生态沟渠对农田排水中N、P等污染物的拦截净化效果

　　近年来，长三角地区化肥和农药的施用量越来越大，导致农业面源污染日趋严重，据报道，上海、浙江、江苏、安徽等地的化肥施用量已超出300 kg/hm2，高于国家为防止化肥污染而制定的 225 kg/hm2标准。

　　由于长江流域分布着广阔的水田，其农业氮、磷的流失直接加速了湖泊、河流等封闭性水体和半封闭性水体富营养化水平，如江苏太湖农业面源污染的氮量占入湖总氮量的 73%，安徽巢湖约有 52% 的总磷和 70%的总氮来自农业。

　　沟渠湿地作为农田径流污染物的最初汇聚地和河道营养性污染物的主要输入源，对农田径流污染物的净化效果将直接影响到周围受纳水体。传统的农田排水沟渠指天然形成的裸露在地表或者以排水为目的而人工挖掘的水道，本文所述的生态沟渠可定义为一种经人工干预的，生长有水生或湿生植物，以排水和灌溉为主要目的，兼具农田径流污染物截留和生物栖息、生态廊道等生态效益的沟渠湿地系统。

　　生态排水沟渠不仅能作为降雨径流的排水通道，还可以通过沉淀、吸附、降解等作用减少进入环境的污染负荷。生态沟渠截留农田径流营养性污染物的研究已受到国内外学者广泛关注，上海地区对利用沟渠湿地控制农田径流污染也进行了一定的研究，但仍需要继续开展适宜性植物筛选和现场验证，以累积经验参数。本文通过现场试验和工程尺度的现场示范，探讨生态沟渠对农田排水中 N、P 等营养性污染物的拦截净化效果，以期初步掌握生态沟渠的设计、建设方法，为合适、有效地防治农田径流污染提供定量化依据。

　　1 材料与方法

　　1． 1 试验点概况

　　1． 1． 1 基地试验区试验地位于上海市青浦区华新镇东风港滨岸缓冲带试验基地，属于苏州河上游区域，建成于 2005 年，是上海市环境科学研究院开展滨岸缓冲带农业面源污染生态工程控制及生态恢复研究工作的示范基地。该区域属北亚热带季风性气候，四季分明，日照充分，温暖湿润，雨量充沛。年平均气温约为 18． 1℃，日照1 930． 9 h 左右，平均年降雨量 1 042 mm，年均降雨天数 141 d，全年 50%左右的降雨量集中在 5 ～9 月的汛期。

　　当地土壤母质类型有湖泊沉积、江海沉积、交互沉积和回流沉积等多种，又经历了盐渍化、沼泽潜育化、草甸化等自然成土过程及长期的耕种熟化，形成其现有土质状况，主要类型为青紫泥、沟干泥，质地略显粘重，主要基本特性见表 1。【表1】

　　
　　试验基地的生态沟渠采用横向布置，沟渠总长105 m，沟渠剖面采用梯形复式结构，沟渠上表面宽1． 2 m，底部宽 0． 4 m，渠深 0． 8 m，沟埂宽 0． 25 m，沟壁斜面长 1 m。为保证沟渠整体结构的稳定性，沟渠边坡采用“8”字形带孔砖来铺设，沟渠底部统一进行平整，保留原有土壤结构，满足农用灌溉的前提下，在沟渠底部、边坡种植水生植物，构建生态系统，净化水质、改善沟渠景观环境。

　　1． 1． 2 现场示范区现场示范试验选在上海市崇明区东风西沙岛生态排水沟渠及滨岸缓冲带生态拦截技术示范工程基地进行。该基地位于东风西沙岛上场部南面约 150 m 处，于 2013 年 5 月建成。生态排水沟渠及滨岸缓冲带示范长度各 100 m，沟渠上表面宽 1． 2 m，底部宽 0． 4 m，渠深 0． 8 m，沟埂宽 0． 25 m，沟壁斜面长 1 m，沟渠边坡、底泥均为原有土壤结构。

　　当地土壤发育于河湖江海沉积物，经历了盐渍化、草甸化、沼泽潜育过程。新近冲积而成的土壤盐度远高于耕作土壤，肥力较低，主要土壤类型是草甸起源的砂夹黄土以及盐土、盐化土、河口沙岛的灰潮土等，均属有机质含量偏低的土壤类型。示范区土壤主要理化性质见表 2。【表2】

