生态塘-潜表流复合人工湿地对抚仙湖入湖河流水质净化效应及途径

苏孟白，王克勤*，宋娅丽*，胡 淳，王帅兵，赵昌彬

1. 西南林业大学生态与环境学院，云南 昆明 650224

2. 云南经贸外事职业学院，云南 昆明 650224

3. 玉溪师范学院，云南 玉溪 653100

4. 云阳县国有四十八槽林场，重庆 云阳 404500

临湖流域作为典型的临界源区(CSA)[1]，其所在流域水生态安全与受纳水体非点源(NPS)污染水平存在复杂的交互作用[2]. 人工湿地(constructed wetland，CW)是通过模拟天然湿地(natural wetland，NW)中生物生态过程和非生物物质能量流动[3]，由土壤(基质)-微生物-水体-植物连续体等组成的自适应人工生态系统[4]. 人工湿地技术对处理水体富营养化及水生态系统恢复的有效性已被证实[5]. 人工湿地系统建设及管理成本低、维护简单，且具有良好的生态效应、景观美化等附加价值，目前被广泛运用于小流域清洁治理和湖泊生态修复中[6].

迄今，国内外学者对不同水流运动模式和组合工艺的人工湿地水质净化机理方面相关的研究较为丰富，其中水平流/垂直流或复合工艺人工湿地净化效用的探讨已从对水质特征的描述[7]深入到系统的优化运行和去污动力学模型[8]的研究中. 例如，Wang 等[9]在利用复合氧化池对人工湿地二级出水的处理研究中得到曝气强度为3∶1，水力停留时间(HRT)为2 d时系统运行最优；付国楷等[10]利用反应动力学模型得出水平流、潜流和组合流的污水处理效率均随水力负荷增大而降低，单位面积污染物去除量随着负荷提高而趋于定值；Dalsgaard 等[11]营造的类溪流人工湿地模式用于水产养殖废水处理的研究中，发现新模式对硝酸盐的去除仍然需要碳介导且系统仅可处理低负荷的溶解态氨和磷.

有关人工湿地植物的筛选，唐炳然等[12]基于文献检索分析法分析了国内465 个人工湿地植物组合，得出香蒲(Typha orientalis)、芦苇(Phragmites australis)、美人蕉(Canna indica)、鸢尾(Iris gevmanica)和菖蒲(Acorus calamus)为我国人工湿地主要功能物种. 但因地域性和配置路线差异导致净化效果不同，如董怡华等[13]通过室内试验模拟人工湿地不同植物组合，认为菖蒲（Acorus calamus）+泽泻(Alisma plantagoaquatica)+千屈菜(Lyth rum salicaria)的植物组合对化学需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)、全磷(TP) 的去除效果最好，可分别达98.06%、998.88% 和96.69%；Lombard 等[14]在法国垂直流人工湿地100 种替代植物中筛选出蝎尾蕉属(HeliconiaL.) 和莎草属(CyperusL.)，认为其对面源污染物胁迫和水-缺氧胁迫具有良好的适应性. 在人工湿地工艺流程方面，曹大伟等[15]利用垂直流-水平潜流人工湿地-氧化塘组合工艺，得出垂直流人工湿地对CODCr和BOD5的去除率(58.28% 和59.53%) 较优，而氧化塘对TP 有较高的去除率(49.90%)；贾树胜等[16]在垂直-水平流复合人工湿地水质净化效率研究中得出此系统对NH4+-N、TN、TP、CODCr的去除率分别可达82.5%、84.0%、61.0%和67.9%.

综上，目前的研究多集中于利用室内模拟手段在小尺度上有目的地筛选人工湿地基质和功能物种，但针对实际运用于临湖流域尺度上人工湿地对非点源污染水质净化效应的研究较少；从研究区域看，研究多集中于东部[17]和东北平原等[18]，高原人工湿地多集中于滇池、洱海和青海湖[19]，而针对抚仙湖入湖及临湖流域水质净化的人工湿地研究有限；从人工湿地工艺看，研究多集中于单一潜流或表流湿地[20]、多级潜流或表流人工湿地复合[21]和稳定塘-潜/表流湿地复合[22]，但对于将生态塘、潜流和表流三者复合至同一人工湿地并配置不同植物种类对于水质净化的研究还较少.

