河岸緩沖帶植被配置對徑流水中磷的截留效果

黃賽鳳，吳永波＊，茆安敏

(1. 南京林業(yè)大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210037；2. 南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210037)

農(nóng)業(yè)面源污染是水環(huán)境污染的主要貢獻源，也是區(qū)域水體富營養(yǎng)化的主要原因[1]。由于農(nóng)藥化肥的不合理使用以及畜禽糞污的混亂排放不僅使耕地質(zhì)量下降，而且未被利用的氮磷或殘留的農(nóng)藥等污染物還會隨徑流進入水環(huán)境，引發(fā)水體面源污染，嚴重威脅居民的飲水安全與健康[2]。河岸植被緩沖帶是防治農(nóng)業(yè)面源污染的主要措施之一，也是攔截污染物進入湖泊與河流的最后一道綠色屏障。緩沖帶經(jīng)過水-土壤-植被的過濾、滲透、吸收、滯留、沉降等物理、化學(xué)作用及生物效能，可有效阻控氮磷等污染物進入周邊水系，對富營養(yǎng)化水體的修復(fù)具有重要作用[3-4]。研究發(fā)現(xiàn)采取“放寬控N、集中控P 的策略”治理湖泊富營養(yǎng)化可大幅度降低治理成本及提高治理效率[5]。

近年來，河岸植被緩沖帶的研究側(cè)重于緩沖帶的構(gòu)建技術(shù)[6]，但當前緩沖帶的設(shè)計通常不夠具體，也缺乏對緩沖帶可持續(xù)性和長期效率的考慮[7]。對緩沖帶寬度的需求往往因主要功能、截污效率的不同而存在較大的差異，并沒有統(tǒng)一的標準。Cao 等[8]研究發(fā)現(xiàn)緩沖帶截污率達50%時，總氮需要的寬度遠大于總磷。孫東耀等[9]研究表明，緩沖帶對徑流總磷的削減主要集中在前 10 m，截留率可達 80%以上。草本、灌木和喬木具有不同的截污能力，植被類型的不同會導(dǎo)致緩沖帶對污染物的阻控效率產(chǎn)生差異[10]。植被密度是影響緩沖帶截留效率的另一重要因素，目前針對適宜植被密度緩沖帶對污染物截留效率的研究并不多見。Abu-Zreig 等[11]研究指出總磷截留率與草本蓋度呈線性增加關(guān)系。Lv 和Wu[12]研究發(fā)現(xiàn)1 000株·hm-2的森林緩沖帶對氮素的削減效率顯著高于1 600 株·hm-2。由此可見，在構(gòu)建緩沖帶的過程中，不同的緩沖帶配置對截污效果有著重要影響，這也是緩沖帶對污染物的阻截效率有顯著差異的主要原因。

太湖流域農(nóng)業(yè)發(fā)達，化肥施用量普遍偏高，加上肥料效率不足 40%，土壤中盈余的氮、磷極易發(fā)生流失，引發(fā)農(nóng)業(yè)面源污染[13-14]。太湖水環(huán)境富營養(yǎng)化問題突出，氮、磷指標是造成太湖水體富營養(yǎng)化的關(guān)鍵因子[15]。目前太湖總氮濃度得到較好的控制，總磷濃度仍長期處于高位波動狀態(tài)[16]，磷素成為制約太湖水環(huán)境質(zhì)量根本性好轉(zhuǎn)的關(guān)鍵因素。因此，本文以太湖流域河岸人工林緩沖帶為研究對象，對比研究不同配置緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷的截留效率的差異，旨在提出最優(yōu)的太湖流域緩沖帶植被配置模式，為太湖農(nóng)業(yè)面源污染的治理提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于江蘇省宜興市周鐵鎮(zhèn)沙塘崗村東部（31°07'～31°37' N，119°31'～120°03' E），太湖西部沿岸，與太湖一堤之隔。研究區(qū)屬亞熱帶季風(fēng)氣候，全年溫暖濕潤雨水充沛，四季分明。年均降雨時間136.6 d，年均降水量1 177 mm，春夏季雨水較集中，年平均氣溫 15.7 ℃，年均日照時數(shù)為1 924.2 h。地表和地下水豐富。研究區(qū)土壤類型為中性黃壤，土質(zhì)均勻，土壤密度為 1.38 g·cm-3。周邊居民主要以農(nóng)業(yè)為主，主要種植水稻（Oryza sativaL.），小麥（Triticum aestivumL.）和油菜（Brassica napus L.）等農(nóng)作物。林下為自然更新的草本植物，以蘆葦（Phragmites australis(Cav.) Trin. ex Steud）為主。

