張智涌　雙學(xué)珍　劉棟

摘要：根據(jù)四川省成都市降雨徑流的水質(zhì)和水量特征，采用新型折流式人工濕地對(duì)其進(jìn)行降雨徑流凈化研究。對(duì)人工濕地不同運(yùn)行階段模擬降雨徑流的凈化效果進(jìn)行對(duì)比，分析CODCr、BOD5、SS、TN、TP、NH4+-N在濕地系統(tǒng)中的沿程變化，探討人工濕地削減城市降雨徑流污染效應(yīng)。結(jié)果表明：各污染物在人工濕地中的削減效應(yīng)大小依次為 SS>CODCr>BOD5> NH4+-N>TN>TP，其中對(duì)SS的削減效應(yīng)顯著高于對(duì)其他污染物的削減效應(yīng)（P<0.05），對(duì)TP的削減效應(yīng)最弱（P<0.05）；人工濕地對(duì)CODCr、BOD5、SS、TN、TP、NH4+-N的削減效應(yīng)在1—7月呈逐漸增加趨勢(shì)，局部有所波動(dòng)，9月達(dá)到最大值，9月以后削減效應(yīng)趨于平穩(wěn)；除了TN外，折流式人工濕地系統(tǒng)出水各污染物均達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）Ⅲ類(lèi)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，其中TN達(dá)Ⅳ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)。降雨徑流各污染物主要在人工濕地的第1格被去除，其中，CODCr、BOD5、SS、TN、NH4+-N均有一半以上的削減效應(yīng)發(fā)生在第1格，隨著人工濕地沿程進(jìn)水濃度的增加，其削減效應(yīng)逐漸下降。相關(guān)性分析表明，各降雨徑流各污染物之間存在一定的相關(guān)性，而TP與各污染物指標(biāo)之間沒(méi)有相關(guān)性（P>0.05）。本研究表明，折流式人工濕地系統(tǒng)對(duì)城市降雨徑流的凈化效果顯著，并且該濕地系統(tǒng)具有較強(qiáng)抗沖擊負(fù)荷能力，可用于城市降雨徑流污染的控制和雨水利用。

關(guān)鍵詞：人工濕地；城市；降雨徑流；削減效應(yīng)

中圖分類(lèi)號(hào)： X171文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號(hào)：1002-1302（2017）15-0259-05

人工濕地作為一種新的生態(tài)處理技術(shù)源于德國(guó)，是土壤和基質(zhì)（爐渣和粉煤灰等）按一定比例選擇性地植入植被自適應(yīng)生態(tài)系統(tǒng)，包括四大基本要素（水體、基質(zhì)、水生植被和微生物），能夠通過(guò)一系列物理、化學(xué)、生物途徑對(duì)特定污染物進(jìn)行高效去除[1-3]。人工濕地是20世紀(jì)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(yùn)行費(fèi)用、低耗能和美觀等特點(diǎn)，已被廣泛運(yùn)用于污水處理和水環(huán)境富營(yíng)養(yǎng)化的防治，在不少地區(qū)取得了良好的環(huán)境效果和經(jīng)濟(jì)效益[4-5]。濕地植被是構(gòu)建人工濕地植被系統(tǒng)的主要組成部分，在凈化水質(zhì)等方面起著重要作用，濕地植被不僅具有同化吸收污染物的功能，還有攔截、過(guò)濾污染物的作用，促進(jìn)污水中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的循環(huán)和再利用，進(jìn)而強(qiáng)化其凈化能力[6-7]。此外，人工濕地作為一種有效的生態(tài)污水處理技術(shù)，各國(guó)研究人員已進(jìn)行了大量關(guān)于人工濕地處理生活污水、工業(yè)廢水、垃圾滲濾液、農(nóng)業(yè)廢水等方面的研究[7-9]。近年來(lái)，人工濕地技術(shù)在歐美及世界各國(guó)迅速發(fā)展，早期主要用于處理生活污水或二級(jí)污水廠出水、農(nóng)業(yè)面源污染、城市雨水徑流等非點(diǎn)源污染的治理等[10-12]。而我國(guó)直到“七五”期間才開(kāi)始較大規(guī)模地研究人工濕地，20世紀(jì)90年代中期起才逐漸重視雨水徑流的控制與利用，且目前國(guó)內(nèi)鮮見(jiàn)有關(guān)人工濕地對(duì)城市降雨徑流污染削減效應(yīng)的研究[13-14]。因此，運(yùn)用人工濕地控制城市降雨徑流的研究具有重要意義，其研究成果可為人工濕地的規(guī)劃與設(shè)計(jì)提供理論基礎(chǔ)和科學(xué)依據(jù)。