抚仙湖作为我国重要生态屏障，辐射珠江和西南区域，同时也是我国一级战略水资源储备库，其水环境生态安全及生态服务价值功能具有战略意义[23]. 因此，本研究以抚仙湖一级支流尖山河其流域出口处的生态塘-潜表流串联复合人工湿地为研究对象，在一年的净化周期内人工湿地系统中各单元对入湖水质的净化效应及途径开展研究. 通过本研究，探明生态塘-潜表流复合人工湿地内各流段水质净化机理耦合关系，以期研究此模式在临湖流域水质净化、小流域面源污染治理和高原湖泊生态保护中的效用，并为研究复合人工湿地在保护和治理湖泊及干支流流域水生态环境方面提供科学依据.

1 研究区概况及研究方法

1.1 研究区概况

研究区位于云南省中部澄江市尖山河流域(24°32′00″N～24°37′38″N、102°47′21″E～102°52′02″E)，属珠江南北盘江上游岩溶区域. 流域面积35.42 km2，相对高差625.4 m(分水岭最高点至卡口)，海拔1 722.0～2 347.4 m，多年平均降雨量1 050 mm，2020 年11 月-2021 年10 月降雨量为746.4 mm，多年平均洪峰流量为36 m3/s，年均蒸发量为900 mm. 气候属亚热带高原季风型气候，全年分干湿两季且两季分明，雨季为每年5 月下旬至10 月下旬，旱季为11 月上旬至翌年5 月中旬，两季降雨量分别占年降雨量的75%和25%. 流域内的土壤主要为红紫泥土和红壤.

研究区复合人工湿地建于2015 年，上接尖山河流域卡口，与主河道平行布置，下距抚仙湖入湖口1.2 km 处，系统工艺流程如图1 所示. 人工湿地为退耕还湿湿地，表流湿地和潜流湿地根系生长区填料为原状农田土，潜流湿地最下部排水层和透水层分别以平均粒径3～8 cm 和8～15 cm 的砾石填充. 系统由1～3 级生物沉砂塘、1～5 级带状潜流湿地、1～4 级表流湿地、溢流池、入湖河道、河道泄洪口、农用排灌沟渠、管理房、管理通道和周边水保苗木种植区等设施组成. 系统水流方向沿高程依次通过各区后溢流排出. 自运行后，每年11 月枯水期对人工湿地植物进行年周期刈割，其后对生物沉砂塘进行清淤，以保证下一年的水质净化任务完成.

图1 潜流-表面流串联人工湿地模式及采样点-样方(1 m×1 m)设置示意Fig.1 Submerged-surface flow tandem artificial wetland model and sampling point-sample (1 m×1 m)setup schematic diagram

1.2 样品的采集与测定

1.2.1 采样方法

本研究中人工湿地构筑物总面积6 784 m2，净化区占地面积4 243 m2，丰水期日处理规模5.30×104m3.于2020 年11 月15 日在研究区内3 级生物沉砂塘、4 级人工湿地和溢流池各选取3 个径流和悬移质泥沙采样点. 待沉砂生物塘完成淤泥清理和植物全面刈割后，在各级潜-表流串联植物净化区按照“S”型六点采样法设置24 个1 m × 1 m 样方，并在每个样方周围设置副样方. 全面刈割结束(第0 周)后即刻确定样地并收集土壤和植物作为本底基础数据，系统各单元设计参数及植物配置如表1 所示.

