農(nóng)村匯水河浜生態(tài)修復(fù)組合工程處理效果分析

張迎穎，聞學(xué)政，李敏，徐佳兵，宋雪飛，姜智繪，劉海琴，王巖，張志勇*

（1.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部長江下游平原農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室，南京 210014；2.江蘇大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇 鎮(zhèn)江 212013；3.常州市武進區(qū)前黃水利（務(wù)）站，江蘇 常州 213172）

農(nóng)村集中居住區(qū)匯水河浜的污染源主要有三類：（1）農(nóng)村生活污水。在蘇南地區(qū)，普遍采用分散式污水處理設(shè)施對生活污水進行處理，但按照《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級B 標準，處理后的尾水中總氮（TN）為20 mg·L-1、總磷（TP）為1 mg·L-1、化學(xué)需氧量（COD）為60 mg·L-1，遠超過地表Ⅴ類水的水質(zhì)標準限值，外排后仍會造成自然水體的水質(zhì)污染[1]。（2）分散蔬菜地面源污染。農(nóng)戶具有房前屋后種植蔬菜的生產(chǎn)習慣，分散蔬菜地過量施用肥料，多余的氮、磷等物質(zhì)，通過灌溉排水或降雨徑流進入?yún)R水河浜[2]。（3）初期地表徑流以及垃圾滲濾液。降雨初期存在明顯的沖刷效應(yīng)，雨水徑流中混入路面或屋面的沉積物及生活污染物后易形成高濃度地表徑流，其匯入自然水體，進而影響水質(zhì)[3]。另外，少部分地區(qū)由于環(huán)境意識淡薄，還存在生活或生產(chǎn)垃圾隨意丟棄的現(xiàn)象，垃圾滲濾液流入河浜也會造成污染[4]。本研究中的新運小橋浜及其次級支浜同樣面臨著上述污染問題。

在控制陸源污染排放的同時，對于受到污染的農(nóng)村集中居住區(qū)匯水河浜，仍需采取有效措施加以治理。常用的農(nóng)村河浜污染治理措施主要有：（1）底泥清淤。底泥中的氮、磷、有機物等污染成分，易受水力擾動再次釋放，成為河浜的內(nèi)源污染。江蘇省內(nèi)調(diào)研顯示，在22條農(nóng)村河道中，約72%的河道采取清淤疏浚的工程措施進行整治[5]。（2）生態(tài)岸坡。使用生物工程技術(shù)修復(fù)河道邊坡，可顯著提高坡岸的土壤剪切力、緊實度及土壤濕度，并有效延緩徑流流速，提高徑流中懸浮物的去除效果[6]。（3）原位修復(fù)。采取生態(tài)浮島或水生植被恢復(fù)等方式，可有效治理河浜氮磷污染。劉福興等[7]在無錫直湖港小流域的后沙灘浜，利用茭草和菱角進行原位修復(fù)，工程實施后水體中氨氮與TP 濃度顯著降低，水體透明度升高，黑藻等沉水植物自然生長。以上幾種措施中，生態(tài)修復(fù)方式具有清除水中氮磷污染物、營造生態(tài)景觀等優(yōu)點，受到農(nóng)村環(huán)境污染治理工作者的廣泛關(guān)注。

太滆運河是太湖上游需要重點治理的主要入湖河道之一，其支浜眾多、水文條件復(fù)雜，人口與產(chǎn)業(yè)密集，環(huán)境治理壓力較大[8]。新運小橋浜位于常州市武進區(qū)前黃鎮(zhèn)，是太滆運河沿線污染程度較高的一條支浜，通過生態(tài)治理措施降低其污染負荷，對于改善太滆運河水質(zhì)及緩解太湖富營養(yǎng)化壓力具有積極的意義[9]。本研究利用新運小橋浜東北側(cè)次級支浜的原有地形，因地制宜，構(gòu)建了“前置庫-濕地塘-生態(tài)溝”的生態(tài)修復(fù)組合工程，研究其對于污染來源復(fù)雜的農(nóng)村河道次級支浜的修復(fù)效果，并同步降低匯入新運小橋浜的污染負荷。本研究開展了為期13 個月的持續(xù)采樣（平水期和枯水期共采樣7次、豐水期采樣7次），分析該組合工程對于農(nóng)村河道次級支浜污染物的凈化效果，估算該工程對于次級支浜主要污染負荷的削減貢獻，以期為農(nóng)村集中居住區(qū)匯水河浜的生態(tài)治理提供技術(shù)選擇與數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗工程概況

