当前，农业面源污染已成为世界各国水环境的主要污染源之一，其输入水体的氮、 磷营养盐能够导致大范围的水体富营养化，严重破坏水体生态环境^{[1, 2]}. 近30年来我国农田的氮肥施用量增加了4倍，但肥料利用率还不足40%^{[3, 4, 5]}，农田中大量未被利用的养分元素流失进入水体，以及养殖废水的排放加剧了水体环境污染. 调查显示，从80 年代至今，太湖、 巢湖、 滇池等农业高产区湖泊水体中总氮质量浓度增加了十几倍，而这些湖泊中50%以上的总氮来自于农业面源污染^{[6, 7, 8]}. 可见，农业面源污染的治理已成为水体富营养化治理中的重中之重. 沟渠是农田系统中重要的排灌水设施，既是农业面源污染物的最初汇集地，也是农业面源污染物向下游河流、 湖泊迁移的重要通道^[9]，其对下游水体环境有着重要的影响^{[10, 11]}. 另一方面，沟渠因湿化而逐步演化成具有湿地生态性质的特殊类型湿地，将其改建为生态沟渠后可以作为一项新的“最佳管理措施(best management practices，BMPs)”用于控制农业面源污染^[12]. 生态沟渠构建的主要措施是在沟渠内种植水生植物，使其能够缓解水流流速、 促进泥沙颗粒沉淀，增强生态沟渠对N、 P的吸收和拦截作用^{[13, 14, 15]}. 另外，不同种类的水生植物在生态沟渠中发挥的作用也有很大差别^[16]，通过优化沟渠内的植物配置可以增强生态沟渠对N、 P的拦截能力； 后续的植物管理也会明显影响生态沟渠的水质净化能力^[17]. 本研究通过分析连续2 a的监测数据，归纳不同季节时 生态沟渠对农业面源中氮素污染 的拦截特征，以及生态沟渠对几种形态氮素去除效果的差异，以期为合理评估生态沟渠对氮素的去除能力提供科学参考； 同时，通过改变生态沟渠内水生植物的种类，分析不同植物配置时生态沟渠氮素拦截能力的改变，以期为优化生态沟渠水生植物配置提供了建议，并为加强生态沟渠管理、 提升其对农业面源污染的防控效应提供参考.

试验生态沟渠位于湖南省长沙县金井镇脱甲村(28°30′-28°39′ N，113°18′-113°26′ E)，属于亚热带季风气候，年平均降雨量1 389 mm，主要集中在5-7月； 年平均气温16.5-20.5℃. 生态沟渠进水主要为农田排水和居民生活污水，其汇水面积为0.29 km²，其中水田0.12 km²，为双季稻种植区，主要施用肥料为尿素； 林地0.03 km²，居民29户. 试验生态沟渠是基于原有农田沟渠改造而来，生态沟渠长200 m，呈倒梯形结构上口宽4 m，下口宽2.8 m，深1 m，沟渠内每隔15-20 m设置溢流坝，利于减缓沟渠内水流速度. 该区域的主要土地利用状况和沟渠分布情况见图 1. 2011年以来，生态沟渠内种植水生美人蕉(Canna glsuca)、 铜钱草(Hydrocotyle vulgaris)、 黑三棱(Sparganium stoloniferum)、 绿狐尾藻(Myriophyllum aquaticum)等水生植物. 2013年12月，除绿狐尾藻保留外，其它水生植物全部移除，并改种为绿狐尾藻.

图 1

Fig. 1

图 1 研究区域概况 Fig. 1 Map of the research area

通过生态沟渠出水口处安装的流量计实时获取沟渠的径流量、 水位、 流速等水文学参数. 2013年 1月至 2014年 12月监测期间，在进出水横断面处设立固定水样采集点，并按每月 1次的频次采集水样. 根据对该流域的长期观测，并结合该流域的土壤通透性等性质，判断流域中降雨-地表径流产流过程在降雨结束后 3 d内停止^[18]. 为消除降雨-地表径流产流过程对生态沟渠氮素生态拦截效果的影响，降雨过程结束3 d后采样. 采样时用聚乙烯塑料瓶采集 500 mL水样，水样采集后带回实验室，分析前在 4℃条件下保存.

水样测定指标主要包括铵态氮(NH₄⁺-N)、 硝态氮(NO₃^--N)、 溶解态总氮(TN)质量浓度.

水样经前处理后直接用流动注射仪(AA3，德国SEAL公司)测定NH₄⁺-N和NO₃^--N质量浓度； TN质量浓度采用碱性过硫酸钾消解后用流动注射仪测定.

