草地过滤带对地表径流中悬浮固体和氮磷的截留

霍炜洁，赵晓辉，刘来胜，刘玲花，黄亚丽

（1.中国水利水电科学研究院，北京 100038；2.河北科技大学，河北石家庄 050018）

0 引言

我国是农业大国，农业生产发展取得了世界瞩目的成就，但是我国对农药和化肥的依赖程度高，过量使用农药和化肥、不合理的土地利用方式使得农田残留的大量养分以及有害物质通过地表径流和田间渗漏的方式进入受纳水体，成为农业面源污染的主要来源之一［1］。据2020年《第二次全国污染源普查公报》，2017年水污染物中农业源化学需氧量、总氮和总磷排放量分别占水污染物化学需氧量、总氮和总磷排放总量的49.8%、46.5%、67.2%，农业源对水污染物排放的贡献较大。地表径流是农田残留的氮磷等污染物进入受纳水体的主要路径，流域内降雨产生径流，径流迁移过程中汇集污染物再进入受纳水体已被认为是面源污染产生的普遍模式［2］。

植被过滤带是位于污染源和受纳水体之间的植被区域，能够在污染物从污染源向受纳水体转移的过程中对其拦截净化，是一种管理便捷、运行成本低、环境效益显著的生态工程措施。欧美国家早在20世纪30年代就形成了较为规范的应用方案［3］，研究者对植被过滤带进行定义与分类，采用自然降雨、模拟降雨、模拟径流等试验方法开展大规模实地研究［4］，探讨了泥沙［5］、氮磷［6，7］、农药［8，9］、重金属［10］和肠道致病菌［11］等污染物的拦截效果及过程机理，研究了带宽、坡度、土壤性质、植被条件、污染物性质、污染负荷、径流流量等对植被过滤带截污效果的影响。国内对植被过滤带防控面源污染的研究起步较晚，但近十年发展较快，开展了植被过滤带植物群落配置［12］、坡度［13］、带宽［13，14］、土壤含水率［15］、径流流量及污染物进水浓度［16］等因素的影响研究，但大部分以泥沙［16-19］、氮磷营养盐［17-19］为主要污染物，近年来也开展了农药［20-22］、重金属［23］、胶体颗粒［24］等的拦截效果研究。

目前国内关于植被过滤带的研究主要采用模拟径流试验，构建模拟径流小区［12-16，21-23］或实验土槽［18-20，25，26］，控制污染物进水浓度、径流流量等参数，模拟径流试验获得的数据易于分析变量参数的影响，但是过滤带规模有限，且模拟径流与自然降雨产流仍相差较远。相比于模拟径流试验，模拟降雨试验可设置较大的过滤带规模，虽然不能完全仿真田间场景，但其可实现与自然降雨相似的均匀度，且降雨强度、降雨历时、污染源面积和下垫面条件可控，将产汇流控制在适宜规模，试验数据的可靠性更好。

草地过滤带因其草本植被生长快速、分檗数多、茎秆密集、盖度高而成为植被过滤带常用类型，一般选择植株高、生长直立且刚性强的本地草本植物构建草地过滤带［27］。因此，构建模拟降雨产流小区模拟华北地区典型暴雨产流过程，以悬浮固体、氮、磷为目标污染物，测定分析草地过滤带对产流小区土壤经暴雨侵蚀产生的径流污染物的拦截效果，为华北地区应用植被过滤带控制农业面源污染提供理论支撑。

1 材料与方法

1.1 试验区域概况

在北京市玉渊潭公园南侧昆玉河旁实验区内构建试验系统，试验系统分为产流“源”区和径流“汇”区两部分，整体坡度5%。上游产流区面积8 m2（长2 m×宽4 m），产流区上方安装模拟降雨设备喷淋装置，降雨范围均匀覆盖产流区，为使短时间产生水土流失，产流区无植被，土壤松散。下游径流区面积48 m2（长12 m×宽4 m），均分为4 个平行条带，每个条带面积12 m2（长12 m×宽1 m），相邻条带间插入高度40 cm 镀锌板，以降低条带间干扰。按坡度5%平整产流区和径流区连接处坡面，沿坡面铺设镀锌板，以使产流区产生的水流能够均匀进入径流区四个处理条带。四个条带中设置径流区a 为对照系统，对照系统无植被，土壤裸露；设置径流区b、c、d 为草地过滤带平行条带，各草地过滤带植被配置相同，均以长度2 m 为单位，沿坡面依次种植百慕大、高羊茅和白三叶，（0～6）m 植被与（6～12）m植被相同。试验区域示意图见图1，试验区域照片见图2。

