人工湿地脱氮影响因素及强化措施研究进展

王海燕，赵远哲，王文富，董伟羊，闫国凯，常洋

1.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院 2.中国环境科学研究院环境污染控制工程技术研究中心 3.河南省上蔡县环境监测站

人工湿地(constructed wetlands，CWs)是利用包括湿地植物、土壤及其相关微生物群落的自然过程净化水质的处理系统，是在较可控的环境中强化利用湿地自然过程进行净化的方法[1-2]。人工湿地因其低成本和易管理的优点，被广泛应用于农田退水、生活污水、城市径流和工业废水等的处理[2-3]。人工湿地的脱氮途径包括沉积和挥发[1]、植物和其他生物的氮同化作用、微生物异化脱氮和基质吸附，其中微生物氨化、硝化和反硝化作用是主要的脱氮过程[4]。通常人工湿地对于水中总氮(TN)、氨氮均有较好的脱除效果，但是当某些限制性因素〔如低温、反硝化碳源不足、溶解氧(DO)浓度低等〕存在时，TN的去除率往往不能满足要求。因此，如何提高人工湿地存在不利因素时对TN的去除率成为近年来人工湿地研究中的热点[5]。

1 人工湿地的脱氮机理

1.1 植物吸收

无机氮是植物生长过程中必不可少的营养物质，污水中原有的氨氮和硝化作用产生的硝态氮均可被湿地植物在生长过程中吸收，最终通过植物的收割从系统中去除[6-7]。湿地植物对氮的吸收量可达0.02～0.30 g(m2·d)[8-9]，对比香蒲、芦苇、茭白、水葱、千屈菜、鸢尾和菖蒲对氮的吸收能力发现，芦苇对氮的吸收能力最高，菖蒲最低[9]。湿地植物对氮的吸收量与其生物量呈极显著正相关，如徐德福等[9]研究报道，芦苇、香蒲、水葱和千屈菜的生物量较大，吸收的TN较多，而菖蒲和鸢尾尽管植株组织TN浓度较高，但由于生物量相对较低，故吸收的氮量较少。总体来说，植物生长吸收不是人工湿地的主要脱氮途径，如李林峰等[10]发现，不同湿地植物对TN的吸收量仅占人工湿地TN去除量的0.6%～17.3%，通过收获湿地植物地上部分生物量对人工湿地TN去除量的贡献率小于15%。

1.2 基质吸附

基质是人工湿地中微生物和植物附着生长的载体。传统的人工湿地多采用砾石、碎石、砂子、土壤等作为湿地基质[11]，这些基质主要起到截留颗粒物及支撑微生物膜附着生长的作用，但对于水中氨氮去除的促进作用不大。近年来，一些对氨氮有特异性强吸附作用的基质，如沸石、陶粒和蛭石等，逐渐成为人工湿地基质吸附脱氮的首选填料[12-13]。研究表明[14]，人工湿地中沸石、陶粒和蛭石对氮的吸附量分别可达132～71 940、67～30 211和333～14 014 mgkg，其他基质如矿渣、钢渣、废砖等对氨氮也有很好的吸附效果，吸附量分别可达155～26 266、571和5 030 mgkg。

1.3 微生物作用

人工湿地中微生物对脱氮起主导作用，微生物能利用污水中各种形态的氮进行生命活动，从而降低污水中氮浓度，达到净化水质的目的。微生物脱氮涉及的过程主要包括氨化、硝化和反硝化[15-16]等常规生物脱氮过程；此外，还有厌氧氨氧化(ANAMMOX)[17]、硫自养反硝化[18]和同步硝化反硝化[19]等非常规生物脱氮过程，其在人工湿地脱氮过程中发挥着重要作用，尤其在不利环境下对系统脱氮的贡献更加突出。黄娟等[20]定量分析了中试潜流型湿地系统的脱氮途径和规律，发现微生物脱氮量约占进水TN量的12。人工湿地中主要微生物脱氮反应机理如表1所示。

