人工湿地温室气体排放研究进展与减污降碳优化

马洪运，周磊，张雪琦，孔令为，成水平,3*

1.同济大学环境科学与工程学院，长江水环境教育部重点实验室

2.西湖大学工学院，浙江省海岸带环境与资源研究重点实验室

3.上海污染控制与生态安全研究院

人工湿地作为一种生态水处理系统，具有处理效果好、建造维护成本低及兼具生态景观等优点，被广泛地应用于各种废水处理[1-2]。人工湿地主要由基质、植物和微生物组成，通过三者的协同作用去除污染物，其中微生物降解是污染物去除的主要途径[3]。然而，微生物降解污染物的同时会产生大量温室气体，这可能限制人工湿地的推广应用[4-5]。联合国政府间气候变化专门委员会（IPCC）数据显示，从1975—2014 年，大气中3 种主要温室气体CO2、CH4、N2O 的浓度分别增加了20%、150%、40%，其中CH4、N2O 的温室效应分别相当于CO2的25 倍和298 倍[6]。Yue 等[7]预测全球湿地每年排放约5×109t（以CO2当量计）的温室气体，约占自然生态系统温室气体排放量的17.2%、全球温室气体总排放量的7.66%。已有研究表明，人工湿地单位面积的温室气体排放量超过自然湿地的2~10 倍[8]。因此，人工湿地温室气体排放与调控研究受到越来越多的关注。

人工湿地温室气体的排放受到湿地构型、基质类型、植物种类、是否曝气、堵塞程度以及运行方式等多种因素的影响[9-10]。研究证明，以锰矿石为填料的人工湿地几乎不排放CH4，且总温室效应远小于铁矿石人工湿地[11]；种植菹草的人工湿地CH4排放量显著高于种植穗状狐尾藻的湿地，同时种植仙茅相比于种植沙棘，人工湿地N2O 的排放量明显更高[12-13]。虽然人工湿地温室气体排放研究越来越多，但多为单一影响因子研究或只分析1~2 种温室气体排放。随着研究热点不断出现，需全面总结其研究进展，以便为深入研究提供参考。文献计量学方法可综合分析研究领域研究热点[14]，笔者采用文献计量学方法，利用VOSviewer 软件分析Web of Science（WoS）核心数据库中人工湿地温室气体排放相关文献，聚类归纳相关研究进展，提出人工湿地减污降碳优化模式，以期为人工湿地温室气体排放调控和广泛应用提供支撑。

1 人工湿地温室气体排放研究文献计量分析

1.1 文献收集及预处理

收集了WoS 核心数据库中有关人工湿地温室气体排放的文献，文献发表时间为1991—2022 年9 月。文献检索关键词确定人工湿地及温室气体排放的英文同近义词， 其布尔运算式为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")，文献类 型=“review paper”或“journal article”，语 言=“English”，得到306 篇文献。文献主题需包括：1）研究对象人工湿地具有基质、植物和微生物三要素[3]；2）涉及到1 种及以上温室气体排放。通过阅读去除与目标主题相关性不大的文献，剩余225 篇文献，其中研究文献216 篇，综述文献9 篇。文献被引频次由WoS 平台获取。利用VOSviewer（版本 1.6.15）软件进行关键词共现网络分析，通过Pajek（版本1.26）软件调整VOSviewer 关键词共现网络云图，清晰地区分不同聚类。

1.2 文献计量分析

人工湿地温室气体排放研究领域每年出版物发文量及被引频次如图1 所示。由图1 可知，该领域第一篇文献发表于1991 年，发文量从2003 年开始逐年增加，文献被引频次也呈上升趋势。

图1 人工湿地温室气体排放研究年发文量及被引频次Fig.1 Number of publications and frequency of citations per year for research on GHGs emissions from constructed wetlands

为保证关键词文献计量分析的准确性，仅对216 篇研究文献进行关键词聚类分析，生成的共现网络云图如图2 所示。

图2 人工湿地温室气体排放关键词共现网络云图Fig.2 Cooccurrence network cloud of GHGs emission keywords in constructed wetlands

根据图2，与人工湿地温室气体排放共现频次较多的关键词有waste-water treatment（污水处理）、denitrification（反硝化）、removal（去除）、nitrous oxide emission（N2O 排放）、methane emission（CH4排放）、nitrogen removal（脱氮）等。根据共现关系，关键词大致分为4 个聚类：聚类1 为基质和曝气对温室气体排放的影响；聚类2 为植物对温室气体排放的影响；聚类3 为人工湿地N2O 产生与去除路径；聚类4 为人工湿地CH4产生与去除路径。聚类统计结果如表1 所示。

