霍煒潔，李 昆，趙高峰，劉玲花，黃亞麗

（1.中國水利水電科學(xué)研究院，北京 100038； 2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京 100081；3.河北科技大學(xué)，河北 石家莊 050018）

我國是農(nóng)藥消費(fèi)大國，長久以來大量施用農(nóng)藥，雖然小麥、玉米、水稻三大糧食作物的農(nóng)藥利用率已提高到了40.6%，但大部分未利用的農(nóng)藥仍會(huì)通過徑流、滲漏等方式污染土壤和水體，對(duì)人類健康和生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生較大影響。 農(nóng)田地表徑流是土壤中殘留農(nóng)藥隨水土流失進(jìn)入受納水體的重要方式。 丹江口水庫入庫支流周邊農(nóng)業(yè)用地降雨徑流水樣中檢出了六六六（α-HCH）， 徑流顆粒物中檢出了六六六和滴滴伊（DDE）［1］；太湖流域西北部河網(wǎng)區(qū)檢測出 7 種殺蟲劑和5 種殺菌劑，其中種植區(qū)周邊水域?yàn)橹匚廴緟^(qū)［2］；曹連海等［3］以農(nóng)業(yè)大省河南省為研究區(qū)，應(yīng)用灰水足跡理論，計(jì)算出其農(nóng)藥灰水足跡為49.6 億～53.8 億m3。

植被過濾帶是位于污染源和受納水體之間的植被區(qū)域，能夠在污染物從污染源向受納水體轉(zhuǎn)移的過程中對(duì)其攔截凈化，是一種管理便捷、運(yùn)行成本低、環(huán)境效益顯著的生態(tài)工程措施。 歐美國家20 世紀(jì)70年代即開始研究農(nóng)藥在植被過濾帶中的截留效果和過程機(jī)理，以阿特拉津、毒死蜱、特丁津、2，4-二氯苯氧乙酸（2，4-D）、異丙隆等常用農(nóng)藥及其降解中間產(chǎn)物為目標(biāo)污染物，采用自然降雨、模擬徑流等試驗(yàn)方法開展研究［4］，探討降雨強(qiáng)度、徑流流量等水文氣象條件［5］，帶寬［6］、植被類型［7］、污染區(qū)與過濾帶面積比［8］、使用年限［9］等過濾帶配置條件，農(nóng)藥化合物的水溶解度［10］、吸附性［11］、半衰期［12］等污染物特性對(duì)污染物截留效果的影響，研究表明眾多影響因素中以單位有機(jī)碳土壤吸附系數(shù)Koc為表征的農(nóng)藥吸附性被認(rèn)為是影響污染物降解轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵。 聯(lián)合國糧農(nóng)組織（FAO）對(duì)農(nóng)藥污染物的遷移性風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行分類：Koc值低于100 L／kg 的農(nóng)藥具有高遷移性，Koc值為 100 ～1 000 L／kg 的農(nóng)藥具有中等遷移性，Koc值高于1 000 L／kg 的農(nóng)藥具有低遷移性或難遷移性。 農(nóng)藥化合物的吸附性影響其遷移性和遷移載體，氟樂靈、毒死蜱具有低遷移性，若產(chǎn)生流失，溶解為液相流失的組分只占總流失量的10%～30%，大部分吸附于土壤顆粒隨徑流中的懸浮固體流失［7，13］；阿特拉津、氰草津等具有高遷移性，易于變?yōu)橐合?，溶解為液相的組分占總流失量的65%～95%，以吸附態(tài)流失的比例較?。?4-16］。 國內(nèi)有關(guān)植被過濾帶凈化徑流污染物的研究起步較晚，針對(duì)農(nóng)藥截留的研究更少。 肖波等［17］構(gòu)建3 m 模擬徑流土槽開展阿特拉津截留效果試驗(yàn)，張鴻敏等［18-19］構(gòu)建模擬徑流小區(qū)開展高效氯氟氰菊酯殺蟲劑截留效果試驗(yàn)，主要分析了入流流量、入流濃度、土壤含水率等因素對(duì)植被截留污染物效果的影響，但是有關(guān)不同吸附性農(nóng)藥污染物的截留效果研究鮮有報(bào)道。

