水芹-綠狐尾藻人工濕地對養殖廢水的處理效果

謝 陳, 李 希, 何興兵, 徐英華, 賈中政, 李裕元, 王 杰, 吳金水

(1. 吉首大學生物資源與環境科學學院, 湖南 吉首 416000; 2. 中國科學院亞熱帶農業生態研究所 亞熱帶農業生態過程重點實驗室, 湖南 長沙 410125; 3. 中國科學院大學, 北京 100049; 4. 河南科技學院, 河南 新鄉 453003; 5. 安徽潤航農業科技開發有限公司, 安徽 淮南 232100)

全國污染源普查結果顯示:2007年中國畜禽業總氮、總磷和化學需氧量分別占農業排放量的37.9%、56.3%和95.8%,2017年中國畜禽業總氮、總磷和化學需氧量仍分別占農業排放量的56.5%、42.1%和93.8%,表明畜禽養殖污染依然是中國環境污染的主要來源,因此對畜禽業污染排放的高效治理和資源化利用尤為重要[1]?，F今對養殖廢水的處理技術大致包括物理化學處理、生物處理和生態處理技術[2],物理化學處理和生物處理技術占地面積少、處理效率高、處理效果較為穩定,但是普遍存在處理成本高且易造成氮、磷資源浪費及二次污染等問題[3-4],因此,在目前倡導全面綠色發展的背景下,采用綠色低碳的生態處理技術處理畜禽養殖廢水受到廣泛關注[5-6]。生態濕地等生態處理技術具有投資低、生態環境友好等優點,但存在占地面積大、處理效果不穩定、經濟效益偏低等不足[7]。如何進一步提升生態濕地的處理效率和經濟效益是目前生態治理的難點。研究結果[8-10]表明:在人工濕地中種植經濟價值較高的水生蔬菜后濕地經濟效益顯著提高,如種植水芹〔Oenanthejavanica(Bl.) DC.〕、豆瓣菜(NasturtiumofficinaleR. Br.)和空心菜(IpomoeaaquaticaForssk.)的濕地的每公頃產值分別可達20.00萬、3.93萬和7.21萬元,其中,水芹經濟價值最為突出。但大部分蔬菜需要較高的沼液濃度,濕地尾水難以實現達標排放,需要進行深度處理。中國科學院亞熱帶農業生態研究所研發的綠狐尾藻(MyriophyllumquitenseKunth)濕地生態處理技術對于高濃度養殖廢水具有較好的凈化效果,對養殖廢水中總氮、總磷和化學需氧量去除率均在90%以上[11-12]。綠狐尾藻是一種多年生沉水或浮水草本植物,不僅對高氮、高磷具有較強的耐受性,而且可作為優質畜禽肥料進行產業化開發利用,為養殖廢水治理的優選植物[13-14]。因此,將水生蔬菜種植與綠狐尾藻濕地生態處理技術有機結合,在提升濕地經濟效益的同時,實現養殖廢水的達標排放,值得進一步深入探索。

表面流人工濕地是指最為接近自然濕地,水流在濕地表面呈推流式前進的人工濕地,由于基建維護成本較低,不易造成堵塞,處理效果較好,已在農村地區大力推廣[15]。目前,學者對多級串聯垂直流人工濕地及多級串聯表面流人工濕地修復河流等污染水體開展了系列研究[16-18],但是串聯不同種類植物多級表面流人工濕地對養殖廢水的處理效果尚不明確。

基于此,本研究在安徽潤航農業科技開發有限公司循環農業基地開展野外試驗,選取水芹和綠狐尾藻2種植物構建多級表面流人工濕地,在沼液高值化利用(水芹種植)條件下,利用綠狐尾藻濕地對水芹種植尾水進行處理,探究人工濕地對不同進水濃度養殖廢水的處理效果及沿程變化情況,并根據綠狐尾藻濕地污染物進水濃度預測后續沿程的濃度變化,以期為畜禽養殖廢水的治理提供科學依據和技術支撐。

