張智涌　雙學珍　劉棟

摘要：根據(jù)四川省成都市降雨徑流的水質(zhì)和水量特征，采用新型折流式人工濕地對其進行降雨徑流凈化研究。對人工濕地不同運行階段模擬降雨徑流的凈化效果進行對比，分析CODCr、BOD5、SS、TN、TP、NH4+-N在濕地系統(tǒng)中的沿程變化，探討人工濕地削減城市降雨徑流污染效應。結果表明：各污染物在人工濕地中的削減效應大小依次為 SS>CODCr>BOD5> NH4+-N>TN>TP，其中對SS的削減效應顯著高于對其他污染物的削減效應（P<0.05），對TP的削減效應最弱（P<0.05）；人工濕地對CODCr、BOD5、SS、TN、TP、NH4+-N的削減效應在1—7月呈逐漸增加趨勢，局部有所波動，9月達到最大值，9月以后削減效應趨于平穩(wěn)；除了TN外，折流式人工濕地系統(tǒng)出水各污染物均達到《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 3838—2002）Ⅲ類質(zhì)量標準，其中TN達Ⅳ類標準。降雨徑流各污染物主要在人工濕地的第1格被去除，其中，CODCr、BOD5、SS、TN、NH4+-N均有一半以上的削減效應發(fā)生在第1格，隨著人工濕地沿程進水濃度的增加，其削減效應逐漸下降。相關性分析表明，各降雨徑流各污染物之間存在一定的相關性，而TP與各污染物指標之間沒有相關性（P>0.05）。本研究表明，折流式人工濕地系統(tǒng)對城市降雨徑流的凈化效果顯著，并且該濕地系統(tǒng)具有較強抗沖擊負荷能力，可用于城市降雨徑流污染的控制和雨水利用。

關鍵詞：人工濕地；城市；降雨徑流；削減效應

中圖分類號： X171文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2017）15-0259-05

人工濕地作為一種新的生態(tài)處理技術源于德國，是土壤和基質(zhì)（爐渣和粉煤灰等）按一定比例選擇性地植入植被自適應生態(tài)系統(tǒng)，包括四大基本要素（水體、基質(zhì)、水生植被和微生物），能夠通過一系列物理、化學、生物途徑對特定污染物進行高效去除[1-3]。人工濕地是20世紀70年代才蓬勃興起的一種處理污水的方式，具有低投資、低運行費用、低耗能和美觀等特點，已被廣泛運用于污水處理和水環(huán)境富營養(yǎng)化的防治，在不少地區(qū)取得了良好的環(huán)境效果和經(jīng)濟效益[4-5]。濕地植被是構建人工濕地植被系統(tǒng)的主要組成部分，在凈化水質(zhì)等方面起著重要作用，濕地植被不僅具有同化吸收污染物的功能，還有攔截、過濾污染物的作用，促進污水中營養(yǎng)物質(zhì)的循環(huán)和再利用，進而強化其凈化能力[6-7]。此外，人工濕地作為一種有效的生態(tài)污水處理技術，各國研究人員已進行了大量關于人工濕地處理生活污水、工業(yè)廢水、垃圾滲濾液、農(nóng)業(yè)廢水等方面的研究[7-9]。近年來，人工濕地技術在歐美及世界各國迅速發(fā)展，早期主要用于處理生活污水或二級污水廠出水、農(nóng)業(yè)面源污染、城市雨水徑流等非點源污染的治理等[10-12]。而我國直到“七五”期間才開始較大規(guī)模地研究人工濕地，20世紀90年代中期起才逐漸重視雨水徑流的控制與利用，且目前國內(nèi)鮮見有關人工濕地對城市降雨徑流污染削減效應的研究[13-14]。因此，運用人工濕地控制城市降雨徑流的研究具有重要意義，其研究成果可為人工濕地的規(guī)劃與設計提供理論基礎和科學依據(jù)。

