人工濕地構(gòu)造及生物因素研究進展

吳英海，韓 蕊，張翠雅

（1. 大連海洋大學(xué) 海洋與土木工程學(xué)院，遼寧 大連 116023；2. 生態(tài)環(huán)境部 華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣東 廣州 510655；3. 中山大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510275；4. 設(shè)施漁業(yè)教育部重點實驗室，遼寧 大連 116023）

人工濕地（Constructed Wetland，CW）技術(shù)發(fā)展已數(shù)十年，其研究和應(yīng)用均比較多，是生態(tài)工程進行污染水控制和處理的重要技術(shù)之一。隨著水環(huán)境治理向深度推進，CW技術(shù)更加顯得重要，尤其在深度處理和中輕度污染水體的治理上發(fā)揮著舉足輕重的作用。近幾年，針對CW的綜述論文主要從CW的組成構(gòu)造［1-3］、結(jié)合其他技術(shù)進行強化［4-5］、處理難降解污染物［3，6］、不利影響下的處理效果［7-8］、曝氣調(diào)控［9-11］、溫室氣體排放［12］等方面進行了綜述。CW結(jié)構(gòu)及生物因素對處理效果影響較大，其兩者之間也存在聯(lián)系。然而，目前針對CW構(gòu)造及生物因素進行綜述的鮮見報道。

為了梳理近10 a的CW構(gòu)造及生物因素影響處理性能的研究成果，本文從不同構(gòu)造CW的處理性能研究、CW微生物群落研究、CW植物研究和CW動物研究等4個方面進行綜述，為CW技術(shù)研究和應(yīng)用提供參考。

1 不同構(gòu)造CW處理性能的研究

1.1 單一構(gòu)造CW

作為典型的生態(tài)友好型工程系統(tǒng)，垂直流人工濕地（VSFCW）、水平流人工濕地（HSFCW）和自由表面流人工濕地（FWSCW）能用來處理農(nóng)業(yè)污水、生活污水甚至某些工業(yè)污水［11］。這些單獨的濕地系統(tǒng)已經(jīng)被研究和應(yīng)用了很多年。然而，在單獨類型的CW中存在一些缺陷［13］，例如：在VSFCW系統(tǒng)中，氨氮可以容易地轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，但是硝態(tài)氮不能容易地發(fā)生反硝化；在HSFCW系統(tǒng)中，硝態(tài)氮可以容易地發(fā)生反硝化轉(zhuǎn)化為N2或N2O，但是氨氮卻不能容易地發(fā)生硝化反應(yīng)；除FWSCW以外，HSFCW和VSFCW系統(tǒng)中對于反硝化可利用碳源均缺乏，但是相對于HSFCW和VSFCW系統(tǒng)，F(xiàn)WSCW系統(tǒng)中BOD指標(biāo)下降不明顯［14］。為了能夠發(fā)揮單一構(gòu)造CW的功能，往往將其與預(yù)處理、消毒等傳統(tǒng)污水廠處理單元聯(lián)合使用，也取得了較為理想的效果。李濤等［15］采用由預(yù)處理單元、水平潛流人工濕地單元、消毒單元和污泥干化單元組成的分散式污水處理系統(tǒng)對采油區(qū)生活點污水進行了處理，COD、BOD5、和SS的平均去除率分別為76%、77%、96%和96%。

