草地過濾帶對地表徑流中懸浮固體和氮磷的截留

霍煒潔，趙曉輝，劉來勝，劉玲花，黃亞麗

（1.中國水利水電科學(xué)研究院，北京 100038；2.河北科技大學(xué)，河北石家莊 050018）

0 引言

我國是農(nóng)業(yè)大國，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展取得了世界矚目的成就，但是我國對農(nóng)藥和化肥的依賴程度高，過量使用農(nóng)藥和化肥、不合理的土地利用方式使得農(nóng)田殘留的大量養(yǎng)分以及有害物質(zhì)通過地表徑流和田間滲漏的方式進入受納水體，成為農(nóng)業(yè)面源污染的主要來源之一［1］。據(jù)2020年《第二次全國污染源普查公報》，2017年水污染物中農(nóng)業(yè)源化學(xué)需氧量、總氮和總磷排放量分別占水污染物化學(xué)需氧量、總氮和總磷排放總量的49.8%、46.5%、67.2%，農(nóng)業(yè)源對水污染物排放的貢獻較大。地表徑流是農(nóng)田殘留的氮磷等污染物進入受納水體的主要路徑，流域內(nèi)降雨產(chǎn)生徑流，徑流遷移過程中匯集污染物再進入受納水體已被認(rèn)為是面源污染產(chǎn)生的普遍模式［2］。

植被過濾帶是位于污染源和受納水體之間的植被區(qū)域，能夠在污染物從污染源向受納水體轉(zhuǎn)移的過程中對其攔截凈化，是一種管理便捷、運行成本低、環(huán)境效益顯著的生態(tài)工程措施。歐美國家早在20世紀(jì)30年代就形成了較為規(guī)范的應(yīng)用方案［3］，研究者對植被過濾帶進行定義與分類，采用自然降雨、模擬降雨、模擬徑流等試驗方法開展大規(guī)模實地研究［4］，探討了泥沙［5］、氮磷［6，7］、農(nóng)藥［8，9］、重金屬［10］和腸道致病菌［11］等污染物的攔截效果及過程機理，研究了帶寬、坡度、土壤性質(zhì)、植被條件、污染物性質(zhì)、污染負荷、徑流流量等對植被過濾帶截污效果的影響。國內(nèi)對植被過濾帶防控面源污染的研究起步較晚，但近十年發(fā)展較快，開展了植被過濾帶植物群落配置［12］、坡度［13］、帶寬［13，14］、土壤含水率［15］、徑流流量及污染物進水濃度［16］等因素的影響研究，但大部分以泥沙［16-19］、氮磷營養(yǎng)鹽［17-19］為主要污染物，近年來也開展了農(nóng)藥［20-22］、重金屬［23］、膠體顆粒［24］等的攔截效果研究。

目前國內(nèi)關(guān)于植被過濾帶的研究主要采用模擬徑流試驗，構(gòu)建模擬徑流小區(qū)［12-16，21-23］或?qū)嶒炌敛郏?8-20，25，26］，控制污染物進水濃度、徑流流量等參數(shù)，模擬徑流試驗獲得的數(shù)據(jù)易于分析變量參數(shù)的影響，但是過濾帶規(guī)模有限，且模擬徑流與自然降雨產(chǎn)流仍相差較遠。相比于模擬徑流試驗，模擬降雨試驗可設(shè)置較大的過濾帶規(guī)模，雖然不能完全仿真田間場景，但其可實現(xiàn)與自然降雨相似的均勻度，且降雨強度、降雨歷時、污染源面積和下墊面條件可控，將產(chǎn)匯流控制在適宜規(guī)模，試驗數(shù)據(jù)的可靠性更好。

草地過濾帶因其草本植被生長快速、分檗數(shù)多、莖稈密集、蓋度高而成為植被過濾帶常用類型，一般選擇植株高、生長直立且剛性強的本地草本植物構(gòu)建草地過濾帶［27］。因此，構(gòu)建模擬降雨產(chǎn)流小區(qū)模擬華北地區(qū)典型暴雨產(chǎn)流過程，以懸浮固體、氮、磷為目標(biāo)污染物，測定分析草地過濾帶對產(chǎn)流小區(qū)土壤經(jīng)暴雨侵蝕產(chǎn)生的徑流污染物的攔截效果，為華北地區(qū)應(yīng)用植被過濾帶控制農(nóng)業(yè)面源污染提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)域概況