城市降雨徑流污染是一種典型的非點源污染，主要指城市地表污染物在降雨的淋洗、徑流沖刷作用下，通過地表徑流過程進入相鄰受納水體造成的水體污染[15-16]。在點源污染被逐漸控制之后，城市降雨地表徑流造成的非點源污染在全球范圍內(nèi)已成為城市水環(huán)境污染和生態(tài)退化的重要因素，是河流與湖泊的第三大污染源[17]。由于城市降雨地表徑流污染的發(fā)生受到多種因素綜合作用，具有水文學機制復雜、污染物種類繁多、組分多變、時空變化明顯等特點，使得城市降雨徑流污染問題也顯得日益突出，已成為僅次于農(nóng)業(yè)非點源污染的第二大非點源污染[15-16]；滯留池、滯留塘、地下涵水池、人工濕地等構筑物，是目前國際上解決城區(qū)初期徑流污染所采取的主要措施。因此，進行城市降雨徑流凈化處理對控制非點源污染具有重要意義。近20年來，以人工快速滲濾系統(tǒng)和人工濕地系統(tǒng)為代表的污水土地處理系統(tǒng)研究得到較大發(fā)展，由于現(xiàn)場實地的降雨強度、降雨徑流量以及徑流污染濃度等邊界條件存在較大不確定性，同時土壤層中水樣難以便捷采集，因此本研究采用取原狀人工濕地于室內(nèi)進行模擬削減城市降雨地表徑流污染試驗的方法，探索了人工濕地在削減城市地表徑流污染中的可行性和有效性，分析人工濕地對降雨徑流污染物的削減效應，以期為深入研究人工濕地對降雨地表徑流污染的削減機制，提高其污染削減效率及推廣應用提供參考。

1材料與方法

1.2人工濕地設計與流程

根據(jù)四川省成都市降雨徑流的水質(zhì)監(jiān)測結果，首先進行人工模擬雨水徑流試驗研究，再以收集的城市降雨徑流作為人工濕地進水進行試驗研究。人工濕地連續(xù)進水，定期放空，水力停留時間約3 d，取樣間隔2～3 d，于每單元格進出口處采樣。試驗時間為2014年1—12月，氣溫10～32 ℃。人工濕地凈化城市降雨徑流試驗研究共約24個月，濕地用水為同沙水庫集水區(qū)城市各主要出口所收集的降雨徑流，各出口同時段降雨徑流混合后經(jīng)保存處理及時用完。

試驗裝置為長方體濕地床，用10 mm厚有機玻璃建成，長×寬×高=1.6 m×1.5 m×0.8 m，坡度<5%，設有導流墻將濕地床體分成4個串聯(lián)的單元床（0.4 m×1.5 m×0.8 m），導流墻上設置過水孔，第1、3格單元床呈下行流，第2、4格呈上行流，相鄰導流墻過水孔呈上下對角線，以實現(xiàn)水流的曲折性，增加污水與濕地的接觸，提高濕地的利用率。在各單元床出水口采集水樣并監(jiān)測分析，考察水體中各污染物在濕地床中的空間分布規(guī)律，并探討其去除機制。

試驗區(qū)位于四川農(nóng)業(yè)大學人工濕地系統(tǒng)，人工濕地結構為：底部為集水區(qū)，其上鋪放尼龍網(wǎng)，共設4個人工濕地結構單元，每個單元長×寬×深=20 m×5.0 m×1.0 m，單元之間用0.5 m寬的土埂隔開，分3層依次填充基質(zhì)，底層大粒徑礫石（粒徑20～30 mm）作為排水層，厚度約為25 cm，中層選用當?shù)刂刑枲t渣（粒徑15～25 mm），厚度約為25 cm，上層選用當?shù)匦√枲t渣和泥沙（粒徑10～15 mm），厚度約為25 cm。endprint

人工濕地植被：選取株型大小、生物量基本一致的美人蕉（Canna indica）作為人工濕地植被，密度為10株/m2，單元都鋪防水布防止?jié)B漏，控制每個單元具有相似的生長環(huán)境，人工濕地單元底部為集水區(qū)，其上鋪放尼龍網(wǎng)，防止填料下漏，每個單元沿對角線埋入直徑為10 mm的PVC管，使人工濕地中的循環(huán)水能夠流入PVC管，以便于試驗樣品的采集。