1.2 復(fù)合人工濕地（Integrated Constructed Wetland，ICW）

正因為上述單一類型的CW存在一些缺點，人們提出了ICW的概念。ICW就是將兩種或兩種以上類型的CW進行組合，形成一個整合的系統(tǒng)。ICW系統(tǒng)在20世紀(jì)60年代已經(jīng)被研制出，但是直到20世紀(jì)90年代末和2000年其使用才逐漸增多，主要是因為對污染物更加嚴(yán)厲的排放限制，也因為更高的生態(tài)需要。早期ICW系統(tǒng)的形式為VSFCWHSFCW串聯(lián)，之后出現(xiàn)了HSFCW-VSFCW串聯(lián)。然而，為了達到更高的總氮去除率或為了處理更復(fù)雜的工業(yè)和農(nóng)業(yè)廢水，包括FWSCW的其他ICW系統(tǒng)最近也開始使用［16］。RIVAS等［17］研究了一個由初級處理池、水平潛流濕地、熟化池和垂直流加強CW組成的系統(tǒng)，其去除效果分別為COD去除率91%～93%、總懸浮顆粒物（TSS）去除率93%～97%、總凱氏氮（TKN）去除率56%～88%、糞大腸菌群去除率＞99%和總磷（TP）去除率25%～52%。WANG等［18］研究了一個兩階段的折板表面流濕地，總氮（TN）、TP、、COD、TSS在夏季和秋季的平均去除率分別為75%，78%，85%，40%，80%。áVILA等［19］研究了一個實驗規(guī)模的VSFCW-HSFCW-FWSCW系統(tǒng)，TSS、COD、、TN和正磷酸鹽的平均去除率分別為69%、20%、83%、40%和16%。MASI等［20］研究了Dicomano復(fù)合系統(tǒng)，出水中的大腸埃希氏菌（Escherichia coli）平均濃度通常低于2000 CFU/L。WU等［13］研究了一個由VSFCW、FWSCW和HSFCW串聯(lián)而成的ICW系統(tǒng)，長期運行結(jié)果表明，該系統(tǒng)對COD、、TN、TP、TSS、F-、Ni和大腸桿菌的平均去除率分別為70%、70%、34%、52%、45%、74%、21%、43%和98%。張雨葵等［21］采用多級復(fù)合河岸CW系統(tǒng)處理低污染的地表水，平均水力負(fù)荷為0.15 m3/（m2·d）工況下，試驗系統(tǒng)對高錳酸鹽指數(shù)、SS、TN和TP的平均去除率分別為50%、60%、50%、35%和45%。吳英海等［22］研究了ICW在連續(xù)5個月內(nèi)對低濃度有機污染物的深度處理效果，該系統(tǒng)對BOD5和COD的去除率分別介于38%～79%和41%～69%之間。吳英海等［23］采用ICW系統(tǒng)對廢水中的N進行深度處理，發(fā)現(xiàn)和的去除率分別介于66%～77%和46%～77%之間?？傮w來說，大多研究表明，ICW組合在同樣規(guī)模和投資條件下，比單一類型的CW處理效果更好。但在設(shè)計時應(yīng)注意組合搭配，針對具體水質(zhì)等條件選擇CW類型，揚長避短。

1.3 與其他技術(shù)結(jié)合的CW

近幾年，CW技術(shù)與其他技術(shù)的結(jié)合受到了關(guān)注，研究者期望通過強化技術(shù)來進一步提高處理性能，尤其是應(yīng)對惡劣條件或強化脫氮［7-10］。將微量曝氣/鐵循環(huán)強化/電化學(xué)技術(shù)與CW結(jié)合是新的研究熱點。SONG等［24］發(fā)現(xiàn)在低碳氮比下，F(xiàn)e2+的加入大大提高了硝酸鹽的去除率，提高了反硝化潛力，增加了反硝化細菌，影響了基質(zhì)微生物群落的結(jié)構(gòu)和多樣性。YOO等［25］發(fā)現(xiàn)電解集成CW復(fù)合系統(tǒng)中的氮功能基因比普通CW系統(tǒng)中的氮功能基因更豐富，電子轉(zhuǎn)移速率也更高。然而，這些研究仍存在一些問題沒有弄清，例如曝氣強度的影響和氧在CW內(nèi)部的傳遞規(guī)律還需要進一步研究；鐵循環(huán)與氮循環(huán)耦合的生物和非生物學(xué)機制還需要進一步揭示；電化學(xué)體系內(nèi)部供氫的有效性、電阻的影響以及反應(yīng)器的放大效應(yīng)需要進一步研究。

2 CW微生物的研究

2.1 CW微生物的群落特征

微生物對CW系統(tǒng)中污染物的去除起到重要作用［26］。近年來，CW微生物的研究更多地是從群落而非特定物種進行研究。在野外條件下，CW中環(huán)境條件復(fù)雜，理化條件、微生物、小型動物、植物根系等因素均會相互影響，單一研究某一種物種并無太多意義，結(jié)合整個微生物群落來進行研究往往更加有意義。目前針對微生物群落的研究，大多首先是從微生物群落組成開始的。BOUALI等［27］

