洱海北部表流人工濕地氮截留的長效性及影響因子

梁啟斌，侯 磊，李能發，陳 鑫，王克勤

（西南林業大學生態與環境學院，昆明650224）

濕地在截留污染物、保護生物多樣性、調蓄防洪等方面起關鍵作用[1-2]，尤其人工濕地因其管理方便、投資運行費用低、環境友好等優點而被廣泛應用于處理農村生活污水、農田廢水、城市生活污水出水、低污染水等[3-5]，50 余年的應用經驗表明人工濕地是一種可靠的污水處理技術[6]。我國的人工濕地建設起步較晚，始于1987 年天津環科所建設的用于處理城市生活污水的示范工程[7]，隨后開展了大量人工濕地建設及科學研究工作，目前已在濕地污染物凈化效率及機制[4，8-9]、濕地植物和微生物對污染物去除效率的影響[10-13]、人工濕地強化技術[14-17]等方面取得進展。潛流濕地對污染物去除效果比表流濕地好，但存在基質堵塞、吸附飽和、污染物積累等問題，而表流濕地不存在基質堵塞問題可長期運行，其上覆水處于好氧環境，硝化-反硝化作用較弱，對氮的去除效果較差，且長期運行人工濕地的截污效果未得到進一步驗證[18-19]。

洱海是云南第二大高原淡水湖泊，為大理州重要飲用水源地，近10 a 云南省生態環境廳發布的《云南省環境狀況公報》顯示，洱海水質長期維持在Ⅲ類。隨著流域內社會經濟發展，人類活動強度加大，尤其洱海北部農田、養殖及農村生活污水等面源污染問題日益嚴重，且流經該區域的羅時江、永安江、彌苴河年入湖水量大，輸入的氮磷污染物約占入洱?？偭康?0%左右，這也加大了洱海的生態環境風險，水質開始由富營養化初期階段向富營養化中期轉變[20-22]。為保護洱海水環境，先后開展了大量人工濕地建設等生態工程措施[23-25]，建成于2009 年的羅時江河口濕地為削減上游面源污染物的最后屏障，在地方職能部門維護管理下，至今已正常運行10 a。本文以該濕地為主要研究對象，通過開展為期1 a 的逐月現場定點監測及相關文獻調研，探討正常運行1、5、10 a 后的洱海北部人工濕地氮截留的長效性及影響因子，研究結果為流域內的濕地設計、建設及管理提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況及研究方法

洱海流域位于瀾滄江、金沙江和元江三大水系分水嶺地帶，流域面積2565 km2，屬亞熱帶季風氣候，干濕季節分明，每年5 月至10 月為降雨期（濕季），11 月至次年4 月為干季。羅時江為洱海北部重要的入湖河流，全長18.29 km，平均流量1.67 m3·s-1，年均徑流量0.53 億m3，占洱?？倎硭康?.9%[26]。羅時江流經右所、鄧川、上關3 鎮，流域內村落、魚塘和農田密布，沿途的生活污水、家畜糞便、農田廢水等肆意流入河流，面源污染問題突出。為削減上游河流攜帶的污染物，保護洱海水環境，于2009年在洱海北部建成羅時江河口濕地（100°05′56.41″～100°06′06.37″E，25°56′49.59″～25°57′23.80″N，見圖1），該濕地為典型的表流人工濕地，總占地48.467 hm2，其中水域面積為44.467 hm2。

圖1 羅時江河口濕地區位及采樣布點圖Figure 1 Location and sampling points distribution of Luoshijiang estuarine wetland

為探究正常運行1、5、10 a 的洱海北部表流人工濕地對不同形態氮的截留效率，探討洱海流域濕地氮截留的長效性。首先，2018年8月至2019年7月在羅時江河口濕地逐月開展現場調研，獲得正常運行10 a后濕地氮截留效率數據。其次，對照課題組于2014年在羅時江河口濕地按月調查成果[27]，獲得其正常運行5 a 后濕地氮截留數據。由于缺乏羅時江河口濕地運行早期的數據，參照李丹等[28]于2017—2018 年在洱海北部生態塘濕地的研究成果，主要參考數據為文獻中編號為S1～S4 的4 個生態塘濕地，該濕地位于洱海北部入湖口，于2017 年建成（正常運行1 a），距離羅時江河口濕地出水口約1.5～2.8 km，自然地理條件及進水水質等與羅時江河口濕地相近，且同為表流人工濕地，數據具有可參考性。

