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水是生命之源、生产之要、生态之基。近30年来，随着经济社会的快速发展和城市化、工业化演进，我国河流水环境与水生态问题引起各界高度重视[1]。2018年6月，《中共中央国务院关于全面加强生态环境保护坚决打好污染防治攻坚战的意见》[2]指出，要全面加强生态环境保护，提升生态文明，建设美丽中国，部署实施蓝天、碧水、净土三大保卫战。至2020年底，污染防治攻坚战阶段性目标任务已顺利完成，生态环境质量明显改善。据统计，2020年全国地表水优良水质断面比例由2015年的66%上升到83.4%，超过“十三五”目标值13.4%；劣V类水体比例由9.7%下降到0.6%，超过“十三五”目标值4.4%；长江干流全部实现II类及以上水质[3-4]。在水质全面提升改善的基础上，“十四五”期间，水环境治理由水环境质量改善向“水资源、水环境、水生态”三水统筹转变，坚持污染减排和生态扩容两手发力，推进“美丽河湖”保护与建设。河流生态缓冲带是河流生态系统的重要载体，具有保护河流生物多样性、减少陆域污染物入河、提高水体自净能力以及阻隔人类生产生活活动的直接干扰等生态功能，因而开展河流生态缓冲带构建、保护修复是“十四五”流域水生态环境保护的重点工作[5-6]。
为落实以水生态为目标导向的河流生态缓冲带保护修复工作，国家在相关的政策文件中提出了明确的要求。2008年，修订后的《中华人民共和国水污染防治法》[7]明确指出，地方人民政府应当根据流域生态环境功能需要，因地制宜建设沿河沿湖植被缓冲带和隔离带等生态环境治理与保护工程。2015年，国务院印发的《水污染防治行动计划》(水十条)[8]提出保护水和湿地生态系统，应禁止侵占自然湿地等水源涵养空间，开展湿地保护与修复，加大退耕还林、还草、还湿力度，加强滨河(湖)带生态建设，在河道两侧建设植被缓冲带和隔离带。2020年，生态环境部印发《重点流域水生态环境保护“十四五”规划编制技术大纲》，将“河湖缓冲带修复长度”纳入规划目标指标体系。因此，开展河流生态缓冲带构建和修复是落实系列政策文件的具体举措，对于提升水环境容量与恢复水生态系统完整性具有重要意义。
为此，《环境工程学报》编辑部邀请中国环境科学院流域水环境污染综合治理研究中心共同组织了“河流生态缓冲带保护与修复”专题。本专题围绕河流生态缓冲带的研究进展、截留效率、划定方法、应用实践等多方面选题，由8篇文章组成，旨在为在全国范围内开展河流生态缓冲带的保护及修复工作提供参考。本文由中国环境科学研究院流域水环境污染综合治理研究中心团队共同撰写，阐述了河流生态缓冲带的定义、构建思路及修复技术，作为本专题的代序言。
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缓冲带本意指用于分隔两个或多个不同功能区域的隔离区或过渡区。河流生态缓冲带指陆地生态系统与河流水域生态系统之间的连接带和过渡区，在空间上包括从河流高低水位之间区域与高水位线向陆域延伸一定距离的空间范围。河流生态缓冲带的陆域范围包括传统意义的河岸植被缓冲带[9-10]，即从水生向陆地生态系统过渡的植被带，亦包括广义的河道两岸湿地缓冲区、生态净化塘、养分拦截沟等水生态处理系统。
河流生态缓冲带是河流的天然绿色屏障，但城市扩张和农业发展对自然河岸植被缓冲带的破坏极大减少了河岸带缓冲区域范围，使河流失去屏障保护，导致河流水环境和水生态退化，暴露出诸多问题。
1)河岸带侵占较严重。乡村段河岸带被农业种植占用比例高，河流两岸紧邻农田，区域农业面源污染物随降雨径流直接入河，导致河流总磷季节性超标；此外，部分河流存在乱占、乱采、乱堆、乱建等河岸带非法占用，破坏河流生态安全。
