夏夢(mèng)華，劉銘羽，郭寧寧，葉 磊，李 希，李裕元，張滿意，吳金水

(1.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所/ 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 410125；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；3.湖南師范大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410006；4.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)工學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410128)

隨著點(diǎn)源污染逐步得到有效控制，面源污染問題已成為引起水環(huán)境質(zhì)量下降及水生態(tài)環(huán)境惡化的主要原因，而農(nóng)業(yè)面源污染防治是面源污染治理最重要的環(huán)節(jié)[1]，其中高密度畜禽養(yǎng)殖及過(guò)量施肥導(dǎo)致的氮流失是形成農(nóng)業(yè)面源污染的主要原因[2]。養(yǎng)殖廢水因?yàn)榕潘看?、排水時(shí)間相對(duì)集中、氮磷負(fù)荷高等原因，難以得到快速有效的處理和利用，因此逐步演化成農(nóng)村環(huán)境污染中的主要問題[3-4]。

養(yǎng)豬廢水是一種高負(fù)荷的有機(jī)廢水[5]，同時(shí)也是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中寶貴的肥力資源，其處理技術(shù)主要包括厭氧處理技術(shù)、好氧處理技術(shù)和人工濕地處理技術(shù)[6]。其中前2項(xiàng)技術(shù)主要應(yīng)用于大規(guī)模的工廠化處理，優(yōu)點(diǎn)主要在于集中程度高、占地少，但也存在不足之處：工程建設(shè)和運(yùn)行成本較高[7]。人工濕地處理技術(shù)具有投資少、氮磷資源回收利用效率高等特點(diǎn)，在農(nóng)村分散型養(yǎng)豬廢水處理方面受到更多青睞。人工濕地中氮的去除方式主要包括微生物轉(zhuǎn)化、植物吸收、基質(zhì)吸附和氨揮發(fā)等[8]，其中硝化-反硝化作用是人工濕地系統(tǒng)最主要的脫氮過(guò)程，通常占系統(tǒng)氮去除總量的66%～80%[9]，植物直接吸收對(duì)脫氮量的貢獻(xiàn)一般不大(2%～43%)[10-11]，但能通過(guò)根系泌氧、生化反應(yīng)酶的釋放以及改變水力傳輸特征等方面間接促進(jìn)氮的去除[12]，因此，不同植物構(gòu)建的濕地系統(tǒng)有不同的脫氮特征。

目前關(guān)于濕地植物對(duì)污水的脫氮能力研究已較多[13-14]，但關(guān)注點(diǎn)多集中在中低負(fù)荷污水的凈化或植物對(duì)某種元素的吸附累積能力上，且以室內(nèi)模擬試驗(yàn)居多，濕地植物對(duì)高負(fù)荷養(yǎng)豬廢水的具體耐受情況以及系統(tǒng)內(nèi)的氮去向特征研究較少。遴選適當(dāng)?shù)臐竦刂参飳?duì)于養(yǎng)豬廢水的低成本生態(tài)治理具有重要的理論價(jià)值；明確氮去向并探尋影響其去向的關(guān)鍵因素則有利于提高人工濕地對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的利用率?；诖耍P者通過(guò)野外小區(qū)控制試驗(yàn)，研究了由美人蕉(Cannaindica)、梭魚草(Pontederiacordata)、黃菖蒲(Irispseudacorus)3種生物量較大的挺水植物構(gòu)建的表面流人工濕地對(duì)養(yǎng)豬廢水(沼液)的脫氮特征及機(jī)理，以期為濕地植物的遴選提供理論依據(jù)，為養(yǎng)豬廢水的生態(tài)治理提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)在湖南省長(zhǎng)沙縣金井鎮(zhèn)中國(guó)科學(xué)院長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站(113°20′4.75″ N, 28°33′4.01″ E)進(jìn)行。研究區(qū)屬典型亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候區(qū)，多年平均氣溫為17.2 ℃，全年無(wú)霜期為260～300 d，年日照時(shí)數(shù)為1 600～1 800 h，年平均降水量約為1 300 mm。