阿特拉津?qū)儆谌筋惓輨?，?5 ℃水中的溶解度為 33 mg／L，Koc值為 100.0 ～158.5 L／kg，為弱吸附性農(nóng)藥［20］；百菌清屬取代苯類殺菌劑，在25 ℃水中的溶解度為0.81 mg／L，Koc值為2 330～7 336 L／kg，為強(qiáng)吸附性農(nóng)藥［21］。 這兩種農(nóng)藥在我國普遍施用并在一定程度上產(chǎn)生了污染風(fēng)險(xiǎn)，因此筆者以這兩種農(nóng)藥為目標(biāo)污染物，構(gòu)建模擬降雨產(chǎn)流小區(qū)，通過模擬華北地區(qū)典型暴雨產(chǎn)流過程，分析草地過濾帶對(duì)產(chǎn)流小區(qū)土壤經(jīng)暴雨侵蝕形成的徑流中不同吸附性農(nóng)藥的攔截效果，以期為華北地區(qū)應(yīng)用草地過濾帶控制農(nóng)業(yè)面源污染提供理論支撐。

1 研究方法

1.1 研究區(qū)概況

在北京市玉淵潭公園南側(cè)昆玉河旁試驗(yàn)區(qū)內(nèi)構(gòu)建試驗(yàn)系統(tǒng)，試驗(yàn)系統(tǒng)分為產(chǎn)流“源”區(qū)和徑流“匯”區(qū)兩部分，整體坡度5%。 上游產(chǎn)流區(qū)面積8 m2（長2 m×寬4 m），產(chǎn)流區(qū)上方安裝模擬降雨設(shè)備，降雨范圍均勻覆蓋產(chǎn)流區(qū)，為在短時(shí)間內(nèi)產(chǎn)生水土流失，產(chǎn)流區(qū)無植被，土壤松散。 下游徑流區(qū)面積48 m2（長12 m×寬4 m），均分為4 個(gè)平行試驗(yàn)條帶，每個(gè)條帶面積12 m2（長12 m×寬1 m），相鄰條帶用高出地面40 cm 的鍍鋅板隔開，以降低條帶間干擾。 按坡度5%平整產(chǎn)流區(qū)和徑流區(qū)連接處坡面，沿坡面鋪設(shè)鍍鋅板，使產(chǎn)流區(qū)產(chǎn)生的水流均勻進(jìn)入徑流區(qū)4 個(gè)條帶。 如圖1 所示，4個(gè)條帶中徑流區(qū)a 為對(duì)照系統(tǒng)，對(duì)照系統(tǒng)無植被，土壤裸露；徑流區(qū)b、c、d 為草地過濾帶，各草地過濾帶植被配置相同，均以長度2 m 為單位，沿坡面依次種植百慕大、高羊茅、白三葉、百慕大、高羊茅、白三葉。

圖1 人工降雨產(chǎn)流區(qū)及徑流區(qū)示意（單位：m）

產(chǎn)流區(qū)與徑流區(qū)所填埋的土壤相同，供試土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷質(zhì)量比分別為 22.67、1.457、0.343 g／kg，阿特拉津質(zhì)量比為 2.25 μg／kg，百菌清未檢出，pH值為 7.78，沙粒、粉粒、黏粒占比分別為 67.74%、13.63%、18.63%。 按照土壤顆粒組分占比，參考國際制土壤質(zhì)地分類標(biāo)準(zhǔn)［22］判斷其屬砂質(zhì)黏壤土。 抽取試驗(yàn)區(qū)旁昆玉河河水作為模擬降雨的水源，在試驗(yàn)期內(nèi)測定供試河水的主要水質(zhì)參數(shù)，懸浮物、總氮、總磷、高錳酸鹽指數(shù)質(zhì)量濃度分別為 85 ～112、10.3 ～13.2、0.285～0.442、9.15～13.20 mg／L，阿特拉津質(zhì)量濃度為0.206～3.05 μg／L，百菌清未檢出。

