山地丘陵村镇水土环境协同修复技术指南编制说明

!

!

!

!

!

"#$%&'()*+,

-./0123!

!!

!

!

!"#$%

二〇二二年十二月

k523Clmnbopqr

1.123Clmn

随着城市化步伐不断加快，城镇人口急剧膨胀，处于城市与农村交界的过渡

带——村镇亦在以牺牲环境的前提下盲目地谋求快速的城镇化发展，导致乡村生

态振兴和长江流域环境保护面临着巨大的挑战。根据《第二次全国污染源普查公

报》(国家生态环境部,2020)的数据，2017年全国生活地表水中COD、NH4+-N、

TN、TP等污染物排放量分别为983.44、69.91、146.52、9.54万吨，其中农村生活

地表水排放量分别占全国的50.8%、35.1%、30.5%、38.7%，然而农村地表水处理

设施处理量仅占全国的2.4%。四川盆地低山丘陵区是长江上游主要农业耕作区，

村镇发展迅速、人口众多，但排污管道与处理系统的缺乏，使得村镇污废水无序

排放且随机积累，在夏季降雨产生的径流冲刷下，更易产生较高的污染负荷进入

到下游水体，甚至危害到水体环境质量。作为长江流域最前沿的生态屏障，其水

体环境质量直接影响到长江流域及三峡库区的可持续发展。

农村地区由于分散地表水收集困难、雨污混杂水质水量波动大、运行成本高

等突出问题，城市常用地表水处理技术往往不适用于广大的农村地区。因此，农

村地表水的处理必须结合当地地表水的水质水量、气候、地理条件、经济基础等

实际情况选择适宜的工艺。现今，许多生态工程方法被开发应用于处理农村生活

地表水，如人工湿地、滞留池及土壤过滤技术等。尽管所有这些方法在去除养分

和经济成本方面都比典型的地表水处理厂有显著的优势，但这些方法的土地需求

可能是其应用的最大限制因素，特别是在丘陵地区。此外，山地丘陵地区由于壤

中流发育引发土壤频繁的干湿交替过程，例如在川中丘陵区壤中流可达径流总量

的73%，滞留时间约为地表径流的4倍，导致污染物转化过程复杂、迁移途径多

样。因此，山地丘陵地区只有同步开展土壤-壤中流-地表水的协同修复技术和设

备才能从根本上治理丘陵村镇和社区污染物污染问题。

研发简单适用、经济长效的村镇社区环境监测及修复技术与仪器设备，既是

村镇社区环境污染治理与管理中亟待解决的关键科学和技术问题，也事关乡村振

兴战略、全面建成小康社会和生态文明建设的顺利实施。

1

1.2opqr

在国家重点研发计划项目“村镇社区环境监测及修复关键技术研发”的支持

下，课题承担单位中国科学院、水利部成都山地灾害与环境研究所组织课题参与

单位同济大学、重庆大学和华中农业大学，联合四川省环境规划设计研究院根据

《中华人民共和国环境保护法》、《中华人民共和国水污染防治法》、《水污染防治

法》和《中华人民共和国土壤污染防治法》，共同编写了该技术指南，旨在剖析

山地丘陵村镇社区及周边污染物壤中流迁移转化规律，突破壤中流水土协同修复

原理的基础上，研发山地丘陵村镇社区简易垃圾填埋场污染土壤-壤中流协同修

复技术与小型设备、社区及周边壤中流-地表水体修复技术与小型设备，创建村

镇社区及周边污染土壤-壤中流-地表水体水土协同修复技术体系与集成系统。

1.3stuvwx

中国科学院、水利部成都山地灾害与环境研究所隶属于中国科学院，研究所

以“认知山地科学规律，服务国家持续发展”为战略目标，其基本定位是以山地

灾害、山地环境和山区可持续发展为主要研究领域，致力于为“增强我国防御山

地灾害能力、保障山区生态安全和促进经济社会发展”提供科学依据和技术支撑。

研究所拥有中科院山地灾害与地表过程重点实验室、中科院山地表生过程与生态

调控重点实验室、山区发展研究中心和数字山地与遥感应用中心四个研究学科单

元，设有四川省山区减灾工程技术研究中心和综合测试与模拟试验中心两个关键

支撑平台，建立了以中科院东川泥石流观测研究站、中科院贡嘎山高山生态系统

观测试验站、中科院盐亭紫色土农业生态试验站等3个国家重点野外台站和其他

6个院所级台站构成的长江上游、西藏高原环境灾害与生态安全观测平台，参与

共建国家工程实验室1个，参与共建国家测绘局工程技术中心1个。自建所以来，

结合区位优势、学科特点和学科发展基础，面向国家山区开发和生态环境建设战

略需求，开展基础性、战略性和前瞻性研究，承担并完成了千余项国家和地方重

大科研项目，解决了国家在山区建设和社会发展中的一系列重大科学问题，为我

国山地灾害研究与防治、脆弱生态环境的恢复与重建，以及山区可持续发展做出

了突出贡献。

2

四川省环境政策研究与规划院是四川省专门成立的生态环境重大政策决策

咨询机构和高端智库，目前下设生态环境标准化技术委员会、岷江流域生态环境

规划所、生态环境保护规划与政策模拟实验室建设、李子口小流域面源污染防治

实践基地建设等研究平台，致力于打造技术与实践相融合研究体系，在国内有较

强的影响力。近年来在流域污染防治、湖库水生态环境保护、农村环境保护、土

壤污染防治等领域开展科学研究和技术支撑工作，先后承担四川省湖库水环境质

量评估及防治对策、四川省典型湖库面源污染关键源区识别、大型水库消落带土

壤—植被演变机理与植被恢复技术研究、居民厨余垃圾资源化利用技术应用示范

等重大科研课题，长期跟踪川中典型小流域水土环境现状及问题，出版岷江流域

专刊，在流域生态环境保护、面源污染防治、环境法规标准制定等方面具有坚实

的研究基础。

同济大学环境科学与工程学院是全国高等院校中最早以学院建制成立的环

境教育和科研学术机构。学院现设有市政工程系、环境工程系、环境科学系三个