2)城市段河道硬化、渠化问题突出。城市河流自然岸线比例降低，河流治理过程中“两面光”甚至“三面光”河道增多，导致城市河流生态系统丧失。
3)河流河岸带生态修复重景观、轻生态。河流治理与生态修复方案仍缺乏系统规划和针对性，生态修复目标和功能定位不清晰，未能体现以生境改善为核心，存在重景观、轻生态现象，或单纯实施景观工程。
4)河流河岸带修复建设管理协调难度较大。河流河岸带空间规划、建设与管理涉及到规划、水务、住建、环境、交通、农业等多个部门，河流生态缓冲带修复工作仍处于起步阶段，生态修复理念尚未形成共识，相关建设管理协调难度较大。
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河流生态缓冲带(后简称“缓冲带”)构建与保护修复，应坚持“山水林田湖草生命共同体”系统性理念，可遵循“河岸带问题分析→缓冲带范围确定→生态修复措施选择→维护管理”的技术思路(见图1)。在问题诊断程序中，首先开展河岸带调查，从河岸带生态空间挤占、周边生产生活干扰、生境条件破坏等方面进行诊断，分析河岸带生态系统退化程度和退化原因。缓冲带空间范围可根据河岸带类型，结合缓冲带功能定位来合理确定。缓冲带的生态修复以改善河流水质与提升河流水生态系统完整性为核心，以河岸带生态环境问题为导向，因河施策，选择缓冲带生态修复技术与措施，制定修复方案，实施必要的生态修复工程，从而实现恢复河岸带生态功能。缓冲带的维护与管理，须注重缓冲带日常维护，定期开展植被区域沉积物清理与植物维护，严格缓冲带区域内的行业准入与管控，定期开展生态监测，评估缓冲带生态效益，保障缓冲带修复效果和长期可持续性。从技术思路的具体内容来看，缓冲带的构建及生态修复工作为最重要的部分。
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河岸带土地利用的变化可直接反映人类生产生活对河流的影响，开展河岸带生态环境现状调查、识别河岸带主要生态环境问题，可为缓冲带范围的确定和生态修复提供科学依据。资料调查通常包括河流基本信息、河流水质监测数据、水功能区与水质目标要求、水文水位(多年平均最高水位、常水位、多年平均最低水位)与流量流速信息、入河排污口及面源污染情况、河道管理范围及城市蓝线划定等；现场调查重点对河岸带土地利用情况、岸线情况、土壤类型、地形坡度、河岸带植被覆盖度及优势植物种类与群落特征、水生生物及基底表层理化性质情况进行调查。
根据调查结果，进一步分析河岸带生态环境问题及产生原因。主要包括：农业种植、水产养殖、产业发展挤占河岸带生态空间，污染物直接入河导致河流水质超标、水功能区不达标或河流水质退化；不合理的河岸硬化、渠化导致河流水生态系统退化；土质疏松区且缺少植被覆盖的河岸，水土流失比较严重，影响河流水质，导致河流水生态系统退化；河岸带植被物种单一，生物栖息地保护不足，生境破坏或退化导致的生物多样性、生物量降低等。
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缓冲带范围确定通常指垂直河流的缓冲带宽度确定，缓冲带对水质改善与水生态保护效果与宽度大小呈正相关[11-12]。缓冲带宽度确定需综合考虑生态主导功能、河岸带立地条件、土地指标限制等因素，可采用经验值法和数学模型模拟法来完成。当缓冲带的功能为拦截、降低面源氮、磷污染物时，其推荐宽度经验值范围差异较大，如对于颗粒物的截留(截留率75%~100%)，推荐缓冲带宽度为3.3~18 m；对于氮的去除(去除率75%~100%)，推荐缓冲带宽度为0.7~30 m；对于磷的去除(去除率75%~98%)，推荐缓冲宽度为4 ~ 18 m[13]。当缓冲带的功能为提供生物栖息地、提升生物多样性时，建议缓冲带宽度不宜低于30 m，其中当缓冲带功能为保护鱼类和昆虫时，其推荐宽度为30~60 m；当缓冲带功能为保护鸟类时，其推荐宽度为30~100 m；当缓冲带功能为保护小型哺乳类动物时，其宽度不宜低于60 m[10]。