試驗地點位于江蘇省常州市武進區(qū)前黃鎮(zhèn)運村村新運小橋浜東北側(cè)次級支浜處（31°33'55.80″N，119°58'57.08″E）。常州屬于亞熱帶濕潤季風氣候，四季分明，年平均氣溫約15.8 ℃；雨量充沛，年平均降水量為1 091.6 mm，豐水期（5—9 月）氣溫相對較高，降雨量較多，平水期和枯水期（1—4 月、10—12 月）氣溫相對較低，降雨量較少；全年日照總時數(shù)達1 970.2 h，與我國同緯度的其他地區(qū)相比，日照充足[10]。

該試驗次級支浜位于新運小橋浜東北側(cè)，為斷頭浜，無航運功能，全長約300 m，主要接納后黃泥溝村生活污水處理設(shè)施排放的尾水、支浜兩側(cè)分散蔬菜的田地徑流和灌溉排水，以及周邊的硬質(zhì)化路面徑流。為有效降低匯入新運小橋浜的污染負荷，在該次級支浜沿程上構(gòu)建生態(tài)修復(fù)組合工程，如圖1 所示，沿著水流方向依次為：紅色區(qū)域為前置庫河段（長度約200 m，寬度約12 m，水深2.0~2.5 m），黃色區(qū)域為濕地塘（面積約560 m2，水深5.0~6.0 m），紫色區(qū)域為生態(tài)溝（長度約47.0 m，水深1.0~1.5 m）。

圖1 生態(tài)修復(fù)組合工程采樣點位分布示意圖Figure 1 Schematic diagram of the sampling sites in the combined engineering of ecological restoration

在前置庫河段上游的生活污水排水口處設(shè)置漂浮植物攔截帶，尺寸為13.5 m×10.0 m，種養(yǎng)鳳眼蓮和綠狐尾藻，初始放養(yǎng)密度為3 kg·m-2；中段設(shè)置4.55 m×4.55 m 的方形浮床共11個，間隔種植花葉蘆竹、美人蕉、再力花、西伯利亞鳶尾、鳳眼蓮和銅錢草，其中單個挺水植物浮床含169 孔，種植密度為3 株·孔-1，漂浮植物初始放養(yǎng)密度為3 kg·m-2。在距離前置庫河段前端63 m 處，設(shè)置5 道環(huán)保防污簾，兩道之間間隔0.4 m，沿河段橫截面方向平行放置，于水面以下0.5 m 處自然懸垂1.6 m，將前置庫河段分為前置沉降區(qū)與強化凈化區(qū)；前置庫河段末端設(shè)置凹型攔水壩以攔截固體顆粒物。

水流漫過攔水壩之后進入濕地塘，塘內(nèi)設(shè)置3 道漂浮式導(dǎo)流圍欄，使水流呈S 型流動，從而延長水力停留時間；塘內(nèi)以導(dǎo)流圍欄為間隔共設(shè)置5 個圓形挺水植物浮床，浮床直徑為5.95 m（213 孔）。浮床自內(nèi)而外依次種植水生美人蕉、花葉蘆竹和西伯利亞鳶尾，種植密度為3 株·孔-1；塘邊臨水區(qū)設(shè)置寬度為0.5 m 的徑流緩沖帶，內(nèi)鋪0.8~1.0 cm 多孔陶粒，并間隔種植水生美人蕉（9 株·m-2）、再力花（9 株·m-2）、茭草（18株·m-2）和西伯利亞鳶尾（18株·m-2）。

