葉磊，李希，田日昌，吳鳳平，孟岑，夏夢華，郭寧寧，3，凡翔，李裕元，王輝*

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)水利與土木工程學(xué)院，長沙410128；2.中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，長沙410125；3.湖南師范大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，長沙410006；4.中山市生態(tài)環(huán)境局，廣東 中山528403）

農(nóng)業(yè)面源污染已經(jīng)成為我國水環(huán)境所面臨的主要問題。根據(jù)最新《第二次全國污染源普查公報(bào)》顯示，農(nóng)業(yè)源污染水體中總磷、總氮排放量和化學(xué)需氧量分別為21.20 萬、141.49 萬、1 067.13 萬t，分別占全國水體污染物排放總量的67.2%、46.5% 和49.8%[1]，農(nóng)業(yè)源的磷排放是水體污染的最主要來源。據(jù)研究，進(jìn)入滇池、巢湖的農(nóng)業(yè)源總磷（TP）污染負(fù)荷都超過50%[2-3]，太湖流域高達(dá)84%[4]。農(nóng)業(yè)源污染中TP 排放量已接近排放總量的70%，且目前我國各大主要湖泊河流都面臨著嚴(yán)重的磷威脅，因此研究如何減輕農(nóng)業(yè)農(nóng)村污水中磷負(fù)荷對于農(nóng)業(yè)面源污染的治理具有重要意義。人工濕地具有良好的生態(tài)修復(fù)能力且能對廢水中磷素進(jìn)行資源化再利用[5]，現(xiàn)已發(fā)展成為面源污染治理的關(guān)鍵技術(shù)手段[6]。人工濕地中磷的去除難度大，除磷機(jī)制單一，一般以底泥吸附為主[7-8]，植物吸收為輔，微生物利用相對較弱。濕地底泥將污水中磷素截留，但高磷含量的底泥有成為二次污染源的風(fēng)險(xiǎn)[9]。因此通過不同植物組合模式以提高植物對磷素的吸收比例，是脫除污水中磷素的有效途徑。

目前，對于植物濕地的研究較多。徐寸發(fā)等[10]用水 浮 蓮（Pistia stratiotes）和 水 葫 蘆（Eichhornia crassipes）組合構(gòu)建生態(tài)凈化塘對污水中TP 和可溶性磷酸鹽的去除率分別為78.57% 和80.64%。張澤西等[11]選取水蔥（Scirpus validus）、千屈菜（Lythrum salicaria）、黃花鳶尾（Iris wilsonii）、小香蒲（Typha mini-ma）和狐尾藻（Myriophyllum verticillatum），配置成10種植物組合人工浮島進(jìn)行室內(nèi)試驗(yàn)，結(jié)果表明種植水蔥+狐尾藻的人工浮島對水中磷酸鹽的去除率最高，為94.07%，種植水蔥+黃花鳶尾+狐尾藻的人工浮島對水中TP 的去除率最高，為89.73%。劉建偉等[12]通過對美人蕉、黃菖蒲和水蔥3 種挺水植物室內(nèi)試驗(yàn)得出，美人蕉對水體中磷的去除效果相對較好，對TP的去除率為72.4%，對正磷酸鹽的去除率為69%。水生植物能增加濕地除磷負(fù)荷，多元化除磷機(jī)制，穩(wěn)定和提高出水水質(zhì)[13-15]。但目前多數(shù)研究主要關(guān)注植物濕地對污水中磷的去除效率，在水生植物影響下人工濕地各主要除磷機(jī)制的響應(yīng)及機(jī)理少有報(bào)道，且廢水中磷素資源化利用的目標(biāo)沒有真正落實(shí)。綠狐尾藻收割后能加工成飼料進(jìn)行利用，實(shí)現(xiàn)磷資源化的同時(shí)還將產(chǎn)生一定經(jīng)濟(jì)效益[16-17]。因此，探討磷素高效吸收的植物組合模式是實(shí)現(xiàn)污染治理生態(tài)效益與經(jīng)濟(jì)效益有機(jī)結(jié)合的關(guān)鍵點(diǎn)。基于此，本文通過野外小區(qū)試驗(yàn)，選用浮水植物綠狐尾藻和3 種大型挺水植物進(jìn)行組合，篩選出除磷效果較好的植物組合模式，研究植物組合對濕地主要除磷途徑的影響，以期為亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)村污水人工濕地生態(tài)治理以及污水磷素資源的高效利用提供參考和依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于湖南省長沙縣開慧鎮(zhèn)（113°24′20″E、28°57′80″N），地處東亞季風(fēng)區(qū)，屬典型亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，區(qū)內(nèi)年均氣溫16～20 ℃，全年無霜期260～300 d，日照時(shí)數(shù)1 600～1 800 h，熱量充足。年均降水量1 394.60 mm，降水主要集中在4—7 月。當(dāng)?shù)赝恋乩妙愋椭饕獮榈咎铮?6.47%）、園地（3.40%）、林地（49.01%）等。區(qū)域內(nèi)分散生豬養(yǎng)殖戶較多，養(yǎng)殖廢水排放后對地表水所造成的影響較大。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