利用数学模型进行模拟计算是确定缓冲带宽度的有效方法。通过对颗粒物和污染物在缓冲带中沉积、迁移和转化过程的模拟，计算并确定缓冲带宽度。较为成熟的数学模型有植被过滤带模型(VFSMOD)[14]、河岸带生态系统管理模型(REMM)[15]及流域水文模型(SWAT)模型等[16]。通过计算，实现不同立地条件对水质影响的模拟，可为缓冲带的构建、面源污染控制提供参考。
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针对河流与河岸带现状问题，首先应尽量降低人为干扰对缓冲带生态功能的影响，对于侵占河岸带的农田、养殖塘等，宜按缓冲带划定范围有序退出。其次，按照河岸带的空间结构，对河流多年平均低水位线至陆域范围内实施分区域的生态修复。滩地即范围在河流多年平均高、低水位线之间的区域，其生态修复措施包括基底修复、水生植物群落修复、生境营造；陆域区域即范围为河流高水位以上的区域，其生态修复措施包括基底平整、陆域植物群落构建与物种配置。此外，可因地制宜采取缓冲带功能强化措施[17]，包括湿地、生态拦截沟渠、绿篱隔离带、下凹式绿地、生物滞留带等单一措施或组合措施，起到拦截初期雨水、拦截面源污染物、提高缓冲带水质净化效果的作用。
缓冲带植物的选取应遵循自然规律，尽量选择本地优势物种，且宜选择对氮、磷等污染物去除能力较强、用途广泛、经济价值较高、观赏性强的物种。滩地植物群落恢复宜适应河滩地的水流条件，确保植物群落修复后的稳定性，一般保证3~5 m的宽度。植被恢复种类包括水生植物(沉水植物、浮叶植物、挺水植物)和湿生植物，以挺水植物和湿生植物恢复为主。陆域区域考虑常绿树种与落叶树种混交、深根系植物和浅根系植物搭配，具体可采用乔木+灌木+草本、乔木+草本、灌木+草本的植物配置方式。
根据各河段的地理特征，可分别选取具体的修复措施。对于具有堤防设施的河段，宜侧重进行堤内滩地水生植物的恢复，提高植物种类、植被覆盖度和滨水湿地面积。对于岸边为农田和村落的河段，缓冲带以农业面源污染物拦截为主要功能，应在确定其空间范围的基础上，先开展陆域乔灌草植被带的恢复；再针对农田退水、农田径流，采用生态拦截沟渠等强化处理技术逐步构建和修复缓冲带，以阻断或减缓农业面源污染直接入河。对于城镇型河段，应统筹考虑城市河流空间的多重需求，合理规划河岸带开发、保护河流自然岸线，避免河岸硬化和河道渠化；已硬化的河岸，宜根据防洪要求与区域用地条件，逐步开展生态型护岸改造；采用横向连通性较好的河流断面设计，以利于多类型水生植物修复，增加河岸带生境异质性和城市河流生物多样性，可在公共活动密集区结合亲水平台和步道设计，以满足人群亲水需求。
我国部分地区在河流生态缓冲带修复领域已开展了有益探索。2020年11月，浙江省发布了《浙江省河流生态缓冲带划定与生态修复技术指南(试行)》[18]，并启动实施了一批河湖缓冲带修复试点项目[19]。2020年8月，广东省发布了《广东万里碧道总体规划(2020-2035年)》[20]，将河流生态缓冲带范围纳入国土空间规划体系。缓冲带生态修复是一项长期、系统工程，坚持生态优先、准确定位、统筹兼顾的原则，因地制宜地开展缓冲带设计，衔接各部门河流空间管控要求协同推进，保障生态修复目标和功能的实现。在此基础上，通过逐步实施缓冲带构建与生态修复，持续推进河流水生态系统恢复与水质稳定改善，最终实现“有鱼有草、人水和谐”的目标。