1.2 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)小區(qū)設(shè)置在野外，小區(qū)由混凝土建成，底部及四周均做防滲處理，長(zhǎng)×寬×深為80 cm×50 cm×40 cm，在距底部26 cm高處開直徑為2 cm的排水孔2個(gè)，以保證各小區(qū)正常排水。小區(qū)底泥采用當(dāng)?shù)氐湫退就粒寥郎傲?粒徑>0.05 mm)和黏粒(粒徑<0.002 mm)含量w分別為41.6%和10.0%。土壤質(zhì)地為粉砂壤[15]，土壤容重約為1.21 g·cm-3，w(總有機(jī)碳)約為 10.6 g·kg-1，w(全氮)、w(全磷)及w(全鉀)分別為1.2、0.4和22.5 g·kg-1。試驗(yàn)所用養(yǎng)豬廢水取自長(zhǎng)沙縣開慧鎮(zhèn)錫福村某小型養(yǎng)豬場(chǎng)，豬場(chǎng)總占地面積約為5 800 m2，存欄數(shù)量約為1 500頭，廢水產(chǎn)生量約為15 t·d-1。試驗(yàn)所用廢水為經(jīng)過(guò)厭氧池預(yù)處理過(guò)的養(yǎng)豬廢水沼液，但沼液中殘留的COD為1 700 mg·L-1,ρ(氮)為370 mg·L-1,ρ(磷)為65 mg·L-1。試驗(yàn)所用植物均為當(dāng)?shù)爻Ｒ娗颐忍Y再生能力較強(qiáng)的挺水植物。幼苗在花卉市場(chǎng)統(tǒng)一購(gòu)買，株高控制在(60±5) cm。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)美人蕉、梭魚草、黃菖蒲3個(gè)處理組及1個(gè)對(duì)照(無(wú)植物)，每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)，共12個(gè)小區(qū)，采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)。試驗(yàn)開始前，先在每個(gè)小區(qū)底部填充過(guò)3 mm孔徑篩的水稻土12 cm作為人工濕地植物定植底泥，植物種植密度為35 叢·m-2，初期控制植物種苗濕重約為4.1 kg·m-2。植物定植后加水并淹沒土壤，培養(yǎng)10 d，待植物成活并穩(wěn)定生長(zhǎng)后正式開始試驗(yàn)。試驗(yàn)階段為2018年9—11月，周期為50 d，試驗(yàn)期間使用蠕動(dòng)泵(LabV3)從儲(chǔ)水池持續(xù)進(jìn)水，并根據(jù)天氣情況定期加水以補(bǔ)充蒸散發(fā)耗水量，小區(qū)進(jìn)水量為8 L·d-1，即進(jìn)水負(fù)荷約為20 L·m-2·d-1，水力停留時(shí)間為7 d。

1.4 樣品采集與分析方法

在試驗(yàn)開始前采集底泥及植物樣品背景值，之后定期采集進(jìn)出水、底泥和植物樣品。

水樣的采集與分析：水樣每7 d采集1次，在試驗(yàn)小區(qū)出水口及中心分別取樣，混合后作為待測(cè)樣品，保存于100 mL塑料方瓶中，同時(shí)采集儲(chǔ)水池內(nèi)原液。分別測(cè)定氨氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)和總氮(TN)濃度，NH4+-N和NO3--N濃度離心過(guò)濾后取上清液,用 AA3 流動(dòng)分析儀測(cè)定；TN濃度采用堿性過(guò)硫酸鉀消解-流動(dòng)注射儀法測(cè)定。此外，用雷磁DDB-303A便攜式電導(dǎo)率儀現(xiàn)場(chǎng)實(shí)時(shí)測(cè)定水體電導(dǎo)率(EC)，用哈希便攜式水質(zhì)分析儀(HQ40d)測(cè)定水溫(T)及溶解氧(DO)濃度，用梅特勒-托利多pH計(jì)(FE20)測(cè)定pH值。