1.2 試驗(yàn)過程和測定方法

（1）試驗(yàn)過程。 試驗(yàn)時(shí)間為 2012年 10月，百慕大、高羊茅和白三葉于6月初種植，期間未施肥，試驗(yàn)前對(duì)植被進(jìn)行修剪使同種植被株高保持相對(duì)一致。 百慕大覆蓋度95%，平均株高20 cm，鮮重5.32 kg／m2；高羊茅覆蓋度95%，平均株高33 cm，鮮重3.34 kg／m2；白三葉植被覆蓋度 95%，平均株高 31 cm，鮮重7.22 kg／m2。

試驗(yàn)期間無自然降雨，共進(jìn)行4 場模擬降雨，每場間隔5～10 d。 每場降雨前平整產(chǎn)流區(qū)和徑流區(qū)a 的裸露土壤，按照阿特拉津（有效含量90%）推薦施用量0.15～0.17 g／m2和百菌清（有效含量75%）推薦施用量0.25 ～0.40 g／m2配制阿特拉津和百菌清溶液，混合均勻后噴灑于產(chǎn)流區(qū)土壤表面。

鑒于華北地區(qū)暴雨歷時(shí)短、強(qiáng)度大，每場模擬降雨雨強(qiáng)設(shè)置為65～75 mm／h，降雨持續(xù)2 h。 在各出水口放置收集樣品的玻璃缸，只收集前60 L 出流水樣。 樣品收集結(jié)束后靜置30 min 使顆粒物沉淀，用0.45 μm濾膜對(duì)玻璃缸中上清液進(jìn)行過濾，獲取待測水樣，每個(gè)出水口取4 個(gè)平行水樣測定農(nóng)藥溶解態(tài)質(zhì)量濃度；收集玻璃缸底部沉淀物，獲取顆粒物沉淀樣品，沉淀物冷凍干燥后測定農(nóng)藥吸附態(tài)質(zhì)量比。

（2）測定方法。 水樣前處理采用固相萃取法。 首先用C18固相萃取柱富集水樣中的目標(biāo)污染物阿特拉津和百菌清，然后用10 mL 正己烷和10 mL 二氯甲烷洗脫，洗脫液經(jīng)氮吹濃縮至1～2 mL 后用硅膠柱凈化，再用10 mL 體積比為3 ∶1 的正己烷和二氯甲烷混合液淋洗凈化柱，收集洗脫液并氮吹至近干，最后用甲醇定容至500 μL 測定目標(biāo)污染物質(zhì)量濃度。

沉淀樣品前處理采用加速溶劑萃取法。 將冷凍干燥后的沉淀樣品研磨過篩，由于植被過濾帶出水收集的沉淀樣品數(shù)量較少，因此將3 個(gè)平行條帶收集的沉淀物混合后測定阿特拉津和百菌清質(zhì)量比。 對(duì)照系統(tǒng)和植被過濾帶收集的沉淀樣品中各稱取3 個(gè)平行樣進(jìn)行加速溶劑萃取。 萃取液經(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至1 ～2 mL后用硅膠柱凈化，再用20 mL 體積比為3 ∶1 的正己烷和二氯甲烷混合液淋洗凈化柱，收集洗脫液。 將洗脫液氮吹至近干后，用甲醇定容至500 μL 測定目標(biāo)污染物質(zhì)量比。

使用高效液相色譜儀及紫外檢測器分析測定。 儀器色譜條件：C18反相色譜柱規(guī)格型號(hào)為4.6 mm×250 mm，流動(dòng)相甲醇與二級(jí)水體積比65 ∶35，流量0.8 mL／min，柱溫40 ℃，紫外檢測器波長225 nm。