表1 人工湿地各处理单元设计参数及植物配置Table 1 Design parameters and vegetation configuration of each treatment unit of constructed wetland

由于云南雨旱两季降水量差异较大，刈割后冬季人工湿地属于干涸状态，春季进水流量小导致各级生态塘-潜/表流塘间水体无流动性. 故选择雨季(夏秋两季)即5-10 月进行野外驻点观测，观测时段内6 次典型降雨特征如表2 所示. 流域内降雨发生后于洪峰结束时待人工湿地稳定运行，在采样点及上下级分区溢流口/排水口采集径流样品；分别于2021 年1 月、3 月、5 月、9 月和11 月(植物萌蘖后第8、16、24、32 和40 周)的15 日采用土钻在每个采样点采集深度为0～10 cm 土壤基质样品两份(生物沉砂塘为淤积物)；同时收集样方中和潜流湿地带内的4 种湿地植物样品(香蒲、再力花、旱伞草和美人蕉)，每个采样点各取生长状况良好的一株全株，每级湿地和每个功能区分别采集各植株6 株和2～3 株. 以上样品采集均在对人工湿地运行扰动最小的原则下进行.

表2 流域6 场典型性降雨特征Table 2 Typical rainfall characteristics of 6 fields in the basin

1.2.2 测定方法

在生物沉砂塘各级径流采样点分别使用便携式污泥浓度分析仪(ROYCE-711，美国ROYCE 公司)测定悬移质泥沙含量. 在每级和每分区径流采样点取500 mL 径流样品转入标准容器，在24 h 内过滤后测定总氮(TN)、铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)、总磷(TP)、磷酸根(PO43--P) 浓度. 径流水质指标参照GB 3838-2002《地表水环境质量标准》，其中TN浓度采用过硫酸钾(K2S2O2)氧化-紫外分光光度法测定；NO3--N 浓度采用酚二磺酸分光光度法测定；NH4+-N浓度采用纳氏试剂比色法测定；TP 和PO43--P 浓度采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定；CODCr浓度的测定先在HACH-COD 加热器中消解，冷却后采用COD 分析仪(HACH-2010，美国HACH 公司)检测.

土壤样品经自然风干，去除砾石、根系等杂质后，研磨过100 目(0.150 mm)筛用于元素测定. 植物样品生物量采用收获法(1 m2)获得，测定株高和不同器官长度，将根、茎、叶称鲜重后带回实验室，于65 ℃烘箱烘干至恒质量，过100 目筛后用于元素测定. 土壤和植物碳、氮含量分别采用重铬酸钾-外加热硫酸氧化法及全自动定氮仪(Kjeltec-9，丹麦FOSS 公司)测定；土壤磷含量采用钼锑抗比色法测定；植物磷含量采用电感耦合等离子光谱发生仪(ICP-OES-5110，美国Agilent 公司)测定.

系统中各功能分区污染物去除率(ƞ)采用式(1)计算：

式中：C为不同功能区污染物的浓度，mg/L；n为人工湿地系统分区，n=1,2,···,N.

系统中各功能区植物元素积累量(P)采用式(2)计算：

式中：Cp为湿地植物不同器官元素含量，g/kg；B为植物全株或器官生物量，g/株；x为人工湿地植物(1 表示东方香蒲，2 表示再力花，3 表示旱伞草，4 表示美人蕉).

系统中各功能区植物元素富集系数(BCF)采用式(3)计算：

式中，Cs为植物对应土壤的元素含量，g/kg.

系统中各功能区植物元素迁移系数(BTF)采用式(4)计算：

式中，C为湿地植物不同器官元素含量(R 表示根，ST 表示茎，L 表示叶)，g/kg.

系统基质总氮或总磷富集速率(Vs) 采用式(5)计算：

式中：Cs0和Cs1分别为实验始末基质总氮或总磷含量，g/kg；Ms系统基质质量，kg；A为复合人工湿地面积，m2；T为实验运行时间，d.

系统植物总氮或总磷富集速率(Vp)用式(6)计算：

式中：Cpx0和Cpx1分别为实验始末植物总氮或总磷含量，g/kg；Mpx0和Mpx1分别为实验始末植物干质量，g.

1.3 数据处理

采用Excel 2016 和Origin 8.0 软件进行绘图，采用SPSS 25.0 软件进行数据处理. 采用单因素方差分析(One-way ANOVA)进行差异性分析，检验不同分区进出水质、土壤和植物元素含量和分区贡献差异，数据显著水平为极显著(P＜0.01)和显著(P＜0.05).