1.2 樣地設(shè)置

試驗共設(shè)置 7 個大小為 20 m × 40 m 的小區(qū)，自西向東面臨太湖垂直于地表徑流方向，坡度比為 1∶250（圖1）。各小區(qū)之間邊緣均用厚2 mm、高60 cm 的 PVC 板隔開（地下 40 cm，地上 20 cm）。樣地喬木配置見表1。中山杉（Taxodium‘Zhongshanshan’）和‘南林95’ 楊（Populus×euramericana‘Nanlin 95’）生長狀況良好，林齡均為6 a，平均樹高分別為4.6 m 和8.9 m，胸徑分別為5.2 cm 和8.8 cm。各小區(qū)設(shè)置4 個河岸植被緩沖帶寬度（0 、15 、30 和40 m），在不同寬度處分別埋設(shè)3 組 PVC 淋溶管，采集 20 cm 和40 cm 深度的徑流水（圖2）。

表1 樣地植物配置 Table 1 Allocation of vegetation in the experiment plots

圖1 采樣地設(shè)置示意圖Fig. 1 Sketch map of setting sampling sites

圖2 試驗樣地小區(qū)淋溶管鋪設(shè)示意圖Fig. 2 Leaching pipe laying schematic setting in each experimental plot

1.3 樣品采集與處理

于3 月和12 月各人工施肥一次，降雨前在各樣地起始端 0～0.5 m 處進行，施肥量參考當?shù)剞r(nóng)田施肥量（ 1 200 kg·hm-2），復(fù)合肥氮磷鉀比例為16∶8∶16。施肥一周后采集水樣，共采集水樣336 個。用小型水泵抽取不同寬度處20 和40 cm深淋溶管內(nèi)徑流水樣，裝入 100 mL 塑料瓶中，帶回實驗室后放入 4 ℃ 冰箱保存并盡快測定。采樣期間前1 周平均降雨量分別為81.5 和52.4 mm。采用鉬銻抗-紫外分光光度法測定水樣中總磷和可溶性磷。其中待測可溶性磷的水樣先經(jīng)過0.45 μm濾膜抽濾預(yù)處理。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

徑流水磷素截留效率Ri=（C0-Ci）/C0×100%，其中，Ri為緩沖帶不同寬度處徑流水中磷素截留率；C0為緩沖帶起始處徑流水中磷素含量/(mg·L-1)；Ci為緩沖帶不同寬度采樣點處徑流水中磷素含量/(mg·L-1)；i為緩沖帶不同寬度處理（i=15，30 和 40，單位m）。采用SPSS 和Origin進行數(shù)據(jù)分析并作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 徑流水中磷素截留的季節(jié)性變化

圖3 是徑流水中總磷和可溶性磷的截留率隨時間變化的動態(tài)特征。由圖3 知，緩沖帶對徑流水中磷素的截留效果具有明顯的季節(jié)變化，徑流水中總磷和可溶性磷的截留率均在12 月份達到峰值，分別達92.12%和98.55%，3 月份緩沖帶對總磷和可溶性磷的截留效果較差。12 月徑流水中總磷和可溶性磷的截留率均顯著高于3 月（P＜0.05）。緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷的截留效果出現(xiàn)較大差異，春季和冬季緩沖帶對徑流水中可溶性磷的截留效率均顯著高于總磷（P＜0.05）。

圖3 不同時間太湖流域河岸緩沖帶對磷素的截留效果Fig. 3 Removal rates of TP and DP of different months by riparian buffer strips of Taihu Lake

