2018, Vol. 38
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2. 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室, 福州 350007;
3. 福建师范大学地理科学学院, 福州 350007;
4. 福建省环境科学研究院, 福州 350013
2. Key Laboratory for Humid Subtropical Eco-geographical Process of the Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007;
3. School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007;
4. Fujian Provincial Academy of Environmental Science, Fuzhou 350013
磷是植物生长的重要营养元素之一, 也是植物生产力的重要限制因子(Condron et al., 2011).近年来, 农业生产中磷肥的施用量远远超出了植物生长所需, 使大量的磷在土壤中富集, 降雨后产生的地表径流是农业面源污染物产生的动力和进入水体的重要载体, 从而促进了水体的富营养化(王永壮等, 2013；吴建军等, 2015).洪华生等(2004)运用模型估算发现, 7—9月暴雨和特大暴雨时期从流域输出的总氮、总磷分别可占全年总量的95%和87%.
河岸植被缓冲带是指位于污染源和水体之间的植被区域, 可有效去除径流中氮、磷污染物, 被认为是控制农业面源污染的最佳管理措施(BMPs)(Duchemin et al., 2009；Messer et al., 2012).国外对河岸植被缓冲带已经开展了众多研究, Ha等(2015)研究发现, 将低生产土地转换为以柳枝稷为主的植被缓冲带后, 可显著减少泥沙量及氮、磷的流失.不同植被类型缓冲带对径流中总氮及总磷的去除效果存在显著差异(Mankin et al., 2007), Neilen等(2017)研究表明, 在不同降雨规模下植被类型均影响着河岸带土壤中氮、磷的淋失能力.宽度是制约缓冲带对氮、磷消减的重要因素, 但对于缓冲带宽度的研究尚无统一定论(Roberts et al., 2010；Aguiar et al., 2015).国内对缓冲带的研究起步较晚, 现有的研究主要集中于平原、湖泊水库等地区.例如, 卜晓莉等(2015)在长江中下游平原地区构建的林草复合型缓冲带显著减少了地表径流中泥沙及磷的流失量.王华玲等(2010)在丹江口水库区的研究表明, 缓冲带可以有效地拦截泥沙及径流量, 对磷污染物也表现出一定的拦截量.而对于亚热带山地地区, 由于其特殊的地形因素, 耕地面积有限, 靠近河流的平地几乎都被开发为耕地, 导致农田中施加的氮、磷等营养元素直接或间接进入水体, 频繁的暴雨加剧了面源污染甚至水土流失的风险, 河岸缓冲带可以作为有效缓解这一区域面源污染的生态治理措施.
九龙江流经龙岩和漳州境内8个市县区, 流域内农业非点源污染问题突出(王卫平等, 2006), 而针对亚热带山地地区开展较大尺度的河岸植被缓冲带大田实验研究还鲜见报道.本研究通过在九龙江上游北溪流域选择不同植被进行不同浓度面源污染的野外模拟径流实验, 对比不同植被组合缓冲带对地表径流量及总磷的消减差异, 以期为福建省山区河岸缓冲带的建设及流域面源污染的治理和生态评价提供科学依据和数据支撑.
2 研究区与研究方法(Research area and research methods) 2.1 研究区概况研究区位于福建省龙岩市新罗区铁山镇平林村龙津河河岸(25°10′35.52″N, 117°05′09.14″E), 龙津河是穿过龙岩市区的一条主要河流, 属于龙岩市新罗区雁石溪的上游段, 而雁石溪是福建省九龙江北溪的一支主要支流.龙津河主要由龙门溪、小溪河、苏溪河三大支流汇集而成, 属山地性河流, 河床粗糙, 河道弯曲且坡度大, 水流速度较快, 年平均流量差异很大, 3—8月为丰水期, 流量可占全年的70%以上.由于河面狭窄, 河床较浅, 河水极易暴涨暴落, 尤其是11月—次年2月的枯水期, 河流水量骤减导致河流自净能力迅速下降, 河水的水质污染严重.