　　
　　1． 2 试验设计

　　1． 2． 1 试验方案本研究包括基地试验和现场工程尺度验证试验，基地试验区主要研究生态沟渠对模拟径流污染物的净化效果，现场示范区主要对基地试验结果进行验证。

　　基地试验根据上海地区农业面源污染产、汇流特征，人工模拟配置农田径流水样。试验流程为先配置含氮、磷农田径流水，再将其排入生态沟渠中，当生态沟渠末端水流稳定后，在生态沟渠各段分别采集产流( 产流为试验时产生流动的水流) 水样，一周后对沟渠存水( 试验结束后沟渠内存留的水) 进行取样，水样水质分析均在实验室进行。配置含氮、磷农田径流水需要的试剂为碳酸氢铵和过磷酸钙，池子容积约 10 m3，配置试验进水 TN 浓度约60 mg/L、TP 浓度0． 8 mg/L，配置所需用水来自于附近的苏州河水。

　　此外，2013 年9 月课题组对上海崇明示范工程区的生态沟渠及周边普通农田排水沟渠中的存水进行分区采样监测，以验证基地试验结果的可靠性，为其提供数据支撑。

　　1． 2． 2 植物配置试验基地生态沟渠主要选用了 3 种植物，沟壁两侧边坡孔砖内间隔种植麦冬( Ophitopogin japonicum)和黑麦草( Lolium perenne) ，沟渠底部横向种植黄菖蒲( Iris pseudacorus) 。

　　根据示范现场实际情况，示范区构建了 2 条相同植物配置的生态沟渠，生态排水沟渠边坡整理后种植“百慕大 ( Cynodon dactylon) + 黑麦草 ( Lolium pe-renne) ”，沟底及沟边种植黄菖蒲( Iris pseudacorus) 、再力花( Thalia dealbata) 等，滨岸缓冲带示范区采取草皮缓冲带的方式，主要种植“百慕大 + 黑麦草”，辅以部分乔木及灌木，岸边种植美人蕉( Canna lily) 、再力花等。

　　1． 3 采样与监测

　　在基地试验中，当生态沟渠末端出水稳定以后，从生态沟渠中等距离选取 8 个点取产流水样，取样点位置分别为 0( 即进水处) ，15，30，45，60，75，90，105 m( 即出水处) 。滞水期间，在产流原采样点对生态沟渠的存水进行取样。

　　2013 年 9 月，对示范区和周边普通沟渠中的存水进行采样监测，分别在示范沟渠内部的生态沟渠和示范区外部普通的农田排水沟渠设置 4 个采样点。

　　测定项目包括悬浮固体( SS) 、总磷( TP) 、总氮( TN) 、氨氮( NH+4－ N) 。检测结果取平均值，具体分析方法和检测限见表 3。【表3】

　　
　　2 结果与分析

　　2． 1 现场模拟试验效果

　　2． 1． 1 农田径流 SS 净化效果试验基地生态沟渠产流、存水 SS 浓度沿程变化如图 1 所示。【图1】

　　
　　径流水产流试验中，进水 SS 平均浓度为 30mg / L，随水流流程增加，SS 浓度有所降低，末端出水的SS 浓度最低，平均浓度为 21 mg / L，产流情况下生态沟渠末端截留率为 30%。存水取样显示，进水口 SS 平均浓度为 18 mg/L，末端出水口存水 SS 平均浓度为 11mg / L，较进水处降低约 38． 9% 。

　　由图 1 可见，产流情况下，生态沟渠 SS 浓度沿程呈下降趋势，沿程平均去除率在 4% ～6% 之间。在此过程中，由于水流直接冲刷土壤，可能导致径流 SS 浓度小幅升高，但起伏不大，对试验结果没有太大影响。

　　存水状态下，SS 沿程浓度也是逐渐降低的，沉降对 SS的去除作用较为明显。SS 主要通过基质的吸附、自身的沉降和水生植物的拦截作用等得以去除。但试验中如果水流流速较快，水力停留时间短，水流携带能力强，会使部分被截留下的 SS 又重新随水流一起带出沟渠系统，这可能是影响 SS 截留效果的主要原因。