图1 模拟降雨产流区及径流区示意图（单位：m）Fig.1 Schematic diagram of simulated rainfall runoff area

图2 模拟降雨产流及径流区图片Fig.2 The picture of simulated rainfall runoff area

试验前测定植被状况，百慕大植被覆盖度95%，平均株高22 cm，鲜重4.02 kg/m2；高羊茅植被覆盖度95%，平均株高30 cm，鲜重3.05 kg/m2；白三叶植被覆盖度95%，平均株高19 cm，鲜重4.22 kg/m2。

产流区与径流区所用土壤相同，供试土壤的主要理化性质如表1 所示。按照土壤颗粒组分占比，参考国际制土壤质地分类标准［28］判断其属砂质黏壤土。以昆玉河河水作为模拟降雨水源，试验期内供试河水的主要水质参数如表2所示。

表1 供试土壤的主要理化参数Tab.1 Main physical and chemical parameters of the tested soil

表2 供试河水主要水质参数mg/LTab.2 Main parameters of the tested water

1.2 试验过程和测定方法

试验时间为8 月9 日至27 日，共进行3 场模拟降雨，每场间隔5～10 d。每次降雨前均对产流区和径流区a 的裸露土壤进行平整，并称取50 g K2HPO4，50 g NaNO3，50 g NH4HCO3配置溶液，均匀喷洒于产流区土壤表面。

每场降雨雨强设置65～75 mm/h，持续约2 h。在径流区沿坡面划定上部、中部和下部三段区域测定土壤含水率，上部为径流区起始端至坡长2 m 范围内，中部为坡长4～6 m 范围内，下部为坡长8～6 m 范围内，于降雨前和径流区停止产流后测定相同点位的土壤含水率，土壤测定深度为10～50 cm，上部、中部和下部各区域多个点位测定取平均值。

在径流区各条带的出水口放置集流桶收集地表径流。水样收集后首先充分混匀，每个出水口量取4 个平行样品进行测定，混匀水样测定悬浮物（SS）、高锰酸盐指数（CODMn）、总氮（TN）、总磷（TP）；然后用0.45 μm 滤膜过滤水样测定溶解性指标，包括硝酸盐氮（NO3--N）、氨氮（NH4+-N）和溶解磷（TDP），测定方法参照《水和废水监测分析方法》（第四版）［29］。颗粒态污染物包括颗粒态氮（PN）和颗粒态氮（PP），PN 浓度为TN与NO3--N 和NH4+-N 的浓度差值，PP 浓度为TP 与TDP 的浓度差值。土壤体积含水率采用美国ML2x土壤水分测量仪测定。采用Excel和SPSS17.0进行数据处理和方差分析。

2 结果与分析

2.1 草地过滤带对地表径流的拦蓄

试验开始后，对照系统由于无植被阻挡，坡面流速度较大，出流时间仅5 min；草地过滤带由于植被对水流产生阻滞，坡面流速远小于对照系统，草地过滤带的出流时间为45 min。试验前测定对照系统上部、中部、下部土壤含水率分别为18.50%、19.62%、19.60%，3个草地过滤带的上部、中部、下部平均土壤含水率分别为20.60%、23.62%、22.40%，因植被覆盖土壤，草地过滤带的初始土壤含水率略高于对照系统。过水试验后再次测定相同点位的土壤含水率，对照系统上部、中部、下部土壤含水率分别为29.20%、34.56%、39.20%，草地过滤带上部、中部、下部土壤含水率平均为37.20%、39.56%、40.80%。经比较，对照系统和草地过滤带的土壤含水率均比试验前显著增加，说明水流通过径流区坡面时发生了下渗过程。计算对照系统和草地过滤带土壤含水率的增加量，如图3所示。