表1 人工湿地中微生物脱氮反应机理

1.3.1氨化作用

污水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化为氨氮的过程称为氨化，氨化是污水中有机氮去除过程的第一步。湿地中有机氮在不同条件、不同水质时氨化能力差异较大〔0.004～0.530 g/(m2·d)〕[21]，但氨化过程中参与的微生物种群差异并不大。李辉等[22]研究表明，在模拟水平潜流人工湿地中，芽孢杆菌属(Bacillus)和假单胞菌属(Pseudomonas)是氨化细菌的优势菌属；赵婷婷等[23]在研究微生物对植物浮岛人工湿地中有机氮强化分解时发现，粪产碱杆菌属(Alcaligenesfaecalis)也是人工湿地中高效的氨化细菌。

1.3.2硝化和反硝化

图1 微生物硝化和反硝化过程Fig.1 Microbial nitrification/denitrification process

1.3.3厌氧氨氧化等

厌氧氨氧化是指厌氧氨氧化菌(anammox)在厌氧条件下以氨为电子供体，以亚硝酸盐为电子受体反应生成氮气的过程[26]。近年来，厌氧氨氧化被发现广泛存在于各种类型的人工湿地中[26-28]。Zhai等[29]利用15N同位素示踪法发现，垂直流人工湿地和自由表面流人工湿地组合的系统中自养反硝化、异养反硝化和厌氧氨氧化过程同时存在，表明人工湿地脱氮微生物机理比以往认知的更为复杂；Waki等[30]研究表明，在种植野生稻的自由表面流人工湿地中，厌氧氨氧化产生的氮气量占3.1%；Pareds等[31]发现，潜流型人工湿地中通过厌氧氨氧化作用脱除的氮量可达2.8～5.7 g/(m2·d)，比前人研究报道的高5～10倍；Tao等[32]发现，潜流型人工湿地处理人工合成污水时，通过厌氧氨氧化过程脱除的氮量达2.4 g/(m2·d)，占氨氮总脱除量的27%～49%；Wang等[33]研究发现，潜流型人工湿地处理生物接触氧化池出水时存在厌氧氨氧化现象，尽管湿地进水中化学需氧量(COD)与TN之比仅为0.5，但湿地的TN脱除率高达93%。人工湿地中与厌氧氨氧化过程相关的微生物主要为浮霉菌门(Planctomycetes)，如吕露遥等[34]采用多级潮汐流人工湿地处理城市污水厂剩余污泥厌氧消化液，发现系统中存在大量的厌氧氨氧化菌(CandidatusKuenenia)；Zhai等[29]发现，垂直流人工湿地和自由表面流人工湿地组合系统中，参与脱氮的厌氧氨氧化菌主要是浮霉菌门的CandidatusAnammoxoglobuspropionicus和Brocadiafulgida。影响人工湿地中厌氧氨氧化过程的关键因素包括温度、pH、游离氨和游离亚硝酸浓度、水力停留时间(HRT)、DO浓度、盐度、有机物和羟胺浓度等[35-36]，因此，在实际应用中有必要对人工湿地中厌氧氨氧化菌生长环境进行工艺条件优化，以最大程度地发挥厌氧氨氧化菌的脱氮能力。

近年来也有研究报道人工湿地中存在着硫自养反硝化、同步硝化反硝化脱氮过程，如任婕等[18]采用硫自养反硝化强化水平潜流人工湿地处理钢铁行业冷轧废水中的TN时发现，当HRT为5 d时，人工湿地对TN的脱除率可达58.9%。此外，Wang等[19]研究发现，人工湿地中存在同步硝化反硝化过程，且该过程在人工湿地脱氮中发挥着重要作用并受多种环境因素的影响。可见，对上述生物脱氮方向的深入研究将有助于形成人工湿地中新型的脱氮途径。