构建河流生态缓冲带的意义与技术路线(代序言)
Significance and technical route of constructing riverine ecological buffer zone
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随着城市化水平的逐渐提高，大量生活污水和工业废水持续排入地表水体，但普通污水处理厂对污染物的处理效果有限，因此，亟需一种更为生态有效的氮、磷去除技术，来进一步提升污水处理厂尾水水质。
以“绿色生态系统”建设的人工湿地处理技术，与臭氧/活性炭[1-2]、生物滤池[3-4]和反渗透[5]等其他深度处理技术相对比，具有维护操作便捷、工程运转费用低和抗水力冲击能力强等显著优势[6-9]，逐渐在尾水提标中得到更普遍的推广运用。现阶段我国大部分污水处理厂尾水已达到一级A的出水标准，但其作为生态补给水直接排入受纳水体，会导致地表水体水质恶化，甚至产生富营养化等问题，进而影响周边水环境质量。选取江心洲污水处理厂闲置用地，建设尾水人工湿地示范工程，研究湿地系统对污水处理厂尾水净化能力和效果。以该系统为研究目标，分析各处理单元的水质情况，进而确定湿地系统的适宜组合形式及运行工况，可为污水处理厂尾水水质提升和人工湿地的运用普及提供技术参数和工程示范。
1. 工艺设计
1.1 污水处理量及进出水水质
本工程为南京江心洲污水处理厂，项目建于2020年6月，项目区面积为1 800 m2，设计规模为1 200 m3/d，水力负荷约为0.67 m3/（m2·d），湿地系统进水为江心洲污水厂的一级A标准出水，实际进水负荷与设计进水负荷相比偏高，设计出水水质符合《地表水环境质量标准GB3838—2002》近Ⅳ类水标准，见表1。
表 1 复合式人工湿地系统设计进出水质指标 mg·L−1污染物 设计进水 设计出水 COD ≤50.00 ≤30.00 NH4+-N ≤5.00 ≤1.50 TN ≤15.00 消减50.0% TP ≤0.50 ≤0.30 | Show Table
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1.2 设计流程
该人工湿地示范工程的设计流程，见图1。
待处理污水通过水泵一次提升后，进入高位水池即浅池单元A，完成水质与水量的调节与控制，同时可对悬浮物、颗粒物或泥沙等进行去除；预处理后的污水正向或反向地进入7 座并联的双向横流生态过滤单元B，实现污水中有机物氧化和反硝化脱氮；出水自流入折流式潜流单元C，污水均匀折流使湿地中的污染物质与内部基质进行充分接触，同时折流式潜流湿地单元中的缺氧环境，可促进反硝化脱氮；出水向下流入水平潜流单元D，污水在非饱和条件下，强化有机物去除、磷的吸附以及深度硝化，使水质得到稳定提升；出水流入表流湿地单元E，实现有机物和氮的去除，进一步保障水质和营造生态景观，最终出水依据相应水质标准进行再生水回用。
1.3 设计参数
复合式人工湿地处理系统的主要构筑物设计参数，见表2。