表1 人工湿地温室气体排放相关文献关键词聚类统计Table 1 Keyword clustering statistics of papers related to GHGs emissions from constructed wetlands

2 人工湿地温室气体排放主要研究方向与进展

根据文献计量结果，基于人工湿地温室气体排放关键词的4 个聚类确定4 个主要研究方向：基质和曝气对温室气体排放的影响；植物对温室气体排放的影响；人工湿地N2O 产生及去除路径；人工湿地CH4产生及去除路径。在分析已有文献研究成果的基础上，分别从这4 个聚类的角度阐述人工湿地温室气体排放研究的主要方向和进展。

2.1 基质和曝气对温室气体排放的影响

人工湿地基质、氧化还原条件是影响温室气体排放的重要因素。基质提供吸附表面及反应区的同时，能够为微生物提供合适的生长环境，支撑植物的生长[11]，人工湿地基质类型及配比不同，温室气体排放不同。生物炭作为一种新型基质，在为微生物提供有效碳源的同时，可吸附N2O 且其表面的金属基团能还原部分N2O，还可抑制CH4生成和/或促进CH4氧化[15]。人工湿地采用生物炭作基质调控温室气体排放效果如表2 所示。生物炭补充人工湿地反硝化碳源，使得反硝化相关功能基因丰度显著增加，促进完全反硝化过程发生，能够减少约66%的N2O 排放[16-18]。但也有研究表明，添加生物炭后人工湿地CH4排放量增加了约40%[19]，pmoA（CH4单加氧酶基因）和mcrA（与CH4生成相关功能基因）的比值显著增加[17]。制作生物炭的原料和生物炭添加量会影响人工湿地温室气体的排放，如Zheng 等[18]发现，人工湿地添加以污泥为原料制备的生物炭相比于添加以香蒲为原料制备的生物炭温室气体排放量更低；Liang 等[20]发现，生物炭添加比例为40%的人工湿地温室气体排放量显著低于生物炭添加比例为10%、20%、30%的人工湿地。然而，目前涉及生物炭制作原料及生物炭添加量影响人工湿地温室气体排放的研究并不多。此外，基质在不同配比时，其人工湿地温室气体排放存在差异，如人工湿地单独添加生物炭（添加量为15%）相比生物炭∶铁矿石为1∶1（添加量均为15%）时N2O 排放量更低[21]；基质全部使用油页岩灰渣时，人工湿地的CO2排放量最低，N2O 排放量最高，而油页岩灰渣与泥炭比例为1∶5 或1∶2 时有最高的CH4排放[22]。即使采用同类基质，若粒径配比不同，人工湿地温室气体排放也会有显著差异，如人工湿地使用细砂基质的CH4排放量〔-8.46~21.0 mg/(m2·d)〕远大于使用粗砂基质〔5.06~6.85 mg/(m2·d)〕[23]。

表2 生物炭作为基质调控人工湿地温室气体排放的效果Table 2 Effects of biochar substrate on GHGs emissions regulation from constructed wetlands

溶解氧（DO）浓度是影响人工湿地微生物过程的关键参数，有机物去除及脱氮过程常因人工湿地氧化还原条件不佳而受到限制[24]。采用间歇曝气方式可以改善人工湿地内部氧化还原条件，减少温室气体的排放。研究表明，生物炭联合间歇曝气相比于只使用生物炭作填料的人工湿地可减少约24%的CO2排放，减少约132%的CH4排放，但仅减少约10%的N2O 排放[17]。曝气时间和曝气强度不同，间歇曝气调控人工湿地温室气体排放效果不同：曝气时间、曝气强度分别为2 h/d 和0.6 L/min 时，人工湿地可实现高效脱氮和低N2O 排放[25]；6 h 曝气周期（曝气20 min，停歇340 min）、曝气强度为65 L/min时可有效控制CH4排放[26]；曝气1 h、停歇11 h 且曝气强度为0.75~0.80 L/min 时，人工湿地CH4排放量为0.04~1.07 mg/(m2·d)[27]。

