（森林培育专业论文）不同宽度森林河岸带对土壤氮素截留转化效率影响.pdf

摘要 摘要 随着工农业的发展，由氮素等营养元素过量引起的水体富营养化问题是当今世界面 临的重大的环境问题之一。来自农耕区，城镇污水排放等氮素污染物在经过河岸带时， 健康的河岸缓冲带能够对其有效截留转化。但是能够有效截留转化氮素的最小河岸带宽 度尚不明确。研究河岸带宽度与土壤氮素截留转化效率的关系可以为我国的水体污染防 治，河岸带建设与管理提供理论指导，为我国土地资源的合理利用提供技术支持。本研 究在黑龙江省尚志市帽儿山实验林场尖砬沟森林培育实验站辖区内一2 级溪流旁的河岸 带高地位置进行模拟农e r 施肥，进行施肥干扰，并周期性采集实验区内2 5e m 和5 0e m 土壤深度水样，测定其硝态氮和铵态氮浓度浓度值，计算河岸带对硝态氮和铵态氮的清 除效率。研究结果表明： 1 ) 土层2 5e m 硝态氮、土层2 5e m 铵态氮和土层5 0c m 铵态氮在很短的距离上即 可1 0 0 清除( 宽度耋1 0 m ) ： 2 ) 土层5 0e m 硝态氮在该河岸带上也能有效被清除，且不同宽度河岸带对其截留 转化效率差异显著，河岸带越宽，对氮素的清除效率越高，3 0m 样带上，3m 、1 0m 、 2 0m 宽度上平均清除效率分别是1 8 3 6 ，5 4 7 8 和9 2 7 2 ( p ( o 0 0 1 ) ，2 0m 样带 上，3m 、1 0m 宽度上平均清除效率分别是8 2 0 l 、9 3 6 5 ( p o 0 1 ) 。1 0m 样带上， 3m 、5m 宽度上平均清除效率分别是7 4 2 8 、9 1 1 7 ( p = = o 2 7 1 ) ： 3 ) 氮素在河岸带上的清除存在明显的空间异质性，越靠近溪流岸边，清除效率越 高，3 0m 、2 0m 、1 0m 样带上的前3m 平均清除效率分别是1 8 1 3 6 、8 2 o l 、7 4 2 7 ( p = o 0 0 2 ) ，3 0m 、2 0m 样带上的前1 0m 平均清除分别是5 4 7 8 和9 3 6 5 ( p 5 4 7 8 的氮素。根据本试验的数据结果，针对该地区， 河岸带如果设计合理，1 0m 宽度即可截留9 1 1 7 的氮素进入溪流。 关键词氮素，溪流，河岸带，宽度，截留转化 a b s t r a c t a si n d u s t r ya n da g r i c u l t u r ed e v e l o p m e n t ，w a t e re u t r o p h i c a t i o nc a u s e db yn i t r o g e n ， p h o s p h o r u sa n do t h e rn u t r i e n te l e m e n t sa c c u m u l a t i n ge x c e s s i v e l yh a sb e c o m eas e v e r e l y w o r l d - w i d ee n v i r o n m e n t a lp r o b l e m n i t r o g e nb o u n do nt h ec o n t a m i n a t i o nc o n t a i n i n gw h i c h c a n l ef r o mc r o p l a n dd r a i n a g ea n dt o w n s h i pd r a i n a g ew a sr e t a i n e da n dt r a n s f o r m a t e db y r i p a r i a nb u f f e rz o n ee f f e c t i v e l yw h e ni ta t t e m p t e dt of l o wt h r o u g ht h er i p a r i a nb u f f e r , b u tt h e d e t e r m i n a t er i p a r i a nb u f f e rw i d t hw h i c hc a nr e m o v en i t r o g e ne f f e c t i v e l yh a sn o tb e e nr e p o r t e d y e t 1 d e n t i f i c a t i n gt h er e l a t i o n s h i pb e t w e e nr i p a r i a n b u f f e rw i d t ha n dn i t r o g e nr e m o v a l e f f i c i e n c yc o u l do f f e rt h e o r yb a s i sf o rw a t e rp o l l u t i o nc o n t r o l l i n g ，r i p a r i a nb u f f e rc o n s t r u c t i n g a n dl a n dr e s o u r c eu s i n g e x p e r i m e n t a ls i t ew