生态沟渠对珠三角稻田径流污染的削减功能研究

郝贝贝 ，王楠 ，吴昊平，周智鑫，张思毅 ，贺斌 *

1.广东省科学院生态环境与土壤研究所/广东省农业环境综合治理重点实验室，广东 广州 510650；2.华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心，广东 广州 510650；3.广东省农业科学院环境园艺研究所/广东省园林花卉种质创新综合利用重点实验室，广东 广州 510640；4.仲恺农业工程学院资源与环境学院，广东 广州 510225

近年来，随着点源污染控制的加强，农业面源污染问题日益引起人们的关注和重视（王晓玲等，2015）。据2020年《第二次全国污染源普查公报》，2017年广东省农业源化学需氧量、总氮和总磷排放量分别占全省水污染物排放量总量的40.4%、38.6%和63.0%。农业面源污染综合治理成为新时期广东省水环境治理的重点。

作为农田灌排单元的重要组成部分，农田沟渠系统是农业面源污染物的初始汇聚地，同时也承担着农业小流域面源污染物向地表水体运移的重要作用（张树楠等，2015；王迪等，2016）。据 Woltemade（2004）报道，流域60%—90%的养分通过沟渠系统迁移和输出。对于农业小流域而言，农田排水沟渠系统组成的运输通道对污染物截留作用不可忽视（王晓玲等，2015；刘泉等，2016）。因此，农田排水沟渠已成为当前农业面源污染防治的研究热点（Levavasseur et al.，2014；王晓玲等，2014）。传统土质或水泥排水沟渠因生境条件差，对降雨径流中氮磷的拦截效果有限（Fu et al.，2014；田上等，2016）。生态沟渠是将自然排水沟渠进行改造，使其在满足农田排涝防滞的前提下，增加沟渠植被覆盖量（王晓玲等，2015）。与传统排水沟渠相比，生态沟渠能够减缓水流速度，促进水体颗粒物的沉淀和污染物的吸收，最终实现污染物的生态拦截（刘福兴等，2019；董晓亮等，2021）。

生态沟渠作为一种特殊的湿地生态系统，与人工湿地、缓冲带、生态交错带等氮磷拦截工程相比，具有占地面积小，运行费用低的特点，有良好的推广应用前景（陈海生等，2010；刘福兴等，2019）。研究表明，生态沟渠对农田径流氮磷有较好的拦截去除效果。如刘泉等（2016）在汉江水源区的研究发现，生态沟渠能够有效去除农田径流中的氮素，同时适当布局拦沙工程可以削减磷素流失。何元庆等（2012）对珠三角地区稻田系统的排水沟渠进行改造，发现改造后的生态沟渠对稻田排水径流中固体悬浮物（SS）和总磷（TP）的去除效率分别达到71.7%和63.4%。王晓玲等（2015）通过对太湖流域典型农田排水沟渠进行生态化改造，发现降雨过程中生态沟渠对TN和TP的平均去除率分别为31.4%和40.8%。以上研究都是基于某种特定生态沟渠，监测并评价其对农田径流的截留净化效果，刘福兴等（2019）通过开展研究，对比分析了不同构造生态沟渠的农田面源污染物处理能力。研究人员选用同一规格、不同构造（植被、沸石填料和沟底植被+沸石填料）的 3种生态沟渠，在模拟动态进水条件下开展试验，发现沟底植被与沸石填料型生态沟渠在进水污染物低浓度条件下对TN的处理效果最好，而在进水污染物高浓度条件下对TP的处理效果最好，平均去除率均超过70%。结果表明，生态沟渠构造类型会影响其对水体污染物的拦截效率（刘福兴等，2019）。自然条件下，农业面源污染物浓度具有较大变异性，因此在进行农田沟渠生态化改造或新建时，因地制宜地选择合适的生态沟渠构造，可有效提高其对面源径流拦截净化能力（杨继伟等，2022）。然而，在进行农田沟渠生态化改造的实际过程中，往往选用单一构造类型，鲜有构建不同类型生态沟渠，并对比其在实际应用中的农田面源径流削减效果的研究。

