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农业面源污染是非点源污染的主要形式之一，常指在农业生产活动中产生的氮、磷等营养物质、农药以及其他有机物和污染物质通过地表径流和农田渗漏而形成的水环境污染[1-3]。中国农业面源污染的迅速扩展主要与农业生产过程中化肥和农药等的过量使用、施肥方式的落后等有关[4-5]。据统计，中国化肥年使用量达4.12 × 107 t，施肥量高达400 kg·hm-2以上；但农作物对氮肥利用率仅为30%~35%，磷肥为10%~25%，钾肥为35%~50%[6]。而欧美国家为防止过量施肥对环境产生的污染，设置平均化肥使用量限值为225 kg·hm-2。农业面源污染不仅污染农田土壤，改变原有土壤的结构和特性，造成土壤板结、土壤质量下降；还通过农田径流引发对水体的有机污染，富营养化污染，甚至污染地下水和空气，直接损害人体健康[7-8]。巢湖作为中国五大淡水湖之一，面临着较为严峻的面源污染问题[9]。据统计，每年因水土流失而输入巢湖的总氮达945 t，总磷达567 t，有机质达1.4 × 104 t；每年总计约有4 200 t农业化肥、100 t农药流入巢湖[10]。巢湖流域作为安徽省重要的农业区，耕地面积约5.02 × 105 hm2[9]，由于复种指数高，作物种植面积大，对化肥的需求量较大，造成施肥结构极不合理，施用氮肥过量明显，而有机肥严重不足，造成大量的氮、磷源源不断流入巢湖，导致巢湖水体富营养化程度过高。目前，关于农业面源污染控制的技术有人工湿地技术、前置库技术、缓冲带和水陆交错带技术、水土保持技术、农业生态工程技术等[11]。其中，人工湿地技术具有投资成本低、操作简单、处理效果好等特点，已较多地运用于生活污水和某些工农业废水、垃圾渗滤液等的净化[12]。生态沟渠即采用人工湿地技术在农田沟渠内种植不同的植物，使沟渠内氮、磷等进入受纳水体前通过沟渠拦截、植物滞留而吸收，最终减少水体的污染负荷，实现生态拦截功能[13]。钱银飞等[14]研究了沟渠内水生植物香根草Vetiveria zizanioides，茭白Zizania latifolia和白莲Nelumbo nucifera对双季稻田施肥期间氮磷污染物的净化效果，发现处于生长旺盛期的水生植物对沟渠水体中氮、磷污染物的去除率最高。张树楠等[15]通过将原农业排水沟渠改建成生态沟，以美人蕉Canna indica，黑三棱Sparganium stoloniferum，灯心草Juncus effusus，铜钱草Hyrocotyle vulgaris和绿狐尾藻Myriophyllum elatinoides等为试验植物，探讨了生态沟渠对农业面源污染的阻控效应，发现生态沟渠对氮、磷污染物有较好的拦截效应。本研究以石菖蒲Acorus tatarinowii，水芹Oenanthe javanica和刺苦草Vallisneria spinulosa等3种湿地植物作为沟渠拦截植物，分析沟渠内氮、磷质量浓度的拦截效果，以期为巢湖流域及其周边等污染水体的生态修复治理提供参考。
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研究地点位于巢湖市下朱新村水稻田（31.63°N，117.87°E），距巢湖入湖河流鸡裕河不足2 km。该区属北亚热带季风气候，雨量适中，光照充分，热量条件较好，无霜期长，常年平均气温为16.0 ℃。1月平均气温普遍在0 ℃以上，7月平均气温为25.0 ℃左右，冬夏风向有明显变化。年降水量一般在1 000 mm以上，主要集中在夏季5-8月，约占全年降水量的55%[16]。
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所选用的石菖蒲、水芹和刺苦草等3种植物，可以药用或食用，具有较高经济价值，且为巢湖流域常见且易于获得的植物。其中石菖蒲，属天南星科Araceae菖蒲属Acorus禾草状多年生常绿草本植物，对湿润环境具有较强的适应性，根茎常作药用；水芹，属伞形科Umbelliferae水芹属Oenanthe多年水生宿根草本植物，耐低温，生活在河沟、水田旁，富含营养物质，药用价值较高；刺苦草，水鳖科Hydrocharitaceae苦草属Vallisneria沉水草本植物，通常生长于2 m以内的水域，以根状茎越冬。实验所用苗株采购于安徽农业大学高新技术农业园区。
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本研究中沟渠总长300 m，形状为上宽下窄的倒梯形，上部宽度为1.2 m，底部宽度为0.6 m，沟渠一侧为水稻田，另一侧为道路（图 1）。选取长势良好、株高相当的幼苗在沟渠中栽种（2015年3月20日），隔10 m依次栽植石菖蒲、水芹和刺苦草。3种植物的种植密度为36株·m-2，株间距为20 cm。同时，在生态沟两侧沟壁上栽植络石Trachelospermum jasminoides，黑麦草Lolium perenne和常春藤Hedera nepalensis，以防止稻田水土流失。沟渠水流为循环式水体，从水泵站流出后经排灌沟回到泵站。由于实验区位于村落附近，水稻生长需定期进行灌溉，因而有部分农村生活用水经稻田流入沟渠。研究区于2015年5月6日播种水稻，6月15日移栽，2015年9月28日收获。水稻的生育过程分为前、中、后3个时期，在水稻生长过程中共施肥4次，基肥、分蘖肥、穗肥和粒肥。研究区于5月30日在稻田施加基肥，6月15日移栽，7月15日追施分蘖肥，8月10日、9月5日分别施加穗肥和粒肥。