图3 试验后对照系统和草地过滤带土壤含水率增加量Fig.3 Increase of soil moisture contents in control system and grass filter strips after test

图3 显示出径流通过对照系统后，土壤含水率增加量沿坡面向下逐渐变大，考虑到裸露土壤无植被固持下渗的水分，渗入土壤中的水分向下移动，使得过水后下部土壤含水率增加量显著高于上部；草地过滤带上、中、下三段点位的土壤含水率增加均匀，且增加量高于对照系统，分析认为植被对水流产生阻挡，延长了径流入渗时间，且植物根系促进下渗，使得草地过滤带水流下渗分布较为均匀。

2.2 草地过滤带对径流中悬浮固体的拦截效果

各处理径流出流中悬浮固体浓度如表3 所示，草地过滤带悬浮固体出流浓度均极显著低于对照系统的悬浮固体出流浓度（P<0.01），相比于对照系统平均减少80.80%。径流中的悬浮固体随水流迁移，地表植被阻滞水流，水流速度降低使得其携带悬浮固体的能力下降，进而促进颗粒物沉积，出水浓度降低［30］。颗粒物粒径越大，越易于发生沉积作用。试验结果表明草地过滤带可有效截留地表径流中的悬浮固体。

由表3还可看出，随着试验次数增加，悬浮固体出流浓度呈现逐渐降低的趋势，尤以对照系统出流浓度变化幅度最大，第三次试验悬浮物出水浓度比第一次减少约34%。考虑到降雨雨滴对产流区土壤团聚体击打使其破碎，产流时土壤颗粒即随径流迁出和搬运，径流冲刷次数增加导致易于流失的表层土壤不断减少，使得出流悬浮固体浓度逐渐降低。

表3 对照系统和草地过滤带径流出水中悬浮固体浓度（n=4）mg/LTab.3 Outflow concentrations of suspended solid from control system and grass filter strips（n=4）

2.3 草地过滤带对径流中氮素的拦截效果

对照系统和草地过滤带出流中各氮素浓度如表4 所示，总氮（TN）是水中各种形态含氮化合物的总量，氮素按存在形式包括溶解态氮（TDN）和吸附态氮［31］。地表水体中TDN 以NO3--N和NH4+-N 为主，NO2--N 和其他小分子氮含量较少。吸附态氮吸附于悬浮颗粒物上，形成颗粒态氮（PN），随径流中的颗粒物迁移。

表4 对照系统和草地过滤带径流出水中氮素浓度（n=4）mg/LTab.4 Outflow concentrations of nitrogen from control system and grass filter strips（n=4）

经比较，草地过滤带出流中的NO3--N 浓度与对照系统均无显著性差异（P=0.419）。径流中的溶解性污染物主要通过下渗截留在植被过滤带中，且表现为污染负荷的削减，浓度削减主要依靠吸附作用、植物吸收及微生物降解等过程［32］。NO3--N溶解性强且带有负电荷，试验供试土壤呈弱碱性（pH值7.6），大多数带有负电荷，因而土壤对NO3--N 的吸附作用有限［33］，而且较短的水力停留时间导致植物吸收和微生物代谢降低NO3--N浓度的作用也不明显。此外，外源NO3--N 持续输入，过滤带土壤中有机氮分解以及微生物硝化转化均可使NO3--N 出现累积［34］，表层土壤中的矿质氮素溶解释放入径流，也会增加NO3--N的出水浓度。结果显示草地过滤带相比于对照系统未能表现出截留NO3--N 的优势。Bhattarai 等也得出因硝态氮在土壤中易于迁移以及土壤微生物的硝化转化，植被过滤带对硝态氮浓度削减效率通常较低［31］。

草地过滤带出流中NH4+-N 浓度均显著低于对照系统（P<0.05），比对照系统平均减少12.23%。NH4+-N分子呈正电性，水体中大部分可交换态NH4+-N 易于吸附到负电性土壤颗粒表面［33，35］，而且NH4+-N 可转化为挥发性化合物，因此，NH4+-N 去除率高于NO3--N。Eghball等构建0.8 m 窄型柳枝稷过滤带，也得出NH4+-N浓度削减率显著高于NO3--N［36］。