表 2 主要构筑物设计参数项目 面积/m2 基质 植物 A浅池单元 80 — 睡莲覆盖度(50%～55%) B双向横流生态单元 362 500 mm的卵石（粒径80～120 mm）2 000 mm的火山石（粒径50～80 mm）500 mm的砾石（粒径为35～55 mm）60 mm的水生植物种植床 美人蕉（3～4株/m2）再力花（3～4丛/m2）花叶芦竹（10～12丛/m2） C折流式潜流湿地单元 302 400 mm的卵石（粒径为50～80 mm）400 mm的沸石（粒径为30～50 mm）400 mm的砾石（粒径为25～35 mm） 美人蕉（3～4株/m2）再力花（3～4丛/m2） D水平潜流湿地单元 196 300 mm的卵石（粒径为50～80 mm）350 mm的火山石（粒径30～50 mm）350 mm的砾石（粒径为25～35 mm） 旱伞草（5～8株/m2） E表流湿地单元 127 300 mm厚中粗砂200 mm厚素土 芦苇（3～4株/m2）再力花（3～4丛/m2）睡莲覆盖度(50%～55%) | Show TableDownLoad:
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2. 运行效果分析
研究阶段分为:1）启动期为2020年7月1日～2020年8月31日（61 d），采样频率为1周1次；2）过渡期为2020年9月1日～2020年11月30日（91 d），采样频率为1周1次；3）稳定期为2020年12月1日～2020年3月28日（121 d），采样频率为1周1次，分析了系统从启动到稳定运行9个月(270 d)内各单元进出水TN、NH4+-N、COD和TP的变化情况。相关水质指标的测定参照《水和废水监测分析方法(第4版)》 。
2.1 人工湿地系统的启动
2020年7月湿地系统初步建设完成，随即开展湿地系统的启动调控。湿地启动过程中需保持工程基建设施与配水管路系统等稳定运转，待复合式人工湿地系统各个单元运行情况良好后（连续7～10 d对各污染物具有较为稳定的处理效果），即视为湿地启动调试工作完成。
2.2 运行效果分析
2.2.1 COD的去除效果
复合式人工湿地系统对COD的去除效果，见图2。
COD实际进水浓度为（19.11±6.59） mg/L，尾水经湿地系统处理后COD含量逐渐降低，在启动期，尾水中COD浓度在进水端有1个高速降低的阶段，这主要是因为尾水中COD含量相对不高，尾水流动的过程中大部分有机物借助填料吸附、湿地植物根系吸收和多种微生物的降解作用被有效去除。当污水从浅池单元流至其他单元时，有机物浓度已经较低且大部分为难降解有机物，因此系统其他单元对COD的去除效果减弱。启动期时系统对COD的去除能力具有较高的波动性，平均去除率为31.1%，最高去除率接近40.0%。随着系统的运行，过渡期和稳定期时对COD的去除效果逐渐趋于稳定，系统处于稳定期时对COD的平均去除率为32.2%，最高去除率接近50.0%，优于启动期与过渡期。整体来看，系统对COD的去除能力略弱，原因可能是由于实际进水中COD含量较低，并且冬季过渡期时，温度较低，造成微生物活性衰退；又由于对生态景观效果的提升，该系统在浅池单元处养殖锦鲤，其排泄物溶于水体使后续单元有机物浓度产生波动，导致系统对COD的总体去除效果不佳。虽然进水中COD水质变化较大，但COD出水水质较为平稳，出水COD均小于《地表水环境质量标准》中的Ⅳ类水标准。
2.2.2 NH4+-N去除效果
复合式人工湿地系统对NH4+-N的去除效果，见图3。