根据每月监测生态沟渠进出水口中NH₄⁺-N、 NO₃^--N和 TN的质量浓度，每月相应污染物的去除率(η，%)采用公式(1)计算.

采用Microsoft Excel 2013作图，并用SPSS 21进行成对数据比较，统计分析进、 出水氮的质量浓度差异显著性水平； 相关分析进、 出水氮的质量浓度之间显著性，统计检验的显著性水平P为0.05或0.01.

图 2(a)为生态沟渠进出水口NH₄⁺-N质量浓度及其去除率变化.在2013和2014年，生态沟渠进水中NH₄⁺-N质量 浓度在0.12-0.86 mg ·L^-1之间，第二年平均质量 浓度要高于第一年. 经过生态沟渠处理，出水中NH₄⁺-N质量 浓度明显降低，其中有20个月份出水水质达到国家地表水环境质量标准(GB 3838-2002)Ⅰ 类水质标准(≤0.15 mg ·L^-1)，其他月份均达Ⅱ类标准(≤0.5 mg ·L^-1). 监测期间，NH₄⁺-N的平均去除率为77.8%，其去除率随季节有所波动，最低值58.7%和最高值97.0%分别出现在第2014年10月和6月.

图 2

Fig. 2

图 2 生态沟渠进、 出水中NH4+-N、 NO3--N和TN质量浓度及其去除率变化 Fig. 2 Changes of NH4+-N,NO3--N and TN concentrations in inlet,outlet and their removal rates in the ecological ditch

生态沟渠进出水口NO₃^--N质量浓度及其去除率变化见图 2(b). 进水中NO₃^--N质量 浓度有明显的季节变化特征，春冬季进水质量 浓度较高，夏秋时较低，质量 浓度最低值0.15 mg ·L^-1出现在第2013年4月，2014年2月质量 浓度最高为1.95 mg ·L^-1. 经过生态沟渠处理后，出水中NO₃^--N浓度明显的低于进水中的质量 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). 生态沟渠对NO₃^--N的去除率在夏冬季节时较低，去除率最低值为2013年12月的23.9%； 春秋季节较高，第2014年11月出现去除率最高值99.9%. 2013-2014年监测期间，生态沟渠对NO₃^--N平均去除率为58.3%.

图 2(c)显示的是生态沟渠进出水中TN质量浓度及其去除率变化趋势. 进水中TN质量 浓度范围为1.22-5.14 mg ·L^-1，其中最小值和最大值分别出现在第2014年11月和7月. 根据国家地表水环境质量标准，19个月进水未达到国家地表水V类标准(≤2 mg ·L^-1)，其中只有2个月达到地表水Ⅳ类标准(≤1.5 mg ·L^-1)，3个月达到Ⅴ类标准. 经过生态沟渠处理后，出水中TN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5个月达到地表水Ⅲ类标准(≤1 mg ·L^-1)，12个月达到Ⅳ类水标准，5个月达到Ⅴ类水，只有2个月低于Ⅴ 类水标准. 生态沟渠对TN的去除率受季节影响明显，夏季去除率较低，最小值为18.3%，春秋季去除率较高，最大值为第1年11月的63.1%，监测期间对TN的平均去除率48.7%.

生态沟渠进水中NH₄⁺-N和NO₃^--N占TN比例[图 3(a)]和出水中NH₄⁺-N和NO₃^--N占TN比例[图 3(b)]都有明显的季节性变化. 2013-2014年，进水中NH₄⁺-N占TN比例平均值为15.3%，春夏季时较低，2013年4月时最低为5.1%； 秋冬季时较高，2014年2月时最高为30.1%. 进水中NO₃^--N占TN比例在5.2%-65.3%范围内，与NH₄⁺-N有类似的随季节性变化规律. 进水中NO₃^--N占TN比例平均值为32.2%，显著高于NH₄⁺-N占TN比例(P<0.01). 出水中NH₄⁺-N占TN比例在0.31%-29.3%间变动，平均值为8.0%，显著低于进水中的NH₄⁺-N占TN比例(P<0.01)； 但与之显著正相关(P<0.01). 出水中NO₃^--N占 TN比例，平均值为25.7%，略低于进水中NO₃^--N占 TN比例. 在进出水中NH₄⁺-N和NO₃^--N之和占TN比例呈春夏季节低、 秋冬季节高的特点，进水中其所占比例最高可达93.1%，最低时为11.6%，平均为47.5%； 出水中NH₄⁺-N和NO₃^--N之和占TN比例在4.7%-86.7%范围内，平均比例为33.6%，要显著低于在进水中比例(P<0.05)，其他形态氮占TN比例较进水显著增加，可见氮素在生态沟渠的迁移和拦截中，形态发生了变化.

