梁啟斌，侯 磊，李能發(fā)，陳 鑫，王克勤

（西南林業(yè)大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，昆明650224）

濕地在截留污染物、保護(hù)生物多樣性、調(diào)蓄防洪等方面起關(guān)鍵作用[1-2]，尤其人工濕地因其管理方便、投資運(yùn)行費(fèi)用低、環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn)而被廣泛應(yīng)用于處理農(nóng)村生活污水、農(nóng)田廢水、城市生活污水出水、低污染水等[3-5]，50 余年的應(yīng)用經(jīng)驗(yàn)表明人工濕地是一種可靠的污水處理技術(shù)[6]。我國的人工濕地建設(shè)起步較晚，始于1987 年天津環(huán)科所建設(shè)的用于處理城市生活污水的示范工程[7]，隨后開展了大量人工濕地建設(shè)及科學(xué)研究工作，目前已在濕地污染物凈化效率及機(jī)制[4，8-9]、濕地植物和微生物對污染物去除效率的影響[10-13]、人工濕地強(qiáng)化技術(shù)[14-17]等方面取得進(jìn)展。潛流濕地對污染物去除效果比表流濕地好，但存在基質(zhì)堵塞、吸附飽和、污染物積累等問題，而表流濕地不存在基質(zhì)堵塞問題可長期運(yùn)行，其上覆水處于好氧環(huán)境，硝化-反硝化作用較弱，對氮的去除效果較差，且長期運(yùn)行人工濕地的截污效果未得到進(jìn)一步驗(yàn)證[18-19]。

洱海是云南第二大高原淡水湖泊，為大理州重要飲用水源地，近10 a 云南省生態(tài)環(huán)境廳發(fā)布的《云南省環(huán)境狀況公報(bào)》顯示，洱海水質(zhì)長期維持在Ⅲ類。隨著流域內(nèi)社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展，人類活動強(qiáng)度加大，尤其洱海北部農(nóng)田、養(yǎng)殖及農(nóng)村生活污水等面源污染問題日益嚴(yán)重，且流經(jīng)該區(qū)域的羅時(shí)江、永安江、彌苴河年入湖水量大，輸入的氮磷污染物約占入洱?？偭康?0%左右，這也加大了洱海的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，水質(zhì)開始由富營養(yǎng)化初期階段向富營養(yǎng)化中期轉(zhuǎn)變[20-22]。為保護(hù)洱海水環(huán)境，先后開展了大量人工濕地建設(shè)等生態(tài)工程措施[23-25]，建成于2009 年的羅時(shí)江河口濕地為削減上游面源污染物的最后屏障，在地方職能部門維護(hù)管理下，至今已正常運(yùn)行10 a。本文以該濕地為主要研究對象，通過開展為期1 a 的逐月現(xiàn)場定點(diǎn)監(jiān)測及相關(guān)文獻(xiàn)調(diào)研，探討正常運(yùn)行1、5、10 a 后的洱海北部人工濕地氮截留的長效性及影響因子，研究結(jié)果為流域內(nèi)的濕地設(shè)計(jì)、建設(shè)及管理提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況及研究方法

洱海流域位于瀾滄江、金沙江和元江三大水系分水嶺地帶，流域面積2565 km2，屬亞熱帶季風(fēng)氣候，干濕季節(jié)分明，每年5 月至10 月為降雨期（濕季），11 月至次年4 月為干季。羅時(shí)江為洱海北部重要的入湖河流，全長18.29 km，平均流量1.67 m3·s-1，年均徑流量0.53 億m3，占洱?？倎硭康?.9%[26]。羅時(shí)江流經(jīng)右所、鄧川、上關(guān)3 鎮(zhèn)，流域內(nèi)村落、魚塘和農(nóng)田密布，沿途的生活污水、家畜糞便、農(nóng)田廢水等肆意流入河流，面源污染問題突出。為削減上游河流攜帶的污染物，保護(hù)洱海水環(huán)境，于2009年在洱海北部建成羅時(shí)江河口濕地（100°05′56.41″～100°06′06.37″E，25°56′49.59″～25°57′23.80″N，見圖1），該濕地為典型的表流人工濕地，總占地48.467 hm2，其中水域面積為44.467 hm2。

圖1 羅時(shí)江河口濕地區(qū)位及采樣布點(diǎn)圖Figure 1 Location and sampling points distribution of Luoshijiang estuarine wetland

