人工濕地植被根區土壤性質及其凈化水質季節效應分析

周旭丹，孫曉剛，趙春莉，王薇，楊紅立

吉林農業大學園藝學院，吉林 長春130118

人工濕地是土壤、河砂、爐渣和粉煤灰等按一定比例構成的選擇性地植入植被的自適應生態系統（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Xiong等，2011），包括水體、基質、水生植被和微生物等四大基本要素，該系統四大基本要素通過一系列理化、生物途徑能夠對特定污染物高效的去除（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Xiong等，2011）。人工濕地是20世紀70年代才蓬勃興起的一種處理污水的方式，具有低投資、低運行費用、低耗能和美觀等特點，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中，已有不少地區取得了良好的環境效果和經濟效益（Bavor等，2011；Zhang 等，2012；Elsaesser等，2011）。隨著城鎮化水平的加快，我國水質污染和水資源浪費現象十分嚴重，據統計，全國年排廢水量越400億t以上，生活污水排放量日益增多，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（Gleick，2014；Kneese，2013）。目前關于人工濕地凈化水質的研究主要集中在生物量較大的水生植被方面，大多數局限于單一濕地類型和缺乏長期的效應分析（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Xiong等，2011），并且人工濕地植被土壤微生物學動態研究尚不多見。潛流式人工濕地面積較小、凈化水質能力強、操作和運行方便等優點，選擇適當的濕地植被是構建人工濕地和恢復重建自然濕地的關鍵措施（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Yue，2013；Abe等，2014）。有鑒于此，本試驗構建潛流型人工濕地，通過對比研究人工濕地植被根區土壤微生物數目及酶活性及其生活污水中 BOD5、CODCr、NH4+-N、TN、TP的去除能力的季節效應，探討人工濕地植被凈化水質的機理和過程，為恢復濕地植被、構建人工濕地、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 人工廢水的配置

人工廢水配置，TN：8.13 mg·L-1，TP：0.15 mg·L-1，CODCr：315.5 mg·L-1，BOD5：98.7 mg·L-1，NH4+-N：6.13 mg·L-1；高錳酸鉀指數：9.50 mg·L-1；pH值為7.04。

1.2 人工濕地設計與流程

垂直流人工濕地結構：試驗區位于吉林農業大學園藝學院的大棚內，共設3個人工濕地結構單元，每個單元長×寬×深=25 m×3.0 m×1.0 m，單元之間用1 m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12 mm的PVC管，使人工濕地中的循環水能夠流入PVC管，以便于實驗樣品的采集。

人工濕地填料：底層大粒徑礫石作為排水層，上部填砂，其主要成分為SiO2，基質鋪設相同，底層均選用礫石，直徑為1～3 cm，厚度為18 cm，中層選用當地較好的爐渣，直徑為0.8 cm，厚度為20 cm，上層選用當地的泥沙，直徑為0.5 cm，厚度為18 cm。

人工濕地植被：選取株型大小、生物量基本一致的美人蕉（Canna indica）作為人工濕地植被，2012年 3月均勻在人工濕地中進行培植，密度為9～12 株/m，每個單元3個重復，植被栽上后，加自來水至砂子基質飽和，地下水培養1個月，并保持其上2～3 cm薄水層，穩定半個月，其間換水5次，同時將污水經配水池緩慢放入人工濕地（水深80 cm），由于水流通過水管均勻流入人工濕地，污水通過布設在人工濕地的布水管流入，緩慢向下滲濾，放水12 h后，停止注水，水力負荷控制0.75 m3·m-2·d-1，控制每個單元具有相似的生長環境。進水為上述配置的污水，經過人工濕地處理后的水從底部 PVC管排出，在人工濕地不同季節分別取進水口和出水口的水進行水質化驗分析，計算其對各指標的去除率。具體公式如下（Sharma等，2013）：

不同季節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%。

1.3 測定方法

人工濕地運行一年后，分別于2013年4個季度（3月、6月、9月、11月）進行水樣采集與測試，統計每種人工濕地1 m2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，同時在每個單元選擇健壯植株取根區土壤測定微生物數目及酶活性。