龙津河流域主要地貌类型主要由平原和山地组成.平林村为龙津河的冲积平原, 地势沿龙津河两岸依次升高, 东南部与西北方均为缓慢抬升的丘陵山地, 总体呈“V”字形, 海拔高程约为430 m.该区域属于南亚热带季风气候, 年均温19 ℃, 雨季长且降雨强度大, 多年平均年降水量1788.3 mm, 降雨量年际变化大, 年内分配极不均匀.
龙津河两侧植被主要有常绿针叶林、常绿阔叶林、针阔混交林、竹林和次生灌丛等.铁山镇林业用地面积15.17万亩, 2006年全镇森林覆盖率达78%, 但整体植被构成结构简单, 具有生物多样性低, 乔冠草多层次结构差的特点.研究区土壤类型主要分为四大类：水稻土、砂质壤土、红壤和黄壤.其中, 耕地土壤肥沃度偏低, 缺乏氮、磷及有机质, 影响农作物的生长和发育, 不利于农业生产.河岸缓冲带样地由撂荒杂草地及周边农户菜地改造构建, 具有均一性的特点, 其土壤基本理化性质见表 1.
| 表 1 研究区土壤理化性质表 Table 1 Soil physical and chemical properties |
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选取与河道平行, 处于农田和河流之间约25 m宽的土地作为构建区域, 通过土地改造将样地地面坡度控制在5°以内, 以备种植缓冲带植物杂交狼尾草(Pennisetum americanum × P. purpureum)、红花檵木(Loropetalum chinense var.rubrum)及红叶石楠(Photinia fraseri).将缓冲带划分为8个实验小区(长×宽：20 m×2.5 m)(图 1), 为防止不同小区间相互污染, 相邻小区之间均采用厚PVC板隔开.每个实验小区做4种处理：20 m撂荒杂草地(A)作为对照、20 m杂交狼尾草(B)、10 m红花檵木+10 m杂交狼尾草灌草组合(C)、10 m红花檵木+10 m红叶石楠不同灌木组合(D), 每种处理设置2个重复.在实验地前修砌一条与农田排水沟渠相连的产流沟(宽×深：0.4 m×0.4 m), 收集进水汇流, 产流沟近缓冲带小区一侧设置高于水平地表面0.2 m的锯齿状豁口, 使产流沟满后从豁口均匀地溢出流过缓冲带小区.在每个小区内部沿程每隔5 m平行设置2个自制PVC管地表径流采集装置, 以收集缓冲带沿程地表径流.小区末端均设置有径流收集池(长×宽×深：2 m×1.5 m×0.35 m)以收集出流径流.
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| 图 1 实验样地设置 Fig. 1 Setting of experimental plot |
选择适宜于样地实际种植条件的杂交狼尾草、红花檵木、红叶石楠3种灌草植物作为缓冲带构建植被.同时设置原生撂荒杂草地作为对照样地, 撂荒杂草地主要生长植被为蟛蜞菊(Wedelia chinensis)和空心莲子草(Alternanthera philoxeroides).本研究选取原撂荒杂草地作为对照而不是采用裸地, 是由于九龙江流域山区河岸带实际情况几乎不存在无植物裸地, 且人为清除会增加水土流失风险, 高估植被缓冲带的净化效果(汤家喜等, 2016).2013年种植杂交狼尾草幼苗(株高10 cm, 密度为8株·m-2)、1年生红花檵木(株高40 cm, 密度为30株·m-2)、3年生红叶石楠(株高160 cm, 株行距0.5 m).2015年采样时, 杂交狼尾草株高达3.5 m以上, 密度增长至160株·m-2, 红花檵木株高约100 cm, 红叶石楠株高约170 cm, 各缓冲带植被盖度均接近100%.
2.4 实验方法模拟实验设置：分别在2015年8月和11月进行两次模拟径流实验, 用水泵抽取河水至模拟径流桶中, 向桶中添加无机复合肥(N:P2O5:K2O=15:15:15, 45%), 配制总磷浓度分别为(10.76±0.23) mg·L-1和(4.61±0.54) mg·L-1的含磷模拟径流, 模拟不同浓度的面源污染情景.模拟径流桶放置于各缓冲带前段上方, 在166.7 L·min-1的流量控制下均匀流入产流沟, 产流沟满后从豁口均匀地溢出进入缓冲带小区, 并向后端流动直至流进收集池.