為探究正常運(yùn)行1、5、10 a 的洱海北部表流人工濕地對不同形態(tài)氮的截留效率，探討洱海流域濕地氮截留的長效性。首先，2018年8月至2019年7月在羅時(shí)江河口濕地逐月開展現(xiàn)場調(diào)研，獲得正常運(yùn)行10 a后濕地氮截留效率數(shù)據(jù)。其次，對照課題組于2014年在羅時(shí)江河口濕地按月調(diào)查成果[27]，獲得其正常運(yùn)行5 a 后濕地氮截留數(shù)據(jù)。由于缺乏羅時(shí)江河口濕地運(yùn)行早期的數(shù)據(jù)，參照李丹等[28]于2017—2018 年在洱海北部生態(tài)塘濕地的研究成果，主要參考數(shù)據(jù)為文獻(xiàn)中編號為S1～S4 的4 個(gè)生態(tài)塘濕地，該濕地位于洱海北部入湖口，于2017 年建成（正常運(yùn)行1 a），距離羅時(shí)江河口濕地出水口約1.5～2.8 km，自然地理?xiàng)l件及進(jìn)水水質(zhì)等與羅時(shí)江河口濕地相近，且同為表流人工濕地，數(shù)據(jù)具有可參考性。

1.2 樣點(diǎn)布設(shè)、樣品采集與分析

根據(jù)植物類型、水流狀況、空間樣點(diǎn)均勻性等布點(diǎn)原則，羅時(shí)江河口濕地共布設(shè)8個(gè)采樣點(diǎn)（圖1），濕地共有2 個(gè)入水口，其中LSJ7 號點(diǎn)為羅時(shí)江入濕地口，是該濕地主要水源，LSJ8 號點(diǎn)為黑泥溝入濕地口，該河道僅有2.8 km長，匯水面積小，除濕季降雨產(chǎn)生少量地表徑流外常年無水進(jìn)入濕地，LSJ1 號點(diǎn)為濕地出水口，濕地出水沿羅時(shí)江河道往南流入洱海。

在2018 年8 月至2019 年7 月期間，根據(jù)GPS 定位，每月中下旬采集羅時(shí)江河口濕地水樣，低溫保存帶回實(shí)驗(yàn)室。2019 年5 月因周邊農(nóng)田取水導(dǎo)致水位急劇下降，LSJ4、LSJ5 和LSJ6 3 個(gè)監(jiān)測點(diǎn)的沉積物裸露，船無法駛?cè)耄虼宋床杉?個(gè)監(jiān)測點(diǎn)的樣品。采樣時(shí)測定水深，并利用哈納HI 98194 便攜式多參數(shù)水質(zhì)分析儀現(xiàn)場同步測定水樣的pH、溶解氧（DO）、水溫（T）、氧化還原電位（Eh）、總?cè)芙夤腆w（TDS）等理化指標(biāo)。水樣TN 采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度計(jì)法測定，NH+4-N 采用納氏試劑分光光度法測定，NO-3-N采用紫外分光光度法測定，COD采用快速消解分光光度法測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理

截留率按公式（1）計(jì)算：

式中：ηi為某污染物i的截留率，%；ρ0i為濕地進(jìn)水中LSJ7某污染物i的濃度，mg·L-1；ρ1i為濕地出水LSJ1中某污染物i的濃度，mg·L-1；i=1，2，3，分別為TN、NH+4-N和NO-N。

文中的數(shù)據(jù)均使用Office 2010 匯總，利用Surfer 15 中的Kriging 插值法繪制等值線圖，柱狀圖運(yùn)用Origin 2018 繪制，分別利用Canoco 5 和SPSS 23 進(jìn)行冗余分析（RDA）和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 羅時(shí)江河口濕地上覆水理化指標(biāo)

調(diào)查期間羅時(shí)江河口濕地水深及理化參數(shù)見表1。除2019年5月外，羅時(shí)江河口濕地常年淹水，平均水深為0.75 m，上覆水pH、DO、Eh 和TDS 的平均值分別為7.17±0.37、3.68±0.15 mg·L-1、108.6±6.5 mV 和542.03±27.06 mg·L-1，受5月份水位下降的影響，上覆水Eh和TDS標(biāo)準(zhǔn)差較大。

表1 羅時(shí)江河口濕地上覆水理化參數(shù)（平均值±標(biāo)準(zhǔn)差）Table 1 Physicochemical parameters of overlying water in Luoshijiang estuarine wetland（Mean±SD）