以農(nóng)村污水為治理對象，通過不同植物組合模式濕地對其進(jìn)行生態(tài)治理。共設(shè)置5 個(gè)處理，分別為綠狐尾藻+黃菖蒲（Myriophyllum elatinoides+Iris pseudacorus）、綠狐尾藻+水生美人蕉（Myriophyllum elatinoides+Canna glauca）、綠狐尾藻+梭魚草（Myriophyllum elatinoides+Pontederia cordata）、綠狐尾藻（Myriophyllum elatinoides）、對照組（不種植水生植物），每種處理模式設(shè)置3 次重復(fù)，共15 個(gè)小區(qū)，小區(qū)布置見圖1?；旌戏N植小區(qū)挺水植物種植密度為2 叢·m-2，每叢3株。綠狐尾藻覆蓋度要求達(dá)到80% 以上。試驗(yàn)采用三級表面流人工濕地對農(nóng)村污水進(jìn)行凈化，小區(qū)規(guī)格為：長×寬×深=18 m×2.4 m×0.5 m，分為3級，水深控制在30 cm。水力停留時(shí)間為7 d。

試驗(yàn)水源為附近排水溝渠中的農(nóng)村污水，為養(yǎng)殖廢水、生活污水、農(nóng)田徑流等污水混合。該濕地小區(qū)于2018 年12 月開始建設(shè)并種植水生植物，待全部植物成活并進(jìn)入正常生長階段以后，于2019年3月正式開始運(yùn)行，按計(jì)劃進(jìn)行相關(guān)的監(jiān)測、采樣和分析工作。

1.3 樣品采集與指標(biāo)測定

本研究設(shè)定的觀測指標(biāo)主要包括：水樣磷[總磷（TP）、顆粒態(tài)磷（PP）、溶解性總磷（DTP）、無機(jī)磷（DIP）、有機(jī)磷（DOP）]、植物全磷、底泥全磷、水質(zhì)物理指標(biāo)[酸堿度（pH）、溫度（T）、電導(dǎo)率（EC）、氧化還原電位（Eh）、溶氧量（DO）]。

1.3.1 濕地水樣

2019年3—9月，在各小區(qū)進(jìn)水口及出水口取樣，每10 d 取樣1 次；用鉬銻抗顯色法分析水樣TP 濃度。污水各形態(tài)磷含量測定于每月28 日取樣分析測定，水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后用于DTP和DIP的測定，用差減法計(jì)算PP、DOP的濃度。

1.3.2 底泥樣品

每月28 日在各小區(qū)內(nèi)取樣。底泥采集方法：在每個(gè)植物區(qū)內(nèi)設(shè)置3個(gè)代表性0.5 m×0.5 m的樣方（均勻布置在小區(qū)對角線上），在樣方內(nèi)多點(diǎn)采集15 cm深度底泥，均勻混合。帶回實(shí)驗(yàn)室，風(fēng)干后混勻、磨碎、過篩（90.25 mm）。底泥中TP 的測定用硫酸-高氯酸（H2SO4-HClO4）法。

