劉福興，陳桂發(fā)，付子軾，楊林章，王俊力① （.上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院/上海低碳農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，上海0403；.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，江蘇 南京 004）

農(nóng)田排水溝渠是農(nóng)田灌排單元的重要組成部分[1]，是農(nóng)田面源污染物的最初匯集地和向下游水體遷移的重要通道，對(duì)下游水體環(huán)境有著重要影響[2]。與傳統(tǒng)水泥排水溝渠相比，生態(tài)溝渠由帶栽植孔的水泥渠體以及基質(zhì)和植物組成，能夠減緩流速，促進(jìn)顆粒物沉淀，有利于污染物的吸收攔截，實(shí)現(xiàn)污染物的生態(tài)攔截[3]。生態(tài)溝渠為農(nóng)業(yè)面源污染防控4R〔源頭減量（reduce）-過(guò)程阻斷（retain）-養(yǎng)分再利用（reuse）-水體修復(fù)（restore）〕技術(shù)體系中“過(guò)程阻斷”環(huán)節(jié)的重要技術(shù)[4]，在全國(guó)范圍內(nèi)被廣泛應(yīng)用。

生態(tài)溝渠作為一種特殊的濕地生態(tài)系統(tǒng)，其內(nèi)部環(huán)境條件能夠使植物維持較好生物穩(wěn)定性[5]。生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)田徑流氮磷也有較好攔截效果，研究表明，動(dòng)態(tài)進(jìn)水條件下生態(tài)溝渠氮和磷去除率分別為35.7% 和 41.0%[6]，甚至可達(dá) 74.1% 和 68.6%[7]；靜態(tài)進(jìn)水條件下則分別為58.2%和84.8%[6]，不同構(gòu)造生態(tài)溝渠對(duì)氮磷的去除率均能分別超過(guò)40%和50%[5，8-9]。但是生態(tài)溝渠構(gòu)造類(lèi)型會(huì)影響其對(duì)污染物的攔截效率，加之農(nóng)田面源污染物濃度具有較大變異性，因此亟需系統(tǒng)研究生態(tài)溝渠構(gòu)造組成對(duì)污染物削減效果及其穩(wěn)定性的影響，尋求生態(tài)溝渠最優(yōu)配置。劉福興等[10]對(duì)太湖流域平原河網(wǎng)區(qū)常用的0.80、1.05和1.30 m 3種深度的生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)業(yè)面源污染物的去除效率進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)1.30 m深的生態(tài)溝渠去除效率較高，耐沖擊負(fù)荷能力也較強(qiáng)。

沸石是一種架狀構(gòu)造的含水硅酸鹽礦物，其內(nèi)部存在大量有序排列、大小均勻、彼此貫通并與外界相連的空穴和孔道，具有良好的吸附性能[11]。結(jié)合已有工作基礎(chǔ)[10]，采用1.30 m深生態(tài)溝渠，通過(guò)模擬農(nóng)田面源尾水，比較植被（E草）、沸石填料（E填）以及采用溝底植被與沸石填料（E草+填）3種構(gòu)造生態(tài)溝渠在動(dòng)態(tài)連續(xù)進(jìn)水條件下對(duì)銨態(tài)氮（NH4+-N）、總氮（TN）、總磷（TP）和懸浮物（SS）的去除效率，并分析采用溝底植被與沸石填料的生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)田降雨徑流中氮磷的處理效果，以期為生態(tài)攔截技術(shù)應(yīng)用提供設(shè)計(jì)參考，提高生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)業(yè)面源（尤其是種植業(yè)面源）污染物攔截凈化效果。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)地點(diǎn)為上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院莊行綜合試驗(yàn)基地（30°53'N，121°23'E）生態(tài)溝渠實(shí)驗(yàn)區(qū)。研究區(qū)屬亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，多年平均降水量為1 192 mm，蒸發(fā)量為1 237 mm，年均溫為16.1°C。全年日照時(shí)數(shù)為1 900 h，無(wú)霜期為224 d。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠處理效果試驗(yàn)