城市降雨徑流污染是一種典型的非點(diǎn)源污染，主要指城市地表污染物在降雨的淋洗、徑流沖刷作用下，通過(guò)地表徑流過(guò)程進(jìn)入相鄰受納水體造成的水體污染[15-16]。在點(diǎn)源污染被逐漸控制之后，城市降雨地表徑流造成的非點(diǎn)源污染在全球范圍內(nèi)已成為城市水環(huán)境污染和生態(tài)退化的重要因素，是河流與湖泊的第三大污染源[17]。由于城市降雨地表徑流污染的發(fā)生受到多種因素綜合作用，具有水文學(xué)機(jī)制復(fù)雜、污染物種類(lèi)繁多、組分多變、時(shí)空變化明顯等特點(diǎn)，使得城市降雨徑流污染問(wèn)題也顯得日益突出，已成為僅次于農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染的第二大非點(diǎn)源污染[15-16]；滯留池、滯留塘、地下涵水池、人工濕地等構(gòu)筑物，是目前國(guó)際上解決城區(qū)初期徑流污染所采取的主要措施。因此，進(jìn)行城市降雨徑流凈化處理對(duì)控制非點(diǎn)源污染具有重要意義。近20年來(lái)，以人工快速滲濾系統(tǒng)和人工濕地系統(tǒng)為代表的污水土地處理系統(tǒng)研究得到較大發(fā)展，由于現(xiàn)場(chǎng)實(shí)地的降雨強(qiáng)度、降雨徑流量以及徑流污染濃度等邊界條件存在較大不確定性，同時(shí)土壤層中水樣難以便捷采集，因此本研究采用取原狀人工濕地于室內(nèi)進(jìn)行模擬削減城市降雨地表徑流污染試驗(yàn)的方法，探索了人工濕地在削減城市地表徑流污染中的可行性和有效性，分析人工濕地對(duì)降雨徑流污染物的削減效應(yīng)，以期為深入研究人工濕地對(duì)降雨地表徑流污染的削減機(jī)制，提高其污染削減效率及推廣應(yīng)用提供參考。

1材料與方法

1.2人工濕地設(shè)計(jì)與流程

根據(jù)四川省成都市降雨徑流的水質(zhì)監(jiān)測(cè)結(jié)果，首先進(jìn)行人工模擬雨水徑流試驗(yàn)研究，再以收集的城市降雨徑流作為人工濕地進(jìn)水進(jìn)行試驗(yàn)研究。人工濕地連續(xù)進(jìn)水，定期放空，水力停留時(shí)間約3 d，取樣間隔2～3 d，于每單元格進(jìn)出口處采樣。試驗(yàn)時(shí)間為2014年1—12月，氣溫10～32 ℃。人工濕地凈化城市降雨徑流試驗(yàn)研究共約24個(gè)月，濕地用水為同沙水庫(kù)集水區(qū)城市各主要出口所收集的降雨徑流，各出口同時(shí)段降雨徑流混合后經(jīng)保存處理及時(shí)用完。

試驗(yàn)裝置為長(zhǎng)方體濕地床，用10 mm厚有機(jī)玻璃建成，長(zhǎng)×寬×高=1.6 m×1.5 m×0.8 m，坡度<5%，設(shè)有導(dǎo)流墻將濕地床體分成4個(gè)串聯(lián)的單元床（0.4 m×1.5 m×0.8 m），導(dǎo)流墻上設(shè)置過(guò)水孔，第1、3格單元床呈下行流，第2、4格呈上行流，相鄰導(dǎo)流墻過(guò)水孔呈上下對(duì)角線(xiàn)，以實(shí)現(xiàn)水流的曲折性，增加污水與濕地的接觸，提高濕地的利用率。在各單元床出水口采集水樣并監(jiān)測(cè)分析，考察水體中各污染物在濕地床中的空間分布規(guī)律，并探討其去除機(jī)制。

