人工濕地溫室氣體排放研究進展與減污降碳優(yōu)化

馬洪運，周磊，張雪琦，孔令為，成水平,3*

1.同濟大學環(huán)境科學與工程學院，長江水環(huán)境教育部重點實驗室

2.西湖大學工學院，浙江省海岸帶環(huán)境與資源研究重點實驗室

3.上海污染控制與生態(tài)安全研究院

人工濕地作為一種生態(tài)水處理系統(tǒng)，具有處理效果好、建造維護成本低及兼具生態(tài)景觀等優(yōu)點，被廣泛地應(yīng)用于各種廢水處理[1-2]。人工濕地主要由基質(zhì)、植物和微生物組成，通過三者的協(xié)同作用去除污染物，其中微生物降解是污染物去除的主要途徑[3]。然而，微生物降解污染物的同時會產(chǎn)生大量溫室氣體，這可能限制人工濕地的推廣應(yīng)用[4-5]。聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會（IPCC）數(shù)據(jù)顯示，從1975—2014 年，大氣中3 種主要溫室氣體CO2、CH4、N2O 的濃度分別增加了20%、150%、40%，其中CH4、N2O 的溫室效應(yīng)分別相當于CO2的25 倍和298 倍[6]。Yue 等[7]預(yù)測全球濕地每年排放約5×109t（以CO2當量計）的溫室氣體，約占自然生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放量的17.2%、全球溫室氣體總排放量的7.66%。已有研究表明，人工濕地單位面積的溫室氣體排放量超過自然濕地的2~10 倍[8]。因此，人工濕地溫室氣體排放與調(diào)控研究受到越來越多的關(guān)注。

人工濕地溫室氣體的排放受到濕地構(gòu)型、基質(zhì)類型、植物種類、是否曝氣、堵塞程度以及運行方式等多種因素的影響[9-10]。研究證明，以錳礦石為填料的人工濕地幾乎不排放CH4，且總溫室效應(yīng)遠小于鐵礦石人工濕地[11]；種植菹草的人工濕地CH4排放量顯著高于種植穗狀狐尾藻的濕地，同時種植仙茅相比于種植沙棘，人工濕地N2O 的排放量明顯更高[12-13]。雖然人工濕地溫室氣體排放研究越來越多，但多為單一影響因子研究或只分析1~2 種溫室氣體排放。隨著研究熱點不斷出現(xiàn)，需全面總結(jié)其研究進展，以便為深入研究提供參考。文獻計量學方法可綜合分析研究領(lǐng)域研究熱點[14]，筆者采用文獻計量學方法，利用VOSviewer 軟件分析Web of Science（WoS）核心數(shù)據(jù)庫中人工濕地溫室氣體排放相關(guān)文獻，聚類歸納相關(guān)研究進展，提出人工濕地減污降碳優(yōu)化模式，以期為人工濕地溫室氣體排放調(diào)控和廣泛應(yīng)用提供支撐。

1 人工濕地溫室氣體排放研究文獻計量分析

1.1 文獻收集及預(yù)處理

收集了WoS 核心數(shù)據(jù)庫中有關(guān)人工濕地溫室氣體排放的文獻，文獻發(fā)表時間為1991—2022 年9 月。文獻檢索關(guān)鍵詞確定人工濕地及溫室氣體排放的英文同近義詞， 其布爾運算式為TS=("constructed wetland*" OR "artificial wetland*" OR"man-made wetland*" OR "made wetland*" OR"artificial marsh") AND TS= (greenhouse gas*emission*" OR "GHG* emission*" OR "house gas emission*" OR "greenhouse gas mitigation" OR"greenhouse gas discharge" OR "carbon emission*" OR"carbon dioxide emission*" OR "CO2emission*" OR"methane emission*" OR "CH4emission*" OR"methane reduction" OR "nitrous oxide emission*" OR"N2O emission*" OR "nitrous oxide reduction")，文獻類 型=“review paper”或“journal article”，語 言=“English”，得到306 篇文獻。文獻主題需包括：1）研究對象人工濕地具有基質(zhì)、植物和微生物三要素[3]；2）涉及到1 種及以上溫室氣體排放。通過閱讀去除與目標主題相關(guān)性不大的文獻，剩余225 篇文獻，其中研究文獻216 篇，綜述文獻9 篇。文獻被引頻次由WoS 平臺獲取。利用VOSviewer（版本 1.6.15）軟件進行關(guān)鍵詞共現(xiàn)網(wǎng)絡(luò)分析，通過Pajek（版本1.26）軟件調(diào)整VOSviewer 關(guān)鍵詞共現(xiàn)網(wǎng)絡(luò)云圖，清晰地區(qū)分不同聚類。