在北京市玉淵潭公園南側(cè)昆玉河旁實驗區(qū)內(nèi)構(gòu)建試驗系統(tǒng)，試驗系統(tǒng)分為產(chǎn)流“源”區(qū)和徑流“匯”區(qū)兩部分，整體坡度5%。上游產(chǎn)流區(qū)面積8 m2（長2 m×寬4 m），產(chǎn)流區(qū)上方安裝模擬降雨設(shè)備噴淋裝置，降雨范圍均勻覆蓋產(chǎn)流區(qū)，為使短時間產(chǎn)生水土流失，產(chǎn)流區(qū)無植被，土壤松散。下游徑流區(qū)面積48 m2（長12 m×寬4 m），均分為4 個平行條帶，每個條帶面積12 m2（長12 m×寬1 m），相鄰條帶間插入高度40 cm 鍍鋅板，以降低條帶間干擾。按坡度5%平整產(chǎn)流區(qū)和徑流區(qū)連接處坡面，沿坡面鋪設(shè)鍍鋅板，以使產(chǎn)流區(qū)產(chǎn)生的水流能夠均勻進入徑流區(qū)四個處理條帶。四個條帶中設(shè)置徑流區(qū)a 為對照系統(tǒng)，對照系統(tǒng)無植被，土壤裸露；設(shè)置徑流區(qū)b、c、d 為草地過濾帶平行條帶，各草地過濾帶植被配置相同，均以長度2 m 為單位，沿坡面依次種植百慕大、高羊茅和白三葉，（0～6）m 植被與（6～12）m植被相同。試驗區(qū)域示意圖見圖1，試驗區(qū)域照片見圖2。

圖1 模擬降雨產(chǎn)流區(qū)及徑流區(qū)示意圖（單位：m）Fig.1 Schematic diagram of simulated rainfall runoff area

圖2 模擬降雨產(chǎn)流及徑流區(qū)圖片F(xiàn)ig.2 The picture of simulated rainfall runoff area

試驗前測定植被狀況，百慕大植被覆蓋度95%，平均株高22 cm，鮮重4.02 kg/m2；高羊茅植被覆蓋度95%，平均株高30 cm，鮮重3.05 kg/m2；白三葉植被覆蓋度95%，平均株高19 cm，鮮重4.22 kg/m2。

產(chǎn)流區(qū)與徑流區(qū)所用土壤相同，供試土壤的主要理化性質(zhì)如表1 所示。按照土壤顆粒組分占比，參考國際制土壤質(zhì)地分類標(biāo)準(zhǔn)［28］判斷其屬砂質(zhì)黏壤土。以昆玉河河水作為模擬降雨水源，試驗期內(nèi)供試河水的主要水質(zhì)參數(shù)如表2所示。

表1 供試土壤的主要理化參數(shù)Tab.1 Main physical and chemical parameters of the tested soil

表2 供試河水主要水質(zhì)參數(shù)mg/LTab.2 Main parameters of the tested water

1.2 試驗過程和測定方法

試驗時間為8 月9 日至27 日，共進行3 場模擬降雨，每場間隔5～10 d。每次降雨前均對產(chǎn)流區(qū)和徑流區(qū)a 的裸露土壤進行平整，并稱取50 g K2HPO4，50 g NaNO3，50 g NH4HCO3配置溶液，均勻噴灑于產(chǎn)流區(qū)土壤表面。

每場降雨雨強設(shè)置65～75 mm/h，持續(xù)約2 h。在徑流區(qū)沿坡面劃定上部、中部和下部三段區(qū)域測定土壤含水率，上部為徑流區(qū)起始端至坡長2 m 范圍內(nèi)，中部為坡長4～6 m 范圍內(nèi)，下部為坡長8～6 m 范圍內(nèi)，于降雨前和徑流區(qū)停止產(chǎn)流后測定相同點位的土壤含水率，土壤測定深度為10～50 cm，上部、中部和下部各區(qū)域多個點位測定取平均值。