　　2． 1． 2 农田径流 TN、NH+4－ N 净化效果试验基地生态沟渠产流、存水 TN、NH+4－ N 浓度沿程变化如图 2 所示。

　　径流水产流试验进水处 TN 浓度约为 63． 6 mg/L，NH+4－ N 浓度约为 22． 9 mg / L，沟渠中不同点位水样的 TN、NH+4－ N 浓度逐渐降低，直至末端出水处达最低点，其平均浓度分别为 45． 9，18． 9 mg/L。存水取样分析显示，进水口 TN、NH+4－ N 平均浓度分别为6． 53，2． 13 mg / L，末端出水口存水 TN、NH+4－ N 均值浓度为3． 8，1． 35 mg / L。【图2】

　　
　　由图 2 可见，生态沟渠对农田径流 TN、NH+4－ N都具有一定的去除效果，产流情况下生态沟渠 TN、NH+4－ N 浓度沿程呈现逐渐降低的趋势，沿程氮素削减效果比较稳定，生态沟渠末端对 TN、NH+4－ N 截留率分别为 27． 83%，17． 46%，TN 的沿程平均去除率相对 NH+4－ N 较高。在存水状态下，TN、NH+4－ N 浓度变化均表现出相似的变化规律，即沿水流方向逐渐降低，且降低趋势较为平缓，末端 TN、NH+4－ N 较进水处分别降低约 41． 81%，36． 62%。产流情况下 TN、NH+4－ N去除率较好，原因可能除了物理截留沉积之外，相当一部分的氮素挥发释放到大气中，另一方面，沟渠中黄菖蒲、黑麦草等植物通过其网络状的根系会吸收农田排水中 NH+4、NO－3、SO2 －4等离子，转化并固定一部分无机氮。虽然植物根系和周围沉积物中存在大量的微生物，但是实际上径流流经生态沟渠的时间较短，大部分微生物对污染物质的降解转化作用主要发生在滞水期，期间厌氧或好氧微生物在适宜的环境下可通过硝化和反硝化作用去除水体和土壤中的有机氮。

　　2． 1． 3 农田径流 TP 净化效果试验基地生态沟渠产流、存水 TP 浓度沿程变化如图 3 所示。

　　径流水产流试验进水处 TP 浓度均为 0． 91 mg/L，末端出水水样 TP 浓度有所降低，为 0． 61 mg/L，截留率为 32． 97%。存水取样显示进水口 TP 平均浓度为0． 21 mg / L，末端出水口水样 TP 平均浓度为 0． 13mg / L，较进水处降低约 38． 1% 。

　　由图 3 可见，生态沟渠中产流、存水 TP 浓度沿程总体呈现降低趋势。产流期间，TP 的截留削减主要发生在前半程，降幅为 26． 48%; 后半程浓度降低趋缓并且逐渐稳定至最低点，降幅为 6． 48%。试验结果与陈海生等人在杭嘉湖区域利用黑麦草截留农业面源污染物的研究结果表现出相似的变化规律，即在生态沟渠前半程，TP 降解幅度较大，而在远离生态沟渠排水口的后半程 TP 沿程降解变化相对较平缓。存水情况下，TP 浓度变化趋势出现了小幅的波动，但整体表现为降低趋势，TP 浓度出现小幅升高的现象可能由于此渠段底泥沉积物 P 的再释放，增加了水体中 TP 的浓度。在地表径流中，磷主要以吸附态和溶解态存在，农田流失的磷主要是颗粒态，本次试验所选用的黄菖蒲、黑麦草等植物根系发达，其根区系统能有效吸附截留水中的悬浮物和颗粒状的磷，促使磷沉淀。【图3】

　　
　　总的来说，生态沟渠 TN、NH+4－ N 的浓度变化和TP 的浓度动态呈现出很好的正相关性，并且生态沟渠对农田径流 SS 与营养性污染物的截留净化作用较好，这与何元庆等人在广东珠海市斗门区上洲村的研究结果相类似。