1.2 文獻計量分析

人工濕地溫室氣體排放研究領(lǐng)域每年出版物發(fā)文量及被引頻次如圖1 所示。由圖1 可知，該領(lǐng)域第一篇文獻發(fā)表于1991 年，發(fā)文量從2003 年開始逐年增加，文獻被引頻次也呈上升趨勢。

圖1 人工濕地溫室氣體排放研究年發(fā)文量及被引頻次Fig.1 Number of publications and frequency of citations per year for research on GHGs emissions from constructed wetlands

為保證關(guān)鍵詞文獻計量分析的準確性，僅對216 篇研究文獻進行關(guān)鍵詞聚類分析，生成的共現(xiàn)網(wǎng)絡(luò)云圖如圖2 所示。

圖2 人工濕地溫室氣體排放關(guān)鍵詞共現(xiàn)網(wǎng)絡(luò)云圖Fig.2 Cooccurrence network cloud of GHGs emission keywords in constructed wetlands

根據(jù)圖2，與人工濕地溫室氣體排放共現(xiàn)頻次較多的關(guān)鍵詞有waste-water treatment（污水處理）、denitrification（反硝化）、removal（去除）、nitrous oxide emission（N2O 排放）、methane emission（CH4排放）、nitrogen removal（脫氮）等。根據(jù)共現(xiàn)關(guān)系，關(guān)鍵詞大致分為4 個聚類：聚類1 為基質(zhì)和曝氣對溫室氣體排放的影響；聚類2 為植物對溫室氣體排放的影響；聚類3 為人工濕地N2O 產(chǎn)生與去除路徑；聚類4 為人工濕地CH4產(chǎn)生與去除路徑。聚類統(tǒng)計結(jié)果如表1 所示。

表1 人工濕地溫室氣體排放相關(guān)文獻關(guān)鍵詞聚類統(tǒng)計Table 1 Keyword clustering statistics of papers related to GHGs emissions from constructed wetlands

2 人工濕地溫室氣體排放主要研究方向與進展

根據(jù)文獻計量結(jié)果，基于人工濕地溫室氣體排放關(guān)鍵詞的4 個聚類確定4 個主要研究方向：基質(zhì)和曝氣對溫室氣體排放的影響；植物對溫室氣體排放的影響；人工濕地N2O 產(chǎn)生及去除路徑；人工濕地CH4產(chǎn)生及去除路徑。在分析已有文獻研究成果的基礎(chǔ)上，分別從這4 個聚類的角度闡述人工濕地溫室氣體排放研究的主要方向和進展。