1.2 樣點布設、樣品采集與分析

根據植物類型、水流狀況、空間樣點均勻性等布點原則，羅時江河口濕地共布設8個采樣點（圖1），濕地共有2 個入水口，其中LSJ7 號點為羅時江入濕地口，是該濕地主要水源，LSJ8 號點為黑泥溝入濕地口，該河道僅有2.8 km長，匯水面積小，除濕季降雨產生少量地表徑流外常年無水進入濕地，LSJ1 號點為濕地出水口，濕地出水沿羅時江河道往南流入洱海。

在2018 年8 月至2019 年7 月期間，根據GPS 定位，每月中下旬采集羅時江河口濕地水樣，低溫保存帶回實驗室。2019 年5 月因周邊農田取水導致水位急劇下降，LSJ4、LSJ5 和LSJ6 3 個監測點的沉積物裸露，船無法駛入，因此未采集3個監測點的樣品。采樣時測定水深，并利用哈納HI 98194 便攜式多參數水質分析儀現場同步測定水樣的pH、溶解氧（DO）、水溫（T）、氧化還原電位（Eh）、總溶解固體（TDS）等理化指標。水樣TN 采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度計法測定，NH+4-N 采用納氏試劑分光光度法測定，NO-3-N采用紫外分光光度法測定，COD采用快速消解分光光度法測定。

1.3 數據處理

截留率按公式（1）計算：

式中：ηi為某污染物i的截留率，%；ρ0i為濕地進水中LSJ7某污染物i的濃度，mg·L-1；ρ1i為濕地出水LSJ1中某污染物i的濃度，mg·L-1；i=1，2，3，分別為TN、NH+4-N和NO-N。

文中的數據均使用Office 2010 匯總，利用Surfer 15 中的Kriging 插值法繪制等值線圖，柱狀圖運用Origin 2018 繪制，分別利用Canoco 5 和SPSS 23 進行冗余分析（RDA）和相關性分析。

2 結果與討論

2.1 羅時江河口濕地上覆水理化指標

調查期間羅時江河口濕地水深及理化參數見表1。除2019年5月外，羅時江河口濕地常年淹水，平均水深為0.75 m，上覆水pH、DO、Eh 和TDS 的平均值分別為7.17±0.37、3.68±0.15 mg·L-1、108.6±6.5 mV 和542.03±27.06 mg·L-1，受5月份水位下降的影響，上覆水Eh和TDS標準差較大。

表1 羅時江河口濕地上覆水理化參數（平均值±標準差）Table 1 Physicochemical parameters of overlying water in Luoshijiang estuarine wetland（Mean±SD）

2.2 羅時江河口濕地氮時空分異特征

將8個監測點ρ（TN）、ρ（NH-N）和ρ（NO-N）的干、濕季的平均值分別用Surfer 15軟件的Kriging插值法作圖（圖2）。羅時江河口濕地濕季ρ（TN）、ρ（NH-N）和ρ（NO-N）分別為1.42±0.97、0.34±0.27、0.17±0.21 mg·L-1，而干季的平均濃度分別為4.01±1.78、0.74±0.25、0.96±0.70 mg·L-1，干季的平均濃度顯著高于濕季（P＜0.05）。干季ρ（TN）為《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）V 類水限值（2.0 mg·L-1）的2 倍，濕季ρ（TN）未超出IV 類水限值（1.5 mg·L-1）。羅時江濕地氮的干濕季節顯著差異與流域內農業生產密切相關，羅時江流域是區域內重要農業產區，調查期間干濕季主要種植大蒜和水稻等農作物。王哲等[29]的研究結果表明，水稻-大蒜種植制度下，由于冬季大蒜種植期間氮肥施用量大，向水環境排放的氮通量大，有45.4%的氮進入水環境。孫莉等[30]研究結果證實水稻-大蒜種植模式下農田土壤養分含量高，尤其羅時江流域內上關-鄧川地區農田土壤的TN含量高、流失量大。此外，盡管濕季的初期雨水會攜帶大量污染物進入濕地，但濕季集中了羅時江流域內的主要降水，較大的水量進入濕地后稀釋并穩定了污染物濃度[31]；而干季降水少，生活污水在濕地入水比例上升，疊加化肥施用量增大及氮流失作用，干季濕地上覆水無機氮含量顯著升高且波動較大[32-33]。

圖2 干濕季羅時江河口濕地上覆水氮空間分布（mg·L-1）Figure 2 Spatial distribution of nitrogen（mg·L-1）in the overlying water of Luoshijiang estuarine wetland during wet and dry seasons

