生態塘-潛表流復合人工濕地對撫仙湖入湖河流水質凈化效應及途徑

蘇孟白，王克勤*，宋婭麗*，胡 淳，王帥兵，趙昌彬

1. 西南林業大學生態與環境學院，云南 昆明 650224

2. 云南經貿外事職業學院，云南 昆明 650224

3. 玉溪師范學院，云南 玉溪 653100

4. 云陽縣國有四十八槽林場，重慶 云陽 404500

臨湖流域作為典型的臨界源區(CSA)[1]，其所在流域水生態安全與受納水體非點源(NPS)污染水平存在復雜的交互作用[2]. 人工濕地(constructed wetland，CW)是通過模擬天然濕地(natural wetland，NW)中生物生態過程和非生物物質能量流動[3]，由土壤(基質)-微生物-水體-植物連續體等組成的自適應人工生態系統[4]. 人工濕地技術對處理水體富營養化及水生態系統恢復的有效性已被證實[5]. 人工濕地系統建設及管理成本低、維護簡單，且具有良好的生態效應、景觀美化等附加價值，目前被廣泛運用于小流域清潔治理和湖泊生態修復中[6].

迄今，國內外學者對不同水流運動模式和組合工藝的人工濕地水質凈化機理方面相關的研究較為豐富，其中水平流/垂直流或復合工藝人工濕地凈化效用的探討已從對水質特征的描述[7]深入到系統的優化運行和去污動力學模型[8]的研究中. 例如，Wang 等[9]在利用復合氧化池對人工濕地二級出水的處理研究中得到曝氣強度為3∶1，水力停留時間(HRT)為2 d時系統運行最優；付國楷等[10]利用反應動力學模型得出水平流、潛流和組合流的污水處理效率均隨水力負荷增大而降低，單位面積污染物去除量隨著負荷提高而趨于定值；Dalsgaard 等[11]營造的類溪流人工濕地模式用于水產養殖廢水處理的研究中，發現新模式對硝酸鹽的去除仍然需要碳介導且系統僅可處理低負荷的溶解態氨和磷.

有關人工濕地植物的篩選，唐炳然等[12]基于文獻檢索分析法分析了國內465 個人工濕地植物組合，得出香蒲(Typha orientalis)、蘆葦(Phragmites australis)、美人蕉(Canna indica)、鳶尾(Iris gevmanica)和菖蒲(Acorus calamus)為我國人工濕地主要功能物種. 但因地域性和配置路線差異導致凈化效果不同，如董怡華等[13]通過室內試驗模擬人工濕地不同植物組合，認為菖蒲（Acorus calamus）+澤瀉(Alisma plantagoaquatica)+千屈菜(Lyth rum salicaria)的植物組合對化學需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)、全磷(TP) 的去除效果最好，可分別達98.06%、998.88% 和96.69%；Lombard 等[14]在法國垂直流人工濕地100 種替代植物中篩選出蝎尾蕉屬(HeliconiaL.) 和莎草屬(CyperusL.)，認為其對面源污染物脅迫和水-缺氧脅迫具有良好的適應性. 在人工濕地工藝流程方面，曹大偉等[15]利用垂直流-水平潛流人工濕地-氧化塘組合工藝，得出垂直流人工濕地對CODCr和BOD5的去除率(58.28% 和59.53%) 較優，而氧化塘對TP 有較高的去除率(49.90%)；賈樹勝等[16]在垂直-水平流復合人工濕地水質凈化效率研究中得出此系統對NH4+-N、TN、TP、CODCr的去除率分別可達82.5%、84.0%、61.0%和67.9%.

綜上，目前的研究多集中于利用室內模擬手段在小尺度上有目的地篩選人工濕地基質和功能物種，但針對實際運用于臨湖流域尺度上人工濕地對非點源污染水質凈化效應的研究較少；從研究區域看，研究多集中于東部[17]和東北平原等[18]，高原人工濕地多集中于滇池、洱海和青海湖[19]，而針對撫仙湖入湖及臨湖流域水質凈化的人工濕地研究有限；從人工濕地工藝看，研究多集中于單一潛流或表流濕地[20]、多級潛流或表流人工濕地復合[21]和穩定塘-潛/表流濕地復合[22]，但對于將生態塘、潛流和表流三者復合至同一人工濕地并配置不同植物種類對于水質凈化的研究還較少.