综上，以广州市增城区龙岗村生态农业示范基地内的生态沟渠为研究对象。水稻是该地区的主要粮食作物，稻田是该地区农业面源污染的主要来源。2021年1—7月，针对该地区的污染负荷和土地利用特征，对示范基地内的稻田沟渠进行生态化改造。选取构造类型和植物配置方式不同的 4条生态沟渠作为研究对象，通过对沟渠不同断面进行水质监测和水样测定，对比分析不同生态沟渠对稻田径流中氮磷等污染物的削减效果，以期为当地或类似地区农田面源污染的防治提供理论和方法借鉴。

1 研究地区与研究方法

1.1 研究区概况

研究地点位于广东省广州市增城区龙岗村的生态农业示范建设基地内（113°41′50″—113°42′10″E，23°17′50″—23°18′25″N）。该地区属于亚热带海洋性季风气候，常年高温多雨，日照较多，适合农作物种植。年平均气温为21.6 ℃，年平均降雨量约为1819 mm，降水主要集中在4—9月，占年总量的82.9%。该地区东江西福河流域，主要灌溉水源来自于吊钟水库，排水流向朱村运河最终排入西福河。耕地地形为堆积平原，以水田为主。土壤类型主要为黄赤红壤土和水稻土两大类，以种植水稻、香蕉、荔枝和蔬菜为主。

1.2 试验区设计

研究区为增城丝苗米的生产地，沟渠两侧稻田排布整齐。然而，绝大部分沟渠系统为原生土沟渠，两侧坡面坍塌、破烂不堪，渠底淤泥堵塞，水体流动性差（图1）。本研究在不影响稻田沟渠正常的灌、排水功能前提下，对研究区域原有的稻田土沟渠进行提升改造，建成具有污染物拦截功能的生态沟渠。生态沟渠内植物为本土长势好且氮、磷去除能力强的水生植物，如美人蕉（Canna indica）、再力花（Thalia dealbata），紫芋（Colocasia tonoimo）、苦草（Vallisneria natans）、荷花（Nelumbo nucifera）和黄花水龙（Jussiaea stipulacea）等。

改造前原有稻田土沟渠的现状、生态沟渠施工设计图和改造后的效果如图1所示。2021年7月中旬，沟渠生态化改造完成后，定期（每2天）监测不同生态沟渠入口和出口水质状况。2021年 9月底，持续监测结果表明沟渠各项水质监测指标趋于稳定。

图1 研究区域内稻田沟渠改造前和改造后的对比图Figure 1 Comparison of paddy ditch before and after ecological reconstruction

为了分析对比不同生态沟渠对稻田径流污染物的净化效果，选择坡度、断面尺寸一致，但构造类型和植物配置方式不同的4条生态沟渠作为研究对象，进一步进行水质监测和采样分析。本研究中，4条生态沟渠（ED1、ED2、ED3、ED4）的构造类型、断面尺寸、沟渠长度和植物配置方式详见表1。

表1 本研究中4条生态沟渠的工程措施和植物配置方式Table1 Engineering measures and plant configuration of four ecological ditches in this study

1.3 水质监测与样品采集

于2021年10月3日—11月28日对4条生态沟渠进行水质监测与样品采集，试验期间温度和日降雨量变化如图2所示。监测断面设置在每条生态沟渠的入口、中点和出口，4条生态沟渠共12个监测断面。水质监测与样品采集期间，生态沟渠内没有灌溉供水。10月9—12日，研究区域所在地发生降雨事件（图2），累计降雨量为92 mm。其中，10月10日12小时降雨量为40 mm。降雨期间，水质监测与样品采集频率为每天1次；10月18日—11月21日，天气以晴或多云为主，偶有小雨发生（降雨量≤3 mm），在此期间，生态沟渠内水质监测与样品采集频率为每周1次。