2015年5月先用微污染水對4種植被馴化1個月再進行凈化試驗，選擇株型大小、生物量基本一致的濕地植被，栽于人工濕地基質(zhì)上，植被栽上后，加自來水至基質(zhì)飽和，地下水培養(yǎng)1個月，保持其上2～3 cm薄水層，穩(wěn)定20 d，其間換水3～5次。2015年7月將污水經(jīng)配水池緩慢放入人工濕地（水深78～83 cm），由于水流通過水管均勻流入人工濕地，污水通過布設在人工濕地的布水管流入，緩慢向下滲濾，放水12 h后，停止注水，水力負荷控制0.81 m3/（m2·d）。進水為上述配制的人工污水，經(jīng)過人工濕地處理后的水從底部PVC管排出，生活污水在濕地系統(tǒng)中的停留時間為 48～60 h，經(jīng)過1年（2016全年監(jiān)測）的生長以后，測定各項指標。

1.3測定方法

人工濕地運行1年后，于2016年1—12月取出水口水質(zhì)實驗室進行化驗分析，具體公式為：各水質(zhì)指標的削減效應=（進水口值-出水口值）/進水口值×100%[1-3]。

統(tǒng)計每個單元人工濕地1 m2樣方中植株數(shù)目、株高等生長性狀，并將其收割分為地上和地下部分烘干測定其生物量，分別對地上和地下植被樣品粉碎后用H2SO4-H2O2消煮制備成溶液，植被TN用過硫酸鉀氧化吸光光度法、TP用釩鉬藍法[18-19]測定。

水質(zhì)測定項目包括TN、TP、NH4+-N、BOD5和CODCr。BOD5采用稀釋接種法測定；CODCr采用重鉻酸鉀氧化法測定；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定；TN采用過硫酸鉀-紫外分光光度法測定；TP采用鉬銻抗分光光度法測定[18-19]。

1.4數(shù)據(jù)分析

所有數(shù)據(jù)采用Excel 2003統(tǒng)計，以“平均值±標準誤差（x[TX-*5]±s）”表示，采用SPSS 18.0統(tǒng)計分析軟件分別對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析（One-way ANOVA），多重比較采用LSD法，用Origin 8.5軟件作圖。

2結果與分析

2.1人工濕地對CODCr的削減效應

人工濕地中CODCr的去除機制主要有截留、過濾、微生物的新陳代謝及植物的吸收。其中微生物的降解是有機物去除的主要途徑，植物對有機物的吸收相對較小，但植物對有機物的去除有促進作用：植物龐大的根系為微生物膜提供附著場所，且輸送氧氣至濕地床體內(nèi)。圖1為2016年（運行1年以后）人工濕地中CODCr的削減效應和進出水濃度，由圖1可知，人工濕地對削減效應與進水濃度變化總趨勢基本相同。在1月份，由于人工濕地系統(tǒng)處于初期運行階段，植物生長初期，系統(tǒng)內(nèi)微生物種類、數(shù)量及活性水平均未達理想狀態(tài)，故出水CODCr較高，隨著進水濃度的增加，削減效應小范圍波動，但總體呈上升趨勢。在7月份，削減效應在85%～93%之間，到11月份，人工濕地已達到穩(wěn)定狀態(tài)。在9月份，人工濕地植物生長率大，根系發(fā)達，微生物活性增強，數(shù)量增多，使得濕地床體對CODCr的截留、過濾作用及生物吸收作用增強，故出水CODCr較低。在11月份，平均削減效應較9月下降10.2百分點，出水平均值為 38.5 mg/L，略高于9月平均值。在12月份，平均削減效應與9月持平，出水平均濃度為 25.9 mg/L，為以上4個監(jiān)測階段最優(yōu)。由此可推斷：（1）溫度差值較大（9月>11月），CODCr削減效應隨溫度升高而小幅增加；（2）一定濃度范圍內(nèi)，削減效應隨進水濃度增大而略增加；（3）超出（2）所述的濃度范圍，削減效應將隨進水濃度的增加而減小，而高溫優(yōu)勢（9月>12月）可在某種程度上抵消削減效應的降低。人工濕地穩(wěn)定運行后，CODCr在平均溫度下，出水均能達《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 3838—2002）Ⅲ類質(zhì)量標準。