1.3.3 植物樣品

每月28 日采集一次植物樣品。植物樣品采集方法：每個(gè)植物區(qū)選取植物長勢較一致的3 個(gè)樣方，樣方選取面積為0.5 m×0.5 m（均勻布置在小區(qū)對角線上）。植物帶回實(shí)驗(yàn)室處理后置于105 ℃烘箱中殺青30 min，80 ℃下烘至恒質(zhì)量，研磨、過篩（60目）后經(jīng)硫酸-雙氧水（H2SO4-H2O2）消煮，鉬銻抗顯色后測定TP含量。

1.4 數(shù)據(jù)計(jì)算與分析

采用Excel 2010 和SPSS 22 軟件進(jìn)行作圖和統(tǒng)計(jì)分析，所有處理3 個(gè)重復(fù)，結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。所有測試指標(biāo)的顯著性檢驗(yàn)采用Duncan 法，當(dāng)統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)的顯著性水平P＜0.05 時(shí)差異顯著。相關(guān)性檢驗(yàn)采用Pearson 法，相關(guān)性在0.01 以上極顯著（**，雙尾），相關(guān)性在0.05以上顯著（**，雙尾）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植物組合模式濕地對污水中磷的處理效果

圖1 小區(qū)布置示意圖Figure 1 Plot layout

對不同植物組合模式下水體磷素含量的動態(tài)監(jiān)測結(jié)果（圖2）顯示，進(jìn)水TP 濃度波動性較大，其中3—5 月在5.19～5.95 mg·L-1，6—7 月在3.37～4.87 mg·L-1，8—9 月顯著降低至2.14～2.32 mg·L-1。但各植物組合模式的出水仍維持在相對穩(wěn)定狀態(tài)，7月出水TP濃度相對較高。各植物組合對污水中TP去除率總體較穩(wěn)定，在80%～95%，顯著高于無植物的對照處理。對照處理變化幅度較大（50%～90%），尤其在后期（7—9月）去除率明顯下降。

圖2 顯示，各處理出水TP 平均濃度較進(jìn)水濃度均有顯著降低（P＜0.05）。植物組合濕地出水TP 濃度在0.34～0.48 mg·L-1，對污水中TP 的平均去除率在89%～92%，顯著優(yōu)于對照處理。綠狐尾藻+梭魚草濕地處理效果最佳，出水TP 平均濃度為0.34 mg·L-1，平均去除率達(dá)到92%。其余組合無顯著差異。整個(gè)試驗(yàn)期，綠狐尾藻濕地出水TP 平均濃度為0.46 mg·L-1，對污水TP 平均去除率為89%。對照組對污水TP 平均去除率75%，出水平均濃度0.97 mg·L-1。9 月綠狐尾藻+梭魚草濕地出水TP 濃度達(dá)最低值0.12 mg·L-1，去除率為87%。

對污水中各形態(tài)磷的去除效率如圖3 所示，對于污水中PP 的去除效率各月份之間差異不顯著（P＞0.05），植物組合中PP 處理效率隨著時(shí)間變化無明顯規(guī)律。各處理組合之間以空白組處理效果明顯優(yōu)于有植物組合，空白組去除率穩(wěn)定在70%～80%，植物組合在5、7 月去除率有兩次小幅度上升；各處理組濕地對于污水中DTP 的去除率由高到低依次為綠狐尾藻+梭魚草＞綠狐尾藻+黃菖蒲＞綠狐尾藻+美人蕉＞綠狐尾藻＞對照。隨時(shí)間的變化，各植物組合對于DTP的去除效率先下降后上升，6 月去除率達(dá)到最低值，在80% 左右。對照組DTP 處理效率則表現(xiàn)為隨時(shí)間變化而下降，8 月達(dá)到最低值65%。對于DIP 的去除率與DTP 規(guī)律基本一致。各處理組污水中DOP 的去除率，各植物組合都維持在80%～90%，其中以綠狐尾藻+黃菖蒲組合表現(xiàn)最佳，對照組最差，其余組合無顯著差異（P＞0.05）。整體而言，對各形態(tài)磷去除率最好的是綠狐尾藻+梭魚草組合。對照組對于DTP 的去除效率均隨時(shí)間變化而不斷下降，對于PP 的處理效率隨時(shí)間無明顯下降趨勢。

2.2 不同植物組合模式濕地底泥TP含量

圖2 進(jìn)水和各植物組合出水TP濃度Figure 2 The concentrations of TP of inlet and outlet water of each plant combination