生態(tài)溝渠采用同一規(guī)格，渠深為1.30 m，長(zhǎng)度為90 m，溝壁為帶孔預(yù)制板，孔內(nèi)種植狗牙根（Cyn?odon dactylon）。通過(guò)改變溝底填料和植被，設(shè)計(jì)3種不同構(gòu)造的生態(tài)溝渠：（1）植被生態(tài)溝渠，在溝底種植密度為45株·m-2的常綠苦草（Vallisneria na?tans），常綠苦草購(gòu)自上海海洋大學(xué)，該品種生物量小，無(wú)需收割；（2）填料生態(tài)溝渠，填料為粒徑為4～6 cm的沸石，采用網(wǎng)帶裝填后置于溝底，裝填厚度為0.4 m，以便于回收清洗；（3）植被與填料生態(tài)溝渠，綜合上述2種溝渠配置，在溝底同時(shí)種植常綠苦草，鋪設(shè)沸石填料。試驗(yàn)開(kāi)始前，生態(tài)溝渠穩(wěn)定一段時(shí)間并對(duì)水量進(jìn)行調(diào)試（圖1）。

于2013年7月23日開(kāi)始進(jìn)行動(dòng)態(tài)進(jìn)水試驗(yàn)，持續(xù)時(shí)間為20 d，試驗(yàn)期氣溫和降雨情況見(jiàn)圖2?？紤]到進(jìn)水水質(zhì)分布特征、處理效果、經(jīng)濟(jì)性以及表流濕地水力負(fù)荷[12]，確定溝渠表面水力負(fù)荷（N）為0.60 m3·m-2·d-1，則水深為 0.9 m，進(jìn)水流量（Q）為1.91 m3·h-1，水力停留時(shí)間（HRT）為26.5 h。試驗(yàn)進(jìn)水根據(jù)研究區(qū)農(nóng)田尾水氮磷濃度[13]，采用附近河道水加尿素和KH2PO4配置，進(jìn)水ρ（TN）為0.86～6.13 mg·L-1，ρ（TP）為0.11～0.24 mg·L-1。采樣點(diǎn)分別設(shè)置在進(jìn)水（1#）、22.5 m（2#）、45.0 m（3#）、67.5 m（4#）和出水（5#）處（圖1）。試驗(yàn)最初2 d和最后4 d每天采集1次水樣，其他時(shí)間間隔1 d采樣1次。

1.2.2 生態(tài)溝渠實(shí)際處理效果試驗(yàn)

為研究生態(tài)溝渠的實(shí)際處理效果，于2013年8月5日開(kāi)展采用溝底植被與沸石填料的生態(tài)溝渠處理農(nóng)田降雨徑流的模擬試驗(yàn)。該試驗(yàn)所用生態(tài)溝渠斷面結(jié)構(gòu)與不同構(gòu)造生態(tài)溝渠處理效果試驗(yàn)相同，總長(zhǎng)為110 m，其他規(guī)格見(jiàn)圖3。采樣點(diǎn)分別設(shè)置在進(jìn)水（1*）、填料1后（2*）、填料2后（3*）、填料3后（4*）和出水（5*）處（圖3）。模擬的1次降雨過(guò)程進(jìn)水采用附近河道水加尿素和KH2PO4配置，水深維持在0.9 m，Q為1.95 m3·h-1，HRT為28.8 h，該流量相當(dāng)于30 mm的日降雨量，屬于大雨級(jí)別。試驗(yàn)持續(xù)時(shí)間為09：30—14：00，為使模擬降雨徑流氮磷濃度符合實(shí)際，設(shè)置3個(gè)進(jìn)水時(shí)段：（1）09：30—10：10為高濃度進(jìn)水時(shí)段，進(jìn)水ρ（TN）為6.73～7.38 mg·L-1，ρ（TP）為 0.54～0.67 mg·L-1，采樣間隔 10 min；（2）10：10—11：40為中濃度進(jìn)水時(shí)段，進(jìn)水ρ（TN）為3.82～4.97 mg·L-1，ρ（TP）為0.40～0.49 mg·L-1，采樣間隔20 min；（3）11：40—14：00為低濃度進(jìn)水時(shí)段，進(jìn)水 ρ（TN）為 2.33～3.05 mg·L-1，ρ（TP）為 0.32～0.44 mg·L-1，采樣間隔30 min。