系，共有市政工程（给水排水工程）、环境工程和环境科学三个二级学科专业，

其中环境工程为国家重点学科和上海市重点学科，市政工程（给水排水工程）为

国家重点学科。拥有污染控制与资源化研究国家重点实验室、城市污染控制国家

工程研究中心、环境科学与工程国家级实验教学示范中心、长江水环境教育部重

点实验室、联合国环境规划署-同济大学环境与可持续发展学院、国家气象局上

海城市气候变化与应对重点实验室、国家污泥处理处置产业技术创新战略联盟等

国内最为完善的科研平台。2017年环境科学与工程一级学科入选“一流学科”建

设榜单，学科排名获评A+级；2019年学科国际QS排名首次进入51~100位；给排

水科学与工程、环境工程专业入选国家级一流本科专业建设点，为迈向世界一流

学科奠定坚实基础；2020年QS世界大学学科排名中，环境科学学科进入50~100

位。2013年以来，学院取得了一大批重大研究成果，获国家级与省部级科技奖励

33项，其中以第一完成单位获得国家科技进步奖二等奖2项、国家技术发明二等

奖1项，省部一等奖8项，位居全国高校环境学科前列。年均获国家发明专利70余

项，年均发表SCI论文300余篇，在ESI数据库中本学科进入被引次数全球前1%机

构行列。

重庆大学环境科学与工程学科是“双一流”重点建设学科，环境科学/生态学

3

全球ESI排名前1%。学院现有环境科学与工程、生态学2个一级学科博士授权点

和博士后流动站；环境科学、环境工程、给排水工程、环境生态学4个本科专业，

具备完整的学士、硕士、博士和博士后人才培养体系。本科教育享有盛誉，给排

水科学与工程、环境工程是国家级优势特色专业，给排水科学与工程、环境工程、

环境生态工程专业为重庆市一流专业，推荐申报国家一流专业，在《中国大学及

学科专业评价报告2018-2019》中给排水科学与工程、环境工程为5星专业，环境

科学、环境生态工程为4星专业，给排水科学与工程专业排名全国第2名，环境生

态工程专业排名全国第5名。学生培养质量高，50%以上本科生毕业后到清华大

学、浙江大学、同济大学等国内名校或者到斯坦福大学、哥伦比亚大学、帝国理

工等世界名校攻读研究生。毕业生就业形势好，毕业后表现优异，涌现出华为集

团总裁任正非等一大批杰出人才。学院现有低碳绿色建筑国际联合研究中心、国

际联合实验室、国家“985”科技创新平台、国家“211”重点建设学科、国家实

验教学示范中心、国家工程实践教育中心、三峡库区环境与生态教育部重点实验

室、教育部111引智基地、重庆市高校重点实验室等12个国内领先的国家及省部

级基地平台。2021年学院发表各类学术论文293篇，其中SCI收录231篇。

华中农业大学是中华人民共和国教育部直属的一所以生命科学为特色，农、

理、工、文、法、经、管协调发展的全国重点大学；国家“双一流”建设高校，

国家“211工程”、“985工程优势学科创新平台”重点建设高校，入选高等学校学

科创新引智计划、卓越工程师教育培养计划、卓越农林人才教育培养计划、国家

建设高水平大学公派研究生项目、新工科研究与实践项目、新农科研究与改革实

践项目、中国政府奖学金来华留学生接收院校、全国深化创新创业教育改革示范

高校、首批高等学校科技成果转化和技术转移基地。截至2021年10月，学校占地

面积7500亩；设有学院（部）17个，本科专业62个；有一级学科硕士点27个，专

业学位硕士点12个，一级学科博士点15个，专业学位博士点1个，博士后科研流

动站15个；有5个国家“双一流”建设学科；10个学科领域进入ESI前1%，2个学

科进入前1‰。现有教职工2700人，有中国科学院院士1人，中国工程院院士3人，

美国科学院外籍院士1人，第三世界科学院院士2人，国际欧亚科学院院士1人，

国家杰出青年基金获得者26人，国家优秀青年基金获得者20人，973计划首席科

学家6人，现代农业产业技术体系首席科学家1人、岗位科学家56人。国家自然科

4

学基金创新研究群体4个，省部级优秀创新团队76个。国家教学名师5人，国家级

教学团队7个。建设有中澳环境生物地球化学联合实验及中澳土壤污染修复联合

研究中心、农业农村长江中下游耕地保育重点实验室、新型肥料湖北省工程实验

室、湖北省土壤污染修复工程技术研究中心、土壤环境与污染修复湖北省重点实

验室，以及微量元素、环境生态、水土保持等校级研究中心。

y523Clz{

2.1|}~•8€•‚ƒ

指南编制小组查阅了国内外污染水体和土壤修复技术相关的标准材料，包括

国内外有关污染水体和土壤修复方面的技术标准，现有建设类项目的法律法规和

标准等，作为制定此次标准的依据，确保标准符合国家相关法律法规和管理规定

的要求。此外，指南编制小组还系统收集了地表水、壤中流、生态湿地、土壤修

复、简易填埋场污染修复等方面的文献作为技术资料，调研和查阅了我国千亿斤

粮食产能规划农业面源污染综合治理试点项目、十三五典型流域农业面源污染综

合治理试点项目和长江经济带农业面源污染综合治理项目关于农田生态净化技

术的设计和建设资料，了解了《PermeableReactiveBarrierTechnologiesfor

ContaminantRemediation》技术手册、国家“十二五”科技支撑计划、国家水体

污染控制与治理科技重大专项、国家重点研发计划项目水体污染控制与治理科技

重大专项、“十三五”水体污染控制与治理科技项目等水土污染综合治理技术，

积累了大量的一手资料，力求技术完整全面便于实施。

2.223„…