1 材料和方法

1.1 試驗區概況

試驗區位于安徽省淮南市鳳臺縣鳳凰鎮崗胡村的安徽潤航農業科技開發有限公司循環農業基地(東經116°43′、北緯32°45′),該區域位于淮河中游、淮北平原南緣,境內地下水源豐富,地表徑流密布,大部分區域海拔在25 m以下,屬于亞熱帶季風氣候區,四季分明,雨熱同期,氣候溫和濕潤,年均降水量800～1 000 mm,無霜期216 d,年平均氣溫15.1 ℃。近年來該地區規模養殖發展迅速,生豬和家禽規模養殖占比分別達60%和85%以上,排放的養殖廢水對當地水體造成了重大威脅。

本研究的養殖廢水來自附近一大型種豬場,豬場總占地面積68 000 m2,豬場采用尿泡糞收集模式,糞污水產生量約為200 t·d-1,經固液分離后進入黑膜沼氣池進行厭氧發酵處理,輸出沼液(養殖廢水)主要用于周邊農田施肥和該公司的水芹種植。試驗期內所用養殖廢水中總氮、總磷和化學需氧量的平均濃度分別為178.30、18.30和302.00 mg·L-1。

1.2 試驗設計

針對沼液高值化利用和達標排放要求,本試驗主要研究沼液高值化利用(水芹種植)以及綠狐尾藻濕地生態處理技術的處理效果與過程機理。濕地系統(圖1)設置在野外,由調節池和9級表面流人工濕地串聯組成,前端(CW1級至CW4級)種植當地有重要經濟價值的水芹(株高約20 cm),后端(CW5級至CW9級)種植凈化污水的水生植物綠狐尾藻(株高約20 cm),設置植物處理3組(即3個重復)和1組無植物對照組。調節池1儲存養殖廢水,調節池2儲存對照組濕地出水,調節池3儲存水芹濕地出水,用蠕動泵控制進水流速(水芹濕地流速1 428.57 mL·h-1,綠狐尾藻濕地流速416.66 mL·h-1)。各級濕地單元表面積0.24 m2(長0.4 m、寬0.6 m),深30 cm(濕地水深25 cm),均采用管道進水,每級裝置進水口離裝置底部5 cm,出水口離裝置底部20 cm。植物種苗的初始投放生物量為2 kg·m-2。9級表面流人工濕地總的水力停留時間為37 d,其中前4級設置為7 d,后5級設置為30 d。試驗時間為2021年6月22日至8月20日,試驗周期為60 d。

R1,R2,R3: 分別表示調節池1、2和3 Representing regulating pool 1, 2, and 3 respectively; P1,P2: 分別表示蠕動泵1和2 Representing peristaltic pump 1 and 2 respectively; CK: 對照組The control group.

1.3 樣品采集和測定

1.3.1 水樣采集和測定 試驗開始后,每5 d采集1次水樣,在各級濕地出水口及中心分別取樣約25 mL,混合后(共50 mL)作為每級污染物出水濃度的待測樣品,同時采集調節池1內原液50 mL作為污染物進水濃度的待測樣品,每次采集37個樣品,共采集12批水樣,分別測定總氮、總磷和化學需氧量濃度。采用HJ 636—2012中的堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定總氮濃度,采用GB 11893—1989中的鉬酸銨分光光度法測定總磷濃度,采用HJ 828—2017中重鉻酸鹽法測定化學需氧量濃度。

1.3.2 植物樣品采集和測定 分別于試驗運行0、30和60 d用百分之一分析天平稱量各級濕地的植物鮮質量,其中,由于綠狐尾藻生物量大,運行30 d時收割1次后重新投放,投放生物量為2 kg·m-2;同時采集各級濕地中心面積10 cm×10 cm樣方內新鮮植物,稱量后于105 ℃烘箱中烘干至恒質量,計算含水率后換算成各級濕地的植物干質量,每次采集27個植物樣品,共采集3批植物樣品,分別測定植物總氮和總磷含量。采用硫酸+過氧化氫凱氏法消煮,并采用過硫酸鉀氧化吸光光度法測定總氮含量[19];采用鉬銻抗比色法測定總磷含量[20]。