2 结果与分析

2.1 复合人工湿地系统下悬移质泥沙净化效应

悬移质泥沙(suspended sediment，SS) 是面源污染物耦合的关键场所及载体，也是人工湿地植物对过剩营养盐吸收同化作用的关键影响因素[24]. 6 次典型降雨后流域逐日输出(卡口)悬移质泥沙浓度分别为1.42、1.98、2.25、3.42、4.36 和1.67 g/L(见图2)，平均浓度为2.52 g/L. 经过生物沉砂池后其浓度逐级降低，6 次典型降雨后通过C①、C②和C③的悬移质泥沙平均削减率分别为55.00%、45.68%和27.75%，表现为C①＞C②＞C③. 通过三级生物沉砂塘后进入人工湿地区的悬移质泥沙已被全部沉淀，清淤后3 级塘淤积较少(0.5～1.1 cm)，一年后C①～③淤积厚度分别增加了23.16、19.38 和25.4 倍. 进入雨季后新增淤积厚度显著高于旱季，其中C①～③新增淤积厚度最大值分别在7-9 月、3-5 月和7-9 月.

2.2 复合人工湿地不同单元面源污染净化效应

2.2.1 各形态氮污染物净化效应

由图3 可见，6 次降雨中由卡口入湿的TN 浓度分别为14.60、11.99、12.04、17.68、16.11 和7.41 mg/L，3 级生态沉砂塘(C①、C②、C③)的TN 平均去除率(η)分别为8.38%、-18.37%和-9.32%，净化效果不显著(P＜0.05)；4 级人工湿地(LⅠ、LⅡ、LⅢ、LⅣ)的TN 平均去除率分别为27.06%、11.20%、16.92 和17.00%，进出口平均总去除率为44.40%，出水浓度显著降低(P＜0.05). 6 次降雨中由卡口入湿的NH4+-N 浓度分别为6.80、7.32、10.95、8.10、12.92 和5.66 mg/L，3 级生态沉砂塘的NH4+-N 平均去除率分别为37.14%、-16.92%和-31.88%，4 级人工湿地的NH4+-N 平均去除率分别为27.72%、5.80%、25.79%和40.33%，进出口平均总去除率为63.14%. 6 次降雨中由卡口入湿的NO3--N 浓度分别为4.00、2.66、3.38、4.56、14.13和5.73 mg/L，3 级生态沉砂塘的NO3--N 平均去除率分别为24.83%、18.41%和-16.77%，4 级人工湿地的NO3--N 平均去除率分别为13.73%、12.51%、12.27%和43.11%，进出口平均总去除率为70.21%，出水浓度显著降低(P＜0.05).

从改革开放之后开始，随着全国各地医院的建立和我国医疗条件的逐步改善，人们的平均寿命不断上升。特别是改革开放之后，整个社会的保障体系日益完善，使得大部分居民可以享受到社会保障的福利。居民最低生活保障制度、大病救治制度、城乡居民困难群众临时生活救助制度等相关制度的建立，为困难人口及老年人的健康长寿提供了保障基础，平均预期寿命得到显著增加。根据国家统计局统计，1982年中国平均预期寿命为67.8岁，最新的《2017年中国卫生健康事业发展统计公报》表明，2017年中国的居民人均预期寿命已经提高到了76.7岁，较1982年提高了8.9岁。

图3 生态塘-潜表流串联复合人工湿地各单元各形态氮浓度及去除率Fig.3 Nitrogen concentration and removal rate of various units in the ecological pond-submerged surface flow tandem composite constructed wetland