2.1 基質(zhì)和曝氣對溫室氣體排放的影響

人工濕地基質(zhì)、氧化還原條件是影響溫室氣體排放的重要因素?；|(zhì)提供吸附表面及反應(yīng)區(qū)的同時，能夠為微生物提供合適的生長環(huán)境，支撐植物的生長[11]，人工濕地基質(zhì)類型及配比不同，溫室氣體排放不同。生物炭作為一種新型基質(zhì)，在為微生物提供有效碳源的同時，可吸附N2O 且其表面的金屬基團能還原部分N2O，還可抑制CH4生成和/或促進CH4氧化[15]。人工濕地采用生物炭作基質(zhì)調(diào)控溫室氣體排放效果如表2 所示。生物炭補充人工濕地反硝化碳源，使得反硝化相關(guān)功能基因豐度顯著增加，促進完全反硝化過程發(fā)生，能夠減少約66%的N2O 排放[16-18]。但也有研究表明，添加生物炭后人工濕地CH4排放量增加了約40%[19]，pmoA（CH4單加氧酶基因）和mcrA（與CH4生成相關(guān)功能基因）的比值顯著增加[17]。制作生物炭的原料和生物炭添加量會影響人工濕地溫室氣體的排放，如Zheng 等[18]發(fā)現(xiàn)，人工濕地添加以污泥為原料制備的生物炭相比于添加以香蒲為原料制備的生物炭溫室氣體排放量更低；Liang 等[20]發(fā)現(xiàn)，生物炭添加比例為40%的人工濕地溫室氣體排放量顯著低于生物炭添加比例為10%、20%、30%的人工濕地。然而，目前涉及生物炭制作原料及生物炭添加量影響人工濕地溫室氣體排放的研究并不多。此外，基質(zhì)在不同配比時，其人工濕地溫室氣體排放存在差異，如人工濕地單獨添加生物炭（添加量為15%）相比生物炭∶鐵礦石為1∶1（添加量均為15%）時N2O 排放量更低[21]；基質(zhì)全部使用油頁巖灰渣時，人工濕地的CO2排放量最低，N2O 排放量最高，而油頁巖灰渣與泥炭比例為1∶5 或1∶2 時有最高的CH4排放[22]。即使采用同類基質(zhì)，若粒徑配比不同，人工濕地溫室氣體排放也會有顯著差異，如人工濕地使用細砂基質(zhì)的CH4排放量〔-8.46~21.0 mg/(m2·d)〕遠大于使用粗砂基質(zhì)〔5.06~6.85 mg/(m2·d)〕[23]。

表2 生物炭作為基質(zhì)調(diào)控人工濕地溫室氣體排放的效果Table 2 Effects of biochar substrate on GHGs emissions regulation from constructed wetlands

溶解氧（DO）濃度是影響人工濕地微生物過程的關(guān)鍵參數(shù)，有機物去除及脫氮過程常因人工濕地氧化還原條件不佳而受到限制[24]。采用間歇曝氣方式可以改善人工濕地內(nèi)部氧化還原條件，減少溫室氣體的排放。研究表明，生物炭聯(lián)合間歇曝氣相比于只使用生物炭作填料的人工濕地可減少約24%的CO2排放，減少約132%的CH4排放，但僅減少約10%的N2O 排放[17]。曝氣時間和曝氣強度不同，間歇曝氣調(diào)控人工濕地溫室氣體排放效果不同：曝氣時間、曝氣強度分別為2 h/d 和0.6 L/min 時，人工濕地可實現(xiàn)高效脫氮和低N2O 排放[25]；6 h 曝氣周期（曝氣20 min，停歇340 min）、曝氣強度為65 L/min時可有效控制CH4排放[26]；曝氣1 h、停歇11 h 且曝氣強度為0.75~0.80 L/min 時，人工濕地CH4排放量為0.04~1.07 mg/(m2·d)[27]。

總之，人工濕地溫室氣體的排放受基質(zhì)和曝氣的影響，新型基質(zhì)生物炭可顯著減少N2O 排放，間歇曝氣調(diào)控人工濕地溫室氣體排放需要綜合考慮曝氣時間、曝氣強度。