1.4 數據處理和分析

人工濕地中污染物(總氮、總磷和化學需氧量)去除率(R)的計算公式為R=〔(Ci0-Ci)/Ci0〕×100%;式中,Ci0為第i次采樣各污染物的進水濃度,Ci為第i次采樣各污染物的出水濃度。人工濕地中單級污染物去除率(S)的計算公式為S=〔(CX0-CX)/C0〕×100%;式中,CX0為第X級濕地各污染物的進水濃度,CX為第X級濕地各污染物的出水濃度,C0為各污染物進水濃度的平均值。植物總氮(總磷)吸收量(Ap)的計算公式為Ap=Bp×Cp;式中,Bp為各級濕地的植物生物量(以干質量計),Cp為植物總氮(總磷)含量。植物含水率(L)的計算公式為L=〔(m1-m2)/m1〕×100%;式中,m1為植物鮮質量,m2為植物干質量。水體總氮(總磷)去除量(Ct)的計算公式為Ct=(CX0-CX)×進水總量;植物吸收對濕地總氮(總磷)的去除貢獻率(Rt)的計算公式為Rt=(Ap/Ct)×100%。

使用Microsoft EXCEL 2019軟件進行數據分析,使用Origin 2021b軟件進行繪圖,使用SPSS 22.0軟件進行單因素方差分析和相對均方根誤差(RRMSE)分析,處理組各指標均用3個重復的平均值表示。在測定的12組水樣數據中,根據測定結果選取8組數據使用SPSS 22.0軟件對綠狐尾藻濕地中各污染物濃度變化進行曲線擬合,根據濃度變化趨勢初步選擇的曲線類型包括指數、線性和二次多項式擬合。各擬合曲線通用公式分別為y=a·ebt、y=at2+bt+c和y=at+b;式中,y為濕地出水污染物濃度,t為水力停留時間,a、b、c為曲線系數。

根據8組數據中各污染物進水濃度(Ci0)和對應擬合曲線的系數,使用SPSS 22.0軟件對其進行一元回歸分析,得到出水污染物濃度(y)與水力停留時間(t)之間的沿程削減模型。

將另外4組數據中的3組(由于試驗剛進行的數據無代表性,故第5 天的數據不進行驗證)分別帶入沿程削減模型,得到對應的擬合曲線方程。根據相關性分析結果和相對均方根誤差對其進行檢驗,得到最佳沿程削減模型。

2 結果和分析

2.1 人工濕地中污染物濃度變化及去除率

連續60 d的水質監測結果(圖2)表明:總體上看,水芹-綠狐尾藻人工濕地中各污染物(總氮、總磷和化學需氧量)濃度均隨時間推移而降低,其中試驗前期(0～15 d)下降較為明顯,運行20 d后處理效果基本趨于穩定。運行50 d時人工濕地中總氮、總磷、化學需氧量的出水濃度分別為1.96、0.14和39.60 mg·L-1,均已明顯優于《畜禽養殖業污染物排放標準》(GB 18596—2001)(總氮以氨氮計,氨氮濃度小于或等于80 mg·L-1;總磷和化學需氧量濃度分別小于或等于8和400 mg·L-1),可達到《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)Ⅴ類標準(總氮、總磷和化學需氧量濃度分別小于或等于2、0.4和40 mg·L-1),其中總磷濃度達到Ⅲ類標準(小于或等于0.2 mg·L-1)。

: 污染物進水濃度Input water concentration of pollutant; : 對照組污染物出水濃度Output water concentration of pollutant of the control group; : 處理組污染物出水濃度Output water concentration of pollutant of the treatment group; : 對照組污染物去除率Removal rate of pollutant of the control group; : 處理組污染物去除率Removal rate of pollutant of the treatment group.

結果(表1)顯示:水芹-綠狐尾藻人工濕地(CW)對養殖廢水污染物的去除率均較高,總氮、總磷和化學需氧量的總去除率分別為96.52%、92.79%和65.27%,遠高于對照組。其中以CW5級對3種污染物的去除率最高,對總氮、總磷和化學需氧量的去除率分別達到39.72%、38.32%和23.30%,CW6級至CW9級對3種污染物的去除率逐漸降低并趨于穩定。

表1 水芹-綠狐尾藻人工濕地(CW)污染物去除率1)