（3）數(shù)據(jù)分析。 將溶解態(tài)污染物質(zhì)量濃度減小率和吸附態(tài)污染物負(fù)荷減小率作為草地過濾帶對(duì)農(nóng)藥污染物截留效果的評(píng)價(jià)指標(biāo)，計(jì)算公式為

式中：Rc為溶解態(tài)污染物質(zhì)量濃度減小率；Rl為吸附態(tài)污染物負(fù)荷減小率；Ccr、Cgr分別為對(duì)照系統(tǒng)、草地過濾帶出水中溶解態(tài)污染物質(zhì)量濃度；Ccs、Cgs分別為對(duì)照系統(tǒng)、草地過濾帶出水中吸附態(tài)污染物質(zhì)量比；mc、mg分別為對(duì)照系統(tǒng)、草地過濾帶出水中收集的顆粒物沉淀質(zhì)量。

利用Excel 2010 軟件整理試驗(yàn)數(shù)據(jù)，采用SPSS 17.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（ANOVA），顯著性檢驗(yàn)為F 檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 草地過濾帶對(duì)溶解態(tài)阿特拉津的截留效果

4 次降雨試驗(yàn)對(duì)照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度見圖2，可以看出，對(duì)照系統(tǒng)出水溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度均顯著高于草地過濾帶的（顯著性水平P＜0.05），草地過濾帶各平行條帶間無顯著性差異（P＞0.05）；徑流出水中溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度隨試驗(yàn)次數(shù)增加而增大，對(duì)照系統(tǒng)的增幅最明顯。 分析認(rèn)為每場降雨前均對(duì)產(chǎn)流區(qū)土壤施加農(nóng)藥，施藥后有機(jī)農(nóng)藥附著于土壤中，由于試驗(yàn)間隔期較短，農(nóng)藥化合物結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，因此短時(shí)間內(nèi)土壤中不斷累積的農(nóng)藥持續(xù)釋放，導(dǎo)致出水溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度隨試驗(yàn)次數(shù)增加而增大。

圖2 各徑流區(qū)出水溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度

計(jì)算草地過濾帶溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度減小率，結(jié)果見表1。 由表1 可以看出，草地過濾帶可有效截留地表徑流中溶解于水相的阿特拉津，出水阿特拉津質(zhì)量濃度比對(duì)照系統(tǒng)減小60%以上，但由于出水阿特拉津質(zhì)量濃度持續(xù)升高，因此溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度減小率呈下降趨勢(shì)。

表1 草地過濾帶出水溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度減小率

2.2 草地過濾帶對(duì)溶解態(tài)百菌清的截留效果

各徑流區(qū)出水中溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度見圖3。第一次試驗(yàn)對(duì)照系統(tǒng)與草地過濾帶出水百菌清質(zhì)量濃度無顯著差異（P＝0.309），第二次試驗(yàn)對(duì)照系統(tǒng)百菌清質(zhì)量濃度極顯著高于草地過濾帶的（P＜0.01），第三次試驗(yàn)對(duì)照系統(tǒng)出水百菌清質(zhì)量濃度顯著高于草地過濾帶的（P＜0.05），第四次試驗(yàn)對(duì)照系統(tǒng)與草地過濾帶百菌清質(zhì)量濃度無顯著差異（P＝0.417）。 百菌清屬于強(qiáng)吸附性有機(jī)農(nóng)藥，在土壤侵蝕形成的徑流中溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度較低。 草地過濾帶攔截溶解態(tài)百菌清相比于對(duì)照系統(tǒng)表現(xiàn)出一定優(yōu)勢(shì)，但不穩(wěn)定，只有第二次和第三次試驗(yàn)草地過濾帶出水百菌清質(zhì)量濃度顯著低于對(duì)照系統(tǒng)的。 此外，百菌清出水質(zhì)量濃度與阿特拉津一樣呈現(xiàn)出隨試驗(yàn)次數(shù)增加而增大的趨勢(shì)。