羅時江河口濕地上覆水中不同形態無機氮呈現空間異質性（圖2）。濕地北部的LSJ7為濕地進水口，上游面源污染物隨地表徑流進入濕地，該監測點干季ρ（TN）最大，平均為5.05 mg·L-1，顯著高于出口處的LSJ1（P＜0.05），而濕季兩個監測點的差異未達到顯著水平。干季LSJ7 監測點的上覆水ρ（NH-N）的平均值為0.88 mg·L-1，高于其余監測點，但未達到顯著水平；而LSJ7 濕季的均值為0.62 mg·L-1，顯著高于LSJ1～LSJ5（P＜0.05）。濕地上覆水ρ（NO-N）干、濕季濃度最大值出現在LSJ7、LSJ4 監測點，平均值分別為1.35、0.23 mg·L-1，單因素方差分析結果顯示，干、濕季各點間ρ（NO-N）差異未達到顯著水平?？傮w而言，濕地出水口處LSJ1 的無機氮濃度均低于入口處的LSJ7，表明已穩定運行10 a的羅時江河口濕地仍具備一定的氮截留能力。

2.3 不同形態無機氮截留的長效性

洱海北部正常運行1、5、10 a 后的表流濕地對不同形態氮全年平均截留效率：η（TN）分別為（40.2±19.6）%、（29.5±14.4）%和（37.30±12.1）%，η（NH-N）分 別 為（41.2±22.9）%、（25.3±16.7）%和（34.60±17.4）%，η（NO-N）分別為（40.9±20.3）%、（26.8±21.6）%和（29.20±15.1）%[27-28]。近10 a 來不同形態無機氮的年平均截留效率呈現波動變化，相比運行1 a 的表流濕地，運行10 a 后濕地的截留效率呈下降趨勢，這是由于濕地沉積物不斷積累的營養鹽和濕地逐漸“老化”所致[35]。而統計分析結果顯示，運行1、5、10 a 后不同形態氮的平均截留效率差異未達到顯著水平（P＞0.05），表明洱海流域表流濕地在正常運行10 a后對TN、NH-N和NO-N去除率的下降趨勢不顯著，依然有較好的截留效果。

羅時江河口濕地上覆水中無機氮呈現顯著季節性差異，不同運行時長的河口濕地對TN、NH-N和NO-N的平均截留效率在干、濕兩季也呈現不同的變化趨勢（圖4）。洱海流域表流濕地在正常運行1、5、10 a 后，干季η（TN）、η（NH-N）和η（NO-N）未呈現顯著差異（P＞0.05），表明已正常運行10 a 的洱海流域表流濕地在干季仍保持較好的氮截留效果。濕季無機氮的截留效率隨運行時長呈下降趨勢，統計分析結果顯示η（TN）、η（NH-N）和η（NO-N）差異達到顯著水平（P＜0.05），表明運行10 a的羅時江河口濕地氮截留效果在濕季顯著降低。干季能保持穩定的氮截留與進水氮含量高、進水量小密切相關，干季流域內大氣降水少、地表徑流小、濕地水力停留時間長，有利于濕地的氮截留。值得注意的是，盡管干季的截留效率隨運行時長未顯著下降，但運行初期表流濕地干季的截留效率遠低于濕季，且干季濕地上覆水中ρ（TN）、ρ（NH-N）、ρ（NO-N）遠高于濕季，尤其干季濕地出水中ρ（TN）超出Ⅴ類水限值標準，需進一步加強羅時江流域內干季的氮管控，同時強化干季濕地的氮截留能力。

圖3 正常運行10 a后羅時江河口濕地TN、NH-N和NO-N的截留效率

圖4 洱海北部不同運行時長的河口濕地不同形態無機氮截留效率對照Figure 4 The comparison among retention efficiency of inorganic nitrogen with different forms by estuarine wetlands with different operation periods in north Erhai Lake

2.4 濕地無機氮截留效率影響因子分析

2.4.1 氮截留效率與環境因子冗余分析

濕地污染物截留機理主要包括：沉淀、過濾、揮發、吸附、植物吸收、微生物降解作用等，這些過程受到水體污染負荷、溫度、氧化還原條件、運行管理方式等因素的直接或間接影響[4，12]?；?018 年8 月至2019年7月期間調查數據，利用Canoco 5進行RDA排序（圖5）。ρ（COD）、ρ（NH-N）、COD/TN和T箭頭連線最長，是影響氮截留變化的重要因子。η（TN）、η（NH-N）與ρ（COD）、ρ（NH-N）在同一區間，箭頭方向一致且夾角較小，表現為正相關關系，對η（TN）、η（NH-N）變化起到很好的解釋作用。η（NO-N）與ρ（TN）、ρ（NO-N）、DO 之間箭頭方向一致且夾角較小，表現為正相關關系，而η（NO-N）與T、COD/TN 因子之間箭頭相反，表現為負相關關系。

圖5 濕地氮截留效率與環境因子冗余分析Figure 5 Redundancy analysis（RDA）of nitrogen retention efficiency and environmental factors of estuarine wetlands in Erhai watershed