图 3

Fig. 3

图 3 生态沟渠进出水中NH4+-N、 NO3--N占TN百分比 Fig. 3 Percentages of NH4+-N and NO3--N in TN in inlet and outlet of the ecological ditch

2013-2014年流经生态沟渠的径流量按月统计结果见图 4. 2013年各月径流量在1 682.5-15 141.0 m³范围内，5-7月径流量最大，总径流量为101 058.4 m³； 2014年的总径流量为154 850 m³，2014年月径流量随月份变化趋势与2013年一致，但各月径流量均高于2013年的相应月份径流量. 在2013-2014年2 a内，生态沟渠对输入的NH₄⁺-N、 NO₃^--N和TN拦截率分别为76.8%、 59.6%和48.6%，共拦截的总氮量为342.3 kg.

图 4

Fig. 4

图 4 2013、 2014年通过生态沟渠径流量 Fig. 4 Runoff volume per month of ecological ditch in 2013 and 2014

随径流迁移进出生态沟渠的氮量及其在生态沟中拦截量见表 1. 2013年，生态沟渠对NH₄⁺-N、 NO₃^--N及TN拦截量分别为23.9、 30.1和104.7 kg，拦截率分别为78.4%、 52.8%和41.8%. 2014年生态沟渠对NH₄⁺-N、 NO₃^--N及TN的拦截情况有所变化，对NH₄⁺-N、 NO₃^--N和TN的拦截率为76.1%、 62.3%和52.3%，拦截量分别为52.9、 89.0和237.6 kg. 2014年较2013年拦截量均有所增加：NH₄⁺-N、 NO₃^--N和TN的拦截量分别增加了121.8%、 195.3%和127.0%.

表 1(Table 1)

表 1 2013年和2014年NH4+-N、 NO3--N和TN的输入量、 输出量和拦截量 Table 1 Input,output and interception of NH4+-N,NO3--N and TN in 2013 and 2014 年份 NH4+-N NO3--N TN 输入量/kg 输出量/kg 拦截量/kg 输入量/kg 输出量/kg 拦截量/kg 输入量/kg 输出量 /kg 拦截量/kg 2013 30.4 6.6 23.9 57.0 26.9 30.1 250.4 145.8 104.7 2014 69.5 16.6 52.9 142.9 53.9 89.0 454.1 216.5 237.6 总计 99.9 23.2 76.8 199.9 80.8 129.1 704.5 362.3 342.3

表 1 2013年和2014年NH4+-N、 NO3--N和TN的输入量、 输出量和拦截量 Table 1 Input,output and interception of NH4+-N,NO3--N and TN in 2013 and 2014

生态沟渠对氮素的拦截主要通过植物吸收、 微生物硝化和反硝化作用以及底泥的吸附等过程实现^{[19, 20]}. 其中微生物的硝化和反硝化作用是水体中氮素去除的最主要途径； 在污染负荷较低时，水生植物的吸收作用也被认为是一种重要的去除方式，且两种方式相互协调，共同作用^{[21, 22, 23]}. 一方面，氮素作为植物生长所必须的营养元素，尤其是以离子形式存在的无机态氮(NH₄⁺-N、 NO₃^--N)能够被植物直接吸收利用而去除； 另一方面，植物在生长过程中不断向根部输送氧气^[15]，而形成根区好氧微环境，同时与根区以外的缺氧、 厌氧环境相结合，为硝化和反硝化细菌的附着和生长提供条件^{[23, 24, 25]}. 硝化细菌在好氧条件下将NH₄⁺-N氧化成为NO₃^--N，反硝化细菌则在缺氧或厌氧条件时将NO₃^--N最终转化为气态氮，而使得水体氮素得到去除. 相比于NO₃^--N，狐尾藻等水生植物更加偏好于NH₄⁺-N^[26]； 另外，由于底泥中土壤胶体颗粒带负电荷，能更好地吸附NH₄⁺-N，促进NH₄⁺-N被吸附固定，因此，生态沟渠中NH₄⁺-N的去除率要高于NO₃^--N. 在研究区，水体中含氮污染物在浅水自然沟渠中迁移过程中易于氧化转换为NO₃^--N，这与生态沟渠进水中NO₃^--N的含量要高于NH₄⁺-N结果一致. 经过生态沟渠处理后，尽管NO₃^--N的去除率低于NH₄⁺-N，但拦截量高于NH₄⁺-N.