a sc o n d u c l e c lo nf o r e s tr i p a r i a nb u f f e ra l o n ga2 r i d s t r e a mo fa s hf i v e ri nt h ej i a n l a g o us i l v i c u l t u r ee x p e r i m e n ts t a t i o n ，m a o e r s h a nt o w n s h i p ， s h a n g z h ic i t y , h e i l o n g i i a n gp r o v i n c e f e r t i l i z e rw a su s i n gi nt h i se x p e r i m e n t a ls i t eb e f o r e e v e r ys a m p l i n gs t r i p sa n d2 5c m d e p t ha n d5 0c m - d e p t hs o i lw a t e rw a sc o l l e c t e da n da n a l y z e d p e r i o d i c a l l y r e s u l ts h o w n t h a t ： 1 ) n i t r a t e ( n 0 3 - n ) i n2 5c m d e p t hs o i l ，a m m o n i u m ( n h 4 + _ n ) i n2 5c m d e p t ha n d5 0 c m - d e p t hw e r e1 0 0 r e m o v e di nas h o r td i s t a n c e ( w i d t h 堇1 0m ) ； 2 1 n 0 3 - n5 0c m - d e p t hs o i lw a sr e m o v e de f f e c t i v e l yb yr i p a r i a nb u f f e r , a n di t sr e m o v a l e f f i c i e n c yw e r es i g n i f i c a n td i f f e r e n c ew i t hr i p a r i a nb u f f e rw i d t h ：a v e r a g er e m o v a lr a t ei n3m ， 1 0m ，2 0md i s t a n c ew e r e1 8 3 6 ，5 4 7 8 a n d9 2 7 2 r e s p e c t i v e l y ( p o 0 0 1 ) i n3 0m s a m p l i n gs t r i p ，a v e r a g er e m o v a lr a t ei n3m ，1 0m d i s t a n c ew e r e8 2 0 1 ，9 3 6 5 r e s p e c t i v e l y ( p o 0 1 ) i n2 0m s a m p l i n gs t r i p 。a v e r a g er e m o v a lr a t ei n3m ，5m d i s t a n c ew e r e7 4 2 8 ， 9 1 1 7 r e s p e c t i v e l y ( p - - 0 2 7 1 ) i n1 0ms a m p l i n gs t r i p ； 3 、n i t r a t er e m o v a lr a t ew e r es i g n i f i c a n td i f f e r e n c ew i t i ld i s t a n c eb e t w e e ns a m p l i n gs p o t s a n ds t r e a m ，a n dr e m o v a lr a t ei nt h ei n i t i a t i v e3mo f 3 0m ，2 0ma n d1 0mw e r e1 8 3 6 ，8 2 0 l ，7 4 2 7 r e s p e c t i v e l y ( p = o 0 0 2 ) ，r e m o v a l r a t ei nt h ei n i t i a t i v e1 0mo f3 0m ，2 0m w e r e 5 4 7 8 a n d9 3 6 5 r e s p e c t i v e l y ( p o 0 0 1 ) 。