張迎穎，聞學(xué)政，姚一丹，楊 非，王 巖 ，劉海琴，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，南京 210014；2.農(nóng)業(yè)部長(zhǎng)江下游平原農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京210014；3.南京理工大學(xué)環(huán)境與生物工程學(xué)院，南京 210094；4.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院，南京 210096）

種植業(yè)末端農(nóng)田徑流排水中含有較高的氮磷污染物，通過(guò)周邊溝渠支浜排入自然水體，會(huì)引發(fā)水體富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題[1-3]。利用生態(tài)工程措施控制農(nóng)田徑流污染是目前采取的重要手段之一。在農(nóng)田徑流匯水排入自然水體之前，可以通過(guò)生態(tài)溝渠、人工濕地、生態(tài)邊坡、生態(tài)修復(fù)等技術(shù)[4-8]，沿程逐步降低農(nóng)田徑流氮磷濃度。其中，生態(tài)修復(fù)是農(nóng)田徑流污染治理的最后一環(huán)，也是農(nóng)田徑流污染控制的最后一道屏障[8]。常用的生態(tài)修復(fù)技術(shù)，包括河濱帶濕地恢復(fù)、漂浮植物控養(yǎng)、沉水植被恢復(fù)及組合生態(tài)浮床技術(shù)等[9-12]，且可用于生態(tài)修復(fù)技術(shù)中的水生植物品種較多，例如水稻、水芹菜、黃菖蒲、水生美人蕉、水葫蘆、綠狐尾藻、梭魚(yú)草等。楊林章等[12]的研究顯示：利用水稻生態(tài)浮床原位凈化農(nóng)田徑流匯水河道，對(duì)開(kāi)放水域氨氮、總磷的處理效率達(dá)到19.00%和22.00%以上。Reddy等[13]開(kāi)展了水葫蘆凈化塘處理農(nóng)田灌溉排水的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)，結(jié)果表明：水力滯留時(shí)間為3.6 d條件下，水葫蘆塘對(duì)輸入水體中硝氮、氨氮的去除率達(dá)78.00%和81.00%，對(duì)總磷的去除率為54.00%。冬季植物浮床試驗(yàn)表明：在水溫5.0～10.1℃的條件下，水芹菜、黑麥草和大蒜均能有效去除水體氮、磷及有機(jī)物[14]。利用不同類型水生植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素吸收的互補(bǔ)性[15]，采取合理的搭配種養(yǎng)，構(gòu)建原位凈化組合生態(tài)浮床，可以較大程度地降低河道中的氮磷等污染物濃度。

參考前人的研究結(jié)果，本研究選擇漂浮植物水葫蘆與浮水植物綠狐尾藻搭配種植，在江蘇省泗洪縣四河鄉(xiāng)鑫源養(yǎng)豬專業(yè)合作社所轄農(nóng)田片區(qū)，開(kāi)展農(nóng)田徑流匯水重污染河道原位凈化試驗(yàn)，監(jiān)測(cè)組合生態(tài)浮床技術(shù)對(duì)于徑流主要污染物的攔截與凈化效果，明確水生植物的氮磷富集量，為種植業(yè)末端的農(nóng)業(yè)面源污染防控提供技術(shù)選擇與數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與地點(diǎn)