續(xù)圖2 進(jìn)水和各植物組合出水TP濃度Continued figure 2 The concentrations of TP of inlet and outlet water of each plant combination

表1 不同植物組合濕地中底泥TP含量變化（g·kg-1）Table 1 Changes of TP content in sediments of wetlands with different plant combinations（g·kg-1）

不同組合濕地底泥TP含量的結(jié)果（表1）表明，植物組合濕地、綠狐尾藻濕地和對照濕地間差異顯著（P＜0.05），說明植物組合能直接影響底泥TP 含量。植物組合濕地中，綠狐尾藻+梭魚草濕地與其余兩組植物組合濕地中底泥TP 含量具有顯著差異（P＜0.05）。同組合不同月份底泥TP 含量的比較分析結(jié)果表明，各植物組合底泥TP 含量在3—7 月快速增加，表現(xiàn)出顯著差異性（P＜0.05）。其中，7 月最高，各處理底泥TP 在0.75～0.81 g·kg-1，3 月最低，僅為0.21～0.31 g·kg-1。而7—9 月緩慢上升，差異性不明顯（P＞0.05）。9 月，各組合底泥TP 含量均到達(dá)最大值。綠狐尾藻+梭魚草組合底泥TP含量最高，達(dá)0.87 g·kg-1，綠狐尾藻+黃菖蒲組合最低，僅為0.78 g·kg-1。低于同期綠狐尾藻濕地（0.83 g·kg-1）和對照濕地（0.85 g·kg-1）底泥TP含量。

2.3 濕地植物磷含量與生物量

圖3 污水中各形態(tài)磷的去除率Figure 3 Removal rates of various forms of phosphorus in sewage

不同組合濕地水生植物TP含量變化見圖4，各植物組合中挺水植物體內(nèi)TP 含量均與綠狐尾藻TP 含量具有顯著差異。各組合中綠狐尾藻TP 含量5—9月出現(xiàn)差異性，5 月最高，6 月最低。單一綠狐尾藻處理中TP 含量略高于各植物組合，其TP 含量變化范圍在2.31～4.34 g·kg-1。隨時(shí)間變化，綠狐尾藻植株TP含量呈“M”型變化趨勢，挺水植物表現(xiàn)為“V”型。除梭魚草外，其余水生植物體內(nèi)TP 含量在6 月均達(dá)到最低值。6 月，美人蕉最低為2.17 g·kg-1，綠狐尾藻最高3.11 g·kg-1。9 月收割時(shí)，梭魚草TP 含量最高，達(dá)到3.88 g·kg-1。美人蕉最低，僅3.11 g·kg-1。水生植物TP含量與植株生長狀況有一定關(guān)系。

各階段收割水生植物生物量如表2 所示，各組合中綠狐尾藻分別于4、6、9 月收割3 次，挺水植物于9月一次收割。植物組合濕地總生物量相對于綠狐尾藻均有所提高。其中綠狐尾藻+黃菖蒲組合提升幅度最小。綠狐尾藻+梭魚草組合最為明顯，單位面積梭魚草生物量達(dá)到1.56 kg·m-2。后期（7—9 月）植物組合中綠狐尾藻生長受到一定抑制作用，綠狐尾藻生物量隨著時(shí)間變化呈現(xiàn)遞減趨勢，以綠狐尾藻+梭魚草組合中綠狐尾藻生物量遞減程度最明顯。

2.4 濕地磷去向分析

濕地磷去向如表3 所示，試驗(yàn)期間各處理濕地的單位面積除磷量為39.62～47.13 g·m-2。植物組合能有效降低底泥吸附比例。試驗(yàn)中，不同濕地底泥除磷量在33.54～37.13 g·m-2，占除磷總負(fù)荷的72.44%～93.73%，對照濕地底泥貢獻(xiàn)高達(dá)93.73%，綠狐尾藻濕地次之為77.33%，綠狐尾藻+ 梭魚草濕地最低72.44%，低于對照近21%。植物除磷量在9.26～12.51 g · m-2，植物吸收占濕地除磷總負(fù)荷的20.26%～26.54%。植物組合濕地植物貢獻(xiàn)有不同幅度提升，均高于單一綠狐尾藻濕地（1%～6%）。綠狐尾藻+梭魚草濕地最高為26.54%，綠狐尾藻+美人蕉濕地次之，占比21.94%。其余組合差異不顯著（P＞0.05）。