水流通過涵洞（涵洞上方為鄉(xiāng)村道路）流入生態(tài)溝，溝的兩側(cè)岸坡均鋪設(shè)黑麥草與百慕大混播草坪，岸坡長度約47.0 m，北側(cè)坡面寬幅約5.0 m，南側(cè)坡面寬幅約6.5 m；溝底寬幅1.5~2.0 m，溝內(nèi)間隔種養(yǎng)水生美人蕉（9 株·m-2）和西伯利亞鳶尾（18 株·m-2）。生態(tài)溝內(nèi)設(shè)置兩道透水壩，根據(jù)溝渠自然寬度，中段（距離進水口20 m 處）透水壩尺寸為4.0 m×2.0 m×1.0 m，出水口（距離進水口40 m 處）透水壩尺寸為3.5 m×1.5 m×1.0 m；壩內(nèi)鋪設(shè)0.8~1.0 cm 多孔陶粒，表面種植西伯利亞鳶尾，種植密度為18株·m-2。

1.2 試驗方法

如圖1所示，沿著次級支浜的水流方向共設(shè)置10個采樣點位，其中4 個采樣點（R1、R2、R3 和R4）位于前置庫河段內(nèi)，間隔約66 m；3 個采樣點（W1、W2 和W3）位于濕地塘內(nèi)，間隔約18 m；3 個采樣點（D1、D2和D3）位于生態(tài)溝內(nèi)，間隔約21 m。試驗從2019 年12 月持續(xù)到2020 年12 月，其中，平水期和枯水期（以下簡稱平枯水期）采樣7 次，豐水期采樣7 次，共采樣14 次。采樣時現(xiàn)場監(jiān)測水溫、pH、溶解氧（DO），并采集水樣，水樣帶回實驗室測定水體TN、、硝氮、TP、磷酸鹽、COD和懸浮物（SS）。

1.3 測定方法

水溫、pH 和DO 采用YSI professional plus 水質(zhì)監(jiān)測儀（維賽儀器北京有限公司）現(xiàn)場測定。將水樣消煮后，采用AutoAnalyzer3 Applications 流動分析儀測定水體TN 和TP；將水樣過濾后，采用流動分析儀測定；水體COD 采用重鉻酸鉀法測定；水樣經(jīng)0.45 μm 濾膜過濾后采用稱質(zhì)量的方法測定水體SS。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

試驗數(shù)據(jù)取3 個重復(fù)樣品的平均值，數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計處理采用Origin 8.0和SPSS 17.0。各采樣點水質(zhì)指標之間的差異比較均采用One-way ANOVA 進行單因素方差分析，選用LSD檢驗和Duncan's法檢驗差異顯著性。

沿程削減率均采用以下公式計算：

式中：Rr為沿程削減率，%；Ci為某一段工程進水口的污染物濃度，mg·L-1；Co為某一段工程出水口的污染物濃度，mg·L-1。當計算組合工程的污染物沿程總削減率時，Ci為前置庫進水口（R1）的污染物濃度，Co為生態(tài)溝出水口（D3）的污染物濃度。

利用時段平均濃度與時段流量乘積、各時段通量之和建立的時段通量估算法進行污染通量計算[11-12]。計算公式如下：

式中：W 為污染通量，kg·d-1；α 為時間系數(shù)，h；n 為監(jiān)測天數(shù)；j 為監(jiān)測期間某天的第j 次監(jiān)測；Cj為第j 次監(jiān)測的污染物濃度，mg·L-1；Qj為第j 次監(jiān)測時同步監(jiān)測的斷面流量，m3·h-1。本試驗并未進行斷面流量同步監(jiān)測，參考相關(guān)文獻[11-14]，鑒于新運小橋浜及其次級支浜水流流速極慢，平枯水期Qj取值為7.2 m3·h-1，豐水期Qj取值為36.0 m3·h-1；按照每日采樣1 次計算，則α 取值為24 h。由于前置庫進口為組合工程的進水口，因此，利用點位R1 的污染物濃度均值計算進水口的污染通量。利用點位R2、R3 和R4 的污染物濃度均值計算前置庫的污染通量；利用點位W1、W2和W3 的污染物濃度均值計算濕地塘的污染通量；利用點位D1、D2 和D3 的污染物濃度均值計算生態(tài)溝的污染通量。