2.2 楊樹林緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

2.2.1 不同寬度楊樹林緩沖帶對磷截留的差異如表2 所示，在各林分密度下，前15 m 徑流水中總磷和可溶性磷含量下降趨勢明顯，15 m 后下降趨勢減緩。 400 株·hm-2條件下，總磷的R15處達89.96%，R30有所下降但差異不顯著；可溶性磷的R30和R40顯著高于R15（P＜0.05）。密度為1 000 株·hm-2情況下，隨著寬度的增加，總磷和可溶性磷的Ri呈先下降后上升趨勢；總磷R15與其他Ri無顯著差異，R30顯著低于R40（P＜0.05）；可溶性R15顯著高于R30和R40（P＜0.05）。1 600 株·hm-2條件下，隨著寬度的增加，緩沖帶對總磷和可溶性磷的截留率呈上升趨勢；總磷Ri隨寬度的變化差異顯著（P＜0.05），總磷R15僅為56.63%，R40最高，可達76.85%；可溶性磷R15顯著低于R30和R40（P＜0.05）。

表2 楊樹林緩沖帶徑流水中磷的截留效果 Table 2 Removal rates of TP and DP by poplar plantation buffer strips

2.2.2 不同密度楊樹林緩沖帶對磷截留的差異由表2 知，15～40 m 寬度區(qū)間內(nèi)隨著密度的增加總磷Ci呈上升趨勢，總磷Ri呈下降趨勢。總磷C15和R15在不同密度間均差異顯著（P＜0.05）。楊樹林總磷C30和C40在400 株·hm-2下顯著低于其他密度下（P＜0.05），可溶性磷C30和C40在1 000 株·hm-2下顯著高于其他密度下（P＜0.05）；總磷R30和R40隨密度的增加而降低且存在顯著性差異（P＜0.05）；溶性磷R30和R40在400 株·hm-2緩沖帶下最高，與1 600 株·hm-2緩沖帶無顯著差異，二者顯著高于1 000 株·hm-2緩沖帶（P＜0.05）?？傮w來看，楊樹林對總磷和可溶性磷的截留效果分別表現(xiàn)為400 株·hm-2下好于1 000 株·hm-2下好于1 600 株·hm-2下和400 株·hm-2下好于1 600株·hm-2下好于1 000 株·hm-2下。400 株·hm-2的楊樹林緩沖帶對磷素具有較好的攔截效果。

2.3 中山杉林緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

2.3.1 不同寬度中山杉林緩沖帶對磷截留的差異

根據(jù)表3 可以看出，同一密度下，徑流水經(jīng)過15 m 寬的緩沖帶后，徑流水中總磷和可溶性磷含量大幅度降低，寬度大于 15 m 后徑流水中磷素含量無顯著差異。總體上，隨著寬度的增加，總磷和可溶性磷截留率總體呈先上升后下降的趨勢。林分密度為400 和1 000 株·hm-2時，總磷和可溶性磷截留率隨寬度的變化均無顯著差異（P＞0.05）。林分密度為1 600 株·hm-2時，不同寬度緩沖帶之間對總磷的截留率差異不顯著，各寬度下總磷截留率表現(xiàn)為：R15＞R40＞R30；可溶性磷的R15和R30顯著高于R40（P＜0.05）。

表3 中山杉林緩沖帶徑流水中磷的截留效果Table 3 Removal rates of TP and DP by Taxodium ‘Zhongshanshan’ plantation buffer strips

2.3.2 不同密度中山杉林緩沖帶對磷截留的差異

由表3 知，15～40 m 寬度區(qū)間內(nèi)中山杉林總磷和可溶性磷的Ci隨著密度的增加呈上升趨勢，中山杉林總磷和可溶性磷的Ri隨著密度的增加呈下降趨勢。中山杉林總磷C15在不同密度間差異顯著（P＜0.05），總磷R15在400 株·hm-2下顯著大于1 600 株·hm-2下（P＜0.05）。總磷C30在各密度下差異顯著（P＜0.05），總磷R30在400 和1 000株·hm-2下顯著高于1 600 株·hm-2下?？偭缀涂扇苄粤證40在1 600 株·hm-2下顯著大于其他密度下（P＜0.05）；總磷的R40變化規(guī)律與R30大致相同；可溶性磷R40在400 株·hm-2緩沖帶顯著高于在1 600 株·hm-2緩沖帶（P＜0.05）。總體上，隨著林分密度的下降，中山杉林緩沖帶對總磷和可溶性磷的截留率增大。400 株·hm-2的中山杉林緩沖帶對總磷和可溶性磷的阻控效果最好。