植物樣品的采集與分析：分別于試驗(yàn)開始前和結(jié)束時(shí)稱量并換算各小區(qū)植物及根系生物總量(以干重計(jì))。植物樣每14 d采集1次，選擇長(zhǎng)勢(shì)良好且有代表性的植株帶底泥切出，于實(shí)驗(yàn)室內(nèi)清洗干凈，分根、莖、葉剪碎裝于信封袋內(nèi)，置于105 ℃烘箱中殺青30 min，于80 ℃條件下烘至恒重，研磨、過(guò)0.42 mm孔徑篩后裝于自封袋保存，用于植物TN含量測(cè)定，測(cè)定方法為H2SO4-H2O2消煮-半微量凱氏定氮法。

底泥樣品的采集與分析：底泥樣每14 d采集1次，與植物樣采集同步進(jìn)行，使用土鉆進(jìn)行采集，取樣深度與小區(qū)填土厚度一致，每個(gè)小區(qū)沿對(duì)角線等距離取三鉆底泥，裝自封袋帶回實(shí)驗(yàn)室，風(fēng)干部分過(guò)1.7 mm孔徑篩去除植物根系。樣品分為2份：一份鮮樣用自封袋保存在4 ℃冰箱中，用于測(cè)定底泥pH值、含水率、NH4+-N及NO3--N含量；另一部分進(jìn)一步自然風(fēng)干，經(jīng)研磨、過(guò)0.15 mm孔徑篩后4 ℃ 條件下保存，用于測(cè)定土壤TN含量。NH4+-N及NO3--N含量采用氯化鉀浸提-流動(dòng)注射儀法測(cè)定；土壤TN含量經(jīng)H2SO4消解后，用半微量凱氏定氮法測(cè)定。

1.5 計(jì)算方法與數(shù)據(jù)分析

人工濕地中污染物去除效率(R)計(jì)算方法為

R=(Ci0-Ci)/Ci0×100 。

(1)

式(1)中，Ci0為人工濕地第i次采樣時(shí)儲(chǔ)水池原液質(zhì)量濃度，mg·L-1；Ci為人工濕地第i次采樣出水質(zhì)量濃度，mg·L-1。

人工濕地單位面積平均氮去除負(fù)荷(Qw)計(jì)算方法為

(2)

式(2)中，Qw為人工濕地單位面積平均氮去除負(fù)荷，g·m-2·d-1；n為采樣次數(shù)(7次)；i為采樣頻次；V為濕地中水體有效體積，m3；t為水力停留時(shí)間，d；S為濕地有效面積，m2。

人工濕地單位面積底泥平均氮吸附量(Qs)計(jì)算方法為

(3)

式(3)中，Qs為人工濕地單位面積底泥平均氮吸附量，g·m-2·d-1；ρb為底泥容重，g·cm-3；V為濕地內(nèi)土壤體積，m3；Cs為試驗(yàn)結(jié)束時(shí)底泥TN含量，g·kg-1；Cs0為試驗(yàn)開始時(shí)底泥TN背景含量，g·kg-1；D為試驗(yàn)天數(shù)，d；1 000為單位換算系數(shù)。

人工濕地單位面積植物平均氮吸收量(Qp)計(jì)算方法為

Qp=(PC×PB-PC0×PB0)/D。

(4)

式(4)中，Qp為人工濕地單位面積植物平均氮吸收量，g·m-2·d-1；PB為試驗(yàn)結(jié)束時(shí)單位面積植物干重，kg·m-2；PC為試驗(yàn)結(jié)束時(shí)植株內(nèi)氮含量，g·kg-1；PB0為試驗(yàn)開始時(shí)單位面積植物干重，kg·m-2；PC0為試驗(yàn)開始時(shí)植株內(nèi)氮含量，g·kg-1。