水样采集：模拟径流停止后, 抽取径流采集装置中水样, 放置于50 mL水样瓶中, 并滴入2~3滴HgCl2饱和溶液, 然后放进便携式冷藏箱中(温度0~4 ℃)带回实验室放置在冰箱中, 在48 h内对监测指标进行分析.水样中总磷的含量采用连续流动注射分析仪(SKALAR San++, Netherlands)分析.
径流量记录：自径流流进植被缓冲带收集池后, 将每分钟的出流量按时间记录, 以径流收集池装满时为结束时间(只测定了低浓度实验的径流量), 实验全程总时间为47 min.
2.5 数据处理与分析总磷浓度削减率(R)计算公式如下：
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(1) |
式中, R为总磷浓度削减率；C进为入流径流总磷浓度(mg·L-1, 以总磷计)；C出为缓冲带不同距离地表径流总磷浓度(mg·L-1).
河岸植被缓冲带径流削减率(P)计算公式如下：
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(2) |
式中, P表示径流削减率；V进为进水体积(m3), V出为出流体积(m3).
采用SPSS 17.0单因素方差分析(One-way ANOVA)及多重显著性比较检验(LSD)方法分析不同植被缓冲带削减磷的差异；采用Origin 8.0软件进行回归分析以拟合不同植被缓冲带与磷的削减率的关系并进行图形绘制.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 不同植被对地表径流水量的削减效果不同植被类型缓冲带的平均土壤含水率为60.3%±4.4%, 各处理之间均无显著差异(p＞0.05).在实验初期由于土壤较高的初始入渗速率, 初始出流流速较慢, 出流量较小, 随着土壤含水率的不断增加而接近饱和, 水流流速加快最终趋于平缓, 出流量也相应逐渐增加(肖波等, 2013).从图 2a可以看出, 各缓冲带形成出流时间介于28~33 min, 平均值为(29.0±1.2) min.各处理初始出流流速范围介于22.5~91.78 L·min-1, 终止出流(池满时)流速范围介于54.38~141.15 L·min-1, 平均流速为B < A < C < D, 各缓冲带终止出流流速均趋于稳定, 说明缓冲带对模拟径流的拦截已趋饱和.
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| 图 2 不同植被缓冲带径流出流流速(a)和径流削减率(b)随时间变化关系 Fig. 2 Change of velocity(a) and interception rate(b) of runoff with time in the different vegetation buffer zone |
4个植被缓冲带对不同时间的径流削减率如图 2b所示, 在监测的28~47 min范围内, 不同处理的径流削减率范围介于76%~100%, 各缓冲带削减率随时间增加出现下降趋势, 呈显著的线性负相关关系(p＜0.01).各植被带对径流的削减率随时间变化的递减率(斜率)大小排序为：A＞D＞C＞B.申小波等(2014)通过模拟径流实验也发现缓冲带的径流拦截率随时间变化出现减小的趋势.本研究中, 各缓冲带末端径流的出水时间有一定的差异, D缓冲带在第28 min最先出水, 持续出水时间约9 min, A、B和C出流时间相近, 约在34 min, 其中, B缓冲带中的出水持续时间最长, 约为14 min(表 2).在第37 min时(D缓冲带实验终止), A、B、C和D 4种缓冲带对地表径流的消减率分别为87.51%、92.38%、94.35%和80.88%, 不同缓冲带对径流消减率呈现显著差异(p＜0.05).在第42 min时(A、C缓冲带实验终止), A、B、C 3种缓冲带对地表径流的消减率分别为76.06%、86.93%、86.65%, 呈现B＞C＞A的趋势.42 min后B缓冲带径流收集池仍在收集径流出水, 47 min时实验终止.
