进水为人工配制的生活污水，水质特征如下：COD (330.21±7) mg·L⁻¹， ${\rm{NO}}_3^{-}$-N (3.12±0.1) mg·L⁻¹，${\rm{NO}}_2^{-}$-N (0.40±0.004) mg·L⁻¹，${\rm{NH}}_4^{+}$-N (49.08±0.6) mg·L⁻¹，TP (4.0±0.3) mg·L⁻¹。

对进水进行不同程度的曝气处理，形成不曝气水、微曝气水和强曝气水。不曝气水为人工配制的生活污水，不经过任何处理，气体含量为0%。微曝气水使用45 L·min⁻¹的空气泵对污水进行持续曝气，气体含量为3.6%。强曝气水使用70 L·min⁻¹的空气泵对污水进行持续曝气，气体含量为6.3%。气体含量测量方法使用杜磊^[13]的方法。

SWIS模拟装置如图1所示。尺寸为180 cm×29 cm(高×直径)。基质分为2层，底部为5 cm的砾石，砾石上方为145 cm的混合基质。混合基质由沙、炉渣和农田土按1∶2.5∶6.5的比例混合而成，孔隙度为0.55。进水由蠕动泵泵送，通过“十”字布水管(土壤下65 cm处)和不透水皿散水。在土壤下10、40、70、100、130 cm处放置体积含水率传感器和压力传感器，连接电脑读取数据。系统下方的集水装置收集出水。在图1(a)的基础上增加分层气体采样器(图(1b))。将集气管埋设于图1(a)土柱的土壤下方，各层集气管之间相距30 cm，上部取气口位于土壤上方，平时密封，只在采样时短暂开启。用分层气体采样器采集土壤下10、40、70、100、130 cm处的气体。

分别用SWIS处理不曝气水、微曝气水和强曝气水，进水负荷为14 cm·d⁻¹，持续44 d，用电脑记录体积含水率和压力的数据；用集水装置收集出水，记录出水流量；定期采集气体样品和出水样品。

气体样品由气相色谱仪(Agilent 7890B)测定。根据文献中的监测分析方法^[14]测定水质：化学需氧量(COD)使用重铬酸钾氧化法测定；氨氮(${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N)使用纳氏试剂光度法测定；硝态氮(${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N)使用紫外分光光度法测定；亚硝态氮(${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N)使用分光光度法测定；总磷(TP)使用钼酸胺分光光度法测定。

渗透系数由达西定律^[15]计算，计算方法如式(1)所示。

式中：k为渗透系数，cm·s⁻¹；Q为流量，m³·s⁻¹；l为相邻压力计的垂直距离，cm；A为横截面积，m²；h为压头变化，m。

本研究使用SPSS软件进行相关分析，文中所有相关系数均为排除时间变量后的Pearson相关系数。

不同曝气处理下渗透系数随时间的变化如图2所示。可以看出，由于SWIS运行时间较短，不同曝气处理下的SWIS均没有出现土壤堵塞现象，但是曝气量影响了不同深度处的渗透系数。SWIS的渗透系数为4.167×10⁻⁵~1.389×10⁻³ cm·s^−1[16]。渗透系数过高，SWIS持水能力降低，污染物未经有效处理就被排出系统；渗透系数过低，SWIS土壤基质堵塞。PAN等^[17]认为，渗透系数低于3.5×10⁻⁴ cm·s⁻¹时，SWIS会出现堵塞现象。实验中不同深度处的渗透系数均高于3.5×10⁻⁴ cm·s⁻¹，没有发生堵塞现象。在−40~−10 cm处，不同曝气处理的渗透系数均为最低。在−70~−40 cm处，不曝气系统达到稳定的渗透系数高于初始渗透系数，微曝气和强曝气系统达到稳定的渗透系数低于初始渗透系数。在−100~−70 cm处，不曝气系统的渗透系数波动较大，微曝气和强曝气系统的渗透系数几乎没有波动；该深度微曝气和强曝气系统的渗透系数低于不曝气系统。在−130~−100 cm处，不同曝气处理下，系统达到稳定的渗透系数均高于初始渗透系数，渗透系数稳定后，强曝气系统的渗透系数较高。