廢水pH值約為7.8，因此氨揮發(fā)氮損失量可忽略不計(jì)[16]，扣除植物吸收量、底泥吸附量，其他形式氮去除均算入微生物去除途徑，試驗(yàn)期人工濕地單位面積微生物轉(zhuǎn)化作用下氮去除量(Qm)采用下式進(jìn)行估算[17]：

Qm=Qw-Qs-Qp。

(5)

式(5)中，Qm為人工濕地單位面積微生物轉(zhuǎn)化作用下氮去除量，g·m-2·d-1。

采用Microsoft Excel 2010軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，SPSS 22.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，Origin 2019b軟件進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 養(yǎng)豬廢水中TN、NH4+-N及NO3--N的去除效果

試驗(yàn)小區(qū)進(jìn)水ρ(TN)和ρ(NH4+-N)分別為318～391和296～368 mg·L-1，試驗(yàn)期內(nèi)平均去除率大小順序均為梭魚草>黃菖蒲>美人蕉>對(duì)照，TN平均去除率分別為56%、53%、42%和31%，平均出水質(zhì)量濃度為156、166、205和243 mg·L-1(圖1)；NH4+-N平均去除率分別為57%、53%、48%和32%，平均出水質(zhì)量濃度為137、156、166和215 mg·L-1(圖2)。梭魚草和黃菖蒲處理TN和NH4+-N去除率均與對(duì)照差異顯著(P<0.05)。此外，不同處理的TN和NH4+-N去除率均隨時(shí)間推移呈下降趨勢(shì)，其中9月21日—10月15日去除率較高，下降較緩；10月15日—11月9日去除率下降較快。梭魚草處理前期(9月21日—10月15日)TN和NH4+-N的去除效果最好，最高達(dá)75%和82%，平均出水質(zhì)量濃度分別為99和68 mg·L-1。黃菖蒲處理后期(10月15日—11月9日)TN和NH4+-N的去除率最好，最高達(dá)53%和49%，平均出水質(zhì)量濃度分別為153和154 mg·L-1。試驗(yàn)期間梭魚草、黃菖蒲、美人蕉和對(duì)照4種處理的氮去除量分別為3.93、3.74、2.96和2.21 g·m-2·d-1。

圖1 TN進(jìn)出水濃度及去除率

圖2 NH4+-N進(jìn)出水濃度及去除率

養(yǎng)豬廢水(沼液)中ρ(NO3--N)極低，約為0.13～0.94 mg·L-1。NO3--N去除率隨著時(shí)間推移呈下降趨勢(shì)，大小順序?yàn)樗篝~草>黃菖蒲>美人蕉>對(duì)照，平均去除率分別為53%、50%、49%和36%，平均出水質(zhì)量濃度分別為0.211、0.214、0.215和0.258 mg·L-1，各處理間去除率無(wú)顯著差異(P>0.05)(圖3)。

圖3 NO3--N進(jìn)出水濃度及去除率

將不同污染物去除率與水環(huán)境因子進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，結(jié)果表明TN、NH4+-N去除率均與溫度呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；NO3--N去除率與溫度呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與DO、pH值呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)(表1)。

表1 污染物去除率與環(huán)境因子的相關(guān)系數(shù)

2.2 底泥中TN、NH4+-N及NO3--N含量變化

試驗(yàn)期間底泥pH值變化范圍為7.08～8.30，平均為7.80，呈弱堿性。試驗(yàn)開始時(shí)(9月13日)不同處理中底泥TN和NH4+-N含量無(wú)顯著差異(P>0.05)。由圖4可知，試驗(yàn)期底泥中TN和NH4+-N平均含量的變化順序均為對(duì)照>美人蕉>梭魚草>黃菖蒲，TN平均含量分別為1.4、1.31、1.30和1.26 g·kg-1；NH4+-N平均含量分別為241、213、199和170 mg·kg-1，不同處理間TN與NH4+-N含量差異不顯著(P>0.05)。底泥中TN和NH4+-N含量均在試驗(yàn)初期先急速上升，然后漸趨平穩(wěn)。底泥中NO3--N含量較低，基本穩(wěn)定在0.26～0.56 mg·kg-1。對(duì)照、美人蕉、梭魚草和黃菖蒲處理底泥吸附量分別為0.80、0.66、0.51和0.36 g·m-2·d-1，吸附量占廢水總脫氮量的36%、22%、13%和10%，有植物的濕地占比明顯較低。