r e m o v a lr a t ei nt h em i d d l e7mo f3 0r u ， 2 0mw e r e4 3 8 5 ，6 4 7 5 ，r e s p e c t i v e l y ( p = o 0 0 2 ) ： 4 ) a n dn i t r o g e nr e m o v a lo c c u r r e di ni n i t i a t i v e1 0mo fr i p a r i a nb u f f e rz o n e ，r e m o v a lr a t e 5 4 7 8 i nt h ei n i t i a t i v e5mi ne v e r ys a m p l i n gs t r i p s b a s i n go nt h i se x p e r i m e n tr e s u l t ，1 0m w i d t hr i p a r i a nb u f f e rz o n ec a nr e t a i na n dt r a n s f o r m9 1 1 7 n i t r o g e ne n t e rs t r e a mi nt h i s d i s t r i c ti f r i p a r i a nb u f f e rz o n ew a sc o n s t r u c t e ds c i e n t i f i c a l l y k e y w o r d sn i 打o g e ms t r e a m ，r i p a r i a nb u f f e r , w i d t h ，r e t a i n i n ga n dt r a n s f o r m a t i n g i i 独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的研 究成果。据我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他 人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得塞北林业大堂或其他教育 机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡 献均己在论文中作了明确的说明并表示谢意。 学位论文作者签名：魏牡行签字日期：2 酏1 年，月2 - 1 日 1 r i 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解盔些苤些盘堂有关保留、使用学位论文的规 定，有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查 阅和借阅。本人授权壅i 垦签些盘堂可以将学位论文的全部或部分内容编入有 关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论 文。 ( 保密的学位论文在解密后适用本授权书) 学位论文作者签名：脚壮听 签字日期：2 。0 7 年f 月z 1 日 学位论文作者毕业后去向： 工作单位： 通讯地址： 导师答名：器婶 导师签名必”、 签字日期咖夕年彳月彩日 电话： 邮编： i 绪论 1 绪论 1 1 引言 随着工农业的发展，人们赖以生存的水资源的污染越来越严重，水质的恶化已经直 接导致水生生态系统的破坏和水生生物多样性的下降，影响渔业和旅游业的发展及饮用 水的质量，对人类的健康也构成了直接的威胁 8 2 5 2 6 , 1 2 0 。水体污染的众多类型中，表现 非常突出的是富营养化问题( e u t r o p h i c a t i o n ) 4 5 , s 5 , 1 0 4 。最近的调查表明，亚太地区5 4 的湖泊发生水体富营养化，欧洲、非洲、北美洲和南美洲发生富营养化水域的比例分别 是5 3 ，2 8 ，4 8 和4 1 1 】。我国近年来的研究表明：包括黄河、长江和珠江在内的 全国7 0 0 多条河流( 总长为l o 万i o n ) 当中，目前有7 0 6 受到由n 和p 过量而造成的 富营养化的危害，3 6 的城市河段水体丧失使用功能 9 4 1 。 水体污染的途径总体上分为点源污染和非点源污染。点源污染主要指工业废水排放 和城市生活污水的汇集统一排放引起的污染，这种污染通常由固定的排污口排放；非点 源污染是指非特定地点的溶解污染物和固体污染物，在降水和径流的冲刷下，以径流的 形式通过河岸带进入受纳水体( 如江、河、湖、海等) 6 6 , 9 8 i ，导致非点源污染的n 、p 元素主要来至于小城镇和农村的生活污水、农业生产、家畜饲养、水产养殖、大气的干 湿沉降和底泥【9 7 , 1 1 6 , 1 1 9 。点源污染可以通过排放前的污水集中处理得以有效控制，治理 方法相对简单( 1 0 6 , 1 0 9 l 。而非点源污染由于类型复杂多样、随机性大、分布广泛等特点， 其治理涉及的因素多、时间尺度长、投资要求大，在管理和控制上相对点源污染要困难 的多f 9 8 ，1 0 0 j 。我国现今非点源污染的贡献率大大超过来自城市生活污水和工业废水排放 引起的点源污染【1 1 7 】。多年来对河流中的氮、磷含量来源调查表明，我国受污染的河流 中超过7 0 的n 来自于流域内的非点源污染，其中东部地区的水体中，也有约5 0 的 n 来自农业非点源污染，因而，控制溪流水体的氮素污染应从控制非点源污染输入着手 i o o , i 0 3 , 1 1 4 1 。 河岸带( r i p a r i a nz o n e 或r i p a r i a na r e a s ) 位于河溪两侧，一般呈狭长状。由相邻生 态系统向河溪传送的物质和能量，必然经过河岸带【7 6 9 5 1 。