NH4+-N实际进水浓度为（0.87±0.51）mg/L，NH4+-N的处理单元主要为双向横流生态过滤单元，此单元水体横向流动，在填料上产生生物膜，前端将NH4+-N转化为NO3--N，末端DO浓度下降，形成缺氧环境，可进行初步反硝化，随着对该单元进水流向的调换，能够实现微生物的内源反硝化，有效增强NH4+-N处理效果。但在水平潜流湿地单元中偶尔出现NH4+-N含量增加的情况，王博等[10]研究表明，人工湿地中微生物的硝化过程对NH4+-N的去除起到显著作用，但氧含量的缺乏是导致潜流湿地不能进行硝化反应的重要原因。潜流湿地系统底部缺氧，抑制NH4+-N的硝化作用，使得潜流单元中NH4+-N的去除趋势相对平缓甚至出现反复。该系统初运行时对NH4+-N的处理效果不佳，但在过渡期时平均去除率上升至49.2%，稳定期NH4+-N的平均去除率为51.3%，最高去除率可达71.7%，且NH4+-N是所有水质指标中波动性最强的，显示出冬季时温度较低对NH4+-N处理效果的影响最大。出现该情况的原因可能是NH4+-N的去除以湿地填料的吸附作用和硝化-反硝化作用为主，而这2种途径受温度影响较大，在启动期时，系统刚刚运行，湿地基质的生物膜尚未形成且湿地内植物未进行种植，导致基质微生物的硝化与反硝化作用不佳，因此启动期处理效果差，随着时间的推移及植物生长，湿地基质生物膜逐渐产生，稳定期时NH4+-N的去除率明显上升。
2.2.3 TN的去除效果
复合式人工湿地系统对TN的去除效果，见图4。
TN实际进水浓度为（8.63±2.71） mg/L，尾水经处理后TN浓度逐渐降低，湿地系统中折流式潜流湿地单元对TN的去除效果较强，这是由于折流式潜流湿地单元内部设有穿水挡墙，以控制水流路径并延长水体与基质的接触时间，实现尾水的高效脱氮，因此该单元对TN的处理效果较强。启动期的平均处理率仅为12.2%，系统运转40 d左右，出现出水TN高于进水的情况，这可能是由于进水TN浓度较低，且湿地系统生物膜尚未形成，系统停留时间较长，基质中的部分污染物溶于水体，使得出水TN浓度有所升高。随着系统逐渐运行，过渡期时系统去除率起伏较大，最高去除率可达33.9%，最低为14.2%，可能是运行前期湿地植物还处于环境适应阶段，且过渡期处于冬季，气温相对较低，微生物活性偏弱。当系统处于稳定期时TN的平均去除率为25.4%，最高接近40.0%.。此外，实际进水负荷偏高，且进水中COD较低，C /N不足，对人工湿地的反硝化过程产生影响，可能是造成系统对TN去除效果较差的重要原因。
2.2.4 TP的去除效果
TP浓度的沿程变化，见图5。
TP实际进水浓度为（0.07±0.02） mg/L，尾水经系统后TP浓度逐渐降低，总体来看，双向横流生态过滤单元对TP的处理效果最佳，双向横流生态过滤单元的中层填料介质采用了火山石、碎石，有研究表明[11-12]，该填料介质对湿地单元中的磷具有高效的吸附性，且湿地种植了再立花、花叶芦竹等植物，根系有较强的泌氧能力，因此好氧条件产生更有益于基质的吸附。该系统对总磷的去除效果较稳定，过渡期时TP平均去除率为35.3%，与启动期相比，稳定期时TP去除效果约提高1/4，平均去除率为35.2%，最高去除率接近50.0%。这是由于在启动期时期并未种植植物，而进入稳定期后，植物的生长以及微生物代谢作用使得去除率增高，而总体平均去除率不高是由于进水TP过低导致的，但出水TP仍满足地表水近Ⅳ类标准。
3. 与宜兴城市污水处理厂尾水净化复合式人工湿地系统对比
3.1 宜兴复合式人工湿地工艺设计
尾水首先进入生态强化单元A，再进入4座并联双向横流过滤单元B，出水自流进入多层介质潜流湿地单元C，然后通过生态配水渠同时进入折流式潜流湿地单元D和底部导流潜流单元E，出水流入表流湿地单元F，最后进入生态人工湖G。
3.2 不同尾水净化湿地处理系统对比
3.2.1 工艺对比