2 結(jié)果與分析

2.1 水溫、pH和DO的沿程變化

試驗期間各采樣時間的天氣及降雨量情況如表1 所示。在平枯水期，組合工程沿程上水溫變化范圍是7.0~18.7 ℃；在豐水期，水溫變化范圍是23.0~32.1 ℃。在平枯水期，組合工程沿程上水體pH 的變化范圍是6.80~8.05，均值為7.13；在豐水期，pH 的變化范圍是6.60~7.94，均值為7.02，接近中性，這表明組合工程中的浮床植物能夠調(diào)節(jié)水體pH，使之趨向于中性。在平枯水期，組合工程沿程上水體DO 濃度的變 化范圍 是2.49~12.45 mg·L-1，均 值為6.95 mg·L-1；在豐水期，DO 濃度的變化范圍是1.92~12.18 mg·L-1，均值為6.28 mg·L-1，低于平枯水期，這也符合飽和DO 濃度隨著溫度升高而越低的普遍規(guī)律。總體說來，DO濃度沿著水流方向呈先升高后降低的趨勢，其中濕地塘最高，這可能是植株輸氧及根系泌氧過程提高了水體DO 濃度，這也為好氧微生物活動提供了O2。在個別采樣時間上，出現(xiàn)了DO過飽和的情況，這可能是由于次級支浜水面上有浮萍生長，其光合作用產(chǎn)生的O2量超過了呼吸作用所需的O2量。

表1 生態(tài)修復(fù)組合工程各工藝段水溫、pH和DO的沿程變化Table 1 Changes of water temperature，pH and DO in the three process sections in the combined engineering of ecological restoration

2.2 氮素沿程變化

在平枯水期，組合工程前置庫進水口TN 濃度的變化范圍是1.77~5.66 mg·L-1；在豐水期，其變化范圍是1.71~11.74 mg·L-1。如圖2A 所示，在平枯水期，除了少量采樣時間，組合工程沿程上TN 濃度呈降低趨勢，但起伏較大，沿程總削減率為3.08%~39.24%，均值為21.60%。其中，2020 年3 月25 日，TN 濃度沿程上呈升高趨勢（P<0.05），這可能是由于分散菜地的污染物隨著灌溉排水進入河段，且早春植物的吸收能力較弱。如圖2B 所示，在豐水期，除了少量采樣時間，組合工程沿程上TN 濃度逐漸降低，沿程總削減率為10.83%~36.36%，均值為28.69%，高于平枯水期。其中，2020 年6 月23 日，TN 濃度沿程上有所降低（P<0.05），沿程總削減率約為10%，由于大雨的沖刷效應(yīng)，匯入次級支浜的徑流中污染物較多，但此時植物生長速率高，根系茂密攔截能力強，綜合兩方面的影響，TN濃度仍然表現(xiàn)為降低，但是降幅較小。2020年8 月14 日和28 日，生態(tài)溝出水口TN 濃度均低于2 mg·L-1，優(yōu)于地表水Ⅴ類標準。

圖2 生態(tài)修復(fù)組合工程中TN、濃度變化及沿程總削減率Figure 2 The concentration changes and total removal rates of TN ，andin the combined engineering of ecological restoration

續(xù)圖2 生態(tài)修復(fù)組合工程中TN 、濃度變化及沿程總削減率Continued of figure 2 The concentration changes and total removal rates of TN，andin the combined engineering of ecological restoration