2.4 混交林緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

林分密度1 000 株·hm-2的楊樹-中山杉混交林對徑流水中磷的截留率見表4?？偭缀涂扇苄粤椎腃15較對照大幅度下降，分別減少了94.16%和98.88%。混交林總磷和可溶性磷的C15、C30和C40差異均不顯著(P＞0.05)?？偭椎腞40較R30略有下降?？扇苄粤椎腞15顯著高于R30（P＜0.05）。各寬度下總磷和可溶性截留率由高到低分別表現(xiàn)為R30＞R40＞R15和R15＞R40＞R30。

表4 楊樹-中山杉混交林緩沖帶徑流水中磷的截留效果Table 4 Removal rates of TP and DP by ‘Nanlin 95’ - ‘Zhongshanshan’ mixed plantation buffer strips

2.5 不同植被類型緩沖帶對徑流水磷素的截留效果

各林分密度下，喬木林（中山杉林、楊樹林和混交林）緩沖帶對徑流水中總磷和可溶性磷的截留效果不同。由圖4（a）知，當密度為400 和1 600株·hm-2時，中山杉林對總磷的Ri最高且與楊樹林差異顯著（P＜0.05）。密度為1 000 株·hm-2情況下，中山杉林和混交林對總磷的Ri顯著高于楊樹林（P＜0.05），中山杉林與混交林間總磷的截留效果無顯著差異（P＞0.05），各植被類型緩沖帶對總磷的Ri表現(xiàn)為中山杉林＞混交林＞楊樹林。圖4（b）中，密度為400 株·hm-2條件下，中山杉林對可溶性磷的Ri大于楊樹林，但差異不顯著。1 000 株·hm-2密度下，不同類型植被緩沖帶對可溶性磷的Ri與總磷的Ri變化規(guī)律相似，中山杉林和混交林對可溶性磷的Ri顯著高于楊樹林（P＜0.05），3 種緩沖帶對可溶性磷的Ri效率大小依次為：中山杉林＞混交林＞楊樹林。1 600株·hm-2條件下，楊樹林對可溶性磷的Ri略高于中山杉林。綜合可知，密度為1 000 株·hm-2情況下，混交林緩沖帶對磷素的截留效率強于楊樹林緩沖帶，中山杉林緩沖帶能有效降低徑流水中的磷素，效果優(yōu)于楊樹林和混交林緩沖帶。

圖4 不同植被類型緩沖帶對徑流水中總磷截留效果Fig. 4 Removal rates TP and DP by riparian buffer strips with different plantations

3 討論

本研究結(jié)果表明冬季緩沖帶對總磷和可溶性磷的截留率（Ri）顯著高于春季。在非生長季，緩沖帶對磷素的截留效率較高，推其原因，一方面是可能是因為冬季太湖流域土壤微生物生物量磷和磷酸酶活性高于其他季節(jié)[17]，秋季積累的凋落物為冬季微生物的代謝提供豐富的底物以促進土壤微生物固定活化磷素；另一方面可能是由于春季是施肥高峰期以及雨水多，緩沖帶污染物運輸負荷增多，導(dǎo)致截污效率下降[18]。本論文研究對象中山杉和楊樹均處在幼齡階段，植物生長發(fā)育前期對磷素的吸收較快，但隨著林齡的增加，緩沖帶對污染物的去除效果將發(fā)生變化甚至出現(xiàn)飽和狀態(tài)。此外，緩沖帶僅能將截留吸附的磷素暫時儲存在緩沖帶中，為了最大程度保持緩沖帶的可持續(xù)性，普遍的做法是對地上草本進行定期收割[19]。周子堯等[20]研究發(fā)現(xiàn)太湖流域春季喬木林緩沖帶對磷素的截留效果較夏季差。結(jié)合本研究春季緩沖帶對磷素的截留率低于冬季的結(jié)果，可選擇在截磷效率較低的植被生長季節(jié)—春季對研究區(qū)的林下草本進行收割。