撫仙湖作為我國重要生態屏障，輻射珠江和西南區域，同時也是我國一級戰略水資源儲備庫，其水環境生態安全及生態服務價值功能具有戰略意義[23]. 因此，本研究以撫仙湖一級支流尖山河其流域出口處的生態塘-潛表流串聯復合人工濕地為研究對象，在一年的凈化周期內人工濕地系統中各單元對入湖水質的凈化效應及途徑開展研究. 通過本研究，探明生態塘-潛表流復合人工濕地內各流段水質凈化機理耦合關系，以期研究此模式在臨湖流域水質凈化、小流域面源污染治理和高原湖泊生態保護中的效用，并為研究復合人工濕地在保護和治理湖泊及干支流流域水生態環境方面提供科學依據.

1 研究區概況及研究方法

1.1 研究區概況

研究區位于云南省中部澄江市尖山河流域(24°32′00″N～24°37′38″N、102°47′21″E～102°52′02″E)，屬珠江南北盤江上游巖溶區域. 流域面積35.42 km2，相對高差625.4 m(分水嶺最高點至卡口)，海拔1 722.0～2 347.4 m，多年平均降雨量1 050 mm，2020 年11 月-2021 年10 月降雨量為746.4 mm，多年平均洪峰流量為36 m3/s，年均蒸發量為900 mm. 氣候屬亞熱帶高原季風型氣候，全年分干濕兩季且兩季分明，雨季為每年5 月下旬至10 月下旬，旱季為11 月上旬至翌年5 月中旬，兩季降雨量分別占年降雨量的75%和25%. 流域內的土壤主要為紅紫泥土和紅壤.

研究區復合人工濕地建于2015 年，上接尖山河流域卡口，與主河道平行布置，下距撫仙湖入湖口1.2 km 處，系統工藝流程如圖1 所示. 人工濕地為退耕還濕濕地，表流濕地和潛流濕地根系生長區填料為原狀農田土，潛流濕地最下部排水層和透水層分別以平均粒徑3～8 cm 和8～15 cm 的礫石填充. 系統由1～3 級生物沉砂塘、1～5 級帶狀潛流濕地、1～4 級表流濕地、溢流池、入湖河道、河道泄洪口、農用排灌溝渠、管理房、管理通道和周邊水保苗木種植區等設施組成. 系統水流方向沿高程依次通過各區后溢流排出. 自運行后，每年11 月枯水期對人工濕地植物進行年周期刈割，其后對生物沉砂塘進行清淤，以保證下一年的水質凈化任務完成.

圖1 潛流-表面流串聯人工濕地模式及采樣點-樣方(1 m×1 m)設置示意Fig.1 Submerged-surface flow tandem artificial wetland model and sampling point-sample (1 m×1 m)setup schematic diagram

1.2 樣品的采集與測定

1.2.1 采樣方法

本研究中人工濕地構筑物總面積6 784 m2，凈化區占地面積4 243 m2，豐水期日處理規模5.30×104m3.于2020 年11 月15 日在研究區內3 級生物沉砂塘、4 級人工濕地和溢流池各選取3 個徑流和懸移質泥沙采樣點. 待沉砂生物塘完成淤泥清理和植物全面刈割后，在各級潛-表流串聯植物凈化區按照“S”型六點采樣法設置24 個1 m × 1 m 樣方，并在每個樣方周圍設置副樣方. 全面刈割結束(第0 周)后即刻確定樣地并收集土壤和植物作為本底基礎數據，系統各單元設計參數及植物配置如表1 所示.

