人工濕地對低污染水中氮去除的研究進展：效果、機制和影響因素

王宇娜，國曉春，盧少勇*，劉曉暉，王曉慧

（1.北京化工大學化學工程學院，北京 100012；2.湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室，國家環境保護洞庭湖科學觀測研究站，國家環境保護湖泊污染控制重點實驗室，湖泊生態環境研究所，中國環境科學研究院，北京 100012）

由于人為影響，全球范圍內湖泊與河流的富營養化日益嚴重，水華爆發頻繁，對環境產生不利影響，湖泊富營養化成為嚴重的全球性環境問題[1]。20 世紀70 年代，我國開始了湖泊水污染治理與富營養化防治工作，金相燦等[2]通過結合不同類型湖泊的治理實踐經驗，提出了以“污染源系統治理+流域清水產流機制修復+湖泊水體生境改善+流域管理”為主的湖泊水污染防治理念，其中提到關于低污染水的凈化與治理模塊，指出經污染源工程治理后達標排放的水對湖泊而言屬于低污染水。低污染水源（如污水處理廠出水或非點源污染）積累的氮化合物被認為是中國水體富營養化和生態毒性的誘因[3]。因此，亟需對低污染水進行有效脫氮處理。然而由于低污染水排放與受納水體功能不能良好銜接，以及流域低污染水凈化體系的缺失，低污染水成為湖泊富營養化驅動因素之一，因此在低污染水排放前需對水中污染物進一步處理，以減少對受納水體的污染負荷。在“十二五”水專項期間，研究學者分別在洱海、滇池、太湖等流域展開了對低污染水的控制與治理研究。低污染水濃度相對較低、波動性較大、排放量大的特點[4]，要求其處理工藝耐沖擊能力強。人工濕地處理技術具有建設、運行和維護成本低，效率高及景觀效果好等優點，在農業徑流、城鎮地表徑流及江河湖海低污染水處理中的應用最佳[5-7]。因此，采用人工濕地技術可在低污染水入水體前進一步削減水體中污染物負荷，保護水體水質。

人工濕地對污染物的去除常依賴物理、化學和生物手段，多取決于環境因子和工藝參數。低污染水進入人工濕地后，在植物、基質和微生物協同作用下污染物被高效去除[8]。然而低污染水碳氮比（C/N）低、碳源不足是人工濕地處理低污染水時面臨的重要問題。此外，人工濕地技術在處理低污染水時，存在因冬季低溫可能影響其持續穩定運行、系統結構欠佳導致污染物去除性能降低等問題。目前，人工濕地水質凈化技術日漸成熟，但關于低污染水中氮的處理還需深入研究。

本文總結了低污染水的概念、特點及污染現狀，探討了不同類型人工濕地去除低污染水中氮的效果，總結了人工濕地低污染水處理系統的微生物機制，分析了不同因素（pH、溶解氧、溫度、C/N、植物、基質）對人工濕地去除低污染水中氮的影響，以期為人工濕地凈化低污染水的工程實踐提供理論參考。

1 低污染水的概念、特點及現狀

1.1 低污染水的概念

“低污染水”的概念最早應用于洱海、星云湖、撫仙湖等湖泊的水污染防治中，最初是指經污染源治理達標后排放的水，其主要水質指標不滿足湖泊水質保護要求，對湖泊仍有一定威脅[2]。經不斷研究發展，低污染水的含義不再局限于湖泊治理，也延伸到河水保護中，學者對低污染水的定義也不斷豐富。目前常認為低污染水是主要污染物濃度超過《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅳ類水質標準限值，但不高于《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）中二級標準限值的微污染河水、達標排放的污水廠出水及類似性質的水體。低污染水類型多，水體性質復雜，主要包括低污染河水、經污水處理設施處理但對河湖仍為污染源的污水處理廠處理尾水、城鎮地表徑流、農業徑流（含農村分散性生活污水）4類[4]。