| 表 2 不同植被种组合缓冲带对地表径流的削减情况 Table 2 The reduction of runoff of different vegetation types in buffer zone runoff |
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根据表 2可以看出, 当出水径流量相同时, B的出流时间较晚且持续时间最长.土壤表层抗冲性对地表径流冲刷具有重要意义, 土壤的抗冲能力很大程度上受植被覆盖度和植物根系密度影响(高珍萍等, 2015).杂交狼尾草生长旺盛, 地表覆盖度高, 可以有效拦截地面径流, 发达的表层根系也为土壤水分下渗提供了良好的条件(王凭青等, 2005).D的出流速度最快, 消减率最低, 可见短期内灌木对地表径流的拦截作用要低于草本植物.这是由于灌木裸露的地表面积较大, 浅层土壤的抗侵蚀能力较低.但灌木的深层根系发达, 在种植较长时间后, 根系将生长的更深, 可以有效减少水流对中深层土壤的冲刷(吴健等, 2008).C对地表径流的消减率高于D, 也表明在前10 m相同灌木配置下, 后10 m草本对地表径流的消减能力高于灌木.
3.2 不同植被缓冲带对总磷浓度的沿程消减4种植被组合缓冲带地表径流中总磷浓度沿程变化见图 3.4种缓冲带地表径流总磷平均浓度变化均呈现一定的规律性, 即随着缓冲带宽度的增加呈逐渐降低趋势.总磷进水浓度为(10.76±0.23) mg·L-1时, 在10 m处A、B、C和D 4种缓冲带的总磷平均浓度分别下降至8.48、1.84、2.86、6.89 mg·L-1, B和C缓冲带平均去除率最高, 分别达到了82.86%和73.42%, 末端出水浓度范围为0.49~3.54 mg·L-1；总磷进水浓度为(4.61±0.54) mg·L-1时, 10 m处各缓冲带的总磷平均浓度分别下降至0.64、0.88、2.30、1.58 mg·L-1, A和B缓冲带平均去除率最高, 分别达到了86.21%和80.86%, 末端出水浓度范围为0.81~1.29 mg·L-1.
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| 图 3 不同浓度下不同植被缓冲带总磷浓度沿程变化(a.高浓度, b.低浓度) Fig. 3 Trends of concentration of total phosphorus along the different shrub species and herb combination buffer zone at different contamination content |
本研究中发现, 随着缓冲带宽度的增加, 不同浓度梯度进水的总磷量均出现降低趋势.何聪等(2014)研究也表明, 缓冲带对总磷的去除效果与宽度呈正相关, 宽度越大对污染物的去除效果越好.但在现实中受土地资源等限制因素, 对于缓冲带的宽度设置不能得到有效保证, 因此, 需要建立合适宽度的缓冲带(Correll et al., 2005).本研究发现, A、B、C和D 4种缓冲带在前10 m均表现出对总磷较高的消减率, 其中, B缓冲带在前10 m处的消减率均达到了80%以上, 后10 m随着距离的增加消减速率出现减缓.Duchemin等(2009)也认为缓冲带对泥沙的拦截作用主要发生在前端, 在5 m左右缓冲带可以减少85%的泥沙.磷主要通过地表颗粒物吸附后随地表径流进行迁移, 所以在缓冲带前端出现良好的消减效果.对不同植被缓冲带沿程进行对比, 发现草本植被对总磷浓度的沿程消减效果最好, 这是由于杂交狼尾草的植株特点：在生长1年后植株即可分蘖株数达20株以上, 植株密度远高于灌木.植被缓冲带的去污能力受地表覆盖度的影响, 植被的增加可以有效地拦截地表径流, 进而降低面源污染(Borin et al., 2010), 所以草本比灌木能截留更多的地表颗粒物, 在后10 m灌木缓冲带中还出现无减弱甚至上升的趋势.
3.3 不同植被缓冲带对总磷浓度的削减率图 4揭示了不同进水浓度下, 不同植被缓冲带对地表径流总磷浓度的平均削减率.结果发现, B缓冲带对高浓度总磷的削减效果显著高于其他植被缓冲带, 其削减率为95.20%；C和D缓冲带对低浓度总磷的削减效果显著低于其他植被种缓冲带, 削减率分别为68.81%和68.36%.各缓冲带对总磷浓度的去除效果为B>A>C>D.