2.2人工濕地對BOD5的削減效應

人工濕地中BOD5的去除機制與CODCr基本一致，主要有截留、過濾、微生物的新陳代謝及植物的吸收。其中微生物的降解是有機物去除的主要途徑，植物對有機物的吸收相對較小，但植物對有機物的去除有促進作用，植物龐大的根系為微生物膜提供附著場所，且輸送氧氣至濕地床體內(nèi)。圖2為人工濕地對BOD5的削減效應及進出水濃度變化趨勢比較，由圖2可知，BOD5與CODCr的削減效應及進出水濃度變化趨勢基本一致。在1月份，人工濕地植物生長初期，系統(tǒng)內(nèi)微生物種類、數(shù)量及活性水平均未達理想狀態(tài)，故出水BOD5較高，平均為32.54 mg/L，隨著進水濃度的增加，削減效應小范圍波動，但總體呈上升趨勢。在7月份，削減效應在80%左右，到11月人工濕地已達到穩(wěn)定狀態(tài)。在9月份，人工濕地植物生長率大、根系發(fā)達，微生物活性增強、數(shù)量增多，使得濕地床體對BOD5的截留、過濾作用及生物吸收作用增強，故出水BOD5較低。11月份平均削減效應較9月下降5.3百分點，出水平均值略高于9月，12月份平均削減效應與9月份持平，為以上4個監(jiān)測階段最優(yōu)。

2.3人工濕地對TN的削減效應

氮在廢水中主要以有機氮、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮及亞硝態(tài)氮形態(tài)存在，只要系統(tǒng)內(nèi)存在氨化菌、硝化菌和反硝化菌，以上各形態(tài)氮就會發(fā)生轉(zhuǎn)化。TN削減效應及進出水濃度如圖3所示。人工濕地運行初期（1月），TN削減效應逐漸增大，整月平均進水TN濃度為4.2 mg/L，削減效應最低，為46.5%，出水濃度為2.2 mg/L；7、11、12月平均進水濃度分別為6.5、62、5.8 mg/L，削減效應分別為70.3%、82.3%、80.5%。1月TN削減效應最低，一是由于運行初期，濕地系統(tǒng)內(nèi)相應微生物群還未適應系統(tǒng)內(nèi)部微環(huán)境，活性水平較低，不能完全參與到氮的轉(zhuǎn)化過程中；二是溫度較低，會抑制厭氧微生物基質(zhì)酶的活性，如抑制反硝化菌的生長，抑制反硝化過程從而減小氮的削減效應。7月與11月、12月相比，削減效應稍高，出水濃度較低，這是由7月進水濃度高、脫除負荷高、氣溫升高使得植物與微生物的協(xié)同作用加強等綜合因素所導致的。從圖3可知，濕地穩(wěn)定運行后，削減效應與進水濃度變化趨勢一致，且在7月有個持久的進水濃度、削減效應高峰。endprint

2.4人工濕地對NH4+-N的削減效應

人工濕地中NH4+-N的去除機制與TN基本一致，人工濕地運行初期（1月），NH4+-N削減效應逐漸增大，整月平均進水濃度為4.6 mg/L，削減效應為78.3%；7、11、12月份平均進水濃度分別為5.8、6.3、5.9 mg/L，削減效應分別為802%、81.1%、80.9%。1—8月NH4+-N削減效應呈波動的變化趨勢（圖4）。7月份與11、12月份相比，削減效應基本持平，沒有較大的變化幅度，這是由7月份以后進水濃度高、脫除負荷高、氣溫升高使得植物與微生物的協(xié)同作用加強等綜合因素所導致的。

2.5人工濕地對TP的削減效應

人工濕地去除TP的主要途徑是微生物的吸收、植物的吸收、基質(zhì)的吸附和絡合以及與基質(zhì)的沉淀反應等。某些高效除磷菌在有氧且碳源充足的環(huán)境中能超量攝取磷；植物根主要吸收可溶性磷酸鹽（HPO42- 和H2PO4-）并同化為植物的有機成分（如磷脂、ATP、DNA等）；不溶性磷酸鹽在物理作用下可沉積于濕地內(nèi)部。人工濕地TP削減效應及進出水濃度如圖5所示。人工濕地運行初期，TP削減效應在30%左右，削減效應在初期波動較大，出水濃度低于1 mg/L，達地表Ⅲ類水標準，其原因一方面是進水濃度較低（平均為 1.06 mg/L），另一方面是基質(zhì)吸附能力還很強。7、11、12月的TP平均進水濃度分別為2.3、2.9、2.7 mg/L，出水濃度均低于 0.7 mg/L，削減效應波動較大，7月份以后削減效應呈穩(wěn)定的變化趨勢，11月份進水濃度較低，脫除負荷也相應較低；12月份溫度比7月份低，在進水濃度相近時，其出水濃度、削減效應與7月份幾乎持平。

