riparian wetland soil determined with nitrogen-15[J]. Biology and Fertility of Soils, 2003, 38(3): 129–136.

[22] YOUNG R A, HUNTRODS T, ANDERSON W. Effectiveness of vegetated buffer strips in controlling pollution from feedlot runoff[J]. Journal of Environmental Quality, 1980, 9(3): 483–487.

[23] 李瑞玲, 張永春, 劉莊, 等. 太湖緩坡丘陵地區(qū)雨強(qiáng)對農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染物隨地表徑流遷移的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(5): 1221–1223.

[24] 白軍紅, 鄧偉, 朱顏明, 等.洪泛區(qū)濕地土壤有機(jī)質(zhì)和氮素的空間分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2002, 23(2): 77–81.

[25] 白軍紅, 歐陽華, 鄧偉, 等. 向海沼澤濕地土壤氮素的空間分布格局[J].地理研究, 2004, 23(5): 614–622.

[26] 白軍紅, 王慶改. 向海沼澤濕地土壤氮素分布特征及生產(chǎn)效應(yīng)研究[J].土壤通報, 2002, 33(2): 113–116.

[27] 周慧珍, 龔子同. 土壤空間變異性研究[J]. 土壤學(xué)報, 1996(3): 232–241.

[28] 孟亦奇, 吳永波, 朱穎, 等. 利用河岸緩沖帶去除徑流水中氮的研究[J]. 濕地科學(xué), 2016(4): 532–537.

[29] WENGER S. A review of the scientific literature on riparian buffer width, extent and vegetation[D]. Athens, Georgia, 1999.

[30] PETERJOHN W T and CORRELL D L. Nutrient dynamics in an agricultural watershed: Observations on the role of a riparian forest [J]. Ecology, 1984, 65(5): 1466–1475.

Effect of the poplar plantation riparian buffer strips with different densities on the removal rate of inorganic nitrogen

Lü Jian1,2,WU Yongbo1,*, YU Yuying1, MAO Anmin1, CHEN Huan1

1. Collaborative Innovation Center of Sustainable Forestry in Southern China of Jiangsu Province, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China 2. Institute of Botany, Jiangsu Province and Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210014, China

In this study, the removal rates and resistance rates for selected inorganic nitrogen species (NH4+—N and NO3－—N) at poplar plantation riparian buffer strips (RBS) with three planting densities (400, 1000, and 1600 stems·hm-2) were investigated. The results showed that the removal effect of NH4+—N and NO3－—N in runoff water in the higher density (1600 stems·hm-2) RBS was the highest, with the average removal rates of 72.86% and 71.81%, respectively. The removal rates in the lower density (400 stems·hm-2) RBS were the lowest. For the same soil layer, the resistance rate for NH4+—N increased with the increase in concentration of NH4+—N in the soil. The resistance rates for NH4+—N and NO3－—N in the middle density (1000 stems·hm-2) RBS soil were the highest, with the average resistance rates of 32.48% and 44.41%, respectively. The resistance rate in the lower density RBS were the lowest.

poplar plantation riparian buffer strip; stand density; removal rate; NH4+—N; NO3－—N

10.14108/j.cnki.1008-8873.2019.02.019

X522

A

1008-8873(2019)02-146-09

2018-03-30;

2018-07-07

國家重點(diǎn)研發(fā)計劃(2016YFC0502704); 國家林業(yè)局“948”項目(2013-4-63); 江蘇省生物學(xué)優(yōu)勢學(xué)科建設(shè)項目資助

呂建(1989—), 男, 南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院生態(tài)學(xué)專業(yè)碩士, E-mail: lvjian1023@163.com

吳永波, 男, 博士, 副教授, 主要從事濕地生態(tài)學(xué)研究, E-mail: yongbowu0920@163.com

呂建, 吳永波, 余昱瑩, 等. 不同密度楊樹人工林河岸緩沖帶對無機(jī)氮的去除效果[J]. 生態(tài)科學(xué), 2019, 38(2): 146-154.

Lü Jian, WU Yongbo, YU Yuying, et al. Effect of the riparian buffer strip of poplar plantation with different densities on the removal rate of inorganic nitrogen[J]. Ecological Science, 2019, 38(2): 146-154.