在徑流區(qū)各條帶的出水口放置集流桶收集地表徑流。水樣收集后首先充分混勻，每個出水口量取4 個平行樣品進行測定，混勻水樣測定懸浮物（SS）、高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）、總氮（TN）、總磷（TP）；然后用0.45 μm 濾膜過濾水樣測定溶解性指標(biāo)，包括硝酸鹽氮（NO3--N）、氨氮（NH4+-N）和溶解磷（TDP），測定方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》（第四版）［29］。顆粒態(tài)污染物包括顆粒態(tài)氮（PN）和顆粒態(tài)氮（PP），PN 濃度為TN與NO3--N 和NH4+-N 的濃度差值，PP 濃度為TP 與TDP 的濃度差值。土壤體積含水率采用美國ML2x土壤水分測量儀測定。采用Excel和SPSS17.0進行數(shù)據(jù)處理和方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 草地過濾帶對地表徑流的攔蓄

試驗開始后，對照系統(tǒng)由于無植被阻擋，坡面流速度較大，出流時間僅5 min；草地過濾帶由于植被對水流產(chǎn)生阻滯，坡面流速遠小于對照系統(tǒng)，草地過濾帶的出流時間為45 min。試驗前測定對照系統(tǒng)上部、中部、下部土壤含水率分別為18.50%、19.62%、19.60%，3個草地過濾帶的上部、中部、下部平均土壤含水率分別為20.60%、23.62%、22.40%，因植被覆蓋土壤，草地過濾帶的初始土壤含水率略高于對照系統(tǒng)。過水試驗后再次測定相同點位的土壤含水率，對照系統(tǒng)上部、中部、下部土壤含水率分別為29.20%、34.56%、39.20%，草地過濾帶上部、中部、下部土壤含水率平均為37.20%、39.56%、40.80%。經(jīng)比較，對照系統(tǒng)和草地過濾帶的土壤含水率均比試驗前顯著增加，說明水流通過徑流區(qū)坡面時發(fā)生了下滲過程。計算對照系統(tǒng)和草地過濾帶土壤含水率的增加量，如圖3所示。

圖3 試驗后對照系統(tǒng)和草地過濾帶土壤含水率增加量Fig.3 Increase of soil moisture contents in control system and grass filter strips after test

圖3 顯示出徑流通過對照系統(tǒng)后，土壤含水率增加量沿坡面向下逐漸變大，考慮到裸露土壤無植被固持下滲的水分，滲入土壤中的水分向下移動，使得過水后下部土壤含水率增加量顯著高于上部；草地過濾帶上、中、下三段點位的土壤含水率增加均勻，且增加量高于對照系統(tǒng)，分析認(rèn)為植被對水流產(chǎn)生阻擋，延長了徑流入滲時間，且植物根系促進下滲，使得草地過濾帶水流下滲分布較為均勻。

2.2 草地過濾帶對徑流中懸浮固體的攔截效果

各處理徑流出流中懸浮固體濃度如表3 所示，草地過濾帶懸浮固體出流濃度均極顯著低于對照系統(tǒng)的懸浮固體出流濃度（P<0.01），相比于對照系統(tǒng)平均減少80.80%。徑流中的懸浮固體隨水流遷移，地表植被阻滯水流，水流速度降低使得其攜帶懸浮固體的能力下降，進而促進顆粒物沉積，出水濃度降低［30］。顆粒物粒徑越大，越易于發(fā)生沉積作用。試驗結(jié)果表明草地過濾帶可有效截留地表徑流中的懸浮固體。

由表3還可看出，隨著試驗次數(shù)增加，懸浮固體出流濃度呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢，尤以對照系統(tǒng)出流濃度變化幅度最大，第三次試驗懸浮物出水濃度比第一次減少約34%?？紤]到降雨雨滴對產(chǎn)流區(qū)土壤團聚體擊打使其破碎，產(chǎn)流時土壤顆粒即隨徑流遷出和搬運，徑流沖刷次數(shù)增加導(dǎo)致易于流失的表層土壤不斷減少，使得出流懸浮固體濃度逐漸降低。