表1 人工濕地各處理單元設計參數及植物配置Table 1 Design parameters and vegetation configuration of each treatment unit of constructed wetland

由于云南雨旱兩季降水量差異較大，刈割后冬季人工濕地屬于干涸狀態，春季進水流量小導致各級生態塘-潛/表流塘間水體無流動性. 故選擇雨季(夏秋兩季)即5-10 月進行野外駐點觀測，觀測時段內6 次典型降雨特征如表2 所示. 流域內降雨發生后于洪峰結束時待人工濕地穩定運行，在采樣點及上下級分區溢流口/排水口采集徑流樣品；分別于2021 年1 月、3 月、5 月、9 月和11 月(植物萌蘗后第8、16、24、32 和40 周)的15 日采用土鉆在每個采樣點采集深度為0～10 cm 土壤基質樣品兩份(生物沉砂塘為淤積物)；同時收集樣方中和潛流濕地帶內的4 種濕地植物樣品(香蒲、再力花、旱傘草和美人蕉)，每個采樣點各取生長狀況良好的一株全株，每級濕地和每個功能區分別采集各植株6 株和2～3 株. 以上樣品采集均在對人工濕地運行擾動最小的原則下進行.

表2 流域6 場典型性降雨特征Table 2 Typical rainfall characteristics of 6 fields in the basin

1.2.2 測定方法

在生物沉砂塘各級徑流采樣點分別使用便攜式污泥濃度分析儀(ROYCE-711，美國ROYCE 公司)測定懸移質泥沙含量. 在每級和每分區徑流采樣點取500 mL 徑流樣品轉入標準容器，在24 h 內過濾后測定總氮(TN)、銨態氮(NH4+-N)、硝態氮(NO3--N)、總磷(TP)、磷酸根(PO43--P) 濃度. 徑流水質指標參照GB 3838-2002《地表水環境質量標準》，其中TN濃度采用過硫酸鉀(K2S2O2)氧化-紫外分光光度法測定；NO3--N 濃度采用酚二磺酸分光光度法測定；NH4+-N濃度采用納氏試劑比色法測定；TP 和PO43--P 濃度采用過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定；CODCr濃度的測定先在HACH-COD 加熱器中消解，冷卻后采用COD 分析儀(HACH-2010，美國HACH 公司)檢測.

土壤樣品經自然風干，去除礫石、根系等雜質后，研磨過100 目(0.150 mm)篩用于元素測定. 植物樣品生物量采用收獲法(1 m2)獲得，測定株高和不同器官長度，將根、莖、葉稱鮮重后帶回實驗室，于65 ℃烘箱烘干至恒質量，過100 目篩后用于元素測定. 土壤和植物碳、氮含量分別采用重鉻酸鉀-外加熱硫酸氧化法及全自動定氮儀(Kjeltec-9，丹麥FOSS 公司)測定；土壤磷含量采用鉬銻抗比色法測定；植物磷含量采用電感耦合等離子光譜發生儀(ICP-OES-5110，美國Agilent 公司)測定.

系統中各功能分區污染物去除率(?)采用式(1)計算：

式中：C為不同功能區污染物的濃度，mg/L；n為人工濕地系統分區，n=1,2,···,N.

系統中各功能區植物元素積累量(P)采用式(2)計算：

式中：Cp為濕地植物不同器官元素含量，g/kg；B為植物全株或器官生物量，g/株；x為人工濕地植物(1 表示東方香蒲，2 表示再力花，3 表示旱傘草，4 表示美人蕉).

系統中各功能區植物元素富集系數(BCF)采用式(3)計算：

式中，Cs為植物對應土壤的元素含量，g/kg.

系統中各功能區植物元素遷移系數(BTF)采用式(4)計算：

式中，C為濕地植物不同器官元素含量(R 表示根，ST 表示莖，L 表示葉)，g/kg.

系統基質總氮或總磷富集速率(Vs) 采用式(5)計算：

式中：Cs0和Cs1分別為實驗始末基質總氮或總磷含量，g/kg；Ms系統基質質量，kg；A為復合人工濕地面積，m2；T為實驗運行時間，d.

系統植物總氮或總磷富集速率(Vp)用式(6)計算：

式中：Cpx0和Cpx1分別為實驗始末植物總氮或總磷含量，g/kg；Mpx0和Mpx1分別為實驗始末植物干質量，g.

1.3 數據處理

采用Excel 2016 和Origin 8.0 軟件進行繪圖，采用SPSS 25.0 軟件進行數據處理. 采用單因素方差分析(One-way ANOVA)進行差異性分析，檢驗不同分區進出水質、土壤和植物元素含量和分區貢獻差異，數據顯著水平為極顯著(P＜0.01)和顯著(P＜0.05).

