王振旗 顧海蓉 朱元宏

(1.上海市環(huán)境科學(xué)研究院，上海 200233；2.上海青浦現(xiàn)代農(nóng)業(yè)園區(qū)發(fā)展有限公司，上海 201717)

近年來，隨著我國農(nóng)業(yè)集約化程度的不斷提高，肥料的高消耗、高投入成為農(nóng)業(yè)面源污染的主要原因之一。有研究表明，引起太湖、滇池等水體富營養(yǎng)化的氮素有70%以上來自農(nóng)業(yè)輸入[1-2]。在經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)的南方平原河網(wǎng)地區(qū)，地表徑流是農(nóng)田氮、磷流失的主要形式[3-4]，由于露天旱作農(nóng)田(以下簡稱旱田)年復(fù)種指數(shù)高、肥料施用量大、田間排澇要求嚴(yán)格等，污染物流失負(fù)荷遠(yuǎn)大于水田，太湖流域不同類型的旱田總氮流失負(fù)荷約16.8～21.6 kg/hm2[5]，約為水田流失負(fù)荷的3倍[6-7]。特別在夏秋季節(jié)(7—10月)，降雨造成的徑流排水中總氮(TN)流失高達(dá)18.5 mg/L以上，占全年TN流失總量的80%左右[8]。

在旱田面源污染防控方面，田間覆蓋、肥料深施、有機(jī)肥替代等源頭控制技術(shù)雖得到了一定的推廣應(yīng)用[9-10]，但植被緩沖帶、人工濕地等末端控制技術(shù)的應(yīng)用具有局限性，導(dǎo)致徑流排水存在一定的污染風(fēng)險。在過程控制方面，歐美等發(fā)達(dá)國家在20世紀(jì)80年代已開展生態(tài)溝渠的研究與示范，并出臺了相關(guān)法令強(qiáng)制執(zhí)行[11]；生態(tài)溝渠技術(shù)在我國起步于21世紀(jì)初，在多年探索與實(shí)踐的基礎(chǔ)上，集成了一批適于水田的生態(tài)溝渠構(gòu)建技術(shù)，并在江蘇、上海等地推廣應(yīng)用[12-13]，但針對旱田徑流排水特征的生態(tài)溝渠應(yīng)用案例鮮有報道。

因此，本研究在長江三角洲南緣的淀山湖區(qū)域選擇典型果林，基于當(dāng)?shù)赝寥浪暮秃堤锔魈攸c(diǎn)，按照首先滿足旱田排澇要求、其次發(fā)揮生態(tài)攔截作用的原則，構(gòu)建了一種符合旱田徑流排水特征的生態(tài)溝渠，并通過大田徑流試驗(yàn)，對懸浮物(SS)、TN、硝態(tài)氮、總磷(TP)和可溶性磷(DP)的攔截效果進(jìn)行監(jiān)測評估，以期為南方平原河網(wǎng)地區(qū)旱田面源污染控制提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于上海黃浦江上游的青浦現(xiàn)代農(nóng)業(yè)園區(qū)，地理坐標(biāo)為北緯30°57′～30°59′，東經(jīng)120°59′～121°06′，屬亞熱帶季風(fēng)氣候，溫和濕潤、日照充足、雨水充沛，年均氣溫為(17.0±1.0) ℃，全年降水天數(shù)為120～140 d，年均降水量為1 250 mm左右。研究區(qū)內(nèi)河網(wǎng)密布，已基本形成灌溉排澇體系，地面高程2.8～3.5 m，是太湖流域典型的平原河網(wǎng)區(qū)。

研究區(qū)內(nèi)的農(nóng)田土壤類型屬湖沼相母質(zhì)形成的青紫土，土質(zhì)結(jié)實(shí)、易于成型。旱田作物以果林、蔬菜為主，種植面積占旱田總面積的38%。耕作過程中，旱田由于排澇要求高，田內(nèi)多設(shè)置壟溝，致使徑流排水量大、污染負(fù)荷高，但配套排水渠主要以混凝土板式溝渠或簡易土溝為主，基本無生態(tài)攔截作用。