许多研究表明自然的和人工的 河岸带均有显著降低地下水和地表水中的污染物进入水生生态系统的作用1 2 2 9 , 5 3 , 5 4 , 5 8 删。 许多研究认为3 0 一6 0m 河岸带能够有效地保护水体资源【5 2 0 3 5 1 ，为此科学家们也把治 理由于非点源污染所造成的水体的污染的重点放在河岸带上阢5 3 , 6 9 , 7 0 , 8 “。研究表明河岸 缓冲带在全年的各个季节都能够使进入溪流的硝酸盐浓度低于国家饮用水标准 ( 2 m g l ) ，即使硝酸盐氮输入浓度非常高的情况下亦是如此忡“。 目前，健康的河岸带对污染物清除作用已经成为定论，但多宽的河岸带能够实现污 染物令人满意的清除效果，尚不得知1 2 i 。这是直接涉及水资源保护和土地利用的问题， 关系到河岸带的科学保护和土地资源的合理利用。 1 2 河岸带定义及研究历史回顾 1 2 1 河岸带定义 关于河岸带，不同领域的科学家根据不同方面的考虑，给出了不同的定义。从河岸 带的地理位置方面讲，它是位于江河湖泊等水体周边的狭长地带【2 】；从系统性方面讲， 河岸带是与陆地生态系统和水生生态系统紧密连接的一个过渡带，是河流生态系统与陆 地生态系统进行物质、能量和信息交换的一个重要纽带和桥梁 6 7 , 7 6 | ；从起源方面讲，河 岸带是陆地和水体在纵向、横向和垂直方向这三个维度上交互作用的产物【45 l ；从水的地 球大气循环方面讲，河岸带是陆地通过各种形式汇积的水进入江、河、湖、海等真正意 义上的水体从而再进行大气循环的一个主要途径【52 1 。也可以简单的说，河岸带是陆地生 态系统向水生生态系统的过渡地段，是一种生态交错带，受到地表水及地下水的影响， 具有明显的边缘效应1 4 。 1 2 2 河岸带研究历史回顾 国际上对河岸带的研究起步较晚，直到2 0 世纪7 0 年代末，河岸带才被定义为：河 水陆地交界处的两边，直至河水影响消失为止的地带1 9 5 ，l j 。8 0 年代中期，由于农业非 点源污染等一系列问题在全球范围的恶化，使河岸带研究的重要性凸显，河岸带已成为 流域生态学各专业之问相互影响的焦点，关于河岸带的研究得到迅速广泛地开展l l ”j 。 美国对河岸带的研究处于领先地位，尤其是在美国北部地区，进行了大范围大规模的研 究，研究工作主要集中在河岸带类型对非点源污染物的截留转化作用、河岸带上养分元 素截留转化机制的研究、河岸带的宽度对物种多样性的影响、河岸带对陆地生态系统和 水生生态系统的作用等方面 9 7 1 0 7 1 。其中在河岸带在对溪流养分输入控制方面的研究一 直持续到现在【9 5 i 。经过3 0 年左右的研究，已经较深刻地揭示了溪流河岸带对养分截留 转化的机理及影响其截流转化效率的因素。 河岸带作为独特的生态系统，通过物理的、生物的和生物化学的过程，实现养分的 截留转化, 2 2 , 2 3 , 8 9 j 。其中，植物的同化吸收和微生物的反硝化过程是河岸带氮素截留转 化的主要过程【1 6 j 6 , 3 7 , 5 6 , 1 0 2 】。现阶段研究的趋势主要集中在对氮素等营养元素消除的具体 机制方面，比如说反硝化机制，植物吸收机制等。至于河岸带宽度对营养元素消除功能 方面，几乎所有研究均表明，宽度是影响河岸带消除营养元素最主要的影响因子 0 s , 3 3 , 5 0 , 铷。因为宽度的增加直接增加了植物、微生物和土壤对营养元素吸收、固定转化 和吸附的时空范围。已经有研究表明，大部分氮素消除发生在前3 5 9 0 英寸( 相当于 1 0 6 6 8 - - 2 7 4 3 2m ) ，同时也提出，在一定宽度范围内，河岸带越宽，氮素消除效率越高 p “。美国很多州都根据各自的实际情况和社会需求，制定了关于河岸带建设和管理的相 关法律，由此我们可以了解美国在河岸带的研究和管理方面已经相当的完善。 在国内，人们对河岸带的功能和河岸带的重要性已经有了很多的认识，但是针对河 岸带的基础研究却很少【1 0 l j 。可以说，国内对河岸带的研究仅仅处于起步阶段，仅有几 篇关于河岸带的功能以及生态学过程的研究性文章，其余大部分是综述性的。基础研究 1 绪论 工作的缺乏，严重限制了我国河岸带恢复重建和健康维护等工作的进行，致使水体非点 源污染严重，陆地水体富营养化问题异常突出，对水生生态系统构成严重威胁。陆地水 体的污染对我国人民健康构成威胁，并对依赖水体的国民经济各行业的发展构成限制 1 1 0 , 1 1 2 , 1 1 5 | 。因此，在国内研究河岸带对认识河岸带生态系统的过程和功能具有非常重要 的理论和实际意义。 1 3 河岸带对氮素截留转化机制 河岸带可以通过一系列物理、生物及生物化学过程实现对氮素截留转化1 6 9 1 。地表 径流中的氮素，主要通过物理过程，即沉积和渗透等实现截留口8 j7 1 。渗透到土壤中的氮 素，可以通过一系列过程，包括植物吸收1 5 6 3 0 1 、微生物固定f 3 7 】、反硝化作用 3 2 , 5 7 1 及土壤 吸附1 3 7 1 等实现截留转化。 1 3 1 物理过程 在长期成土过程中，无论是农耕区施肥活动，还是自然植被下凋落物分解，皆使得 土壤表层氮素含量较深层要高，表现为由表层向下逐渐减少的趋势【9 2 j 。