总之，人工湿地温室气体的排放受基质和曝气的影响，新型基质生物炭可显著减少N2O 排放，间歇曝气调控人工湿地温室气体排放需要综合考虑曝气时间、曝气强度。

2.2 植物对温室气体排放的影响

根据聚类2，植物种类、物种丰度、收割时间及频率对人工湿地温室气体的排放均有重要影响。植物的存在会增加湿地中CH4排放，土壤湿度适中时，人工湿地种植植物相比无植物对照组CH4排放增加15 倍[33]。研究发现，采用温度模型可解释63%~98%的季节变化引起的CH4排放变化[34]。虽然植物存在会增加人工湿地CH4排放，但由于植物具有光合作用，有植物的人工湿地温室气体排放总量低于无植物对照组，且可能为温室气体汇[35]。植物种类不同，人工湿地温室气体排放存在差异。种植茭白的人工湿地的CH4排放量显著高于种植芦苇的人工湿地，种植香蒲相比种植芦苇则可减少CH4排放[10]；种植菖蒲、莎草或灯心草相比于其他植物人工湿地CH4排放量相对较低[36]；种植籼茅、菖蒲和沙棘的人工湿地N2O 通量差异显著，分别为0.05~1.80、0.08~0.62 和0.03~0.27 mg/(m2·h)[13]。引起这种差异的原因可能是不同植物通气组织存在差异。植物通气组织在温室气体的传输中起重要作用，可转运约70%的CH4；此外，植物根系泌氧依赖通气组织，人工湿地植物环剥试验证明，环剥后根系泌氧量大幅减少，CH4排放量显著降低[37]。植物多样性对人工湿地温室气体排放影响存在差异，混合种植芦苇、宽叶紫草和宽叶香蒲的人工湿地CH4排放量高于单种植物的人工湿地，且N2O 排放量也随植物物种丰度的增加而增加，其排放通量为0.902~1.850 mg/(m2·h)[38-39]。但也有研究表明，植物多样性丰富的人工湿地CH4排放量低，这是由于植物丰度增加，植物地下部分生物量、根系分布深度及范围大幅度增加，增加了植物根系泌氧，从而增强CH4氧化[10,40]。植物收割与温室气体排放密切相关，合理收割可减少温室气体排放。人工湿地收割芦苇累计减少N2O年排放量0.16 kg/hm2，累计减少CH4年排放量378 kg/hm[41]。此外，植物收割产物也可用于生产生物燃料，减少化石燃料的使用[42-43]。

植物的存在增加了人工湿地的CH4排放量，且排放量随温度变化而变化，但植物可以通过光合作用固定CO2，因此植物的存在总体上可减少人工湿地中温室气体的排放。优选植物种类使其合理配置，确定合适的收割时间及频率是调控人工湿地温室气体排放的重要手段。

2.3 人工湿地N2O 产生及去除路径

聚类3 主要是人工湿地N2O 产生及去除路径相关的关键词。人工湿地N2O 主要产生于硝化/反硝化过程。硝化过程由自养硝化菌主导，包括氨单加氧酶基因（amoA基因）编码的氨单加氧酶催化的氨氧化，羟胺氧化还原酶基因（hao基因）编码的羟胺氧化还原酶催化的羟胺氧化，以及亚硝酸盐还原酶基因（nxrA基因）编码的亚硝酸盐氧化还原酶催化的亚硝酸盐氧化。其中，羟胺氧化过程及其产物硝酰基（NOH）的非生物反应会产生N2O[44]。此外，部分异养菌会发生硝化过程产N2O[45]。氨氧化有厌氧氨氧化和好氧氨氧化2 种形式，主要作用微生物分别为氨氧化古菌（AOA）和氨氧化细菌（AOB）。尽管有研究证明，人工湿地AOB 丰度远大于AOA，但厌氧氨氧化也是N2O 产生的一条重要路径，目前对厌氧氨氧化产生N2O 的认知并不足[46-47]。由此，硝化过程中影响N2O 产生的相关功能基因主要为amoA及hao基因[48]。反硝化过程由兼性厌氧菌主导，包括硝酸盐还原、亚硝酸盐还原、NO 还原和N2O 还原过程，分别被硝酸还原酶基因（narG）、nirS型亚硝酸盐还原酶基因或nirK型亚硝酸盐还原酶基因（nirS/nirK）、一氧化氮还原酶基因（norB）及氧化亚氮还原酶基因（nosZ）4 种功能基因编码的酶影响，N2O 是反硝化过程的中间产物[48-49]。除兼性厌氧菌外，部分兼性好氧菌如红球菌属（Rhodococcussp.）等可进行好氧反硝化产生N2O[50]。好氧反硝化产生N2O 一般有2 种形式：1）典型的完全硝化反硝化，N2O 为其中间产物；2）直接氨氧化，氨氮氧化成羟胺后，羟胺直接氧化成N2O[51]。此外，部分反硝化菌如反硝化玫瑰杆菌（Roseobacter denitrificans）、荧光假单胞菌（Fluorescrntpseudomonas）等不具备NOS（氧化亚氮还原酶）系统，不能发生完全反硝化，只产生N2O[52]。人工湿地其他脱氮过程也会产生N2O，如硝酸盐异化还原成氨，可能不发生N2O 还原[48]。值得注意的是，研究指出人工湿地多条N2O 产生路径存在相互作用，如厌氧氨氧化所需硝酸盐大部分来自硝化作用，合理利用这种相互作用可大幅度减少N2O 的产生[53]，这种相互作用还需进一步了解。此外，人工湿地不同，各条产N2O 路径的N2O 产生量不同，如相比于不种植植物，种植植物的人工湿地硝化速率、反硝化速率增加，厌氧氨氧化速率降低，N2O 排放量降低[53]。因此，需加强对人工湿地产生N2O 不同路径的研究，以实现对N2O 排放的调控。