在掌握了丰富翔实的资料后，标准编制小组就相应的细节问题多次与相关单

位进行电话咨询，内部进行了标准框架和技术内容的多次讨论，在充分消化吸收

资料的基础上于2022年11月形成了《山地丘陵村镇水土环境协同修复技术指南》

（初稿）。

2.323†‡…

2022年12月，分别与四川、重庆等地方管理部门和建设单位以及与中国农业

科学院、中国科学院南京土壤研究所、四川农业大学、四川大学、四川省农业科

5

学院、西南大学、中国农业大学和四川省环境政策研究与规划院等科研单位的相

关专家进行了深入讨论，相关专家对该标准提出了大量宝贵意见和建议，对标准

的格式和内容进行了改进并进一步完善了标准框架、技术内容，形成了《山地丘

陵村镇水土环境协同修复技术指南》（讨论稿）。

2.423ˆ‰IJ…

经过标准制定小组在《山地丘陵村镇社区及周边水土协同修复技术指南（讨

论稿）》反复修改和完善，于2022年12月形成了《山地丘陵村镇水土环境协同修

复技术指南》（征求意见稿）。

Š523‹CŒ•6Ž•01•‘

3.123‹CŒ•

在指南的编制过程中严格遵循国家有关方针、政策、法规和规章，指南的编

写规则及表述按照GB/T1.1-2020《标准化工作导则第1部分：标准化文件的结构

和起草规则》，遵循科学、合理、可行的原则，力求做到规范、统一。

首先，在指南制定过程中，遵循政策和协调统一性原则。严格遵循国家有关

方针、政策、法规和规章，严格执行强制性国家标准和行业标准，与同体系标准

及相关的各种基础标准相衔接。

其次，主要技术指标的确定是以规范土壤和水体污染修复技术实施中基本原

则、修复技术内容与运行效果参数、运行维护等为目标，确保因地制宜、生态优

先、节约高效等技术目标。

第三，广泛征求科研单位、管理单位、建设单位、施工单位、设计单位和管

理单位等专家意见，并与技术、设计和建设等方面的专家进行深入交流和研讨，

进行适当的修改和规范，使指南既保持技术上的科学性和先进性，又具有实施上

的适用性和可操作性。

6

3.201•‘

收集国内外资料并实地走访调研

《山地丘陵村镇社区及周边水土协同修复技术指南》（初稿）

《山地丘陵村镇社区及周边水土协同修复技术指南》（讨论稿）

《山地丘陵村镇社区及周边水土协同修复技术指南》

（征求意见稿）

科研方设计方

管理方施工方

征求意见

根据征求意见修改和完善

《山地丘陵村镇社区及周边水土协同修复技术指南》

（送审稿）

根据审定意见修改和完善

《山地丘陵村镇社区及周边水土协同修复技术指南》

（报批稿）

’5Ž•012<b01}“9”lOP

本指南主要从基本原则、技术内容与要求、运行与维护等方面对山地丘陵村

镇社区及周边水土协同修复技术做了相应的规范。本指南主要内容和相关说明如

下。

4.1•–

1）由于本次是新制定指南，封面中，标准号，ICS及备案号均暂未列。

7

2）封面下面标准发布时间和标准实施时间也未标注。

4.2—˜

1）按照GB/T1.1-2020的内容要求起草。

2）根据本指南制定的单位的实际情况，列出了指南的主要起草单位和排名。

3）根据本指南制定的参与人员的实际情况，列出了标准的主要起草人的姓

名和排名。

4.3™š

本文件规定了长江上游低山丘陵区紫色母岩发育的土壤、壤中流和地表水污

染物修复技术的基本原则、技术内容与要求、运行与维护等。

4.4@™D›œi•

下列文件对于本文件的应用是必不可少的。凡是注日期的引用文件，仅所注

日期的版本适用于本文件。凡是不注日期的引用文件，其最新版本（包括所有的

修改单）适用于本文件。

GB3838-2002《地表水环境质量标准》

GB15618-2018《土壤环境质量-农用地土壤污染风险管控标准》

GB16889-2008《生活垃圾填埋场污染控制标准》

HJ25.6-2019《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》

4.51žAlŸ

对指南中需要用到的且容易产生歧义或意义不明确的短语，结合引用标准中

已有的相近的定义，参考国内外相关文献，按照本指南需要给出了“壤中流”、

“地表水”、“简易垃圾填埋场”、“原位修复”、“异位修复”等术语的定义。

4.601}“¡

本指南中涉及的修复技术主要针对长江上游低山丘陵区小流域内地表水-壤

中流-土壤中的污染物进行协同修复，共包含了4项修复技术（图1）。本指南规定

了山地丘陵村镇水土环境协同修复技术实施的基本原则、净化技术与要求、技术

参数和运行维护等要求。

8

小流域水土协同修复技术

山丘村镇社区地表水阶多介质反应墙山丘村镇社区

梯型湿地环境修复技术壤中流修复技术

地表水污染物壤中流污染物

N、PN

多级可渗透反应屏障

简易垃圾填埋场壤中

流修复技术

简易垃圾填埋场土壤Cd、Cu、Pb、Zn

原位修复技术要求

土壤污染物

¢1£¤¥(),-./01Ž•}“

4.6.1基本原则

&1'()"*

整理利用现有的地形优势，包括地势高度差，沟、塘、低洼易涝地等实施土

壤-壤中流-地表水协同修复技术。

&2'+,-.

优先选用生态型的材料，采用景观效果好，净化能力强的本土物种和近自然

群落进行净化系统的生物配置。

&3'/012

遵循成本节约的原则，选择设施结构简单，运维成本低，能高效净化污染物

的修复技术。

&4'3456

修复技术应避免对环境造成二次污染，修复植物的栽种能够进一步增加修复

地绿色覆盖率。

4.6.2山丘村镇社区地表水阶梯型湿地环境修复技术要求

&1'789:

山丘村镇社区地表水阶梯型湿地环境修复技术主要是通过在村镇低洼处修

9

建地表水汇流集中测量池，地表水利用地势自流汇入测量池，然后流经级联生物

滤池利用自然跌落曝氧、植物吸收、介质吸附、微生物分解等过程对污染物进行

初步修复。经级联生物滤池修复后的地表水连续通过植物生态沟渠利用沟渠植物

吸收和底泥吸附吸附作用进行再次修复，达到地表水中污染物进行再次去除的目

的。山丘村镇社区地表水阶梯型湿地环境修复技术主要由级联生物滤池和生态沟

渠两部分组成，如图2所示。

级

联

生

物

滤

池

图20组合模式流程示意图

生

态

沟

渠

¢2"$&'V¦#§(¨©ª«#*+./01¬•®I¢

&2';<+=>?@A

级联式生物滤池依托山丘区高程差建设，并由两栖植物反应滤池(1.5mÍ1.5

mÍ1.5m)和同尺寸的水生生物反应滤池从高到低交替衔接，依地势在坡脚建设，

避免挤占耕地。池体由钢筋混凝土构筑，池底底部填料为碎石和紫色泥岩，厚度

约10cm。采用U型进水方式，利用高程差设置自流跌落通道，形成水陆两栖植物

配置与干湿交替的氧化-还原环境。

级联生物滤池包含测量池、沉淀滤池和反应滤池三部分。测量池出口设置有

直角三角堰用来测量进入系统中的地表水流量。沉淀滤池内设有秸秆填充物，一

10

方面可以进行颗粒态污染物的沉降，另一方面可以通过秸秆的腐解调节地表水中

的C/N比例，使得地表水易于生化处理。反应滤池主要是依靠微生物、介质和植

物的吸附降解作用去除污染物质。反应滤池每一池体内设置垂直板，使地表水在

池体内部经跌落曝气后呈上流式迁移；出水则为一定高度的管道溢流，经跌落后

又进入下一级反应滤池。反应滤池中设置卵石床，筛选根系发达、喜湿、抗污染、

耐修剪且寿命长的小叶榕移植于卵石床生根，并培育成蜂窝网状结构，增加生物

膜附着面积，同时卵石床周围移植乡土高富集氮磷水生植物—铜钱草、狐尾藻。

¢3¯°±²³´

&3'+,BC@A

生态沟渠入水口与级联生物滤池出水口相连接，以便地表水进行进一步净化。

生态沟渠是在原有土质排水沟渠的基础上，与全硬化水泥沟渠实现优势互补，进

行人工砌筑加固为网格式生态沟渠。沟体断面宜为倒等腰梯形，口宽宜0.8m～6m，

深度宜大于0.6m。根据灌溉与排水工程设计标准(GB50288-2018)中对于土质沟

宜采用梯形断面，混凝土衬砌或石渠宜采用矩形断面的建议，本指南中由于生态

沟的底部和护坡均不采用混凝土衬砌，因此建议选取梯形断面，以保证结构稳定。

有研究选择不同尺寸梯形断面生态沟开展净化效果研究(图4)，选择的沟底

部宽度为0.4m，口宽0.8m、1.05m和1.30m三个宽度，相同长度情况下，随着口宽

的增加，在进水浓度统一的情况下，E1.30处理TN、TP效果优于E0.80和E1.05，耐冲

击负荷能力也最强(刘福兴等,2019)。

11

¢4µ-@¶±·¸

Wang等(2019;2020)通过构建上部宽度为0.93m，底部宽度为0.4m，高为1.05m

的土质、混凝土和生态多孔砖三类沟(图5)，均有一定的净化效果。

¢5µ-¹ª±·¸

田上等（2016）选择上部宽度为1.5m，底部宽度为0.5m，深度为1.2mm的沟

建设生态沟(图6和图7)，研究结果表明对氮磷去除效果显著。

12

¢6±·º»¸¼½–®I¢¢7¾¿)Àª¸¼½–®I¢

朱金格等(2019)在太湖贡湖湾东部对农田排水沟进行基底和边坡平整改造，

构建生态沟。建成的沟长100m，贯穿于水稻种植区，横断面为倒梯形，上、下口

宽分别为1.4m和0.8m，垂向深度1m。引种的水生植物为当地土著植物茭草，种植

密度50株·m-2。在农田排水TN、NH4+-N、TP平均浓度分别为23.45、19.87mg·L-

1-1+

和0.341mg·L的条件下，对TN、NH4-N、TP平均去除率分别为49.95%、48.55%