2.2 人工濕地中植物的總氮、總磷吸收特征及去除貢獻率

水芹-綠狐尾藻人工濕地(CW)中植物的總氮、總磷吸收特征及去除貢獻率見表2。結果顯示:水芹濕地中CW4級的植物生物量(0.35 kg·m-2)顯著(P<0.05)高于其他3級,綠狐尾藻濕地植物生物量從CW5級至CW9級逐級遞減。植物總氮含量在水芹和綠狐尾藻濕地中均呈逐級降低的趨勢,其中,水芹的總氮含量為38.50～42.12 g·kg-1,綠狐尾藻的總氮含量為10.02～24.62 g·kg-1。植物總氮吸收量(46.90 g·m-2)和水體總氮去除量(95.60 g·m-2)均以CW5級最高。各級濕地中植物吸收對濕地總氮的去除貢獻率為19.30%～56.32%,其中,綠狐尾藻濕地的去除貢獻率較高(45.09%～56.32%)。

表2 水芹-綠狐尾藻人工濕地(CW)中植物的總氮、總磷吸收特征及去除貢獻率

結果(表2)還顯示:植物總磷含量在水芹濕地中呈逐級增加的趨勢,而在綠狐尾藻濕地中呈逐級降低的趨勢,其中,水芹的總磷含量為6.34～7.01 g·kg-1,綠狐尾藻的總磷含量為1.75～3.37 g·kg-1。植物總磷吸收量主要集中在CW5和CW6級,分別為13.00和4.58 g·m-2,顯著高于CW7、CW8和CW9級;在水芹濕地中,CW4級植物總磷吸收量顯著高于其他3級。水體總磷去除量(14.70 g·m-2)以CW5級最高,明顯高于其他8級。各級濕地中植物吸收對濕地總磷的去除貢獻率為23.38%～97.10%,其中,綠狐尾藻濕地的去除貢獻率較高(75.34%～97.10%),CW7、CW8和CW9級的去除貢獻率達95%以上,說明此濕地中植物吸收為濕地去磷的主要因子。

2.3 模型分析

2.3.1 曲線擬合 水芹-綠狐尾藻人工濕地(CW)中后5級(CW5級至CW9級)的綠狐尾藻濕地為凈化系統,為了科學、合理地確定相應的工程參數,本研究主要根據這5級濕地中的污染物濃度變化進行曲線擬合,其中化學需氧量變化較大、相對不穩定,故選擇總氮、總磷進水濃度較高的運行20、35、40和60 d以及總氮、總磷進水濃度較低的運行10、15、25和30 d的8組實測數據進行曲線擬合。結果表明:3種曲線的擬合效果均較好,總氮、總磷和化學需氧量濃度的指數和二次多項式擬合的結構系數(R2)均大于0.9,線性擬合的結構系數稍小(R2>0.7),但均達到顯著(P<0.05)水平,其中指數擬合的結構系數達到極顯著(P<0.01)水平。

根據總氮、總磷和化學需氧量的進水濃度和對應擬合曲線的系數,通過一元回歸分析得到各污染物沿程削減模型的回歸方程(表3)。

表3 綠狐尾藻濕地污染物沿程削減模型的回歸方程

2.3.2 模型檢驗與預測 選擇與試驗期間各污染物平均進水濃度最接近的運行50 d(總氮、總磷濃度分別為171.26和17.60 mg·L-1)以及進水濃度適中的運行45和55 d的3組實測數據帶入上述3種模型,進行相關性檢驗和指標評價。模型檢驗結果(表4)顯示:各污染物濃度模擬值與實測值間總體達到顯著相關水平,相關系數均大于或等于0.8,說明3種模型均具有較好的模擬效果;從相對均方根誤差看,各污染物指數模型的相對均方根誤差總體較小,說明綠狐尾藻濕地中總氮、總磷和化學需氧量的沿程削減模型以指數削減模型為最佳,公式分別為y=(-10.80+1.30Ci0)e(-0.24-0.01Ci0)t、y=(0.97+1.33Ci0)e(0.23-0.09Ci0)t和y=(23.56+0.83Ci0)e(-0.27+0.01Ci0)t。

表4 綠狐尾藻濕地污染物沿程削減模型的檢驗結果1)