2.2 羅時(shí)江河口濕地氮時(shí)空分異特征

將8個(gè)監(jiān)測點(diǎn)ρ（TN）、ρ（NH-N）和ρ（NO-N）的干、濕季的平均值分別用Surfer 15軟件的Kriging插值法作圖（圖2）。羅時(shí)江河口濕地濕季ρ（TN）、ρ（NH-N）和ρ（NO-N）分別為1.42±0.97、0.34±0.27、0.17±0.21 mg·L-1，而干季的平均濃度分別為4.01±1.78、0.74±0.25、0.96±0.70 mg·L-1，干季的平均濃度顯著高于濕季（P＜0.05）。干季ρ（TN）為《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）V 類水限值（2.0 mg·L-1）的2 倍，濕季ρ（TN）未超出IV 類水限值（1.5 mg·L-1）。羅時(shí)江濕地氮的干濕季節(jié)顯著差異與流域內(nèi)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)密切相關(guān)，羅時(shí)江流域是區(qū)域內(nèi)重要農(nóng)業(yè)產(chǎn)區(qū)，調(diào)查期間干濕季主要種植大蒜和水稻等農(nóng)作物。王哲等[29]的研究結(jié)果表明，水稻-大蒜種植制度下，由于冬季大蒜種植期間氮肥施用量大，向水環(huán)境排放的氮通量大，有45.4%的氮進(jìn)入水環(huán)境。孫莉等[30]研究結(jié)果證實(shí)水稻-大蒜種植模式下農(nóng)田土壤養(yǎng)分含量高，尤其羅時(shí)江流域內(nèi)上關(guān)-鄧川地區(qū)農(nóng)田土壤的TN含量高、流失量大。此外，盡管濕季的初期雨水會攜帶大量污染物進(jìn)入濕地，但濕季集中了羅時(shí)江流域內(nèi)的主要降水，較大的水量進(jìn)入濕地后稀釋并穩(wěn)定了污染物濃度[31]；而干季降水少，生活污水在濕地入水比例上升，疊加化肥施用量增大及氮流失作用，干季濕地上覆水無機(jī)氮含量顯著升高且波動較大[32-33]。

圖2 干濕季羅時(shí)江河口濕地上覆水氮空間分布（mg·L-1）Figure 2 Spatial distribution of nitrogen（mg·L-1）in the overlying water of Luoshijiang estuarine wetland during wet and dry seasons

羅時(shí)江河口濕地上覆水中不同形態(tài)無機(jī)氮呈現(xiàn)空間異質(zhì)性（圖2）。濕地北部的LSJ7為濕地進(jìn)水口，上游面源污染物隨地表徑流進(jìn)入濕地，該監(jiān)測點(diǎn)干季ρ（TN）最大，平均為5.05 mg·L-1，顯著高于出口處的LSJ1（P＜0.05），而濕季兩個(gè)監(jiān)測點(diǎn)的差異未達(dá)到顯著水平。干季LSJ7 監(jiān)測點(diǎn)的上覆水ρ（NH-N）的平均值為0.88 mg·L-1，高于其余監(jiān)測點(diǎn)，但未達(dá)到顯著水平；而LSJ7 濕季的均值為0.62 mg·L-1，顯著高于LSJ1～LSJ5（P＜0.05）。濕地上覆水ρ（NO-N）干、濕季濃度最大值出現(xiàn)在LSJ7、LSJ4 監(jiān)測點(diǎn)，平均值分別為1.35、0.23 mg·L-1，單因素方差分析結(jié)果顯示，干、濕季各點(diǎn)間ρ（NO-N）差異未達(dá)到顯著水平?？傮w而言，濕地出水口處LSJ1 的無機(jī)氮濃度均低于入口處的LSJ7，表明已穩(wěn)定運(yùn)行10 a的羅時(shí)江河口濕地仍具備一定的氮截留能力。

2.3 不同形態(tài)無機(jī)氮截留的長效性

洱海北部正常運(yùn)行1、5、10 a 后的表流濕地對不同形態(tài)氮全年平均截留效率：η（TN）分別為（40.2±19.6）%、（29.5±14.4）%和（37.30±12.1）%，η（NH-N）分 別 為（41.2±22.9）%、（25.3±16.7）%和（34.60±17.4）%，η（NO-N）分別為（40.9±20.3）%、（26.8±21.6）%和（29.20±15.1）%[27-28]。近10 a 來不同形態(tài)無機(jī)氮的年平均截留效率呈現(xiàn)波動變化，相比運(yùn)行1 a 的表流濕地，運(yùn)行10 a 后濕地的截留效率呈下降趨勢，這是由于濕地沉積物不斷積累的營養(yǎng)鹽和濕地逐漸“老化”所致[35]。而統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果顯示，運(yùn)行1、5、10 a 后不同形態(tài)氮的平均截留效率差異未達(dá)到顯著水平（P＞0.05），表明洱海流域表流濕地在正常運(yùn)行10 a后對TN、NH-N和NO-N去除率的下降趨勢不顯著，依然有較好的截留效果。