1.4 植物-基质-微生物耦合作用

植物、基质和微生物是人工湿地的基本组成要素，由三者组成的复合生态系统中物理、化学和生物的协调作用是人工湿地脱氮的最主要途径[37-38]。

植物对微生物的影响主要表现在2个方面： 1)为微生物提供能源物质。植物根系向水中释放大量糖类、醇类和酸类等分泌物，这些碳源可促进微生物的生长繁殖，同时细根的腐解也向水中补充了有机碳，为反硝化菌提供了更多的电子供体，促进微生物反硝化脱氮[39]。2)通过植物根系泌氧为好氧微生物提供适宜生境。在整体还原态的基质中，通过植物根系泌氧形成了根区氧化态的微环境，为好氧、兼氧、厌氧微生物提供适宜生境，增加微生物种类，有利于微生物硝化和反硝化过程的进行[40-41]。大多数根际微生物对植物无害或对植物生长有促进作用，其在根际的生命活动中，由呼吸作用产生的二氧化碳或代谢产酸有助于难溶矿物质的溶解，从而增加植物对氮及其他矿质元素的吸收，微生物分泌的植物生长激素类物质(如吲哚乙酸、赤霉素等)也能促进植物生长。

基质与微生物的耦合作用主要体现在基质具有大的比表面积，其可为脱氮微生物的附着和生长提供良好的场所，同时其截留和吸附的污染物也为微生物的生长代谢提供了物质来源[42-43]；而当基质吸附氨氮后，微生物可以通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮，从而恢复基质对氨氮的吸附能力，实现基质的生物再生[44]。

基质可以较好地促进植物的生长[14]，同时基质表面吸附的氮素相较水中的氮素能更好地被植物吸收，而植物的吸收也是恢复基质吸附容量的重要途径，故二者可相互促进彼此对水中氮的脱除能力。

2 人工湿地脱氮影响因素

人工湿地脱氮过程复杂，涉及各方面的因素较多，且易受环境条件的影响。影响人工湿地脱氮的主要影响因素有进水碳氮比(C/N)、HRT、植物种类、湿地运行方式、温度、pH和DO浓度等；各因素对湿地脱氮影响的权重主要取决于人工湿地类型、进水水质和环境条件等，在运行中应根据实际情况进行具体分析。

2.1 进水CN

在生物脱氮过程中，微生物反硝化脱除1 g硝酸盐氮理论上需要2.86 g五日生化需氧量(BOD5)。一般来说，当水体中BOD5/TN大于3或COD/TN(C/N)大于6时，可视为反硝化碳源充足，否则需补充碳源[45]；也有学者认为，反硝化的最佳C/N为6～7[46]。Baker[47]在利用湿地处理高浓度硝酸盐废水时发现，进水C/N大于5时，系统反硝化脱氮效率最佳(90%以上)；Li等[48]在研究自由表面流人工湿地对不同C/N废水脱氮时发现，在进水C/N为5时，系统对TN的脱除效果最好；Zhu等[49]在研究自由表面流人工湿地处理人工模拟污水时发现，当进水C/N为5时，TN去除率最高可达89.9%，而继续升高C/N到6～7，TN去除率无明显变化；Ding等[4]采用表面流人工湿地处理模拟农田和生活污水，发现随C/N增加(1.67～10.00)，有机氮和氨氮去除率下降，但硝酸盐氮去除率却上升。Li等[50]采用位于济南市的自由表面流人工湿地处理模拟生活污水时，发现当进水C/N为12时，系统对氨氮、TN去除率分别达98%、90%，且脱氮过程中氧化亚氮(N2O)的产生量最小，说明在一定程度上增大进水的C/N可以提高人工湿地的脱氮能力。但当进水C/N过大时，则可能会对脱氮产生不利影响，如出水COD不达标和TN去除率下降等，这是因为当进水C/N过高时，高浓度的有机碳源会对AOB和厌氧氨氧化菌产生抑制作用，使其活性降低甚至失活[51]，从而影响了整个微生物脱氮过程的进行。综上，建议人工湿地脱氮过程中进水C/N保持在5～12，以保证系统最佳的脱氮效果。