和53.22%。

何元庆等(2012)在珠海市斗门区上洲村冷冲河河岸区典型的成片稻田区开

展生态沟净化效果研究，试验地属于珠江口下游的冲积平原区域，水网密布，稻

田工整。试验沟全长100m，上部沟宽3.3m，平均深度0.9m，原有农田排灌沟经过

改造成生态沟后(图8)，沟埂宽、沟壁斜面长和沟底宽分别为0.50、1.5和1.0m。通

+

过植物搭配，与同一片稻田中的对照沟相比，TN、TP和NH4-N去除率分别为

49.9%、63.4%和14.5%(图9)。

¢8Á(¸Â×(A)AÂÃÄ(B)9nÅÆÇ¢9ÈɲÊËÌÍZÎ

综合以上内容，本规范中对生态沟建设的规格提出了建议，口宽宜0.8m-6m，

深度宜0.6m以上。宜利用原有农田排水沟通过生态化改造构建。

&4'D=EF

宜在沟渠中配置耐污能力强、根系发达、生物量大的挺水、沉水和浮水植物，

可一种或几种搭配栽种。常水位以上沟坡宜种植草本植物。植物种类参见表1。

植物是生态沟中的重要一部分，不仅可以防止水土流失，还可吸收水中的氮、

磷等污染物。国内外很多学者对生态沟中不同类型植物的净水效能进行了研究。

在四川盐亭种植铜钱草、狐尾藻、铜钱草与狐尾藻不同植物组合模拟水生滤池组

合、铜钱草加狐尾藻加小叶榕混合种植模拟两栖滤池组合对三种浓度的氮素的消

+

减效果，其高、中、低浓度分别约为50、25、12mg/L，并用NH4-N配置模拟污

13

+

水。在低浓度条件下，四种水生植物组合对NH4-N的去除率为两栖滤池组合

（89.6%）>水生滤池组合（85.4%）>铜钱草（82.2%）>狐尾藻（66.0%）>对照

+

（55.9%）；中浓度条件下，四种水生植物组合对NH4-N的去除率为两栖滤池组

合（98.3%）>水生滤池组合（96.8%）>狐尾藻（93.0%）>铜钱草（85.4%）>对

+

照（43.1%）；高浓度条件下，四种水生植物组合对NH4-N的去除率为水生滤池组

合（95.99%）>两栖滤池组合（92.85%）>狐尾藻（90.03%）>铜钱草（84.05%）>

对照（51.08%）。此外，在三种浓度梯度下前5d铜钱草、狐尾藻、水生滤池组合、

+

两栖滤池组合对NH4-N的吸收速率最大，分别为6.32、4.51、12.30、10.27mg/(g.d)，

平均吸收速率为5.37、3.48、8.76、7.61mg/(g.d)；这可能是因为在温度较高的夏

季，水生植物生长繁殖较快，光合作用加强，加快了氮的吸收；同时，水生植物

对不同浓度的富营养化水体净化能力是不一样的，且植物通过组合种植后对

+

NH4-N的的去除具有一定的协同作用。

§1ϲÐÑ

芦苇、香蒲、灯芯草、菖蒲、风车草、美人蕉、再力花、水葱、

挺水

水芹、灯芯草、茭白、水芹菜、荷花、梭草鱼、泽泻、黑三棱、

植物

千屈菜、茭草、慈菇、藨草等

水生

浮水

植物绿狐尾藻、大漂、水蕹菜、紫萍、凤眼莲、浮萍、睡莲等

植物

沉水狐尾藻、伊乐藻、苦草、菹草、茨藻、石龙尾、光叶眼子菜、竹

植物叶眼子菜、水生马齿苋、金鱼藻、黑藻等

龙须草、狗牙根、黄花菜、黑麦草、三叶草、野菊花、紫苏、万

草本

寿菊、艾蒿、格桑花、马莲、小冠花、苕子、二月兰、红豆草、

植物

绛三叶、田青等

陆生

灌木金银花、金叶连翘、沙棘、榛子、胡枝子、紫穗槐、乌药、桑树、

植物

植物水马桑、酸木瓜、杜鹃、木槿、连翘等

杨树、柳树、沼柳、国槐、柏树、松树、大叶女贞、香樟、化香、

乔木

海棠、水杉、樱花等

水生动物鲢鱼、鳙鱼、草鱼、鲫鱼、螃蟹、虾等

14

7035

）60AB30

）

5025

mg/L

mg/L

40高浓度20

浓度（3015

浓度（

-N

-P

+

20410

3-

NH105

PO4

00

）

30AB12）

mg/L

mg/L

20中浓度8