圖3 各徑流區(qū)出水中溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度

草地過濾帶溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度減小率見表2。 由于百菌清溶解態(tài)質(zhì)量濃度小且易于吸附，對(duì)照系統(tǒng)的裸露土壤也會(huì)對(duì)其產(chǎn)生吸附作用，因此對(duì)照系統(tǒng)和草地過濾帶攔截溶解態(tài)百菌清的效果差異較小。

表2 草地過濾帶出水中溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度減小率

2.3 草地過濾帶對(duì)吸附態(tài)阿特拉津和百菌清的截留效果

對(duì)照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中收集的顆粒物沉淀、冷凍、干燥后測定其質(zhì)量及農(nóng)藥吸附態(tài)質(zhì)量比，結(jié)果見表3。 徑流流經(jīng)草地過濾帶后顆粒物質(zhì)量顯著低于對(duì)照系統(tǒng)的，減幅在94.70%以上。 同一種農(nóng)藥在草地過濾帶出水中吸附態(tài)質(zhì)量比明顯高于對(duì)照系統(tǒng)的，考慮到徑流試驗(yàn)中草地過濾帶出水收集的顆粒物質(zhì)量明顯小于對(duì)照系統(tǒng)的，且草地過濾帶顆粒物更細(xì)小，認(rèn)為顆粒物粒徑變小以及黏土礦物比例增大可能是草地過濾帶出水農(nóng)藥吸附態(tài)質(zhì)量比較高的原因。 此外，百菌清吸附態(tài)質(zhì)量比明顯低于阿特拉津的，且兩種農(nóng)藥吸附態(tài)質(zhì)量比也呈現(xiàn)隨試驗(yàn)次數(shù)增加而增大的趨勢(shì)，與溶解態(tài)的變化特征一致。

表3 徑流出水中顆粒物質(zhì)量及阿特拉津和百菌清吸附態(tài)質(zhì)量比

計(jì)算出水中吸附態(tài)阿特拉津和百菌清的污染負(fù)荷，結(jié)果見表4。 草地過濾帶有效截留徑流懸浮顆粒物的同時(shí)，也攔截了其吸附污染物，相比于對(duì)照系統(tǒng)，草地過濾帶阿特拉津污染負(fù)荷減小率為81.33%～90.78%，百菌清污染負(fù)荷減小率為80.34%～95.65%，百菌清污染負(fù)荷減小率略高于阿特拉津的。

表4 徑流出水中吸附態(tài)阿特拉津和百菌清的污染負(fù)荷

3 討 論

3.1 不同吸附性農(nóng)藥截留特征

不同吸附性農(nóng)藥在徑流中液相和固相的分配存在差異，強(qiáng)吸附性農(nóng)藥的遷移載體主要是懸浮物，通過懸浮物沉積而截留；弱吸附性農(nóng)藥溶解為液相的比例高于強(qiáng)吸附性農(nóng)藥的，液相農(nóng)藥在一定條件下通過水流發(fā)生滲漏，或通過吸附、植物吸收、微生物利用等而截留。 理論上，過濾帶對(duì)強(qiáng)吸附性農(nóng)藥的截留效果優(yōu)于對(duì)弱吸附性農(nóng)藥的。 植被過濾帶對(duì)不同吸附性農(nóng)藥的截留效果研究較多采用模擬徑流試驗(yàn)，計(jì)算并比較不同吸附性農(nóng)藥的去除率。 如Arora 等［11］通過模擬徑流試驗(yàn)，得出帶寬20.12 m 雀麥草過濾帶對(duì)阿特拉津去除率為52.5%，對(duì)異丙甲草胺去除率為54.4%，對(duì)毒死蜱去除率為83.1%。 LARRY 等［23］通過模擬徑流試驗(yàn)設(shè)置相同的污染物進(jìn)水質(zhì)量濃度（120 μg／L），得出野牛草過濾帶對(duì)異丙甲草胺去除率為25.3%，對(duì)離子態(tài)代謝產(chǎn)物異丙甲草胺OA 和異丙甲草胺ESA 去除率分別為15.5%、14.2%，對(duì)異丙甲草胺去除率顯著高于對(duì)離子態(tài)代謝產(chǎn)物的。