图2 试验期间温度（最高温度、最低温度）和日降雨量变化Figure 2 Change of temperature (maximum temperature,minimum temperature) and daily precipitation during the experiment period

2021年10月3—31日，采用便携式水质多参数分析仪（YSI Professional Plus，美国），选用固定时段（09:00—10:00）现场测定水体的溶解氧（DO）、pH、铵态氮（NH4+）、硝态氮（NO3-）和电导率（EC）。依据前期水质现场监测结果，选择沟渠断面尺寸、植物配置方式一致，沟渠长度相近，但构造类型不同的素土生态沟渠ED1和多孔砖生态沟渠ED3，继续进行水样采集与测定分析。水样采集时间为2021年11月2日—21日，采样点设置在两条生态沟渠的入口、中点和出口。样品采集完成后，带回实验室分析测定，测试指标为氨氮（NH4+）、硝氮（NO3-）、总氮（TN）、总磷（TP）和化学需氧量（COD），水质指标统计采用每次3个样品分析结果的平均值。水质分析方法参考《水和废水监测分析方法》（国家环境保护总局，2002）。

不同生态沟渠对水体各指标的削减率计算式：

式中：

ρ1——生态沟渠入口处污染物（如 NH4+、NO3-、TN、TP和 COD）的质量浓度（mg·L-1）；

ρ2——生态沟渠出口处污染物的质量浓度（mg·L-1）。

1.4 数据处理与分析

采用单因素方差分析和事后多重比较，分析不同生态沟渠对水体DO、NH4+、NO3-、pH和EC的削减率是否存在显著差异，单因素方差分析在IBM SPSS Statistics 20软件中完成。应用Excel软件进行数据统计，OriginPro 8.0软件制图。

2 结果与分析

2.1 不同生态沟渠水质现场监测结果分析

2.1.1 素土生态沟渠ED1和ED2水质现场监测结果

图 3所示为水质监测期间两条素土生态沟渠ED1和ED2不同监测断面（入口、中点和出口）水体DO、pH、NH4+、NO3-和EC的变化情况。由图3可知，不同断面水体中的DO、pH、NH4+、NO3-和EC随时间推移呈波动变化。例如，受10月9—12日研究区降雨事件影响，ED1和ED2不同监测断面DO和pH呈波动下降趋势，而NH4+、NO3-和EC呈波动上升趋势。

图3 两条素土生态沟渠（ED1和ED2）入口、中点、出口的水质监测情况Figure 3 Water quality monitoring at entrance, midpoint and outlet of the two plain soil ecological ditches (ED1 and ED2)

此外，两条素土生态沟渠的水质指标在不同断面间存在差异。如图显示：降雨期间，ED1不同监测断面NH4+和NO3-质量浓度沿水流方向呈增加趋势（入口＜中点＜出口）；而降雨后3天（10月15日）起，ED1不同监测断面 NH4+和 NO3-质量浓度表现为入口＞出口，这表明素土生态沟渠 ED1的水体净化效果主要体现在降雨发生后。

2.1.2 多孔砖生态沟渠ED3和ED4水质现场监测结果

图4所示为监测期间两条多孔砖生态沟渠ED3和ED4不同监测断面的水质情况。随着时间推移，不同断面水体的DO、pH、NH4+、NO3-和EC呈现波动变化。降雨事件发生期间，ED3和ED4不同断面DO和pH呈波动下降趋势，而NH4+、NO3-和EC呈波动上升趋势，这与素土生态沟渠ED1和ED2的监测结果大体一致。

此外，如图4所示，多孔砖生态沟渠沿水流方向，ED3不同监测断面水体指标在降雨发生期间和降雨发生后的变化趋势不同。如降雨发生期间，ED3不同断面NH4+和NO3-质量浓度表现为入口＜中点＜出口；而在降雨发生后则呈相反趋势，NH4+和NO3-质量浓度沿水流方向逐渐降低（入口＞中点＞出口），表现出一定的水体净化功能。