利用建立16S rRNA克隆文庫的方法研究了一個VSFCW中古菌的群落結(jié)構(gòu)。1026個16S rRNA基因序列的分類顯示，96.3%的可操作分類單元（OTUs）屬于奇古菌門（Thaumarchaeota），剩余3.7%OTUs屬于未分類古菌門。在總序列中，42%和40%分別屬于氨氧化菌（Candidatus Nitrososphaera）和未分類氨氧化菌（unclassifiedNitrosopumilus）。RUPPELT等［28］使用16S rRNA宏基因組測序方法分析了CW中與水處理效果相關(guān)的微生物群落，發(fā)現(xiàn)變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、放線菌門（Actinobacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）和綠彎菌門（Chloroflexi）為最優(yōu)勢的門，與水處理效果存在較大關(guān)系。其次，大多文獻通過α多樣性和β多樣性對組內(nèi)和組間的微生物群落差異性進行比較。WU等［26］比較了VSFCW、FWSCW和HSFCW 3種類型CW填料中微生物群落的香農(nóng)（Shannon）指數(shù)、OTUs數(shù)量和Faith系統(tǒng)發(fā)育多樣性指數(shù)（Faith’s PD）等α多樣性指數(shù)，以及β多樣性指數(shù)（基于Bray-Curtis距離），發(fā)現(xiàn)填料微生物群落的組成存在顯著差異。再次，通過Simper、t檢驗和LEfSe等統(tǒng)計學(xué)方法找出組間差異顯著的物種加以分析和討論。ZHAO等［29］研究了CW微生物燃料電池處理含鉛廢水的產(chǎn)電量變化及微生物群落演化，發(fā)現(xiàn)銅綠假單胞菌是含抗性基因pbrT的優(yōu)勢菌。

2.2 CW微生物群落的影響因子

沉積物的理化性質(zhì)對微生物群落的影響至關(guān)重要，且沉積物的理化性質(zhì)與CW結(jié)構(gòu)密切相關(guān)［26］。沉積物的理化性質(zhì)與微生物群落之間的關(guān)系可以為CW構(gòu)造設(shè)計提供指導(dǎo)。以前的大量研究是基于凈化效率、設(shè)計參數(shù)和運行參數(shù)之間的關(guān)系而進行的。近幾年，不少研究開始將微生物群落與理化性質(zhì)進行關(guān)聯(lián)研究，常采用典范對應(yīng)分析（CCA）、冗余分析（RDA）等統(tǒng)計學(xué)方法［26］。然而，與處理效果有關(guān)的深層次的因素（例如微生物群落的結(jié)構(gòu)、群落與理化性質(zhì)的關(guān)系）還不是很清楚［30-31］。而且，已有的這些研究中存在不同的結(jié)論。例如，在HSFCW中上層中（0～10 cm）微生物多樣性相對于下層（50～60 cm）更高［32］；相反，微生物的多樣性和種類豐度沒有隨著深度改變［33］。微生物特性的巨大差異可能是由于濕地結(jié)構(gòu)、物理化學(xué)性質(zhì)的不同導(dǎo)致的。YU等［34］用焦磷酸測序（pyrosequencing）技術(shù)發(fā)現(xiàn)微生物群落與鹽度、植物和有機物顯著相關(guān)。PERALTA等［31］用16S rDNA 多標(biāo)記焦磷酸測序（multi-tag pyrosequencing）技術(shù)描述了CW和自然濕地沉積物中的細菌群落特性和理化性質(zhì)，發(fā)現(xiàn)生態(tài)功能的發(fā)展主要是由微生物群落促進并與沉積物性質(zhì)有關(guān)。RUPPELT等［28］將16S rRNA宏基因組測序與群落水平生理剖析（community level physiological profiling）方法結(jié)合，研究發(fā)現(xiàn)CW系統(tǒng)微生物群落組成的變化與碳源種類、氧的可利用性等有關(guān)。相反，ADRADOS等［30］在同樣基質(zhì)中發(fā)現(xiàn)了不同的群落，推測微生物聚集和基質(zhì)之間不存在聯(lián)系。WU等［26］對3種類型濕地進出口環(huán)境做了一個較為全面的調(diào)查，發(fā)現(xiàn)一些核心微生物即使在不斷變化的環(huán)境中也始終存在，氧化還原電位和NH4+-N是影響微生物群落結(jié)構(gòu)的重要因素，總有機碳對部分反硝化菌的影響較大。