2.2 HRT

人工湿地中脱氮效果受HRT的影响较大，这是由于脱氮需要污泥龄长的自养微生物(硝化菌)的参与，而HRT的变化会直接影响系统中微生物优势菌群分布和脱氮效率。生物脱氮往往需要较长的HRT，如徐丽等[52]采用水平潜流人工湿地在均匀布水条件下处理生活污水，当HRT为2 d时，系统对TN去除率最高为74.97%；Meng等[53]采用非曝气垂直流折流型生物炭人工湿地处理模拟径流污水，在HRT为3 d时，氨氮和TN的去除率分别达到95.9%±3.4%和28.0%±4.0%。乌兰托娅[54]采用位于呼伦贝尔的水平潜流人工湿地处理合成废水，当水温为15 ℃，HRT为1～3 d时，氨氮去除率低于85%；在HRT为5 d时，氨氮去除率达到最高(90%)；而HRT更长时，氨氮会出现负去除率，这是因为HRT过长时，水中植物和微生物的残体腐化释放出氨氮。可见，HRT并不是越长越好，不同类型人工湿地在处理不同种类的污水时，有不同的最佳HRT。靳同霞等[55]采用复合垂直流人工湿地和水平潜流人工湿地处理生活污水与水产养殖废水的混合水时，建议垂直流人工湿地最佳HRT在春、秋季为8～10 h，夏季为6 h，冬季为12 h；水平潜流人工湿地最佳HRT在春、秋季为10～12 h，夏季为6～8 h，冬季为24～36 h。Ghosh等[56]研究报道，采用表面流人工湿地处理牛奶厂污水处理设施的二级出水，随HRT的增加(1～4 d)，氨氮、硝态氮和总凯氏氮的去除率均有所增加，当HRT为4 d时，总凯氏氮去除率达90%以上。Akratos等[57]采用表面流人工湿地处理生活污水，当温度为15 ℃以上时，HRT为8 d对氮的脱除已足够。综上可知，建议人工湿地HRT为12 h～8 d，且随不同的进水水质和湿地构型进行适当调整。

2.3 植物种类

植物是人工湿地的重要组成部分，其种植状况决定了人工湿地功能的发挥，同时也影响着污水处理效果和景观效应[58]。Gagnon等[59]在处理渔场污水试验中，发现栽种植物的人工湿地比未栽种植物的脱氮效率提高17%～65%，其原因是栽种植物后基质上细菌数量比未栽种的高1～2个数量级。Du等[60]采用组合垂直流人工湿地处理中水，发现栽种美人蕉等植物相比未栽种植物对TN去除率平均提高8.16%，且微生物是脱氮的主要贡献者(占比为83.87%～87.94%)。植物根部有泌氧功能，可在湿地中创造好氧/缺氧交替环境，有助于微生物同步硝化反硝化作用的发生，从而加强氮的脱除[61]，如张晓一等[62]采用表面流人工湿地处理模拟污水厂尾水，发现栽种黄菖蒲的湿地较未种植湿地TN去除率最多可提高71.67%。

2.4 温度

温度对脱氮微生物活性和人工湿地中植物生长均有很大影响。低温条件下，硝化和反硝化细菌的活性较低。土壤中微生物氨化、硝化和反硝化作用的最佳温度分别40～60、30～40和10～30 ℃[1]。而当温度低于15 ℃时，硝化和反硝化细菌的活性急剧降低，导致氮的去除负荷从常温的0.7 g/(m2·d)降至0.15 g/(m2·d)[63]；当温度低于5 ℃时，反硝化速率极低，从常温的0.47 g/(m2·d)降至0.03 g/(m2·d)[64]。由于受气候因素影响，冬季我国北方地区人工湿地的脱氮效率通常会明显下降[65]。张荣新等[66]发现，低温环境对湿地微生物(氨化细菌、硝化细菌及反硝化细菌)生长均产生抑制，在环境温度为15 ℃时，TN去除率为45.28%，高于5 ℃时的TN去除率(38.06%)。

由于人工湿地栽培有植物，当温度降低时，植物生长速率减慢，对水中氮和磷的摄取量也会减少；此外，冬季植物的枯萎死亡也会向水中释放氮和磷，导致出现氮和磷去除率为负的情况，这也是低温条件下人工湿地脱氮效率下降的原因之一。高冲等[67]采用薏苡植物床去除人工模拟富营养化水中的氮，发现温度为30 ℃时，湿地对水中TN的去除效果远好于10、20 ℃。综上，建议人工湿地温度保持在15～30 ℃，保证植物及微生物的正常生长代谢，以最大程度地发挥湿地的脱氮能力。