本研究產(chǎn)流區(qū)百菌清施用量約為阿特拉津的2倍，且每次試驗(yàn)前重復(fù)施藥，產(chǎn)流區(qū)土壤中污染物持續(xù)累積，兩種農(nóng)藥出水質(zhì)量濃度逐次增大。 百菌清具有較高的吸附性，出水中溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度和吸附態(tài)百菌清質(zhì)量比均明顯小于阿特拉津的，而且百菌清升高幅度也小于阿特拉津的。 百菌清溶解態(tài)質(zhì)量濃度小且易于吸附，對(duì)照系統(tǒng)裸露土壤也會(huì)對(duì)其產(chǎn)生吸附作用，從而導(dǎo)致對(duì)照系統(tǒng)和草地過濾帶間的攔截效果差異較小，百菌清溶解態(tài)質(zhì)量濃度減小率低于阿特拉津的。 草地過濾帶對(duì)阿特拉津的截留相比于對(duì)照系統(tǒng)優(yōu)勢(shì)明顯，阿特拉津溶解態(tài)質(zhì)量濃度減小率大于60%，試驗(yàn)結(jié)果與相似試驗(yàn)條件下Seybold 等［24］用柳枝稷過濾帶使阿特拉津溶解態(tài)質(zhì)量濃度比對(duì)照系統(tǒng)低53%～69%的結(jié)果相近，植被的存在可促進(jìn)溶解態(tài)阿特拉津的截留。 此外，草地過濾帶可有效攔截徑流中的懸浮固體，減小率達(dá)到94%，因此兩種農(nóng)藥吸附態(tài)污染負(fù)荷減小率差異較小，均可達(dá)到80%。

3.2 有機(jī)農(nóng)藥吸附態(tài)質(zhì)量比差異分析

植被過濾帶阻滯徑流，促進(jìn)徑流中懸浮固體發(fā)生沉積而截留污染物，粒徑越大的懸浮物截留率越高，顆粒越細(xì)小越容易流出過濾帶。 張鴻敏［18］構(gòu)建帶寬8 m植被過濾帶，得出植被過濾帶截留粒徑250～1 000 μm的泥沙顆粒的效果最好。 鄧娜等［25］研究表明，粒徑1～10 μm 的泥沙顆粒在過濾帶出流水樣中所占比例較入流水樣增大，說明該粒徑范圍內(nèi)的細(xì)小顆粒不僅截留率低，而且在水流沖刷過濾帶表層時(shí)會(huì)被帶入徑流，使得出流水樣中的細(xì)小顆粒增多。

徑流中農(nóng)藥化合物在水-土壤介質(zhì)中進(jìn)行吸附和分配，不同粒徑顆粒物的比表面積、孔體積、電荷分布、有機(jī)碳含量、黏土礦物組成等不同，理論上吸附作用受顆粒物粒徑的影響，粒徑越小，其表面吸附性越強(qiáng)［26］。有研究表明，粒徑小于2 μm 的土壤黏粒對(duì)丁草胺的吸附性最強(qiáng)［27］，粒徑小于 8 μm 的黏土極細(xì)粉砂對(duì)鄰苯二甲酸二正丁酯的吸附性最強(qiáng)［28］。 Wu 等［29］研究表明，粒徑小于2 μm 的懸浮顆粒是對(duì)受納水體水質(zhì)產(chǎn)生影響的主要懸浮物。 Jean 等［26］提出，小粒徑懸浮固體在隨徑流遷移的過程中可能會(huì)使污染物再富集，從而導(dǎo)致出流懸浮物污染物吸附態(tài)質(zhì)量比更高。 因此，不同粒徑范圍的顆粒物及其吸附的有機(jī)污染物在植被過濾帶中的截留特征對(duì)于研究植被過濾帶的環(huán)保功能具有重要意義。