生态沟渠中氮素污染物主要来源于周边农田的氮流失和上游居民点排放的生活污水，尽管有机态氮在迁移至生态沟渠过程中会矿化为无机态氮^[27]，由于农田和居民点距离生态沟渠较近，生态沟渠进水中NH₄⁺-N和NO₃^--N之和占TN比例仅为47.5%，因此，生态沟渠进水中主要以有机态氮为主. 监测数据显示，生态沟渠出水中，NH₄⁺-N和NO₃^--N之和占TN的比例平均值为33.6%，表明出水中仍有很大比例的有机氮. 这主要归因于：①与无机态氮相比，有机态氮被分解利用难度较大，随着无机态氮大量的去除，使得有机态氮的比例有所升高； ②生态沟渠中水生植物在生长过程中，不断从水体或底泥中吸收氮素，同时某些部分又不断退化凋落并被微生物分解，分解作用会将水生植物吸收的部分无机态氮以有机态氮的形式再次释放到水体中^[28]，使出水中仍有较大比例的有机态氮. 在植物生长过程中，通过及时收割减少植物凋落物，控制二次污染，能提高生态沟渠对氮素的拦截能力.

在生态沟渠拦截氮素过程中，氮素去除率出现的季节性差异与植物和微生物的生长代谢活动同样密不可分，春季时，温度回升，生态沟中的水生植物逐渐生长茂盛，吸收氮素量较大； 同时该季节温度适宜，有利于微生物硝化反硝化反应的进行，并且降雨少，沟渠内径流量较小，水力停留时间较长，有利于氮素去除，因此去除效果较好. 而在夏季时，研究区高温多雨，在高温和强光照时沉水植物的生长受到一定程度的抑制^{[29, 30, 31]}，对氮素的吸收利用量减少； 生态沟渠内水温升高，微生物的硝化反硝化作用也会受到一定的抑制^[32]； 较大的径流量使生态沟渠内水流速度较快，水力停留时间较短，使得该季节氮素去除率较低.

除上述因素，污染负荷、 水力负荷、 水力停留时间和植物种类等也会影响生态湿地系统的出水水质. 污染负荷和水力负荷越大、 水力停留时间越短，生态湿地系统出水水质就越差，反之出水水质越好^{[33, 34]}. 通过两年数据对比发现，2014年生态沟渠各月径流量均比2013年多，年均增加了53.3%，水力负荷增大，同时导致水力停留时间变短； TN输入量由250.4 kg增加到454.1 kg，增加了81.3%，氮素污染负荷变大； 2014年生态沟渠对TN的去除率显著提高(P<0.01)，由44.7%增加到52.8%，拦截量和拦截率也分别由104.7 kg和41.8%增加到了237.6 kg和52.3%. 与2013年相比，2014年生态沟渠污染负荷变大、 水力停留时间变短，氮素的去除能力却有一定程度的提升. 这可能与生态沟渠中种植植物的改变有关. 在人工生态湿地系统中，水生植物具有十分重要的作用，不同种类的植物作用差异性也很大^[16]. 本研究将生态沟渠内黑三棱、 美人蕉、 铜钱草等挺水植物全部改种为沉水植物绿狐尾藻后，生态沟渠的氮素拦截能力得到提高，表明绿狐尾藻更适合作为生态沟渠中种植植物. 首先，绿狐尾藻根系发达且全部暴露在水体中，能在较短时间内吸收大量的氮素； 其次，绿狐尾藻生物量较大且生长速度快，直接吸收利用的氮素变多，通过收割能带走更多的氮素； 另外，绿狐尾藻发达的根系能有效调节水体微环境，形成有利于硝化反硝化反应的条件^[27]，进一步促进氮素的去除. 可见，通过对水生植物种类的筛选，有利于增强生态沟渠对氮素的去除能力，减少向下游水体的氮素输出量，使生态沟渠在农业面源污染防控中发挥更大作用.

2013-2014年期间，生态沟渠春秋季时氮素拦截效率较高，夏季时较低，NH₄⁺-N、 NO₃^--N和TN的平均去除率分别为77.8%、 58.3%和48.7%，拦截量分别为38.4、 59.6和171.1 kg ·a^-1，生态沟渠对上游输入的氮素能进行有效拦截，阻止其向下游水域迁移. 通过对生态沟渠植物改种前后的监测数据对比发现，植物改种后，NO₃^--N和TN的去除率有显著的提高，NO₃^--N和TN的拦截率比第一年分别增加了30.5%和18.2%. 说明通过沟渠植物种植的筛选和后期管理有利于增强生态沟渠对NO₃^--N和TN的去除能力，进一步提升生态沟渠对氮素的拦截能力.