人工湿地内部去除N2O 的唯一路径为反硝化过程还原N2O 为N2，相关功能基因主要为nosZ[5]。nosZ与（nirK+nirS）的基因丰度比〔nosZ/（nirK+nirS）〕是从功能基因角度指示反硝化过程进行程度的重要指标，该指标受多种因素影响。碳氮比及DO 浓度为其主要影响因素，碳氮比为10，nosZ/（nirK+nirS）最大且N2O 排放量最低；碳氮比为0，nosZ/（nirK+nirS）最低且N2O 排放量最高[54]。在DO 浓度为0.12 mg/L 时，nosZ/（nirK+nirS）的值显著高于DO 浓度为8.50 mg/L 时[55]。需要注意的是，人工湿地进水中含有的微生物生长抑制物（抗生素等新污染物）也会影响nosZ/（nirK+nirS），nirS基因及nosZ基因丰度与磺胺甲基嘧啶浓度呈负相关[56]。因此，人工湿地在用于去除新污染物时，N2O 还原环境的创建值得研究。

2.4 人工湿地CH4 产生及去除路径

聚类4 主要为人工湿地CH4产生及去除相关关键词。有研究表明，用于市政污水处理的人工湿地CH4排放量是同纬度自然湿地的250 倍[57]。人工湿地CH4的产生路径相对清晰，与微生物厌氧呼吸有关，微生物厌氧降解有机物终产物含CH4。人工湿地主要产CH4菌属为甲烷鬃菌属、甲烷八叠球菌属以及产氢产甲烷菌属等古菌，相关功能基因是mcrA基因[58]。人工湿地产生的CH4以气泡排放、液相扩散和植物传输3 种途径进行迁移[59-61]，部分在人工湿地内部被氧化为CO2。CH4氧化的相关功能基因为编码甲烷单加氧酶的pmoA基因，主要包括2 种路径，即CH4好氧氧化和CH4厌氧氧化（AOM），大部分CH4被好氧氧化[58]。厌氧氧化也是重要的CH4转化途径，可被多种电子受体驱动，包括硫酸盐、硝酸盐和金属等。按照电子受体种类不同将其分为硫酸盐主导的CH4厌氧氧化（SAMO)，硝酸盐/亚硝酸盐主导的CH4厌氧氧化（DAMO），以及金属主导的CH4厌氧氧化（metal-AOM）[62]。甲烷氧化古菌（ANME）可发生AOM，SAMO 的主要功能菌属为ANME-1、ANME-2a/b/c、ANME-3，DAMO 的 主 要功能菌属可能为Methanoperedenssp.，metal-AOM的主要功能菌属为ANME-2d 的某些分枝[63-65]。Zhang 等[64,66]开展的研究均证实人工湿地内部存在多电子受体驱动的AOM，且验证了AOM 串联人工湿地碳氮硫循环的可能性。DAMO对CH4氧化和N2O 还原的贡献率分别达9.49%~26.26%和20.73%~47.11%[67]。另外，需注意的是，人工湿地微生物功能群中甲烷氧化菌仅占3.6%，表明除产甲烷菌外，其他类群在温室气体转化中可能起关键作用，从而放大了人工湿地CH4排放源作用[68]。但人工湿地CH4厌氧氧化研究较少，其他类群微生物对其影响也不清晰。