試驗(yàn)區(qū)位于四川農(nóng)業(yè)大學(xué)人工濕地系統(tǒng)，人工濕地結(jié)構(gòu)為：底部為集水區(qū)，其上鋪放尼龍網(wǎng)，共設(shè)4個(gè)人工濕地結(jié)構(gòu)單元，每個(gè)單元長(zhǎng)×寬×深=20 m×5.0 m×1.0 m，單元之間用0.5 m寬的土埂隔開(kāi)，分3層依次填充基質(zhì)，底層大粒徑礫石（粒徑20～30 mm）作為排水層，厚度約為25 cm，中層選用當(dāng)?shù)刂刑?hào)爐渣（粒徑15～25 mm），厚度約為25 cm，上層選用當(dāng)?shù)匦√?hào)爐渣和泥沙（粒徑10～15 mm），厚度約為25 cm。endprint

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，密度為10株/m2，單元都鋪防水布防止?jié)B漏，控制每個(gè)單元具有相似的生長(zhǎng)環(huán)境，人工濕地單元底部為集水區(qū)，其上鋪放尼龍網(wǎng)，防止填料下漏，每個(gè)單元沿對(duì)角線(xiàn)埋入直徑為10 mm的PVC管，使人工濕地中的循環(huán)水能夠流入PVC管，以便于試驗(yàn)樣品的采集。

2015年5月先用微污染水對(duì)4種植被馴化1個(gè)月再進(jìn)行凈化試驗(yàn)，選擇株型大小、生物量基本一致的濕地植被，栽于人工濕地基質(zhì)上，植被栽上后，加自來(lái)水至基質(zhì)飽和，地下水培養(yǎng)1個(gè)月，保持其上2～3 cm薄水層，穩(wěn)定20 d，其間換水3～5次。2015年7月將污水經(jīng)配水池緩慢放入人工濕地（水深78～83 cm），由于水流通過(guò)水管均勻流入人工濕地，污水通過(guò)布設(shè)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(fù)荷控制0.81 m3/（m2·d）。進(jìn)水為上述配制的人工污水，經(jīng)過(guò)人工濕地處理后的水從底部PVC管排出，生活污水在濕地系統(tǒng)中的停留時(shí)間為 48～60 h，經(jīng)過(guò)1年（2016全年監(jiān)測(cè)）的生長(zhǎng)以后，測(cè)定各項(xiàng)指標(biāo)。

1.3測(cè)定方法

人工濕地運(yùn)行1年后，于2016年1—12月取出水口水質(zhì)實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行化驗(yàn)分析，具體公式為：各水質(zhì)指標(biāo)的削減效應(yīng)=（進(jìn)水口值-出水口值）/進(jìn)水口值×100%[1-3]。

統(tǒng)計(jì)每個(gè)單元人工濕地1 m2樣方中植株數(shù)目、株高等生長(zhǎng)性狀，并將其收割分為地上和地下部分烘干測(cè)定其生物量，分別對(duì)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(guò)硫酸鉀氧化吸光光度法、TP用釩鉬藍(lán)法[18-19]測(cè)定。

水質(zhì)測(cè)定項(xiàng)目包括TN、TP、NH4+-N、BOD5和CODCr。BOD5采用稀釋接種法測(cè)定；CODCr采用重鉻酸鉀氧化法測(cè)定；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測(cè)定；TN采用過(guò)硫酸鉀-紫外分光光度法測(cè)定；TP采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定[18-19]。

1.4數(shù)據(jù)分析

所有數(shù)據(jù)采用Excel 2003統(tǒng)計(jì)，以“平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差（x[TX-*5]±s）”表示，采用SPSS 18.0統(tǒng)計(jì)分析軟件分別對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA），多重比較采用LSD法，用Origin 8.5軟件作圖。

2結(jié)果與分析

2.1人工濕地對(duì)CODCr的削減效應(yīng)