2.2 植物對溫室氣體排放的影響

根據(jù)聚類2，植物種類、物種豐度、收割時間及頻率對人工濕地溫室氣體的排放均有重要影響。植物的存在會增加濕地中CH4排放，土壤濕度適中時，人工濕地種植植物相比無植物對照組CH4排放增加15 倍[33]。研究發(fā)現(xiàn)，采用溫度模型可解釋63%~98%的季節(jié)變化引起的CH4排放變化[34]。雖然植物存在會增加人工濕地CH4排放，但由于植物具有光合作用，有植物的人工濕地溫室氣體排放總量低于無植物對照組，且可能為溫室氣體匯[35]。植物種類不同，人工濕地溫室氣體排放存在差異。種植茭白的人工濕地的CH4排放量顯著高于種植蘆葦?shù)娜斯竦?，種植香蒲相比種植蘆葦則可減少CH4排放[10]；種植菖蒲、莎草或燈心草相比于其他植物人工濕地CH4排放量相對較低[36]；種植秈茅、菖蒲和沙棘的人工濕地N2O 通量差異顯著，分別為0.05~1.80、0.08~0.62 和0.03~0.27 mg/(m2·h)[13]。引起這種差異的原因可能是不同植物通氣組織存在差異。植物通氣組織在溫室氣體的傳輸中起重要作用，可轉(zhuǎn)運約70%的CH4；此外，植物根系泌氧依賴通氣組織，人工濕地植物環(huán)剝試驗證明，環(huán)剝后根系泌氧量大幅減少，CH4排放量顯著降低[37]。植物多樣性對人工濕地溫室氣體排放影響存在差異，混合種植蘆葦、寬葉紫草和寬葉香蒲的人工濕地CH4排放量高于單種植物的人工濕地，且N2O 排放量也隨植物物種豐度的增加而增加，其排放通量為0.902~1.850 mg/(m2·h)[38-39]。但也有研究表明，植物多樣性豐富的人工濕地CH4排放量低，這是由于植物豐度增加，植物地下部分生物量、根系分布深度及范圍大幅度增加，增加了植物根系泌氧，從而增強CH4氧化[10,40]。植物收割與溫室氣體排放密切相關(guān)，合理收割可減少溫室氣體排放。人工濕地收割蘆葦累計減少N2O年排放量0.16 kg/hm2，累計減少CH4年排放量378 kg/hm[41]。此外，植物收割產(chǎn)物也可用于生產(chǎn)生物燃料，減少化石燃料的使用[42-43]。

植物的存在增加了人工濕地的CH4排放量，且排放量隨溫度變化而變化，但植物可以通過光合作用固定CO2，因此植物的存在總體上可減少人工濕地中溫室氣體的排放。優(yōu)選植物種類使其合理配置，確定合適的收割時間及頻率是調(diào)控人工濕地溫室氣體排放的重要手段。

2.3 人工濕地N2O 產(chǎn)生及去除路徑

