从20世纪下半叶开始, 河流、湖泊的富营养化问题引起国内外的普遍关注^[1]。问题根源主要在于氮、磷等污染物的外源排入与内源释放^[2-3]。过量的氮、磷排入水体, 会导致严重的生态问题, 如蓝藻爆发、溶氧降低、鱼类死亡以及生物栖息地退化等。太湖是我国第三大淡水湖, 也面临着较为严重的水体富营养化问题^[3]。太湖流域面积为3.69×10⁴ km², 其中江苏省境内的流域面积为1.92×10⁴ km², 约占总面积的52%。太湖入湖河道是污染物迁移交换的主要途径, 对于太湖主要入湖河道及周边环境的整治是太湖治理的核心任务之一。太滆运河是太湖上游需要重点整治的主要入湖河道之一, 其支浜众多, 水文条件复杂, 人口与产业密集, 环境治理压力较大^[4]。本文中试验河道新运小桥浜为太滆运河中污染程度较高的一条支浜, 选用适宜的原位修复措施对该支浜进行强化净化, 对于改善太滆运河水质以及缓解太湖富营养化压力具有积极的意义。

湿生植物生态浮床主要通过湿生植物的吸收、植物根系的吸附拦截、协同根际及水体微生物的降解, 达成有效脱除水体氮、磷的作用^[5-6]。作为一种水环境修复技术, 生态浮床具有可移动、原位处理、无需动力、不额外占用土地等优势。目前, 该技术已被广泛推广用于生活污水、农业废水及城市雨水等污染水体治理工作中。本试验选择铜钱草、梭鱼草和千屈菜作为浮床植物, 在新运小桥浜运农桥段开展生态浮床原位净化试验, 分析组合生态浮床的原位修复与强化净化效果, 以期为农村集中居住区支浜水体改善提供技术选择与数据支撑。

试验河道为新运小桥浜, 位于江苏省常州市武进区前黄镇运村, 水流流向自北向南, 河水水面流速为0.6~1.2 m·s^-1, 水深为2.0~2.5 m, 水面宽度为8.0~10.0 m, 其污染源较为复杂, 东侧主要接纳农场村分散农田排水, 西侧主要接纳运村村集中居住区地表径流及极少量小型工厂排水, 支浜水质为劣Ⅴ类。试验河段位于新运小桥浜运农桥(31°33′52.97″N, 119°58′48.18″E)北180 m范围内。

选择3种植物(铜钱草、梭鱼草和千屈菜)作为试验植物, 其具有耐污能力强、生长速率高、生物量大、氮磷富集能力强以及抗逆性等特点^[7-9]。其中, 铜钱草(Hydrocotyle chinensis)为多年生匍匐草本; 梭鱼草(Pontederia cordata L.)为多年生挺水或湿生草本植物; 千屈菜(Lythrum salicaria L.), 生于河岸、湖畔、溪沟边和潮湿草地, 多年生草本。试验植物均来自温室土培苗, 选取长势基本一致的植物苗移栽到生态浮床上。浮床设施分为2种, 一种采用PVC管与尼龙网制作而成, 用于种养漂浮植物铜钱草; 另一种采用螺钉连接PVC带孔浮板以及浮篮制成(图 1-A), 用于种养挺水植物梭鱼草和千屈菜。单组浮床面积为10.0 m×2.0 m, 共9组, 每种植物设置3组浮床, 具体植物分布位置见图 1-B。

	图 1 试验浮床设计示意图及河段生态浮床布局图 Fig. 1 Layout of design sketch of floating bed in experimental reach and ecological floating bed Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ分别代表上游到下游的采样位点。下同。 Ⅰ, Ⅱ, Ⅲ, Ⅳ, Ⅴ indicate the site of sample from upstream to downstream, respectively. The same as follows.
图选项

试验设计由3种植物构成生态浮床, 每3个浮床(2 m×10 m)种植同一种植物, 采样点从上游到下游依次设为Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ 5个位点, 其中Ⅰ和Ⅴ分别位于上游和下游支浜中间, 距最近的浮床间隔20 m, 其他位点分别取不同植物浮床下的中间点混合水为采样点(图 1)。浮床系统从下游到上游依次是3组千屈菜生态浮床、3组梭鱼草生态浮床、3组铜钱草生态浮床, 由单个浮床相互串、并联组成, 并用绳索固定在河道两岸。

试验时间为2018年8月8日至10月25日, 周期为75 d, 每15 d定期对河道采样点进行水质测定。试验水样采自于离水面10 cm深处, 测定水样的固体悬浮物(SS)、碱度(pH)、溶解氧(DO)、氨氮(NH₄⁺-N)、硝态氮(NO₃^--N)、亚硝态氮(NO₂^--N)、总氮(TN)、磷酸根(PO₄^3--P)、总磷(TP)、化学需氧量(COD)、电导率(EC)、叶绿素a(Chla)。同时, 种植浮床植物前随机选取3种植株各5株, 分别测定植物鲜、干质量及氮、磷含量。