圖1 生態(tài)溝渠斷面規(guī)格、取樣斷面設(shè)置、填料平面布置圖和實(shí)際照片F(xiàn)ig.1 Sectional construction of the ecological ditches，set-up of sampling section，fillers arrangement and actual pictures

圖2 試驗(yàn)期間平均日溫和降雨量變化Fig.2 Mean daily air temperature and rainfall during the experimental period

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用污染物去除效率的變異系數(shù)表征污染物處理效果的穩(wěn)定性，變異系數(shù)為標(biāo)準(zhǔn)偏差除以實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)平均值。采用SPSS 22.0軟件數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，采用Sigmaplot 12.0軟件制圖。

圖3 實(shí)際應(yīng)用生態(tài)溝渠填料位置及采樣點(diǎn)位Fig.3 Setting up and sampling points of actual ecological ditches

2 結(jié)果與分析

2.1 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)田面源污染物的處理效果

不同構(gòu)造生態(tài)溝渠中ρ（NH4+-N）、ρ（TN）、ρ（TP）和ρ（SS）變化見(jiàn)圖4。進(jìn)水ρ（NH4+-N）為0.17～1.23 mg·L-1，平均值為0.67 mg·L-1；生態(tài)溝渠E草、E填和E草+填出水 ρ（NH4+-N）平均值分別為0.20、0.25和0.17 mg·L-1。表1顯示，生態(tài)溝渠E草、E填和E草+填對(duì)-N平均總?cè)コ史謩e為64.9%、62.8%和70.3%，且E草+填的變異系數(shù)最小（16.7%），可見(jiàn)E草+填對(duì)-N的處理效果較好，去除效率較為穩(wěn)定，但不同構(gòu)造溝渠間處理效果差異不顯著（P=0.590）。

生態(tài)溝渠E草+填對(duì)TN的處理效果最好，出水ρ（TN）平均值為0.54 mg·L-1；平均去除率為70.6%，高于E草（63.1%）和E填（53.2%）。3種生態(tài)溝渠平均對(duì)TN的去除率之間差異顯著（P=0.006）。E填對(duì)TN的去除效率相對(duì)較低，但處理效果比較穩(wěn)定（變異系數(shù)為19.1%）。

3種生態(tài)溝渠對(duì)TP的去除效率均較高，平均去除率分別為71.8%（E草）、73.7%（E填）和74.3%（E草+填），差異不顯著（P=0.724）。處理效果以E草+填最為穩(wěn)定（變異系數(shù)為7.9%），其次為E填（變異系數(shù)為8.7%）。生態(tài)溝渠E草、E填和E草+填出水ρ（TP）變化范圍分別為0.02～0.10、0.04～0.06和0.04～0.06 mg·L-1。

3種生態(tài)溝渠對(duì)SS的平均去除率差異顯著（P=0.022），分別為60.8%（E草）、64.1%（E填）和80.2%（E草+填）。E草、E填、E草+填出水 ρ（SS）平均值分別為18.1、17.7和 9.6mg·L-1，遠(yuǎn)低于進(jìn)水ρ（SS）的 49.1 mg·L-1。整體上，生態(tài)溝渠E草+填對(duì)SS的處理效果最好且最穩(wěn)定，變異系數(shù)為13.8%。