1.2 低污染水的特點

（1）排放總量大，污染負荷高

低污染水中污染物濃度顯著低于生活污水。根據《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級B 標準：低污染水中ρ（COD）≤60 mg·L-1，ρ（TN）≤20 mg·L-1，ρ（NH3-N）≤15 mg·L-1，ρ（TP）≤1 mg·L-1。滇池農田徑流排水中COD 濃度范圍為20.2～72.7 mg·L-1，TN濃度范圍為4.0～33.5 mg·L-1[4]。太湖流域城鎮地表徑流中，COD 濃度范圍為5.55～129.99 mg·L-1，TN 濃度范圍為1.33～7.70 mg·L-1[9]，顯著低于其他污水濃度。

雖然低污染水的主要污染物濃度較低，但排放總量大，所以污染負荷較高。以洱海為例，“十二五”水專項“洱海低污染水處理與緩沖帶構建關鍵技術及工程示范”的課題調查發現，近10 年，經工程治理排放的低污染水量增加3 倍以上，其與農田村落徑流等低污染水總量合計每年已超過1×108m3。白獻宇等[4]估算了洱海流域低污染水污染負荷，其中TN 為1 393 t·a-1，TP 為77 t·a-1。大量低污染水如不經凈化直接排入水體，無法滿足水體水質保護的要求。此外，由于土地利用類型、作物種植種類、溫度、降雨特征（降雨強度、降雨歷時和峰現時間等）和不同下墊面等因素的變化影響了農業徑流和城市地表徑流的產生量、污染負荷量，導致低污染水污染具有很強的隨機性，這也是其難治理的重要原因[9-10]。

（2）碳氮比低，可生化性差

一方面，隨各類含氮、磷物質的大量使用，城鎮生活污水呈低碳源化，經污水廠的生物脫氮，碳源被大量消耗，造成尾水C/N降低[11-12]，無法滿足生物脫氮要求。另一方面，農田徑流排水中氮主要為硝態氮，缺乏有機碳源，碳氮比低，使反硝化作用受到一定限制，造成除氮困難[13-15]。

“水十條”發布后，國內大部分污水廠被要求出水達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級A 排放標準。如北京、天津以及敏感區域（重點湖庫、近岸海域匯水區域）城鎮污水廠對總氮、總磷的去除提出更高要求。但從污水廠排放水質分析，一級A排放標準的水質ρ（BOD5）/ρ（COD）=0.2，可生化性差。在經濟發達省份，城鎮污水廠進水中工業廢水比例較高，以浙江省為例，工業廢水水量占比超過30%，使污水廠進水ρ（BOD5）/ρ（COD）低、可生化性差，導致尾水水質不能穩定達標[11]。

1.3 低污染水污染現狀

由《生態環境統計年報》[16]可知，2011—2015 年，全國污/廢水排放總量不斷增加，城鎮污水廠建成數量一直處于上升趨勢。由于政府環保力度不斷加大，污水廠日處理能力不斷提高，尾水排放量逐年增加。截至2019 年底，全國城市污水廠處理能力為1.77×108m3·d-1，累計處理污水量已達5.32×1010m3，低污染水產生量仍逐年增加。低污染水的去向主要有兩方面：①將尾水經再生工藝處理后達到回用水水質標準并資源化利用。截至2012 年，城市污水處理回用主要用于景觀環境、工業生產、農林牧業、城市非飲用水和地下水回灌5 個方向，其中，景觀環境回用水和工業回用水分別占45.4%和37.0%[17]。《水務管理年報》數據顯示，2009—2012 年我國再生水利用率為16.07%～19.15%，回用量趨于穩定。從2015年低污染水再利用情況看，回用的低污染水主要集中在京津冀地區，其他城市的再生水利用率普遍較低[18]。②將尾水直接排入受納水體。以太湖為例，崔云霞等[19]分析了太湖主要入湖河流的水環境狀況。其中，污水廠排放尾水占入河總量的10%～20%。然而，低污染水對污染物入河總量的貢獻不限于此，還包括來自流域的農村生活排放、農田徑流等其他類型。白獻宇等[4]通過調查估算出洱海流域低污染水的產生量為2.01×108m3·a-1，其中，污水廠尾水占15.9%，農田徑流排水和城鎮地表徑流分別占74.7%和9.4%。