在平枯水期，組合工程前置庫進水口NH+4-N 濃度的變化范圍是0~1.44 mg·L-1；在豐水期，其變化范圍是0~1.36 mg·L-1。如圖2C 所示，在平枯水期，組合工程沿程總削減率均值為49.79%。其中，2022 年3 月25 日，與TN 的變化情況類似，組合工程沿程上的濃度明顯升高（P<0.05）。如圖2D所示，在豐水期，組合工程沿程總削減率均值為50.63%。其中，2022 年6 月23 日，受到大雨沖刷效應(yīng)的影響，組合工程沿程上濃度呈逐漸升高的趨勢（P<0.05）；除此以外，其余采樣時間上的生態(tài)溝出水口濃度均優(yōu)于地表水Ⅳ水標準?？赡苡捎谒袧舛容^低，且植物生長過程中傾向于優(yōu)先吸收，有些采樣時間上多個監(jiān)測點位水樣中未檢出。

2.3 磷素沿程變化

在平枯水期，組合工程前置庫進水口TP 濃度的變化范圍是0.27~0.85 mg·L-1；在豐水期，其變化范圍是0.23~0.78 mg·L-1。如圖3A 所示，在平枯水期，組合工程的TP 沿程總削減率為33.14%~85.29%，均值為67.59%。其中，2020 年3 月25 日，TP 濃度沿程上顯著升高（P<0.05），這可能是受到分散菜地灌溉排水污染物匯入的影響，且此時植物吸收同化能力較弱。如圖3B 所示，在豐水期，組合工程沿程上的TP 濃度總體上呈逐漸降低的趨勢，沿程總削減率為13.98%~31.51%，均值為27.32%，低于平枯水期。這可能是由于豐水期水量較大，水中含磷污染物總量較大，且水體流速較高，不利于含磷顆粒物的沉降，使得豐水期TP 沿程總削減率均值相對較低。但值得注意的是，平枯水期有3 個采樣時間的生態(tài)溝出水口TP 濃度高于前置庫進水口，而豐水期僅有1次。其中，2020年6月23 日，與TN 的變化情況類似，TP 濃度沿程上有所降低（P<0.05），沿程總削減率約為14%；降雨徑流帶入了較多的含磷污染物，與此同時，植物吸收和根系攔截對含磷污染物的削減效果強，綜合影響下，沿程上TP濃度仍然表現(xiàn)為降低，但降幅較小。在豐水期，除了2020 年5 月28 日、6 月23 日，其余采樣時間上的生態(tài)溝出水口TP 濃度均≤0.4 mg·L-1，達到地表水Ⅴ類標準。

圖3 生態(tài)修復(fù)組合工程中TP和濃度變化及沿程總削減率Figure 3 The concentration changes and total removal rates of TP andin the combined engineering of ecological restoration

在平枯水期，組合工程前置庫進水口PO3-4-P 濃度的變化范圍是0~0.37 mg·L-1；在豐水期，其變化范圍是0.03~0.39 mg·L-1。如圖3C所示，在平枯水期，組合工程沿程總削減率均值為77.90%。其中，2020年3月25日，各監(jiān)測點的濃度波動較大，有的點位未檢出，沿程各段工程的平均濃度持續(xù)升高無削減，可能是由于分散菜地灌溉排水帶入了污染物。如圖3D所示，在豐水期，組合工程沿程總削減率均值為48.97%。其中，2022年5月28日，與濕地塘出水口相比，生態(tài)溝內(nèi)各監(jiān)測點位濃度均顯著升高（P<0.05），這可能也是受到菜地灌溉排水的影響。2020年6月23日，與TP的變化情況類似，組合工程濃度沿程上有所降低（P<0.05），總削減率為16.77%。

2.4 COD與SS沿程變化

在平枯水期，組合工程前置庫進水口COD 濃度的變化范圍是11.57~57.00 mg·L-1；在豐水期，其變化范圍是9.37~74.33 mg·L-1。如圖4A 所示，在平枯水期，組合工程的COD 沿程總削減率為12.58%~41.00%，均值為31.06%。其中，2020 年1 月13 日、3月25 日、4 月22 日，COD 濃度在沿程上有所升高（P<0.05），這可能與灌溉排水中有機物的匯入有關(guān)，且此時微生物生理活動受到冬春低溫的抑制，對有機物的降解能力較弱。如圖4B所示，在豐水期，組合工程沿程上的COD 濃度總體上呈逐漸降低的趨勢，沿程總削減率為20.04%~84.98%，均值為37.86%，略高于平枯水期，這可能由于豐水期氣溫較高，有利于微生物的降解。其中，2020 年6 月23 日，受到大雨影響，COD 濃度沿程上的波動較大，生態(tài)溝出水口濃度略高于前置庫進水口（P>0.05）。除了2020 年6 月12日，豐水期內(nèi)其他采樣時間上生態(tài)溝出水口COD 濃度均低于30 mg·L-1，達到地表水Ⅳ類標準。