圖4 生態(tài)溝渠中銨態(tài)氮（NH4+-N）、總氮（TN）、總磷（TP）和懸浮物（SS）濃度變化Fig.4 Dynamic change in concentration of NH4+-N，TN，TP and SS in ecological ditches relative to construction

表1 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)田面源污染物的去除效率和變異系數(shù)以及溝渠間差異Table 1 Removal efficiency of pollutants from non-point source pollution,coefficient variation and P-values relative to con?struction of the ditches

2.2 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠沿程處理效果

生態(tài)溝渠用于主要攔截農(nóng)田排水中的氮和磷。對(duì)進(jìn)水濃度較高〔ρ（TN）≥2 mg·L-1，ρ（TP）≥0.2 mg·L-1〕條件下，TN和TP沿生態(tài)溝渠長(zhǎng)度的濃度變化進(jìn)行分析。圖5顯示，隨著沿生態(tài)溝渠長(zhǎng)度的增加，3種生態(tài)溝渠中ρ（TN）和ρ（TP）均呈指數(shù)遞減變化趨勢(shì)。E填和E草+填的ρ（TN）與溝渠長(zhǎng)度間遞減規(guī)律擬合較好，擬合方程相關(guān)系數(shù)分別為0.973 3和0.996 3。E草和E填的ρ（TP）與溝渠長(zhǎng)度間遞減規(guī)律擬合較好，相關(guān)系數(shù)分別為0.967 8和0.991 3，而E草+填的ρ（TP）沿生態(tài)溝渠長(zhǎng)度的波動(dòng)相對(duì)較大，特別是在45.0 m處明顯增加。

將出水ρ（TN）和ρ（TP）定為GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中V類(lèi)水（湖庫(kù)），即ρ（TN）為2 mg·L-1，ρ（TP）為0.2 mg·L-1，根據(jù)擬合方程計(jì)算得到生態(tài)溝渠E草、E填和E草+填出水ρ（TN）達(dá)標(biāo)時(shí)所需長(zhǎng)度分別為27.4、58.0和34.1 m，ρ（TP）達(dá)標(biāo)時(shí)所需長(zhǎng)度分別為4.9、4.4和2.5 m。綜合而言，當(dāng)進(jìn)水濃度一致時(shí)，生態(tài)溝渠E草處理TN所需長(zhǎng)度較短，其次為E草+填；E草+填處理TP所需長(zhǎng)度相對(duì)較短。

圖5 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠中總氮（TN）和總磷（TP）沿程濃度變化Fig.5 Dynamic change in concentration of TN and TP along the ditches relative to construction

2.3 實(shí)際應(yīng)用生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)田降雨徑流中氮磷的處理效果

實(shí)際應(yīng)用中生態(tài)溝渠對(duì)降雨徑流過(guò)程中TN和TP的攔截效果，模擬結(jié)果見(jiàn)圖6。

圖6 實(shí)際應(yīng)用生態(tài)溝渠處理農(nóng)田降雨徑流中總氮（TN）和總磷（TP）濃度變化Fig.6 Dynamic change in concentration of TN and TP in actual ecological ditch treating farmland rainfall runoff

總體來(lái)看，隨溝渠長(zhǎng)度增加，降雨徑流中ρ（TN）和ρ（TP）逐漸降低，各采樣點(diǎn)ρ（TN）和ρ（TP）基本表現(xiàn)為1*＞2*＞3*＞4*＞5*。在高、中、低濃度3個(gè)進(jìn)水時(shí)段實(shí)際應(yīng)用生態(tài)溝渠均呈隨溝渠長(zhǎng)度增加，TN和TP的去除效率逐漸升高的趨勢(shì)（表2）。