圖4 底泥中TN和NH4+-N含量

2.3 植物生長(zhǎng)狀況與氮含量變化

3種植物在人工濕地中穩(wěn)定后均會(huì)先增長(zhǎng)自身葉片數(shù)并圍繞母株分生子株，后植株高度開始生長(zhǎng)。至試驗(yàn)結(jié)束不同處理間植物株高、干物質(zhì)量和根系干物質(zhì)量均有顯著差異(P<0.05)。梭魚草喜熱且能較快適應(yīng)新環(huán)境，試驗(yàn)期間長(zhǎng)勢(shì)最好，植株平均增高約82 cm，植物干物質(zhì)量增加約1.17 kg·m-2；黃菖蒲在水溫較低時(shí)生長(zhǎng)最為迅速，根系干物質(zhì)量增量最大，約為200 g·m-2；美人蕉在養(yǎng)豬廢水(沼液)中雖能生長(zhǎng)及分生，但生長(zhǎng)較緩慢。不同植物含水率試驗(yàn)前后變化不明顯，均為90%左右(表2)。

表2 不同挺水植物試驗(yàn)前后的生長(zhǎng)狀況

梭魚草處理中TN含量大小順序?yàn)槿~>根>莖，分配比例為55.2%、23.2%和21.6%，根、莖中TN含量與葉差異顯著(P<0.05)；黃菖蒲處理中TN含量大小順序?yàn)槿~>莖>根，分配比例為45.4%、32.0%和22.6%，根和葉中TN含量差異顯著(P<0.05)；美人蕉處理中TN含量大小順序?yàn)槿~>莖>根，分別為38.8%、32.8%和28.4%，不同器官中TN含量差異不顯著(圖5)。

圖5 氮在植株器官間的分配特征

植物體內(nèi)TN含量大小順序?yàn)樗篝~草>黃菖蒲>美人蕉，平均含量分別為25.33、20.85和18.08 g·kg-1，不同處理間差異不顯著。不同植物體內(nèi)氮含量均隨時(shí)間推移呈上升趨勢(shì)(圖6)。在梭魚草、黃菖蒲和美人蕉處理中，氮含量分別由1.8%、1.1%和1.1%增長(zhǎng)到3.5%、2.9%和2.7%，試驗(yàn)?zāi)┢谥参锏樟糠謩e為0.84、0.64和0.41 g·m-2·d-1，占總脫氮量的21%、17%和14%。

英文小寫字母不同表示同種植物在不同采樣時(shí)間植株內(nèi)TN含量差異顯著(P<0.05)；大寫字母不同表示同一采樣時(shí)間不同植物植株內(nèi)TN含量差異顯著(P<0.05)。

2.4 水環(huán)境因子變化

水環(huán)境因子測(cè)定結(jié)果表明，人工濕地系統(tǒng)內(nèi)ρ(DO)普遍較低，為0.01～1.59 mg·L-1，植物處理組出水ρ(DO)較進(jìn)水顯著升高(P<0.05)。不同處理(含對(duì)照)間pH值無(wú)明顯差異(P> 0.05)，但出水pH值顯著低于進(jìn)水(P<0.05)。水溫隨時(shí)間推移呈下降趨勢(shì)(與氣溫變化一致)，變化范圍為14～27 ℃，進(jìn)出水溫度無(wú)顯著性差異。出水電導(dǎo)率較進(jìn)水下降約50%(表3)。