2.6人工濕地對SS的削減效應

SS在人工系統(tǒng)中主要靠植物根莖攔截、濕地動物攝食、微生物降解和基質(zhì)過濾等途徑被去除。基質(zhì)去除SS的機制有廢水中SS向基質(zhì)表面的遷移機制和土壤顆粒表面的黏附機制。圖6為所監(jiān)測到的SS去除效果及進出水濃度。由圖6可知，進水SS濃度在110.5～83.5 mg/L之間，隨月份的增加SS呈增加趨勢，出水SS濃度<45 mg/L，平均削減效應為86.2%。由于濕地基質(zhì)和植物根系構成了過濾層，使?jié)竦叵到y(tǒng)保持了較高的SS削減效應和較好的出水濃度。另外，監(jiān)測期間，盡管SS進水濃度變化跨度較大，但8月份人工濕地系統(tǒng)穩(wěn)定以后，其去除效果穩(wěn)定，削減效應穩(wěn)定在85.6%～937%之間，這表明人工濕地對SS有較強的抗沖擊能力。

2.7人工濕地對城市降雨徑流污染物的削減效應

城市降雨徑流各污染物在人工濕地中的削減效應如圖7所示。由圖7可以看出，CODCr去除率為81.73%，SS的去除率最高，為84.32%，顯著高于其他污染物的去除率（P<005），人工濕地對BOD5和NH4+-N的去除率差異不顯著（P>0.05），人工濕地對TP的去除率最低（P<0.05），各污染物在人工濕地中的削減效應大小依次為：SS>CODCr>BOD5>NH4+-N>TN>TP。

2.8降雨徑流各污染物在人工濕地中的沿程變化

由污染物沿程變化情況（表1）可知，降雨徑流各污染物都主要在第1格被去除，其中，CODCr、TP、SS和Pb均有一半以上的削減效應發(fā)生在第1格。隨著人工濕地沿程進水濃度的增加，其削減效應逐漸下降。首先，第1格基質(zhì)及植物根系的過濾和截留作用能有效地去除大量CODCr；其次，第1格進水濃度較高，而削減效應在一定進水濃度限值內(nèi)，與其正相關；再者，進水夾帶氧氣，使得第1格內(nèi)微生物活性水平較高，好氧、厭氧區(qū)分層明顯，有利于CODCr及TN、TP等營養(yǎng)物質(zhì)被吸收。此外，沿程相鄰兩格進水濃度差值逐漸減小，削減效應的差異也逐漸縮小，表明隨著污染物負荷的減小，對削減效應的影響減弱。

水流狀態(tài)下人工濕地第1格、第3格TN、NH4+-N削減效應較大，是由于隨著水流的下滲，水面復氧加劇，使單元格內(nèi)同時存在明顯的好氧、厭氧區(qū)域，使得硝化、反硝化過程能同時、快速地進行，從而加大了氮的去除力度。而反硝化過程亦會由于有機碳源的不足而受限。故在保證氧氣和碳源供給的情況下，濕地系統(tǒng)沿程能有效發(fā)揮脫氮作用。TP在第1格中的削減效應為43.96%，與后續(xù)3格差異較大，沿程趨勢減弱。這是由于濕地系統(tǒng)運行不到1年時間，基質(zhì)吸附未達到飽和狀態(tài)，故在第1格就取得較大削減效應。隨著TP濃度迅速降低，其后續(xù)進水中TP濃度及污染負荷較低，故削減效應也迅速降低。SS也是在濕地系統(tǒng)的前端就得到了有效去除，在最后2格中幾乎沒有削減效應。