草地过滤带出流中TN 浓度也均显著低于对照系统（P<0.05），比对照系统平均减少39.33%。TN 的浓度变化是多种氮素截留的综合表现。计算对照系统出流中PN 占TN 的比例为32.37%～45.65%，草地过滤带出流中PN 占TN 的比例为3.16%～8.30%，径流流经草地过滤带，部分PN 随悬浮固体通过沉积作用拦截在过滤带中，使得草地过滤带径流出水中PN 占TN 的比例明显降低，因此草地过滤带出流中TN 浓度显著低于对照系统。植被过滤带阻滞径流促使颗粒物沉积，相比于溶解态污染物受到的吸附作用，其降低浓度更显著，因此草地过滤带TN浓度削减效率明显高于NO3--N和NH4+-N。

2.4 草地过滤带对径流中磷素的拦截效果

磷素以多种形式存在于土壤、水体以及悬浮颗粒物中，研究中通常以能否通过0.45 μm 滤膜而划分为颗粒态和溶解态组分。颗粒态磷（PP）包括吸附磷、有机磷以及矿物磷等，溶解态磷（TDP）包括正磷酸盐、无机聚磷酸盐以及小分子有机磷化合物等。水体中的含磷化合物处于溶解态和颗粒态的动态平衡中，地表径流中的颗粒态磷随悬浮颗粒物迁移，是磷流失的主要形式［37］。

对照系统和草地过滤带出流中各磷素浓度如表5所示。草地过滤带出水TDP 浓度均显著低于对照系统（P<0.05），比对照系统平均减少12.46%。TDP 可吸附于土壤有机质及黏土颗粒上［38］，由于较强的吸附性，通常土壤溶液中TDP 浓度较低，吸附作用是TDP截留的主要原因。

草地过滤带出流中TP 浓度均极显著低于对照系统（P<0.01），比对照系统平均减少61.44%。由表5 可知，各处理中PP在TP 中所占比例大于90%，径流中的磷素以颗粒磷为主要形式，由于颗粒磷与悬浮颗粒物截留过程相似，通过沉积作用截留在过滤带中，因此TP浓度减少率显著高于TDP（12.46%）。此外，对照系统出水的TP 浓度与悬浮固体浓度变化相似，也呈现出随试验次数增加而逐渐降低的趋势。

表5 对照系统和草地过滤带径流出水中磷素浓度（n=4）mg/LTab.5 Outflow concentrations of phosphorus from control system and grass filter strips（n=4）

2.5 草地过滤带对径流中有机质的拦截效果

暴雨径流冲刷地表，除了将氮、磷营养盐等污染物带入径流，还将大量有机质带入径流，CODMn是表征水体中有机质含量的重要参数。如表6 所示，草地过滤带出流中CODMn浓度均极显著低于对照系统（P<0.01），比对照系统平均减少83.34%。由于径流中有机质主要通过侵蚀土壤产生，因此随试验次数增加，对照系统CODMn出水浓度也呈现逐渐降低的趋势。

表6 对照系统和草地过滤带径流出水中CODMn浓度（n=4）mg/LTab.6 Outflow concentrations of CODMn from control system and grass filter strips（n=4）

3 讨论

地表径流冲刷侵蚀土壤表层，形成径流中的悬浮物固体，悬浮固体主要包括泥沙、黏土和无机胶体等，其不仅本身是一种污染物影响水体感官、降低水体透明度，而且还通过吸附、络合作用结合氮、磷、重金属等污染物，成为其他污染物的载体［39］。试验结果表明草地过滤带对地表径流中的悬浮固体拦截效率较高，相比于对照系统悬浮物出水浓度平均减少80.80%。悬浮固体主要通过沉积作用截留在过滤带中，过滤带中的植被，尤其是茎秆密度高的草本植物可阻挡滞缓径流，导致水流携沙能力降低，悬浮固体发生沉降［40］，沉积作用可使径流中悬浮物浓度显著降低。李怀恩等构建10 m 和15 m 植被过滤带小区，悬浮固体浓度和负荷削减率分别达到81.27%和89.56%以上［16］。肖波等构建3 m 草本植被过滤带土槽，经浑水模拟径流试验得出泥沙拦截率为85%以上［20］。研究者还对不同粒径悬浮固体的沉积过程进行细化研究，张鸿敏［21］构建草本和灌草过滤带，得出径流中粒径250～1 000 μm 泥沙颗粒的沉积作用最为显著，植被过滤带拦截率最高。邓娜［41］比较植被过滤带进出口水流中的泥沙粒径分布，得出粒径大于30 μm 的泥沙颗粒易于发生沉积，但过滤带出水中粒径1～10 μm 的泥沙颗粒增多，说明植被过滤带在沉积粗颗粒泥沙的同时也伴随细颗粒泥沙的流失。