試驗(yàn)植物有兩種，分別是：水葫蘆[Eichhornia crassipes（Mart.）Solms]，雨久花科鳳眼藍(lán)屬，多年生漂浮性草本植物；綠狐尾藻（Myriophyllum elatinoides Gaudich.），小二仙草科狐尾藻屬，多年生沉水或浮水草本植物。試驗(yàn)河道位于泗洪縣四河鄉(xiāng)，區(qū)域地處江蘇省西北部、淮河中游，東臨洪澤湖；屬東亞季風(fēng)區(qū)，四季分明；土壤有黃潮土、砂礓黑土、淋溶褐土三類。試驗(yàn)河道主要接納稻麥、設(shè)施蔬菜（面積約133.33 hm2）的農(nóng)田排水及少量農(nóng)村生活污水，水面常年覆蓋大量浮萍，水體氮磷等主要污染物濃度較高，為劣Ⅴ類水。監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示，2017年5—11月，農(nóng)田徑流排水經(jīng)周邊自然溝渠初步沉降后，在試驗(yàn)河段入水處水體總氮濃度約為5.28～13.55 mg·L-1，總磷濃度約為 0.45～0.96 mg·L-1，化學(xué)需氧量濃度約為 35.00～49.33 mg·L-1，懸浮物濃度約為42～130 mg·L-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)河段全長(zhǎng)約360 m，水面寬度隨著水位變化，約為6.50～8.00 m。沿著水流方向，每隔10 m設(shè)置3 m×3 m的水葫蘆種養(yǎng)圍欄1個(gè)，全程共設(shè)置37個(gè)；在河段上游約260 m的長(zhǎng)度上，每?jī)蓚€(gè)水葫蘆種養(yǎng)框內(nèi)扦插2 m×2 m的綠狐尾藻種養(yǎng)圍欄1個(gè)，全程共設(shè)置27個(gè)，增設(shè)綠狐尾藻圍欄的目的是對(duì)污染物濃度較高的上游排水實(shí)施強(qiáng)化凈化。采用PVC管制作浮框，并用細(xì)纜繩及木樁在河道兩側(cè)對(duì)浮框位置進(jìn)行固定。水葫蘆種苗投放量為0.30±0.02 kg·m-2，綠狐尾藻種苗投放量為1.50±0.05 kg·m-2，于2017年5月10日完成圍欄構(gòu)建及種苗投放工作。水葫蘆共采收3次，分別為7月11日、9月13日、11月20日；綠狐尾藻共采收2次，分別是8月7日、11月19日。試驗(yàn)期間，均采收當(dāng)時(shí)生物量的2/3，保留1/3，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)將植物全部采收。每次采收時(shí)，現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定單位面積植物生物量（鮮質(zhì)量），并采集植物樣品，測(cè)定干物質(zhì)含量及植株全氮、全磷含量。如圖1所示，沿著水流方向，設(shè)置水樣采集位點(diǎn)4個(gè)，分別命名為S1（33°11′0.11″N，118°8′15.67″E）、S2（33°11′4.66″N，118°8′17.53″E）、S3（33°11′8.56″N，118°8′18.75″E）、S4（33°11′11.81″N，118°8′19.83″E），即S1為河段上游入水處，S4為河段下游出水處。試驗(yàn)期間每月采集水樣一次（8月份采樣兩次），測(cè)定水體總氮（TN）、總磷（TP）、化學(xué)需氧量（CODCr）、懸浮物（SS）等，并現(xiàn)場(chǎng)監(jiān)測(cè)水溫（T）、酸堿度（pH）、溶解氧（DO）。水樣采集時(shí)間從2017年5月16日持續(xù)到11月23日。

1.3 測(cè)定方法

水溫、酸堿度（pH）和溶解氧（DO）采用YSI pro?fessional plus水質(zhì)監(jiān)測(cè)儀（維賽儀器北京有限公司）現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定。水體總氮（TN）與總磷（TP）：將水樣消煮，采用AutoAnalyzer3 Applications流動(dòng)分析儀測(cè)定；水體化學(xué)需氧量（CODCr）采用重鉻酸鉀法測(cè)定；水體懸浮物（SS）采用0.45 μm濾膜過(guò)濾稱重法測(cè)定。