農田徑流排水中氮、磷流失量會隨施肥量增加、施肥結構失調等而不斷增加。2009—2018 年，全國農用氮肥施用量從2.30×107t 增加至3.79×107t，總量波動不大，整體呈上升趨勢[20]。農用氮肥會隨農田徑流進入水體，造成受納水體富營養化。太湖地區是我國農業最發達區域之一，耕地平均化肥施用量為600 kg·hm-2，為全國平均水平的2.16 倍，2002—2017 年太湖地區果、菜、茶種植面積顯著增加，其中果園和茶園分別增加2.852×104hm2和1.892×104hm2，然而稻田種植面積顯著下降1.985×105hm2，2017 年太湖地區稻田、菜園、果園和茶園的氮流失負荷分別為10 200、10 100、670 t 和250 t，磷流失負荷估算量分別為290、3 000、400 t和50 t[10]。

城鎮地表徑流產生量及污染負荷會因不透水地表面積增加、暴雨沖刷效應加大等而增加。由于城市化發展，1980—2015 年，京津冀城市群地區不透水地表面積急劇增加，其凈增長值為12 690.14 km2，隨之地表徑流量呈逐年增長趨勢，增長值為1.8×1010m3，增幅為11.83%[21]。王海鄰等[22]于2018 年6—9 月對北京城市主干道降雨徑流進行取樣監測并估算年污染負荷量，結果顯示，北京城市主干道徑流年污染負荷產生量為：TSS 5 538.17 t、COD 451.52 t、TN 27.47 t、TP 3.20 t。此外，不同類型的下墊面也影響地表徑流的產生量和污染負荷。王浩升[23]研究了武漢市不同下墊面的徑流污染物濃度，結果表明COD、TN、TP 濃度均低于北京、上海、廣州、昆明，估算的COD、TN、TP和SS 的年污染負荷分別為23 608.4、1 299.4、95.4 t和102 081.5 t。

雖然不同類型低污染水中主要污染物濃度較低，但其產生量大，污染負荷高，一旦直排進入受納水體，將直接影響地表水環境質量。

2 處理低污染水的人工濕地技術

低污染水由于污染物濃度低、量大面廣、可生化性差及部分水碳氮比低等特點，對污水處理技術經濟性提出更高的要求。人工濕地（CWs）是模擬自然濕地的綠色處理技術，因其成本低、運行維護要求低及處理效果好等優點而備受關注，近幾十年來已被廣泛用于污水廠尾水、農業徑流、城鎮地表徑流及污染河水等各類水體凈化，是處理低污染水的可行且有效的技術之一[5-7]。

根據水文條件，人工濕地一般分為自由水面人工濕地（FWSCWs）和潛流人工濕地（SSFCWs）[24]。根據水流流向，潛流人工濕地可進一步分為水平流人工濕地（HFCWs）和垂直流人工濕地（VFCWs）。人工濕地系統的應用具有多種形式，如混合人工濕地（Hybrid CWs），該形式通常包括兩級串聯的多個平行人工濕地，也有三級以上的人工濕地組成的多級人工濕地（Multi-stage CWs）。此外，也有濕地與其他工藝的組合設計，如氧化塘+人工濕地組合工藝、厭氧池+人工濕地組合工藝等。近年來，為強化濕地處理效果，研究者提出強化型人工濕地（Enhanced CWs），如微生物燃料電池人工濕地（MFC-CWs）、人工曝氣人工濕地（Artificial aerated CWs）、折流人工濕地（Baffled flow CWs）、微電解人工濕地（Micro-electrolysis CWs）、光伏電解強化人工濕地[25]等。

3 人工濕地對低污染水的處理效果

筆者檢索并整理了約70 組關于人工濕地處理低污染水的文獻數據，主要包括FWSCWs、HFCWs、VFCWs、組合工藝（Combined CWs）、Hybrid CWs、Enhanced CWs 以及其他人工濕地對污染物的去除率數據。