從不同時(shí)段對(duì)TN的處理效果可以看出，在高、中和低濃度3個(gè)進(jìn)水時(shí)段，2*、3*和4*采樣點(diǎn)TN去除效率差異不顯著，而出水處（5*采樣點(diǎn)）去除效率差異顯著（P=0.014），3個(gè)進(jìn)水時(shí)段TN最終去除效率平均值分別為46.1%、55.1%和58.0%；在高濃度時(shí)段時(shí)各采樣點(diǎn)的TN去除率變異系數(shù)變化相對(duì)最小，去除穩(wěn)定性最好。從不同時(shí)段對(duì)TP的處理效果可以看出，在3個(gè)進(jìn)水時(shí)段間各采樣點(diǎn)TP去除效率均差異顯著（P＜0.05），高、中、低濃度時(shí)段出水去除效率平均值分別為41.9%、25.3%和28.8%，在高濃度進(jìn)水時(shí)段時(shí)各采樣點(diǎn)TP處理效果和穩(wěn)定性均為最佳。

3 討論

3.1 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠對(duì)農(nóng)田面源污染物的去除途徑

生態(tài)溝渠是一種特殊的濕地生態(tài)系統(tǒng)[15]，在人工濕地系統(tǒng)中，NH4+-N主要去除途徑包括硝化作用、基質(zhì)吸附、植物吸收和氨揮發(fā)等[13]。筆者研究發(fā)現(xiàn)不同構(gòu)造生態(tài)溝渠對(duì)NH4+-N處理效果差異不顯著，但生態(tài)溝渠E草的NH4+-N去除效率比生態(tài)溝渠E填略有增加，說(shuō)明植物對(duì)NH4+-N的吸收攔截作用比填料的吸附截留作用稍強(qiáng)。也有研究表明，通過(guò)植物吸收和氨揮發(fā)的除氮量占比不足20%[16]，硝化與反硝化作用才是除氮的主要途徑[17]。在生態(tài)溝渠E草+植中，植被與填料的相互作用增強(qiáng)了兩者對(duì)NH4+-N的處理效果。與NH4+-N情況一致，生態(tài)溝渠E草的TN去除效率比E填要高，這說(shuō)明與填料相比，植物的存在會(huì)增加顆粒物的沉淀，從而在TN處理效果上起作用。研究表明，填料對(duì)氮的去除主要依賴(lài)吸附作用[11]，吸附過(guò)程為先快后慢，若吸附位點(diǎn)部分或全部飽和，吸附則基本趨于平衡狀態(tài)，后期還會(huì)出現(xiàn)少量釋放現(xiàn)象[18]，這可能是試驗(yàn)后期生態(tài)溝渠E填出水ρ（TN）相對(duì)較高（圖4）的原因。懸浮物的沉降以及基質(zhì)和底泥的吸附是生態(tài)溝渠除磷的主要途徑[19]。有研究表明，進(jìn)水 ρ（TP）決定磷的首要去除途徑，若進(jìn)水ρ（TP）＞0.5 mg·L-1，主要去除途徑為填料吸附及化學(xué)沉淀；若進(jìn)水ρ（TP）＜0.25 mg·L-1，主要去除途徑則為微生物降解[20]。筆者研究中進(jìn)水ρ（TP）較低，在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中ρ（TP）均＜0.25 mg·L-1，這表明3種構(gòu)造溝渠中TP的去除途徑主要為微生物降解。徑流中懸浮物不僅是水體污染物，還會(huì)通過(guò)吸附、絡(luò)合等作用成為其他污染物的載體[21]。研究表明，沉積作用是有效降低出水 ρ（SS）的截留方式[21]，筆者研究中植被和填料的相互作用顯著加強(qiáng)沉積作用，提高溝渠對(duì)SS去除效率。筆者試驗(yàn)開(kāi)始前2 d有0.1 mm降雨，雖然有研究表明較大降雨對(duì)溝渠中的氮磷濃度有重要影響[22]，但試驗(yàn)過(guò)程中降雨量較小，故降雨對(duì)筆者試驗(yàn)結(jié)果的影響可忽略。

