不同緩沖帶植物在濱岸緩沖帶中的作用

吉國強，韓偉宏，趙國斌

（1.山西林業職業技術學院，山西太原030009；2.山西省農業科學院農業資源與經濟研究所，山西太原030006；3.山西省科技教育扶貧工作站，山西太原030002）

隨著我國經濟的發展，人們對環境保護的力度越來越大。水體污染導致水生生物多樣性下降和水生生態系統的嚴重破壞，對人們的健康構成了十分嚴重的威脅。目前，對于點源污染的控制已經取得了及時有效的成果，但對于非點源污染的控制還有很多問題有待解決。在最大限度降低面源污染物產生量的前提下，如何減少其入河量，是解決農業非點源污染問題的熱點之一[1-2]。濱岸緩沖帶（Riparian buffer strips）是指河水—陸地交界處的兩邊，直至河水影響消失為止的地帶，是介于河溪和高地植被之間的生態過渡帶[3]。濱岸緩沖帶對農田地表徑流中攜帶的營養物質、農藥等污染物、顆粒物具有較高的吸收和截留作用[3-4]。由于其處于水陸生境的過渡地帶，既受到陸地系統的影響，又受到水體的影響，具有明顯的邊緣效應[4-5]。濱岸緩沖帶的重要標志之一是其上覆蓋有密集的植被[6]。

本試驗主要研究臨汾汾河流域草本、灌木、喬木在緩沖帶凈化面源污染物中的固體顆粒懸浮物（SS）和水土保持方面所發揮的不同作用，以期為山西臨汾及全國類似地區濱岸緩沖帶的研究和營建提供借鑒。

1 材料和方法

1.1 試驗地概況

試驗基地位于山西臨汾汾河流域，北緯35°23′～36°57′，東經110°22′～112°34′，該地區是冬寒夏熱。全市冬季寒冷干燥，降雪稀少；春季干旱多風；秋季陰雨連綿；夏季酷熱多暴雨，伏天旱雨交錯。

1.2 植被選擇

通過調研，選擇3種常見的適合于當地環境的植被，植物類型設計為草本、灌木、小喬木各1種。草本為高羊茅，稈成疏叢，直立，粗糙，幼葉折疊；葉舌呈膜狀，長0.4～1.2 mm，平截形；葉耳短而鈍，有短柔毛；莖基部寬，分裂的邊緣有茸毛。灌木為紫穗槐，是豆科紫穗槐屬落葉灌木，高1～4 m，叢生、枝葉繁密，皮暗灰色，平滑，小枝灰褐色，幼時密被柔毛；側芽很小，常2個疊生；葉互生，奇數羽狀復葉；小葉11～25片，卵形，狹橢圓形，先端圓形，葉內有透明油腺點。小喬木為檉柳，葉互生，披針形，鱗片狀，小而密生，呈淺藍綠色。

1.3 試驗條帶設計

構建長度為20 m，坡度為4°的3條緩沖帶，每條緩沖帶寬2 m。為防止干擾，每2個條帶之間用防滲薄膜隔開。每條試驗帶沿程居中布設9 個采樣點，分別離進水端 3，6，9，12，13，14，16，17，19 m[7]，同步采集徑流水樣。試驗條帶植被選擇及分配方式如表1所示。

表1 試驗條帶植被選擇及分配方式

1.4 試驗方法

根據臨汾地區農田面源污染物特征，人工配制徑流污水，模擬降雨徑流。

（1）降雨量為100 mm，降雨歷時均為50～60 min。（2）污水配制：泥土顆粒配制污水模擬面源污染中的固體顆粒懸浮物（SS）。（3）監測方法：現場試驗從2009年6月開始，監測徑流水中固體顆粒懸浮物（SS）的濃度變化，每個月1次，連續5次[8]。（4）評估不同植物的固土能力：植物生長穩定之后，分8個土層深度對種植不同植被的濱岸緩沖帶樣地進行土壤抗侵蝕強度測定，重復4次取平均值。

2 結果與分析

2.1 草本高羊茅對SS的凈化能力及固土能力

從圖1可以看出，高羊茅在緩沖帶前12 m對徑流水中SS具有明顯的滯留效益；但12 m后去除效果趨于平緩。全程對SS去除率較高，達83.81%。

由圖2可知，種植有高羊茅的緩沖帶土壤，表層0～5 cm處的土壤抗侵蝕能力為60 kPa，5～20 cm處出現了上升趨勢，并在20 cm處達到了峰值，而后出現了明顯的下降趨勢，最終回到60 kPa的初始水平，可見，高羊茅對于土壤淺層土（5～20 cm）的固定有一定促進作用。

2.2 灌木紫穗槐對SS的凈化能力及固土能力

由圖3可知，徑流水在經過紫穗槐緩沖帶的過程中，其中的SS不但沒有出現下降反而出現大幅上升，最大增幅可達14.7%。雖然在整個過程中也出現了一些拐點，但總體而言，徑流水中的SS都呈現上升趨勢。可見，紫穗槐緩沖帶對面源污染中的SS并沒有明顯的滯留效益，與裸露的土壤表層遭到徑流沖刷時表現出了相似的特征。