利用One-way ANOVA（SPSS 22.0）進行顯著性分析，各類型人工濕地對-N 的去除率差異不顯著（P＞0.05），對TN和-N的去除率存在顯著差異（P＜0.05）。其中，VFCWs 對-N 的平均去除率最高，為85.23%。這可能與濕地內部結構、光照條件或溶解氧分布不同引起的微生物特征差異有關。SAEED等[27]的研究表明VFCWs 具有良好供氧功能與硝化作用，從運行初期就有很好的凈化作用，對-N 去除效果優于HFCWs。本研究（圖1）顯示HFCWs對-N的平均去除率（59.43%）遠低于VFCWs（85.23%），與SAEED等[27]的研究結果類似，可能是由于VFCWs中水流從表面流向底部，增強了污染物與氧氣的混合，提高了-N去除率。

圖1 不同類型人工濕地（CWs）對低污染水中3種污染物去除性能的比較Figure 1 Comparison of removal performance of pollutants in low-polluted water by different types of constructed wetlands（CWs）

目前，FWSCWs 也用于處理農業徑流、低污染河水、污水廠尾水等低污染水[5，28-29]。圖1 顯示，FWSCWs 對-N 的平均去除率最低，為55.19%，且去除效果不穩定（標準偏差為28.82%）。這與LI 等[30]的綜述結果類似，該研究顯示不同國家不同規模FWSCWs 對-N 平均去除率僅為30.92%。且FWSCWs的凈化性能受環境因素影響較大，因而不同尺度和環境條件下的凈化性能差異較大。如HERNáNDEZ-CRESPO 等[31]的研究顯示在田間規模下FWSCWs 對污染湖水中-N 去除率為12.5%～30.92%，而WU 等[32]在實驗室條件下對-N 的去除率達到92.7%～94.4%。

4 人工濕地對低污染水中氮去除的微生物機制

氮是低污染水中的主要污染物之一，是水體富營養化的主要因素之一。在人工濕地中，氮去除途徑主要包括植物、基質、微生物三部分。ABE 等[28]構建了自由水面人工濕地用以處理低污染水，結果表明微生物（主要是反硝化作用）對氮去除的貢獻為58.6%，土壤吸附的氮占25.2%，植物吸收對氮去除的貢獻為16.2%。DU 等[33]研究復合垂直流人工濕地中不同路徑對污水廠尾水中氮去除的貢獻，結果表明微生物過程是復合垂直流人工濕地（IVCW）中氮的主要去除途徑（占83.87%～87.94%），種植植物平均可提高8.16%的氮去除率。CHEN 等[34]構建了用于凈化污水處理廠三級污水的序批式潛流人工濕地，氮穩定同位素分析結果表明，反硝化作用的貢獻占54%～94%，氮沉降占1%～46%，植物吸收占7.5%～14.3%。JIA 等[35]構建的以鐵改性生物炭為填料的水平潛流人工濕地系統中，微生物轉化、基質吸附和植物吸收對脫氮總量的貢獻分別為92.69%、2.97%和4.34%。以上研究表明，微生物對低污染水氮轉化與去除的貢獻最大。微生物除氮途徑被認為是人工濕地處理低污染水中氮的主要機制[36]。

圖2 微生物氮轉化途徑Figure 2 Microbial nitrogen transformation pathway

（1）硝化反硝化（Nitrification denitrification，ND）

硝化和反硝化是最常見的微生物脫氮過程。在硝化過程中，amoA是好氧氨氧化的功能基因，nxrA是將-N 氧化為-N 的功能性標志物[37]。好氧氨氧化細菌的生理活性與DO 和-N 濃度有關。ZHANG 等[38]的研究表明在ρ（）∶ρ（）=3∶0 且低DO 濃度（0.67 mg·L-1）條件下，amoA的表達會受到抑制。