2.5 pH

pH对人工湿地脱氮的影响主要通过对微生物的影响体现出来[68]。生物脱氮中，硝化细菌对pH十分敏感，AOB和NOB分别在pH为7.0～7.8和7.7～8.1时活性最强，pH超出该范围，则活性急剧下降。对于反硝化细菌来说，最适宜生长的pH为7.0～8.5，当pH大于8.5或小于6.0时，反硝化速率大幅降低[15]。一般人工湿地进水pH为7.5～8.0时，较适宜微生物脱氮，但当湿地中填充特殊基质时，可能会使pH大幅偏离适宜范围而影响脱氮[17]。因此，当人工湿地进水pH过高或过低时，应该加入酸或碱调节pH，以保证微生物正常的生长代谢。

2.6 DO浓度

人工湿地中，脱氮微生物的硝化与反硝化脱氮过程对于DO浓度有不同要求。DO浓度超过1.5 mg/L是硝化反应发生的先决条件[69]，DO浓度不足会严重影响氨氮的去除[70]；而反硝化过程最佳DO浓度应小于0.1 mg /L，否则易发生中间产物亚硝酸盐和氮氧化物的积累[71]，这主要因为氧会为反硝化菌群提供更高效的电子受体而抑制微生物反硝化活性[72]。王宁宁等[73]通过自然跌水方式调节人工湿地系统中DO浓度，发现随DO浓度增高(2～8 mg/L)，TN去除率增大，且微生物多样性增高。此外，有研究表明[74]，当湿地中DO浓度为5 mg/L左右时，氨氮去除率较高，且随DO浓度的增加变化不明显。因此人工湿地发挥硝化作用DO浓度应在5 mg/L左右，发挥反硝化作用DO浓度应小于0.1 mg/L。

2.7 运行方式

在实际污水处理中，人工湿地脱氮效率受多方面因素影响，环境因素和现场条件往往无法或难以改变，此时为达到脱氮要求并最大程度地减少建设运行成本，最佳选择之一是通过调整湿地运行方式以达到强化脱氮目的。一般情况下，污水生物处理都面临着碳源分布不均的特点，前期大量有机物被异养菌所消耗，导致反硝化阶段没有充足的碳源；通过改变湿地运行方式可以优化不同阶段的碳源分配，更好地促进微生物的反硝化脱氮。丁达江等[75]在潮汐流人工湿地中设置分段进水，与非分段工况相比，出水TN平均浓度由53.22 mg/L降至19.23 mg/L，平均去除率由33.74%升至70.77%。Liu等[76-77]采用位于北京的潮汐流组合垂直流人工湿地和自由表面流人工湿地处理低污染水，二者对TN的去除率分别达38.16%和65.4%，且湿地中微生物具有很高的活性。刘臻等[78]采用连续进水-间歇出水运行方式与连续进出水方式相比，氨氮去除率提高了39.69个百分点。此外，程果等[79]采用多级垂直流人工湿地以潮汐流方式处理城市污水处理厂剩余污泥厌氧消化液，发现系统对氨氮和TN都有很好的去除效果；周健等[80]采用两级序批式水平流人工湿地处理生活污水，氨氮和TN的平均去除率可达89.0%和74.0%，与连续式进水相比分别提高了3.0%和32.0%；王凌文等[81]采用垂直流人工湿地处理生活污水，以连续流和间歇进水结合的方式运行，氨氮去除率均高于85%；李怀等[82]采用水平折流人工湿地处理模拟生活污水，发现回流出水可使TN去除率提高11%。

3 人工湿地强化脱氮措施

人工湿地中植物和脱氮相关微生物菌群生长代谢易受不利条件干扰，从而使人工湿地脱氮效率受到影响。当现有条件无法满足植物和微生物所需时，可以采取外加碳源、优化植物配置、开发新型基质、人工增氧和保温等强化脱氮的措施，以提高人工湿地脱氮效率，满足处理后出水水质要求。上述强化脱氮措施已成为近年来人工湿地脱氮研究的热点，但只有根据具体情况合理选择和组合，才能达到最佳脱氮效果。

