不同類型人工濕地對洞庭湖水質凈化效果研究

潘 瓊，潘 峰

（1.長沙環境保護職業技術學院，長沙410004；2.中南林業科技大學南方林業生態應用技術國家工程實驗室，長沙410004；3.長沙縣水務局，長沙410007）

人工濕地是土壤和基質（爐渣和粉煤灰等）按一定比例選擇性地植入植被自適應生態系統［1－3］，通過一系列理化、生物途徑能夠對特定污染物（水質）高效的去除［4－6］。人工濕地不僅具有同化吸收污染物的功能，還有攔截、過濾污染物的作用，現已廣泛應用于各類不同水體的水質凈化和水環境富營養化的防治［1，7－8］，而不同類型人工濕地具有較大差別，對污染物質的去除能力有較大的差異，按結構可將其分為表面流、潛流、垂直流和溝渠型人工濕地，其優缺點各不相同［9－10］。近幾十年來，關于人工濕地凈化水質的研究大多局限于單一濕地類型，將不同類型人工濕地對富營養化水體處理效果的比較研究鮮見報道［1－3］。

隨著城鎮化水平的加快，我國湖泊水質污染和水資源浪費現象十分嚴重［11－13］。據統計，全國年排廢水量越400億t以上，生活水質排放量日益增多，大部分未經任何處理直接排入生態系統，加重了水資源的短缺，合理開發利用水資源及凈化水質具有現實和長遠意義［11－13］。洞庭湖位于長江中游荊江河段南岸、湖南省北部，是我國第二大淡水湖和五大淡水湖之一，也是長江流域重要的調蓄湖泊和水源地［14－16］，屬于過水性湖泊，換水周期短，具有較強的自凈能力［14－16］。20世紀80年代前洞庭湖一直處于中低營養階段，20世紀80年代中期，大量工業廢水、城鎮生活污水和農業面源污染物的排放，尤其是1988年達到嚴重污染狀態［14－16］；此后，洞庭湖水質經歷了改善—污染加劇等過程，水質污染也日益嚴重，洞庭湖自凈能力大為降低，嚴重威脅到了湖區人民的生產生活和生態環境［17－19］。本研究以洞庭湖國家級自然保護區核心區小西湖為研究對象，通過連續3a定期研究不同類型人工濕地對洞庭湖水質的作用，探索不同濕地類型應用于洞庭湖水質處理效率之間的差異，以期為認識洞庭湖水質水生態的發展趨勢，控制水體污染和富營養化提供理論依據和實踐措施。

1 材料與方法

1.1 人工濕地設計與流程

研究區位于湖南省南洞庭湖濕地國家級自然保護區，地處長江南岸（東徑112°18′15″—112°56′15″，北緯28°113′30″—29°3′45″），是長江中下游洞庭平原堆積而成的沼澤地貌，境內河岔縱橫，湖泊星羅棋布，全區由118個湖洲和18個湖泊組成，主要為潮土、沼澤土和沼澤化草甸土，該區屬亞熱帶濕潤性氣候，陽光充足，雨量充沛，年降雨量1 200～1 400mm，集中在5—9月，年平均溫度15.2～18.3℃，1月份平均氣溫4.0～4.5℃，7月份平均氣溫29～29.5℃，無霜期275～280d。廣闊的水體是巨大的能量庫，使得區內晝夜溫差較小，同時，受太陽輻射的影響，晝夜間盛行交替的湖、陸風，類似海濱氣候，日照和無霜期都較長，生物多樣性極其豐富。

2011年于該保護區內設置3種不同類型人工濕地，人工濕地結構：底部為集水區，其上鋪放尼龍網，垂直流單元均設置為60m2（長×寬＝30m×2.0m），分3層依次填充基質，底層大粒徑礫石（粒徑15～35 mm）作為排水層，厚度約為15cm，中層選用當地中號爐渣（粒徑10～25mm），厚度約為15cm，上層選用當地小號爐渣和泥沙（粒徑5～10mm），厚度約為20cm；潛流和表面流單元為60m2（長×寬＝30m×2.0m），基質為土壤（黏土）；各單元之間用1m寬的土埂隔開，底部為集水區，其上鋪放尼龍網，防止填料下漏，每個單元沿對角線埋入直徑為12mm的PVC管，使人工濕地中的循環水能夠流入PVC管，以便于試驗樣品水質的采集。