反硝化作用是人工濕地去除TN的主要微生物機制。在該過程中[37]，有機碳作為電子供體，-N（通過硝化過程產生）作為電子受體，在缺氧條件下最終產生N2。narG和napA是編碼硝酸還原酶的基因，nirK和nirS是編碼亞硝酸還原酶的主要基因，nosZ是編碼一氧化二氮還原酶的基因，它們被用作功能標記來研究反硝化過程。nirS基因在反硝化中起主要作用，可將亞硝酸鹽還原為N2，并以此方式在人工濕地中實現氮的永久去除。而nosZ基因通常充當完全反硝化的標志物。然而因低污染水低碳氮比的特點，反硝化效果常不理想。一些研究表明，鐵、碳和硫源的引入改變了微生物群落結構，進一步強化了反硝化生物過程。

（2）自養反硝化（Autotrophic denitrification）

人工濕地中的反硝化過程取決于有機碳源，然而低污染水的低碳氮比是去除硝酸鹽的主要障礙。因此，可利用無機電子供體作為替代方案。目前自養反硝化過程根據其電子供體的不同主要分為硫自養反硝化、鐵自養反硝化和氫自養反硝化[39]。

①硫自養反硝化（Sulfur autotrophic denitrification）

硫自養反硝化作用是無機化能營養型或光能營養型細菌在缺氧條件下將還原態硫作為電子供體，作為電子受體，產生N2和硫酸鹽（）的過程[40]。LI等[41]將硫源引入系統使根際微生物群落發生變化，Denitratisoma、Sulfurimonas和Thiobacillus成為優勢菌屬，表明濕地存在自養和異養反硝化過程。

②鐵自養反硝化（Iron-based autotrophic denitrification）

鐵自養反硝化作用是光能營養型和化能營養型的反硝化細菌在厭氧條件下將Fe2+作為電子供體，作為電子受體，產生N2的過程[42]。JIA 等[35]將鐵改性生物炭作為填料，顯著增加了參與反硝化的相關基因豐度。其中，鐵改性生物炭系統中（nirS+nirK）/bacteria 約為3.33×10-3～1.26×10-2，顯著大于未經鐵改性的系統，說明鐵改性生物炭可顯著加快反硝化中-N 的去除。此外，在鐵改性系統中，（nirS+nirK）/（nosZ-Ⅰ+nosZ-Ⅱ）約為1.28～2.644，表明鐵改性生物炭更能有效富集nosZ基因，促進最終的反硝化過程，并減少N2O 排放。以上研究顯示，鐵的引入增加了反硝化基因的豐度。此外，一些人工濕地基于微電解反應發生自養反硝化過程[43]。在微電解人工濕地中經過長時間的陽極氧化，鐵離子的釋放量增加。被釋放的鐵離子強化的鐵氧化還原菌與反硝化菌具有協同作用，可以有效去除。

③氫自養反硝化（Hydrogen-based autotrophic denitrification）

氫自養反硝化作用是氫自養反硝化的細菌將H2作為電子供體，作為電子受體，進行反硝化脫氮的過程[42]。H2可以在生物反應器中直接電解產生。GAO 等[39]在電解強化水平潛流人工濕地中發現噬氫菌屬（Hydrogenophaga）占24.3%，而在普通水平潛流人工濕地中僅占6.0%。噬氫菌屬是一種自養反硝化菌。從前面的結果可以看出，電解結合水平潛流人工濕地可以促進以H2為電子供體的自養噬氫菌。

（3）硝酸鹽異化還原為銨（Dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA）

不同于反硝化作用，硝酸鹽異化還原為銨[44]是在厭氧條件下將溶解性有機碳作為電子供體，作為電子受體，將氮最終保留為-N 的生物過程，然后，-N 被植物吸收或被微生物氧化為-N。nrf是亞硝酸鹽氧化為銨鹽的主要標志物[37]。在濕地中，控制DNRA 的一個重要因素是電子供體，如有機碳、Fe2+和硫化物等[45]。研究表明，總碳與-N濃度的比值越高越有利于DNRA 過程的發生[46]。大多數情況下，在濕地中同時發生DNRA 和反硝化過程，但當總碳與-N 的濃度比大于12 時，DNRA 過程可單獨存在[47]。