3.1 外加碳源

碳源不足是人工湿地中微生物反硝化脱氮过程受限的主要因素，由于没有足够的电子供体，微生物不能进行完全的反硝化脱氮过程，导致出水中亚硝氮和硝氮浓度增加。碳源种类主要有低分子有机物、污/废水与污泥、植物碳源和一些可生物降解的有机多聚物等。低分子有机物如甲醇、乙醇、葡萄糖和蔗糖等因其碳含量高、易于生物降解和被反硝化细菌利用，常被作为外加碳源以提高人工湿地的脱氮效率[83-85]。然而甲醇有毒，成本较高且运输不便；糖类物质化学结构较复杂，生物降解过程相对较慢[86]。针对低分子有机物存在的缺点，研究人员提出使用污水与污泥作为外加碳源，由于生活污水、工业废水和污泥中含有糖类和蛋白质等有机物，将其添加进人工湿地处理系统，不仅可以为反硝化提供碳源，还能实现污水、污泥的资源化利用。如程果等[79]采用多级垂直流人工湿地处理城市污水处理厂剩余污泥厌氧消化液时，以剩余活性污泥作为碳源强化反硝化，在C/N极低(0.39)的条件下，氨氮平均去除率为99.02%±0.92%，TN平均去除率为61.10%±10.06%。植物体内含有大量纤维素和半纤维素等，其在微生物酶作用下分解出的单糖和其他营养元素也可作为湿地外加反硝化碳源。如肖蕾等[87]采用千屈菜作为垂直流人工湿地外加碳源处理人工模拟生活污水，发现脱氮效率最高可提升30.85%；赵秋菊等[88]采用碱处理玉米秸秆作为潮汐流人工湿地反硝化碳源，发现反硝化速率是未添加的2.05倍；常洋等[89]采用芦苇碎段作为表面流人工湿地反硝化碳源处理农田退水，发现硝氮和TN去除率比未添加提高了73%和60%。此外，梧桐树皮和树叶、玉米芯、稻草、花生壳、芦竹等都是可用的植物碳源，均被报道可以用来作为碳源强化人工湿地脱氮[90-92]。近年来，可降解塑料、聚羟基脂肪酸酯、聚β-羟基丁酸、聚己酸内酯(PCL)等可生物降解有机多聚物也被报道用于新型人工湿地脱氮，且均取得了很好的脱氮效果[93-95]。

3.2 优化植物配置

植物是人工湿地的核心，选择适宜的植物不仅可以增强人工湿地的净化效果，方便后期运行管理，还可以降低建设成本和可能产生的生态风险[96]。近20年来，涌现大量有关人工湿地植物在净化水质方面的报道，统计频数最多的前10位植物依次为芦苇、美人蕉、香蒲、菖蒲、旱伞草、灯心草、千屈菜、水葱、金鱼藻和凤眼莲，这些植物具有分布广、对环境适应性强、生长季节长、生长迅速、生物量大、根茎组织发达和综合净化水体能力强等特点[97]。岑璐瑶等[98]利用种植不同植物(菖蒲、风车草、丝带草、美人蕉和芦苇)的水平潜流人工湿地深度处理污水厂尾水，发现种植芦苇的人工湿地对TN去除效果最好。另外，利用不同植物的生长特性，通过搭配种植不同种类的植物，能有效改善湿地的微环境，更有利于微生物群落稳定，如肖洋等[99]比较了香蒲、水葱、慈姑、小白花地榆、小叶章的最佳组合方式，发现当慈姑和水葱组合时，系统对模拟生活污水的净化能力最强，且多种植物组合的净化效果远超单种植物，污水浓度越高差异越明显。李淑英等[100]将慈姑、大薸和穗状狐尾藻镶嵌组合混合栽种，发现与未混合栽种组相比，TN去除率由20%提高至70.1%；张建民等[101]利用位于贵州省的表面流+潜流+垂直复合流人工湿地处理生活污水时，选择风车草+再力花+菖蒲+千屈菜+水葫芦+美人蕉+花叶芦竹的搭配对氨氮的去除效果最佳(75.96%)；Chandra等[102]采用之字形人工湿地处理生物脱色后的甲基化蒸馏废水，发现选用芦苇与茭白搭配种植时，湿地对TN具有较高的去除率(60.6%)；詹建益[103]在利用人工湿地处理厨房污水时，发现使用水芹+菖蒲的湿地植物配置方式可提高水中TN的去除率(85.0%)；郝君等[104]处理养殖废水时，发现将风车草和美人蕉搭配种植能提高人工湿地的TN去除率(77%)，且不同种类污/废水优化的脱氮植物配置各不相同。