植被N、P積累量(PA)=植被體內N、P質量濃度(PC)×植被生物量(PB)。

土壤微生物數量（Van等，2012）：采用平板梯度稀釋法，其中細菌培養基為牛肉膏蛋白胨瓊脂培養基，真菌培養基為馬丁氏培養基，放線菌培養基為高氏一號瓊脂培養基。

土壤酶活性參照文獻（Faulwetter等，2013；Xiong等，2011；German，2011）：土壤酶活測定用分光光度計進行比色法測定，測定酶活種類為蔗糖酶（1 g土樣24 h內分解產生1 mg蔗糖所需的酶量）、轉化酶（1 g土樣24 h內分解產生1 mg葡萄糖所需的酶量）、脲酶（1 g土樣24 h內分解產生1 mg氨基氮所需的酶量）和酸性磷酸酶（1 g土樣24 h內分解產生1 mg P2O5所需的酶量）。

水質指標：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（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Xiong等，2011）。

1.4 數據處理與分析

所有數據采用平均值±標準誤差表示（mean±SE），SPSS 18.0和Excel 2003對數據進行統計和分析，單因素方差分析（One-way ANOVA），LSD法（最小顯著性差異法）比較其差異顯著性，Origin 9.2作圖。

2 結果與分析

2.1 人工濕地植被根區土壤微生物數量季節變化（代表1 g土壤中所含微生物數目）

人工濕地植被根區土壤微生物數量季節變化如圖1所示，圖1的結果表明，人工濕地植被根區土壤微生物數量以細菌最多，占到90%以上，其次是放線菌，真菌數目最少，其中細菌數目的變化范圍為 3.4×105～7.3×105，放線菌數目的變化范圍為2.1×104～9.5×104， 真 菌 數 目 的 變 化 范 圍 為3.6×103～7.8×103，微生物總數目的變化范圍為3.5×03～9.2×103；人工濕地植被根區土壤各微生物數目隨季節呈“倒V型”變化規律，依次表現為：秋季>夏季>冬季>春季，與春季相比，夏季、秋季和冬季細菌數目增加了 91.18%、114.71%和38.24%，真菌數目增加了 300.00%、352.38%和152.38%，放線菌數目增加了100.00%、116.67%和47.22%，微生物總數目增加了 108.57%、162.86%和45.71%。

2.2 人工濕地植被根區土壤酶活性季節變化

人工濕地植被根區土壤酶活性季節變化如圖2所示，圖2的結果表明，人工濕地植被根區土壤脲酶活性的變化范圍為 3.71～6.58 mg·g-1·24 h-1，酸性磷酸酶活性的變化范圍為 2.56～7.38 mg·g-1·24 h-1，轉化酶活性的變化范圍為 1.52～4.52 mg·g-1·24 h-1，蔗糖酶活性的變化范圍為 0.78～2.35 mg·g-1·24 h-1；人工濕地植被根區土壤酶活性隨季節呈“倒V型”變化規律，基本表現為：秋季>夏季>冬季>春季，與春季相比，夏季、秋季和冬季脲酶活性增加了40.97%、77.36%和4.85%，酸性磷酸酶活性增加了178.13%、188.28%和 67.58%，轉化酶活性增加了148.68%、197.37%和 95.39%，蔗糖酶活性增加了174.36%、201.28%和 32.05%；酸性磷酸酶和蔗糖酶活性夏季和秋季差異并不顯著（P>0.05），春季和冬季差異不顯著（P>0.05），而夏季和秋季均顯著高于春季和冬季（P<0.05）；脲酶活性春季和冬季差異不顯著（P>0.05），但顯著低于夏季和秋季（P<0.05），脲酶活性夏季和秋季差異顯著（P<0.05）；轉化酶春季顯著低于夏季、秋季和冬季（P<0.05），夏季和秋季轉化酶活性差異并不顯著（P>0.05）。