（4）同時硝化反硝化（Simultaneous nitrification and denitrification，SND）

硝化反硝化可以在同一時間、同一地點發生，稱為同時硝化反硝化。在生物膜反應器中，由于溶解氧不均勻分布，形成具有氧梯度的特殊生物膜。生物膜表面細菌首先接觸廢水和溶解氧，然后將氨轉化為亞硝酸鹽或硝酸鹽。在缺氧條件下，亞硝酸鹽或硝酸鹽進入生物膜的深層后，被還原為N2，縮短了氮去除過程反應的時間[48]。在人工濕地中，也存在同時硝化反硝化過程[36]。SUN 等[49]在安裝微曝氣設備的上流式垂直流人工濕地系統的-40 cm 以下位置發現了-N 和-N 同時去除的情況，推斷系統中發生了SND 過程，并觀察到氮功能基因amoA、nirS、nirK和nosZ的功能劃分。

（5）短程硝化反硝化（Partial nitration and denitrification，PND）

（6）厭氧氨氧化（Anammox）

除反硝化作用外，厭氧氨氧化還提供了另一種永久性除氮途徑。厭氧氨氧化過程是利用NH+4作為電子供體，并將亞硝酸鹽還原為N2的過程。厭氧氨氧化菌是厭氧自養菌，amx是厭氧氨氧化的功能基因[37]。與傳統硝化-反硝化比，厭氧氨氧化由于其顯著的優勢（無需外部碳源、耗氧量低）而得到廣泛研究[27]。研究者在處理低污染水的人工濕地中發現了厭氧氨氧化菌及厭氧氨氧化相關功能基因。JIA 等[35]的研究發現在含鐵改性生物炭填料的水平潛流人工濕地中amx的豐度約為4.78×106copies·g-1，比未加此填料的人工濕地中檢測到的豐度高1.63 倍。YIN等[52]研究發現Fe（Ⅲ）可促進厭氧菌的生長，并對脫氮有積極影響。JIA 等[35]的研究也表明鐵改性生物炭的添加促進了厭氧菌的豐度和活性，加快了厭氧氨氧化進程。

（7）全程自養脫氮（Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON）

全程自養脫氮是基于短程硝化和厭氧氨氧化的一種新型節能脫氮工藝[53]。氨氧化菌及厭氧氨氧化菌通過對溶解氧的控制，使得短程硝化和厭氧氨氧化同時進行，生成N2，這種完全自養的脫氮方式是迄今為止最簡單的脫氮工藝之一。CANON 具有曝氣量小、無需添加有機碳源的優勢。因此，此工藝可用于人工濕地處理低碳氮比和高氨氮的低污染水[54]。

（8）部分反硝化/厭氧氨氧化（Partial denitrification-anammox，PD/A）

以往的研究常集中在硝化-厭氧氨氧化工藝，因選擇抑制亞硝酸鹽的氧化菌較為困難，所以硝化-厭氧氨氧化工藝組合中-N 的殘留和不穩定的問題亟需解決。部分反硝化（PD）和厭氧氨氧化（Anammox）的耦合（PD/A）是有前景的替代方法[55]。此過程是指由-N還原產生-N（即部分反硝化），作為厭氧氨氧化細菌的底物，將作為電子供體，最后產生N2的過程[55]。DU 等[55]指出短程反硝化有望成為城市污水厭氧氨氧化的研究方向，短程反硝化-厭氧氨氧化工藝具有反應時間短、過程控制簡單及所需有機碳源少等優點[56]。在此過程中，amoA、nxrA和Anammox是主要標志物[35]。ZHAN 等[57]在潮汐式復合垂直流人工濕地系統的潮汐區發現nxrA和amoA被富集，且nxrA的絕對豐度比amoA高近5倍，表明在該系統中很難實現部分硝化。相反，nirS和AMX16S rRNA 主要富集在飽和區，平均豐度分別為2.87×107copies·g-1和2.61×107copies·g-1，表明由部分反硝化（PD）產生的和飽和區中引入的為厭氧氨氧化菌提供了底物，促進了PD/A 過程。該過程可用于同時處理含和的低污染水。

HUANG等[58]和CHEN等[59]的研究認為在處理低污染水的人工濕地中存在厭氧氨氧化-反硝化厭氧甲烷氧化-反硝化共存過程及同時硝化、厭氧氨氧化和反硝化過程等其他氮轉化路徑。