2.2.2 各形态磷污染物净化效应

人工湿地磷净化主要通过基质固定(沉淀吸附)、植物根系分泌物溶磷和微生物除磷[25]. 由图4 可见，6 次降雨中由卡口入湿的TP 浓度分别为0.12、0.81、0.075、0.070、1.15 和0.79 mg/L，显著小于氮污染.3 级生态沉砂塘(C①、C②、C③) 的TP 平均去除率分别为15.46%、16.49% 和3.53%，出塘平均浓度为0.24 mg/L，平均去除率高于TN；4 级人工湿地(LⅠ、LⅡ、LⅢ、LⅣ) 的TP 平均去除率分别为16.25%、-4.15%、36.37 和23.13%，平均去除率为76.92%，出水浓度显著降低(P＜0.05). 6 次降雨中由卡口入湿的PO43--P 浓度分别为0.07、0.52、0.66、0.065、0.90 和0.08 mg/L，3 级生态沉砂塘的PO43--P 平均去除率分别为38.36%、4.46%和-5.93%，4 级人工湿地的PO43--P平均去除率分别为-60.09%、37.01%、43.33%和27.03%，平均去除率为78.87%.

图4 生态塘-潜表流串联复合人工湿地各单元各形态磷浓度及去除率Fig.4 Phosphorus concentration and removal rate of each state in each cell of the ecological pond-submerged surface flow tandem composite constructed wetland

2.2.3 CODCr净化效应

由图5 可见，6 次降雨中由卡口入湿的CODCr浓度分别为32.50、34、30.5、30、32.5 mg/L，3 级生态沉砂塘(C①、C②、C③) 的CODCr平均去除率分别为28.48%、3.97%和2.66%，出塘平均浓度为21.5 mg/L.4 级人工湿地(LⅠ、LⅡ、LⅢ、LⅣ)的CODCr平均去除率分别为-4.5%、19.27%、0.76 和16.90%，最终出水CODCr平均浓度为14.5 mg/L，总平均去除率为55.03%.

图5 生态塘-潜表流串联复合人工湿地各单元CODCr 浓度及去除率Fig.5 CODCr concentration and removal rate of each unit of ecological pond-submerged surface flow tandem composite constructed wetland

2.3 复合人工湿地不同植物对氮磷富集的迁移能力

植物富集系数(BCF)为植物株内某元素含量和其对应土壤中此元素含量的比值，通过BCF 可以反映植物从土壤中获取固定此元素的难易程度，同时当BCF＞1 时，植物生长有利于土壤污染的修复[26]. 由图6 可见，4 种植物全株BCFN在不同生长时段均高于1，且全株、根和茎的BCFN在3 月显著升高至最大值，之后逐月降低，不同植物的BCFN平均值表现为美人蕉(3.53)＞旱伞草(2.29)＞再力花(2.54)＞香蒲(2.40). 同一生长期内4 种植物各器官氮富集能力均表现为叶＜根＜茎，其中1-5 月(前期)4 种植物各器官N 富集能力均表现为茎＞根＞叶，7 月后(后期)4 种植物各器官氮富集能力均表现为叶＞茎＞根. 4 种植物全株BCFP在不同生长时段内同样高于1，其平均值表现为香蒲(2.45)＞旱伞草(2.92)＞再力花(2.08)＞美人蕉(1.07). 各时段内香蒲、再力花和旱伞草各器官BCFP均大于1，而美人蕉根和茎在3 月、5 月和11 月的BCFP均小于1. 香蒲和旱伞草各器官的BCFP均呈逐月降低趋势，再力花各器官的BCFP均呈波动趋势，美人蕉各器官的BCFP均呈逐月上升趋势. 香蒲和旱伞草各器官的BCFP均表现为根＞叶＞茎，再力花和旱伞草各器官的BCFP则表现为叶＞茎＞根.

图6 不同生长期植物全株及各器官氮磷富集系数Fig.6 N and P enrichment coefficients of whole plant and each organ in different growth periods

由图7 可见，4 种植物氮元素根至茎的平均迁移系数表现为香蒲(1.65)＞再力花(1.55)＞旱伞草(1.36)＞美人蕉(0.85)，茎至叶的平均迁移系数表现为美人蕉(2.03)＞香蒲(1.54)＞再力花(1.38)＞旱伞草(1.67)；4 种植物磷元素根至茎的平均迁移系数表现为再力花(1.00)＞美人蕉(1.00)＞旱伞草(0.80)＞香蒲(0.64)，茎至叶的平均迁移系数表现为再力花(1.24)＞美人蕉(1.22)＞香蒲(1.10)＞旱伞草(1.00). 香蒲、再力花和旱伞草根至茎的BTFN呈逐月升高趋势，而BTFP呈波动趋势；美人蕉根至茎的BTFN呈波动趋势，而BTFP呈逐月降低的趋势. 各植物茎至叶的BTFN和BTFP平均值均大于1，且BTFN显著大于BTFP.