　　2． 2 示范区净化效果验证

　　示范区内部生态沟渠与示范区外部普通农田排水沟渠各点位污染浓度对比见表 4。【表4】

　　
　　由表 4 可以看出，示范区内生态沟渠 SS 浓度范围在 16 ～21 mg/L 之间，示范区外农田排水沟渠 SS 浓度范围在 18 ～ 24 mg/L 之间，总体上，示范区内沟渠 SS平均浓度水平较示范区外低约 13． 1%，说明生态沟渠截留效果好于普通农田排水沟渠，但与现场模拟试验结果相比，示范区生态沟渠对 SS 的截留效率相对较低，其原因可能是示范区内的土壤类型是砂夹黄土以及河口沙岛的灰潮土等，有机质含量偏低，没有较好的团粒结构，对颗粒型污染物的吸附能力较低，影响了土壤对 SS 的截留吸附。示范区内生态沟渠 TN 浓度范围为 0． 61 ～ 0． 81 mg/L，NH+4－ N 浓 度范围为0． 15 ～ 0． 20 mg / L; 示范区外农田排水沟渠 TN 浓度范围为 0． 59 ～1． 21 mg/L，NH+4－ N 浓度范围为 0． 19 ～0． 32 mg / L。示范区外沟渠各采样点 TN、NH+4－ N 浓度波动较大，而示范区内生态沟渠各采样点 NH+4－ N浓度波动较为平缓。示范区内生态沟渠各点位 TN、NH+4－ N 平均浓度分别比示范区外部普通农田排水沟渠低 15． 79%和 33． 33%，对比说明总体上生态沟渠对TN、NH+4－ N 具有一定的净化能力，且拦截效果较为稳定。示范工程区内生态沟渠水样 TP 浓度在 0． 43 ～0． 52 mg / L 之间，示范区外普通沟渠水样 TP 浓度在0． 54 ～ 0． 73 mg / L 之间，各指标普遍高于示范区内生态沟渠水样 TP 浓度，总体上示范区内生态沟渠 TP 平均浓度较示范区外部沟渠低约 27． 69%。由于示范区外部沟渠底部土壤没有植被覆盖，受到降雨径流的直接冲刷后将导致沉积物中的磷又重新释放到水体中，使示范区外部普通农田排水沟渠的 TP 浓度普遍升高。有研究发现水生植物在不同的生长阶段对污染物的吸收能力不同。本次试验正处于夏秋季节交替时段，崇明东风西沙岛许多水生、陆生植物正处于生长旺盛期，有助于生态沟渠中植物的生长并提高其对氮、磷营养物的去除效率。

　　3 结论与建议

　　( 1) 根据基地试验结果，生态沟渠对 SS、TN、NH+4－ N、TP 均表现出良好的截留净化作用，对农田径流 SS、TN、NH+4－ N、TP 的截留分别在 30% ～ 39% ，27% ～ 42% ，17% ～ 37% ，32% ～ 39% 之间，其中生态沟渠对 SS、TN、TP 的净化作用相对较好。

　　( 2) 示 范 工 程 区 内 生 态 沟 渠 对 SS、TP、TN、NH+4－ N具有一定的截留净化作用且拦截效果较为稳定，各点位 SS、TP、TN、NH+4－ N 平均浓度分别比示范区外 普 通 农 田 排 水 沟 渠 低 13． 10%，15． 79%，33． 33% ，27． 69% ，其水质明显优于示范区外普通农田排水沟渠。

　　( 3) 生态排水沟渠不仅能起到排灌传输作用，而且对农田排水径流中的污染物也有较好的截留作用，在一定程度上减轻了农田径流排水对周围环境受纳水体的污染负荷。

　　需要指出的是，由于现场植物种植时间较短，沟渠系统整体处于运行初期，而生态沟渠对农田径流水中各种污染物质的去除受到诸多因素的影响，在不同植物生长阶段，污染物质的物理沉降和基质交换、植物吸收以及微生物降解等作用的程度是不同的，今后还需要针对植物的生长阶段以及生态沟渠本身对径流污染物负荷动态变化的特定响应机制开展进一步研究。水生植物在生态沟渠湿地系统污水处理和其他生态效益方面都发挥着独特的作用，可以综合考虑生态排水沟渠的主要用途进行选择性种植。此外，在保证生态沟渠正常运行的情况下，可在区域生态环境容量、生态安全承载范围内适当地增加水生、陆生植物的种类，以期提高生态沟渠对农田径流污染物的净化能力。

　　参考文献:

　　［1］ 张锋． 中国化肥投入的面源污染问题研究［D］． 南京: 南京农业大学，2011．
　　［2］ 许继军，刘志武． 长江流域农业面源污染治理对策探讨［J］． 人民长江，2011，42( 9) :23 －27．
　　［3］ 姜翠玲，范晓秋，章亦兵． 非点源污染物在沟渠湿地中的累积和植物吸收净化［J］． 应用生态学报，2005，16( 7) :1351 －1354．
　　［4］ 陆海明，孙金华，邹鹰，等． 农田排水沟渠的环境效应与生态功能综述［J］． 水科学进展，2010，21( 5) ，719 －720．