2.3 CW微生物群落的研究手段

由于CW中大部分微生物難以培養(yǎng)［30］，研究濕地微生物日益依賴分子生物技術(shù)。變性梯度凝膠電泳技術(shù)（DGGE）、限制性片段長度多態(tài)性技術(shù)（T-RFLP）和熒光原位雜交技術(shù)（FISH）在2015年前已經(jīng)被廣泛地使用［35］，然而，這些技術(shù)獲得的信息量仍然不夠。高通量測序技術(shù)（HTS）已經(jīng)被越來越多地用于研究CW微生物［36］，其產(chǎn)生的大量遺傳信息可以用來更深入和更大范圍地評估微生物群落。2015年后，高通量測序技術(shù)已經(jīng)被應(yīng)用到幾乎各種類型的CW系統(tǒng)和ICW系統(tǒng)［26］，甚至采用宏基因組技術(shù)開展群落功能研究［37］。由于各種CW組合后理化性質(zhì)和群落相互間的相互影響，ICW系統(tǒng)中的微生物特性和功能有別于單一系統(tǒng)。目前對ICW系統(tǒng)中微生物群落、多樣性和功能的研究還需要進一步深入［26］。

3 CW植物的研究

3.1 濕地植物對CW處理效果的貢獻

植物是CW系統(tǒng)非常重要的組成部分［38］。蘆葦（Phragmites australis）、香蒲（Typha orientalis Presl）、鴨跖草（Commelina communis）等大量CW植物得到了研究［39］。植物對CW性能的提升取決于以下幾個方面：CW類型（例如VSFCW、HSFCW和FWSCW等）、水質(zhì)和污水量、植物種類和組合、氣候、植物管理等。FESTER等［40］綜述了植物和微生物之間相互配合對有機污染物生物降解的促進作用。CHEN等［41］研究了CW植物根系有機分泌物對根際微生物及養(yǎng)分去除的影響。MEI等［42］詳盡闡述了根孔率、徑向氧耗、鐵斑形成對濕地植物養(yǎng)分去除及生活污水耐受性的影響。VYMAZAL［43］全面綜述了植物在VSFCW中的作用。植物通過吸收氮、磷等營養(yǎng)性污染物合成自身組織，實現(xiàn)CW中這些污染物的去除，并且具有選擇性。研究發(fā)現(xiàn)，黑麥草（Lolium perenne）對和的吸收具有最大的最大吸收速率（Imax）和最小的親和力常數(shù)（Km）；早熟禾（Poa annua）和高羊茅（Festucaelata）對的吸收具有較小的Imax和較大的Km，對于NH4+-N的吸收具有較大的Imax和較大的Km［44］。研究發(fā)現(xiàn)，水芹（Oenanthe javanica）、石菖蒲（Acorus tatarinowii）和刺苦草（Vallisneria spinulosa）對N、P具有較好的去除效果，TN去除率為56%～75%，去除率為36%～59%，去除率為34%～67%，TP去除率為44%～76%［45］。WU等［46］同時研究了兩種植物對N、P等營養(yǎng)物和重金屬的吸收效果，發(fā)現(xiàn)風(fēng)車草（Cyperus alternifolius）對Cu和Zn有很好的累積容量，分別達到基質(zhì)中Cu和Zn的75.0%和6.7%。植物的吸收作用具有可持續(xù)性，往往可以通過收割植物將污染物移除CW系統(tǒng)。收割的關(guān)鍵在于收割時間的把握，恰當(dāng)?shù)氖崭羁梢越档图淄榈漠a(chǎn)生和得到最大濃度的養(yǎng)分［47］。目前CW系統(tǒng)中植物吸收作用的研究熱點主要集中在有毒有害物質(zhì)上，尤其是對重金屬、危險非金屬、有機化學(xué)品等的吸收作用?？沙患亟饘貯s、Ca、Cr、Ni、Pb、Zn和稀土等元素的植物的篩選及應(yīng)用也是目前研究的熱點［48］。大多數(shù)研究是從植物種類、植物不同部位等角度進行富集規(guī)律的研究。不同的植物部位累積污染物的能力不同，研究發(fā)現(xiàn)植物根部累積了更多污染物，例如，梭魚草（Pontederia cordata）根部和莖葉中的鎘含量分別為0.25～0.70 mg/kg和0.07～0.18 mg/kg，香蒲（Typha orientalis Presl）根部和莖葉中的鎘含量分別為0.16～0.39 mg/kg和0.11～0.17 mg/kg，根部鎘含量均顯著高于各自的莖葉部［49］。水培香蒲能有效地吸收硒，特別是硒酸鹽［50］。然而，過多的毒性物質(zhì)也會傷害植物的生長，從而破壞植物對CW的貢獻。鳳眼蓮（Eichhornia crassipes）比風(fēng)車草對全氟辛烷磺酸的耐受性更強，低濃度（＜0.1 mg/L）的全氟辛烷磺酸促進了兩種植物的生長和葉綠素合成，而高濃度（10 mg/L）的全氟辛烷磺酸抑制了其葉綠素合成［51］。