1.2 生態(tài)溝渠構(gòu)建

1.2.1 功能結(jié)構(gòu)設(shè)計

旱田生態(tài)溝渠由簡易土溝改造而成，底寬500 mm、溝深1 200 mm，考慮到水生植物占用一部分體積，溝壁邊坡系數(shù)放大至0.5，上寬為1 700 mm，有效過水?dāng)嗝鏋?.8 m2，較傳統(tǒng)水旱通用混凝土排水渠(上寬1 100 mm、底寬450 mm、溝深850 mm)擴(kuò)大54%。根據(jù)徑流流量校核斷面設(shè)計，每公頃配置80 m以上生態(tài)溝渠，可達(dá)到《灌溉與排水工程設(shè)計規(guī)范》(GB 50288—99)對旱田的排澇要求，即1～3 d降雨從作物受淹起1～3 d排至田面無積水?；谒参锓N植需求，溝底、溝壁設(shè)為混凝土多孔板結(jié)構(gòu)，溝壁板為600 mm×1 450 mm，溝壁板上端平均布12個孔洞，開孔率為13.1%，溝壁板下端500 mm上表面拉毛；溝底板為500 mm×1 200 mm，采用S型交錯方式開設(shè)2個孔洞，以強(qiáng)化排水的折流作用。該生態(tài)溝渠的橫斷面見圖1。

1.2.2 穩(wěn)定性設(shè)計

考慮到土壤固定與養(yǎng)護(hù)的需求，溝壁種植孔設(shè)計為四角梅花型棱臺體，內(nèi)外口直徑分別為130、100 mm；根據(jù)常規(guī)水生植物生長最小根際面積，溝底種植孔設(shè)置為直徑80 mm的圓形孔。針對生態(tài)溝渠在應(yīng)用后期易出現(xiàn)溝體損毀、植物死亡、攔截效果逐年降低等問題，在溝壁板與溝壁土體之間加鋪1層三維植被網(wǎng)。利用溝壁植物根系與三維植被網(wǎng)之間的錨固作用達(dá)到溝渠結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，增強(qiáng)對縱向和橫向水流的抗沖蝕能力。該生態(tài)溝渠的抗坡面侵蝕強(qiáng)度相比裸露土質(zhì)溝渠可提高2倍以上[14]。

注：圖中單位為mm。圖1 旱田生態(tài)溝渠橫斷面示意圖Fig.1 Cross section of the dry farming field ecological ditch

1.2.3 水生植物配置

水生植物主要起到減緩流速、攔截吸收等作用，并可為根系微生物活動提供必要的泌氧環(huán)境。按照植物量大、凈化效果好、易于回收利用的篩選原則，借鑒前人對水生植物濕地凈化效果的研究成果[15]，本研究采用幼苗移栽方式在生態(tài)溝渠的溝底交錯種植梭魚草(Pontederiacordata)；采用草皮移植方式在溝壁種植狗牙根草(Cynodondactylon)。實(shí)踐表明：梭魚草在花期的生物量約為0.36 kg/m；狗牙根草長勢良好，基本可以全部覆蓋兩側(cè)溝壁，在穩(wěn)定期的生物量約為0.54 kg/m。

1.3 大田徑流試驗(yàn)

1.3.1 試驗(yàn)設(shè)計

為評估旱田生態(tài)溝渠對面源污染的控制效果，采用大田徑流試驗(yàn)，將2011年構(gòu)建的110 m的生態(tài)溝渠作為研究對象，配套藍(lán)莓田1.3 hm2，并將同區(qū)域等比例配置的傳統(tǒng)水旱通用混凝土排水渠(未清理底泥)作為對照溝渠。試驗(yàn)期間，設(shè)置生態(tài)溝渠和對照溝渠均為單端進(jìn)水、單端出水，排水量采用DN250就地顯示型渦街流量計測量，排水端設(shè)置排水閘門，徑流通過溢流方式排放。同時，增高試驗(yàn)田田埂至0.40 m以容納大雨級降雨量，并確保產(chǎn)生的全部徑流進(jìn)入生態(tài)溝渠，雨量由雨量筒收集并測量。監(jiān)測時間選在2012年的藍(lán)莓追肥期(6—10月)內(nèi)進(jìn)行，在溝渠進(jìn)水端、中端和出水端共設(shè)置3個監(jiān)測斷面，分別在徑流排水進(jìn)入溝渠后1、12、24、36、48、60、72 h取樣。

表1 試驗(yàn)期間降雨及排水情況

1.3.2 數(shù)據(jù)分析

水質(zhì)監(jiān)測指標(biāo)為SS、TN、硝態(tài)氮、TP和DP。SS采用重量法測定，TN采用堿性過硫酸鉀消解/紫外分光光度法測定，硝態(tài)氮采用酚二磺酸分光光度法測定，TP和DP均采用堿性過硫酸鉀消解/鉬銻抗分光光度法測定，其中DP經(jīng)過濾后再進(jìn)行測定。生態(tài)溝渠和對照溝渠均進(jìn)行3次水質(zhì)監(jiān)測。

2 結(jié)果與分析

2.1 降雨及排水情況

在發(fā)生暴雨(12 h降雨量超過30 mm)以上級別的降雨時，對照溝渠易造成排水不暢，導(dǎo)致農(nóng)田內(nèi)澇。因此，選擇2012年8月下旬至10月底之間的3次中大降雨時段開展對比試驗(yàn)。徑流排水在生態(tài)溝渠和對照溝渠中的水力停留時間(HRT)均在60 h以上(見表1)。