2.5 濕地水環(huán)境因子與污水TP去除率相關(guān)性分析

分析濕地主要水環(huán)境因子與去除率相關(guān)性（表4）得出，去除率與Eh 變化呈極顯著正相關(guān)關(guān)系,與溫度（T）變化呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，與pH呈顯著正相關(guān)關(guān)系。表明濕地氧化還原電位及pH在一定范圍內(nèi)的升高，有助于濕地對于磷素的消納。濕地各個(gè)水環(huán)境因子之間也相互影響，Eh、DO 與pH、T 之間相關(guān)性均顯著，與EC值變化均不顯著。

圖4 水生植物TP含量Figure 4 The content of TP in the aquatic plants

3 討論

3.1 濕地底泥除磷貢獻(xiàn)

底泥吸附是濕地運(yùn)行前期的主要除磷途徑，本研究中底泥吸附貢獻(xiàn)占濕地除磷總負(fù)荷的72.44%～93.73%，與大部分研究中的70%～87% 基本一致[7-8]。各處理底泥吸附容量在33.54～37.13 g·m-2，對照濕地底泥吸附容量最高（37.13 g·m-2），綠狐尾藻+黃菖蒲濕地最低（33.54 g·m-2）。對照組中缺少植物的吸收作用，主要通過物理吸附和沉淀來去除水中磷素，當(dāng)?shù)啄鄬⑽鬯械牧姿爻恋砦街鬅o法通過植物來進(jìn)行資源化利用。而底泥貢獻(xiàn)量取決于底泥的吸附能力，張樹楠等[9]研究表明當(dāng)?shù)赝寥牢侥芰max大約在0.39～0.56 g·kg-1。李紅芳等[18]研究中當(dāng)?shù)夭糠殖靥恋啄郥P可達(dá)到0.83 g·kg-1，底泥磷含量與此次試驗(yàn)結(jié)果接近。但濕地底泥吸附量在濕地運(yùn)行的各階段差異顯著。由表1 可以看出，3—6 月底泥TP 迅速積累。底泥吸附分為快吸附和慢吸附兩個(gè)階段，快吸附階段吸附量大、時(shí)間短[9]。綠狐尾藻濕地中底泥吸附量大于其他浮水+挺水植物組合，原因在于不同類型的植物對營養(yǎng)元素的利用方式不同，浮水植物直接吸收廢水中氮磷等物質(zhì)[10，19]。而挺水植物則更多是通過根系來利用基質(zhì)底泥中的磷素[20-21]。因此通過挺水植物自身吸收利用能在一定程度上降低底泥TP含量和底泥TP 釋放風(fēng)險(xiǎn)，延長人工濕地運(yùn)行壽命[22]。各植物組合中，綠狐尾藻+黃菖蒲組合騰空底泥磷庫效果最明顯，綠狐尾藻+梭魚草組合相對較弱。可能黃菖蒲根系發(fā)達(dá)、酶活力強(qiáng)，有助于從底泥中汲取營養(yǎng)物質(zhì)[12]，而梭魚草根系細(xì)小密集，扎根表層土壤，起到機(jī)械濾清作用，能截留污水中的磷素[23]。在多級人工濕地中，一般以第一級濕地底泥磷素最先達(dá)到動態(tài)平衡狀態(tài)，末端濕地具有延遲效應(yīng)[16]。因此，綠狐尾藻+黃菖蒲組合適宜濕地前端種植，綠狐尾藻+梭魚草組合應(yīng)用于末端處理可強(qiáng)化出水水質(zhì)。

表2 不同水生植物組合生物量及除磷量Table 2 The biomass and phosphorus removal of aquatic plants with different plant combination patterns

表3 不同植物組合濕地中磷的去向Table 3 The fate of phosphorus in wetland with different plant combinations

表4 濕地水環(huán)境與污水TP去除率相關(guān)性Table 4 Correlation between wetland water environment and TP removal rate

3.2 濕地植物的除磷貢獻(xiàn)