人工濕地植被：選取株型大小、生物量基本一致的美人蕉（Cannaindica）作為人工濕地植被，2012年2月均勻在3種不同類型人工濕地中進行培植，密度為10株/m2，單元都鋪防水布防止滲漏，控制每個單元具有相似的生長環境。

進水為洞庭湖水質，水力負荷為0.7m3/（m2·d），試驗時間從2012年2月到2014年11月，運行期間2月（冬）、5月（春）、8月（夏）和11月（秋）進水的平均水溫分別為15.2℃，28.3℃，16.7℃和4.1℃，進水pH值為7.12～7.68，進水經過人工濕地處理后從底部PVC管排出，不同月份取出水口水質實驗室進行化驗分析，具體公式如下［19］：

不同取出水口水質實驗室測定分析，各指標的去除率＝（進水口值—出水口值）/出水口值×100%

1.2 樣品的測定

指標測定指標：人工濕地運行一年后，于2013年和2014年8月（生物量最大時期）進行人工濕地植被的測量和采集，統計每種人工濕地1m2樣方中植株數目、株高等生長性狀，并將其收割分為地上和地下部分烘干測定其生物量，分別對地上和地下植被樣品粉碎后用H2SO4—H2O2消煮制備成溶液，植被TN用過硫酸鉀氧化吸光光度法測定，TP用釩鉬藍法測定。

植被N，P積累量（PA）＝植被體內N，P濃度（PC）×植被生物量（PB）［20－22］。水質測定項目包括TN，TP，NH4＋－N，BOD5，CODCr和高錳酸鉀指數；BOD5采用稀釋接種法；CODCr采用重鉻酸鉀氧化法；NH4＋－N采用納氏試劑分光光度法；TN采用過硫酸鉀—紫外分光光度法；TP采用鉬銻抗分光光度法；高錳酸鹽指數采用酸性 KMnO4法［1－3］。

1.3 數據處理與分析

所有數據采用Excel 2003統計，以平均值±標準誤差表示（mean±SE），采用SPSS 18.0統計分析軟件分別對數據進行單因素方差分析（One－way ANOVA），多重比較采用LSD，Origin 8.5作圖。

2 結果與分析

2.1 不同類型人工濕地NH4＋－N進出水濃度季節變化

由圖1可知，NH4＋－N的進水和出水濃度波動比較大，并且進水濃度與出水濃度的季節變化規律保持一致，冬季明顯高于夏季，NH4＋－N進水濃度均高于3種不同類型人工濕地出水濃度；進水濃度NH4＋－N變化范圍為1.87～5.09mg/L，垂直流出水濃度為1.03～2.45 mg/L，潛流出水濃度為1.03～3.54mg/L，表面流出水濃度為0.83～3.87mg/L；相同時期，NH4＋－N出水濃度基本表現為：表面流＞潛流＞垂直流。

圖1 不同類型人工濕地NH4＋－N進出水濃度季節變化

2.2 不同類型人工濕地TN進出水濃度季節變化

由圖2可知，TN的進水和出水濃度波動比較大，并且進水濃度與出水濃度的季節變化規律保持一致，冬季明顯高于夏季，TN進水濃度均高于3種不同類型人工濕地出水濃度；進水濃度TN變化范圍為4.1～8.9mg/L，垂直流出水濃度為1.3～3.4mg/L，潛流出水濃度為1.7～4.5mg/L，表面流出水濃度為1.5～5.2mg/L；相同時期，TN出水濃度基本表現為：表面流＞潛流＞垂直流。

圖2 不同類型人工濕地TN進出水濃度季節變化

2.3 不同類型人工濕地TP進出水濃度季節變化

由圖3可知，TP的進水和出水濃度波動比較大，并且進水濃度與出水濃度的季節變化規律保持一致，冬季明顯高于夏季，TP進水濃度均高于3種不同類型人工濕地出水濃度；進水濃度TP變化范圍在0.14～0.25mg/L，垂直流出水濃度為0.03～0.09 mg/L，潛流出水濃度為0.07～0.13mg/L，表面流出水濃度為0.06～0.14mg/L；相同時期，TP出水濃度基本表現為：表面流＞潛流＞垂直流。

圖3 不同類型人工濕地TP進出水濃度季節變化

2.4 不同類型人工濕地高錳酸鉀指數進出水濃度季節變化

由圖4可知，高錳酸鉀指數的進水和出水濃度波動比較大，并且進水濃度與出水濃度的季節變化規律保持一致，冬季明顯高于夏季，高錳酸鉀指數進水濃度均高于3種不同類型人工濕地出水濃度；進水濃度高錳酸鉀指數變化范圍為6.2～12.7mg/L，垂直流出水濃度為2.8～5.3mg/L，潛流出水濃度為4.1～7.2mg/L，表面流出水濃度為4.7～7.1mg/L；相同時期，高錳酸鉀指數出水濃度基本表現為：表面流＞潛流＞垂直流。