图4 两条多孔砖生态沟渠（ED3和ED4）入口、中点、出口的水质监测情况Figure 4 Water quality monitoring at entrance, midpoint and outlet of the two ecological ditches with perforated bricks(ED3 and ED4)

2.1.3 不同生态沟渠的水质净化效果

为了检验降雨发生后（10月15—31日），不同生态沟渠对水体的净化效果是否存在差异，分别计算了4条生态沟渠由入口到出口断面水体DO、pH、NH4+、NO3-和 EC 的削减率r(Do)、r(NH4+)、r(NO3-)、r(pH)和r(EC)。单因素方差分析结果显示（表2），由入口到出口断面，不同生态沟渠间r(Do)和r(NH4+)存在显著差异（单因素方差分析，P=0.002和P＜0.001）。事后多重比较结果显示，ED1对DO的提升率显著低于其他生态沟渠（LSD 检验，P＜0.05），ED4对ρ(NH4+)的削减率显著低于其他生态沟渠（LSD检验，P＜0.05）。

表2 单因素方差分析比较由入口到出口ρ(Do)、pH、ρ(NH4+)、ρ(NO3-)和EC的削减率在不同生态沟渠间是否存在差异Table 2 One-way ANOVA compare the removal percentage of ρ(DO), pH, ρ(NH4+), ρ(NO3-) and EC among the four different ecological ditches

2.2 两种生态沟渠对面源污染物的削减效果对比

2.2.1 不同断面径流污染物变化情况

为了比较当沟渠断面尺寸和植物配置方式一致时，素土生态沟渠和多孔砖生态沟渠对面源污染物的削减效果，进一步对ED1和ED3进行水样采集和测定分析。图5显示了由入口到出口断面，ED1（素土生态沟渠）和ED3（多孔砖生态沟渠）水体面源污染物的变化趋势。由图5可知，两条生态沟渠不同监测断面ρ(NH4+)、ρ(NO3-)、ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(COD)均呈下降趋势。如 11月 15日，ED1的ρ(NO3-)由入口的1.20 mg·L-1下降至出口的 0.60 mg·L-1，ρ(TN)由入口的 4.44 mg·L-1下降至出口的 2.77 mg·L-1；11 月 21日，ED3的ρ(TP)由入口的 0.32 mg·L-1下降至出口的0.12 mg·L-1，ρ(COD)由入口的 36.34 mg·L-1下降至出口的 15.90 mg·L-1。此外，比较两条生态沟渠入口处水体径流污染物的质量浓度发现，ED1入口处ρ(NH4+)、ρ(NO3-)、ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(COD)均低于 ED3入口处（图5）。

图5 两种不同生态沟渠（ED1和ED3）入口、中点、出口面源污染物含量的变化Figure 5 Non-point source pollutant content at entrance, midpoint and outlet of two different ecological ditches(ED3 and ED4)

2.2.2 两种沟渠对径流污染物的削减率对比

图 6显示了由入口到出口断面，ED1（素土生态沟渠）和ED3（多孔砖生态沟渠）对水体面源污染物的削减率。如图所示，ED1中r(NH4+)、r(NO3-)、r(TN)、r(TP)和r(COD)变化范围为 12%—38%、7%—50%、15%—37%、11%—55%和19%—32%，平均值依次为26%、25%、23%、33%和27%；ED3中r(NH4+)、r(NO3-)、r(TN)、r(TP)和r(COD)变化范围为 16%—39%、25%—67%、21%—36%、47%—64%和26%—56%，平均值依次为28%、50%、30%、54%和41%。相比TN的削减率而言，两种生态沟渠均对TP表现出较好的削减效果，其平均削减率均高于前者。此外，比较两种不同生态沟渠的截留净化效果，发现多孔砖生态沟渠 ED3对水体各项面源污染物的削减率（尤其是TP和COD），均高于素土生态沟渠ED1。