表3 養(yǎng)豬廢水環(huán)境因子

3 討論

3.1 廢水中主要水質(zhì)理化指標(biāo)的變化

試驗(yàn)結(jié)果表明，濕地系統(tǒng)無(wú)論有無(wú)植物水體ρ(DO)都處于較低水平(0.01～1.59 mg·L-1)，其原因可能是微生物在降解有機(jī)污染物時(shí)消耗了大量的氧氣[18]。出水DO濃度明顯增高，一方面是因?yàn)殡S著有機(jī)物的降解，大氣的復(fù)氧能力增強(qiáng)；另一方面是因?yàn)橹参锔狄矔?huì)向系統(tǒng)內(nèi)釋放氧氣[19]。養(yǎng)豬廢水中無(wú)機(jī)鹽離子大部分被底泥吸附[20]，小部分被微生物吸收利用，小分子有機(jī)鹽主要被植物吸收[21]，因此經(jīng)過(guò)濕地處理后廢水EC值會(huì)有不同程度的降低。

試驗(yàn)初期，污染物主要通過(guò)物理沉降和化學(xué)吸附作用沉積在底泥中[22]，因此各處理均為初次采樣時(shí)去除率最高。試驗(yàn)開始至10月15日，各處理氮去除率較高，原因可能是：(1)該階段植物生長(zhǎng)較快，吸收累積氮的能力強(qiáng)；(2)該時(shí)段溫度較高，微生物生長(zhǎng)代謝旺盛，因此氮利用率高。試驗(yàn)后期(10月15日之后)，氮去除率明顯下降，這與溫度降低也有一定關(guān)系(表1)。系統(tǒng)出水pH值明顯降低，TN、NH4+-N去除率與pH值呈負(fù)相關(guān)，這與脫氮過(guò)程水體NH4+-N濃度的降低有密切關(guān)系，且植物根系有機(jī)酸等物質(zhì)的分泌、微生物代謝轉(zhuǎn)化等活動(dòng)也會(huì)在一定程度上影響底泥或廢水的酸堿度。

廢水為缺氧且微堿環(huán)境，適合反硝化作用。因此NO3--N一經(jīng)產(chǎn)生便被利用，很難在廢水中累積[23]。根據(jù)表1可知，溫度及溶解氧對(duì)NO3--N的去除有顯著影響，主要因?yàn)榉聪趸⑸锘钚砸资軠囟燃叭芙庋跤绊?。有研究表明反硝化作用也?huì)受有機(jī)碳源的類型和質(zhì)量的影響，進(jìn)而影響NO3--N的去除率[24]。

3.2 底泥對(duì)TN、NH4+-N及NO3--N的吸附

底泥會(huì)通過(guò)物理吸附和絮凝沉淀等作用固定水體部分氮素，其中吸附作用主要由基質(zhì)表面的靜電引力產(chǎn)生，NH4+-N是帶正電的離子，濕地基質(zhì)一般帶負(fù)電荷，因此底泥主要吸附NH4+-N[25]。

對(duì)照組的氮沉積量最多；美人蕉由于生長(zhǎng)狀態(tài)相對(duì)欠佳，從底泥中吸收氮的能力較弱，因此底泥中氮含量較高；梭魚草及黃菖蒲生長(zhǎng)良好，不僅直接吸收了大量氮，還通過(guò)攔截作用間接影響了水體中氮的沉積過(guò)程[26]，因此系統(tǒng)內(nèi)底泥氮含量較低。底泥中NO3--N含量低與反硝化微生物的利用及轉(zhuǎn)化密切相關(guān)；其次，底泥本身不易吸收帶負(fù)電的硝酸根離子。此外，養(yǎng)豬廢水(沼液)中NO3--N濃度本身較低，輸入的NO3--N總量較少，這也是底泥中NO3--N含量低的一個(gè)重要原因。