悬浮固体随径流搬运过程中也会裹挟氮、磷等污染物，颗粒态氮磷的拦截过程与悬浮物相似，在草地过滤带中也表现出较高的削减率，颗粒态组分比例越高，截留效率越高。在相同的草地过滤带系统，Dillaha［6］研究得出当径流中颗粒磷占总磷的90%时，4.6 m 草地过滤带中磷去除率49%～73%，9.1 m 过滤带中磷去除率65%～93%；Magette［42］研究得出当颗粒磷在总磷中降低至60%时，4.6 m 草地过滤带总磷平均去除率降至27%，9.1 m 草地过滤带总磷平均去除率降至46%。试验结果中草地过滤带总氮和总磷的截留效果明显高于溶解态氮素和溶解态磷素，其中颗粒态组分的截留是出水浓度降低的主要原因。

溶解态污染物既可以随地表径流向下游迁移，也可以通过下渗进入土壤层，还可被植物和微生物吸收利用，或通过物理吸附或化学反应固化进入表层土壤［9］。径流流经各试验条带后土壤含水率均有显著增加，而且草地过滤带相比于对照系统土壤含水率增加量更大，各位点土壤含水率增加更均匀，说明植被对径流的阻滞作用及密集的植物根茎均可促进下渗过程，但污染物随水流穿透土层下渗也会产生污染地下水的风险。植被过滤带对污染物的吸附决定于污染物的吸附性、植被密度、过滤带土壤表面粗糙度以及水流深度等，强吸附性的PO43--P可累积于土壤，高溶解度污染物如NO3--N 因其较强的流动性在土壤中的吸附性较小［9］。过滤带内的植被和微生物群落也能够对径流中的营养盐等化合物吸收同化，但其过程持续时间较长，且需要对植被、土壤、微生物群落、径流污染物协同研究。试验得出NO3--N 浓度削减效率较低，NH4+-N 和TDP 浓度削减率高于NO3--N，可能与化合物的吸附性相关。径流中的悬浮固体、氮、磷在过滤带中的截留过程复杂，且短期和中长期的净化机理和主控因素不同，通过模拟降雨产流试验比较地表径流中污染物出水浓度的变化来讨论污染物在过滤带中的截留过程，因水力停留时间较短，认为污染物截留以物理过程为主，其在过滤带中发生的生物化学过程还需要后续长期的观察研究。

4 结论

（1）通过模拟降雨产流及径流试验得出，相比于土壤裸露的对照系统，以百慕大、高羊茅和白三叶为植被的草地过滤带可有效拦截地表径流及径流中的污染物。草地过滤带出水中除NO3--N 浓度与对照系统无显著差异外，SS、NH4+-N、TN、TDP、PP、TP和CODMn浓度均显著低于对照系统。

（2）与对照系统相比，草地过滤带出流中SS 浓度平均减少80.80%，NH4+-N 浓度平均减少12.23%，TN 浓度平均减少39.33%，TDP 浓度平均减少12.46%，TP 浓度平均减少61.44%，CODMn浓度平均减少83.34%。

（3）颗粒态污染物的浓度削减率高于溶解态污染物。相比于对照系统，SS 以及CODMn的浓度减少率为80%以上；其次为TP 和TN，其颗粒态组分越高，截留率越高；最后为溶解态污染物TDP、NH4+-N 和NO3--N，其中具有较强吸附性的TDP 和NH4+-N的去除效率高于弱吸附性污染物NO3--N。