植株生物量的測(cè)定：將植物從水中撈起放在篩網(wǎng)上，直至無(wú)滴水時(shí)稱取質(zhì)量；植株干物質(zhì)含量的測(cè)定：采集植株樣品稱量其鮮質(zhì)量，殺青烘干后稱量其干質(zhì)量，計(jì)算而得；采用混合催化劑硫酸消化凱式滴定法測(cè)定植物干物質(zhì)全氮；采用硫酸高氯酸消煮鉬銻抗比色法測(cè)定植株干物質(zhì)全磷。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)取3個(gè)重復(fù)樣品的平均值，由平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示，數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計(jì)處理采用Origin 8.0和SPSS 17.0。各采樣點(diǎn)水質(zhì)指標(biāo)之間的差異比較，均采用One-way ANOVA進(jìn)行單因素方差分析，選用LSD檢驗(yàn)和Duncan’s檢驗(yàn)差異顯著性。

各污染物的沿程消減率均采用以下公式計(jì)算：

式中：Rr為污染物消減率，%；C1為點(diǎn)位S1的污染物濃度，mg·L-1；C4為點(diǎn)位S4的污染物濃度，mg·L-1。

水生植物的干質(zhì)量采用以下公式計(jì)算：

式中：Qd為植株干質(zhì)量，g·m-2；Qf為植株鮮質(zhì)量，kg·m-2；Cd為植株干物質(zhì)含量，%。

水生植物氮、磷含量采用以下公式計(jì)算：

式中，AN和AP分別為單位面積的植株氮磷含量，kg·m-2；Qd為植株干質(zhì)量，g·m-2；CN為植株干物質(zhì)中全氮含量，%；Cp為植株干物質(zhì)中全磷含量，%。

謝清森說(shuō)，“公司成立11年來(lái)，在成長(zhǎng)過(guò)程中遇到不少難題，公司創(chuàng)建初期也遇到了融資難的問(wèn)題，銀行當(dāng)時(shí)的限制條件比較多，民營(yíng)企業(yè)的貸款的確不容易，后來(lái)我的老父親為了支持我創(chuàng)業(yè)，把老家值錢(qián)的東西全部變賣(mài)，如果沒(méi)有當(dāng)年老父親的支持，我也不知道能堅(jiān)持多久，不過(guò)現(xiàn)在山東的營(yíng)商環(huán)境在持續(xù)向好，這次出臺(tái)35條意見(jiàn)，從土地到政策到資金，對(duì)我們都是利好消息。充滿信心，相信我們的事業(yè)會(huì)迎來(lái)一個(gè)非常好的發(fā)展時(shí)機(jī)。”

2 結(jié)果與分析

2.1 試驗(yàn)河段水體水溫、pH及DO變化

如表1所示，試驗(yàn)期間，河段水溫變化范圍為10.0～31.7 ℃；其中 5—9月，水溫較高，為 23.1～31.7℃；從10月份開(kāi)始，水溫明顯降低，10月12日的水溫降至16.0℃。水溫高低直接影響到水生植物的生長(zhǎng)速率與氮磷吸收量、微生物活性及其對(duì)污染物的降解能力。

試驗(yàn)河段各采樣點(diǎn)位水體pH值變化情況如圖2所示：7月7日、8月7日、9月21日河段水體pH值均呈弱堿性，沿著水流方向，從點(diǎn)位S1到S4水體pH值逐漸降低，趨近于中性；而8月27日，河段水體pH呈弱酸性，各點(diǎn)位水體pH值逐漸升高，亦是趨向中性；而在10月12日之后，這種趨向于中性的變化趨勢(shì)不明顯。8—9月的數(shù)據(jù)顯示，點(diǎn)位S1和S4的pH值之間存在顯著差異（P＜0.05），表明水生植物的種養(yǎng)能夠產(chǎn)生調(diào)節(jié)水體pH值的作用。

圖1水生植物原位凈化農(nóng)田匯水河道試驗(yàn)采樣點(diǎn)位置圖Figure 1 Location of water sampling sites in the purification experiment of farmland catchment river with aquatic macrophyte