聚類3 主要是人工濕地N2O 產(chǎn)生及去除路徑相關(guān)的關(guān)鍵詞。人工濕地N2O 主要產(chǎn)生于硝化/反硝化過程。硝化過程由自養(yǎng)硝化菌主導，包括氨單加氧酶基因（amoA基因）編碼的氨單加氧酶催化的氨氧化，羥胺氧化還原酶基因（hao基因）編碼的羥胺氧化還原酶催化的羥胺氧化，以及亞硝酸鹽還原酶基因（nxrA基因）編碼的亞硝酸鹽氧化還原酶催化的亞硝酸鹽氧化。其中，羥胺氧化過程及其產(chǎn)物硝?；∟OH）的非生物反應(yīng)會產(chǎn)生N2O[44]。此外，部分異養(yǎng)菌會發(fā)生硝化過程產(chǎn)N2O[45]。氨氧化有厭氧氨氧化和好氧氨氧化2 種形式，主要作用微生物分別為氨氧化古菌（AOA）和氨氧化細菌（AOB）。盡管有研究證明，人工濕地AOB 豐度遠大于AOA，但厭氧氨氧化也是N2O 產(chǎn)生的一條重要路徑，目前對厭氧氨氧化產(chǎn)生N2O 的認知并不足[46-47]。由此，硝化過程中影響N2O 產(chǎn)生的相關(guān)功能基因主要為amoA及hao基因[48]。反硝化過程由兼性厭氧菌主導，包括硝酸鹽還原、亞硝酸鹽還原、NO 還原和N2O 還原過程，分別被硝酸還原酶基因（narG）、nirS型亞硝酸鹽還原酶基因或nirK型亞硝酸鹽還原酶基因（nirS/nirK）、一氧化氮還原酶基因（norB）及氧化亞氮還原酶基因（nosZ）4 種功能基因編碼的酶影響，N2O 是反硝化過程的中間產(chǎn)物[48-49]。除兼性厭氧菌外，部分兼性好氧菌如紅球菌屬（Rhodococcussp.）等可進行好氧反硝化產(chǎn)生N2O[50]。好氧反硝化產(chǎn)生N2O 一般有2 種形式：1）典型的完全硝化反硝化，N2O 為其中間產(chǎn)物；2）直接氨氧化，氨氮氧化成羥胺后，羥胺直接氧化成N2O[51]。此外，部分反硝化菌如反硝化玫瑰桿菌（Roseobacter denitrificans）、熒光假單胞菌（Fluorescrntpseudomonas）等不具備NOS（氧化亞氮還原酶）系統(tǒng)，不能發(fā)生完全反硝化，只產(chǎn)生N2O[52]。人工濕地其他脫氮過程也會產(chǎn)生N2O，如硝酸鹽異化還原成氨，可能不發(fā)生N2O 還原[48]。值得注意的是，研究指出人工濕地多條N2O 產(chǎn)生路徑存在相互作用，如厭氧氨氧化所需硝酸鹽大部分來自硝化作用，合理利用這種相互作用可大幅度減少N2O 的產(chǎn)生[53]，這種相互作用還需進一步了解。此外，人工濕地不同，各條產(chǎn)N2O 路徑的N2O 產(chǎn)生量不同，如相比于不種植植物，種植植物的人工濕地硝化速率、反硝化速率增加，厭氧氨氧化速率降低，N2O 排放量降低[53]。因此，需加強對人工濕地產(chǎn)生N2O 不同路徑的研究，以實現(xiàn)對N2O 排放的調(diào)控。

