生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)農(nóng)田排水氮磷的去除效應(yīng)

朱金格，張曉姣，劉 鑫，郭西亞

（1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008；2.南京中科水治理股份有限公司，南京210016；3.中國科學(xué)院大學(xué)，北京100049）

農(nóng)業(yè)面源污染已成為水環(huán)境污染的重要來源[1]。氮、磷作為植物生長的必需養(yǎng)分，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中被廣泛應(yīng)用，未被植物吸收的氮、磷隨降雨和灌溉滲入地表水和地下水，造成水體污染和富營養(yǎng)化[2-4]。研究發(fā)現(xiàn)農(nóng)業(yè)面源對(duì)中國東部湖泊氮、磷負(fù)荷的貢獻(xiàn)率超過60%[5]，近50%的地下水被農(nóng)業(yè)氮、磷污染[6]。農(nóng)業(yè)面源污染的源頭控制、過程阻斷、養(yǎng)分再利用和生態(tài)修復(fù)技術(shù)成為當(dāng)前地表水環(huán)境治理研究的熱點(diǎn)之一[7]。

利用生態(tài)攔截溝對(duì)農(nóng)田流失的氮磷進(jìn)行截留和去除，是削減農(nóng)田污染的重要途徑。生態(tài)溝遵循生態(tài)學(xué)原理，在保證水土、氣土交換和生態(tài)結(jié)構(gòu)不破壞前提下，通過工程措施進(jìn)行地形改造，構(gòu)建穩(wěn)定生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)而實(shí)現(xiàn)凈化水質(zhì)和攔截污染物的功能。生態(tài)攔截溝渠技術(shù)不需要額外占用土地、投資少，已在全國范圍內(nèi)廣泛應(yīng)用，在農(nóng)田面源污染控制中發(fā)揮重要作用[8]。當(dāng)前研究成果從物理、化學(xué)、生物等方面較為清晰地揭示了生態(tài)攔截溝的作用機(jī)制及污染物去除效率，為生態(tài)溝的地形重塑、物種配置和維護(hù)管理提供了科學(xué)指導(dǎo)[9-10]。與生態(tài)攔截溝相比，人工濕地蓄水量和水體滯留時(shí)間相對(duì)較長，可以充分發(fā)揮植物對(duì)污染物的吸收作用[11-12]，在處理低濃度的氮、磷污染水體時(shí)具有較好的效果[13]。生態(tài)攔截溝末端配置人工濕地可以更為高效地處理農(nóng)村復(fù)合污水，對(duì)TN、TP去除率達(dá)到88%和83%[14]。大量研究結(jié)果表明，現(xiàn)有的各種生態(tài)溝和人工濕地等攔截技術(shù)均能有效攔截面源污染的輸移，對(duì)氮、磷的去除率可達(dá)48%～68%和41%～70%[15-17]。

農(nóng)田排水生態(tài)攔截措施的全面推廣，除了需要技術(shù)手段做支撐，更依賴于系統(tǒng)操作的便利性、經(jīng)濟(jì)效益和農(nóng)民易接受程度等非技術(shù)因素，尤其是太湖流域等人多地少的經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)。因此，在因地制宜并且兼顧環(huán)境效益和土地經(jīng)濟(jì)成本的基礎(chǔ)上，推廣應(yīng)用生態(tài)攔截設(shè)施具有重要現(xiàn)實(shí)意義。太湖流域農(nóng)田、河道、溝塘縱橫交錯(cuò)，農(nóng)田尾水污染物很容易進(jìn)入河網(wǎng)區(qū)，最終增加入湖污染負(fù)荷。本研究針對(duì)太湖金墅灣水源地陸域保護(hù)區(qū)普遍存在的農(nóng)田面源污染問題，利用現(xiàn)有生態(tài)攔截技術(shù)對(duì)農(nóng)田周邊已有溝塘進(jìn)行改造，構(gòu)建生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)高氮、磷濃度的農(nóng)田排水進(jìn)行攔截凈化，評(píng)估其環(huán)境經(jīng)濟(jì)效益，以期為太湖地區(qū)利用已有溝塘進(jìn)行農(nóng)田尾水氮、磷的原位攔截提供借鑒及關(guān)鍵參數(shù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)

圖1 生態(tài)溝-濕地實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)及采樣點(diǎn)分布Figure 1 Ecological ditch-wetland system and sampling sites