2.5 不同類型人工濕地BOD5進出水濃度季節變化

由圖5可知，BOD5的進水和出水濃度波動比較大，并且進水濃度與出水濃度的季節變化規律保持一致，冬季明顯高于夏季，BOD5進水濃度均高于3種不同類型人工濕地出水濃度；進水濃BOD5變化范圍為62.3～95.3mg/L，垂直流出水濃度在15.2～28.4 mg/L之間，潛流出水濃度為21.2～41.3mg/L，表面流出水濃度在25.4～44.6mg/L之間；相同時期，BOD5出水濃度基本表現為：表面流＞潛流＞垂直流。

圖4 不同類型人工濕地高錳酸鉀指數進出水濃度季節變化

圖5 不同類型人工濕地BOD5進出水濃度季節變化

2.6 不同類型人工濕地CODCr進出水濃度季節變化

由圖6可知，CODCr的進水和出水濃度波動比較大，并且進水濃度與出水濃度的季節變化規律保持一致，冬季明顯高于夏季，CODCr進水濃度均高于3種不同類型人工濕地出水濃度；進水濃CODCr變化范圍為103.5～225.6mg/L，垂直流出水濃度為44.3～95.3 mg/L，潛流出水濃度為44.3～154.2mg/L，表面流出水濃度為47.8～162.3mg/L；相同時期，CODCr出水濃度基本表現為：表面流＞潛流＞垂直流。

2.7 不同類型人工濕地對水質各指標的去除率

由圖7可知，3種不同類型人工濕地對NH4＋－N去除率變化范圍為36%～64%，對TN去除率變化范圍為50%～62%，對TP去除率變化范圍為53%～75%，對高錳酸鉀指數去除率變化范圍為37%～55%，對BOD5去除率變化范圍為60%～72%，對CODCr去除率變化范圍為41%～60%；3種不同類型人工濕地對TN，TP、高錳酸鉀指數、BOD5和CODCr的去除率依次表現為：垂直流＞潛流＞表面流，而對NH4＋－N的去除率依次表現為：垂直流＞表面流＞潛流，其中NH4＋－N，TP、高錳酸鉀指數和CODCr的去除率垂直流顯著高于表面流和潛流（p＜0.05），而表面流和潛流差異不顯著（p＞0.05），3種不同類型人工濕地對BOD5的去除率差異均不顯著（p＞0.05）；表面流和潛流人工濕地對TN的去除率差異不顯著（p＞0.05），潛流和表面流差異不顯著（p＞0.05）。

圖6 不同類型人工濕地CODCr進出水濃度季節變化

2.8 不同類型人工濕地植被生理特性

由表1可知，垂直流、潛流和表面流3種不同類型人工濕地植物地上生物量變化范圍為201.6～259.5g/m2，地下生物量變化范圍為105.8～156.8 g/m2，A/U變化范圍為1.62～1.91，N 含量變化范圍為15.2～24.6g/mg，P含量變化范圍為1.9～3.5 g/mg，N積累量變化范圍為4.67～10.24g/m2，P積累量變化范圍為0.66～1.46g/m2；其中地上和地下生物量均表現為垂直流＞潛流＞表面流，并且3種類型人工濕地地上和地下生物量差異均顯著（p＜0.05），垂直流人工濕地植被N含量、P含量、N積累量和P積累量均顯著高于潛流和表面流（p＜0.05），潛流和表面流差異不顯著（p＞0.05）。

2.9 人工濕地植被N，P積累量與生物量和N，P含量之間的關系

由原始數據擬合得到的回歸關系經統計學檢驗得到擬合度參數R2，并在p＜0.05和p＜0.01水平檢驗相關系數的顯著性，F檢驗結果表明，表中的線性回歸關系均達到極顯著水平。由表2可知，3種不同類型人工濕地植物的N，P積累量分別與生物量、N含量、P含量均呈顯著的線性關系（p＜0.01），其中生物量與N，P積累量的相關系數高于N含量和P含量，由此我們可以推測通過生物量來評價植物對N，P去除的作用。