2 結果與分析

2.1 復合人工濕地系統下懸移質泥沙凈化效應

懸移質泥沙(suspended sediment，SS) 是面源污染物耦合的關鍵場所及載體，也是人工濕地植物對過剩營養鹽吸收同化作用的關鍵影響因素[24]. 6 次典型降雨后流域逐日輸出(卡口)懸移質泥沙濃度分別為1.42、1.98、2.25、3.42、4.36 和1.67 g/L(見圖2)，平均濃度為2.52 g/L. 經過生物沉砂池后其濃度逐級降低，6 次典型降雨后通過C①、C②和C③的懸移質泥沙平均削減率分別為55.00%、45.68%和27.75%，表現為C①＞C②＞C③. 通過三級生物沉砂塘后進入人工濕地區的懸移質泥沙已被全部沉淀，清淤后3 級塘淤積較少(0.5～1.1 cm)，一年后C①～③淤積厚度分別增加了23.16、19.38 和25.4 倍. 進入雨季后新增淤積厚度顯著高于旱季，其中C①～③新增淤積厚度最大值分別在7-9 月、3-5 月和7-9 月.

2.2 復合人工濕地不同單元面源污染凈化效應

2.2.1 各形態氮污染物凈化效應

由圖3 可見，6 次降雨中由卡口入濕的TN 濃度分別為14.60、11.99、12.04、17.68、16.11 和7.41 mg/L，3 級生態沉砂塘(C①、C②、C③)的TN 平均去除率(η)分別為8.38%、-18.37%和-9.32%，凈化效果不顯著(P＜0.05)；4 級人工濕地(LⅠ、LⅡ、LⅢ、LⅣ)的TN 平均去除率分別為27.06%、11.20%、16.92 和17.00%，進出口平均總去除率為44.40%，出水濃度顯著降低(P＜0.05). 6 次降雨中由卡口入濕的NH4+-N 濃度分別為6.80、7.32、10.95、8.10、12.92 和5.66 mg/L，3 級生態沉砂塘的NH4+-N 平均去除率分別為37.14%、-16.92%和-31.88%，4 級人工濕地的NH4+-N 平均去除率分別為27.72%、5.80%、25.79%和40.33%，進出口平均總去除率為63.14%. 6 次降雨中由卡口入濕的NO3--N 濃度分別為4.00、2.66、3.38、4.56、14.13和5.73 mg/L，3 級生態沉砂塘的NO3--N 平均去除率分別為24.83%、18.41%和-16.77%，4 級人工濕地的NO3--N 平均去除率分別為13.73%、12.51%、12.27%和43.11%，進出口平均總去除率為70.21%，出水濃度顯著降低(P＜0.05).

從改革開放之后開始，隨著全國各地醫院的建立和我國醫療條件的逐步改善，人們的平均壽命不斷上升。特別是改革開放之后，整個社會的保障體系日益完善，使得大部分居民可以享受到社會保障的福利。居民最低生活保障制度、大病救治制度、城鄉居民困難群眾臨時生活救助制度等相關制度的建立，為困難人口及老年人的健康長壽提供了保障基礎，平均預期壽命得到顯著增加。根據國家統計局統計，1982年中國平均預期壽命為67.8歲，最新的《2017年中國衛生健康事業發展統計公報》表明，2017年中國的居民人均預期壽命已經提高到了76.7歲，較1982年提高了8.9歲。

圖3 生態塘-潛表流串聯復合人工濕地各單元各形態氮濃度及去除率Fig.3 Nitrogen concentration and removal rate of various units in the ecological pond-submerged surface flow tandem composite constructed wetland