人工濕地內(nèi)部去除N2O 的唯一路徑為反硝化過程還原N2O 為N2，相關(guān)功能基因主要為nosZ[5]。nosZ與（nirK+nirS）的基因豐度比〔nosZ/（nirK+nirS）〕是從功能基因角度指示反硝化過程進行程度的重要指標，該指標受多種因素影響。碳氮比及DO 濃度為其主要影響因素，碳氮比為10，nosZ/（nirK+nirS）最大且N2O 排放量最低；碳氮比為0，nosZ/（nirK+nirS）最低且N2O 排放量最高[54]。在DO 濃度為0.12 mg/L 時，nosZ/（nirK+nirS）的值顯著高于DO 濃度為8.50 mg/L 時[55]。需要注意的是，人工濕地進水中含有的微生物生長抑制物（抗生素等新污染物）也會影響nosZ/（nirK+nirS），nirS基因及nosZ基因豐度與磺胺甲基嘧啶濃度呈負相關(guān)[56]。因此，人工濕地在用于去除新污染物時，N2O 還原環(huán)境的創(chuàng)建值得研究。

2.4 人工濕地CH4 產(chǎn)生及去除路徑

聚類4 主要為人工濕地CH4產(chǎn)生及去除相關(guān)關(guān)鍵詞。有研究表明，用于市政污水處理的人工濕地CH4排放量是同緯度自然濕地的250 倍[57]。人工濕地CH4的產(chǎn)生路徑相對清晰，與微生物厭氧呼吸有關(guān)，微生物厭氧降解有機物終產(chǎn)物含CH4。人工濕地主要產(chǎn)CH4菌屬為甲烷鬃菌屬、甲烷八疊球菌屬以及產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷菌屬等古菌，相關(guān)功能基因是mcrA基因[58]。人工濕地產(chǎn)生的CH4以氣泡排放、液相擴散和植物傳輸3 種途徑進行遷移[59-61]，部分在人工濕地內(nèi)部被氧化為CO2。CH4氧化的相關(guān)功能基因為編碼甲烷單加氧酶的pmoA基因，主要包括2 種路徑，即CH4好氧氧化和CH4厭氧氧化（AOM），大部分CH4被好氧氧化[58]。厭氧氧化也是重要的CH4轉(zhuǎn)化途徑，可被多種電子受體驅(qū)動，包括硫酸鹽、硝酸鹽和金屬等。按照電子受體種類不同將其分為硫酸鹽主導的CH4厭氧氧化（SAMO)，硝酸鹽/亞硝酸鹽主導的CH4厭氧氧化（DAMO），以及金屬主導的CH4厭氧氧化（metal-AOM）[62]。甲烷氧化古菌（ANME）可發(fā)生AOM，SAMO 的主要功能菌屬為ANME-1、ANME-2a/b/c、ANME-3，DAMO 的 主 要功能菌屬可能為Methanoperedenssp.，metal-AOM的主要功能菌屬為ANME-2d 的某些分枝[63-65]。Zhang 等[64,66]開展的研究均證實人工濕地內(nèi)部存在多電子受體驅(qū)動的AOM，且驗證了AOM 串聯(lián)人工濕地碳氮硫循環(huán)的可能性。DAMO對CH4氧化和N2O 還原的貢獻率分別達9.49%~26.26%和20.73%~47.11%[67]。另外，需注意的是，人工濕地微生物功能群中甲烷氧化菌僅占3.6%，表明除產(chǎn)甲烷菌外，其他類群在溫室氣體轉(zhuǎn)化中可能起關(guān)鍵作用，從而放大了人工濕地CH4排放源作用[68]。但人工濕地CH4厭氧氧化研究較少，其他類群微生物對其影響也不清晰。

3 人工濕地減污降碳優(yōu)化思路

3.1 人工濕地溫室氣體產(chǎn)生、遷移及轉(zhuǎn)化模型

根據(jù)上述聚類分析結(jié)果，綜合考慮人工濕地CO2、CH4及N2O 的產(chǎn)生與去除路徑，筆者提出人工濕地溫室氣體產(chǎn)生、遷移及轉(zhuǎn)化簡易模型，如圖3 所示。人工濕地上層因大氣復(fù)氧和植物根系泌氧形成好氧層，下層由于缺少溶解氧來源及好氧微生物消耗溶解氧形成厭氧層。人工濕地進水中大部分有機物及氨氮在上層好氧微生物（好氧菌及硝化菌）的作用下分別被氧化及硝化，有機物好氧氧化終產(chǎn)物含CO2，氨氮硝化過程中可產(chǎn)生N2O。剩余有機物、有機物好氧氧化過程和硝化過程的產(chǎn)物隨水流進入?yún)捬鯇?。有機物在厭氧層經(jīng)過多個反應(yīng)被產(chǎn)甲烷菌轉(zhuǎn)化為CH4。厭氧層同時存在CH4厭氧氧化菌，可將部分CH4轉(zhuǎn)化為CO2。剩余部分CH4則以氣泡形式擴散至上層，上層好氧菌可將大部分CH4氧化成CO2。在厭氧層反硝化菌通過反硝化過程將硝化反應(yīng)產(chǎn)物轉(zhuǎn)化為N2，反硝化過程也會產(chǎn)生中間產(chǎn)物N2O。人工濕地中產(chǎn)生且未被消除的CO2、CH4及N2O 通過氣泡擴散、植物通氣組織轉(zhuǎn)運等形式排放到大氣中，其中，CO2又會被植物光合作用固定。

圖3 人工濕地中溫室氣體的產(chǎn)生、遷移及轉(zhuǎn)化機制Fig.3 Mechanism of GHGs production, transport and transformation in constructed wetlands