Figure 1. Ditch road profile of Xiazhuxin Villiage
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选取巢湖市下朱新村的基本水稻田作为研究区，选择1条长为300 m的水田沟渠，沿着沟渠水流方向设立5个采样点，分别记为P1~P5（图 2），P5位于泵站附近，各样点分别间隔55 m。2015年6月20日在沟渠中定期采集5个样点的径流水样，同一取样点同一时间取样3次，以后隔10 d取样1次。获取的水样经0.45 μm尼龙膜过滤后装入聚乙烯塑料瓶，放入4 ℃低温冰箱中保存，用于测定径流水样中不同形态氮、磷质量浓度，探讨生态拦截沟对农田径流中氮磷的去除效果。
Figure 2. Schematic diagram of sample plot of Xiazhuxin Villiage
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主要监测指标有总氮、铵态氮、硝态氮、总磷。总氮用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法，铵态氮采用纳氏试剂比色法，硝态氮采用酚二磺酸比色法；总磷采用过硫酸钾氧化-钼锑抗比色法[17]。水质情况判定依据表 1进行[18]。
分类 ρ铵态氮/（mg·L-1） ρ总磷/（mg·L-1） ρ总氮/（mg·L-1） Ⅰ ≤0.15 ≤0.02 ≤0.2 Ⅱ ≤0.50 ≤0.10 ≤0.5 Ⅲ ≤1.00 ≤0.20 ≤1.0 Ⅳ ≤1.50 ≤0.30 ≤1.5 Ⅴ ≤2.00 ≤0.40 ≤2.0 Table 1. Water quality evaluation
去除率计算公式：R=[（C0-C1）/C0]×100%[19]。其中：R为对应指标的去除率；C0为进水端污染物质量浓度；C1为出水端污染物质量浓度。
采用Origin 7.5及SPSS 13.0进行数据处理及统计分析。
1.1. 实验区概况
1.2. 实验材料
1.3. 实验设计
1.4. 样品采集
1.5. 分析方法
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由图 3可见：进水中总氮质量浓度为0.98~7.39 mg·L-1，其最小值和最大值分别出现在9月8日和6月20日。9次采样中有6次进水未达到地表水V类标准（≤2.00 mg·L-1），其中只有3次达到地表水Ⅳ类标准（≤1.50 mg·L-1）。稻田来水经生态沟渠处理后，出水中总氮质量浓度有显著降低（P＜0.01），并和进水质量浓度有相同的变化趋势，其中有2次达到地表水Ⅱ类标准，5次达到Ⅲ类水标准，1次为Ⅴ类水。分析表明：生态沟渠对总氮的去除率受季节影响明显，夏季去除率较高，最大值为8月19日的74.58%，最小值为7月10日的53.86%，监测期间对总氮的平均去除率为65.11%。
Figure 3. Variation of TN mass concentration and removal rate in water
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如图 4所示：在6-9月，生态沟渠进水中铵态氮质量浓度在0.18~1.48 mg·L-1，6月和7月的质量浓度要高于8月和9月。田间排水经生态沟渠处理后，出水中铵态氮质量浓度出现明显降低。其中，9次采样中有1次出水水质达到地表水Ⅰ类水质标准（≤0.15 mg·L-1），7次达Ⅱ类标准（≤0.50 mg·L-1），1次达Ⅲ类标准（≤1.00 mg·L-1）。在试验监测期间，铵态氮的平均去除率达到48.71%，最高值59.33%和最低值36.23%分别出现在9月8日和8月29日，去除率随时间变化而波动。
Figure 4. Variation of NH4+-N mass concentration and removal rate in water
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图 5表明：7和8月沟渠进水中硝态氮质量浓度较高，6和9月则相对较低，6月20日质量浓度最高，为3.72 mg·L-1，最低值0.57 mg·L-1出现在7月10日。来水经沟渠中植物吸收净化后，出水中硝态氮质量浓度明显低于进水中的质量浓度（P＜0.01），且出水质量浓度受进水质量浓度影响，存在显著正相关关系（P＜0.01）。在监测期间，生态沟渠对硝态氮的去除率在7月和8月较高。其中，去除率最低为7月10日的34.35%，6月20日出现去除率最高值（66.88%），生态沟渠对硝态氮平均去除率为51.58%。