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| 图 4 不同浓度下不同植被缓冲带总磷浓度的削减率(不同小写字母代表不同植被差异性) Fig. 4 Removal efficiency of TP with the different shrub species and herb combination buffer zone at different contamination content |
本研究结果表明, B缓冲带对不同浓度总磷的消减率均为最佳, 分别为95.20%和80.69%, D缓冲带的消减效果最差, 分别为70.77%和68.36%.不同植被缓冲带对总磷消减率表现为：草本缓冲带>灌草缓冲带>灌木缓冲带.这与张广分(2013)在潮白河流域的研究结果类似：草本、灌草和灌木缓冲带对总磷浓度的消减率分别达到了81.25%、75.23%和63.75%.但李萍萍等(2013)研究表明, 灌草结合下的缓冲带对污染物的去除效果最好, 这可能是由于该实验所选择的试验植被类型为原生植被, 植被生长时间较长, 现存量较为稳定的原因.此外, 污染物进水浓度的高低也会影响缓冲带对污染物的截留效率, 本研究中对高低浓度进水下缓冲带对总磷消减率的比较发现, 高浓度进水下缓冲带对总磷的消减率均高于低浓度进水.闫丽凤等(2011)在沈阳地区河岸植被缓冲带设置不同梯度的进水浓度, 也发现随污染程度增加, 缓冲带对地表径流中总氮、总磷的消减作用逐渐增强.
3.4 不同植被缓冲带对地表径流量及总磷的消减差异地表径流流经缓冲带的时间越长, 磷在缓冲带停留的时间也越长, 缓冲带对磷浓度的消减率也越高.通过对不同植被缓冲带对地表径流量及总磷浓度消减磷对比发现, 两者变化趋势具有一致性, 拥有较高径流消减率的缓冲带也显现出较高的总磷消减率.A、B、C、D 4种缓冲带在第37 min的即时磷的消减量分别为27.70、28.02、28.06和26.94 g, 消减率分别为97.43%、98.53%、98.70%和94.73%.但第42 min后, B缓冲带的消减率逐渐大于C缓冲带的消减率.草本缓冲带对地表径流量及总磷消减效果最佳, 其次是草灌、灌木缓冲带, 主要有以下两个原因：①地表形态在很大程度上影响缓冲带对径流量的截留能力, 杂交狼尾草的地表覆盖度较高, 增大了地表粗糙度, 可以有效滞缓径流, 沉降截留流经缓冲带地表的污染物(Marc et al., 2009).磷的形态可分为颗粒态和溶解态两部分, 颗粒态磷是土壤磷径流流失的主要形态, 通常被吸附于土壤颗粒上(Cox et al., 2000；廖敏等, 2017), 缓冲带植被的过滤功能显著减少了径流中磷的含量.②杂交狼尾草表层根系发达, 根系改变了土壤的结构, 增加了土壤的渗透能力(唐浩等, 2009), 被缓冲带截留的磷随地表径流渗入土壤中, 通过土壤颗粒吸附、植物根系吸收、微生物分解等多重作用去除(吴建强, 2011).但缓冲带对磷的消减只是将其暂时截留在缓冲带中, 不能像对N一样经反硝化等作用进行去除, 因此, 需要定期对缓冲带植物进行有效的清除管理(Kelly et al., 2007).
有研究表明, 不同根系结构特征使得表层土壤结构存在差异, 而土壤结构与径流下渗能力密切相关(Fernandez et al., 2009).本研究中由于草本植物根系较浅, 灌木根系则较深, 草本植物表层土壤下渗能力高于灌木, 因此, 对地下浅层径流的消减力更强；灌木生长周期较长, 其根系在1~2年内无法生长完全, 因此, 更长年限的灌木对径流的消减作用可能会加强, 今后研究应关注更长生长周期下, 不同植被对径流消减作用的变化.本研究中草本缓冲带对磷的消减作用最强, 不同进水浓度下对地表径流中磷的消减率均达到80%以上.然而有研究认为在构建河岸植被缓冲带时, 应当考虑灌草或乔灌草结合的方式, 因为植被的结构越单一, 自我更新和调节能力就越低, 生态稳定性也就越差(Lowrance et al., 2005).