圖3 給出了試驗(yàn)河段各采樣點(diǎn)位水體溶解氧（DO）變化情況。試驗(yàn)初期（5—6月），河段水面被綠色浮萍基本全部覆蓋，水流緩慢，水體自身的復(fù)氧功能受到抑制，DO含量極低，僅為 0.10～1.22 mg·L-1。試驗(yàn)中期（7—10月），由于水生植物快速生長(zhǎng)造成的生物競(jìng)爭(zhēng)，使得水面浮萍明顯減少，且水生植物被控養(yǎng)在浮框內(nèi)，并未占據(jù)整個(gè)水面，使得水體DO有所提高，達(dá)到2.64～7.77 mg·L-1。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)（11月），水生植物完成采收，且氣溫和水溫明顯降低，浮萍無(wú)法生長(zhǎng)，水體DO維持在較高的水平上，達(dá)到4.36～8.69 mg·L-1。試驗(yàn)期間，溶解氧并未表現(xiàn)出一致的沿程變化規(guī)律；只是在試驗(yàn)過(guò)程中，表現(xiàn)出隨著時(shí)間逐漸升高的趨勢(shì)。

表1 試驗(yàn)期間河段水溫變化Table 1 Change of water temperature in the river during the experiment

圖2 試驗(yàn)期間各采樣點(diǎn)pH值變化圖Figure 2 Change of pH at four sampling sites during the experiment

圖3 試驗(yàn)期間各采樣點(diǎn)DO變化圖Figure 3 Change of DO at four sampling sites during the experiment

2.2 試驗(yàn)河段水體氮磷濃度變化

沿著水流方向，各采樣點(diǎn)位水體TN濃度變化如圖4所示。試驗(yàn)數(shù)據(jù)顯示，7—10月水體TN濃度沿程總消減率較高，除了7月7日以外，各采樣時(shí)間水體TN的總消減率均高于50.00%。其中，8月7日水體TN的消減率最高，達(dá)到78.00%，TN濃度從點(diǎn)位S1的6.38±0.22 mg·L-1逐漸降低至S4的1.40±0.47 mg·L-1，低于地表水Ⅴ類水的標(biāo)準(zhǔn)限值。在7—10月，與點(diǎn)位S1相比，沿著水流方向各點(diǎn)位TN濃度均有所降低，而點(diǎn)位S4的TN濃度顯著降低（P＜0.05），原因在于：水生植物經(jīng)過(guò)前期的恢復(fù)，7—10月為其旺盛生長(zhǎng)期，能夠高效吸收富集水體氮磷，且溫度適宜于微生物的生理活動(dòng)，硝化反硝化脫氮作用也增強(qiáng)[16]。11月23日，水生植物已完成采收，不再發(fā)揮攔截凈化作用，水體TN濃度沿著水流方向（從點(diǎn)位S1至S4）逐漸升高，逐漸累積。

如圖5所示，各采樣點(diǎn)位水體TP濃度變化規(guī)律與TN類似。7—10月，水體TP濃度沿著水流方向逐漸降低，沿程總消減率為44.62%～73.33%。8月份的兩次采樣數(shù)據(jù)顯示，水體TP的沿程總消減率均達(dá)到70.00%以上，其中8月27日，水體TP的沿程總消減率最高，TP濃度從點(diǎn)位S1的0.75±0.10 mg·L-1降低至S4的0.20±0.05 mg·L-1，達(dá)到地表水Ⅴ類水的標(biāo)準(zhǔn)限值。在7—10月，沿著水流方向，點(diǎn)位S4的TP濃度也顯著低于點(diǎn)位S1（P＜0.05）。水體TP的消減，不僅與水生植物對(duì)可溶性磷的吸收富集能力相關(guān)，也與植物根系對(duì)顆粒態(tài)磷的攔截吸附過(guò)程相關(guān)[17]；另外，顆粒態(tài)磷還會(huì)向底泥沉積。11月23日，水生植物采收工作已完成，植物的攔截凈化作用缺失，水體TP濃度也呈現(xiàn)沿著水流方向逐漸升高的特征。

圖5 試驗(yàn)期間各采樣點(diǎn)水體TP濃度變化圖Figure 5 Change of TP concentrations at four sampling sites during the experiment