圖7 不同類型人工濕地對水質各指標的去除率

表1 不同類型人工濕地植被生理特性

表2 人工濕地植被N，P積累量與生物量和N，P含量之間的關系

3 討論與結論

不同人工濕地基質和地上植株的不同生長狀況會導致其凈化水質機理較為復雜［4－6］。本研究中不同類型人工濕地凈化水質效果存在一定差異，綜合3種人工濕地凈化水質效果（圖7），以垂直流人工濕地對水質中各項指標去除率最大，潛流人工濕地次之，表面流人工濕地去除效果最差，充分體現在對BOD5的去除，說明不同類型人工濕地對污染物的去除效果和機理不同。基質的吸附、植被的截流、過濾以及微生物的新陳代謝等活動是人工濕地凈化水質的主要過程［8，23］，N 循環較為復雜，主要通過氨的揮發、硝化、反硝化過程、介質的吸附、微生物固氮和以及氮的遷移轉化得以去除；對NH4＋－N的去除主要是通過好氧微生物的降解［24－25］；P的去除主要以吸附為主，隨泥沙顆粒在介質中被截留，通過植物吸收、物理化學作用及微生物降解三方面作用去除，通過微生物的作用和植被的輸氧作用形成了氧化態的根區，為好氧、兼性和厭氧微生物提供了各自適宜的生境，有利于微生物在人工濕地縱深的擴展，從而促進了深層基質中微生物的生長和繁殖［24，26－27］；潛流和表面流人工濕地基質相同，因此它們對TP的去除能力沒有顯著差異（p＜0.05）；由于表面流人工濕地土壤基質孔隙度低，水在基質表面流動，復氧能力差，為微生物生長提供載體的基質僅為表層部分，部分污染物隨水流從基質表面漫流而過，吸附作用僅僅停留在基質表層［28－29］；而垂直流基質均為孔隙度較高的礫石，不僅復氧能力優于土壤基質，而且為微生物提供了大量的掛膜空間，因此復氧能力強的垂直流人工濕地是最佳選擇。

綜合人工濕地植被凈化水質效果來看，3種人工濕地對水質去除率均表現為夏季和秋季＞春季和冬季，在很大程度上依賴于植被生長的季節動態變化［30－31］。濕地植被在春季處于萌芽階段，生長較為緩慢，未與基質、土壤等形成完整的去污生態系統，此時的人工濕地對水質的去除效果偏低，吸收作用還沒有明顯地表現出來，夏季和秋季植被迅速生長和繁殖，去除效果也更加明顯，有助于其根區微生物等的繁殖，這個時期對洞庭湖水質的去除效果最為明顯，冬季人工濕地植被開始枯黃、根系也逐漸潰爛，凈化水質效果緩慢下降等，導致秋季以后其去除效果呈現下降趨勢。此外，在去除各類污染物的過程中微生物是主要承擔者，冬、春季節較低的溫度影響了微生物酶活性，從而導致人工濕地對水質各指標的去除效果降低［32－33］。此外，人工濕地中美人蕉新生須根較多，有利于根區微生物的著生，優選根系發達、生物量較大、富集污染元素較強的植被構建各種植被組合的人工濕地是凈化水質的關鍵措施。

通過對3種人工濕地地上植被調查發現（表1），人工濕地植被地上部生物量和地下部生物量所占的比例各不相同，地上部生物量均大于地下部生物量，就植株體內的N，P含量而言，地上部分N和P積累量高于地下部分，這種生物量的分配模式體現了N，P元素生長部位的分配特點，屬于植物對N和P內在生長特性的平衡調節［30－31］。N，P積累量能夠反映植被對N，P的直接去除能力，而營養物質的分配特點會涉及到采取的收割方式［34－36］。本研究中人工濕地植被可以通過地上部分的收割去除大部分的N，P積累量，使其移出生態系統。同時，本研究中植物體N，P積累量主要與植物的生物量存在極顯著線性相關（表2），生物量對N，P積累量的影響大于植物體內N，P含量的影響，所以選擇適宜人工濕地物種，通過增加植物的地上生物量達到定期去除N，P的效果。

人工濕地整合和協調了土壤基質—微生物—植被的凈化機理，但基質的吸附凈化容量達到飽和時，其凈化作用隨著植被的生長可能發生變化，因此人工濕地長期的凈化效果仍有待進一步研究。此外，人工濕地植被的凈化效果還與植被的生長速度、生長階段、植被的生物量、植被根區微生物作用等有關［30－31］。在未來研究過程中，需結合水質狀況及當地氣候特點有針對性地選擇合適的濕地植被，最大限度地發揮濕地植被的凈化作用。

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