4 结论(Conclusions)1) 随着缓冲带宽度的增加, 缓冲带对总磷浓度的消减效果呈增加趋势, 其中, 在前半段消减效果较好, 草本缓冲带在前10 m处可以消减80%以上的总磷, 后半段消减率逐渐变缓.
2) 进水浓度影响缓冲带的消减效率, 高浓度进水下缓冲带对总磷的消减率高于低浓度进水.
3) 草本缓冲带对总磷浓度和地表径流量的消减效果最佳, 其次是草灌、灌木缓冲带.
Aguiar Jr T R, Rasera K, Parron L M, et al. 2015. Nutrient removal effectiveness by riparian buffer zones in rural temperate watersheds: the impact of no-till crops practices[J]. Agricultural Water Management, 149: 74–80.
DOI:10.1016/j.agwat.2014.10.031
|
Anbumozhi V, Radhakrishnan J, Yamaji E. 2005. Impact of riparian buffer zones on water quality and associated management considerations[J]. Ecological Engineering, 24(5): 517–523.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2004.01.007
|
Borin M, Passoni M, Thiene M, et al. 2010. Multiple functions of buffer strips in farming areas[J]. European Journal of Agronomy, 32(1): 103–111.
DOI:10.1016/j.eja.2009.05.003
|
卜晓莉, 王利民, 薛建辉. 2015. 湖滨林草复合缓冲带对泥沙和氮磷的拦截效果[J]. 水土保持学报, 2015, 29(4): 32–36.
|
Condron L M, Newman S. 2011. Revisiting the fundamentals of phosphorus fractionation of sediments and soils[J]. Journal of Soils and Sediments, 11(5): 830–840.
DOI:10.1007/s11368-011-0363-2
|
Correll D L. 2005. Principles of planning and establishment of buffer zones[J]. Ecological Engineering, 24(5): 433–439.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2005.01.007
|
Cox F R, Hendricks S E. 2000. Soil test phosphorus and clay content effects on runoff water quality[J]. Journal of Environmental Quality, 29(5): 1582–1586.
|
Fernandez Ugalde O, Virto I, Bescansa P, et al. 2009. No-tillage improvement of soil physical quality in calcareous, degradation-prone, semiarid soils[J]. Soil and Tillage Research, 106(1): 29–35.
DOI:10.1016/j.still.2009.09.012
|
高珍萍, 徐祥明, 邱秀亮, 等. 2015. 赣南地区不同植被覆盖下红壤抗冲性动态研究[J]. 水土保持研究, 2015, 22(5): 1–4.
|
Ha M, Wu M. 2015. Simulating and evaluating best management practices for integrated landscape management scenarios in biofuel feedstock production[J]. Biofuels, Bioproducts and Biorefining, 9(6): 709–721.
DOI:10.1002/bbb.1579
|
何聪, 刘璐嘉, 王苏胜, 等. 2014. 不同宽度草皮缓冲带对农田径流氮磷去除效果研究[J]. 水土保持研究, 2014, 21(4): 55–58.
|
洪华生, 曹文志, 张玉珍, 等. 2004. 九龙江典型流域氮磷流失的模拟研究[J]. 厦门大学学报:自然科学版, 2004, 43(B8): 243–248.
|
Kelly J M, Kovar J L, Sokolowsky R, et al. 2007. Phosphorus uptake during four years by different vegetative cover types in a riparian buffer[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 78(3): 239–251.
DOI:10.1007/s10705-007-9088-4
|
Lowrance R, Sheridan J M. 2005. Surface runoff water quality in a managed three zone riparian buffer[J]. Journal of Environmental Quality, 34(5): 1851–1859.
DOI:10.2134/jeq2004.0291
|
李萍萍, 崔波, 付为国, 等. 2013. 河岸带不同植被类型及宽度对污染物去除效果的影响[J]. 南京林业大学学报(自然科学版), 2013, 37(6): 47–52.
|
廖敏, 叶照金, 黄宇, 等. 2017. 长兴县合溪水库集雨区苗木地不同施肥管理模式对径流磷素流失的影响[J]. 生态学报, 2017, 37(21): 7342–7350.
|
Mankin K R, Ngandu D M, Barden C J, et al. 2007. Grass-shrub riparian buffer removal of sediment, phosphorus, and nitrogen from simulated runoff[J]. Jawra Journal of the American Water Resources Association, 43(5): 1108–1116.