2.3 試驗(yàn)河段水體COD和SS濃度變化

試驗(yàn)河段各采樣點(diǎn)水體COD濃度變化如圖6所示。試驗(yàn)初期（5—6月），水體COD的沿程總消減率相對(duì)較低，為15.41%～27.74%。試驗(yàn)中期（7—10月），隨著植物根系逐漸生長(zhǎng)，根系微生物的活躍對(duì)水體有機(jī)物的降解作用增強(qiáng)，試驗(yàn)河段出水處S4的水體COD濃度顯著消減（P＜0.05），水體COD的沿程總消減率為46.15%～57.82%。其中8月7日，水體COD濃度從點(diǎn)位S1的42.67±3.19 mg·L-1降低至S4的18.00±2.65 mg·L-1，沿程總消減率最高，達(dá)到58%。10月12日，水體COD濃度的沿程總消減率有所降低，約為46.77%。11月份，植物完成采收，各采樣點(diǎn)位的COD濃度之間無(wú)明顯差異（P＞0.05）。

圖7給出了試驗(yàn)河段水體SS濃度的變化情況。試驗(yàn)初期（5—6月），試驗(yàn)河段入水處S1的水體SS濃度相對(duì)較高，且植物種苗投放不久，植物剛開(kāi)始生長(zhǎng)，根系較短，對(duì)水體懸浮物的截留能力較弱，水體SS的沿程總消減率較低，僅為15.84%～16.15%。試驗(yàn)中期，可能由于降雨次數(shù)及農(nóng)田灌溉用水增多，試驗(yàn)河段入水處的水體SS濃度有所降低；同時(shí)，由于植物生長(zhǎng)旺盛，具有發(fā)達(dá)的根系，形成了較強(qiáng)的根區(qū)截留效應(yīng)。7—10月，經(jīng)過(guò)水生植物根區(qū)的攔截，水體SS濃度沿著水流方向顯著降低（P＜0.05）。8月份，河段水體SS的沿程總消減率處于較高水平，其中8月7日，水體SS濃度從河段入水處S1的63±9 mg·L-1降低至出水處S4的30±9 mg·L-1，沿程總消減率達(dá)到最高值，約為52.38%，這與水體TP濃度變化情況類似。9—10月份，水體SS消減率略有降低，約為33.33%～38.10%。11月份，各采樣點(diǎn)位的SS濃度之間無(wú)明顯差異（P＞0.05）。

圖7 試驗(yàn)期間各采樣點(diǎn)水體SS濃度變化圖Figure 7 Change of SS concentrations at four sampling sites during the experiment

2.4 試驗(yàn)植物的氮磷吸收量

如表2所示，試驗(yàn)植物于2017年5月10日完成種苗投放。水葫蘆的初始生物量為99.90 kg，試驗(yàn)期間共采收3次，前2次均采收當(dāng)時(shí)生物量的2/3，保留1/3，最后1次將植株全部采收，共采收生物量24 047.10 kg，增加量為23 947.20 kg；通過(guò)水葫蘆的采收，去除水體氮45.64 kg、磷5.75 kg。綠狐尾藻的初始生物量為162.00 kg，試驗(yàn)期間共采收2次，第1次采收當(dāng)時(shí)生物量的2/3，保留1/3，第2次將植株全部采收，共采收生物量12 962.07 kg，增加量為12 800.07 kg；通過(guò)綠狐尾藻的采收，去除水體氮22.84 kg、磷1.48 kg。計(jì)算可知，通過(guò)植物吸收并采收共帶走水體氮68.48 kg，磷7.23 kg。