盡管上述研究發(fā)現(xiàn)了種植植物的CW系統(tǒng)取得了較好處理性能，然而大型水生植物對CW的水處理機理仍然存在爭議。很多研究利用各種不同的實驗方案研究不同植物時得出不一致的結(jié)果，當(dāng)比較不同CW類型時甚至出現(xiàn)更大的差異［52］。另一方面，研究探索特定機制往往得出不充分的整體性結(jié)論［42，53］。濕地植物通過根系分泌物影響根際環(huán)境，可以直接或間接地改變廢水中重金屬的物理、化學(xué)形態(tài)。植物可以通過吸收、轉(zhuǎn)運和積累去除廢水中的重金屬，而在植物吸收、轉(zhuǎn)運和積累重金屬的過程中，存在一系列起關(guān)鍵作用的轉(zhuǎn)運蛋白和基因，例如重金屬吸收蛋白（metal uptake proteins）和排出蛋白（metal efflux proteins）等［39］。大多數(shù)研究報道了植物提升CW性能的重要而正面的作用。例如，VYMAZAL［43］比較了22篇關(guān)于種植和未種植植物CW的處理性能差異，其中20篇文獻報道了至少部分植物對某些水質(zhì)參數(shù)起到正面作用。

3.2 濕地植物根系分泌物影響機制

植物通過根結(jié)構(gòu)的物理效應(yīng)［38］、為微生物提供載體［41］、植物吸收［54］、蒸騰［55］等途徑影響去除率或有助于CW。植物根系分泌物是植物與根際微生物進行聯(lián)系的一個重要組成部分，植物會產(chǎn)生一系列底物和信號分子與微生物進行聯(lián)系?？傮w而言，植物根系產(chǎn)生成分多樣化的低分子量天然產(chǎn)物［56］。某些植物能夠通過根釋放抑制劑抑制或者減速土壤硝化作用，即發(fā)生生物硝化抑制（BNI）［57］。大多數(shù)豆科植物根系分泌物表現(xiàn)出負(fù)的BNI，表明他們可能促進硝化作用，而抑制硝化作用可能是植物保存或偏好利用的一種適應(yīng)機制［58］。目前，開展CW中植物對硝化和反硝化微生物影響的研究還比較少見，尤其是在實際工程條件下［46］。