2.2.2 各形態磷污染物凈化效應

人工濕地磷凈化主要通過基質固定(沉淀吸附)、植物根系分泌物溶磷和微生物除磷[25]. 由圖4 可見，6 次降雨中由卡口入濕的TP 濃度分別為0.12、0.81、0.075、0.070、1.15 和0.79 mg/L，顯著小于氮污染.3 級生態沉砂塘(C①、C②、C③) 的TP 平均去除率分別為15.46%、16.49% 和3.53%，出塘平均濃度為0.24 mg/L，平均去除率高于TN；4 級人工濕地(LⅠ、LⅡ、LⅢ、LⅣ) 的TP 平均去除率分別為16.25%、-4.15%、36.37 和23.13%，平均去除率為76.92%，出水濃度顯著降低(P＜0.05). 6 次降雨中由卡口入濕的PO43--P 濃度分別為0.07、0.52、0.66、0.065、0.90 和0.08 mg/L，3 級生態沉砂塘的PO43--P 平均去除率分別為38.36%、4.46%和-5.93%，4 級人工濕地的PO43--P平均去除率分別為-60.09%、37.01%、43.33%和27.03%，平均去除率為78.87%.

圖4 生態塘-潛表流串聯復合人工濕地各單元各形態磷濃度及去除率Fig.4 Phosphorus concentration and removal rate of each state in each cell of the ecological pond-submerged surface flow tandem composite constructed wetland

2.2.3 CODCr凈化效應

由圖5 可見，6 次降雨中由卡口入濕的CODCr濃度分別為32.50、34、30.5、30、32.5 mg/L，3 級生態沉砂塘(C①、C②、C③) 的CODCr平均去除率分別為28.48%、3.97%和2.66%，出塘平均濃度為21.5 mg/L.4 級人工濕地(LⅠ、LⅡ、LⅢ、LⅣ)的CODCr平均去除率分別為-4.5%、19.27%、0.76 和16.90%，最終出水CODCr平均濃度為14.5 mg/L，總平均去除率為55.03%.

圖5 生態塘-潛表流串聯復合人工濕地各單元CODCr 濃度及去除率Fig.5 CODCr concentration and removal rate of each unit of ecological pond-submerged surface flow tandem composite constructed wetland

2.3 復合人工濕地不同植物對氮磷富集的遷移能力

植物富集系數(BCF)為植物株內某元素含量和其對應土壤中此元素含量的比值，通過BCF 可以反映植物從土壤中獲取固定此元素的難易程度，同時當BCF＞1 時，植物生長有利于土壤污染的修復[26]. 由圖6 可見，4 種植物全株BCFN在不同生長時段均高于1，且全株、根和莖的BCFN在3 月顯著升高至最大值，之后逐月降低，不同植物的BCFN平均值表現為美人蕉(3.53)＞旱傘草(2.29)＞再力花(2.54)＞香蒲(2.40). 同一生長期內4 種植物各器官氮富集能力均表現為葉＜根＜莖，其中1-5 月(前期)4 種植物各器官N 富集能力均表現為莖＞根＞葉，7 月后(后期)4 種植物各器官氮富集能力均表現為葉＞莖＞根. 4 種植物全株BCFP在不同生長時段內同樣高于1，其平均值表現為香蒲(2.45)＞旱傘草(2.92)＞再力花(2.08)＞美人蕉(1.07). 各時段內香蒲、再力花和旱傘草各器官BCFP均大于1，而美人蕉根和莖在3 月、5 月和11 月的BCFP均小于1. 香蒲和旱傘草各器官的BCFP均呈逐月降低趨勢，再力花各器官的BCFP均呈波動趨勢，美人蕉各器官的BCFP均呈逐月上升趨勢. 香蒲和旱傘草各器官的BCFP均表現為根＞葉＞莖，再力花和旱傘草各器官的BCFP則表現為葉＞莖＞根.

圖6 不同生長期植物全株及各器官氮磷富集系數Fig.6 N and P enrichment coefficients of whole plant and each organ in different growth periods

由圖7 可見，4 種植物氮元素根至莖的平均遷移系數表現為香蒲(1.65)＞再力花(1.55)＞旱傘草(1.36)＞美人蕉(0.85)，莖至葉的平均遷移系數表現為美人蕉(2.03)＞香蒲(1.54)＞再力花(1.38)＞旱傘草(1.67)；4 種植物磷元素根至莖的平均遷移系數表現為再力花(1.00)＞美人蕉(1.00)＞旱傘草(0.80)＞香蒲(0.64)，莖至葉的平均遷移系數表現為再力花(1.24)＞美人蕉(1.22)＞香蒲(1.10)＞旱傘草(1.00). 香蒲、再力花和旱傘草根至莖的BTFN呈逐月升高趨勢，而BTFP呈波動趨勢；美人蕉根至莖的BTFN呈波動趨勢，而BTFP呈逐月降低的趨勢. 各植物莖至葉的BTFN和BTFP平均值均大于1，且BTFN顯著大于BTFP.