人工濕地中CODCr的去除機(jī)制主要有截留、過(guò)濾、微生物的新陳代謝及植物的吸收。其中微生物的降解是有機(jī)物去除的主要途徑，植物對(duì)有機(jī)物的吸收相對(duì)較小，但植物對(duì)有機(jī)物的去除有促進(jìn)作用：植物龐大的根系為微生物膜提供附著場(chǎng)所，且輸送氧氣至濕地床體內(nèi)。圖1為2016年（運(yùn)行1年以后）人工濕地中CODCr的削減效應(yīng)和進(jìn)出水濃度，由圖1可知，人工濕地對(duì)削減效應(yīng)與進(jìn)水濃度變化總趨勢(shì)基本相同。在1月份，由于人工濕地系統(tǒng)處于初期運(yùn)行階段，植物生長(zhǎng)初期，系統(tǒng)內(nèi)微生物種類(lèi)、數(shù)量及活性水平均未達(dá)理想狀態(tài)，故出水CODCr較高，隨著進(jìn)水濃度的增加，削減效應(yīng)小范圍波動(dòng)，但總體呈上升趨勢(shì)。在7月份，削減效應(yīng)在85%～93%之間，到11月份，人工濕地已達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)。在9月份，人工濕地植物生長(zhǎng)率大，根系發(fā)達(dá)，微生物活性增強(qiáng)，數(shù)量增多，使得濕地床體對(duì)CODCr的截留、過(guò)濾作用及生物吸收作用增強(qiáng)，故出水CODCr較低。在11月份，平均削減效應(yīng)較9月下降10.2百分點(diǎn)，出水平均值為 38.5 mg/L，略高于9月平均值。在12月份，平均削減效應(yīng)與9月持平，出水平均濃度為 25.9 mg/L，為以上4個(gè)監(jiān)測(cè)階段最優(yōu)。由此可推斷：（1）溫度差值較大（9月>11月），CODCr削減效應(yīng)隨溫度升高而小幅增加；（2）一定濃度范圍內(nèi)，削減效應(yīng)隨進(jìn)水濃度增大而略增加；（3）超出（2）所述的濃度范圍，削減效應(yīng)將隨進(jìn)水濃度的增加而減小，而高溫優(yōu)勢(shì)（9月>12月）可在某種程度上抵消削減效應(yīng)的降低。人工濕地穩(wěn)定運(yùn)行后，CODCr在平均溫度下，出水均能達(dá)《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）Ⅲ類(lèi)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。

2.2人工濕地對(duì)BOD5的削減效應(yīng)

人工濕地中BOD5的去除機(jī)制與CODCr基本一致，主要有截留、過(guò)濾、微生物的新陳代謝及植物的吸收。其中微生物的降解是有機(jī)物去除的主要途徑，植物對(duì)有機(jī)物的吸收相對(duì)較小，但植物對(duì)有機(jī)物的去除有促進(jìn)作用，植物龐大的根系為微生物膜提供附著場(chǎng)所，且輸送氧氣至濕地床體內(nèi)。圖2為人工濕地對(duì)BOD5的削減效應(yīng)及進(jìn)出水濃度變化趨勢(shì)比較，由圖2可知，BOD5與CODCr的削減效應(yīng)及進(jìn)出水濃度變化趨勢(shì)基本一致。在1月份，人工濕地植物生長(zhǎng)初期，系統(tǒng)內(nèi)微生物種類(lèi)、數(shù)量及活性水平均未達(dá)理想狀態(tài)，故出水BOD5較高，平均為32.54 mg/L，隨著進(jìn)水濃度的增加，削減效應(yīng)小范圍波動(dòng)，但總體呈上升趨勢(shì)。在7月份，削減效應(yīng)在80%左右，到11月人工濕地已達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)。在9月份，人工濕地植物生長(zhǎng)率大、根系發(fā)達(dá)，微生物活性增強(qiáng)、數(shù)量增多，使得濕地床體對(duì)BOD5的截留、過(guò)濾作用及生物吸收作用增強(qiáng)，故出水BOD5較低。11月份平均削減效應(yīng)較9月下降5.3百分點(diǎn)，出水平均值略高于9月，12月份平均削減效應(yīng)與9月份持平，為以上4個(gè)監(jiān)測(cè)階段最優(yōu)。