3 討論

3.1 原位修復(fù)生態(tài)浮床的運(yùn)行效果

在植物旺盛生長(zhǎng)期，河段水體pH值沿著水流方向逐漸趨于中性，與前人的研究結(jié)果一致[18-19]。研究認(rèn)為：漂浮植物覆蓋水面，會(huì)降低溶解氧濃度[20-21]。本試驗(yàn)中，植物種養(yǎng)后DO濃度明顯升高，平均值達(dá)到3.97 mg·L-1，顯著高于試驗(yàn)初期的0.10 mg·L-1?？赡苁且?yàn)橹参镏徽紦?jù)少量水面，并未全部覆蓋；同時(shí)植株體內(nèi)的輸氧過(guò)程也在發(fā)揮作用[22-23]。水葫蘆可利用自身通氣組織將大氣中的氧氣傳輸至根部，并將其中的30.00%～40.00%釋放至根區(qū)以供好氧微生物活動(dòng)[22]，氧氣釋放率可達(dá)0.25～9.60 g·m-2·d-1[23]。綠狐尾藻莖部也具有發(fā)達(dá)的通氣組織，莖與根連通，氣腔截面比為30.60%，可增強(qiáng)根部泌氧功能[24]。

表2 原位凈化工程中植物采收生物量及氮磷含量Table 2 Nitrogen and phosphorus content and harvest biomass of plant in in-situ purification engineering

水葫蘆和綠狐尾藻均能高效吸收富集水體氮磷污染物。在凈化農(nóng)村污染河道的試驗(yàn)中，水葫蘆對(duì)TN、TP的去除率達(dá)到89.40%和84.00%[25]；高氨氮濃度污水（200 mg·L-1）凈化試驗(yàn)表明，綠狐尾藻濕地對(duì)TN的去除率為86.10%[26]。利用稻草-綠狐尾藻構(gòu)建多級(jí)濕地處理養(yǎng)豬廢水，其中綠狐尾藻對(duì)于TN、TP的去除率分別為62.60%和54.00%[27]。水葫蘆根系發(fā)達(dá)，綠狐尾藻具有網(wǎng)狀根莖，均可為微生物生長(zhǎng)繁殖提供場(chǎng)所，提高微生物聚集體的細(xì)菌密度、多樣性和質(zhì)量[24]；根系攔截集聚的顆粒物又可提供碳源，增強(qiáng)了根系與水體固-液界面上的硝化反硝化脫氮作用[28-29]。在超富營(yíng)養(yǎng)化的水環(huán)境中，植物會(huì)顯示出對(duì)水體磷素的超累積性[17]。研究指出：水葫蘆可將高于生理需求8倍的磷富集在組織中[30]。本試驗(yàn)為野外工程運(yùn)行試驗(yàn)，雖然植物與微生物聯(lián)合發(fā)揮作用，但組合生態(tài)浮床面積較小，僅占河段面積的16.90%（取河道寬度7.25 m計(jì)算），且河水持續(xù)流動(dòng)，氮磷污染物不斷供應(yīng)，使得沿程總消減率略低于其他模擬試驗(yàn)結(jié)果[25-26]；由于農(nóng)田徑流中氮磷污染物濃度遠(yuǎn)低于養(yǎng)豬廢水，使得最高沿程總消減率高于李遠(yuǎn)航等[27]的研究結(jié)果。

水葫蘆和綠狐尾藻對(duì)COD均表現(xiàn)出很好的去除效果。Lu等[31]利用水葫蘆凈化塘工藝處理養(yǎng)鴨場(chǎng)排水，對(duì)COD的去除率達(dá)到64.44%。利用水葫蘆處理低濃度垃圾滲濾液時(shí)，24 d后COD去除率達(dá)到85.90%[32]。本試驗(yàn)中，COD的沿程總消減率略低于上述研究結(jié)果[31-32]，可能由于植物覆蓋度較低（僅為16.90%），且農(nóng)田排水持續(xù)匯入河道，有機(jī)污染物持續(xù)供給，而并非靜態(tài)試驗(yàn)中污染物總量固定。研究表明，表面流濕地水體COD的去除率與水溫呈顯著正相關(guān)[33]。本試驗(yàn)也顯示，7—10月份河道水溫較高，植物根系及根區(qū)微生物活性較強(qiáng)，對(duì)有機(jī)污染物的代謝作用增強(qiáng)；水葫蘆與綠狐尾藻生長(zhǎng)旺盛，光合作用輸氧功能增強(qiáng)，植物根區(qū)氧氣充足，有利于微生物的降解作用。植物的密集根系能夠攔截水體中的懸浮物，達(dá)到消減水體SS的效果。Valipour等[23]利用水葫蘆聯(lián)合生物對(duì)沖基質(zhì)構(gòu)建濕地系統(tǒng)凈化市政污水，對(duì)TSS的去除率達(dá)到67.40%～73.02%。水葫蘆具有異常發(fā)達(dá)的根系，而綠狐尾藻根狀莖繁茂、相互交錯(cuò)形成網(wǎng)狀，均有助于懸浮物的攔截滯留，從而有效降低水體SS濃度。