图6 两种不同生态沟渠（ED1和ED3）对水体NH4+、NO3-、TN、TP和COD的削减率对比Figure 6 Comparison of removal percentage of NH4+, NO3-, TN, TP and COD in two different ecological ditches(ED3 and ED4)

3 讨论

本研究中水质现场监测结果发现，受强降雨事件影响，4条生态沟渠内水体 NH4+和 NO3-的浓度呈波动骤增，这与余红兵等（2014）的报道一致。由于较大降雨发生过程中，稻田地表径流氮磷流失量骤增，大量的化肥和泥沙颗粒随着农田径流水进入稻田排水沟渠（于会彬等，2009；王晓玲等，2015），导致生态沟渠不同断面（入口、中点和出口）水体中NH4+和NO3-的浓度波动升高。

此外，受强降雨事件影响，生态沟渠不同监测断面的水质变化特征在降雨前后发生显著变化。降雨期间，生态沟渠NH4+和NO3-的浓度沿水流方向呈现不减反增的趋势。其原因可能为，一方面强降雨发生期间，沟渠径流量骤增导致水体的温度降低，pH升高，沉积物的吸附能力下降（于会彬等，2009）。另一方面，本研究中的沟渠为新建沟渠，强降雨造成沟渠两侧发生不同程度的水土流失，导致沟渠水体氮磷和泥沙的含量沿着水流方向增加。然而，在降雨结束后，生态沟渠不同监测断面NH4+和NO3-的浓度沿水流方向均呈现降低趋势，表现出了一定的截留净化效果。

生态沟渠对水体污染物的截留效应除了沟渠自身吸附、转化拦截外，还与沟渠内的水生植物有关（余红兵等，2014；刘福兴等，2019）。水生植物的存在，能有效减缓生态沟渠内的水流速度，促进颗粒物质的沉淀，强化沟渠对水体污染物的拦截净化（韩例娜等，2012）。研究表明，不同水生植物对农田面源污染的生态阻控效果存在显著差异。因此，生态沟渠内水生植物的配置方式，是导致不同生态沟渠对水体污染物截留效果差异的一个重要因素。此外，作为人工湿地的重要组成部分，基质的添加为湿地系统的物理、化学和生物过程提供反应界面，进而影响湿地系统对污染物的去除效果（徐德福等，2007；何佳宁等，2018）。因此，本研究中沟渠两侧多孔砖的铺设是影响生态沟渠净化截留效果的另一个重要因素。

生态沟渠作为一种特殊的湿地生态系统，对农田地表径流中氮磷等面源污染物具有良好的削减截留效果（姜翠玲等，2004；余红兵等，2014）。如何元庆等（2012）报道，生态沟渠对稻田排水径流中固体悬浮物（SS）和TP的去除效率可达72%和63%。刘福兴等（2019）发现，3种不同构造生态沟渠对农田氮、磷等面源污染物的去除效果均达到50%以上，且稳定性较强。而在本研究中，素土生态沟渠ED1和多孔砖生态沟渠ED3对氮、磷等污染物的去除效果明显低于前人的报道。一方面，本研究水质监测工作是在 11月进行的，与刘福兴等（2019）开展实验的8月相比，水生植物生长相对缓慢，对氮、磷等营养物质的吸收效率相对较低；另一方面，本研究中的生态沟渠是新建的，植物根系微生物丰富度和多样性较低，微生物活动尚不活跃。这些可能是导致本研究中生态沟渠削减效果相对较差的主要原因。此外，本研究中素土生态沟渠（ED1）和多孔砖生态沟渠（ED3）对TP的平均削减率均高于其对TN的平均削减率，与王晓玲等（2015）的研究结果一致。据张燕（2013）报道，生态沟渠对颗粒态氮磷的拦截效果优于其对溶解态氮磷的拦截效果，沟渠径流水体中的磷主要以颗粒态的形式存在，而氮则主要以溶解态的形式存在。因此，相对TN而言，生态沟渠对TP表现出更好的削减效果。