浓度（

浓度（

-N

-P

+

44

103-

NH

PO4

00

156

）

AB）

mg/L

104mg/L

浓度（低浓度

浓度（

-N

52-P

+

4

3-

NH

PO4

00

051015051015

时间（d）时间（d）

铜钱草狐尾藻铜+狐铜+狐+叶对照

¢10µ-(±Ï²ÒÓÔÕÖ(9×ØÔÙ

3-

在低浓度条件下，四种植物组合对PO4-P的去除率为两栖滤池组合（85.2%）>

狐尾藻（84.1%）>水生滤池组合（76.5%）>铜钱草（55.8%）>对照（45.2%）；

3-

中浓度条件下，四种水生植物对PO4-P的去除率为水生滤池组合（82.2%）>两栖

滤池组合（80.7%）>铜钱草（76.5%）>狐尾藻（68.6%>对照（56.7%）；高浓度

3-

条件下，四种植物对PO4-P的去除率为狐尾藻（93.9%）>铜钱草（89.3%）>水生

滤池组合（84.0%）>两栖滤池组合（73.8%）>对照（38.4%），铜钱草与狐尾藻在

3-

高浓度的PO4-P条件下的消减率显著高于中低浓度条件下（P<0.05）。四种植物

组合在5d后对磷的去除基本一致，但狐尾藻、铜钱草由于生长繁殖迅速、根系发

3-

达，且对磷素富集效率高，导致实验组相较于对照组PO4-P浓度显著降低，因此

适宜用做地表水净化用植物。

15

845

7P40

N

35

6

）

）30

5

mg/g

mg/g

25

度（

度（

浓

浓4

量

量

20质

质

素

素

P

3N

15

植物

植物

2

10

15

00

狐尾藻铜钱草小叶榕再力花美人蕉水竹香蒲

植物种类

¢11µ-ϲÚ}Û5ÜÝÞ

此外，在四川盐亭比较了单一植物的氮磷去除量（表2），铜钱草氮磷去除量

最高（N：36.41±3.21mg/g；P：5.80±1.33mg/g），水竹相对最低（N：14.53±

2.38mg/g；P：2.02±0.23mg/g）。植株氮含量由高到低排列顺序为铜钱草>再力

花>狐尾藻>小叶榕>香蒲>美人蕉>水竹。植株P含量由高到低顺序为铜钱草>狐

尾藻>香蒲>美人蕉>再力花>小叶榕>水竹（图11）。美人蕉属于大型挺水植物，

由于生物量较大，因此氮磷去除量相对较高（表2），适宜广泛在沟渠种植推广。

§2¸ßàϲáâÔÛ5ÜÌÍ9ãj

累积去除量（g）单元总去除量（g/m2）

植物地上生物量（kg）

NPNP

铜钱草12.36348.0964.25232.0642.83

狐尾藻17.13579.7397.23386.4964.82

小叶榕3.4374.478.2249.655.48

再力花79.652078.11159.41415.6231.88

美人蕉147.762139.62248.38427.9249.68

水竹9.28134.9018.7826.983.76

香蒲41.431106.9889.40221.4017.88

综上，本指南根据已有资料，对不同生物种类的推荐给出了资料性附录A。

&5'GHIJK

在沟渠中，植物虽然会吸收富集氮、磷，但仍然储存在植株体内，未完全从

16

沟渠系统中分离。因而，植物定期收割才是去除污染物的关键途径。若植物生长

成熟以后未及时收割，植株的茎叶将会凋落分解，同时吸收富集的氮磷等元素也

会在内部转移，导致植株地上部分生物量减少，并重新返回沟渠中。综合以上原

因，对于低矮且生长繁殖较快的铜钱草、狐尾藻等湿地小型水生植物，在每一季

末进行收割，以维持系统内部稳定和预防腐烂造成的二次污染；同时对于系统内

部大型的挺水湿地植物，在11月底进行统一收割。定期清理沉淀单元及滞留池沉

降的泥沙及更换秸秆，雨季需打开组合系统中的分流池出口。

4.6.3多介质反应墙山丘村镇社区壤中流修复技术要求

&1'789:

多介质可渗透反应墙（PRB）有连续反应带式和漏斗-导门式两种形式。连续

反应带式PRB由一个横跨污染羽流的单一反应区组成，而漏斗-导门式PRB由一

个可渗透的反应区组成，位于两个不透水墙之间，将污染羽流导向反应区。

这两种配置的选择取决于场地的水文地质特征和反应墙活性物质成本。连续

反应带式PRB适用于污染羽纵深较浅，污染宽度有一定限度的场景，如果污染的

深度较深或是污染规模大会直接影响墙体的建设成本和运维成本。而当使用高成

本的活性材料时，更适合选择漏斗-导门式PRB，因为反应区需要较少的材料。然

而，连续式护栏的施工成本要比漏斗-浇口系统低得多，因此，须根据目标污染物

和去除水平，在反应材料成本和屏障建设成本之间取得平衡。

¢12äå•æçèéêë

17

&2'LMNOPQR@A

由于PRB要建立在污染带所处的场地与污染羽直接接触，所以PRB的结构直

接影响水体修复效果，其结构设计要着重考虑以下方面：①PRB要能够充分接触

水体，捕获到污染物，防止水体绕流规避墙体；②要使得水体与墙体介质中有充

足的水力停留（HRT）时间，保证处理效果，具体以介质和污染物的降解速率作

为参考依据；③设计PRB的渗透系数要考虑堵塞问题，从而增加RPB的使用寿命。

隔水墙应尽可能拦截污染羽，避免污染物从周边外泄。根据场地水文地质条

件和造价成本，隔水墙可采用高密度聚乙烯（HDPE）柔性截水帷幕或水泥帷幕

灌浆，截水帷幕底部的建设深度应至少位于弱透水层以下0.2m，外侧使用粘性土

填实。拆模后应立即在隔水墙间假设支撑，支撑的水平间距一般为1.50m左右，

上下各一道。支撑可采用方木或角钢代替，当遇到不良地质时，适宜进行土体加

固或采用深导墙。隔水墙的厚度一般为30~100cm，两墙的间距和长度应根据前

期污染羽调查、刻画、模拟，尽可能地涵盖污染羽流，为保证隔水墙的隔水效果

以及受污染水体汇入反应单元内，隔水墙的角度应根据壤中流流向进行设计，一

般垂直于壤中流污染羽的流向进行设置。根据场地污染状况的调查结果，隔水墙

的长度应覆盖污染羽的边界，更要保证污染物处理效率，隔水墙所呈现的角度原

则与壤中流流向垂直。

反应墙体整体的长和高依据场地的土壤层横截面确定，现场为20×5（m）的

小区，墙体厚度用于控制壤中流在墙体内的反应时间，通常根据壤中流的平均流

速和反应介质的处理效果决定，经场地调研和计算，壤中流的平均流速约为

0.0167mm/s，相对应的水力停留时间约为3h，为介质反应墙的处理效果和环境

影响，设置墙体的厚度为0.4m。考虑到土壤环境，多介质反应墙的渗透系数应大

于土壤渗透系数，根据文献，紫色土的渗透系数为0.415~0.972cm·min-1，PRB

通常要求墙体的渗透性是2倍的土壤渗透系数。

多介质反应墙山丘村镇社区壤中流修复技术建立在壤中流集中流过的所处

场地，与壤中流直接接触，通过过滤、吸附、还原作用等机制将污染物进行拦截

并转化去除。主要由滤层、筛网和反应填料组成，其中反应填料区域包含有截流

过滤层、NO3-N吸附层、NO3-N还原层、NH3-N吸附层、NO3-N吸附层。其结构如

图13所示。

18

¢13ìíîéêë"$&'V¦ïð¤./01®I¢

截留过滤层位于墙体最前部分，优先与壤中流接触，主要作用是过滤壤中流

中的固体颗粒杂质和减缓壤中流的流速，填充物多选择为粗砂、石英砂、砾石等，

组成时根据壤中流的方向，由粗孔径到细孔径进行堆叠，厚度约为0.2m。

NO3-N吸附层位于墙体的第二层和最后一层，第二层的主要作用是吸附初期

壤中流的NO3-N，减少NO3-N还原层和NH3-N吸附层的处理负荷，最后一层的主

要作用是吸附未反应完的NO3-N，减轻NO3-N浓度突然升高带来的影响。该层填

充介质由高温煅烧后的水滑石组成。经试验探究和文献中报道，煅烧后的水滑石

对NO3-N有着强力的吸附效果，该层的填充量根据壤中流的NO3-N的处理总量的

30%来定，据理论计算水滑石占总体积的20%。

NO3-N还原层位于墙体中间，是主要的TN处理层，由海绵铁和生物炭混合均

匀后组成，其作用是将依靠海绵铁的还原能力，再配合生物炭的传导电子能力，

将NO3-N还原为N2和NH3-N去除，由此可以将TN去除，据理论计算水滑石占总体

积的64%，其中海绵铁占据总体积的16%，生物炭占比48%。

NH3-N吸附层位于墙体倒数第二层，其主要作用是吸附还原层生成的NH3-N，

从而进一步削减TN，该层的填充介质为沸石，依靠沸石的阳离子吸附能力可将

NH3-N吸附，经过实验与计算，该层的填充量应与海绵铁的填充量相当，因此沸

石占比总体积的16%。

19

&3'LMNEF

反应介质筛选原则：

1）反应高效性。首选污染物反应速率常数大的反应介质，同时，反应介质

应对污染物具有较高的选择性和较大的反应容量。

2）导水适宜性。反应介质的粒径应保证反应格栅具备合理的孔隙度和渗透

系数，确保PRB具有水力截获污染物的能力。

3）安全稳定性。反应介质的物理及工程性质稳定，具有合适的渗透性，能

够持续较长的反应时间。反应介质应环保安全，反应过程中不会产生有毒有害副

产物。

4）经济可行性。反应介质来源广泛，当不同反应介质对污染物去除效率差

别不大时，优选价格低廉的反应介质。

§3PRBñJéêíî

反应介质筛选方法：