从图2还可以看出，不曝气、微曝气和强曝气系统渗透系数分别在大约10、14、22 d后达到稳定，这说明曝气量越大，SWIS渗透系数达到稳定所需时间越长。这主要归因于以下2个方面：一方面，曝气量越大，进水携带空气越多；另一方面，曝气为好氧微生物呼吸产生CO₂提供了有利条件，导致SWIS内部气体含量增加，从而使得系统达到平衡所需时间更长。

曝气量与SWIS渗透系数的相关性分析如表1所示。将时间变量的影响排除后，分析曝气量与渗透系数的相关关系。P<0.05说明两者有显著的相关关系。相关性强弱用相关系数表示，相关系数的绝对值越大，相关性越强。曝气量与 −70~−40 cm处的渗透系数不存在相关关系，与−130~−100、−100~−70 cm、−40~−10 cm处的渗透系数有显著的相关关系。其中，曝气量与−130~−100、−40~−10 cm处的渗透系数是正相关关系，与−100~−70 cm处的渗透系数是负相关关系。曝气主要降低了−100~−70 cm深度处的渗透系数。进水通过布水管(土壤下65 cm处)进入系统后，少量污水向上流动，大量污水在毛细作用和重力作用下向下流动，首先影响−100~−70 cm处的土壤，导致−100~−70 cm处的渗透系数降低。

不同曝气处理下体积含水率随时间的变化见图3。从图3可以看出，微曝气和强曝气系统体积含水率变化规律相似，与不曝气系统体积含水率变化规律差异较大。在微曝气和强曝气系统中，−100 cm处的体积含水率较低，−10、−40和−70 cm处的体积含水率较高；曝气量越大，各层体积含水率越低。在不曝气系统中，−100、−40和−10 cm处的体积含水率较高，在0.90以上；在−70 cm处的体积含水率开始缓慢波动下降，35 d后迅速下降至0.80。

由图2和图3可知，在不同曝气处理下，渗透系数在实验中后期达到稳定，体积含水率在整个实验阶段不断变化，这表明体积含水率影响实验前期的渗透系数，与实验中后期的渗透系数之间的关系不明显，这与BECKWITH等^[18]的研究结果不同。他们的研究对象是泥炭土，孔隙度为0.96~0.97，体积含水率为0.80~0.85，体积含水率稍微变化可能会引起土壤结构的改变，影响渗透系数，所以体积含水率与渗透系数的相关性很强。而本研究的对象为SWIS，主要基质是农田土、炉渣和沙的混合基质，孔隙度为0.55，体积含水率为0.80~1.00，土壤结构比较稳定，孔隙中气体含量变化与水流移动达到平衡后，渗透系数不再变化。

曝气量与SWIS体积含水率的相关性分析如表2所示。曝气量与−10 cm处的体积含水率不存在相关关系，与−100、−70、−40 cm处的体积含水率有显著的相关关系。其中，曝气量程度与−100、−40 cm处的体积含水率为较强的负相关关系，但与−70 cm处的体积含水率为较强的正相关关系。

不同曝气处理下代谢气体浓度随时间的变化见图4。可以看出，不曝气和微曝气系统中各深度处的CO₂浓度相近，为1 000~12 000 mg·m⁻³；强曝气系统中，CO₂浓度较高，为1 000~35 000 mg·m⁻³。与不曝气系统相比，微曝气系统降低了CH₄的浓度，这是因为曝气增加了氧气浓度，抑制了产甲烷菌的生长繁殖。在强曝气系统中，24 d内CH₄浓度很低，24~40 d略有增加，40~44 d迅速增加。尽管曝气抑制了产甲烷菌的生长繁殖，但是CH₄积累在系统中，没有及时释放，导致强曝气系统中最终的CH₄浓度远高于不曝气和微曝气系统。微曝气系统中N₂O浓度略低于不曝气系统，强曝气系统中N₂O浓度远高于不曝气和微曝气系统。N₂O的产生途径有硝化作用、反硝化作用和共反硝化作用。其中，在共反硝化作用中，N₂O的一个N原子来源于${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N，另一个N原子来源于其他氮化合物^[19]。曝气增加好氧区，促进硝化作用产生N₂O，同时硝化作用过程中产生的${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N为共反硝化作用提供N元素，抑制反硝化作用产生N₂O。分析认为，不曝气系统中反硝化是产生N₂O的主要途径。在微曝气系统中，较低的曝气量减少了反硝化产生的N₂O，但对硝化和共反硝化作用促进作用不强，所以微曝气系统N₂O浓度较低。在强曝气系统中，较高的曝气量会促进硝化和共反硝化作用，尽管反硝化产生的N₂O减少，硝化和共反硝化作用产生大量N₂O，强曝气系统N₂O浓度高。