圖7 不同生長期植物全株及各器官氮磷遷移系數Fig.7 N and P migration coefficients of whole plant and each organ in different growth periods

2.4 基質-植物氮磷去除速率分析

三級生物沉砂塘氮磷去除速率均呈逐級遞減的趨勢，即C①＞C②＞C③(見圖8). 4 級人工濕地各區植物氮、磷去除速率均呈逐級升高至LⅢ達最高后降低的趨勢，其值均表現為LⅢ＞LⅡ＞LⅣ＞LⅠ.4 級人工濕地土壤氮磷去除速率趨勢不同，氮呈先降低后增加的趨勢，磷則呈先升高后降低的趨勢.從土壤類型來看，氮和磷去除速率均表現為表流濕地＞帶狀潛流濕地. 從人工濕地類型角度來看，植物氮、磷去除速率均表現為表流人工濕地＞帶狀潛流人工濕地；從組合工藝來看，再力花+旱傘草組合的氮去除速率最優，香蒲+旱傘草的磷去除速率最優；從不同植物類型來看，氮去除速率表現為香蒲＞再力花＞美人蕉＞旱傘草，磷去除速率表現為香蒲＞再力花＞旱傘草＞美人蕉.

圖8 不同人工濕地分區中植物和土壤氮磷去除速率Fig.8 Soil and plant nitrogen and phosphorus removal rates

2.5 人工濕地凈化途徑

圖9 不同人工濕地分區氮、磷去除途徑的占比Fig.9 Percentage of nitrogen and phosphorus removal pathways in different artificial wetland sub-areas

3 討論

3.1 生態塘-潛表流串聯復合人工濕地污染物濃度凈化特征

目前人工濕地作為生態修復和面源污染治理的重要手段，被廣泛運用于農業清潔小流域建設和湖泊水環境治理等多種場景，而復氧性差和生態處理過程中的二次污染等問題日益成為桎梏人工濕地水質凈化的瓶頸[27]. 本研究中，雨量大、長歷時下生物沉砂塘中懸移質沉淀率顯著高于雨量小、歷時短的事件，前者入濕水流速和水體泥沙含量均會顯著增加. 有研究[28]表明，流經實驗系統的單位流量與沉砂塘格柵過濾效率成正比，且隨著雨量和歷時的降低效率差別縮小. 這與本研究得到的長歷時降雨(06-10、06-18)和高雨強(08-02)懸移質沉淀率高于其他降雨而塘間沉淀率差值小的結果一致.

本研究通過對進入人工濕地區的水體進行漂浮物攔擋、打撈和懸移質沉淀，使得入濕前水體懸移質含量均降至0，水體透光率增加，有助于強化生物對溶解態營養物質的吸收和同化[29]. 同時，雖然本研究中入濕水體懸移質泥沙沉淀效應較好，但溶解態氮磷污染物濃度在塘內存在削減率低、水質凈化效果不明顯的情況. 這與曹向東等[30]在強化塘-人工濕地的研究中得到的好氧塘對氮的去除非常不穩定，有時甚至出現TN 和NH4+-N 含量負增長的研究結果一致，出現此情況的可能原因主要是，該級分區內未設置挺水植物，僅有格柵和有限的藻類與入侵的沉水植物，水力停留時間較短、淤積泥層較薄，導致土壤作用效用及水體微生物自凈能力較低.