植物干质量计算公式:。式中:Q_d为单位面积的植株干质量(g·m^-2); Q_f为单位面积的植株鲜质量(kg·m^-2); C_d为植株干物质含量(%)。

参照水和废水监测分析方法^[10]测定取样水质理化指标。各污染物的沿程去除率(C, %)的计算公式:。式中:C₁为位点Ⅰ的污染物浓度(mg·L^-1); C₅为位点Ⅴ的污染物浓度(mg·L^-1)。

水生植物氮、磷含量测定方法参照文献[11]。; 。式中:A_N和A_P分别为单位面积的植株氮、磷含量(g·m^-2); Q_d为单位面积的植株干质量(g·m^-2); C_N为植株干物质中全氮含量(%); C_p为植株干物质中全磷含量(%)。

试验数据使用SPSS 17.0软件进行统计分析, 并使用单因素分析中的最小显著差数法进行多重比较(P < 0.05)。

从图 2-A可知:试验初期各位点水体的EC为521~525 μs·cm^-1, 无显著差异(P>0.05);试验15 d时, 与上游位点Ⅰ相比, 下游位点Ⅴ的EC降低3.91%, 并随试验时间的延长, 支浜水体EC逐渐下降; 在处理后期, 整段河流的EC呈回升趋势(P < 0.05), 这可能与下雨等因素造成的支浜水体往复流动有关; 但在试验75 d, 下游位点Ⅴ比上游位点Ⅰ明显下降7.3%。从图 2-B可见:试验期间河水pH值无显著变化(P>0.05), 维持在7.0~7.8, 随试验时间增加, pH值略有降低。在试验0~30 d各位点pH值无显著差异(P>0.05);试验45 d时, 与上游位点Ⅱ相比, 下游位点Ⅴ水体pH值降低5.2%。试验初期, 支浜上游水体DO含量显著高于下游(P < 0.05), 试验15 d时不同位点的DO含量无显著差异, 这可能与植物生长处于适应期以及外界因素(河流速度与附近外排污水量)有关。在试验45 d时, 与上游位点Ⅰ相比, 下游位点Ⅴ水体DO含量增加36.9%;随处理时间的增加, 该河段水体DO含量逐渐增加(图 2-C)。这可能是因为植物利用植株通气组织将光合作用产生的氧气向根部运输, 从而有效提高根系附近水体DO含量^[12]。

	图 2 电导率(A)、pH值(B)和溶解氧含量(C)的动态变化 Fig. 2 Dynamic changes of conductivity(EC)(A), pH value(B)and dissolved oxygen(DO)(C)content 不同小写字母表示各采样点间差异显著(P < 0.05)。下同。 The different lowercase letters indicate significant differences among treatments(P < 0.05).The same as follows.
图选项

由图 3-A可知:在处理中期(即30 d)硝态氮(NO₃^--N)含量明显低于处理15和45 d, 并且在处理45 d时下游低于上游13.1%, 但差异不显著(P>0.05)。从图 3-B可见:在处理30 d时, 各个位点亚硝态氮(NO₂^--N)含量在整个处理阶段达到最高值, 其下游位点Ⅴ比上游位点Ⅰ显著升高14.1%(P < 0.05), 可能是由于水体硝化细菌以及植物根系微生物协同作用, 将NH₄⁺-N转化为更多的NO₂^--N。并且, 随处理时间的增加, NO₃^--N和NO₂^--N含量均呈下降趋势。在厌氧条件下, 反硝化细菌通过NO₃^--N将其反硝化为N₂, 最终实现水体除氮的目的^[13]。氨氮(NH₄⁺-N)含量在试验开始比较低, 随处理时间的增加且温度也逐渐上升, NH₄⁺-N含量也呈上升趋势。在处理60 d时, 上游位点含量显著低于下游位点, 而在处理75 d时结果却相反, 可能由于支浜区域在梅雨季节持续强降雨以及温度、外源污水排入量等因素影响不同水生植物根系周围的硝化细菌的生长状况(图 3-C)。由于植物在试验初始并未表现出不适应, 各个位点总氮(TN)含量差异不显著(图 3-D)。从处理15 d开始下游位点TN含量比上游位点低, 河水TN含量呈下降趋势; 并且在处理45 d下游位点Ⅴ显著比上游位点Ⅰ下降29.7%(P < 0.05), 随时间的推移最后趋于平稳。水生植物经过前期的恢复, 8—9月环境适宜且生长旺盛, 能够高效吸收及富集水体氮、磷, 且硝化、反硝化、脱氮作用也增强^[14]; 试验后期气温开始下降, 植物生长进入衰退期, 生态浮床原位修复河水上、中、下游各个位点的TN含量差异不显著(P>0.05), 但下游位点TN含量明显低于上游位点, 说明植物虽处于衰退期, 但其水体根系微生物还在进一步降解TN。