2.3 人工濕地TN、TP和NH4+-N季節變化及去除率

圖3為人工濕地不同季節TN、TP和NH4+-N出水質量濃度及去除率變化，由圖可知，人工濕地出水TN、TP和NH4+-N質量濃度總體變化為春季最高、夏季和秋季降低，冬季則有回升的趨勢，具體表現為春季>夏季>冬季>秋季，呈“V字型”變化規律，人工濕地出水 TN質量濃度變化范圍為2.14～6.32 mg·L-1，TP質量濃度變化范圍為0.08～0.25 mg·L-1，NH4+-N 質量濃度變化范圍為2.13～4.56 mg·L-1；人工濕地對TN、TP和NH4+-N去除率呈現出明顯的季節差異，隨季節呈“倒V型”變化規律，基本表現為：秋季>夏季>冬季>春季，人工濕地TN去除率變化范圍為43.5%～82.3%，TP去除率變化范圍為 38.7%～73.5%，NH4+-N去除率變化范圍為21.7%～42.3%，與春季相比，夏季、秋季和冬季 TN去除率增加了 67.36%、89.20%和29.66%，TP去除率增加了80.36%、89.92%和13.95%，NH4+-N去除率增加了77.88%、94.93%和17.05%；人工濕地不同季節對 TN去除率差異均顯著（P<0.05）；人工濕地夏季和秋季TP和NH4+-N去除率差異不顯著（P>0.05），春季和冬季TP和NH4+-N去除率差異不顯著（P>0.05），而春季和冬季TP和NH4+-N去除率顯著低于夏季和秋季（P<0.05）。

2.4 人工濕地BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數季節變化及去除率

圖4為人工濕地不同季節BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數出水質量質量濃度及去除率變化，由圖可知，人工濕地出水BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數總體變化為春季最高、夏季和秋季降低，冬季則有回升的趨勢，具體表現為春季>夏季>冬季>秋季，呈“V字型”變化規律，人工濕地出水BOD5質量濃度變化范圍為 53.21～95.82 mg·L-1，CODCr質量濃度變化范圍為98.70～230.53 mg·L-1，高錳酸鉀指數質量濃度變化范圍為5.21～9.72 mg·L-1；人工濕地對BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數去除率呈現出明顯的季節差異，隨季節呈“倒V型”變化規律，基本表現為：秋季>夏季>冬季>春季，人工濕地 BOD5去除率變化范圍為19.82%～43.10%，CODCr去除率變化范圍為12.87%～37.41%，高錳酸鉀指數去除率變化范圍為18.33%～42.56%，與春季相比，夏季、秋季和冬季BOD5去除率增加了77.78%、117.68%和7.58%，CODCr去除率增加了144.53%、192.19%和7.03%，高錳酸鉀指數去除率增加了111.48%、132.24%和 7.10%；人工濕地春季和冬季對 BOD5去除率差異不顯著（P>0.05），而顯著低于夏季和秋季（P<0.05），夏季和秋季對BOD5去除率差異顯著（P<0.05）；人工濕地夏季和秋季對 CODCr和高錳酸鉀指數去除率差異不顯著（P>0.05），春季和冬季對 CODCr和高錳酸鉀指數去除率差異不顯著（P>0.05），而春季和冬季對CODCr和高錳酸鉀指數去除率顯著低于夏季和秋季（P<0.05）。

2.5 人工濕地植被地上地下N、P積累量季節變化

由圖5可知，人工濕地植被地上和地下N、P積累量隨季節變化具有明顯的一致規律，均表現為秋季>夏季>冬季>春季，隨季節呈“倒V型”變化規律。人工濕地地上 N積累量變化范圍為5.93～29.10 g·m-2，P積累量變化范圍為 0.91～3.54 g·m-2，地下 N 積累量變化范圍為 4.72～24.74 g·m-2，P積累量變化范圍為1.31～4.15 g·m-2；對于N積累量，人工濕地不同季節 N積累量差異均顯著（P<0.05），并且不同季節地上部分N積累量高于地下部分N積累量，秋季地上部分N積累量極顯著高于地下部分（P<0.01），春季和冬季地上部分N積累量顯著高于地下部分（P<0.05）；對于P積累量，不同季節地上部分P積累量低于地下部分P積累量，春季和秋季地上部分P積累量極顯著低于地下部分（P<0.01），冬季地上部分P積累量顯著低于地下部分（P<0.05）。