与研究团队前期在宜兴城市污水处理厂设计建设的尾水净化复合式人工湿地处理系统的工艺流程相比较，两系统工艺流程的区别首先在于湿地处理单元的搭载方式不同，其中宜兴人工湿地面积较大，系统处理单元较多，相较于江心洲人工湿地，两系统都设置了双向横流生态过滤湿地单元、折流式潜流湿地单元、表流湿地单元，不同之处在于宜兴人工湿地设置了多层介质潜流湿地单元、底部导流潜流湿地单元，江心洲人工湿地设置了水平潜流湿地单元，但两系统的主要处理单元的功能相近，对水中氮、磷等污染物都进行了深度去除；且宜兴人工湿地面积增加了生态人工湖，湿地系统的景观性较强于江心洲人工湿地。其次两系统的填料及植物的配比方式不同，其中宜兴人工湿地因其面积较大，搭配的植物种类较多，但两系统的植物都具有较强的湿地适应性。两系统的填料区别较大，宜兴人工湿地以建筑废弃块为主要填料，江心洲人工湿地以砾石、火山石为主要填料，不同的填料对氮、磷的吸附能力有差异，可能会对湿地的处理效果产生影响。
3.2.2 处理效果对比
2种人工湿地处理系统的效果对比，见表3。
表 3 尾水净化复合式人工湿地系统处理效果对比污染物 宜兴城市污水处理厂 江心洲污水处理厂 实际进水/mg·L−1 去除率/% 实际进水/mg·L−1 去除率/% COD 48.12±4.91 12.5 19.11±6.59 32.2 TN 8.42±0.65 40.0 8.63±2.71 25.4 NH4+-N 0.53±0.08 31.1 0.87±0.51 51.3 TP 0.11±0.05 72.2 0.07±0.02 35.2 | Show TableDownLoad:
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表3可知，南京江心洲污水处理厂构建的复合式人工湿地系统实际进水水质与宜兴的尾水净化湿地系统有较大差异，主要表现在江心洲人工湿地系统中的进水COD浓度较低，处理效果却优于宜兴人工湿地系统，这可能是由于南京江心洲湿地系统为高负荷处理系统，且两者中搭建的植物、填料不同造成的；并且两系统中的TN含量相差不大，但宜兴复合式人工湿地系统去除率高于南京江心洲人工湿地系统，主要是由于江心洲湿地系统中进水COD浓度仅为（19.11±6.59 ）mg/L，使得C/N不足，对湿地系统的反硝化过程产生影响，降低了TN的处理效果；宜兴人工湿地系统中对TP的去除效果最好，去除率高达72.2%，远高于江心洲人工湿地系统，这可能是由于宜兴人工湿地系统中基质选用建筑废弃块，研究表明[14-15]，建筑废弃块（主要由砖块组成） 能够有效吸附水体中的磷，因而可有效去除尾水中各种形态的磷元素。总体来看，宜兴人工湿地系统与江心洲人工湿地系统虽然工艺流程、填料搭配有差异，但均对污水处理厂尾水具有良好的处理效果，说明了复合式人工湿地系统可因地制宜地选择湿地类型，实现各工艺之间的优势互补，提供一种适用于不同场景、不同标准下的城市污水处理厂尾水提标新范式。
4. 结论
（1）采用了“浅池单元+双向横流生态过滤单元+折流式潜流湿地单元+水平潜流湿地单元+表流湿地单元”组合工艺，系统调试稳定后对COD、NH4+-N、TN和TP平均去除率依次为32.2%、51.3%、25.4%和35.2%，说明该工艺有一定的工程示范作用。
（2）气温较低时湿地系统应定期收割植物，否则会降低污染物的去除效果，且该系统C/N较低，造成TN去除效果不佳，说明人工湿地稳定运行需要适宜的营养条件与配套的管理维护。
（3）复合式人工湿地系统可因地制宜地选择湿地类型，实现各工艺之间的优势互补，提供一种适用于不同场景、不同标准下的城市污水处理厂尾水提标新范式。
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