当地表径流发生 时，表层土壤中部分氮素会以吸附态( 颗粒态) 形式发生迁移，随水经过河岸带进入溪 流 9 9 , 1 0 8 , 1 1 3 i 。在土壤颗粒吸附的氮素随地表径流穿过河岸带过程中，河岸带植被增加径 流阻力、降低水流速度，致使大多数土壤颗粒发生淀积1 2 8 】；此外，河岸带上浓密的灌木 丛和草本植物可以通过对地表径流过滤作用，使得径流中一部分含氮颗粒物质滞留下 来，固持在河岸带上f 1 9 , 4 5 , 5 9 。m a g e t t e 等在马黾兰州海岸带地区研究发现，1 5 英尺宽牛 毛草河岸带可以阻止地表径流q 。6 6 颗粒物输入溪流1 5 9 j ；c o o p e r 等估测，在北卡罗来纳 州，来自农作区土壤侵蚀的颗粒淀积物质，8 0 9 0 会在相邻落叶阔叶林河岸带被截 获，沙质颗粒会在靠近农耕区的河岸带边缘沉淀下来，而质地较细的淤泥和粘质颗粒需 要进入河岸带一段距离才会沉淀下来f 1 6 】。l o w r 龃c e 等1 9 8 6 年的研究表明，佐治亚州一 森林河岸带内，在过去1 0 0 年内，平均每年每英亩会截获3 1 1 6 0 0 4 7 1 9 0 0 磅的含氮悬浮 颗粒物p “。 1 3 2 生物和生物化学过程 渗透到壤中流和地下水中的氮素通过一系列生物和生物化学过程，包括植物吸收、 反硝化作用、微生物固定得以清除i s 2 , s 9 1 。植物吸收和反硝化作用是公认的河岸带截留转 化氮素最主要机理口2 , 8 2 , 8 9 。 1 3 2 1 植物吸收 植物吸收是河岸带氮素转化截留的主要机理之一。当携带着溶解氮的水扩散到植物 根区时，植物的根系吸收氮素，同化为自身组织1 7 4 , 8 9 。p e t e r j o h n 和c o r r e l l 估计河岸带 植被每年每公顷可以吸收7 7 埏氮素【7 0 】。然而，大部分氮素会随着植物组织衰老和凋亡 重新回归土壤 5 3 , s 9 1 。有研究表明，落叶林河岸带吸收的氮素有8 0 以落叶的形式返还到 土壤中【7 0 l ；b r i n s o n 等估计在沼泽森林中，仅3 - 6 的氮储存在不易腐烂凋落的木质部中 东北林业入学硕卜学位论文 【4 】。虽然如此，植物吸收依然被认为是河岸带生态系统截留转化氮素的重要机制，因为 它改变n 的存在位置，即从深层的地下水中吸收n ，转运到植物体内形成有机n 的形式， 又通过凋落、死亡等机制回落到地表，经过分解、矿化及硝化等作用产生大量的无机态 氮及可利用的c ，为反硝化作用的进行提供条件i l ”。 1 3 2 2 反硝化作用 反硝化作用是通过微生物将硝态氮转化为n 2 和n x o y 气体，释放入大气，从而从土 壤系统中永久清除，因此，被认为是消除过量n o f - n ，阻止其进入陆地水体的最佳途径 4 5 , 8 9 】。目前，对河岸带氮素截留转化机理的研究主要集中在反硝化作用上，许多的研究 证实反硝化作用是河岸带氮素截留转化的主要机理p 4 j “。 反硝化作用是活跃反硝化细菌在n o f - n 和有机碳充足，并且厌氧条件下，将硝酸 盐或亚硝酸盐还原为气态氮( n 2 ，n 2 0 ) 的过程1 8 3 j 。河岸带是典型高生产力生态系统，含 有大量不稳定有机物质f 6 5 j ：其土壤中的分解作用消耗大量可利用态氧，且河岸带处于溪 流边缘，经常处于水饱和状态，形成氧缺乏环境1 2 5 l ：邻近高地不断输入和植物凋落物分 解为反硝化作用进行提供充足无机态氮素【1 7 1 ，河岸带这些特点为反硝化作用提供适宜条 件。据估计，河岸带上反硝化作用每年每公顷可以去除2 0 1 6 0 0k g 氮素1 6 j 。 1 4 影响河岸带氮素截留转化效率的因素 研究证实，河岸带能够有效降低氮素向溪流输入，但不同河岸带间截留转化效率存 在着较大差异。这主要受河岸带水文学过程、土壤特征、植被状况、河岸带宽度及其它 因素影响。 1 4 1 河岸带水文学过程 水文学过程是决定土壤及植被因子能否发挥作用及河岸带能否有效截留转化氮素的 关键f 4 9 , 5 5 , 7 4 , 7 3 1 。一些研究根据径流和不同层次土壤特性及植物根系分布范围，提出水位 高低是氮素截留转化的限制因子1 4 ”。当水位较高时，水可以直接通过土壤浅层径流途径 经河岸带进入水体，满足反硝化作用发生条件，反硝化速率很高；同时水流经过植物根 区，植物吸收作用很强，对水体质量保护也最为有效。深层地下径流很少经过或不经过 河岸带植被根区，植物吸收强度很弱；深层土壤中可利用的有机碳含量较少，抑制反硝 化作用进行，对氮素截留转化接近无效【5 6 j 。另外，当地表径流汇集并通过河岸带内固定 流径进入溪流时，河岸带截留转化养分能力将受到限制；而地表径流浅且均一情况下， 效率则很高1 7 , 4 9 , 5 5 , 7 4 | 。 1 4 2 河岸带土壤特征 影响河岸带截留转化效率的土壤特性包括渗透性、土壤质地、土壤化学性质和有机 碳含量【8 5 l ，这些土壤特性影响水流经过河岸带区域的途径、速度、地下径流与植物根系 及土壤颗粒接触程度和土壤通气状况。 研究表明，土壤中有机碳含量是影响反硝化的关键因予，影响河岸带对氮素截留转 l 绪论 化效率【3 2 , 3 4 , 5 6 , 7 3 】。