圖4 生態(tài)修復(fù)組合工程中COD和SS濃度變化及沿程總削減率Figure 4 The concentration changes and total removal rates of COD and SS in the combined engineering of ecological restoration

在平枯水期，組合工程前置庫進水口SS 濃度的變化范圍是6.67~60.94 mg·L-1；在豐水期，其變化范圍是22.67~50.00 mg·L-1。如圖4C 所示，在平枯水期，組合工程的SS沿程總削減率為18.18%~46.39%，均值為30.51%；沿程上SS 濃度波動較大，可能是受到生活污水排放及植物落葉或根系脫落等因素的影響。如圖4D 所示，在豐水期，組合工程的SS 沿程總削減率為10.34%~58.33%，均值為35.23%。其中，2020 年6 月12 日和23 日，可能由于降雨徑流沖刷將顆粒物帶入次級支浜，組合工程沿程上SS 濃度呈升高趨勢（P<0.05）；豐水期內(nèi)其余采樣時間，沿程上SS濃度雖有波動，但大體上呈降低趨勢（P<0.05）。

2.5 各工藝段主要污染物的污染通量

如表2所示，豐水期TN、TP和COD的污染通量高于平枯水期，這主要是由于豐水期支浜水體流量明顯高于平枯水期。對比TN 的污染通量降低值，平枯水期依次為前置庫>濕地塘>生態(tài)溝，豐水期依次為濕地塘>前置庫>生態(tài)溝；對比TP 的污染通量降低值，平枯水期和豐水期均為前置庫>濕地塘>生態(tài)溝；依據(jù)COD 的污染通量削減率排序，平枯水期依次為前置庫>生態(tài)溝>濕地塘，豐水期依次為前置庫>濕地塘>生態(tài)溝。

表2 生態(tài)修復(fù)組合工程中進水口和各工藝段的污染通量（kg·d-1）Table 2 Pollutant flux of water inlet and three process sections in the combined project of ecological restoration（kg·d-1）

2.6 組合工程對污染負荷的削減量估算

調(diào)研顯示，匯入次級支浜的陸源污染物主要來自于農(nóng)村集中區(qū)的生活污水、分散菜地的降雨徑流及灌溉排水和周邊的硬質(zhì)化路面地表徑流。

在該次級支浜前端建有小型分散污水處理設(shè)施，設(shè)計日處理量為48 t，處理出水達到城鎮(zhèn)污水處理廠一級B 排放標準，服務(wù)對象為220 戶668 人。根據(jù)課題組前期調(diào)研數(shù)據(jù)，該區(qū)域生活污水產(chǎn)生系數(shù)為32.45 m3·人-1·a-1，按照公式（3）計算該處理設(shè)施的污染物年排放量。

式中：Ls為生活污水中某種污染物的污染負荷量，kg·a-1；P 為污水處理設(shè)施服務(wù)人口數(shù)，人；η 為生活污水排放系數(shù)，m3·人-1·a-1；Ci為污水處理設(shè)施排水中該污染物的濃度，mg·L-1。

分散菜地降雨徑流中TN、TP 的排放量，參考潘旭鳴等[15]的研究結(jié)果，蔬菜地通過徑流水及徑流水泥沙流失的氮、磷分別為28.91、3.10 kg·hm-2（6—10月），則全年按照8個月（3—10月）計算，蔬菜地的氮、磷流失量分別為46.26、4.96 kg·hm-2·a-1，試驗支浜周邊分散菜地面積為4.83 hm2，按照公式（4）計算該區(qū)域分散菜地隨著徑流流失的TN、TP污染負荷。