如表3 所示，試驗(yàn)期間各組合中通過多次收割植物的除磷總量在9.26～12.51 g·m-2，植物組合濕地較綠狐尾藻濕地中植物貢獻(xiàn)提高1%～6%。植物除磷量與植物生物量和植株磷含量密不可分，而且植物磷含量與其生長狀況相關(guān)。圖4 中綠狐尾藻植株磷含量呈“M”且后期峰值低于前期，挺水植物表現(xiàn)為“V”型趨勢，后期含量有所升高。這可能是由于綠狐尾藻以直接利用廢水中磷素為主，后期進(jìn)水磷濃度下降限制了磷素供應(yīng)。挺水植物以底泥中磷素為主要來源，底泥磷含量后期達(dá)到一定水平，供給充足，利于其生長。綠狐尾藻能在高氨氮環(huán)境中較好地生存，具有生長迅速和吸收高濃度氮磷等特點(diǎn)[17]。挺水植物憑借發(fā)達(dá)的根系能吸收基質(zhì)底泥中的營養(yǎng)與水分，對外界惡劣環(huán)境具有較強(qiáng)的抵御能力[24]。綠狐尾藻在夏季高溫季節(jié)生長遲緩，甚至進(jìn)行休眠，還易受蟲害影響[17]，物種多樣性越高生態(tài)功能也隨之越完善，相應(yīng)地對外界刺激的耐受能力越強(qiáng)。植物組合中植物除磷貢獻(xiàn)均有不同程度的提升，綠狐尾藻+梭魚草組合提升效果最為明顯，植物除磷量達(dá)12.51 g·m-2，而美人蕉組和黃菖蒲組提升效果較弱。梭魚草在綠狐尾藻生長遲緩時(shí)發(fā)揮種間優(yōu)勢，使得濕地系統(tǒng)保持高效率的植物吸收機(jī)制。7—9 月是梭魚草旺盛生長的時(shí)節(jié)，期間梭魚草進(jìn)行大量分蘗，使其生物量快速增加且植株體內(nèi)TP 含量能達(dá)到全年最大值[23]。本次試驗(yàn)梭魚草的除磷量低于劉霄等[25]盆栽試驗(yàn)中的25.42 g·m-2，高于王麗莎等[26]試驗(yàn)中的4.69 g·m-2，可能與進(jìn)水濃度有關(guān)。植物組合對于低濃度廢水處理效果優(yōu)于高濃度污水[15]。試驗(yàn)中植物吸收占濕地除磷量的20.26%～26.54%，高于李林峰等[27]研究中利用植物濕地處理低濃度污水（進(jìn)水TP 濃度0.15 mg·L-1）的0.8%～9.6%，但低于吳曉[16]利用綠狐尾藻處理中低負(fù)荷的養(yǎng)殖廢水（進(jìn)水TP 濃度25.5～44.5 mg·L-1）試驗(yàn)中的22.5%～59.6%。說明浮水+挺水植物種植模式生態(tài)位分化合理，能提高濕地除磷量，有利于農(nóng)村污水中磷素的資源化利用。

3.3 濕地除磷效果影響因素分析

植物組合通過對濕地中各除磷機(jī)制直接或間接的影響，對濕地的整體除磷效率有著不同程度的提升。植物組合對于PP 的處理效率低于對照組，且對照組的處理效率沒有隨濕地運(yùn)行時(shí)間變化而發(fā)生明顯的下降。分析原因在于PP主要通過物理沉淀而被去除[28]，所以當(dāng)濕地底泥磷含量升高，底泥吸附能力減弱時(shí)，對照組的PP 處理效率沒有很大的浮動。PP難以被植物利用，且試驗(yàn)中觀察到綠狐尾藻濕地由于其自身生長代謝會產(chǎn)生許多植物組織殘?jiān)@可能是造成植物濕地PP 處理效率低于對照組的主要原因[17]。當(dāng)4、6月收割完綠狐尾藻，次月濕地對于PP的處理效率明顯回升，也為該推測提供了佐證。濕地進(jìn)水中DIP 是DTP 的主要組分，所以兩者有相近的趨勢[24]。前期濕地對于DTP 的消納以基質(zhì)吸附為主要途徑，當(dāng)?shù)啄嗔缀坎粩嗌?，吸附能力減弱，處理效率也隨之下降[9，18]。但是后期（6—9 月）進(jìn)水TP 濃度大幅降低，此期間為挺水植物生長的主要階段，水生植物對于無機(jī)磷的需求變大，促使植物組合濕地維持較高的處理效率而對照組明顯下降[23]。在濕地短期運(yùn)行過程中以基質(zhì)吸附為主要除磷途徑，在長期過程中植物吸收將起到主要作用[27]。前人研究表明黃菖蒲具有發(fā)達(dá)的根系活力，這可能是其植物組合濕地對DOP 的利用高于其他植物組合的主要原因[12]。7 月，各組合出水濃度上升，處理效率下降。由于底泥磷含量的積累使其吸附能力衰減，且受進(jìn)水磷濃度回升的影響，進(jìn)一步導(dǎo)致處理效率的下浮。