l o w r a n c e 等发现在土壤表层5 0c m 范围内，在n 、c 贫瘠河岸带土壤 上，反硝化速率为1 4k gnh m 。2 y r l ，而在n 、c 丰富时反硝化速率可达2 9 5 1 4k gnh m 2 1 【5 4 l 。可利用态有机碳的大量存在，促进反硝化作用进行。s n y d e r 等发现在腐殖质土 壤( 有机质的含量达1 6 ) 中反硝化速率是有机质含量仅为1 5 的土壤的1 0 倍1 8 0 】；c o o p e r 发现，当地下径流通过有机质含量高的土壤进入溪流时，n 0 3 。n 截留转化效率可达 1 0 0 ，而矿质土壤n 0 3 - n 截留转化能力很低1 1 4 1 ：s c h n a b c l 等在添加c 源后，发现草地河 岸带和森林河岸带中，反硝化速率均明显增加【7 引。 1 4 3 河岸带植被状况 河岸带植被通过截留径流、储备有机物质和对养分的直接吸收实现对氮素截留转 化。河岸带植被增加地表粗糙度，降低水流速度，延长地表水渗透到土壤中的时日】，并 促进径流中悬浮淀积物沉积【1 7 】；同时，河岸带植被通过根系穿插疏松土壤，也有利于径 流入渗1 1 9 2 2 1 。此外，河岸带植被自身凋落分解也为反硝化作用及其它生物化学过程提供 必需的高水平有机碳及无机氮1 17 1 。 河岸带对氮素截流转化效率受河岸带植被类型、植被带宽度以及植被年龄等因素影 响。 1 4 3 1 河岸带植被类型 河岸带植被类型一般包括草地河岸带和森林河岸带。许多研究表明草地河岸带和森 林河岸带均能有效地截留转化来自农田径流中的氮素 1 5 , 3 6 , 3 s , 5 4 1 。一些研究表明，森林河 岸带和草地河岸带具有相似截留转化效率 1 9 , 2 2 , 5 4 ，8 0 l 。l o w r a n c e 等1 9 8 4 年在佐治亚州研究 表明，森林河岸带能转化农田径流中氮素的6 8 【5 4 l ；s n y d e r 在弗吉尼亚的研究表明， 森林河岸带能降低农田径流中n o f - n 浓度的4 8 i l 。d a n i e l s 和g i l l i a m l 9 9 6 年在北卡罗来 纳 十h p i e d m o n t 流域的研究表明，草地河岸带能降低总氮的5 0 e 9 1 ；d i u a h a 等在弗吉尼亚 研究表明，b l a c k s b u r g 草地河岸带能够降低农用径流总n 的7 6 1 2 2 1 。另一些研究则认为， 与草地河岸带相比，森林河岸带在氮素消除方面更为有效 1 2 , 1 3 。据h a y c o c k 和p i n a y 报 道，以白杨( p o p u l u si t a l i c a ) 为主的森林河岸带，即使在休眠季节也能1 0 0 截留转化 进入河岸带的n 0 3 - - n ，而多年生黑麦草河岸带仅能截留转化8 4 1 3 0 。o s b o r n e 和 k o v a e i c l 9 9 3 年在伊利诺斯州研究也同样发现，混交阔叶林河岸带和芦苇河岸带对氮素 截留转化效率存在差异，二者的转化效率分别为4 0 1 0 0 和1 0 6 0 ，森林河岸带效率更 高 6 9 1 。他们认为产生这种差异原因有两点：第一，是由于森林河岸带具有较多可利用态 有机碳，使得反硝化作用更为强烈：第二，森林植被根系分布范围更广，加大吸收氮素 范围。 1 4 3 2 河岸带植被宽度 河岸带对氮素截留转化效率还与河岸带植被宽度有关 s g l 。一般地，河岸带越宽， 对经过地表径流和浅表层径流氮素转化截留效率越高，存在着正相关关系1 7 3 , 3 们。d i l l a h a 等1 9 8 9 年在弗吉尼亚州的研究发现，9 1n l 宽草地河岸带可以消除8 4 悬浮颗粒物，当 东北林业人学坝f 学位论文 宽度减小到4 6m 时，悬浮颗粒物消除率则为7 0 ，地表径流中总氮截留转化率从7 3 减 少至1 j 5 4 1 2 2 1 。m a g e t t e 等1 9 8 9 年研究发现，当河岸带宽度由4 6m 增加到9 1m ，全氮消 除率由1 7 增n n 5 1 1 5 9 l ，而悬浮的颗粒物消除效率与d i l l a h a 等人研究结果相仿2 2 1 。 v o u g h t 等1 9 9 4 年研究发现，河岸带宽度由8n l 增加到1 6i t i 时，地表径流中的硝态氮清除 率由2 0 增力n n s o 。w e n g e r 在总结前人研究的基础上指出，通常情况下，各种形态氮 的消除效率都会随着植被河岸带宽度增加而增加，不过因具体立地条件差异，相关程度 会表现明显差异【s 。而c l a u s e n 等在恢复河岸带研究中发现河岸带宽度和地下径流中 n 0 3 - n 浓度之间没有明确相关性，认为河岸缓冲带内树木恢复和截留转化作用发挥需要 时间，但也同意河岸带越宽，地下径流中n 截留转化效率越高的观剧”j 。p e t e r j o h n 和 c o r r e l l l 9 8 4 年研究发现大多数的n 浓度的降低发生在5 0m 宽的河岸带的最初的1 9i n 处 【7 0 】。