DOI:10.1111/jawr.2007.43.issue-5
|
Marc D, Richard H. 2009. Reduction in agricultural non-point source pollution in the first year following establishment of an integrated grass/tree filter strip system in southern Quebec (Canada)[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 131(1): 85–97.
|
Messer T L, Burchell M R, Grabow G L, et al. 2012. Groundwater nitrate reductions within upstream and downstream sections of a riparian buffer[J]. Ecological Engineering, 47(5): 297–307.
|
Neilen A D, Chen C R, Parker B M, et al. 2017. Differences in nitrate and phosphorus export between wooded and grassed riparian zones from farmland to receiving waterways under varying rainfall conditions[J]. Science of the Total Environment, 598: 188–197.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.04.075
|
潘响亮, 邓伟. 2003. 农业流域河岸缓冲区研究综述[J]. 农业环境科学学报, 2003, 22(2): 244–247.
|
Roberts A D, Prince S D. 2010. Effects of urban and non-urban land cover on nitrogen and phosphorus runoff to Chesapeake Bay[J]. Ecological Indicators, 10(2): 459–474.
DOI:10.1016/j.ecolind.2009.07.017
|
申小波, 陈传胜, 张章, 等. 2014. 不同宽度模拟植被过滤带对农田径流、泥沙以及氮磷的拦截效果[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(4): 721–729.
DOI:10.11654/jaes.2014.04.015 |
汤家喜, 何苗苗, 王道涵, 等. 2016. 河岸缓冲带对地表径流及悬浮颗粒物的阻控效应[J]. 环境工程学报, 2016, 10(5): 2747–2755.
DOI:10.12030/j.cjee.201601034 |
唐浩, 黄沈发, 王敏, 等. 2009. 不同草皮缓冲带对径流污染物的去除效果试验研究[J]. 环境科学与技术, 2009, 32(2): 109–112.
|
王华玲, 赵建伟, 程东升, 等. 2010. 不同植被缓冲带对坡耕地地表径流中氮磷的拦截效果[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(9): 1730–1736.
|
王凭青, 段传人, 王伯初, 等. 2005. 杂交狼尾草水土保持能力的实验研究[J]. 水土保持学报, 2005, 19(1): 114–116, 135.
|
王卫平, 洪华生, 张玉珍, 等. 2006. 九龙江污染物入海通量初步估算[J]. 海洋环境科学, 2006, 25(2): 45–47, 57.
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王永壮, 陈欣, 史奕. 2013. 农田土壤中磷素有效性及影响因素[J]. 应用生态学报, 2013, 24(1): 260–268.
|
吴建军, 李娟, 李荣斌, 等. 2015. 施肥措施及灌木缓冲带对雷竹林不同形态磷流失及雷笋产量的影响[J]. 水土保持学报, 2015, 29(6): 53–58.
|
吴建强. 2011. 不同坡度缓冲带滞缓径流及污染物去除定量化[J]. 水科学进展, 2011, 22(1): 112–117.
|
吴健, 王敏, 吴建强, 等. 2008. 滨岸缓冲带植物群落优化配置试验研究[J]. 生态与农村环境学报, 2008, 24(4): 42–45.
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肖波, 萨仁娜, 陶梅, 等. 2013. 草本植被过滤带对径流中泥沙和除草剂的去除效果[J]. 农业工程学报, 2013, 29(12): 136–144.
DOI:10.3969/j.issn.1002-6819.2013.12.018 |
阎丽凤, 石险峰, 于立忠, 等. 2011. 沈阳地区河岸植被缓冲带对氮, 磷的削减效果研究[J]. 中国生态农业学报, 2011, 19(2): 403–408.
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张广分. 2013. 潮白河上游河岸植被缓冲带对氮, 磷去除效果研究[J]. 中国农学通报, 2013, 29(8): 189–194.
DOI:10.11924/j.issn.1000-6850.2012-3443 |