2.4.2 氮截留效率與環境因子相關性分析

為進一步驗證影響羅時江河口濕地氮截留的環境因子，基于Pearson 相關性分析分析了η（TN）、η（NH-N）、η（NO-N）與ρ（TN）、ρ（NH-N）、ρ（NO-N）、ρ（COD）、COD/TN、pH、DO、Eh、T、TDS 的相關性，結果見表2。

表2 無機氮截留效率與氮輸入及其他理化參數相關性分析Table 2 Correlation analysis of inorganic nitrogen retention efficiency with nitrogen input and other physicochemical parameters

羅時江河口濕地η（TN）與η（NH-N）、η（NO-N）顯著正相關（P＜0.01，P＜0.05），表明NH-N 和NO3--N的去除均有利于TN 的截留。η（TN）與ρ（NH-N）呈顯著正相關（P＜0.05），說明上覆水NH-N含量增加有利于TN 的去除，而η（TN）與ρ（NO-N）呈正相關，但未達到顯著水平（P＞0.05），表明ρ（NO-N）增加并未顯著提高η（TN）。濕地中NH-N 主要通過植物吸收、硝化、厭氧氨氧化、揮發等過程被去除，羅時江河口濕地上覆水DO、Eh 和pH 平均值分別為3.68 mg·L-1、108.6 mV和7.17，為氧化環境，硝化作用比反硝化和揮發作用等強烈，上覆水中NH-N 通過硝化作用轉化為NO-N，而反硝化過程受到一定程度抑制，使得ρ（NO-N）升高，上覆水ρ（NO-N）與DO 呈現極顯著正相關關系（P＜0.01）。

除氧化還原條件外，COD/TN 是影響硝化、反硝化過程的重要因子，影響著濕地硝化、反硝化過程碳源供給[13，36-38]。由表2 可知，羅時江河口濕地上覆水η（NH-N）與COD/TN呈極顯著正相關（P＜0.01），表明進水高COD/TN 增強了濕地氮硝化作用，促進NH-N轉化為NO-N。而η（NO-N）與COD/TN為弱負相關，且ρ（NO-N）與COD/TN為極顯著負相關（P＜0.01），表明羅時江河口濕地進水高COD/TN 未促進反硝化作用。

溫度是影響濕地氮截留的重要因子，溫度在16.5～32 ℃時有利于硝化過程的進行[5，37]。研究表明溫度在15～20 ℃時，實驗裝置η（TN）可高達91%，而在3～6 ℃時僅為18%[37]。羅時江濕地干、濕季平均水溫分別為14.16±3.78 ℃和22.90±2.91 ℃，濕季較高水溫使得η（NH-N）高于干季，而η（NO-N）干季顯著高于濕季（P＜0.05），且ρ（NO-N）與水溫呈極顯著負相關（表2），表明濕季較高水溫有利于羅時江濕地上覆水中NH-N向NO-N轉化，促進了硝化過程。

綜上，盡管羅時江河口濕地上覆水中η（TN）、η（NH-N）、η（NO-N）與DO、Eh 和pH 等因子未呈現顯著相關性（表2），但上覆水中DO、Eh、COD/TN 和T均有利于濕地氮的硝化過程，不利于反硝化過程，從而限制TN的截留，成為濕地氮去除的制約環節，后續濕地恢復、建設及管理中應重點優化濕地中的反硝化過程，以提升氮截留效果。

3 結論

（1）羅時江河口濕地上覆水無機氮濃度呈現顯著干、濕季節分異，干季顯著大于濕季，因此需加強該流域干季的氮管控。濕地入水口無機氮濃度高于出水口，表明正常運行10 a后的羅時江河口濕地對無機氮仍有一定的截留能力。

（2）洱海北部正常運行1、5、10 a后的表流濕地對不同形態氮的平均截留效率呈下降趨勢，但差異未達到顯著水平（P＞0.05）。洱海北部不同運行時長的河口濕地氮截留隨時間變化規律呈現干、濕季節分異，正常運行1、5、10 a 后的表流濕地無機氮截留效率在干季未顯著下降（P＞0.05）；而濕季無機氮的截留效率呈下降趨勢，η（TN）和η（NO-N）的下降趨勢尤為顯著（P＜0.05）。

（3）冗余分析及Pearson 相關性分析結果顯示，濕地上覆水中DO、Eh、T和COD/TN 是影響無機氮截留的重要影響因子，有利于氮的硝化過程，但抑制反硝化過程，后續濕地設計、建設及管理中應重點強化反硝化過程，以提升氮截留效果。

致謝：

感謝大理市洱海保護管理局羅時江河口濕地管理處對現場調查采樣提供支持與幫助。