4 CW動物的研究

4.1 濕地動物對CW處理效果的貢獻

CW系統(tǒng)雖然是人工化的系統(tǒng)，但很多系統(tǒng)在近似自然的條件下運行。長期運行的系統(tǒng)中可能生長有原生動物（草履蟲、變形蟲等）、環(huán)節(jié)動物（水蚯蚓等）、軟體動物（螺螄、蚌、蝸牛等）、節(jié)肢動物（蚊、蠅、蝦、蟹等）和魚等。蚯蚓是土壤污染治理的主要研究動物之一，在CW系統(tǒng)中蚯蚓也發(fā)揮了重要作用。鄧玉等［59］采用蚯蚓生態(tài)濾池/CW的組合裝置對畜禽廢水進行處理，在蚯蚓生態(tài)濾池蚯蚓密度為7.5 g/L，CW基質(zhì)為活性炭的條件下出水水質(zhì)為佳，組合裝置對TP，TN，COD，NH4

+-N的平均去除率分別為87%，43%，72%，87%。其他的動物，如浮游動物、螺螄等對水質(zhì)改善也存在一定作用。RODRIGO等［60］研究了浮游生物對3種CW性能的貢獻。儲昭升等［61］的研究表明投放螺螄未發(fā)現(xiàn)對N、P去除具有促進作用，但顯著降低了出水濁度。過高的有害物質(zhì)濃度將對濕地動物的活動、取食、繁殖等產(chǎn)生毒害，因此耐受性動物篩選及馴化是目前研究的熱點［62］。

4.2 濕地動物促進CW處理效果的作用機制

濕地動物能夠提高CW對污水的處理效果，可能存在以下幾方面原因。首先，濕地動物與微生物、植物一起構(gòu)成CW系統(tǒng)的生態(tài)系統(tǒng)，對食物鏈的延長起到了重要作用，有利于促進CW污染物的轉(zhuǎn)化和增強耐沖擊負(fù)荷［13］；其次，CW中的水生動物能提高基質(zhì)的通氣透水能力、促進有機物分解轉(zhuǎn)化和增加可利用碳源，這些因素對于CW中有機物的轉(zhuǎn)化、N的轉(zhuǎn)化至關(guān)重要［26］；再次，濕地動物與植物協(xié)同作用有利于營造微生物的生存環(huán)境，從而提高了微生物的處理性能。楊清海等［63］構(gòu)建了植物-水生動物-填料生態(tài)反應(yīng)器，經(jīng)過120 h，TP、和TN去除率分別為69%、46%和54%，較對照（無美人蕉和泥鰍）分別提高52%、40%和43%，發(fā)現(xiàn)是美人蕉、泥鰍為填料生物膜中的微生物提供了有利的生存環(huán)境和作用的生態(tài)環(huán)境?？傮w而言，國內(nèi)外關(guān)于CW中動物的研究不多，尤其國內(nèi)近些年這方面研究較少。

5 結(jié)語與展望

a）ICW得到越來越多的研究，其處理效果比單一類型CW更高。此外，將微量曝氣/鐵循環(huán)強化/電化學(xué)技術(shù)與CW結(jié)合是新的研究熱點。今后應(yīng)從CW組合工藝上進一步優(yōu)化，深入研究CW與其他技術(shù)有機結(jié)合的方法和相關(guān)設(shè)計參數(shù)。

b）CW微生物群落作為一個整體發(fā)揮污染物降解或轉(zhuǎn)化的功能，目前對CW微生物群落的研究主要集中在不同構(gòu)造CW、不同污染物脅迫、不同反應(yīng)條件下的微生物群落的結(jié)構(gòu)和功能。將這些條件與處理效果結(jié)合進行研究有利于發(fā)現(xiàn)CW處理效果的關(guān)鍵影響機制和調(diào)控方法。今后應(yīng)加強CW微生物群落動力學(xué)研究，尤其要在微生物群落結(jié)構(gòu)、功能與處理效率之間建立量化關(guān)系。

c）CW植物具有景觀和生態(tài)作用，不同種類植物對污染物去除的影響差異可能比較大。目前關(guān)于CW植物的研究主要集中在根系功能、與根際微生物的相互作用等。今后應(yīng)加強對重金屬吸收、超富集植物的篩選及根系作用的研究。

d）CW動物研究主要集中在動物對CW處理污水性能的影響以及動物聯(lián)合植物、微生物的協(xié)同作用機制研究，目前對CW動物的研究仍然較少。今后應(yīng)從對有毒有害污染物的吸收、耐受性動物篩選馴化、動物與植物及微生物的協(xié)同作用機制方面進一步展開研究。