2.2 對SS的攔截效果

3次降雨時段的徑流排水中SS濃度隨HRT的變化見圖2。由圖2可知，徑流排水中初始SS為37.4～47.7 mg/L。HRT<24 h時，生態(tài)溝渠和對照溝渠徑流排水中SS濃度下降較快；但HRT≥24 h時，受水生植物和沉積物的吸附攔截作用的影響，生態(tài)溝渠對SS的攔截率明顯優(yōu)于對照溝渠。在HRT達(dá)48 h基本趨于穩(wěn)定，生態(tài)溝渠對SS的平均攔截率達(dá)50.5%，為對照溝渠的1.6倍以上。

注：生態(tài)溝渠-8月、生態(tài)溝渠-9月和生態(tài)溝渠-10月分別表示降雨時段為8月26—27日、9月7日、10月30日，生態(tài)溝渠徑流排水中的SS質(zhì)量濃度；對照溝渠-8月、對照溝渠-9月和對照溝渠-10月分別表示降雨時段為8月26—27日、9月7日、10月30日，對照溝渠徑流排水中的SS質(zhì)量濃度。

圖2徑流排水中SS質(zhì)量濃度隨HRT的變化
Fig.2 SS mass concentrations in the runoff varied with HRT

2.3 對氮素的攔截效果

分別將生態(tài)溝渠和對照溝渠3次降雨時段的徑流排水中氮素濃度進(jìn)行平均，分析徑流排水中TN和硝態(tài)氮濃度隨HRT的變化，結(jié)果見圖3。由圖3可知，徑流排水中初始TN為17.21～18.40 mg/L。HRT達(dá)48 h時，生態(tài)溝渠徑流排水中TN降至7.98 mg/L，TN攔截率約53.6%；而對照溝渠徑流排水中TN濃度雖總體隨HRT延長呈下降趨勢，但受水量負(fù)荷沖擊影響波動較大，攔截率僅31.8%左右，主要是由于部分吸附態(tài)氮被攔截沉淀。由于旱田的氮素流失形式以硝態(tài)氮為主，生態(tài)溝渠徑流排水中硝態(tài)氮的濃度變化與TN總體一致，且生態(tài)溝渠對TN和硝態(tài)氮的攔截效果優(yōu)于對照溝渠。生態(tài)溝渠攔截的氮素可通過根系、溝板附著微生物硝化/反硝化和植物吸收等作用得以逐步攔截。

圖3 徑流排水中氮素質(zhì)量濃度隨HRT的變化Fig.3 Nitrogen mass concentrations in the runoff varied with HRT

2.4 對磷素的攔截效果

分別將生態(tài)溝渠和對照溝渠3次降雨時段的徑流排水中磷素濃度進(jìn)行平均，分析徑流排水中TP和DP濃度隨HRT的變化，結(jié)果見圖4。由圖4可知，徑流排水中初始TP為0.89～0.98 mg/L。由于TP主要以顆粒吸附態(tài)存在，其隨HRT的變化與SS一致，均在HRT達(dá)48 h時基本達(dá)到穩(wěn)定，此時生態(tài)溝渠的TP攔截率約56.1%，為對照溝渠的1.6倍。而生態(tài)溝渠對DP的攔截效果與對照溝渠差別不大。HRT達(dá)48 h時，生態(tài)溝渠和對照溝渠對DP的攔截率分別為23.8%、12.1%，說明生態(tài)溝渠對TP的攔截主要表現(xiàn)在對顆粒吸附態(tài)磷的攔截。

圖4 徑流排水中磷素質(zhì)量濃度隨HRT的變化Fig.4 Phosphorus mass concentrations in runoff varied with HRT

3 結(jié) 論

(1) 構(gòu)建了一種混凝土多孔板結(jié)構(gòu)的生態(tài)溝渠，有效過水?dāng)嗝?.8 m2。通過引入三維植被網(wǎng)，提高了溝渠抗坡面侵蝕強(qiáng)度。穩(wěn)定期溝壁和溝底水生植物生物量分別約0.54、0.36 kg/m，通過水生植物攔截吸收等作用，達(dá)到對旱田面源污染的控制效果。

(2) 徑流排水HRT為48 h，生態(tài)溝渠對SS、TN和TP的攔截率分別約50.5%、53.6%、56.1%。生態(tài)溝渠對硝態(tài)氮的攔截規(guī)律與TN一致，而對DP的攔截效果與對照溝渠差別不大，因而生態(tài)溝渠對TP的攔截主要體現(xiàn)在對顆粒吸附態(tài)磷的攔截。

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