图7 不同生长期植物全株及各器官氮磷迁移系数Fig.7 N and P migration coefficients of whole plant and each organ in different growth periods

2.4 基质-植物氮磷去除速率分析

三级生物沉砂塘氮磷去除速率均呈逐级递减的趋势，即C①＞C②＞C③(见图8). 4 级人工湿地各区植物氮、磷去除速率均呈逐级升高至LⅢ达最高后降低的趋势，其值均表现为LⅢ＞LⅡ＞LⅣ＞LⅠ.4 级人工湿地土壤氮磷去除速率趋势不同，氮呈先降低后增加的趋势，磷则呈先升高后降低的趋势.从土壤类型来看，氮和磷去除速率均表现为表流湿地＞带状潜流湿地. 从人工湿地类型角度来看，植物氮、磷去除速率均表现为表流人工湿地＞带状潜流人工湿地；从组合工艺来看，再力花+旱伞草组合的氮去除速率最优，香蒲+旱伞草的磷去除速率最优；从不同植物类型来看，氮去除速率表现为香蒲＞再力花＞美人蕉＞旱伞草，磷去除速率表现为香蒲＞再力花＞旱伞草＞美人蕉.

图8 不同人工湿地分区中植物和土壤氮磷去除速率Fig.8 Soil and plant nitrogen and phosphorus removal rates

2.5 人工湿地净化途径

图9 不同人工湿地分区氮、磷去除途径的占比Fig.9 Percentage of nitrogen and phosphorus removal pathways in different artificial wetland sub-areas

3 讨论

3.1 生态塘-潜表流串联复合人工湿地污染物浓度净化特征

目前人工湿地作为生态修复和面源污染治理的重要手段，被广泛运用于农业清洁小流域建设和湖泊水环境治理等多种场景，而复氧性差和生态处理过程中的二次污染等问题日益成为桎梏人工湿地水质净化的瓶颈[27]. 本研究中，雨量大、长历时下生物沉砂塘中悬移质沉淀率显著高于雨量小、历时短的事件，前者入湿水流速和水体泥沙含量均会显著增加. 有研究[28]表明，流经实验系统的单位流量与沉砂塘格栅过滤效率成正比，且随着雨量和历时的降低效率差别缩小. 这与本研究得到的长历时降雨(06-10、06-18)和高雨强(08-02)悬移质沉淀率高于其他降雨而塘间沉淀率差值小的结果一致.

本研究通过对进入人工湿地区的水体进行漂浮物拦挡、打捞和悬移质沉淀，使得入湿前水体悬移质含量均降至0，水体透光率增加，有助于强化生物对溶解态营养物质的吸收和同化[29]. 同时，虽然本研究中入湿水体悬移质泥沙沉淀效应较好，但溶解态氮磷污染物浓度在塘内存在削减率低、水质净化效果不明显的情况. 这与曹向东等[30]在强化塘-人工湿地的研究中得到的好氧塘对氮的去除非常不稳定，有时甚至出现TN 和NH4+-N 含量负增长的研究结果一致，出现此情况的可能原因主要是，该级分区内未设置挺水植物，仅有格栅和有限的藻类与入侵的沉水植物，水力停留时间较短、淤积泥层较薄，导致土壤作用效用及水体微生物自净能力较低.