3 人工湿地减污降碳优化思路

3.1 人工湿地温室气体产生、迁移及转化模型

根据上述聚类分析结果，综合考虑人工湿地CO2、CH4及N2O 的产生与去除路径，笔者提出人工湿地温室气体产生、迁移及转化简易模型，如图3 所示。人工湿地上层因大气复氧和植物根系泌氧形成好氧层，下层由于缺少溶解氧来源及好氧微生物消耗溶解氧形成厌氧层。人工湿地进水中大部分有机物及氨氮在上层好氧微生物（好氧菌及硝化菌）的作用下分别被氧化及硝化，有机物好氧氧化终产物含CO2，氨氮硝化过程中可产生N2O。剩余有机物、有机物好氧氧化过程和硝化过程的产物随水流进入厌氧层。有机物在厌氧层经过多个反应被产甲烷菌转化为CH4。厌氧层同时存在CH4厌氧氧化菌，可将部分CH4转化为CO2。剩余部分CH4则以气泡形式扩散至上层，上层好氧菌可将大部分CH4氧化成CO2。在厌氧层反硝化菌通过反硝化过程将硝化反应产物转化为N2，反硝化过程也会产生中间产物N2O。人工湿地中产生且未被消除的CO2、CH4及N2O 通过气泡扩散、植物通气组织转运等形式排放到大气中，其中，CO2又会被植物光合作用固定。

图3 人工湿地中温室气体的产生、迁移及转化机制Fig.3 Mechanism of GHGs production, transport and transformation in constructed wetlands

3.2 人工湿地减污降碳优化模式

人工湿地提升脱氮除磷效率的措施有基质筛选、工艺组合和碳源补充等[69]。由此，本文从工艺/运行优选、内部配置优化和外部强化等方面出发，提出一种人工湿地减污降碳优化模式（图4）。其包括：1）人工湿地工艺/运行方式优选。通过不同工艺组合和运行方式，使人工湿地内部氧化还原条件及污染物与微生物接触方式发生变化，促进微生物群落结构变化，由此使温室气体排放特征发生变化，从而调控温室气体的排放。2）人工湿地内部配置优化。基质和植物为微生物提供生境，一些基质填料还可以提供电子受体或电子供体参与微生物代谢过程。植物可以通过根系泌氧和根系产生的分泌物改善根际微环境，并通过光合作用吸收CO2。由此可以通过基质配置和植物优选减少温室气体的产生与排放。3）人工湿地外部条件强化。为消除碳源不足或氧化还原条件不佳等限制问题，可以通过外加碳源或曝气等方法改善微生境，调控人工湿地温室气体排放。通过主要水质理化指标、气体指标的监测，测试上述研究方法的温室气体调控效果；通过微生物学指标揭示上述调控人工湿地温室气体排放的机理。对人工湿地运行的长期监测结果进行分析，并进行全生命周期评价，全面调控人工湿地温室气体排放，实现人工湿地减污降碳。

图4 人工湿地减污降碳优化模式Fig.4 Optimized route for pollutant removal and carbon emissions reduction in constructed wetlands

人工湿地N2O 可产生于多种路径，且各种路径间存在一定相互作用，但目前对硝化/反硝化之外的产N2O 路径研究很少，对于人工湿地多条路径产N2O 贡献认知不足。人工湿地内部构造及微环境复杂，CH4可被多种电子受体驱动进行厌氧氧化，该途径可能会对人工湿地温室气体减排有更大贡献，但人工湿地CH4厌氧氧化条件及机制尚不清楚。因此，深入研究人工湿地内部N2O 及CH4转化机制是未来人工湿地温室气体排放调控的重要内容。

4 结语

近30 年来，人工湿地温室气体排放相关文献数量及其被引频次逐渐增多，该领域的研究逐渐受到关注。当前人工湿地温室气体排放的研究集中于基质和曝气对温室气体排放的影响、植物对温室气体排放的影响、人工湿地 N2O 产生及去除路径、人工湿地CH4产生及去除路径4 个研究方向。基质种类、配比、添加量均会影响人工湿地温室气体排放，尤其是新型基质生物炭可为人工湿地提供碳源，减少人工湿地温室气体排放。曝气可改变人工湿地内部的氧化还原条件，不同曝气时间和曝气强度下，温室气体排放量不同。植物的存在可增加CH4排放，但由于植物光合作用人工湿地温室气体排放总量却有所降低。不同植物的通气组织及生物量存在差异，引起人工湿地温室气体排放差异。人工湿地N2O 可产生于硝化/反硝化、厌氧氨氧化、硝酸盐异化还原成铵等多条路径，且多条路径存在相互作用，但对多条产生N2O 路径间相互作用研究不足。人工湿地N2O 去除仅有反硝化1 条路径。人工湿地CH4产生于有机物厌氧氧化过程，去除则包括好氧氧化和厌氧氧化2 条路径，但目前对CH4厌氧氧化研究不足。

本文提出了调控温室气体排放的人工湿地优化模式，根据该模式，未来需深入研究人工湿地内部N2O 及CH4转化机制，通过工艺组合和运行方式优化、基质配置和植物优选、外加碳源和间歇曝气强化等措施，削减温室气体排放，实现人工湿地减污降碳。