Figure 5. Variation of NO3--N mass concentration and removal rate in water
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生态沟渠进出水中总磷质量浓度为0.119~0.484 mg·L-1，最小值和最大值分别出现在7月1日和6月20日（图 6）。稻田来水经生态沟渠处理后，出水中总磷质量浓度有显著降低（P＜0.01），并和进水质量浓度有相同的变化趋势，其中有8次达到地表水Ⅲ类标准（≤0.20 mg·L-1），1次达到Ⅳ类水标准。生态沟渠对总磷的去除率受季节影响明显，夏秋季去除率较高，最大值为8月19日的74.58%，监测期间对总磷的平均去除率58.92%。
Figure 6. Variation of TP mass concentration and removal rate in water
2.1. 生态沟渠中不同形态氮的变化
2.1.1. 生态沟渠内总氮的变化
2.1.2. 生态沟渠内铵态氮的变化
2.1.3. 生态沟渠内硝态氮的变化
2.2. 生态沟渠中总磷的变化
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湿地植物是水生生态系统的重要组成部分，既可以直接吸收氮、磷等营养成分，也可以在根区促进氮物质的氧化分解[20]。水生植物可通过体内发达的通气系统使氧从茎叶向根处转移，在根区附近形成有氧环境；其根系可作为微生物附着的良好界面，并分泌一些有机物促进微生物的代谢，为好氧微生物群落提供了一个适宜的生长环境；而根区以外则适于厌氧微生物群落的生存，进行反硝化和有机物的厌氧降解[21]。当总氮进入水体后，先经过微生物的氨化作用转化为铵态氮，然后挥发或直接被植物吸收；铵态氮则通过硝化作用氧化成硝态氮成为植物吸收利用的另一种形式[22]；有机氮在矿化作用下转化为铵态氮，通过硝化细菌作用进一步转化为硝态氮，最后在厌氧条件下发生反硝化作用形成氮气（N2）和氧化亚氮（N2O），挥发进入大气[23]。当农田排水进入沟渠后，水体中的铵态氮和有机态氮会被底泥土壤中带负电荷胶体颗粒所吸附固定，因而沟渠中铵态氮的去除率要高于硝态氮[24]。在试验区，水体含氮污染物在沟渠迁移过程中易发生氧化作用转换为硝态氮，因而沟渠进水中硝态氮的含量要高于铵态氮。与氮相比，底泥对磷的吸附能力和速度要更强大。无机磷是植物必需的营养元素，水体中有机磷在微生物作用下分解氧化为无机磷，然后在植物吸收及同化作用下转化成植物所需的ATP，DNA，RNA等有机成分，最后通过植物的收割而移去[25]。
由于野外实验受自然条件的影响较大，不可控因素较多，氮、磷的去除效果呈现一定的波动性。降雨和施肥是影响氮素、磷素径流输出的主要因子，结合氮、磷元素输出负荷，发现三者之间具有极显著的二元一次非线性相关关系[26]。施肥过程中受不定期降雨和径流的影响，各样点氮、磷质量浓度呈波动变化。7月15日，实验区内人工对稻田追施分蘖肥。受7月18日降雨和径流的影响，至7月20日各样点氮、磷均有所回升，之后继续呈波动下降趋势，这与于会彬等[27]的研究相符。水稻Oryza sativa是喜水作物，田面需要保持一定的水深以利于水稻生长。由于传统灌水方式蓄水较多且利用效率不高，经常将肥料随水一齐排出，导致排水径流中含有大量的氮素和磷素，氮、磷淋失量较大。石丽红等[28]通过单次径流事件中径流水的氮、磷研究发现，氮、磷流失量与其施用量存在极显著线性正相关，流失量随施肥量的增加而增大。8月10日追施惠肥后，8月15日，稻田进行蓄水，一周后放水。随水流的不断向外渗透，各样点氮、磷质量浓度在8月19日有所回升。
在沟渠中，氮、磷等污染物的去除依赖于植物的吸收、底泥的吸附以及微生物的降解转化作用，而季节和温度对这些作用的发挥影响较大。植物的生长受到温度的制约，在适宜的生长温度范围内，植物的光合作用随温度的升高而相应升高，其对氮、磷的吸收作用也不断增强。KOVACIC等[29]研究发现：在夏秋季节，植物处于生长的适宜温度期，其对氮、磷的吸收效果较为显著。本研究的采样集中于6-9月，此时水生植物处于生长旺盛期，对水体中氮、磷的去除效率逐渐升高。在此阶段植物光合作用较强，随着光合作用的增大，植物根际的生长以及微生物活性的提高，更有利于植物对氮、磷的吸收。本研究表明：通过在沟渠中种植水芹、石菖蒲和刺苦草，沟渠内总氮去除率为56.18%~74.58%，铵态氮去除率为36.23%~59.33%，硝态氮去除率为34.35%~66.88%，总磷去除率为44.38%~76.35%，说明水芹、石菖蒲和刺苦草3种植物对富营养化水体具有良好的净化作用[30-32]。
本研究选取的3种植物均具有一定的药用或食用价值，在沟渠内栽植可以产生一定的经济效益。同时，在农田生态沟渠中栽植此类水生植物可对农田径流中的氮、磷污染物起到较好的截留作用，在农业面源污染防治中具有一定的应用价值，有利于减轻巢湖的污染负荷。本研究仅从植物对水质的净化作用开展了相关研究，今后可结合植物对氮、磷的吸收及沟渠底泥对氮、磷的吸附等方面进行综合研究。
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