1）反应介质的筛选首先要经过初步筛选。基于目标污染物的性质和地块水

文地质条件，查阅国内外已有的相关文献、成功案例，或通过合成、改性和复配

研制新型材料等，初步确定备选反应介质。

经过文献查询，类水滑石经高温煅烧后具有优良的NO3-N去除能力，因此初

步界定将煅烧后的类水滑石作为NO3-N吸附剂，可防止因壤中流流速过快，导致

20

氮流失过大问题。虽然有了类水滑石的吸附，但吸附作用只是将NO3-N暂时性的

移除，没有达到降解NO3-N的效果，且吸附后也会达到吸附饱和，导致NO3-N的

去除效果减弱。零价铁具有反应活性高的特点，可快速与NO3-N反应将其还原，

并且其常作为PRB的反应填料也有研究基础，因此选用比表面积大的海绵铁作为

+

还原去除NO3-N的主体。但是海绵铁与NO3-N反应生成氮还原产物大部分为NH4，

+

光使用海绵铁处理的话，水体中的TN没有明显减少，生成的NH4也会变成新的

污染物。基于零价铁的研究基础，不少学者证实，零价铁负载生物炭可有效去除

NO3-N和提升水体TN的去除效果，因此引入生物炭作为反应介质与海绵铁组建

反应体系。沸石作为常用的NH3-N吸附剂，已有广泛的研究及应用，备选沸石作

为海绵铁-生物炭反应副产物NH3-N吸附剂。

2）完成介质备选后，要进行批实验筛选。根据初步确定的备选反应介质，

通过批实验确定反应介质对污染物的去除性能。批实验包括等温反应实验和反应

动力学实验。通过等温反应实验可获得反应介质对污染物的反应容量，通过反应

动力学实验可获得反应介质对污染物的反应速率，优选反应容量大、反应速率高

的反应介质。

类水滑石的吸附硝酸盐实验

¢14µ-òóÞAôõö¹(÷øùú30mg/LNO3-N9ÌÍÎAuvùú“Þ

随着类水滑石投加量的增加，NO3-N的吸附去除率也相应的提高，而吸附容

量却有一定程度的衰减，1.5、2.5、3.5、4.5、5.5g/L投加量在反应24h对应的去

除率分别为50.12%、60.69%、67.65%、69.46%和71.78%；单位吸附容量分别为

9.94、7.10、5.75、4.91和4.05mgNO3-N/g。可以发现，当投加量低于3.5g/L时，

21

增加水滑石的投加量对NO3-N的吸附去除率有较大的提高，这可能是由于吸附剂

材料上活性位点数量的增加，去除效率也有所提升。当投加量超过3.5g/L时，NO3-

N的吸附去除率只有小幅度上升，而单位吸附容量却有较大的衰减，表明类水滑

石还没有达到吸附饱和，利用率随之减小，这可能是因为发生了团聚作用导致

NO3-N的去除效率和去除率降低。

¢15µ-pHûüýAþÿû!ý¹(÷øùú30mg/LNO3-N9ÌÍÎAuvùú“Þ

类水滑石由于其具有碱性缓冲性，在pH5和pH6的均有不错的吸附能力，在

初始pH<4的情况下可能会和H+反应导致结构破坏，吸附去除率降低；在初始

pH>10的条件下可能会因为OH-的吸附竞争导致吸附去除率降低。在pH5~9均可

-

保持较好的去除率和单位吸附容量，也说明了类水滑石吸附NO3具有较广的pH

适用范围。当温度从20℃升至30℃时，吸附去除率和单位吸附容量呈现缓慢下降

的趋势，但是下降的幅度很低，仅为8.94%，这说明类水滑石在15~30℃的环境温

度也保持原有的吸附性能。

海绵铁-生物炭还原硝酸盐的实验

¢16µ-"#ÙðNO3-N9ÌÍÎûaýATN9ÌÍÎûbý

22

从图16（a）可知，反应至10h，Fe:C为10、5、3、2、1、0.5和单一海绵铁

对NO3-N的去除率分别为90.88%、93.07%、91.13%、93.16%、88.94%、89.20%和

94.49%，表明增加生物炭投加量对NO3-N的最终去除效果上有小幅度的削减作用。

从图16（b）中可以看出，不同生物炭投加量的铁炭体系对TN的去除有很大的差

异，其中单一的海绵铁对TN的去除最低，在10h时仅去除了4.86%的TN。对于铁

炭体系来说，铁炭比对TN去除率有很大的影响，随着生物炭投加量的增加，对海

绵铁去除TN的促进效果也开始提升，反应至10h时，Fe:C为10、5、3、2、1和

0.5对NO3-N的去除率分别为35.08%、45.71%、49.84%、54.65%、64.55%和58.22%，

当Fe:C为1:1时，TN的去除率最高，再提升生物炭投加量至1:2，TN的去除率降低，

促进效果减弱。

增加生物炭投加量在反应初期可能形成Fe-C原电池，加快电子转移速率，从

-

而加快NO3-N和TN的去除，但是反应2h后溶于水中的生物炭量增加会阻碍NO3

和海绵铁表面活性位点的接触使得NO3-N的去除受阻；对于TN来说，单一的海

绵铁的主要产物为NH3-N，TN去除率仅有4.86%，投加生物炭后可显著减少NH3-

N的生成，且当Fe:C=1:1时，生物炭促进TN的效果最好，TN去除率和氮气选择

性生成率分别为64.55%和72.58%，因此Fe:C1:1更适合作为海绵铁-松木屑生物炭

体系的铁炭比进行后续的探究。

¢17µ-„$pH"-%ÚE9NO3-N9ÌÍÎûaýATN9ÌÍÎûbý

23

不同初始pH下的NO3-N去除趋势相近，反应至10h时，初始pH4、5、6、7、

8、9、10下各NO3-N的去除率分别为88.64%、86.56%、87.67%、88.94%、88.26%、

88.93%和82.85，