將綠狐尾藻濕地運行期間總氮、總磷和化學需氧量的平均進水濃度89.12、9.50和140.00 mg·L-1分別帶入上述最佳削減模型,對污染物出水濃度和水力停留時間進行預測。結果(表5)顯示:在水力停留時間為6 d時,總氮、總磷和化學需氧量出水濃度分別為52.92、6.97和116.27 mg·L-1,均達到《畜禽養殖業污染物排放標準》(GB 18596—2001);在水力停留時間為24 d時,總氮、總磷和化學需氧量出水濃度分別為6.76、0.48和66.54 mg·L-1,均達到《污水綜合排放標準》(GB 8978—1996)一級標準(總氮以氨氮計,濃度小于或等于15 mg·L-1;總磷以磷酸鹽計,濃度小于或等于0.5 mg·L-1;化學需氧量濃度小于或等于100 mg·L-1);在水力停留時間為36 d時總氮、總磷和化學需氧量出水濃度分別為0.86、0.13和38.08 mg·L-1,均達到《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)Ⅴ類標準。

表5 綠狐尾藻濕地污染物沿程削減模型的預測效果

3 討論和結論

3.1 人工濕地對污染物的去除效果及主要機制

水芹-綠狐尾藻人工濕地對養殖廢水中總氮、總磷和化學需氧量均有良好的去除效果,總去除率分別可達到96.52%、92.79%和65.27%;綠狐尾藻濕地對污染物的去除起主要作用,其中,CW5級去除率最高,對總氮、總磷和化學需氧量的去除率分別達到39.72%、38.32%和23.30%。比較濕地出水水質發現,試驗運行50 d時人工濕地中總氮、總磷、化學需氧量的出水濃度分別為1.96、0.14和39.60 mg·L-1,均明顯優于《畜禽養殖業污染物排放標準》(GB 18596—2001),可達到《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)Ⅴ類標準,其中總磷濃度達到Ⅲ類標準。表明綠狐尾藻濕地具有非常好的治污效果,與其他相關的研究結果基本一致。例如:姚燃等[21]研究發現綠狐尾藻濕地對湖南長沙地區的養殖糞污水中總氮、總磷和化學需氧量的總去除率達80%以上;Li等[12]研究了綠狐尾藻濕地對湖南地區的農用沼液的去除效果,結果顯示濕地中污染物出水濃度(總氮和總磷濃度分別為4.95和0.17 mg·L-1)均明顯低于《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級A標準(總氮和總磷濃度分別小于或等于15和0.5 mg·L-1)。因此,采用無動力人工濕地可以實現對養殖廢水中污染物的有效去除。

大量研究結果表明:人工濕地對污染物的去除機制主要通過3個途徑:植物吸收、底泥吸附和微生物轉化[22-23]。其中,微生物轉化和植物吸收除磷是人工濕地中氮、磷去除最重要的一環[14]。本研究主要關注植物在人工濕地中的作用,首先,水生植物能夠從水體直接吸收氮、磷等營養元素,吸收的營養元素可隨植物收割而移出水體[24];其次,植物根際通過分泌有機物為微生物生長提供有利條件[25-26],從而促進微生物群落的增殖[27],進而為微生物脫氮起到一定程度的強化作用。另外,水生植物根系的泌氧作用也能夠提高濕地中溶解氧的含量,促進氮、磷有機物的礦化。由于養殖廢水均以高銨態氮(濃度大于70 mg·L-1)為特征,會對植物細胞產生一定的毒害作用,因此許多水生植物不能在養殖廢水中正常生長,而綠狐尾藻具有耐受高銨態氮的特性(耐銨態氮濃度大于200 mg·L-1)[28]且綠狐尾藻較一般水生植物生長周期更長、生物量更高(每公頃大于900 t),對污染物的移除能力更強[29],因此對于以處理高污染養殖廢水為主要目標的人工濕地構建,綠狐尾藻是首選治污植物。但綠狐尾藻生長周期為3月至12月,冬季生物量偏低[13],處理效率遠低于夏季,這是利用綠狐尾藻濕地治污的一個主要缺陷。目前,部分學者開展了提升綠狐尾藻濕地在冬季對養殖廢水中污染物去除率的相關研究。常小云等[30]認為冬季高水位條件可促進綠狐尾藻對養殖廢水中總磷的去除;陽光等[31]通過對濕地植物配置優化,發現菖蒲(AcoruscalamusLinn.)與綠狐尾藻組合可顯著提升人工濕地對養殖廢水污染物的去除率(在高污染環境下分別提高了24.6%和21.1%)。由于夏季綠狐尾藻生長迅速,生物量大,對污染物去除效率較高,本研究僅探究了夏季綠狐尾藻濕地的治污效果,冬季治污效果有待進一步研究。