3.2 生態(tài)浮床的周年運(yùn)行及資源化利用

按照有效試驗(yàn)周期180 d計(jì)算（5—10月），水葫蘆種養(yǎng)面積約 333 m2，氮去除量約 0.76 g·m-2·d-1，磷去除量約0.09 g·m-2·d-1；綠狐尾藻種養(yǎng)面積約108 m2，氮去除量約 1.17 g·m-2·d-1，磷去除量約 0.08 g·m-2·d-1。試驗(yàn)期間，通過(guò)植物采收共帶走水體氮68.48 kg、磷7.23 kg。由于所選的兩種試驗(yàn)植物均為喜溫植物，而冬季溫室大棚仍有蔬菜種植，亦有農(nóng)田徑流及灌溉排水，受納河道依然需要有效的生態(tài)措施加以凈化處理。為了保障生態(tài)浮床的周年運(yùn)行，本課題組開(kāi)展了冬季耐寒植物生態(tài)浮床原位凈化試驗(yàn)，選用的植物主要有水芹菜、黑麥草和西伯利亞鳶尾。

植物采收后采用適宜的資源化利用方式，可實(shí)現(xiàn)環(huán)境效益與經(jīng)濟(jì)效益的雙贏。目前水生植物的資源化利用途徑主要有3類：（1）肥料化。水葫蘆有機(jī)肥和尿素按照4∶6的比例配施，能顯著提高小麥旗葉和水稻劍葉花后氮代謝酶活性，提高作物灌漿葉片氮代謝，為籽粒輸送充足的養(yǎng)分，為作物高產(chǎn)奠定基礎(chǔ)[34]。（2）飼料化。以水葫蘆青貯飼料作為波雜羊日糧粗飼料來(lái)源，處理組日增質(zhì)量顯著高于對(duì)照組[35]。飼料中添加適宜比例的綠狐尾藻對(duì)雞、鴨、豬等動(dòng)物的生長(zhǎng)性能無(wú)不良影響，在一定程度上改善了肉類品質(zhì)[24]。（3）能源化。將水葫蘆作為厭氧發(fā)酵底物，采用水葫蘆固液分離，擠壓汁、擠壓渣分開(kāi)厭氧發(fā)酵的技術(shù)工藝，制取生物質(zhì)能，形成水生植物能源化利用新途徑[36]。

4 結(jié)論

在農(nóng)田匯水河道原位凈化工程中，水葫蘆和綠狐尾藻組合生態(tài)浮床能大幅消減水體氮磷濃度，有效降解有機(jī)污染物和攔截水體顆粒物，從而降低匯入下游水域的污染負(fù)荷。植物的吸收作用與根系及水體微生物的降解作用是河段水體污染物的主要凈化途徑。采收的水葫蘆和綠狐尾藻可生產(chǎn)動(dòng)物飼料、有機(jī)肥料或生物質(zhì)能源，實(shí)現(xiàn)水體氮磷的資源化利用。

致謝：對(duì)江蘇省宿遷市泗洪縣四河鄉(xiāng)鑫源養(yǎng)豬專業(yè)合作社龐靠山總經(jīng)理及合作社工作人員等在試驗(yàn)過(guò)程中給予的幫助表示感謝。