3.3 植物對(duì)氮的吸收累積

3種人工濕地系統(tǒng)中植物吸收脫氮量占總脫氮量的14%～21%，吸收量為0.41～0.84 g·m-2·d-1。一般情況下，大型濕地植物吸收脫氮占比多為2%～16%[27-28]，吸收量約為0.02～0.675 g·m-2·d-1[29-30]，低于該試驗(yàn)結(jié)果。推測(cè)是因?yàn)闈竦刂性S多大型水生植物對(duì)NH4+-N有所偏愛[31]，因此在高NH4+-N養(yǎng)豬廢水(沼液)中植物會(huì)吸收更多的氮。另外，植物吸收途徑占比越高，越有利于養(yǎng)豬廢水的資源化利用，因?yàn)榭赏ㄟ^(guò)收割植物的方式將營(yíng)養(yǎng)元素從人工濕地系統(tǒng)中移出并加以利用。

葉片氮含量占比較高(33.8%～55.2%)，其原因可能是氮一般集中于植物生命活動(dòng)最旺盛的部分[32]，而葉片為光合作用場(chǎng)所，含有大量功能蛋白及葉綠素，因此生命活動(dòng)相對(duì)旺盛，氮含量較高。

3.4 氮去向與脫氮特征

通過(guò)計(jì)算發(fā)現(xiàn)，對(duì)照組中底泥吸附脫氮占36%，微生物轉(zhuǎn)化脫氮占64%；美人蕉、梭魚草和黃菖蒲處理中底泥吸附分別占22%、13%和10%；植物吸收占14%、21%和17%，微生物作用占64%、66%和73%，可見微生物作用是人工濕地最主要的脫氮途徑，這與白軍紅等[33]的研究結(jié)論基本一致。黃菖蒲處理中微生物轉(zhuǎn)化脫氮占比高于其他2種處理，這可能與黃菖蒲根系相對(duì)發(fā)達(dá)有關(guān)。研究表明濕地植物根系的生物量越大，植物根區(qū)發(fā)生硝化作用的機(jī)會(huì)越大[34]。梭魚草處理中植物吸收脫氮貢獻(xiàn)率高于其他2種處理，這與梭魚草植株氮含量較高且生物量較大密切相關(guān)。美人蕉處理中底泥吸附脫氮貢獻(xiàn)率高于其他2種處理，主要因?yàn)槠渖L(zhǎng)狀態(tài)較差，從底泥中移除氮的能力較弱，因此吸附沉積在底泥中的氮比例較高。3種植物生長(zhǎng)狀態(tài)雖存在差異，但對(duì)養(yǎng)豬廢水均有一定耐受性。彭憶蘭等[35]的研究也表明一些水生植物能在高氮廢水中正常存活且脫氮效果良好(44.0%～76.5%)，這可能是因?yàn)橹参飼?huì)通過(guò)相應(yīng)的生理生化活動(dòng)來(lái)緩解氨脅迫帶來(lái)的危害。

4 結(jié)論

3種挺水植物在養(yǎng)豬廢水(沼液)中均可存活，其中梭魚草生物量較大，濕地脫氮效果最好，適合做養(yǎng)豬廢水(沼液)處理的先鋒植物；黃菖蒲根系發(fā)達(dá)，低溫階段生長(zhǎng)良好，與梭魚草存在季節(jié)方面的互補(bǔ)性；美人蕉雖耐受能力強(qiáng)，但凈化能力較弱，可考慮用來(lái)處理中低負(fù)荷廢水或與其他植物混種來(lái)提高濕地的生物多樣性及景觀性。

3種植物濕地系統(tǒng)對(duì)TN、NH4+-N和NO3--N的去除率均為梭魚草>黃菖蒲>美人蕉，氮去除負(fù)荷分別為3.93、3.74和2.96 g·m-2·d-1，且均以微生物轉(zhuǎn)化脫氮占主導(dǎo)地位(66%、73%和64%)，底泥吸附(13%、10%和22%)和植物吸收(21%、17%和14%)占比均較低。溫度、植物生物量和根系生長(zhǎng)狀況是影響濕地脫氮效果的主要因素。