3結論與討論

人工濕地主要通過植被的截流、過濾以及微生物的新陳代謝等活動凈化水質(zhì)，通常情況下人工濕地基質(zhì)均為孔隙度較高的礫石，為微生物提供了更多的掛膜空間[1-3]。本研究中人工濕地基質(zhì)為爐渣和泥沙，爐渣和泥沙能夠避免土壤系統(tǒng)表面的短流，多孔擴大了表面積，有利于微生物的代謝活動，增強了人工濕地的去除效果[5，7-8]。綜合人工濕地植被對城市降雨徑流各污染物削減效應來看，人工濕地對TP的削減效應最低，P的去除主要以吸附為主，隨泥沙顆粒在介質(zhì)中被截留，通過植被吸收、物理化學作用及微生物降解3個方面作用去除，通過微生物的作用和植被的輸氧作用形成了氧化態(tài)的根區(qū)，為好氧、兼性和厭氧微生物提供了各自適宜的生境，其過程受濕地內(nèi)pH值、Al、Fe、Ca和基質(zhì)磷本底值等因素的影響。而本試驗人工濕地內(nèi)pH值近于中性，又選用Ca、Fe較高的石灰石和高爐渣作為濕地基質(zhì)填料，使磷以不溶性 Ca-P、Fe-P沉淀為主；當吸附位點飽和后，吸附作用將停止甚至在進水濃度較低時基質(zhì)會釋放磷，基質(zhì)在某種程度上相當于一個“磷緩沖容器”以調(diào)節(jié)水中的磷濃度[20]。對于監(jiān)測期間獲得穩(wěn)定的高削減效應，主要為濕地基質(zhì)如石灰石和高爐渣具有較高的吸附沉淀能力，另外植物根系輸氧和水面復氧使?jié)竦叵到y(tǒng)中存在好氧、厭氧交替的微環(huán)境，為微生物過量積累磷提供可能。endprint

人工濕地N循環(huán)較為復雜，主要通過氨的揮發(fā)、硝化、反硝化過程、介質(zhì)的吸附、微生物固氮和以及氮的遷移轉(zhuǎn)化得以去除；對NH4+-N的去除主要是通過好氧微生物的降解，硝化和反硝化作用是人工濕地凈化N的主要途徑[4-5]。本研究中人工濕地植被對氮素的削減效應較好，對TP的去除效果最差，說明濕地植被對生活污水中氮素的吸收效果較好，這主要是通過人工濕地植被的截流、過濾以及微生物的新陳代謝過程得以去除，人工濕地植被新生根系的須根較多，有利于根區(qū)微生物的著生，通過硝化和反硝化途徑凈化的N數(shù)量相對較少，從長期角度出發(fā)微生物硝化和反硝化作用是人工濕地凈化N的主要途徑，優(yōu)選根系發(fā)達的植被是提高該系統(tǒng)N削減效應的重要措施之一，這與前人的研究結果[13，20-21]一致；而對TN、NH4+-N的去除機理基本一致。鐘成華等認為這是由于系統(tǒng)中厭氧主導，不能提供良好的硝化環(huán)境，不能產(chǎn)生大量反硝化作用底物亞硝酸鹽和硝酸鹽，從而抑制反硝化作用[22]。由進出水NH4+-N/TN值可知，人工濕地復氧能力欠佳，濕地系統(tǒng)中氨化作用及硝化作用較弱，從而反硝化過程受阻，導致TN出水濃度較高；TN出水能達到或接近地表Ⅲ類水標準，NH4+-N出水則優(yōu)于地表Ⅲ類水標準。SS的削減效應還關系到有機物及氮、磷的去除，因為進水中會有部分有機物及氮、磷黏附在SS表面，且隨SS被過濾、攔截等作用而被截留于濕地系統(tǒng)中，最終被微生物或植物等所利用而去除。