2.3人工濕地對(duì)TN的削減效應(yīng)

氮在廢水中主要以有機(jī)氮、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮及亞硝態(tài)氮形態(tài)存在，只要系統(tǒng)內(nèi)存在氨化菌、硝化菌和反硝化菌，以上各形態(tài)氮就會(huì)發(fā)生轉(zhuǎn)化。TN削減效應(yīng)及進(jìn)出水濃度如圖3所示。人工濕地運(yùn)行初期（1月），TN削減效應(yīng)逐漸增大，整月平均進(jìn)水TN濃度為4.2 mg/L，削減效應(yīng)最低，為46.5%，出水濃度為2.2 mg/L；7、11、12月平均進(jìn)水濃度分別為6.5、62、5.8 mg/L，削減效應(yīng)分別為70.3%、82.3%、80.5%。1月TN削減效應(yīng)最低，一是由于運(yùn)行初期，濕地系統(tǒng)內(nèi)相應(yīng)微生物群還未適應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)部微環(huán)境，活性水平較低，不能完全參與到氮的轉(zhuǎn)化過(guò)程中；二是溫度較低，會(huì)抑制厭氧微生物基質(zhì)酶的活性，如抑制反硝化菌的生長(zhǎng)，抑制反硝化過(guò)程從而減小氮的削減效應(yīng)。7月與11月、12月相比，削減效應(yīng)稍高，出水濃度較低，這是由7月進(jìn)水濃度高、脫除負(fù)荷高、氣溫升高使得植物與微生物的協(xié)同作用加強(qiáng)等綜合因素所導(dǎo)致的。從圖3可知，濕地穩(wěn)定運(yùn)行后，削減效應(yīng)與進(jìn)水濃度變化趨勢(shì)一致，且在7月有個(gè)持久的進(jìn)水濃度、削減效應(yīng)高峰。endprint

2.4人工濕地對(duì)NH4+-N的削減效應(yīng)

人工濕地中NH4+-N的去除機(jī)制與TN基本一致，人工濕地運(yùn)行初期（1月），NH4+-N削減效應(yīng)逐漸增大，整月平均進(jìn)水濃度為4.6 mg/L，削減效應(yīng)為78.3%；7、11、12月份平均進(jìn)水濃度分別為5.8、6.3、5.9 mg/L，削減效應(yīng)分別為802%、81.1%、80.9%。1—8月NH4+-N削減效應(yīng)呈波動(dòng)的變化趨勢(shì)（圖4）。7月份與11、12月份相比，削減效應(yīng)基本持平，沒(méi)有較大的變化幅度，這是由7月份以后進(jìn)水濃度高、脫除負(fù)荷高、氣溫升高使得植物與微生物的協(xié)同作用加強(qiáng)等綜合因素所導(dǎo)致的。

2.5人工濕地對(duì)TP的削減效應(yīng)

人工濕地去除TP的主要途徑是微生物的吸收、植物的吸收、基質(zhì)的吸附和絡(luò)合以及與基質(zhì)的沉淀反應(yīng)等。某些高效除磷菌在有氧且碳源充足的環(huán)境中能超量攝取磷；植物根主要吸收可溶性磷酸鹽（HPO42- 和H2PO4-）并同化為植物的有機(jī)成分（如磷脂、ATP、DNA等）；不溶性磷酸鹽在物理作用下可沉積于濕地內(nèi)部。人工濕地TP削減效應(yīng)及進(jìn)出水濃度如圖5所示。人工濕地運(yùn)行初期，TP削減效應(yīng)在30%左右，削減效應(yīng)在初期波動(dòng)較大，出水濃度低于1 mg/L，達(dá)地表Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，其原因一方面是進(jìn)水濃度較低（平均為 1.06 mg/L），另一方面是基質(zhì)吸附能力還很強(qiáng)。7、11、12月的TP平均進(jìn)水濃度分別為2.3、2.9、2.7 mg/L，出水濃度均低于 0.7 mg/L，削減效應(yīng)波動(dòng)較大，7月份以后削減效應(yīng)呈穩(wěn)定的變化趨勢(shì)，11月份進(jìn)水濃度較低，脫除負(fù)荷也相應(yīng)較低；12月份溫度比7月份低，在進(jìn)水濃度相近時(shí)，其出水濃度、削減效應(yīng)與7月份幾乎持平。