表2 實(shí)際應(yīng)用生態(tài)溝渠對(duì)降雨徑流中氮磷的去除效率和變異系數(shù)以及時(shí)段間差異Table 2 Removal efficiency of nitrogen and phosphorus in farmland rainfall runoff,coefficient variation and P-values rela?tive to time in actual ecological ditches

3.2 不同構(gòu)造生態(tài)溝渠的沿程處理效果與效益分析

從主要污染物沿生態(tài)溝渠長(zhǎng)度的濃度變化可以看出，隨著溝渠長(zhǎng)度增加，TN、TP濃度逐漸降低，說(shuō)明污染物在生態(tài)溝渠中的遷移具有規(guī)律性，這與余紅兵等[22]研究結(jié)果一致。筆者研究擬合曲線(xiàn)表明，3種構(gòu)造生態(tài)溝渠的前段對(duì)TN、TP處理效果較好，后段可能是由于污染物濃度已經(jīng)較低，處理效果并不明顯，這與陳海生等[23]研究結(jié)果類(lèi)似。研究表明，溝渠系統(tǒng)本身具有抗沖擊的可修復(fù)能力，在外界條件作用下具有不穩(wěn)定特征[24]，這可能是生態(tài)溝渠E草+填中ρ（TP）隨遷移距離變化不規(guī)律的原因。生態(tài)溝渠E草+填在45.0 m處ρ（TP）顯著增加，這可能與污染源或該段填料對(duì)TP的吸附飽和再釋放有關(guān)[18]，需要開(kāi)展后續(xù)試驗(yàn)深入探討。筆者研究計(jì)算得到進(jìn)水濃度較高情況下，出水TN、TP濃度達(dá)到地表水Ⅴ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，不同構(gòu)造生態(tài)溝渠的適宜長(zhǎng)度。綜合TN、TP的處理效果來(lái)看，與TP相比，處理TN所需溝渠長(zhǎng)度較長(zhǎng)，這可能與污染物初始濃度有關(guān)。3種構(gòu)造生態(tài)溝渠相比，處理TN時(shí)，雖然生態(tài)溝渠E草所需長(zhǎng)度較短，但生態(tài)溝渠E草+填的處理效果較高；從經(jīng)濟(jì)效益上看，生態(tài)溝渠E草+填需要購(gòu)置沸石填料，沸石按價(jià)格為500 元·t-1、密度為2.0 g·cm-3計(jì)算，同樣建造30 m溝渠，生態(tài)溝渠E草+填需比E草多購(gòu)置0.8 m3（1.6 t）沸石，多投入800元。綜合TP的處理效果來(lái)看，生態(tài)溝渠E草+填所需長(zhǎng)度相對(duì)最短，處理效果相對(duì)較高，所以應(yīng)根據(jù)實(shí)際情況和主要污染物選擇溝渠構(gòu)造。從環(huán)境效益上看，按照每667 m2水稻耗水1 500 m3計(jì)算，生態(tài)溝渠E草可減少農(nóng)田徑流中污染物排放2.12 kg TN和0.20 kg TP〔進(jìn)水平均ρ（TN）為2.24 mg·L-1，去除率為63.1%；進(jìn)水平均ρ（TP）為 0.19 mg·L-1，去除率為 71.8%〕，E草+填可減少2.37 kg TN和0.21 kg TP（TN去除率為70.6%，TP去除率為74.3%），均可有效減少對(duì)周邊水環(huán)境的污染。長(zhǎng)江中下游地區(qū)（如太湖流域）水網(wǎng)密布，農(nóng)村經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)，化肥施用量高，宜選擇合適的生態(tài)溝渠來(lái)強(qiáng)化凈化農(nóng)業(yè)面源污染物，減輕水體污染負(fù)荷。