本研究中，生物沉砂塘对CODCr污染物浓度净化效应显著，这主要是由于该区无挺水植物，导致水体暴露面积较大、升温快、水层较薄，进而水体曝气效果好、水力停留时间超过人工湿地区，有利于多种兼性菌代谢，增加对有机物的消耗，从而提升对CODCr污染物的净化效用[31]. 本研究发现不同降雨事件中待处理径流污染物浓度存在差异，经过沉淀、过滤和曝气的入湿水体污染物浓度越高，各级分区径流中污染物净化率越高，说明污染物进水浓度也是影响人工湿地净化效率的重要驱动因子，这与高志永等[32]在北方多级复合人工湿地的研究一致. 本研究中两种形态的溶解态氮污染物浓度最终去除率均在70%以上，且表流湿地净化率高于潜流湿地，总体净化效果较好. 这主要是由于生态塘-潜表流串联复合人工湿地相较于单构筑物人工湿地增强了水体复氧能力，且强化了硝酸-亚硝酸菌的硝化能力[33].

3.2 潜-表流串联复合人工湿地植物对氮磷去除能力

植物的元素积累量和富集系数是反映植物对水体、土壤氮和磷的吸收净化能力以及评价去除效果的重要指标[34]. 本研究中，人工湿地植物在不同生长阶段的富集能力存在显著差异，生长初期植物根富集能力明显强于茎和叶，随着挺水植物生物量累积(叶及全株)和提供支撑性的富碳结构(茎)的生长，植物茎和叶富集能力升高，最终植物地上部分大于地下部分. 这种营养元素富集模式有利于转化土壤内富集的氮磷物质，并通过刈割从系统内去除，这与李建娜等[35]在人工湿地植物氮磷富集的研究中得到的结论相似.本研究植物氮、磷平均富集系数(分别为2.69 和2.13)低于垂直流人工湿地(分别为11.57 和3.39)[36]以及消落带(分别为3.81 和2.76)[37]. 说明湿地植物对氮磷的富集和去除能力除了受不同植物类型控制外，湿地类型、进水方式和塘系设置结构的差异也是重要影响因素. 植物元素的迁移系数能反映植物不同器官间的迁移能力，本研究中植物迁移能力均表现为生长前期＜生长后期、根至茎＞茎至叶. 这与葛光环等[38]针对人工湿地植物重金属迁移规律的研究和张永涛等[39]对天然湿地植物氮磷迁移的研究得到的一结论致. 说明各植物迁移能力具有明显的阶段性，这主要是由于植物在不同生长期对氮磷等营养元素的需求不同，可以通过此种特性结合污染时空环境筛选针对性植物.

3.3 生态塘-潜表流串联复合人工湿地土壤-植物氮磷去除途径分析

复合人工湿地土壤和植物在不同配置模式下不同流段、分区的污染物去除速率可以反映系统沿程组合工艺效果和水质净化效率. 本研究中3 级生物沉砂塘中物理吸附和富氧曝气是该区氮污染物和CODCr的主要去除途径，且氮、磷和CODCr的去除速率均呈沿程降低的趋势. 这主要是由于一方面颗粒态氮磷物质在初段沉降率最高，优先淤积的厚底泥效果更为显著；另一方面入湿水体溶解态污染物高浓度差对土壤作用和微生物降解在动力学上存在强化作用[40].进入复合人工湿地区后，土壤对氮和磷的去除速率变化呈相反趋势，分别呈升高和降低的趋势. 这主要是由于人工湿地土壤氮去除主要依靠土壤为微生物氨氧化和硝化的环境提供环境条件，本研究中LⅠ和LⅡ分区相较于末端分区水力停留时间更长、曝气水面更广，有效氧化环境更有利于氮元素的去除[41]. 而磷去除逐区增大的原因可能是土壤对磷的作用受浓度梯度影响较大. 有学者[42]认为磷吸附过程常受进水和基质间隙水中磷的浓度梯度控制，当进水磷浓度较低时以保证较高的去除效率，反而会刺激土壤中已固定磷的释放. 因此本研究中前端分区高浓度的进水刺激土壤先发生释放作用，从而导致人工湿地前期磷去除速率高于后期，卢少勇等[43]在串联人工湿地除磷研究中同样得到，除磷效率随串联级数的增加而增加.