生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)位于太湖貢湖灣東部，處于水源地二級(jí)保護(hù)區(qū)陸域范圍以內(nèi)，試驗(yàn)區(qū)所在農(nóng)田面積121 480 m（2圖1）。對(duì)農(nóng)田排水溝渠進(jìn)行基底和邊坡平整改造，營造適宜的生境條件進(jìn)行濕生植物引種，構(gòu)建生態(tài)溝。建成的生態(tài)溝貫穿于水稻種植區(qū)，長100 m，橫斷面為倒梯形，上、下口寬分別為1.4 m 和0.8 m，垂向深度1 m。引種的水生植物為當(dāng)?shù)赝林参镘?，種植密度50株·m-2。對(duì)生態(tài)溝下游基底裸露的集水域進(jìn)行生境改造，構(gòu)建人工濕地對(duì)生態(tài)溝尾水進(jìn)一步凈化，最終匯入與金墅港連接的出水區(qū)。建成的人工濕地為細(xì)長的不規(guī)則形狀，長度71 m，最大寬度14.3 m，平均寬度6.8 m，面積485 m2。試驗(yàn)期間生態(tài)溝最大水深0.32 m，蓄水量30.1 m3，此時(shí)生態(tài)溝蓄水量155.2 m3，濕地水力停留時(shí)間約為生態(tài)溝的5.16倍。濕地外圍淺水區(qū)引種蘆葦和茭草形成挺水植物群落，中央集水域引種粉綠狐尾藻。其中，茭草種植面積110 m2，種植密度50 株·m-2，蘆葦種植面積135 m2，種植密度16株·m-2，粉綠狐尾藻種植面積240 m2，生長盛期生物量26 kg·m-2。

1.2 樣品采集與分析

2014 年3 月至7 月，在生態(tài)溝的農(nóng)田排水口（1 號(hào)點(diǎn)）、生態(tài)溝中段（2 號(hào)點(diǎn)）和末端（3 號(hào)點(diǎn)），以及人工濕地進(jìn)水口（4 號(hào)點(diǎn)）、人工濕地中間（5 號(hào)點(diǎn)）和人工濕地末端（6 號(hào)點(diǎn)）分別布點(diǎn)進(jìn)行了水樣采集。在每個(gè)采樣點(diǎn)取樣時(shí)，每次抽取水面下方5 cm 處水樣50 mL，連續(xù)抽取3 次共150 mL 裝入塑料瓶。上述水樣當(dāng)日帶回至太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站，參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》中的方法進(jìn)行總氮（TN）、氨氮（-N）、總磷（TP）水化指標(biāo)的分析。其中，TN、TP的分析方法為堿性過硫酸鉀紫外分光光度法-N的分析方法為納氏試劑分光光度法。

1.3 統(tǒng)計(jì)分析

利用SPSS 13軟件進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，統(tǒng)計(jì)各指標(biāo)去除率與初始深度的相關(guān)性，以及TN 和-N濃度相關(guān)性。在上述統(tǒng)計(jì)中，P＜0.05代表具有顯著性。

為了探討實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)對(duì)氮、磷的去除效果，采用公式（1）分別計(jì)算總?cè)コ剩≧t）、生態(tài)溝去除率（Rd）和濕地去除率（Rw）。

式中：c1、c4、c6分別為1、4 號(hào)點(diǎn)和6 號(hào)點(diǎn)TN-N 和TP濃度。

2 結(jié)果與分析

2.1 實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)中氮的變化特征

實(shí)驗(yàn)期內(nèi)，農(nóng)田排水最大、最小和平均TN濃度分別為101.30、2.65 mg·L-1和23.45 mg·L-1，遠(yuǎn)超地表Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)（GB 3838—2002）（圖2）。7月8—11日農(nóng)田進(jìn)行了集中施肥，7 月12 日是施肥后的第一次灌溉，因此1號(hào)點(diǎn)TN濃度高達(dá)101.30 mg·L-1，7月13日下降至30.8 mg·L-1，7 月14 日TN 濃度接近施肥前的正常水平。農(nóng)田尾水經(jīng)過生態(tài)溝的物理攔截和生物吸收，排出生態(tài)溝的最大、最小和平均TN 濃度分別為26.8、2.58 mg·L-1和7.51 mg·L-1，較入流相比氮的濃度顯著降低。人工濕地進(jìn)一步對(duì)尾水進(jìn)行了吸收凈化，最終出流的最大、最小和平均TN 濃度分別為16.9、1.92 mg·L-1和5.48 mg·L-1，最低濃度達(dá)到地表Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)，生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)高TN濃度的農(nóng)田尾水表現(xiàn)出了有效的凈化作用。