緩沖帶對徑流水中不同形態(tài)磷的削減能力不同。徑流水中磷素主要以顆粒態(tài)和溶解態(tài)兩種形態(tài)存在[21]。顆粒態(tài)磷主要是通過植被的攔截和過濾作用吸附沉積在緩沖帶中，入滲和土壤吸附是可溶性磷主要的去除機制，可溶態(tài)磷隨徑流入滲土壤后可被植物根系和微生物同化吸收[22-23]。本研究發(fā)現(xiàn)緩沖帶對徑流水中可溶性磷的截留效果較總磷好，可溶性磷的截留效率顯著高于總磷，此結(jié)論與其他學(xué)者的研究結(jié)果一致[24-25]。緩沖帶對總磷和可溶性磷的截留效果出現(xiàn)差異，這可能與樣地坡度小有關(guān)，平緩的坡度可增加徑流滯留的時間和降低徑流速度[26]，提高土壤水力滲透的能力，可溶態(tài)磷能充分入滲到土壤中。此外，也可能是受到樣地林下植被狀況的影響，緩沖帶對顆粒態(tài)磷的阻截能力有限。

一般認為，緩沖帶越寬對污染物的阻截效果越好[27]。但影響污染物截留效率的因素有很多，當寬度足夠?qū)挄r，這種趨勢才明顯[28]。本研究結(jié)果表明，持續(xù)增加緩沖帶的寬度并不能顯著提升磷素截留率，甚至?xí)霈F(xiàn)截留率下降的結(jié)果，這與史中奇等[29]的研究結(jié)果相符。這可能是由于地表植被對磷的固持能力相對較弱，被緩沖帶阻截下的磷素可隨著徑流的沖刷再次進入緩沖帶中；且前段緩沖帶阻截了絕大部分徑流水中的磷素，致使徑流中磷素含量大幅度削減，當徑流流經(jīng)緩沖帶時，土壤中磷可以通過淋溶和解吸進入徑流中，這也可能導(dǎo)致磷素含量大多不降反升[30]。緩沖帶過寬會造成土地資源浪費和管護成本提高，實際應(yīng)用中需考慮緩沖帶截留效率與建設(shè)成本的最佳結(jié)合點，合理構(gòu)建緩沖帶的寬度是有效控制農(nóng)業(yè)面源污染的重點。參考朱穎等[31]的研究，將徑流中磷素去除率達80%時的寬度定為緩沖帶的最佳寬度。本研究發(fā)現(xiàn)，緩沖帶徑流水中磷素含量在15 m 處明顯下降，3 種密度的中山杉林、1 000 株·hm-2的混交林、400 和1 000 株·hm-2的楊樹林緩沖帶在15 m 處總磷和可溶性磷截留率均達80%以上。這說明緩沖帶對磷素的截留集中在前段的 15 m，15 m 寬的河岸緩沖帶能有效去除徑流水中磷素。國內(nèi)學(xué)者在研究植被緩沖帶對面源污染影響時同樣發(fā)現(xiàn) ，緩沖帶對徑流污染物的截留能力在前段15 m 較強[32-33]。對于密度1 600 株·hm-2的楊樹林緩沖帶而言，隨著緩沖帶寬度的增加，總磷截留率顯著增長，但其在40 m 處總磷截留率仍不足80%，這表明1 600株·hm-2楊樹林緩沖帶對寬度的要求更高，至少需要40 m 以上的寬度才能滿足對磷的截留要求?？梢?，植被密度與緩沖帶寬度的確定有密切關(guān)系。Yang 等[34]也認為植被密度是確定緩沖帶最佳去除效率和最佳寬度的關(guān)鍵因素。

在建造緩沖帶的過程中相較于改變緩沖帶的坡度、寬度以優(yōu)化緩沖帶的格局，合理調(diào)整林分密度的措施的可操作性和經(jīng)濟性也很強。植被的疏密程度影響緩沖帶中磷的傳輸效率，適宜的林分密度會促進緩沖帶對磷素的截留[35]。本研究結(jié)果表明，對于楊樹林和中山杉林而言，林分密度為400株·hm-2的緩沖帶對磷素的截留效果最佳，高密度緩沖帶對磷素的攔截效果較差，這可能是因為密集生長的草本植被在延緩徑流和降解、吸收和沉積磷素方面發(fā)揮著重要作用[36]，隨著林分密度的增加，林下草本覆蓋度會減少[37]，導(dǎo)致林下植被對磷素的攔截效率被削弱。有研究認為，草本截污效果顯著且地面覆蓋率遠高于林木，在建立森林緩沖帶時，林分密度應(yīng)保持在足夠低的水平，以促進草本的生長[38]，本研究結(jié)果支持這一觀點。郭蔚華等[39]的研究也表明在喬灌草植被配置中，喬木覆蓋率越高，其對磷污染物的去除效果越差，喬木覆蓋率小于40%時，磷素削減效果較好，且喬木落葉易增加徑流水中的磷含量。有研究發(fā)現(xiàn)，林分密度對緩沖帶阻截效果的影響主要是由于冠層截留[40]。林分密度對林木冠幅和樹高的生長有顯著影響[41]，中山杉和楊樹都屬于喜光速生樹種，對光照、水肥、空間需求更高，適當稀植不僅可以促進林木的自身生長，還能增加林下透光度，促使部分喜光先鋒灌木和草本植物的入侵，增強的林分的自我更新能力和生態(tài)穩(wěn)定性。