3.3 开发新型基质

人工湿地中基质的净化功能主要包括有机、无机胶体及其复合体的吸收、络合和沉淀作用、离子交换作用、机械阻留作用和气体扩散作用[105]。常用的人工湿地基质有土壤、砂、卵石和砾石等，近年来，随着人工湿地技术的不断完善，一些天然的材料、人工合成介质和工业副产物等逐渐被用作湿地新型基质以优化人工湿地对氮和有机物等的去除[106]。如黄垚洇等[107]研究了聚丙烯球强化表面流人工湿地处理模拟湖水的脱氮效果，发现聚丙烯球的引入使TN去除率提高7.87个百分点；Deng等[108]研究了添加生物炭的自由表面流人工湿地的脱氮效果，发现TN和氨氮去除率均有所提升；Wu等[2]采用由脱水污泥和黏土制备的颗粒用作自由表面流人工湿地基质进行生活污水脱氮，发现采用新基质的湿地比空白组对氨氮和TN均有更好的去除效果；为了解决北方冬季人工湿地运行过程中出现的植物生长萎靡、微生物活性低下、出水达不到设计要求等问题，刘学燕等[109]针对北方冬季人工湿地脱氮效率低的问题，研究了新型铁碳人工湿地，发现其对氨氮去除率达89%，显著高于传统填料人工湿地(25%)；曾丽璇[110]采用单一粒级的碎石作为粗骨料，以水泥、粉煤灰和化学添加剂为胶结材料制备了新型人工湿地生态填料，与普通碎石填料湿地相比，氨氮去除率提高30个百分点左右。此外，废砖块和废陶[111]、改性沸石[112]和铝污泥[113]等也可以作为人工湿地的基质，且均被证实处理效果优于普通填料。

3.4 人工增氧

脱氮微生物的氨化及硝化过程均需要氧气作为最终电子受体，普通人工湿地中DO主要来源于大气扩散，由于该过程缓慢且氧气在水中溶解度较低，因此单纯依靠大气复氧的人工湿地中DO浓度不足常常成为生物脱氮的主要限制性因素之一。曝气可以明显增加人工湿地中DO浓度，强化人工湿地脱氮。如Liu等[114]报道将人工曝气与大气扩散相结合，以保证人工湿地中较高DO浓度；Yang等[115]采用限制曝气强化垂直流人工湿地脱氮，发现氨氮、TN去除率均有所提高；黄雪玲等[116]研究报道，低温环境下曝气运行的波形潜流人工湿地TN去除率相较未曝气提高至少18.8个百分点；李松等[117]报道自动增氧型垂直流人工湿地中DO浓度比非增氧型人工湿地高0.3 mg/L，TN、氨氮去除率均有提高；Wu等[118]采用间歇曝气强化垂直流人工湿地脱氮，发现TN去除率相比对照组提高了53.5个百分点。