2.6人工濕地對(duì)SS的削減效應(yīng)

SS在人工系統(tǒng)中主要靠植物根莖攔截、濕地動(dòng)物攝食、微生物降解和基質(zhì)過(guò)濾等途徑被去除?；|(zhì)去除SS的機(jī)制有廢水中SS向基質(zhì)表面的遷移機(jī)制和土壤顆粒表面的黏附機(jī)制。圖6為所監(jiān)測(cè)到的SS去除效果及進(jìn)出水濃度。由圖6可知，進(jìn)水SS濃度在110.5～83.5 mg/L之間，隨月份的增加SS呈增加趨勢(shì)，出水SS濃度<45 mg/L，平均削減效應(yīng)為86.2%。由于濕地基質(zhì)和植物根系構(gòu)成了過(guò)濾層，使?jié)竦叵到y(tǒng)保持了較高的SS削減效應(yīng)和較好的出水濃度。另外，監(jiān)測(cè)期間，盡管SS進(jìn)水濃度變化跨度較大，但8月份人工濕地系統(tǒng)穩(wěn)定以后，其去除效果穩(wěn)定，削減效應(yīng)穩(wěn)定在85.6%～937%之間，這表明人工濕地對(duì)SS有較強(qiáng)的抗沖擊能力。

2.7人工濕地對(duì)城市降雨徑流污染物的削減效應(yīng)

城市降雨徑流各污染物在人工濕地中的削減效應(yīng)如圖7所示。由圖7可以看出，CODCr去除率為81.73%，SS的去除率最高，為84.32%，顯著高于其他污染物的去除率（P<005），人工濕地對(duì)BOD5和NH4+-N的去除率差異不顯著（P>0.05），人工濕地對(duì)TP的去除率最低（P<0.05），各污染物在人工濕地中的削減效應(yīng)大小依次為：SS>CODCr>BOD5>NH4+-N>TN>TP。

2.8降雨徑流各污染物在人工濕地中的沿程變化

由污染物沿程變化情況（表1）可知，降雨徑流各污染物都主要在第1格被去除，其中，CODCr、TP、SS和Pb均有一半以上的削減效應(yīng)發(fā)生在第1格。隨著人工濕地沿程進(jìn)水濃度的增加，其削減效應(yīng)逐漸下降。首先，第1格基質(zhì)及植物根系的過(guò)濾和截留作用能有效地去除大量CODCr；其次，第1格進(jìn)水濃度較高，而削減效應(yīng)在一定進(jìn)水濃度限值內(nèi)，與其正相關(guān)；再者，進(jìn)水夾帶氧氣，使得第1格內(nèi)微生物活性水平較高，好氧、厭氧區(qū)分層明顯，有利于CODCr及TN、TP等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)被吸收。此外，沿程相鄰兩格進(jìn)水濃度差值逐漸減小，削減效應(yīng)的差異也逐漸縮小，表明隨著污染物負(fù)荷的減小，對(duì)削減效應(yīng)的影響減弱。

水流狀態(tài)下人工濕地第1格、第3格TN、NH4+-N削減效應(yīng)較大，是由于隨著水流的下滲，水面復(fù)氧加劇，使單元格內(nèi)同時(shí)存在明顯的好氧、厭氧區(qū)域，使得硝化、反硝化過(guò)程能同時(shí)、快速地進(jìn)行，從而加大了氮的去除力度。而反硝化過(guò)程亦會(huì)由于有機(jī)碳源的不足而受限。故在保證氧氣和碳源供給的情況下，濕地系統(tǒng)沿程能有效發(fā)揮脫氮作用。TP在第1格中的削減效應(yīng)為43.96%，與后續(xù)3格差異較大，沿程趨勢(shì)減弱。這是由于濕地系統(tǒng)運(yùn)行不到1年時(shí)間，基質(zhì)吸附未達(dá)到飽和狀態(tài)，故在第1格就取得較大削減效應(yīng)。隨著TP濃度迅速降低，其后續(xù)進(jìn)水中TP濃度及污染負(fù)荷較低，故削減效應(yīng)也迅速降低。SS也是在濕地系統(tǒng)的前端就得到了有效去除，在最后2格中幾乎沒(méi)有削減效應(yīng)。