浮水+挺水植物組合濕地對于農(nóng)村污水中TP 處理效果優(yōu)于單種綠狐尾藻濕地及對照濕地。以梭魚草組合處理效率提升最為明顯，其余2 種植物組合之間差異不顯著（P＜0.05）。于對照組而言，以綠狐尾藻為主的浮水+挺水植物組合通過植物自身吸收利用是使?jié)竦靥幚硇侍嵘闹苯釉?。且植物能改善濕地微環(huán)境，進(jìn)一步促進(jìn)濕地生態(tài)系統(tǒng)的除磷效率。分析濕地各環(huán)境因子與磷去除效率之間的相關(guān)性，結(jié)果如表5 所示，污水TP 去除效率與水環(huán)境中溫度（T）顯著負(fù)相關(guān)，與酸堿度（pH）、氧化還原電位（Eh）正相關(guān)。pH 值的變化規(guī)律與溶解氧呈極顯著正相關(guān)。這與王榮等[28]研究結(jié)論一致，溫度過高會導(dǎo)致底泥中內(nèi)源的磷釋放，從而增加濕地水體磷濃度。pH 值8～12的堿性條件有利于基質(zhì)對TP 的吸附[29]。溶解氧直接決定濕地內(nèi)部的氧化還原條件，但植物一般對根區(qū)周圍局部溶氧影響較大，往往形成根區(qū)富氧環(huán)境，而對于整個(gè)濕地系統(tǒng)溶氧水平可能影響較小。濕地內(nèi)部以缺氧、厭氧環(huán)境為主，但植物能在一定程度上改善這種情況，好氧環(huán)境有利于濕地除磷[30]。由此，可以得出植物主要通過改善濕地環(huán)境因子而間接影響底泥對于污水TP 的吸附與解吸。另外，植物能為微生物提供生存繁殖場所和通過改善濕地微環(huán)境而影響微生物活性，從而增加濕地除磷效率[31]。

4 結(jié)論

（1）植物組合模式下濕地單位面積除磷負(fù)荷在45.50～47.13 g·m-2，底泥TP 積累量在33.54～34.73 g·m-2，底泥吸附貢獻(xiàn)占濕地除磷負(fù)荷的72.44%～75.62%。相較于綠狐尾藻濕地，綠狐尾藻與挺水植物混種模式能增加濕地單位面積除磷負(fù)荷0.21～1.42 g·m-2，且能降低底泥吸附磷貢獻(xiàn)比例1.71%～4.89%，能延緩底泥吸附飽和，降低底泥磷釋放風(fēng)險(xiǎn)。

（2）植物組合濕地中單位面積植物TP 積累量在9.65～12.51 g · m-2，綠 狐 尾 藻+ 梭 魚 草 濕 地 最 大 為12.51 g · m-2。 植 物 吸 收 占 濕 地 除 磷 貢 獻(xiàn) 比 例 為21.23%～26.54%。采用浮水植物+挺水植物組合模式能增加濕地磷素去除。相較于單一種植綠狐尾藻濕地，增加了植物吸收磷貢獻(xiàn)比例0.97%～6.28%。

（3）各植物組合濕地出水平均濃度為0.34～0.48 mg·L-1，綠狐尾藻+梭魚草濕地對污水處理效果最好，平均去除率為92.0%。