3.2 水生植物對人工濕地總氮和總磷的去除貢獻及主要影響因子

植物對人工濕地(CW)中總氮和總磷的去除具有極其重要的作用。本研究中,相較于對照組,種植植物能明顯提高人工濕地中總氮、總磷和化學需氧量的去除效率,總氮、總磷和化學需氧量的總去除率分別提高48.12、52.79和39.47個百分點,其中,植物吸收在人工濕地中總氮和總磷的去除貢獻率分別為19.30%～56.32%和23.38%～97.10%。已有的相關研究結果存在較大差異。Gaballah等[32]發現植物吸收對總氮、總磷去除的貢獻一般不超過10%;魏澤軍等[33]通過對運行多年的潛流人工濕地的物質衡算,認為植物吸收對污水中總氮去除僅起到有限的脫氮作用,且平均去除貢獻率僅為10%。本研究中,綠狐尾藻吸收對總氮和總磷的平均去除貢獻率達到49.84%和90.41%。產生這種差異的原因一方面與濕地類型有關,另一方面與所選植物的生物量及水體中總氮和總磷濃度也密切相關[34-35]。本研究中,在CW6級至CW9級中,濕地植物吸收對水體中總氮和總磷的去除量顯著低于CW5級,產生這種現象的原因可能是由于綠狐尾藻吸收的養分全部來自水體,當水質改善到一定程度以后,植物生長受到養分限制,若要進一步提升濕地的凈化效果,就需要引入其他類型的水生植物,如挺水植物等,這些植物吸收的養分主要來自底泥,根系環境相對穩定,對于進一步提升濕地的處理效果具有重要意義[36-37]。因此,采用由多種植物構成的復合人工濕地系統可能具有更完善的治污潛力。

3.3 人工濕地的綜合效益與工程應用前景分析

人工濕地的綜合效益是決定其工程應用前景的重要因子。人工濕地的綜合效益包括生態效益和經濟效益。在人工濕地中,主要從通過提升人工濕地處理效率來取得更高的生態效益,如改善濕地的運行模式、選用處理效果更好的水生植物等;同時,通過選擇高經濟價值的濕地植物以及開展濕地綜合種養等可明顯提高濕地的經濟效益[8-10]。本研究結果表明:通過經濟濕地(種植水芹)與生態濕地(種植綠狐尾藻)相結合的模式,完全可以實現對養殖廢水的有效處理和達標排放。通過綠狐尾藻濕地各污染物最佳沿程削減模型分析,預測在水力停留時間為24 d時各污染物出水濃度達到《污水綜合排放標準》(GB 8978—1996)一級標準,在水力停留時間為36 d時各污染物出水濃度達到《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)Ⅴ類標準。此外,通過濕地前段水芹種植可獲得較高的經濟效益,本試驗所在的安徽潤航農業科技開發有限公司利用養殖廢水種植水芹,每公頃產值可達45萬余元。陳鈺婕[38]利用水芹去除黃漿水,凈利潤可達到每公頃1.5萬元,這些均明顯高于當地種植糧食等作物的收益水平。因此,將水生蔬菜種植與濕地生態處理技術進行有機結合是實現養殖廢水高效處理與高值化利用的有效途徑,有良好的應用前景和推廣價值。

3.4 結論

以安徽淮南為主要研究區域,采用水芹-綠狐尾藻人工濕地處理豬場的養殖廢水,具有穩定且明顯的污染物削減效果,對總氮、總磷和化學需氧量的總去除率分別達到96.52%、92.79%和65.27%,試驗運行50 d時總氮、總磷和化學需氧量的出水濃度分別為1.96、0.14和39.60 mg·L-1,出水水質可達到《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)Ⅴ類標準,其中總磷濃度達到Ⅲ類標準。植物吸收在濕地中總氮和總磷的去除貢獻率分別為19.30%～56.32%和23.38%～97.10%,其中,綠狐尾藻吸收對總氮和總磷平均去除貢獻率分別為49.84%和90.41%,為濕地脫氮除磷的主要途徑。采用指數削減模型可以有效擬合綠狐尾藻濕地中污染物濃度或去除效果的沿程變化,據此可為人工濕地關鍵工程參數的確定提供重要的理論依據。