3.2 人工濕地減污降碳優(yōu)化模式

人工濕地提升脫氮除磷效率的措施有基質(zhì)篩選、工藝組合和碳源補充等[69]。由此，本文從工藝/運行優(yōu)選、內(nèi)部配置優(yōu)化和外部強化等方面出發(fā)，提出一種人工濕地減污降碳優(yōu)化模式（圖4）。其包括：1）人工濕地工藝/運行方式優(yōu)選。通過不同工藝組合和運行方式，使人工濕地內(nèi)部氧化還原條件及污染物與微生物接觸方式發(fā)生變化，促進微生物群落結(jié)構(gòu)變化，由此使溫室氣體排放特征發(fā)生變化，從而調(diào)控溫室氣體的排放。2）人工濕地內(nèi)部配置優(yōu)化?；|(zhì)和植物為微生物提供生境，一些基質(zhì)填料還可以提供電子受體或電子供體參與微生物代謝過程。植物可以通過根系泌氧和根系產(chǎn)生的分泌物改善根際微環(huán)境，并通過光合作用吸收CO2。由此可以通過基質(zhì)配置和植物優(yōu)選減少溫室氣體的產(chǎn)生與排放。3）人工濕地外部條件強化。為消除碳源不足或氧化還原條件不佳等限制問題，可以通過外加碳源或曝氣等方法改善微生境，調(diào)控人工濕地溫室氣體排放。通過主要水質(zhì)理化指標、氣體指標的監(jiān)測，測試上述研究方法的溫室氣體調(diào)控效果；通過微生物學指標揭示上述調(diào)控人工濕地溫室氣體排放的機理。對人工濕地運行的長期監(jiān)測結(jié)果進行分析，并進行全生命周期評價，全面調(diào)控人工濕地溫室氣體排放，實現(xiàn)人工濕地減污降碳。

圖4 人工濕地減污降碳優(yōu)化模式Fig.4 Optimized route for pollutant removal and carbon emissions reduction in constructed wetlands

人工濕地N2O 可產(chǎn)生于多種路徑，且各種路徑間存在一定相互作用，但目前對硝化/反硝化之外的產(chǎn)N2O 路徑研究很少，對于人工濕地多條路徑產(chǎn)N2O 貢獻認知不足。人工濕地內(nèi)部構(gòu)造及微環(huán)境復(fù)雜，CH4可被多種電子受體驅(qū)動進行厭氧氧化，該途徑可能會對人工濕地溫室氣體減排有更大貢獻，但人工濕地CH4厭氧氧化條件及機制尚不清楚。因此，深入研究人工濕地內(nèi)部N2O 及CH4轉(zhuǎn)化機制是未來人工濕地溫室氣體排放調(diào)控的重要內(nèi)容。

4 結(jié)語

近30 年來，人工濕地溫室氣體排放相關(guān)文獻數(shù)量及其被引頻次逐漸增多，該領(lǐng)域的研究逐漸受到關(guān)注。當前人工濕地溫室氣體排放的研究集中于基質(zhì)和曝氣對溫室氣體排放的影響、植物對溫室氣體排放的影響、人工濕地 N2O 產(chǎn)生及去除路徑、人工濕地CH4產(chǎn)生及去除路徑4 個研究方向?；|(zhì)種類、配比、添加量均會影響人工濕地溫室氣體排放，尤其是新型基質(zhì)生物炭可為人工濕地提供碳源，減少人工濕地溫室氣體排放。曝氣可改變?nèi)斯竦貎?nèi)部的氧化還原條件，不同曝氣時間和曝氣強度下，溫室氣體排放量不同。植物的存在可增加CH4排放，但由于植物光合作用人工濕地溫室氣體排放總量卻有所降低。不同植物的通氣組織及生物量存在差異，引起人工濕地溫室氣體排放差異。人工濕地N2O 可產(chǎn)生于硝化/反硝化、厭氧氨氧化、硝酸鹽異化還原成銨等多條路徑，且多條路徑存在相互作用，但對多條產(chǎn)生N2O 路徑間相互作用研究不足。人工濕地N2O 去除僅有反硝化1 條路徑。人工濕地CH4產(chǎn)生于有機物厭氧氧化過程，去除則包括好氧氧化和厭氧氧化2 條路徑，但目前對CH4厭氧氧化研究不足。

本文提出了調(diào)控溫室氣體排放的人工濕地優(yōu)化模式，根據(jù)該模式，未來需深入研究人工濕地內(nèi)部N2O 及CH4轉(zhuǎn)化機制，通過工藝組合和運行方式優(yōu)化、基質(zhì)配置和植物優(yōu)選、外加碳源和間歇曝氣強化等措施，削減溫室氣體排放，實現(xiàn)人工濕地減污降碳。