m a n d e r l 9 9 7 提出，河岸缓冲带建设时，为使其有效缓冲相邻立地活动对水体负面影 响，宽度应与立地内地表径流强度、流域坡长和坡度成正比，而与流域的粗糙度系数、 缓冲带内渗入的水流流速及缓冲带内土壤的吸附能力成反比【6 0 1 。 1 4 3 3 河岸带植被年龄 河岸带对养分截留转化效率也受河岸带植被年龄影响。m a n d e r 等1 9 9 7 年研究美国 e s t o n i a 地区不同年龄河岸带上n 、p 收支情况，发现尽管各种河岸带均能有效清除n 、 p ，但在输入浓度很高时，幼龄森林、灌丛和水湿草地表现最强清除效率，原因是处于 旺盛生长阶段的植物养分吸收量大，其下土壤微生物活性强，土壤吸附能力也较强 6 0 l 。 因此，为使河岸带植被能长期有效地发挥截留转化的作用，一些研究人员提出定期收获 河岸带植被或果实等其它产品 5 1 , 5 2 1 。 t 4 4 人类活动 河岸带内和相邻高地的人类活动对河岸带的氮素截留转化效率有很大影响。在河岸 带内频繁或过度的人类活动( 如放牧) 导致河岸带的破坏和溪流水质的恶化。在放牧的过 程中，牲畜破坏了河岸带植物和土壤，破坏了河岸的稳定，导致细小淀积物的移动，进 而导致河水浑浊【9 4 , $ g l 。另外，土壤的紧实度增加，导致地表径流更容易发生1 6 5 , 8 2 j 。这些 都影响到和氮素清除机理相关的有效功能，从而降低截留转化效率。l i n e 等发现停止河 岸带内的放牧干扰，3 年中向溪流内输入的总氮，总磷和悬着淀积物分别下降了7 8 ， 7 6 和8 2 t 4 引。这清楚表明，在解除牲畜干扰后，颗粒状的养分和沉淀输入减少，使 水体质量得到了明显快速的改善【4 引。 相邻高地的土地利用类型也影响着河岸带对氮素的截留转化效率。不同利用类型， 导致向河岸带内输入氮素的数量不同，大量、迅速的输入，造成河岸带上的n 饱和，导 致效率下降。o m e r n i k 等对美国9 2 8 条溪流的富营养化调查结果显示，当土地利用从 9 0 森林变化到9 0 农田时，溪水中溶解氮和溶解磷平均浓度分别自 o 2 3 p p m l 6 8 i 。牟溥等对东北东部山地的研究也表明，随着土地利用由森 林变为农田，人类干扰的频度和强度增加，导致溪流中的溶解氮、无机磷及混浊度增 绪论 加，溪流水质下降1 1 0 5 1 。 1 4 5 季节 河岸带截留转化机理存在着高度的时间异质性【3 0 卫1 。植物的吸收主要发生在夏季， 而反硝化作用的高峰在春季和夏季1 4 矾。在夏季，反硝化作用和植物吸收作用一起控制着 氮的截留转化【7 3 i ；而在植物的休眠季节( 冬季和早春) ，反硝化作用是氮素截留转化的主 要过程，但土壤的低温限制了反硝化的进行。许多研究者报道了反硝化作用的临界最低 温度为5 8 。c ，当土壤温度低于5 c 时，整个流域生态系统的自然缓冲能力将降低，引 起水体中n 0 3 州浓度的高峰 7 7 , 8 6 1 。 河岸带截留转化氮素是多个因子共同作用的结果，只要当植被和有机凋落物充足， 壤中流能通过植物的根区，土壤湿度，有机碳，通气状况和微生物种群能满足植物吸收 和反硝化作用及其它生物化学过程条件时，河岸带的截留转化才最有效【4 ”。 1 5 河岸带截留转化氮素效率研究方法 在河岸缓冲带对氮素截留转化研究中，出现了许多的研究测定方法，包括直接测量 法( 7 9 1 ( d i r e c tm e t h o d s ) 、传统示踪方法”l ( c o n s e r v a t i v et r a c em o t h e d s ) 和同位素示踪法 1 4 2 1 ( 1 5 ni s o t o p i ct r a c em o t h e d s ) 。从不同方面综合考虑，每一种方法都有其优点和不足之 处，下面就对以上3 种河岸缓冲带对养分截留转化研究方法进行简单介绍和评述。 1 5 1 直接测量法( d i r e c tm e t h o d s ) 在垂直于溪流的上坡位土壤中每隔一定的距离( 根据河岸带条件和试验目的进行设 计) 、在某一深度水平或不同深度水平( 根据具体立地土层状况) 安设p i e z o m e t e r 或 l y s i m e t e r ，而后按一定的时间间隔进行重复取水样( 一般为1 周或2 周) ，对水样进行各 理化性质的分析，以土壤水样中某种形态n 浓度的变化作为n 的转化截留效率的参 数，计算方法有以下两种： rn = ( n 1 - n 2 ) * n 1 1 * 1 0 0 ( 1 1 ) 1 5 9 1 r i n = ( n i - n 2 ) * n 1 1 1 h - + 1 0 0 m 1 ( 1 7 9 1 公式中的n 可以指n 的不同存在状态，如n 0 3 。- n 、n h 4 t n 、d i n ( 溶解性无机氮) 等。公式中n l 是起始采样点浓度，也叫输入浓度，指垂直河岸带方向距溪流最远的采 样点氮素浓度；n 2 是终止采样点浓度，也叫输出浓度，指垂直河岸带方向距离溪流最 近的采样点氮素浓度。例如，在计算来自农田的氮素养分向溪流输入的过程中，农作区 河岸带对其截留转化效率时，n 1 指在河岸带农田边缘的土壤水中n 的浓度：而n 2 指 河岸带溪流边缘的土壤水中的n 的浓度。