3結(jié)論與討論

人工濕地主要通過(guò)植被的截流、過(guò)濾以及微生物的新陳代謝等活動(dòng)凈化水質(zhì)，通常情況下人工濕地基質(zhì)均為孔隙度較高的礫石，為微生物提供了更多的掛膜空間[1-3]。本研究中人工濕地基質(zhì)為爐渣和泥沙，爐渣和泥沙能夠避免土壤系統(tǒng)表面的短流，多孔擴(kuò)大了表面積，有利于微生物的代謝活動(dòng)，增強(qiáng)了人工濕地的去除效果[5，7-8]。綜合人工濕地植被對(duì)城市降雨徑流各污染物削減效應(yīng)來(lái)看，人工濕地對(duì)TP的削減效應(yīng)最低，P的去除主要以吸附為主，隨泥沙顆粒在介質(zhì)中被截留，通過(guò)植被吸收、物理化學(xué)作用及微生物降解3個(gè)方面作用去除，通過(guò)微生物的作用和植被的輸氧作用形成了氧化態(tài)的根區(qū)，為好氧、兼性和厭氧微生物提供了各自適宜的生境，其過(guò)程受濕地內(nèi)pH值、Al、Fe、Ca和基質(zhì)磷本底值等因素的影響。而本試驗(yàn)人工濕地內(nèi)pH值近于中性，又選用Ca、Fe較高的石灰石和高爐渣作為濕地基質(zhì)填料，使磷以不溶性 Ca-P、Fe-P沉淀為主；當(dāng)吸附位點(diǎn)飽和后，吸附作用將停止甚至在進(jìn)水濃度較低時(shí)基質(zhì)會(huì)釋放磷，基質(zhì)在某種程度上相當(dāng)于一個(gè)“磷緩沖容器”以調(diào)節(jié)水中的磷濃度[20]。對(duì)于監(jiān)測(cè)期間獲得穩(wěn)定的高削減效應(yīng)，主要為濕地基質(zhì)如石灰石和高爐渣具有較高的吸附沉淀能力，另外植物根系輸氧和水面復(fù)氧使?jié)竦叵到y(tǒng)中存在好氧、厭氧交替的微環(huán)境，為微生物過(guò)量積累磷提供可能。endprint

人工濕地N循環(huán)較為復(fù)雜，主要通過(guò)氨的揮發(fā)、硝化、反硝化過(guò)程、介質(zhì)的吸附、微生物固氮和以及氮的遷移轉(zhuǎn)化得以去除；對(duì)NH4+-N的去除主要是通過(guò)好氧微生物的降解，硝化和反硝化作用是人工濕地凈化N的主要途徑[4-5]。本研究中人工濕地植被對(duì)氮素的削減效應(yīng)較好，對(duì)TP的去除效果最差，說(shuō)明濕地植被對(duì)生活污水中氮素的吸收效果較好，這主要是通過(guò)人工濕地植被的截流、過(guò)濾以及微生物的新陳代謝過(guò)程得以去除，人工濕地植被新生根系的須根較多，有利于根區(qū)微生物的著生，通過(guò)硝化和反硝化途徑凈化的N數(shù)量相對(duì)較少，從長(zhǎng)期角度出發(fā)微生物硝化和反硝化作用是人工濕地凈化N的主要途徑，優(yōu)選根系發(fā)達(dá)的植被是提高該系統(tǒng)N削減效應(yīng)的重要措施之一，這與前人的研究結(jié)果[13，20-21]一致；而對(duì)TN、NH4+-N的去除機(jī)理基本一致。鐘成華等認(rèn)為這是由于系統(tǒng)中厭氧主導(dǎo)，不能提供良好的硝化環(huán)境，不能產(chǎn)生大量反硝化作用底物亞硝酸鹽和硝酸鹽，從而抑制反硝化作用[22]。由進(jìn)出水NH4+-N/TN值可知，人工濕地復(fù)氧能力欠佳，濕地系統(tǒng)中氨化作用及硝化作用較弱，從而反硝化過(guò)程受阻，導(dǎo)致TN出水濃度較高；TN出水能達(dá)到或接近地表Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，NH4+-N出水則優(yōu)于地表Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)。SS的削減效應(yīng)還關(guān)系到有機(jī)物及氮、磷的去除，因?yàn)檫M(jìn)水中會(huì)有部分有機(jī)物及氮、磷黏附在SS表面，且隨SS被過(guò)濾、攔截等作用而被截留于濕地系統(tǒng)中，最終被微生物或植物等所利用而去除。