圖2 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)中水體TN濃度沿程變化Figure 2 Variation of TN concentrations in ecological ditch-wetland system

2.2 實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)中磷的變化特征

農(nóng)田施肥以氮素為主，因此對(duì)水體磷的含量影響較小。實(shí)驗(yàn)期間，農(nóng)田排水最大TP 濃度為0.506 mg·L-1（7月12日），最小濃度為0.232 mg·L-1，平均濃度為0.341 mg·L-1，達(dá)到地表Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)（GB 3838—2002）（圖4）。經(jīng)過生態(tài)溝的凈化作用，水體TP 濃度最大、最小和平均值分別為0.237、0.114 mg·L-1和0.154 mg·L-1，平均濃度較入流降低54.8%，達(dá)到地表Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)。人工濕地進(jìn)一步對(duì)水體中的TP 進(jìn)行了攔截吸收，最終排出系統(tǒng)的最大、最小和平均TP濃度分別為0.187、0.104 mg·L-1和0.128 mg·L-1，穩(wěn)定達(dá)到地表Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)。

3 討論

3.1 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)氮的去除作用

生態(tài)溝和濕地系統(tǒng)對(duì)氮素的去除主要通過物理攔截、植物吸收、微生物硝化和反硝化作用等過程實(shí)現(xiàn)[18-19]。在本實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)中，農(nóng)田尾水經(jīng)過生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)的凈化作用后，TN 和-N 濃度較入流大幅降低。系統(tǒng)對(duì)TN 的平均去除率59.6%，最大去除率可達(dá)83.3%（圖5），發(fā)生在施肥后首次排水；其次是75.0%，發(fā)生在首次排水后的第2 d。兩次高的去除率均發(fā)生在初始濃度較高的時(shí)期。統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示TN去除率與TN 初始濃度正相關(guān)，但并不具顯著性（r=0.654，P=0.111）。

圖3 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)中水體-N濃度沿程變化Figure 3 Variation of -N concentrations in ecological ditch-wetland system

圖4 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)中水體TP濃度沿程變化Figure 4 Variation of TP concentrations in ecological ditch-wetland system

生態(tài)溝對(duì)TN 的去除率變化范圍為-4.91%～73.54%，平均去除率為49.95%。在初始濃度相對(duì)較低（2.65 mg·L-1）時(shí)，去除率為-4.91%，此時(shí)生態(tài)溝沿程3個(gè)觀測點(diǎn)（1號(hào)、2號(hào)、3號(hào)）的TN濃度分別為2.89、2.71 mg·L-1和2.78 mg·L-1，表明生態(tài)溝在凈化初始濃度較低的水體時(shí)效果并不明顯。人工濕地對(duì)TN去除率變化范圍為0.34%～36.94%，平均去除率為18.4%，低于生態(tài)溝去除率，但濕地在凈化TN 初始濃度較低水體時(shí)具有更好的效果。

圖6 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)-N的去除率變化趨勢Figure 6 -N removal efficiency for ecological ditch-wetland system

3.2 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)磷的去除作用

基質(zhì)吸附和植物吸收是磷的遷移轉(zhuǎn)化過程中最為重要的環(huán)節(jié)，適宜的基質(zhì)條件和植物結(jié)構(gòu)可以有效提升磷的去除效率。與氮素相比，生態(tài)溝和濕地對(duì)磷的去除效率更高，出流TP 濃度可以達(dá)到地表Ⅰ類水或Ⅱ類水[16]。水生植物塘在生長盛期對(duì)TP 的去除率甚至可以達(dá)到96%[21]。在本研究中，生態(tài)溝和濕地對(duì)TP 的平均去除率分別為53.22%和23.35%（圖7），系統(tǒng)對(duì)TP 的總?cè)コ式橛?7.18%～74.71%，平均去除率60.92%，有效降低了農(nóng)田尾水中TP的含量。

圖7 生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)對(duì)TP的去除率變化趨勢Figure 7 TP removal efficiency for ecological ditch-wetland system