式中：Lr為徑流中某種污染物的污染負荷量，kg·a-1；A為分散菜地的面積，hm2；γi為徑流中該污染物的排放系數(shù)，kg·hm-2·a-1。

分散菜地降雨徑流及灌溉排水中COD 的排放量，參考《太湖流域主要入湖河流水環(huán)境綜合整治規(guī)劃編制技術(shù)規(guī)范》[16]，農(nóng)田COD 的入河排污量為150 kg·hm-2·a-1，入河系數(shù)取0.1，按照公式（5）計算該區(qū)域分散菜地隨著徑流流失的COD污染負荷。

式中：Lr為徑流中某種污染物的污染負荷量，kg·a-1；A為分散菜地的面積，hm2；αi為徑流中該污染物的排放系數(shù)，kg·hm-2·a-1；β 為某一類型污染源的入河系數(shù)（無量綱）。

該次級支浜周邊居民區(qū)面積為3.99 hm2，參考課題組前期研究的污染物濃度數(shù)據(jù)[3]，核算該居民區(qū)年初期地表徑流總量為1 388.31 m3·a-1。按照公式（6）計算該區(qū)域初期地表徑流中的污染負荷。

式中：Lp為初期地表徑流中某種污染物的污染負荷量，kg·a-1；Ci為初期地表徑流中該污染物濃度，mg·L-1；Q為某區(qū)域初期地表徑流量，m3·a-1。

如表3 所示，由估算得到，匯入該試驗支浜的陸源污染中TN、TP 和COD 的年污染負荷總量分別為661.20、46.20、1 414.74 kg·a-1，經(jīng)生態(tài)修復(fù)組合工程處理后，TN、TP 和COD 污染負荷的年削減量分別為166.23、20.07、502.66 kg·a-1。

表3 生態(tài)修復(fù)組合工程對污染負荷的削減量估算Table 3 Estimation of pollution load reduction by the combined project of ecological restoration

3 討論

試驗期間，生態(tài)修復(fù)組合工程對于次級支浜水體TN、TP 和COD 的沿程總削減率略低于前人的研究結(jié)果[17-18]，主要因為該組合工程受到持續(xù)排放的生活污水影響，且次級支浜兩側(cè)菜地降雨徑流及灌溉排水對沿程水質(zhì)產(chǎn)生直接影響。在平枯水期，前置庫和濕地塘對TN、TP 的削減效果較優(yōu)，前置庫和生態(tài)溝對COD 的削減效果較優(yōu)，此時水流流速低、水量小，而前置庫河段庫容較大，沿程上的沉降作用能夠去除顆粒態(tài)污染物；濕地塘中的導(dǎo)流圍欄可延長水力停留時間，有助于顆粒物的沉降；生態(tài)溝的透水壩也能發(fā)揮攔截顆粒物的作用[19]。在豐水期，前置庫和濕地塘對TN、TP、COD 的削減效果較優(yōu)，此時浮床植物生長速率較高，對溶解態(tài)污染物的吸收效果較好[20-22]；并且多種濕生植物混作浮床系統(tǒng)能有效提高氮磷吸收量[23]，降低農(nóng)田匯水河道的氮磷濃度[17]。浮床系統(tǒng)可明顯改變水體細菌和真菌的數(shù)量，實現(xiàn)同一水層多種類群微生物的共存，促進水體氮循環(huán)，增強自凈功能[24-26]。浮床植物繁茂的根系在有效攔截顆粒態(tài)有機污染物的同時，也為微生物提供了豐富的棲息場所，從而可充分發(fā)揮微生物對有機物的降解作用[27-28]。在實踐工程應(yīng)用中，應(yīng)主要根據(jù)現(xiàn)場地形，因地制宜地采用合適的工藝及其強化措施對農(nóng)村匯水河浜的復(fù)合污染加以處理。