	图 3 硝态氮(A)、亚硝态氮(B)、氨氮(C)、总氮(D)含量的动态变化 Fig. 3 Dynamic changes of nitrate nitrogen(NO3--N)(A), nitrite nitrogen(NO2--N)(B), ammonia nitrogen(NH4+-N)(C)and total nitrogen(TN)(D)content
图选项

从图 4可知:在处理初期磷酸根(PO₄^3--P)含量和TP含量均较低, 河道上、中、下游的位点含量无显著差异(P>0.05), 其中PO₄^3--P含量为0.01~0.05 mg·L^-1, TP含量为0.18~1.30 mg·L^-1。随处理时间的增加, PO₄^3--P和TP含量均呈先上升后下降的趋势; 在处理45 d时, PO₄^3--P和TP含量在整个周期达到最高值, 但各个位点之间差异不显著(P>0.05), 可能是受到河段附近分散的农田灌溉排水及小型工厂排污的影响。与试验前期水质数据相比, 河段水体PO₄^3--P和TP含量显著降低(P < 0.05);对比不同位点水质数据发现, 处理60 d时, 下游位点Ⅴ水体TP含量显著低于上游位点Ⅰ(P < 0.05), 降低30.73%。

	图 4 磷酸根(A)和总磷(B)含量的动态变化 Fig. 4 Dynamic changes of phosphate group(PO43--P)(A)and total phosphorus(TP)(B)content
图选项

从图 5可知:试验初期, 上游Chla含量显著高于下游(P < 0.05), 说明上游水体浮游植物生物量较大。试验15 d后, 支浜水体Chla含量明显降低, 且下游Chla含量显著低于上游(P < 0.05), 但在处理45 d上游Ⅱ位点高于Ⅰ位点(P>0.05), 可能是由于暴雨季节造成的支浜水流涡旋将浮游藻类拦截在种养区内, 从而引起局部水体Chla含量升高。总体而言, 下游的Chla含量低于上游。河段Chla含量随时间增加而降低, 表明水生植物生长到一定程度遏制了浮游植物的过量繁殖。试验期间, 与上游位点Ⅰ的水质数据相比, 6个处理时间下游位点V的COD显著降低(P < 0.05), 分别降低36.8%、75.0%、59.0%、47.6%、56.4%和49.1%(图 5-B), 表明3种植物组合浮床能有效降解支浜水体有机物。整个试验周期SS含量呈先上升后下降趋势, 在处理45 d左右天气降雨频繁, 造成河水倒流以及流速加大河水泥沙量增加, 因此SS含量上升。于60和75 d时Ⅴ位点SS含量比Ⅰ位点分别显著下降32.60%和75.00%(图 5-C)。这可能是由于植物根系能够有效拦截滞留水体悬浮物, 并且植物浮床减缓了水流速度, 增强悬浮物的沉降作用, 从而降低下游SS含量。

	图 5 叶绿素a(A)、化学需氧量(B)和固体悬浮物(C)含量的动态变化 Fig. 5 Dynamic changes of chlorophyll a(Chla)(A), chemical oxygen demand(COD)(B) and solid suspended matter(SS)(C)contents
图选项

从表 1可知:铜钱草的初始鲜质量为2.74 kg·m^-2, 结束时为3.78 kg·m^-2, 增加1.04 kg·m^-2, TN、TP含量分别增加27.26和1.87 g·m^-2。采收铜钱草后计算可知:铜钱草在生长75 d后带走水体TN、TP分别为1.64和0.11 kg, 即对水体氮、磷的去除速率为0.36和0.04 g·m^-2·d^-1。梭鱼草初始(每盆种3~4株)鲜质量为2.48 kg·m^-2, 结束时增加13.20 kg·m^-2, TN、TP含量分别增加192.01和17.81 g·m^-2, 梭鱼草去除水体TN、TP分别为11.52和1.07 kg, 即对水体氮、磷的去除速率分别为2.56和0.07 g·m^-2·d^-1。千屈菜初始鲜质量为3.50 kg·m^-2, 每盆种植10~15株, 结束时干质量增加1 339.68 g·m^-2, 含水率减少1.21%, 原因是试验后期植物生理机制衰退, 含水量下降; 但TN、TP含量分别增加82.23和10.92 g·m^-2, 千屈菜在75 d试验周期可以带走水体TN、TP分别为4.93和0.65 kg, 即对水体氮和磷的去除速率分别为2.56和0.07 g·m^-2·d^-1。这3种水生植物对水体TN、TP去除效果由强到弱依次是梭鱼草、千屈菜、铜钱草。