表3 對照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中懸浮固體濃度（n=4）mg/LTab.3 Outflow concentrations of suspended solid from control system and grass filter strips（n=4）

2.3 草地過濾帶對徑流中氮素的攔截效果

對照系統(tǒng)和草地過濾帶出流中各氮素濃度如表4 所示，總氮（TN）是水中各種形態(tài)含氮化合物的總量，氮素按存在形式包括溶解態(tài)氮（TDN）和吸附態(tài)氮［31］。地表水體中TDN 以NO3--N和NH4+-N 為主，NO2--N 和其他小分子氮含量較少。吸附態(tài)氮吸附于懸浮顆粒物上，形成顆粒態(tài)氮（PN），隨徑流中的顆粒物遷移。

表4 對照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中氮素濃度（n=4）mg/LTab.4 Outflow concentrations of nitrogen from control system and grass filter strips（n=4）

經(jīng)比較，草地過濾帶出流中的NO3--N 濃度與對照系統(tǒng)均無顯著性差異（P=0.419）。徑流中的溶解性污染物主要通過下滲截留在植被過濾帶中，且表現(xiàn)為污染負荷的削減，濃度削減主要依靠吸附作用、植物吸收及微生物降解等過程［32］。NO3--N溶解性強且?guī)в胸撾姾?，試驗供試土壤呈弱堿性（pH值7.6），大多數(shù)帶有負電荷，因而土壤對NO3--N 的吸附作用有限［33］，而且較短的水力停留時間導(dǎo)致植物吸收和微生物代謝降低NO3--N濃度的作用也不明顯。此外，外源NO3--N 持續(xù)輸入，過濾帶土壤中有機氮分解以及微生物硝化轉(zhuǎn)化均可使NO3--N 出現(xiàn)累積［34］，表層土壤中的礦質(zhì)氮素溶解釋放入徑流，也會增加NO3--N的出水濃度。結(jié)果顯示草地過濾帶相比于對照系統(tǒng)未能表現(xiàn)出截留NO3--N 的優(yōu)勢。Bhattarai 等也得出因硝態(tài)氮在土壤中易于遷移以及土壤微生物的硝化轉(zhuǎn)化，植被過濾帶對硝態(tài)氮濃度削減效率通常較低［31］。

草地過濾帶出流中NH4+-N 濃度均顯著低于對照系統(tǒng)（P<0.05），比對照系統(tǒng)平均減少12.23%。NH4+-N分子呈正電性，水體中大部分可交換態(tài)NH4+-N 易于吸附到負電性土壤顆粒表面［33，35］，而且NH4+-N 可轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性化合物，因此，NH4+-N 去除率高于NO3--N。Eghball等構(gòu)建0.8 m 窄型柳枝稷過濾帶，也得出NH4+-N濃度削減率顯著高于NO3--N［36］。

草地過濾帶出流中TN 濃度也均顯著低于對照系統(tǒng)（P<0.05），比對照系統(tǒng)平均減少39.33%。TN 的濃度變化是多種氮素截留的綜合表現(xiàn)。計算對照系統(tǒng)出流中PN 占TN 的比例為32.37%～45.65%，草地過濾帶出流中PN 占TN 的比例為3.16%～8.30%，徑流流經(jīng)草地過濾帶，部分PN 隨懸浮固體通過沉積作用攔截在過濾帶中，使得草地過濾帶徑流出水中PN 占TN 的比例明顯降低，因此草地過濾帶出流中TN 濃度顯著低于對照系統(tǒng)。植被過濾帶阻滯徑流促使顆粒物沉積，相比于溶解態(tài)污染物受到的吸附作用，其降低濃度更顯著，因此草地過濾帶TN濃度削減效率明顯高于NO3--N和NH4+-N。

2.4 草地過濾帶對徑流中磷素的攔截效果

磷素以多種形式存在于土壤、水體以及懸浮顆粒物中，研究中通常以能否通過0.45 μm 濾膜而劃分為顆粒態(tài)和溶解態(tài)組分。顆粒態(tài)磷（PP）包括吸附磷、有機磷以及礦物磷等，溶解態(tài)磷（TDP）包括正磷酸鹽、無機聚磷酸鹽以及小分子有機磷化合物等。水體中的含磷化合物處于溶解態(tài)和顆粒態(tài)的動態(tài)平衡中，地表徑流中的顆粒態(tài)磷隨懸浮顆粒物遷移，是磷流失的主要形式［37］。