3.3 農(nóng)田降雨徑流對(duì)生態(tài)溝渠處理效果的影響

降雨時(shí)產(chǎn)生的徑流排入溝渠會(huì)造成氮、磷污染，降雨過(guò)程中徑流氮、磷濃度會(huì)呈由高到低的趨勢(shì)，這是由于降雨初期污染物主要受沉積作用的影響，在短時(shí)間內(nèi)污染物與被沖刷流失的泥土等結(jié)合而沉積下來(lái)所致。在灌溉和降雨條件下生態(tài)溝渠氮磷輸出特征研究結(jié)果表明，其對(duì)TN、TP的去除率達(dá)64%和70%[22]。而筆者模擬降雨徑流試驗(yàn)中，高、中和低濃度3個(gè)進(jìn)水時(shí)段時(shí)生態(tài)溝渠對(duì)TN、TP的去除率均沒(méi)達(dá)到該比例，這可能是因?yàn)樯鷳B(tài)溝渠對(duì)徑流氮磷攔截處理效果因污染物進(jìn)入量和降雨強(qiáng)度差異導(dǎo)致。有研究表明溝渠進(jìn)水ρ（TN）的變化對(duì)其去除率影響不大[25]，這與筆者研究結(jié)果不同。筆者研究發(fā)現(xiàn)，進(jìn)水濃度不同條件下，生態(tài)溝渠中各采樣點(diǎn)TN去除率差異不顯著，而出水TN去除率差異顯著（P=0.014）。研究表明，進(jìn)水ρ（TP）對(duì)溝渠磷處理效果有影響[6]，進(jìn)水ρ（TP）濃度越高，填料對(duì)磷的吸附作用越強(qiáng)，處理效果越好。總體來(lái)看，110 m長(zhǎng)采用溝底植被與沸石填料的生態(tài)溝渠在低污染物濃度條件下對(duì)徑流TN最終處理效果較好，在高污染物濃度條件下對(duì)徑流TP處理效果較好，而高濃度時(shí)段去除穩(wěn)定性較好。

4 結(jié)論

（1）在相同動(dòng)態(tài)進(jìn)水濃度條件下，生態(tài)溝渠E草、E填和E草+填對(duì)農(nóng)田面源污染物NH4+-N、TN、TP和SS均有較好的處理效果。與生態(tài)溝渠E草和E填相比，生態(tài)溝渠E草+填對(duì)NH4+-N、TN、TP和SS的去除效率均相對(duì)較高，分別達(dá)到70.3%、70.6%、74.3%和80.2%，穩(wěn)定性也相對(duì)較強(qiáng)。溝渠中ρ（TN）和ρ（TP）隨遷移距離呈指數(shù)降低趨勢(shì)。

（2）植被與填料生態(tài)溝渠對(duì)模擬降雨徑流的實(shí)際處理效果因進(jìn)水濃度不同而存在顯著差異，進(jìn)水污染物低濃度條件下對(duì)TN處理效果較好；對(duì)高TP濃度的處理效果顯著高于低濃度時(shí)，且較短的生態(tài)溝渠距離（25 m）就能達(dá)到較好的效果。

（3）實(shí)際應(yīng)用過(guò)程中，要根據(jù)生態(tài)溝渠的最大排水量，結(jié)合種植結(jié)構(gòu)、田塊排水口位置和與排入水體位置關(guān)系等，因地制宜進(jìn)行設(shè)計(jì)，以期實(shí)現(xiàn)在有限空間中處理效果和生態(tài)效應(yīng)的最大化。

生態(tài)溝渠是與農(nóng)田密切聯(lián)系的線(xiàn)型濕地系統(tǒng)，利用了土壤、植被、填料和水體自身的綜合作用。筆者雖然對(duì)主要污染物的處理效果和沿程分布進(jìn)行研究，但在填料選擇、空間設(shè)置間隔和容積占比等方面仍需要進(jìn)一步研究，以期為不同工況條件下，生態(tài)溝渠的設(shè)計(jì)、運(yùn)行及維護(hù)提供參數(shù)。同時(shí)，在植被-填料協(xié)同作用的機(jī)制方面，仍有待進(jìn)一步研究。