實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)所引種的3 種植物對(duì)氮、磷的去除效率為粉綠狐尾藻＞茭草＞蘆葦[16，22-24]，濕地植物總量和單位面積生物量均超過生態(tài)溝，但統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示生態(tài)溝氮磷去除效率超過濕地，表明本實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)中物理攔截和沉降在削減農(nóng)田排水氮磷濃度方面起著重要作用。初始氮磷濃度較高的農(nóng)田排水首先進(jìn)入生態(tài)溝，因而具有相對(duì)較高的去除率。實(shí)際上，當(dāng)初始濃度較低時(shí)，生態(tài)溝的去除效率明顯下降，而濕地在凈化較低初始濃度TN、TP水體時(shí)具有更好的效果。

3.3 系統(tǒng)環(huán)境經(jīng)濟(jì)效益及其應(yīng)用前景

太湖東部湖區(qū)分布有集中式飲用水源地6 個(gè)，設(shè)計(jì)取水能力達(dá)到226 萬m3·d-1，確保東部湖區(qū)水質(zhì)穩(wěn)定達(dá)標(biāo)對(duì)于保障蘇州和上海地區(qū)供水安全至關(guān)重要。目前太湖東部湖區(qū)面臨富營養(yǎng)化威脅的超標(biāo)指標(biāo)為TN，其次是TP，因此控制外源氮、磷輸入是首要任務(wù)。太湖東部蘇州地區(qū)有32萬hm2農(nóng)田，農(nóng)作物類型主要為水稻、小麥和油菜，耕作制度為稻-麥、稻-油連作，在農(nóng)作中普遍存在農(nóng)戶氮肥投入過量、分蘗期淹水時(shí)間過長的現(xiàn)象，導(dǎo)致灌溉和降雨期排水增多，氮素流失問題嚴(yán)重[25-26]。據(jù)估算，太湖地區(qū)稻麥輪作系統(tǒng)農(nóng)田養(yǎng)分的排放凈負(fù)荷：氮為34.1 kg·hm-2，其中稻季19.4 kg·hm-2、麥季14.7 kg·hm-2；磷為1.75 kg·hm-2，其中稻季1.16 kg·hm-2、麥季0.59 kg·hm-2[27]。蘇州地區(qū)經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)，土地利用類型多樣，農(nóng)田涉及到395 個(gè)合作社、11萬個(gè)農(nóng)戶[28]。雖然調(diào)整土地利用方式和提倡秸稈覆蓋等保護(hù)性耕作習(xí)慣，可以降低氮、磷流失，但一定程度上會(huì)影響農(nóng)民的切身利益，增加勞動(dòng)付出，因此短期內(nèi)普遍推廣存在較大難度。

本研究以農(nóng)村為用戶單元改造已有溝塘建設(shè)生態(tài)攔截設(shè)施，建設(shè)成本由人工費(fèi)和種苗費(fèi)兩部分組成。其中生態(tài)溝人工費(fèi)和種苗費(fèi)分別為0.5 萬元和0.65 萬元，濕地人工費(fèi)和種苗費(fèi)分別為0.9 萬元和1.85 萬元，生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)成本共計(jì)3.9 萬元，平均每平方米農(nóng)田處理成本0.32 元。根據(jù)同為稻麥輪作系統(tǒng)農(nóng)田氮、磷的排放凈負(fù)荷[21]，估算本研究區(qū)農(nóng)田氮、磷排放總量分別為414.2 kg 和21.3 kg。按照系統(tǒng)對(duì)TN、TP 平均去除率59.6%和60.92%計(jì)算，攔截吸收氮磷的綜合成本約為150.3 元·kg-1。生態(tài)溝-濕地系統(tǒng)在有效降低農(nóng)田排水氮、磷濃度的同時(shí)，建設(shè)成本又處于較低的水平，引種的水生植物蘆葦、茭草為當(dāng)?shù)鼐用袷煜さ奶貐^(qū)常見物種，因此系統(tǒng)具有一定的可移植性，為太湖東部同類型農(nóng)田排水的處理提供一種參考。

4 結(jié)論

生態(tài)溝末端配置人工濕地能有效提高氮、磷去除效率，系統(tǒng)具有一定的環(huán)境經(jīng)濟(jì)效益和可移植性，為太湖東部同類型農(nóng)田排水的生態(tài)攔截提供一種案例參考。