3 討論

人工濕地主要通過植被的截流、過濾以及微生物的新陳代謝等活動凈化水質，通常情況下人工濕地基質均為孔隙度較高的礫石，為微生物提供了更多的掛膜空間（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Xiong等，2011；German等，2011）。本研究中人工濕地基質為爐渣和泥沙，爐渣和泥沙能夠避免土壤系統表面的短流，多孔擴大了表面積，有利于微生物的代謝活動，增強了人工濕地的去除效果（Bavor，2011；Zhang等，2012；German等，2011）。微生物是土壤生態系統物質循環和能量流動的主要驅動力，土壤酶活性和微生物數量在植被-土壤生態系統中有機質的分解、養分的轉化和循環等過程發揮著重要作用（German等，2011）。本研究人工濕地植被中土壤微生物均以細菌最多，占微生物總數的90%以上，其次是放線菌和真菌，不同季節微生物菌落數目和酶活性均表現為秋季>夏季>冬季>春季，這種分布主要與土壤微生態環境及植被的生長狀況有關，春季植被處于萌芽階段，微生物數目及酶活性偏低，夏季植被迅速生長和繁殖，秋季各項生長指標達到最大，通過微生物的作用和植被的輸氧作用為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，土壤微生物數目和酶活性達到最大，而冬季植被處于蕭條期，微生物數目減少和酶活性降低（Bavor，2011；Zhang等，2012；German等，2011）。綜合人工濕地植被凈化污水效果來看，人工濕地凈化水質效果存在著季節性差異，對TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數的去除率呈單峰曲線，很大程度上依賴于植被及微生物的季節動態變化，說明人工濕地植被對不同污染物的去除效果和機理不同，并且人工濕地植被對TN和TP的去除率較高。人工濕地植被對TN和TP的吸收主要是通過植被的截流、過濾以及微生物的新陳代謝過程得以去除，這與前人的研究結果相吻合（Zhang等，2010；Faulwetter等，2013；Xiong等，2011）。從季節變化規律來看，人工濕地對TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數的去除率在春季較小，春季植被生長較為緩慢，未與基質、土壤等形成完整的去污生態系統，此時人工濕地吸收作用并未表現出來，夏季植被迅速生長和繁殖，去除效果也更加明顯，秋季各項生長指標均達到最大，這個時期對TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr和高錳酸鉀指數的去除效果最為明顯，秋季以后，植被密度達到最大，缺乏有限的空間和資源，地面部分開始枯黃、根系也逐漸潰爛，凈化水質效果緩慢下降等（Zhang等，2012；Zhao 等，2014；Vymazal，2011）。本研究中人工濕地植被美人蕉新生根系的須根較多，有利于根區微生物的著生，通過微生物途徑凈化的N數量相對較多，從長期角度出發微生物作用是人工濕地凈化N的主要途徑，優選根系發達的植被是提高該系統N去除率的重要措施之一（Zhang等，2012；Zhu 等，2010；Li等，2012；Bialowiec等，2012）。

本研究中人工濕地植被地上部分 N積累量高于地下部分，而地上部分P積累量低于地下部分，這種模式體現了N、P元素主要供給營養生長部位的分配特點，屬于植物對 N和 P內在生長特性（Zhang等，2012；Zhu等，2010；Li等，2012；Bialowiec等，2012）。人工濕地植被N、P積累量能夠反映植被對N、P的直接去除能力，營養物質的分配特點會涉及到采取的收割方式，本研究中人工濕地植被（美人蕉）基本可以通過地上和地下部分的收割去除大部分的N、P積累量，使其移出生態系統。此外，人工濕地植被的凈化效果與還植被的生長速度、生長階段、植被的生物量、植被根區微生物作用等有關，在以后研究過程中，需結合污水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。

4 結論

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，并且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，人工濕地通過定量收獲方式可以延續其凈化能力，選擇生物量較大、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。

ABE K, KOMADA M, OOKUMA A, et al.2014.Purification performance of a shallow free-water-surface constructed wetland receiving secondary effluent for about 5 years [J].Ecological Engineering, 69(5):126-133.