與此同時，人工濕地植被對TN、TP、SS、BOD5、CODCr和NH4+-N削減效應的標準差較大，說明環(huán)境因子對進水中各項指標的削減效應有較大的影響。由此可知，優(yōu)選根系發(fā)達、生物量較大、富集污染元素較強的植被構建各種植被組合的人工濕地是凈化水質(zhì)的關鍵措施，對于人工濕地應該選用凈化污水能力較強的植被，一方面可以提高人工濕地對污染物的去除效率；另一方面可以減少引用外來植被的投資成本，還可以避免引用外來植被造成的生物入侵危險，同時也說明了人工濕地不同植被對污染物的去除效果和機理不同。人工濕地植被對TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr的削減效應在1—3月份較小，這時植被生長較為緩慢，未與基質(zhì)、土壤等形成完整的去污生態(tài)系統(tǒng)，人工濕地吸收作用并未表現(xiàn)出來；穩(wěn)定期（9月份）植被迅速生長和繁殖，去除效果也更加明顯，后期各項生長指標均達到最大，這個時期對TN、TP、NH4+-N、BOD5、CODCr的去除效果最為明顯；11月份以后，植被密度達到最大，缺乏有限的空間和資源，地面部分開始枯黃、根系也逐漸潰爛，凈化水質(zhì)效果緩慢下降。

人工濕地整合協(xié)調(diào)了基質(zhì)-微生物-植被的凈化機理，由于基質(zhì)吸附凈化能力有一定限度，隨著時間的推移，基質(zhì)的吸附凈化容量要飽和，一旦基質(zhì)的吸附容量達到飽和，則不能重復利用，而具有凈化污染物能力的植被資源可以重復利用。植被在人工濕地中發(fā)揮著重要作用，不僅可以直接攝取和利用污染物的營養(yǎng)物質(zhì)和有機物，還能提高人工濕地的滲透系數(shù)，增強微生物活性、溶解性氧含量等，有利于各類微生物在濕地繁殖與擴散，強化人工濕地凈化能力，也可延長濕地基質(zhì)的使用期限。因此選擇生物量較大、富集污染元素較強的植被，也是提高植被系統(tǒng)凈化能力和人工濕地凈化效果的關鍵措施。對于人工濕地選用凈化污水能力較強的植被，一方面可以提高人工濕地對污染物的去除效率；另一方面可以減少引用外來植被的投資成本；但現(xiàn)實生活中人工濕地植被的構建不是靠單一類型的植被，建議依據(jù)濕地生態(tài)系統(tǒng)植被多樣性及其協(xié)同凈化作用原理來提高系統(tǒng)的凈化能力，構建各種植被組合的人工濕地充分發(fā)揮其各成分的協(xié)同作用以提高凈化污水能力，而在選擇和利用的基礎上，各種濕地植被間的生態(tài)效應和物種變異將是構建人工濕地的難點。

參考文獻：

[1]Coban O，Kuschk P，Kappelmeyer U，et al. Nitrogen transforming community in a horizontal subsurface-flow constructed wetland[J]. Water Research，2015，74：203-212.

[2]Zhi W，Ji G D. Quantitative response relationships between nitrogen transformation rates and nitrogen functional genes in a tidal flow constructed wetland under C/N ratio constraints[J]. Water Research，2014，64：32-41.

[3]Villasenor J，Capilla P，Rodrigo M A，et al. Operation of a horizontal subsurface flow constructed wetland—Microbial fuel cell treating wastewater under different organic loading rates[J]. Water Research，2013，47（17）：6731-6738.

[4]Leung H M，Duzgoren-Aydin N S，Au C K，et al. Monitoring and assessment of heavy metal contamination in a constructed wetland in Shaoguan （Guangdong Province，China）：bioaccumulation of Pb，Zn，Cu and Cd in aquatic and terrestrial components[J]. Environmental Science and Pollution Research，2017，24（10）：9079-9088.

[5]Lv T，Zhang Y，Zhang L，et al. Removal of the pesticides imazalil and tebuconazole in saturated constructed wetland mesocosms[J]. Water Research，2016，91：126-136.

[6]vila C，Bayona J M，Martín I，et al. Emerging organic contaminant removal in a full-scale hybrid constructed wetland system for wastewater treatment and reuse[J]. Ecological Engineering，2015，80：108-116.

[7]Luensmann V，Kappelmeyer U，Benndorf R A，et al. In situ protein-SIP highlights Burkholderiaceae as key players degrading toluene by para ring hydroxylation in a constructed wetland model[J]. Environmental Microbiology，2016，18（4）：1176-1186.

[8]Ding Y，Wang W，Liu X P，et al. Intensified nitrogen removal of constructed wetland by novel integration of high rate algal pond biotechnology[J]. Bioresource Technology，2016，219：757-761.endprint