草地過濾帶可有效攔截徑流中的懸浮固體，通過目視可觀察到草地過濾帶出水中的顆粒物粒徑明顯小于對(duì)照系統(tǒng)的，其阿特拉津和百菌清吸附態(tài)質(zhì)量比也均高于對(duì)照系統(tǒng)的，但對(duì)照系統(tǒng)受徑流沖刷會(huì)帶出更多泥沙，泥沙是否會(huì)對(duì)吸附態(tài)農(nóng)藥的測定起到稀釋作用而使測定結(jié)果偏低，還需要進(jìn)一步試驗(yàn)確認(rèn)。

3.3 植被過濾帶截留農(nóng)藥的飽和效應(yīng)

植被過濾帶作為一種生態(tài)處理措施，植物吸收污染物后通過刈割、微生物代謝等完成截留污染物的去除，污染物凈化效率較低。 本試驗(yàn)對(duì)照系統(tǒng)和草地過濾帶出水中污染物質(zhì)量濃度均出現(xiàn)隨試驗(yàn)次數(shù)增加而增大的趨勢(shì)，可能存在截留污染物的再釋放過程。 關(guān)于植被過濾帶容納污染負(fù)荷的能力變化，以及是否會(huì)出現(xiàn)植被過濾帶由污染物的“匯”向“源”轉(zhuǎn)變，許多學(xué)者開展了相關(guān)研究［16-18，30］。 如肖波等［17］研究表明，在3 種阿特拉津進(jìn)水質(zhì)量濃度下，隨進(jìn)水阿特拉津質(zhì)量濃度的增大、試驗(yàn)持續(xù)時(shí)間的延長，污染物攔截率逐漸降低。 除了進(jìn)水污染負(fù)荷，建議從植被過濾帶面積、植被生長狀況、植被過濾帶使用時(shí)間、使用間隔等方面探討植被過濾帶的凈化能力，從而系統(tǒng)評(píng)價(jià)植被過濾帶攔截徑流污染物的潛力。

本研究試驗(yàn)間隔較短，污染物出水質(zhì)量濃度隨試驗(yàn)次數(shù)增加而增大，使得草地過濾帶對(duì)污染物的截留效果分析受到影響。 后續(xù)試驗(yàn)應(yīng)從產(chǎn)流區(qū)施藥量、試驗(yàn)間隔、土壤農(nóng)藥殘留量、出水顆粒物粒徑、不同粒徑顆粒物有機(jī)質(zhì)及吸附態(tài)污染物含量等方面完善試驗(yàn)設(shè)計(jì)，深入分析農(nóng)藥吸附性對(duì)其在植被過濾帶中被截留效果的影響。

4 結(jié) 論

（1）草地過濾帶能有效攔截地表徑流中溶解態(tài)和吸附態(tài)有機(jī)農(nóng)藥污染物。 相比于對(duì)照系統(tǒng)，草地過濾帶徑流出水中溶解態(tài)阿特拉津質(zhì)量濃度減小60%以上，溶解態(tài)百菌清質(zhì)量濃度減小6%以上，懸浮固體減少94.70%以上，吸附態(tài)阿特拉津和百菌清污染負(fù)荷減小80%以上，對(duì)農(nóng)藥流失引起的農(nóng)業(yè)面源污染具有較好的治理效果。

（2）比較不同吸附性有機(jī)農(nóng)藥的截留特征，對(duì)照系統(tǒng)和草地過濾帶徑流出水中弱吸附性農(nóng)藥阿特拉津溶解態(tài)質(zhì)量濃度和吸附態(tài)質(zhì)量比均明顯高于強(qiáng)吸附性農(nóng)藥百菌清的，百菌清的流失量小于阿特拉津的。 相比于對(duì)照系統(tǒng)，草地過濾帶出流中阿特拉津的質(zhì)量濃度減小率高于百菌清的，植被的存在更有利于對(duì)阿特拉津的截留。