植被對養(yǎng)分的吸收主要取決于植被類型，總生物量高的植被對養(yǎng)分的吸收能力更強[42]。植被根系越發(fā)達、生物量越高，越能促進植物根系吸收污染物。本研究發(fā)現(xiàn)，中山杉林對徑流水中總磷和可溶性磷的攔截效果最好，楊樹-中山杉混交林和楊樹林對磷素的攔截能力相對較弱。張鈺榮等[43]的研究結(jié)果也證實中山杉林緩沖帶對徑流水中磷素的截留率高于楊樹林。中山杉較楊樹而言是深根系樹種，其較深的根系不僅能改變土壤結(jié)構(gòu)以此影響土壤入滲率[44]，還能增強土壤抗沖刷能力。進一步分析發(fā)現(xiàn)1 000 株·hm-2的混交林對磷素的截留效果較400 和1 000 株·hm-2的中山杉林差，可能是因為1 000 株·hm-2的林分密度對于混交林而言不適宜，不合理的林分密度會影響種間化感物質(zhì)的釋放[45]，進而影響林內(nèi)群落結(jié)構(gòu)，降低了緩沖帶對污染物的截留效果。下一步應(yīng)增設(shè)對林分密度為400 和1 600 株·hm-2的楊樹-中山杉混交林緩沖帶徑流水中磷素的截留效率的研究。傳統(tǒng)施化肥可增加土壤pH 值和鹽分含量[46]，中山杉作為鹽堿地治理的優(yōu)良喬木，對當?shù)剌^高強度施肥的環(huán)境有更強的適應(yīng)能力。因此認為中山杉是太湖流域富營養(yǎng)化水體修復(fù)的首選植物，可將中山杉林植被緩沖帶在太湖地區(qū)推廣應(yīng)用。

中山杉和楊樹均屬當?shù)貎?yōu)勢樹種，可作為適宜的太湖流域緩沖林帶樹種。在構(gòu)建喬木緩沖帶過程中，合理的緩沖帶植物配置應(yīng)利用灌草植被覆蓋率高、生長周期短和成本低的優(yōu)勢，同時結(jié)合喬木生物量大、根系深和長期截污能力強的特點，充分提高緩沖帶對污染物的截留效果以及保持緩沖帶的長期有效性。本研究選擇了影響緩沖帶截留磷素效率主要的3 種因素：寬度、植被類型、密度，但土壤性質(zhì)、地形、其他污染物類型、水位特征及徑流強度等因素亦會影響緩沖帶的截留效率[47]，這可能導(dǎo)致各研究區(qū)域的緩沖帶配置的截留效果不同。本研究結(jié)果可給同為坡度較平緩地區(qū)的緩沖帶優(yōu)化設(shè)計提供一定的參考，其他區(qū)域具體的植被緩沖帶配置還需要根據(jù)實地的情況選擇。

4 結(jié)論

本研究探討不同喬木林緩沖帶配置對徑流水中總磷和可溶性磷的截留效果的影響。結(jié)果表明冬季緩沖帶對徑流水中磷素的截留效果優(yōu)于春季緩沖帶。15 m 寬的河岸緩沖帶基本能滿足截留磷素的需求，1 600 株·hm-2的楊樹林緩沖帶需要40 m 以上的寬度才能滿足對磷的截留要求。400株·hm-2的林分密度是構(gòu)建河岸緩沖帶的最佳密度。中山杉林緩沖帶對磷素的截留效果較混交林和楊樹林緩沖帶好。綜合得出，15 m 寬400株·hm-2的中山杉林河岸緩沖帶能有效攔截磷素。