羅時(shí)江河口濕地上覆水中無機(jī)氮呈現(xiàn)顯著季節(jié)性差異，不同運(yùn)行時(shí)長的河口濕地對TN、NH-N和NO-N的平均截留效率在干、濕兩季也呈現(xiàn)不同的變化趨勢（圖4）。洱海流域表流濕地在正常運(yùn)行1、5、10 a 后，干季η（TN）、η（NH-N）和η（NO-N）未呈現(xiàn)顯著差異（P＞0.05），表明已正常運(yùn)行10 a 的洱海流域表流濕地在干季仍保持較好的氮截留效果。濕季無機(jī)氮的截留效率隨運(yùn)行時(shí)長呈下降趨勢，統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果顯示η（TN）、η（NH-N）和η（NO-N）差異達(dá)到顯著水平（P＜0.05），表明運(yùn)行10 a的羅時(shí)江河口濕地氮截留效果在濕季顯著降低。干季能保持穩(wěn)定的氮截留與進(jìn)水氮含量高、進(jìn)水量小密切相關(guān)，干季流域內(nèi)大氣降水少、地表徑流小、濕地水力停留時(shí)間長，有利于濕地的氮截留。值得注意的是，盡管干季的截留效率隨運(yùn)行時(shí)長未顯著下降，但運(yùn)行初期表流濕地干季的截留效率遠(yuǎn)低于濕季，且干季濕地上覆水中ρ（TN）、ρ（NH-N）、ρ（NO-N）遠(yuǎn)高于濕季，尤其干季濕地出水中ρ（TN）超出Ⅴ類水限值標(biāo)準(zhǔn)，需進(jìn)一步加強(qiáng)羅時(shí)江流域內(nèi)干季的氮管控，同時(shí)強(qiáng)化干季濕地的氮截留能力。

圖3 正常運(yùn)行10 a后羅時(shí)江河口濕地TN、NH-N和NO-N的截留效率

圖4 洱海北部不同運(yùn)行時(shí)長的河口濕地不同形態(tài)無機(jī)氮截留效率對照Figure 4 The comparison among retention efficiency of inorganic nitrogen with different forms by estuarine wetlands with different operation periods in north Erhai Lake

2.4 濕地?zé)o機(jī)氮截留效率影響因子分析

2.4.1 氮截留效率與環(huán)境因子冗余分析

濕地污染物截留機(jī)理主要包括：沉淀、過濾、揮發(fā)、吸附、植物吸收、微生物降解作用等，這些過程受到水體污染負(fù)荷、溫度、氧化還原條件、運(yùn)行管理方式等因素的直接或間接影響[4，12]?；?018 年8 月至2019年7月期間調(diào)查數(shù)據(jù)，利用Canoco 5進(jìn)行RDA排序（圖5）。ρ（COD）、ρ（NH-N）、COD/TN和T箭頭連線最長，是影響氮截留變化的重要因子。η（TN）、η（NH-N）與ρ（COD）、ρ（NH-N）在同一區(qū)間，箭頭方向一致且夾角較小，表現(xiàn)為正相關(guān)關(guān)系，對η（TN）、η（NH-N）變化起到很好的解釋作用。η（NO-N）與ρ（TN）、ρ（NO-N）、DO 之間箭頭方向一致且夾角較小，表現(xiàn)為正相關(guān)關(guān)系，而η（NO-N）與T、COD/TN 因子之間箭頭相反，表現(xiàn)為負(fù)相關(guān)關(guān)系。

圖5 濕地氮截留效率與環(huán)境因子冗余分析Figure 5 Redundancy analysis（RDA）of nitrogen retention efficiency and environmental factors of estuarine wetlands in Erhai watershed

2.4.2 氮截留效率與環(huán)境因子相關(guān)性分析

為進(jìn)一步驗(yàn)證影響羅時(shí)江河口濕地氮截留的環(huán)境因子，基于Pearson 相關(guān)性分析分析了η（TN）、η（NH-N）、η（NO-N）與ρ（TN）、ρ（NH-N）、ρ（NO-N）、ρ（COD）、COD/TN、pH、DO、Eh、T、TDS 的相關(guān)性，結(jié)果見表2。

表2 無機(jī)氮截留效率與氮輸入及其他理化參數(shù)相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis of inorganic nitrogen retention efficiency with nitrogen input and other physicochemical parameters