與此同時(shí)，人工濕地植被對(duì)TN、TP、SS、BOD5、CODCr和NH4+-N削減效應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)差較大，說(shuō)明環(huán)境因子對(duì)進(jìn)水中各項(xiàng)指標(biāo)的削減效應(yīng)有較大的影響。由此可知，優(yōu)選根系發(fā)達(dá)、生物量較大、富集污染元素較強(qiáng)的植被構(gòu)建各種植被組合的人工濕地是凈化水質(zhì)的關(guān)鍵措施，對(duì)于人工濕地應(yīng)該選用凈化污水能力較強(qiáng)的植被，一方面可以提高人工濕地對(duì)污染物的去除效率；另一方面可以減少引用外來(lái)植被的投資成本，還可以避免引用外來(lái)植被造成的生物入侵危險(xiǎn)，同時(shí)也說(shuō)明了人工濕地不同植被對(duì)污染物的去除效果和機(jī)理不同。人工濕地植被對(duì)TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr的削減效應(yīng)在1—3月份較小，這時(shí)植被生長(zhǎng)較為緩慢，未與基質(zhì)、土壤等形成完整的去污生態(tài)系統(tǒng)，人工濕地吸收作用并未表現(xiàn)出來(lái)；穩(wěn)定期（9月份）植被迅速生長(zhǎng)和繁殖，去除效果也更加明顯，后期各項(xiàng)生長(zhǎng)指標(biāo)均達(dá)到最大，這個(gè)時(shí)期對(duì)TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr的去除效果最為明顯；11月份以后，植被密度達(dá)到最大，缺乏有限的空間和資源，地面部分開(kāi)始枯黃、根系也逐漸潰爛，凈化水質(zhì)效果緩慢下降。

人工濕地整合協(xié)調(diào)了基質(zhì)-微生物-植被的凈化機(jī)理，由于基質(zhì)吸附凈化能力有一定限度，隨著時(shí)間的推移，基質(zhì)的吸附凈化容量要飽和，一旦基質(zhì)的吸附容量達(dá)到飽和，則不能重復(fù)利用，而具有凈化污染物能力的植被資源可以重復(fù)利用。植被在人工濕地中發(fā)揮著重要作用，不僅可以直接攝取和利用污染物的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和有機(jī)物，還能提高人工濕地的滲透系數(shù)，增強(qiáng)微生物活性、溶解性氧含量等，有利于各類(lèi)微生物在濕地繁殖與擴(kuò)散，強(qiáng)化人工濕地凈化能力，也可延長(zhǎng)濕地基質(zhì)的使用期限。因此選擇生物量較大、富集污染元素較強(qiáng)的植被，也是提高植被系統(tǒng)凈化能力和人工濕地凈化效果的關(guān)鍵措施。對(duì)于人工濕地選用凈化污水能力較強(qiáng)的植被，一方面可以提高人工濕地對(duì)污染物的去除效率；另一方面可以減少引用外來(lái)植被的投資成本；但現(xiàn)實(shí)生活中人工濕地植被的構(gòu)建不是靠單一類(lèi)型的植被，建議依據(jù)濕地生態(tài)系統(tǒng)植被多樣性及其協(xié)同凈化作用原理來(lái)提高系統(tǒng)的凈化能力，構(gòu)建各種植被組合的人工濕地充分發(fā)揮其各成分的協(xié)同作用以提高凈化污水能力，而在選擇和利用的基礎(chǔ)上，各種濕地植被間的生態(tài)效應(yīng)和物種變異將是構(gòu)建人工濕地的難點(diǎn)。

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