公式( 1 1 ) 中rn 是n 的转化截留率，这一公 式最为常用，比较简单，但并没有和河岸带的宽度建立联系；公式( 1 2 ) 中t i n 是河岸带 对n 截留转化效率，h 1 是输入和输出点之间的线性距离，公式( 1 2 ) 虽然和宽度建立 了一定的关系，但不能说明河岸带n 的截留转化发生的位置及与n 的截留转化的量的 关系。 东北林业人掌坝f 。学位论文 直接测量法是研究河岸带n 截留转化的最常用的方法，获得的数据可以很直观地用 河岸带的转化截留效率来表示。 1 5 2 传统示踪方法( c o n s e r v a t i v et r a c em o t h e d s ) 采用添加传统示踪剂的测量方式是为了判定河岸带的截留转化过程中有无水文学过 程的干扰。添加示踪剂的浓度到背景值的1 0 倍，追踪示踪剂的浓度，若示踪剂的浓度 显著的增加是是水文学过程中地下水蒸发浓缩的效果；若示踪剂的浓度降低则是地下水 的反渗的稀释的作用1 1 , 2 1 , 7 9 j ：若输入和输出点的示踪剂的浓度没有变化，则说明水文学 过程没有影响n 的动态。常用的传统示踪离子有b 。，c i ，b r 等。这类离子具有一些特 殊的特性，如对植物和微生物的生长和生活无害、植物和微生物对其吸收量极少、示踪 剂为阴离子，不受土壤胶体吸附等，因此在土壤中的移动效果好，在土壤水中的浓度变 化不受植物和微生物的影响，仅仅反映土壤含水率的空问差异。 假设排除水文学影响的输出点n 的理论浓度( e n 2 f ) ，用下面的公式计算 e n 2 f = n 2 m * a i * a 2 。1( 1 - 3 ) 这里a 指所用的示踪离子，a 1 是输入点a 的浓度，a 2 是此输出点a 的浓度， n 2 m 是此输出点测得的n 的浓度。 用输出点理论输出浓度( e n 2 f1 代替公式( 1 1 ) 、( 1 2 ) 中的实际测得的输出浓度 n 2 ，可以得到排除水文学的影响n 的截留转化率和截留转化效率公式( 1 - 4 ) 、( 1 5 ) ： rn = m 1 e n 2 f ) * n 1 1 * 1 0 0 ( 1 - 4 ) n n = n 、1 1 e n 2 f ) * n i 1 * a h 1 * 1 0 0 m 1 ( 1 - 5 ) 在某一点n 浓度的降低的水文学的影响的效率w n h 为： w n h = ( n 2 f - e n 2 m ) * e n 2 f 1 * 1 0 0 ( 1 - 6 ) 这种方法纠正了水文学过程的影响，但没有考虑肥料的施入和大气沉降作用中n 的 输入，因此，可能会低估河岸带植被吸收作用、反硝化作用、微生物固定作用和土壤吸 持作用等对n 的转化截留效率。 1 5 3 同位素示踪方法( 1 5 ni s o t o p i ct r a c em o t h e d s ) 在河岸带截留转化机制的研究中，也应用了n 的稳定同位素1 5 n 。应用5 n 的主要 原因是为了识别n 的来源及其在各含水层中的动态行为，量化河岸带转化截留氮素不同 机理在对氮素进行截留转化过程所占据的百分比【4 2 1 。在试验过程中将含有一定丰度的 1 5 n 以灌溉的形式注入河岸带，随后定期取样，分析1 5 n 的去向，存在状态和在土壤、 微生物、植物及气体中的浓度。1 5 n 富集度的分析需要应用质谱或光谱仪，费用比较昂 贵，因此限制了应用。 1 6 河岸带研究和管理中存在的问题 可以说，对非点源污染的控制是河岸带研究长期以来最为关注的问题，所以，从2 0 世纪7 0 年代对河岸带的研究开始一直到今天，学术界一直没有问断对河岸带这一功能 1 绪论 的研究【明。大量研究表明，河岸带的宽度是影响直接导致水体富营养化的n 和p 等营 养元素消除效率的最主要因素之一f 2 蛸5 , 5 4 , 6 2 , 叫。 诚然，在河岸带的研究和管理过程当中，已经取得了大量的成果，但是也难免会出 现这样或那样的问题。h i c k e y 在2 0 0 4 对世界范围关于河岸带研究进行分析发现：由于 河岸带多方面的功能，关于河岸缓冲带的文献包括多个学科范围( 如生态学、地形学、 种群遗传学、土壤学、湖沼学和鱼类科学) ，所以针对河岸带研究，不同的科学家采取 的标准和研究的结果不同，导致研究结果的大量出现，这使得忙于完成项目的人员难以 在较短的时间内跟踪这一不断增长的大量文献1 2 1 。所以，在缓冲带的建设管理过程中， 通常缓冲带的宽度设计标准依生物学家和恢复工程技术人员的判断决定，这一标准的主 观色彩极浓；甚至还有许多情况下，缓冲带宽度的确定取决于政策上是否能够接受，或 者土地所有者能否接受，而不是听取科学的声音，这样做的结果往往会成为河岸带阻止 养分向附近水域输入功能充分发挥的障碍 2 1 ； 大多数研究表明河岸带显著的养分清除作用的研究结果来自河岸带宽于3 0 m 的研 究，认为3 0 - - 6 0 m 宽度范围内，河岸带能够有效地保护水体资源5 瑚, 3 5 , 7 2 1 ，但能够实现 令人满意的污染物清除效果的明确河岸带宽度，尚不得而知； 河岸带是典型的高生产力生态系统，含有大量的不稳定的有机物质，是农业生产的 理想区域，建立过宽河岸带势必导致土地所有者的