在本试验中, 3组不同水生植物对支浜水体COD、NH₄⁺-N、TN和TP等指标均表现出良好的去除效果。试验末期, 支浜水体中SS、NH₄⁺-N、COD、DO、Chla、TN和TP含量明显下降, 透明度明显增加, 支浜水质明显提升。在3种试验植物中, 梭鱼草和千屈菜的根系较为繁茂, 铜钱草的根系相对稀疏。水生植物发达的根系不仅有助于拦截吸附水体悬浮物, 也可为微生物提供栖息繁殖场所, 并通过植株通气组织向水体输送及释放氧气, 在根际周围形成“好氧-厌氧-缺氧”的微环境, 有利于提高微生物丰富度、种类和数量, 促进植物与微生物的协同作用, 有效改善支浜水质^[15]。试验结果也显示:支浜水体SS含量沿水流方向逐渐下降, 表明浮床植物根系的增长能够有效拦截水体固体悬浮物, 使水体SS含量降低。试验初期, 支浜水体DO含量相对较低, 浮床植物种养15 d后, 支浜水体DO含量显著升高至6.08 mg·L^-1。试验开始于2018年8月, 当地气温及温度较高, 水体层化作用明显, 溶氧垂直交换受阻, 且支浜底质分解消耗水体氧气, 使试验开始时DO含量较低; 9月后, 随气温及水温逐渐降低, 水体层化作用被打破, 支浜水体DO含量逐步回升^[16-17]; 另外, 在水生植物生长过程中, 其植株体内的输氧过程也在发挥作用^[18-19]。

不同类型的水生植物对支浜水体氮、磷的去除能力存在一定的差异。研究表明, 浮床植物种类、浮床覆盖面积及季节温度等因素均可直接影响浮床净化效果^[20-21]。杨洪云等^[22]研究发现, 千屈菜对水体NH₄⁺-N的去除率达95%, 对TP的去除率达86%, 对COD的去除率仅为19.8%。在静态水培试验中梭鱼草对NH₄⁺-N的去除率达74%^[23]; 梭鱼草对污水中氮、磷的去除能力优于千屈菜^[24]。本试验结果与上述结论类似, 3种浮床植物对支浜流水中氮、磷污染物的去除能力从高到低依次为:梭鱼草、千屈菜、铜钱草。浮床植物的吸收作用对于水体TP消减的影响主要取决于种养面积与采收生物量^[25]。本试验中, 组合生态浮床对支浜水体TN、TP和COD的总去除率分别为7.73%~29.7%、5.76%~30.73%和36.8%~75.0%。其原因在于本试验为野外工程运行试验, 浮床面积较小, 仅占支浜试验河段面积的12.0%(取支浜宽度10.0 m计算), 并且支浜水体不断流动, 外源污染物持续排入, 使总去除率低于其他模拟试验结果。植物根系及水中微生物群落对于支浜水体有机污染物的去除存在显著影响^[26]。千屈菜和梭鱼草具有较为发达的根系, 可为微生物生长繁殖提供栖息常所, 有效增加微生物细菌密度、多样性与质量^[27]; 从而提高支浜水体有机物质的去除效果^[28]。水生植物的生物量能够直接影响植物对支浜水体氮、磷的吸收能力^[29]。对比支浜不同采样位点的水体氮、磷及有机物含量发现, 与上游Ⅰ位点相比, 支浜下游Ⅳ、Ⅴ位点的水体污染物含量明显降低, 沿程支浜水质得到改善。

本研究中, 梭鱼草和千屈菜的氮、磷吸收量较大, 对支浜水体氮、磷的净化效果较好, 铜钱草次之, 可能是因为挺水植物梭鱼草和千屈菜的生物量较大, 氮、磷吸收能力较强。因此, 在利用生态浮床净化支浜水体时, 需选择生物量较大、根系发达、生长周期长的浮床植物作为主导品种, 可产生较好的水质提升效果。若生态浮床需长期使用, 应优化种植方式, 如增加套网等。本试验后期, 铜钱草生长到围栏之外, 甚至部分沉入水底, 需人工打捞, 并在合适的时间对浮床植物进行刈割处理, 有助于促进浮床植物的生长, 从而增加植物对水体氮、磷的吸收量^[30]。

本试验受地表径流排水口的影响, 利用梭鱼草、千屈菜和铜钱草构建组合生态浮床, 对支浜水体TN、TP和COD的沿程最高去除率分别为29.7%、30.73%和75.0%。本试验为野外工程试验, 由于外源污水的持续汇入, 水体氮、磷含量去除率相对较低。但植物根系的拦截作用及根系微生物的降解作用, 使支浜水体有机物含量显著降低; 植物的光合作用及植物根系的泌氧作用, 能够有效提高支浜水体的DO含量, 有利于鱼类等水生动物的生存。