本研究中4 种植物对氮和磷的去除速率趋势相同，均为对氮的去除速率高于磷，这主要是由于研究区外源氮输入强于磷造成的[44]. 本研究中潜流带状湿地氮磷去除速率均大于表流湿地，这主要是由于一方面潜流湿地基质中砾石占比较高，提供氮磷吸附的孔位更多；另一方面潜流湿地内植物均为常绿植物且在当地可安全越冬，净化周期更长，而表流湿地内的香蒲和再力花存在后期立枯分解和营养归还土壤的情况，造成单位面积内植物吸收率较低. 复合人工湿地入湿水体氮磷去除贡献主要是由多级分区土壤、植物、微生物和流出4 个途径共同实现[45]. 本研究中生态塘-潜表流串联复合人工湿地氮去除途径中土壤作用作用贡献优于植物，说明土壤作用为人工湿地除氮的主要途径，且植物对径流中氮的直接转化效应较弱. 但本研究中系统磷去除效果不佳，在生态沉砂塘中磷流出占比较大，各区土壤作用的去除贡献降低，这与奉小忧等[46]在模拟人工湿地的研究结论一致.

在植物吸收途径下，磷通过此途径被吸收的比例相较相同途径的氮平均高 5%，这可能是由于本研究进水负荷情况为高氮、低磷状态造成无机环境磷限制，植物对磷元素的同化优先级更高[47]；同时，本研究区相较于其他人工湿地复合方式存在更频繁的潜流和表流湿地的跌水交替，有利于使环境中无机磷更活跃地参与到再悬浮过程[48]；此外，本研究中系统植物存在活跃的立枯分解和周期性刈割，使磷元素频繁参与系统土壤-植物的有机质循环过程，有助于植物对磷元素的吸收，并避免枯落物二次污染. 对比单一构筑物人工湿地或单一种类湿地串联，采用潜表流串联的形式可以提高植物对磷元素的吸收贡献. 同时设置生物沉砂塘可以初步提高入湿水质，平衡流域面源污染输出的强烈外源氮和低负荷磷，提高人工湿地区的净化效率. 本研究对复合人工湿地水质净化效率的考察均在雨季降雨过后、洪峰回落且稳定运行时，系统超过10 区的多塘系结合及功能区间采用溢流行水的设计工艺，其可以在承担泄洪功能的同时，避免污染物内源性爆发，并发挥稳定的水质净化效用.

4 结论

a) 抚仙湖临湖尖山河流域为高氮、低磷的农业面源污染类型；生物沉砂塘悬移质沉积率为27.75%～55.00%；潜-表流串联复合人工湿地面源污染物去除率范围为44.40%～78.87%，末端净化效果更佳. 对水体的预处理(拦挡、沉淀、曝气)有利于污染物净化，高负荷面源污染输入时可采用提高预处理规格和多构筑物的人工湿地工艺设计来强化净化效果.

b) 土壤作用是人工湿地氮去除的主要途径，占比为59%～74%，植物吸收转化是磷去除的主要途径，占比为32%～42%；根际土壤区为氮去除的主要响应场所，植物对磷元素吸收转化效应优于氮. 针对不同类型和污染程度的面源污染可通过调整土壤和植物的配比来提高人工湿地系统的净化效率.

c) 人工湿地植物在不同生长阶段对氮磷元素的富集和株内迁移能力存在显著性差异，4 种植物氮、磷富集系数的平均值(分别为2.29～3.53、1.07～2.92)均大于1，均有利于修复环境面源污染；生长前期氮磷元素迁移均以根至茎为主，后期则均为茎至叶，且氮元素的运移较磷更为活跃；植物器官间营养元素向上迁移活跃，有利于刈割使营养元素从系统中去除.可利用不同植物及植物不同器官对元素的敏感性差异选用合适的植物，以满足不同的农业面源污染治理需求.

d) 本研究中，再力花+旱伞草的植物组合对氮去除效率更优，香蒲+旱伞草对磷去除效率更优，表流湿地单位氮磷去除速率大于潜流带状湿地. 设置适宜的植物配置路线、具有不同功能的人工湿地类型及多塘系结合的复合系统可稳定发挥水质净化效用.