河浜護坡作為陸地與水體之間的過渡帶，是水生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，在攔截徑流污染物方面具有重要作用。本研究的組合工程采用了全系列生態(tài)護坡，其中，前置庫河段主要是喬木結(jié)合草皮，濕地塘河段主要采用草皮結(jié)合臨水區(qū)緩沖帶，生態(tài)溝段主要側(cè)重于“喬木-灌木-常綠草坪”的搭配。不同類型護坡對比試驗顯示：“黑麥草+護坡磚”的組合護坡和黑麥草網(wǎng)面護坡能夠起到延緩徑流流速、延長停留時間的作用，進而增強徑流中污染物的削減效果[35]。實施生態(tài)護坡工程時，植物物種選擇是關(guān)鍵，可優(yōu)先選擇具有較強耐水淹能力和抗干旱能力的多年生植物，如狗牙根、牛鞭草等；對于存在洪水沖刷風險的水域，建議采用鋼絲網(wǎng)格石籠護坡，以便滯留土壤，有利于植物扎根生長[36]。

本研究顯示，在陸源污染中農(nóng)村生活污水和分散菜地對于次級支浜TN、TP 污染負荷的貢獻較大；農(nóng)村生活污水對其COD 污染負荷的貢獻最大。宋曉明等[37]對湖南省16 個區(qū)縣的農(nóng)業(yè)面源污染調(diào)研結(jié)果顯示：TN 的主要來源是種植業(yè)和畜禽養(yǎng)殖業(yè)，TP 的主要來源是農(nóng)村生活污水，COD 的主要來源是畜禽養(yǎng)殖業(yè)。李艷鴿等[38]對沙潁河河南段農(nóng)業(yè)面源污染的研究結(jié)果顯示：農(nóng)業(yè)種植是TN、TP 負荷量的主要來源。本試驗的次級支浜周邊無畜禽養(yǎng)殖，農(nóng)村生活污水是其主要污染源，其次為分散菜地。但就新運小橋浜而言，由于周邊畜禽養(yǎng)殖場均關(guān)停，農(nóng)村生活污水對其TP和COD污染負荷的貢獻最大；種植業(yè)對其TN污染負荷的貢獻最大（未發(fā)表數(shù)據(jù)）。因此，為了有效削減新運小橋浜的污染負荷，在對其次級支浜進行生態(tài)治理的同時，還需加強來自生活生產(chǎn)的陸源污染物攔截與控制，以及匯入新運小橋浜之后的水體凈化。

4 結(jié)論

（1）在平枯水期，生態(tài)修復(fù)組合工程主要依靠物理沉降、透水壩攔截等作用削減次級支浜水體中的顆粒態(tài)污染物；在豐水期，組合工程主要依靠植物吸收、微生物降解等作用削減水體中的溶解態(tài)污染物。

（2）農(nóng)村生活污水和分散菜地對于次級支浜總氮、總磷污染負荷的貢獻較大；農(nóng)村生活污水對化學(xué)需氧量污染負荷的貢獻最大。次級支浜水體的氮素中含量較高，磷素中顆粒態(tài)磷含量較高。

（3）生態(tài)修復(fù)組合工程對次級支浜陸源污染中總氮、總磷和化學(xué)需氧量污染負荷的年削減量分別為166.23、20.07、502.66 kg·a-1。組合工程能夠削減次級支浜中的部分污染負荷，因此還須加強來自生產(chǎn)生活的陸源污染物攔截，以及匯入新運小橋浜之后的水體原位凈化。

致謝：感謝常州市寶隆環(huán)衛(wèi)服務(wù)有限公司謝文正、常州美生園景景觀設(shè)計有限公司蔣威、無錫浦瑞格環(huán)境科技有限公司楊輝、韓小衛(wèi)、陸衛(wèi)慶在生態(tài)修復(fù)組合工程建設(shè)過程中給予的幫助。感謝常州市武進區(qū)前黃鎮(zhèn)原人大主席姚國強、原副鎮(zhèn)長孫俊、環(huán)?？瓶崎L符偉和運村村黨委副書記王華敏等在試驗過程中給予的支持與幫助。