BAVOR H J.2011.Application of Constructed Wetlands in Recycling,Agriculture and Agroforestry: Water Management for Changing Flow Regimes [M]//Water and Nutrient Management in Natural and Constructed Wetlands.Springer Netherlands.

BIALOWIEC A, DAVIES L, ALBUQUERQUE A, et al.2012.The influence of plants on nitrogen removal from landfill leachate in discontinuous batch shallow constructed wetland with recirculating subsurface horizontal flow [J].Ecological Engineering, 40(2): 44-52.

ELSAESSER D, BLANKENBERG A G B, GEIST A, et al.2011.Assessing the influence of vegetation on reduction of pesticide concentration in experimental surface flow constructed wetlands:Application of the toxic units approach [J].Ecological Engineering,37(6): 955-962.

FAULWETTER J L, BURR M D, PARKER A E, et al.2013.Influence of season and plant species on the abundance and diversity of sulfate reducing bacteria and ammonia oxidizing bacteria in constructed wetland microcosms [J].Microbial ecology, 65(1): 111-127.

GERMAN D P, WEINTRAUB M N, GRANDY A S, et al.2011.Optimization of hydrolytic and oxidative enzyme methods for ecosystem studies [J].Soil Biology and Biochemistry, 43(7):1387-1397.

GLEICK P H.2014.The World's Water Volume 8: The Biennial Report on Freshwater Resources [M].Island Press.

KNEESE A V.2013.The economics of regional water quality management[M].Routledge.

LI J G, REN Y B, REN N Q, et al.2012.Contributions of Microorganisms to Nitrogen Cycle of Wuyiling Wetland in Yichun in Northeast China[J].Advanced Materials Research, 418: 2286-2289.

SHARMA P K, TAKASHI I, KATO K, et al.2013.Seasonal efficiency of a hybrid sub-surface flow constructed wetland system in treating milking parlor wastewater at northern Hokkaido [J].Ecological Engineering, 53(4): 257-266.

VAN J D, CHIURAZZI M, MALLON C A, et al.2012.Microbial diversity determines the invasion of soil by a bacterial pathogen [J].Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(4): 1159-1164.

VYMAZAL J.2011.Plants used in constructed wetlands with horizontal subsurface flow: a review [J].Hydrobiologia, 674(1): 133-156.

XIONG J, GUO G, MAHMOOD Q, et al.2011.Nitrogen removal from secondary effluent by using integrated constructed wetland system [J].Ecological Engineering, 37(4): 659-662.

YUE P.2013.Study on Purification Effect of Aquatic Plants in Complex Level Flow Constructed Wetland [J].Modern Agricultural Science and Technology, 3: 166.

ZHANG C B, WANG J, LIU W L, et al.2010.Effects of plant diversity on microbial biomass and community metabolic profiles in a full-scale constructed wetland [J].Ecological Engineering, 36(1): 62-68.

ZHANG T, XU D, HE F, et al.2012.Application of constructed wetland for water pollution control in China during 1990–2010 [J].Ecological Engineering, 47: 189-197.

ZHAO F, LIU C, RAFIQ M T, et al.2014.Screening Wetland Plants for Nutrient Uptake and Bioenergy Feedstock Production[J].International Journal of Agriculture and Biology, 16(1): 213-216.

ZHU G, JETTEN M S M, KUUSCHK P, et al.2010.Potential roles of anaerobic ammonium and methane oxidation in the nitrogen cycle of wetland ecosystems [J].Applied microbiology and biotechnology,86(4): 1043-1055.