羅時(shí)江河口濕地η（TN）與η（NH-N）、η（NO-N）顯著正相關(guān)（P＜0.01，P＜0.05），表明NH-N 和NO3--N的去除均有利于TN 的截留。η（TN）與ρ（NH-N）呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），說明上覆水NH-N含量增加有利于TN 的去除，而η（TN）與ρ（NO-N）呈正相關(guān)，但未達(dá)到顯著水平（P＞0.05），表明ρ（NO-N）增加并未顯著提高η（TN）。濕地中NH-N 主要通過植物吸收、硝化、厭氧氨氧化、揮發(fā)等過程被去除，羅時(shí)江河口濕地上覆水DO、Eh 和pH 平均值分別為3.68 mg·L-1、108.6 mV和7.17，為氧化環(huán)境，硝化作用比反硝化和揮發(fā)作用等強(qiáng)烈，上覆水中NH-N 通過硝化作用轉(zhuǎn)化為NO-N，而反硝化過程受到一定程度抑制，使得ρ（NO-N）升高，上覆水ρ（NO-N）與DO 呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。

除氧化還原條件外，COD/TN 是影響硝化、反硝化過程的重要因子，影響著濕地硝化、反硝化過程碳源供給[13，36-38]。由表2 可知，羅時(shí)江河口濕地上覆水η（NH-N）與COD/TN呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），表明進(jìn)水高COD/TN 增強(qiáng)了濕地氮硝化作用，促進(jìn)NH-N轉(zhuǎn)化為NO-N。而η（NO-N）與COD/TN為弱負(fù)相關(guān)，且ρ（NO-N）與COD/TN為極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），表明羅時(shí)江河口濕地進(jìn)水高COD/TN 未促進(jìn)反硝化作用。

溫度是影響濕地氮截留的重要因子，溫度在16.5～32 ℃時(shí)有利于硝化過程的進(jìn)行[5，37]。研究表明溫度在15～20 ℃時(shí)，實(shí)驗(yàn)裝置η（TN）可高達(dá)91%，而在3～6 ℃時(shí)僅為18%[37]。羅時(shí)江濕地干、濕季平均水溫分別為14.16±3.78 ℃和22.90±2.91 ℃，濕季較高水溫使得η（NH-N）高于干季，而η（NO-N）干季顯著高于濕季（P＜0.05），且ρ（NO-N）與水溫呈極顯著負(fù)相關(guān)（表2），表明濕季較高水溫有利于羅時(shí)江濕地上覆水中NH-N向NO-N轉(zhuǎn)化，促進(jìn)了硝化過程。

綜上，盡管羅時(shí)江河口濕地上覆水中η（TN）、η（NH-N）、η（NO-N）與DO、Eh 和pH 等因子未呈現(xiàn)顯著相關(guān)性（表2），但上覆水中DO、Eh、COD/TN 和T均有利于濕地氮的硝化過程，不利于反硝化過程，從而限制TN的截留，成為濕地氮去除的制約環(huán)節(jié)，后續(xù)濕地恢復(fù)、建設(shè)及管理中應(yīng)重點(diǎn)優(yōu)化濕地中的反硝化過程，以提升氮截留效果。

3 結(jié)論

（1）羅時(shí)江河口濕地上覆水無機(jī)氮濃度呈現(xiàn)顯著干、濕季節(jié)分異，干季顯著大于濕季，因此需加強(qiáng)該流域干季的氮管控。濕地入水口無機(jī)氮濃度高于出水口，表明正常運(yùn)行10 a后的羅時(shí)江河口濕地對無機(jī)氮仍有一定的截留能力。

（2）洱海北部正常運(yùn)行1、5、10 a后的表流濕地對不同形態(tài)氮的平均截留效率呈下降趨勢，但差異未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。洱海北部不同運(yùn)行時(shí)長的河口濕地氮截留隨時(shí)間變化規(guī)律呈現(xiàn)干、濕季節(jié)分異，正常運(yùn)行1、5、10 a 后的表流濕地?zé)o機(jī)氮截留效率在干季未顯著下降（P＞0.05）；而濕季無機(jī)氮的截留效率呈下降趨勢，η（TN）和η（NO-N）的下降趨勢尤為顯著（P＜0.05）。

（3）冗余分析及Pearson 相關(guān)性分析結(jié)果顯示，濕地上覆水中DO、Eh、T和COD/TN 是影響無機(jī)氮截留的重要影響因子，有利于氮的硝化過程，但抑制反硝化過程，后續(xù)濕地設(shè)計(jì)、建設(shè)及管理中應(yīng)重點(diǎn)強(qiáng)化反硝化過程，以提升氮截留效果。

致謝：

感謝大理市洱海保護(hù)管理局羅時(shí)江河口濕地管理處對現(xiàn)場調(diào)查采樣提供支持與幫助。