本研究中，生物沉砂塘對CODCr污染物濃度凈化效應顯著，這主要是由于該區無挺水植物，導致水體暴露面積較大、升溫快、水層較薄，進而水體曝氣效果好、水力停留時間超過人工濕地區，有利于多種兼性菌代謝，增加對有機物的消耗，從而提升對CODCr污染物的凈化效用[31]. 本研究發現不同降雨事件中待處理徑流污染物濃度存在差異，經過沉淀、過濾和曝氣的入濕水體污染物濃度越高，各級分區徑流中污染物凈化率越高，說明污染物進水濃度也是影響人工濕地凈化效率的重要驅動因子，這與高志永等[32]在北方多級復合人工濕地的研究一致. 本研究中兩種形態的溶解態氮污染物濃度最終去除率均在70%以上，且表流濕地凈化率高于潛流濕地，總體凈化效果較好. 這主要是由于生態塘-潛表流串聯復合人工濕地相較于單構筑物人工濕地增強了水體復氧能力，且強化了硝酸-亞硝酸菌的硝化能力[33].

3.2 潛-表流串聯復合人工濕地植物對氮磷去除能力

植物的元素積累量和富集系數是反映植物對水體、土壤氮和磷的吸收凈化能力以及評價去除效果的重要指標[34]. 本研究中，人工濕地植物在不同生長階段的富集能力存在顯著差異，生長初期植物根富集能力明顯強于莖和葉，隨著挺水植物生物量累積(葉及全株)和提供支撐性的富碳結構(莖)的生長，植物莖和葉富集能力升高，最終植物地上部分大于地下部分. 這種營養元素富集模式有利于轉化土壤內富集的氮磷物質，并通過刈割從系統內去除，這與李建娜等[35]在人工濕地植物氮磷富集的研究中得到的結論相似.本研究植物氮、磷平均富集系數(分別為2.69 和2.13)低于垂直流人工濕地(分別為11.57 和3.39)[36]以及消落帶(分別為3.81 和2.76)[37]. 說明濕地植物對氮磷的富集和去除能力除了受不同植物類型控制外，濕地類型、進水方式和塘系設置結構的差異也是重要影響因素. 植物元素的遷移系數能反映植物不同器官間的遷移能力，本研究中植物遷移能力均表現為生長前期＜生長后期、根至莖＞莖至葉. 這與葛光環等[38]針對人工濕地植物重金屬遷移規律的研究和張永濤等[39]對天然濕地植物氮磷遷移的研究得到的一結論致. 說明各植物遷移能力具有明顯的階段性，這主要是由于植物在不同生長期對氮磷等營養元素的需求不同，可以通過此種特性結合污染時空環境篩選針對性植物.

3.3 生態塘-潛表流串聯復合人工濕地土壤-植物氮磷去除途徑分析

復合人工濕地土壤和植物在不同配置模式下不同流段、分區的污染物去除速率可以反映系統沿程組合工藝效果和水質凈化效率. 本研究中3 級生物沉砂塘中物理吸附和富氧曝氣是該區氮污染物和CODCr的主要去除途徑，且氮、磷和CODCr的去除速率均呈沿程降低的趨勢. 這主要是由于一方面顆粒態氮磷物質在初段沉降率最高，優先淤積的厚底泥效果更為顯著；另一方面入濕水體溶解態污染物高濃度差對土壤作用和微生物降解在動力學上存在強化作用[40].進入復合人工濕地區后，土壤對氮和磷的去除速率變化呈相反趨勢，分別呈升高和降低的趨勢. 這主要是由于人工濕地土壤氮去除主要依靠土壤為微生物氨氧化和硝化的環境提供環境條件，本研究中LⅠ和LⅡ分區相較于末端分區水力停留時間更長、曝氣水面更廣，有效氧化環境更有利于氮元素的去除[41]. 而磷去除逐區增大的原因可能是土壤對磷的作用受濃度梯度影響較大. 有學者[42]認為磷吸附過程常受進水和基質間隙水中磷的濃度梯度控制，當進水磷濃度較低時以保證較高的去除效率，反而會刺激土壤中已固定磷的釋放. 因此本研究中前端分區高濃度的進水刺激土壤先發生釋放作用，從而導致人工濕地前期磷去除速率高于后期，盧少勇等[43]在串聯人工濕地除磷研究中同樣得到，除磷效率隨串聯級數的增加而增加.