从图4还可以看出，在不同曝气处理下，CO₂、CH₄、N₂O在−10 cm和−40 cm处的浓度都较低，在−70、−100和−130 cm处的浓度较高，这说明代谢气体主要影响系统中下部的渗透系数。−10 cm和−40 cm接近土壤表层，气体容易通过基质孔隙释放到大气中。−70、−100和−130 cm位于系统中下部，其中微生物代谢产生的气体一部分沿基质孔道向上移动，释放到大气中，一部分随水流从出水口流出，剩下的积累在基质孔隙中。在−70、−100 cm处，生物代谢气体与进水携带空气共同积累，降低了−100~−70 cm处的渗透系数。在−130 cm处，生物代谢气体浓度较高，但该深度接近出水口，气体易释放，此外，该深度离进水口较远，进水携带空气少，气体对渗透系数影响较小。

曝气量与CO₂、CH₄、N₂O浓度的相关性分析如表3所示。曝气量与各深度处的CH₄浓度不存在相关关系，与各深度处的CO₂、N₂O浓度有显著的相关关系。其中，曝气量与−100、−70、−40 cm处的CO₂、N₂O浓度相关系数更高，与−130、−10 cm处的CO₂、N₂O浓度相关系数较低，这说明曝气对接近进水位置的−100、−70、−40 cm处的CO₂、N₂O浓度影响较大，而对接近土壤表层的−10 cm处和接近出水口的−130 cm处的CO₂、N₂O浓度影响较小。

不同曝气处理下出水污染物去除率随时间的变化结果见图5。从图5可以看出，${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N，COD和TP的去除效果较好，${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N，${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N的去除效果较差。生物硝化-反硝化是SWIS脱氮的主要途径^[20]。曝气为好氧硝化作用提供了有利环境，抑制了厌氧反硝化作用，因此，微曝气和强曝气系统的${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N和${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N去除率均高于不曝气系统，微曝气和强曝气系统的${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N去除率均低于不曝气系统。${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N和${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N的初始浓度高于进水，这是因为${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N在亚硝化菌和硝化菌作用下所产生的${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N积累在SWIS中。COD去除的主要途径是有机物降解。好氧异养细菌在有机物好氧降解中起着重要作用，充足的供氧能有效提高好氧微生物降解有机物的效率^[21]。曝气提高了SWIS中溶解氧浓度，有利于耗氧的有机物(以COD计)降解，所以微曝气和强曝气系统中的COD去除率高于不曝气系统。TP去除的主要途径是物理化学吸附^[22]。TP去除率在89%以上。曝气对物理化学吸附的影响作用较小，因此，不曝气、微曝气和强曝气系统的TP去除率相近。

曝气量与污染物去除率的相关性分析如表4所示。曝气量与${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N、${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N、TP去除率不存在相关关系，与${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N、COD去除率有显著的相关关系。曝气量与${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N、COD去除率有显著的正相关关系。

1)曝气量与−130~−100、−40~−10 cm处的渗透系数有较强的正相关关系，与−100~−70 cm处的渗透系数有较强的负相关关系，与−70~−40 cm处的渗透系数不存在相关关系，这说明曝气主要降低了−100~−70 cm深度处的渗透系数。

2)曝气降低了−100 cm处和−40 cm处的体积含水率，增加了−70 cm处的体积含水率，对−10 cm处的体积含水率几乎没有影响。其中，−100 cm处的体积含水率的减少可能是导致−100~−70 cm处的渗透系数下降的原因。

3)曝气量与各深度处的CH₄释放浓度不存在相关关系，与各深度处的CO₂、N₂O释放浓度为正相关关系；生物代谢气体在系统中下部(−130、−100和−70 cm处)的浓度高于系统上部(−40 cm和−10 cm)。生物代谢气体主要影响系统中下部的渗透系数。

4)曝气增加了SWIS对${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$-N、COD的去除率，与${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$-N、${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$-N、TP去除率不存在相关关系。曝气会增加短期运行的SWIS整体污染物处理效果，但对长期运行的SWIS处理效果的影响还需要进一步的研究。