前人的研究发现，生态沟渠的构造类型会影响其对氮、磷等面源污染物的拦截效率（刘福兴等，2019）。水生植物是生态沟渠的重要组成部分，也是沟渠拦截氮、磷等污染物的主要途径（王岩等，2010；韩例娜等，2012；何元庆等，2012）。本研究中，通过比较植物配置方式相同的素土生态沟渠（ED1）和多孔砖生态沟渠（ED3）发现，沟渠两侧多孔砖的铺设，有效增强了生态沟渠对水体污染物（尤其是TP和COD）的净化效果。这可能是因为，相比素土生态沟渠而言，多孔砖与植物的相互作用在减少沟渠两侧土壤氮、磷流失的同时，也增强了生态沟渠的截留净化功效。生态沟渠中多孔砖的铺设，可以通过降低裸土部分面积从而减少土壤中污染物质流失，同时为植物和微生物的生长提供介质，而且还能通过吸附、过滤和沉淀等作用直接去除水中的氮磷等污染物质，进而增强沟渠湿地系统对水体污染物的去除效果（何佳宁等，2018）。另一方面，已有研究报道，生态沟渠对氮、磷等污染物截留去除能力，与沟渠进水口的氮磷浓度有关，入口浓度越高，沟渠的削减量越大（王晓玲等，2015；段四喜等，2021）。在本研究中，采样期间多孔砖生态沟渠入口水体 TP和 COD的含量都略高于素土生态沟渠，这可能是导致多孔砖生态沟渠削减率高于素土生态沟渠的另一个潜在原因。

本研究表明，除水生植物外，铺设多孔砖能提高生态沟渠对水体污染物的截留净化效果。刘福兴等（2019）也曾报道，植被与填料基质的相互作用增强了生态沟渠对水体污染物的净化效果。作为一种特殊的湿地生态系统，生态沟渠中氮的去除途径包括硝化与反硝化作用、基质吸附、植物吸收和氨挥发等（杨林章等，2005；王岩等，2010），而悬浮物的沉降以及基质和底泥的吸附是生态沟渠除磷的主要途径（王岩等，2010）。研究发现农田生态沟渠中氮的去除效率通常在 20%—90%（Li et al.，2020；王迪等，2016），其中植物吸收部分占4%—11%，而微生物作用占89%—96%（Lin et al.，2002；Stottmeister et al.，2003）。自然环境中，植物与微生物可形成复杂的共生关系（Chen et al.，2014；Wu et al.，2017），而基质吸附的氮磷等则可以作为植物和微生物生长代谢所必须的营养物质（李强坤等，2017）。因此，探讨如何充分利用基质、植物和微生物间之间的协同作用，构建高效稳定的生态沟渠截留削减技术，是未来农业面源污染防治的一个重要研究方向。

4 结论

本研究中，降雨发生期间，4条生态沟渠由入口到出口断面水体各项面源污染物含量均有所增加；降雨结束后，沿沟渠水流方向面源污染物含量逐渐降低，呈现出一定的截留净化效果。不同沟渠对面源污染物的削减率，与生态沟渠的构造类型和植物配置方式有关；当植物配置方式相同时，多孔砖生态沟渠对水体氮、磷和 COD的平均削减率显著高于素土生态沟渠。生态沟渠中多孔砖的铺设，不仅为植物的生长提供介质，而且可以通过物理吸附等作用直接去除水中的氮磷等污染物质。此外，微生物作为湿地生态系统的分解者，是水体污染物降解的主要因子。自然条件下，生态沟渠中植物、基质与微生物之间形成一个相互作用的复杂系统，如何优化植物-基质-微生物间的协同作用，构建高效稳定的生态沟渠截留削减技术，对农业面源污染防治具有重要意义。