由圖4可知，種植有紫穗槐的緩沖帶土壤，在土層深度0～15 cm處土壤抗侵蝕能力為60～80 kPa，與普通的土壤區別不大；但在土層深度15～30 cm處，土壤的抗侵蝕能力最高可達到121 kPa，可見，紫穗槐的存在增加了土層深度15～30 cm土壤的抗侵蝕能力，即紫穗槐對中淺層土壤抗侵蝕能力的提高有一定促進作用。

2.3 小喬木檉柳對SS的凈化能力及固土能力

從圖5可以看出，檉柳對SS的凈化與紫穗槐相似，徑流水中SS的質量濃度沿程增加的趨勢較為明顯；在整個過程中，SS質量濃度的最大增幅可達16%，這與草本緩沖帶徑流水中的SS質量濃度截然相反。同時，其印證了關于緩沖帶對面源污染物去除效益的一個普遍觀點，即草本緩沖帶在面源污染的去除中發揮著最重要的作用。

由圖6可知，種植有檉柳的土壤，在土層深度0～20 cm處，土壤抗侵蝕能力為60～80 kPa，與普通的土壤區別不明顯；但在土層深度25～40 cm處，土壤抗侵蝕能力最高可達132 kPa，可見，檉柳的存在增加了土層深度25～40 cm處土壤的抗侵蝕能力，即檉柳對中深層土壤的抗侵蝕能力的提高有一定促進作用。

3 結論與討論

緩沖帶通過在其上種植的濃密草皮層，能有效滯緩徑流，沉降、截留和吸附徑流中的各類污染物質[9-14]。緩沖帶的營建方式千差萬別，不同植物在緩沖帶中所起的作用差別很大。本試驗發現，在緩沖帶中對徑流水中SS凈化起主要作用的是草本，這與其高蓋度有十分重要的關系，同時，草本根系較淺，能有效減少徑流水對土壤的過度沖刷，因而，在污染物去除方面效果十分理想。

灌木和小喬木在其下不生長草本且沒有枯落物覆蓋的情況下，裸露的土壤面積較大，基本與純粹的裸露土壤沒有明顯區別，因而，受徑流水沖刷，裸露土壤的一部分進入到徑流水中，使徑流水中SS的質量濃度不但沒有下降，反而出現了增加的趨勢。所以，灌木和小喬木對凈化流過緩沖帶的徑流水中的污染不起主要作用。然而，通過緩沖帶固土能力試驗結果發現，灌木和小喬木對中淺層土壤、中層土壤和中深層土壤的保固卻有十分重要的作用。

［1］盧寶倩，黃沈發，唐浩.濱岸緩沖帶農業面源污染控制技術研究進展[J].水資源保護，2007（增刊）：7-9.

［2］邱衛國，唐浩.稻作期氮素滲漏流失特性及控制對策研究[J].農業環境科學學報，2005（增刊）：99-103.

［3］Nilsson C，Berggrea K.Alterations of riparian ecosystems caused byriver regulation[J].Bioseienee，2000，50（9）：783-793.

［4］張建春.河岸帶研究及其退化生態系統的恢復與重建[J].生態學報，2003，23（1）：56-63.

［5］鄧紅兵，王青春，王慶禮，等.河岸植被緩沖帶與河岸帶管理[J].應用生態學報，2001，12（6）：951-954.

［6］董鳳麗，袁峻峰，馬翠欣.濱岸緩沖帶對農業面源污染NH4+-N，TP的吸收效果 [J].上海師范大學學報：自然科學版，2004，33（2）：93-97.

［7］蘇天楊，李林英.不同草本緩沖帶對徑流污染物滯留效益及其最佳寬度研究[J].天津農業科學，2010，16（3）：121-123．

［8］Lowrance R R，Altier L S，Williams R G，et al.The Riparian E-cosystemManagement Model[J].Journal ofSoil and Water Conservation，2000，55（1）：27-34.

［9］王敏，吳建強，黃沈發，等.不同坡度緩沖帶徑流污染凈化效果及其最佳寬度[J].生態學報，2008，28（10）：4951-4956.

［10］黃沈發.3種草皮緩沖帶對農田徑流污染物的凈化效果及其最佳寬度研究[J].環境污染與治理，2009，30（6）：53-57.

［11］Dadd L C.Principles of planning and establishment of buffer zones[J].Ecological Engineering，2005，24：433-439.

［12］葉建鋒，操家順.生態修復技術在保護水庫水源地中的應用[J].環境科學與技術，2004，27（2）：61-64.

［13］王曉燕，曹利平.控制農業非點源污染的排污收費理論探討[J].環境科學與技術，2007，30（12）：47-51.

［14］李世鋒.關于河岸緩沖帶攔截泥沙和養分效果的研究[J].水土保持科技通報，2003（6）：41-43.