對照系統(tǒng)和草地過濾帶出流中各磷素濃度如表5所示。草地過濾帶出水TDP 濃度均顯著低于對照系統(tǒng)（P<0.05），比對照系統(tǒng)平均減少12.46%。TDP 可吸附于土壤有機質(zhì)及黏土顆粒上［38］，由于較強的吸附性，通常土壤溶液中TDP 濃度較低，吸附作用是TDP截留的主要原因。

草地過濾帶出流中TP 濃度均極顯著低于對照系統(tǒng)（P<0.01），比對照系統(tǒng)平均減少61.44%。由表5 可知，各處理中PP在TP 中所占比例大于90%，徑流中的磷素以顆粒磷為主要形式，由于顆粒磷與懸浮顆粒物截留過程相似，通過沉積作用截留在過濾帶中，因此TP濃度減少率顯著高于TDP（12.46%）。此外，對照系統(tǒng)出水的TP 濃度與懸浮固體濃度變化相似，也呈現(xiàn)出隨試驗次數(shù)增加而逐漸降低的趨勢。

表5 對照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中磷素濃度（n=4）mg/LTab.5 Outflow concentrations of phosphorus from control system and grass filter strips（n=4）

2.5 草地過濾帶對徑流中有機質(zhì)的攔截效果

暴雨徑流沖刷地表，除了將氮、磷營養(yǎng)鹽等污染物帶入徑流，還將大量有機質(zhì)帶入徑流，CODMn是表征水體中有機質(zhì)含量的重要參數(shù)。如表6 所示，草地過濾帶出流中CODMn濃度均極顯著低于對照系統(tǒng)（P<0.01），比對照系統(tǒng)平均減少83.34%。由于徑流中有機質(zhì)主要通過侵蝕土壤產(chǎn)生，因此隨試驗次數(shù)增加，對照系統(tǒng)CODMn出水濃度也呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢。

表6 對照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中CODMn濃度（n=4）mg/LTab.6 Outflow concentrations of CODMn from control system and grass filter strips（n=4）

3 討論

地表徑流沖刷侵蝕土壤表層，形成徑流中的懸浮物固體，懸浮固體主要包括泥沙、黏土和無機膠體等，其不僅本身是一種污染物影響水體感官、降低水體透明度，而且還通過吸附、絡(luò)合作用結(jié)合氮、磷、重金屬等污染物，成為其他污染物的載體［39］。試驗結(jié)果表明草地過濾帶對地表徑流中的懸浮固體攔截效率較高，相比于對照系統(tǒng)懸浮物出水濃度平均減少80.80%。懸浮固體主要通過沉積作用截留在過濾帶中，過濾帶中的植被，尤其是莖稈密度高的草本植物可阻擋滯緩徑流，導(dǎo)致水流攜沙能力降低，懸浮固體發(fā)生沉降［40］，沉積作用可使徑流中懸浮物濃度顯著降低。李懷恩等構(gòu)建10 m 和15 m 植被過濾帶小區(qū)，懸浮固體濃度和負荷削減率分別達到81.27%和89.56%以上［16］。肖波等構(gòu)建3 m 草本植被過濾帶土槽，經(jīng)渾水模擬徑流試驗得出泥沙攔截率為85%以上［20］。研究者還對不同粒徑懸浮固體的沉積過程進行細化研究，張鴻敏［21］構(gòu)建草本和灌草過濾帶，得出徑流中粒徑250～1 000 μm 泥沙顆粒的沉積作用最為顯著，植被過濾帶攔截率最高。鄧娜［41］比較植被過濾帶進出口水流中的泥沙粒徑分布，得出粒徑大于30 μm 的泥沙顆粒易于發(fā)生沉積，但過濾帶出水中粒徑1～10 μm 的泥沙顆粒增多，說明植被過濾帶在沉積粗顆粒泥沙的同時也伴隨細顆粒泥沙的流失。