本研究中4 種植物對氮和磷的去除速率趨勢相同，均為對氮的去除速率高于磷，這主要是由于研究區外源氮輸入強于磷造成的[44]. 本研究中潛流帶狀濕地氮磷去除速率均大于表流濕地，這主要是由于一方面潛流濕地基質中礫石占比較高，提供氮磷吸附的孔位更多；另一方面潛流濕地內植物均為常綠植物且在當地可安全越冬，凈化周期更長，而表流濕地內的香蒲和再力花存在后期立枯分解和營養歸還土壤的情況，造成單位面積內植物吸收率較低. 復合人工濕地入濕水體氮磷去除貢獻主要是由多級分區土壤、植物、微生物和流出4 個途徑共同實現[45]. 本研究中生態塘-潛表流串聯復合人工濕地氮去除途徑中土壤作用作用貢獻優于植物，說明土壤作用為人工濕地除氮的主要途徑，且植物對徑流中氮的直接轉化效應較弱. 但本研究中系統磷去除效果不佳，在生態沉砂塘中磷流出占比較大，各區土壤作用的去除貢獻降低，這與奉小憂等[46]在模擬人工濕地的研究結論一致.

在植物吸收途徑下，磷通過此途徑被吸收的比例相較相同途徑的氮平均高 5%，這可能是由于本研究進水負荷情況為高氮、低磷狀態造成無機環境磷限制，植物對磷元素的同化優先級更高[47]；同時，本研究區相較于其他人工濕地復合方式存在更頻繁的潛流和表流濕地的跌水交替，有利于使環境中無機磷更活躍地參與到再懸浮過程[48]；此外，本研究中系統植物存在活躍的立枯分解和周期性刈割，使磷元素頻繁參與系統土壤-植物的有機質循環過程，有助于植物對磷元素的吸收，并避免枯落物二次污染. 對比單一構筑物人工濕地或單一種類濕地串聯，采用潛表流串聯的形式可以提高植物對磷元素的吸收貢獻. 同時設置生物沉砂塘可以初步提高入濕水質，平衡流域面源污染輸出的強烈外源氮和低負荷磷，提高人工濕地區的凈化效率. 本研究對復合人工濕地水質凈化效率的考察均在雨季降雨過后、洪峰回落且穩定運行時，系統超過10 區的多塘系結合及功能區間采用溢流行水的設計工藝，其可以在承擔泄洪功能的同時，避免污染物內源性爆發，并發揮穩定的水質凈化效用.

4 結論

a) 撫仙湖臨湖尖山河流域為高氮、低磷的農業面源污染類型；生物沉砂塘懸移質沉積率為27.75%～55.00%；潛-表流串聯復合人工濕地面源污染物去除率范圍為44.40%～78.87%，末端凈化效果更佳. 對水體的預處理(攔擋、沉淀、曝氣)有利于污染物凈化，高負荷面源污染輸入時可采用提高預處理規格和多構筑物的人工濕地工藝設計來強化凈化效果.

b) 土壤作用是人工濕地氮去除的主要途徑，占比為59%～74%，植物吸收轉化是磷去除的主要途徑，占比為32%～42%；根際土壤區為氮去除的主要響應場所，植物對磷元素吸收轉化效應優于氮. 針對不同類型和污染程度的面源污染可通過調整土壤和植物的配比來提高人工濕地系統的凈化效率.

c) 人工濕地植物在不同生長階段對氮磷元素的富集和株內遷移能力存在顯著性差異，4 種植物氮、磷富集系數的平均值(分別為2.29～3.53、1.07～2.92)均大于1，均有利于修復環境面源污染；生長前期氮磷元素遷移均以根至莖為主，后期則均為莖至葉，且氮元素的運移較磷更為活躍；植物器官間營養元素向上遷移活躍，有利于刈割使營養元素從系統中去除.可利用不同植物及植物不同器官對元素的敏感性差異選用合適的植物，以滿足不同的農業面源污染治理需求.

d) 本研究中，再力花+旱傘草的植物組合對氮去除效率更優，香蒲+旱傘草對磷去除效率更優，表流濕地單位氮磷去除速率大于潛流帶狀濕地. 設置適宜的植物配置路線、具有不同功能的人工濕地類型及多塘系結合的復合系統可穩定發揮水質凈化效用.