3.5 保温措施

植物与微生物是人工湿地脱氮的关键因素。在冬季，低温会导致脱氮微生物活性降低及植物枯萎，直接对人工湿地脱氮效率造成影响，特别是在我国北方，冬天极端低温往往会导致人工湿地对污染物去除效率大幅下降，因此在我国北方推广人工湿地处理污/废水时，冬季采取保温措施是不可避免的[119]。目前主流的人工湿地保温方式有植物覆盖、薄膜覆盖和冰封法等[120]。如魏巍等[121]在处理炼钢厂的焦化废水时，利用有机覆盖物对水平潜流人工湿地进行保温，相比于未经保温的湿地TN去除率最多可提高44.45个百分点；于鲁冀等[122]在冬季使用芦苇秸秆+薄膜保温措施的潜流人工湿地处理劣Ⅴ类河水(GB 3838—2002《地表水环境质量标准》)时，氨氮去除率增加18.7个百分点，TN去除率增加35.3个百分点；申欢等[123]采用收割的湿地植物对潜流式人工湿地进行覆盖保温，其氨氮和TN的平均去除率分别比对照湿地提高了9.7和5.0个百分点；谭月臣等[124]对比了冬季北方潜流人工湿地在3种不同的保温措施(冰封法、温棚法和覆膜法)下处理学生宿舍生活污水和食堂污水，发现经薄膜法保温的湿地TN和氨氮的去除率分别为40%～60%和35%～60%，比温棚法和冰封法的去除率高10～20个百分点。除常规保温方法外，也有一些新型的保温措施可以对湿地进行保温，如Zhang等[125]使用混合猪粪和芦苇发酵产热进行自由表面流人工湿地保温，湿地处理生活污水时TN和氨氮的平均去除负荷提高了120%。

3.6 强化微生物脱氮

强化微生物脱氮是提高人工湿地脱氮效率的有效方式之一。自1988年Arts等[126]首次分离出1株具有同步异养硝化与好氧反硝化功能的好氧反硝化菌——脱氮副球菌(Paracoccusdenitrificans)后，出现越来越多有关人工湿地强化微生物脱氮的报道。如王莹等[127]从增氧型人工湿地中分离出1株高效好氧反硝化菌——施氏假单胞菌(Pseudomonasstutzeri)，脱氮速率最高达20.58 mg/(L·h)，远高于一般的反硝化菌属；魏阳等[128]在小型垂直流人工湿地接种前期驯化的高效脱氮菌株，系统对生活污水TN的去除率可提高19.7个百分点。此外，有研究报道[129-131]，将脱氮微生物与普通人工湿地填料结合起来形成的新型多孔微生物填料也具有良好的脱氮性能。

4 研究展望

人工湿地是一种集环境效益、经济效益和社会效益于一体的污水生态法处理工艺，因其具有处理效果好且稳定，成本低，便于维护管理等优点，越来越多地被用于各种污/废水的处理。未来人工湿地脱氮影响因素及强化措施等方面的研究可从以下几方面开展：1)人工湿地脱氮机理的研究。随着分子生物学的发展，剖析微生物的脱氮作用将成为湿地脱氮机理研究的重点，除常规的氨化、硝化和反硝化生物脱氮过程外，更多的研究将集中于厌氧氨氧化、自养反硝化、同步硝化反硝化等非常规生物脱氮过程。因此，如何优化适用于厌氧氨氧化菌等特异微生物脱氮过程及其最适生长条件的研究，将成为未来人工湿地脱氮机理研究的重点。此外，如何揭示植物、基质和微生物之间的相互协同脱氮机制，进行高效脱氮菌的筛选与包埋，开展脱氮功能基因强化等也值得进一步深入研究。2)人工湿地脱氮影响因素的深入研究。未来应更加关注进水C/N、DO浓度和运行方式等因素，同时综合考虑不同的进水水质和湿地构型，关注不同植物种类对湿地脱氮的贡献，以进一步提高人工湿地的脱氮效能。3)人工湿地强化脱氮措施的研究。寻找和优化易商品化的低成本碳源，开发高吸附新型基质，开展北方湿地低成本保温、高效脱氮菌强化研究等是未来发展的重点。4)人工湿地脱氮模型建立及优化的深入研究。人工湿地脱氮模型的建立可指导及预测湿地脱氮过程、揭示湿地脱氮机理、优化湿地脱氮效能。但在人工湿地实际运行过程中，由于条件复杂、影响因素繁多，模型预测值与真实值之间往往存在较大差异，因此未来应关注提高模型预测精确度的研究。5)人工湿地脱氮案例数据库的建立。随着人工湿地脱氮应用实例的增多，建议湿地主管部门逐步建立起一套完整的人工湿地脱氮案例数据库，为人工湿地脱氮提供设计和运行等方面的参考。