懸浮固體隨徑流搬運過程中也會裹挾氮、磷等污染物，顆粒態(tài)氮磷的攔截過程與懸浮物相似，在草地過濾帶中也表現(xiàn)出較高的削減率，顆粒態(tài)組分比例越高，截留效率越高。在相同的草地過濾帶系統(tǒng)，Dillaha［6］研究得出當(dāng)徑流中顆粒磷占總磷的90%時，4.6 m 草地過濾帶中磷去除率49%～73%，9.1 m 過濾帶中磷去除率65%～93%；Magette［42］研究得出當(dāng)顆粒磷在總磷中降低至60%時，4.6 m 草地過濾帶總磷平均去除率降至27%，9.1 m 草地過濾帶總磷平均去除率降至46%。試驗結(jié)果中草地過濾帶總氮和總磷的截留效果明顯高于溶解態(tài)氮素和溶解態(tài)磷素，其中顆粒態(tài)組分的截留是出水濃度降低的主要原因。

溶解態(tài)污染物既可以隨地表徑流向下游遷移，也可以通過下滲進入土壤層，還可被植物和微生物吸收利用，或通過物理吸附或化學(xué)反應(yīng)固化進入表層土壤［9］。徑流流經(jīng)各試驗條帶后土壤含水率均有顯著增加，而且草地過濾帶相比于對照系統(tǒng)土壤含水率增加量更大，各位點土壤含水率增加更均勻，說明植被對徑流的阻滯作用及密集的植物根莖均可促進下滲過程，但污染物隨水流穿透土層下滲也會產(chǎn)生污染地下水的風(fēng)險。植被過濾帶對污染物的吸附?jīng)Q定于污染物的吸附性、植被密度、過濾帶土壤表面粗糙度以及水流深度等，強吸附性的PO43--P可累積于土壤，高溶解度污染物如NO3--N 因其較強的流動性在土壤中的吸附性較?。?］。過濾帶內(nèi)的植被和微生物群落也能夠?qū)搅髦械臓I養(yǎng)鹽等化合物吸收同化，但其過程持續(xù)時間較長，且需要對植被、土壤、微生物群落、徑流污染物協(xié)同研究。試驗得出NO3--N 濃度削減效率較低，NH4+-N 和TDP 濃度削減率高于NO3--N，可能與化合物的吸附性相關(guān)。徑流中的懸浮固體、氮、磷在過濾帶中的截留過程復(fù)雜，且短期和中長期的凈化機理和主控因素不同，通過模擬降雨產(chǎn)流試驗比較地表徑流中污染物出水濃度的變化來討論污染物在過濾帶中的截留過程，因水力停留時間較短，認(rèn)為污染物截留以物理過程為主，其在過濾帶中發(fā)生的生物化學(xué)過程還需要后續(xù)長期的觀察研究。

4 結(jié)論

（1）通過模擬降雨產(chǎn)流及徑流試驗得出，相比于土壤裸露的對照系統(tǒng)，以百慕大、高羊茅和白三葉為植被的草地過濾帶可有效攔截地表徑流及徑流中的污染物。草地過濾帶出水中除NO3--N 濃度與對照系統(tǒng)無顯著差異外，SS、NH4+-N、TN、TDP、PP、TP和CODMn濃度均顯著低于對照系統(tǒng)。

（2）與對照系統(tǒng)相比，草地過濾帶出流中SS 濃度平均減少80.80%，NH4+-N 濃度平均減少12.23%，TN 濃度平均減少39.33%，TDP 濃度平均減少12.46%，TP 濃度平均減少61.44%，CODMn濃度平均減少83.34%。

（3）顆粒態(tài)污染物的濃度削減率高于溶解態(tài)污染物。相比于對照系統(tǒng)，SS 以及CODMn的濃度減少率為80%以上；其次為TP 和TN，其顆粒態(tài)組分越高，截留率越高；最后為溶解態(tài)污染物TDP、NH4+-N 和NO3--N，其中具有較強吸附性的TDP 和NH4+-N的去除效率高于弱吸附性污染物NO3--N。