人工濕地中微生物脫氮過程復雜。濕地構型、工藝、環境或運行等條件不同，就可能產生不同的微生物耦合機制。總之，濕地氮轉化過程極復雜，需要多途徑共同作用來提高低污染水的除氮率。

5 人工濕地對低污染水中氮去除的影響因素

人工濕地對低污染水中氮的去除過程受許多關鍵因素影響，包括環境因素（pH、溫度、碳源和溶解氧）及植物基質篩選等。分析這些環境因素的變化并提出優化措施及選擇適宜的植物對提高人工濕地的氮去除率至關重要。

5.1 pH

人工濕地對低污染水中氮的去除過程受pH的影響。微生物硝化過程會產生H+，消耗堿度，導致水中pH 大幅下降，阻礙反硝化進程[8]。當pH 值為7.5～8.5時，濕地氨氧化過程最理想[60]，當pH范圍處于7.0～7.5時，反硝化速率最高。當濕地系統pH＜6 或pH＞8 時，反硝化作用則會受抑制，pH 等于5 時，反硝化速率變慢，活性下降。pH 降到4 以下時反硝化作用受到很大抑制甚至消失[27]。

5.2 溫度

溫度對人工濕地污染物去除過程也具有重要影響。溫度變化一方面影響植物呼吸，另一方面直接影響濕地系統中微生物作用。FAULWETTER 等[61]的研究表明當溫度范圍在28～36 ℃時，利于人工濕地硝化作用，溫度低于6 ℃或高于40 ℃時，硝化作用幾乎完全受抑制。同樣，在低溫下，反硝化速率慢慢減緩。為適應或改善溫度對低污染水中氮去除效果的影響，一些學者研究發現采用對季節適應性更高的植物或選擇合理的植物配置可改善低溫對濕地系統凈化效果帶來的負面效應。WANG 等[62]開發了兩級折流式表面流人工濕地對河流進行生態修復，隨溫度變化，TN、-N 和CODCr的去除效果受顯著影響。人工濕地在夏季和秋季具有最佳處理效果，而在11 月至次年3 月間處理效果最差。適當替換和引入適應季節變化的濕地植物，可降低低溫對系統的負面效應。此外，覆蓋系統可改善低溫對脫氮產生的影響。DING等[63]評估了小型潛流人工濕地中不同覆蓋系統對氮轉化的影響（溫度條件設定約為10 ℃），在鳳眼蓮植物覆蓋系統中-N 和TN 的去除率最高，分別為56.3%和60.1%，泡沫板覆蓋系統和無覆蓋系統中的-N去除率分別為37.9%和38.3%，都低于植物覆蓋系統的去除效果。為改善低溫對系統的影響，LIANG等[64]提出了一種寒冷氣候區人工濕地建設新思路，即利用淺層地熱能的新型濕地結構，能使人工濕地在冬季正常運行，利于寒冷地區人工濕地的推廣應用。

5.3 碳氮比

低污染水具有低C/N 的特性，不能為污水中的微生物提供足夠的碳源，抑制了微生物的生長，降低了生物反硝化速率，從而進一步影響低污染水的脫氮效果。表1總結了不同C/N 下不同類型人工濕地的脫氮效率，以及強化措施和強化后的脫氮效果。

由圖3 可以看出，不同C/N 下，人工濕地對TN 去除效果不同，TN 去除率隨著C/N 增加而增加。當C/N為12 時，TN 去除率高達90%，而當C/N 為0～3 時，TN的去除率低于40%。為了改善因低C/N 造成去除率低的問題，研究者提出多種增加污水碳源或增加電子供體的方法（表1）：①引入電子供體。LI 等[41]將硫源引入人工濕地，實現高脫氮率（總無機氮去除率63.5%～84.8%，-N 去除率90.2%～100%）。②外加植物碳源（植物發酵液）。FU等[69]和ZHANG等[70]通過添加植物發酵液的方式提高C/N，使得TN 去除率分別提高到92.8%和97.1%，但這種方法可能會增加人工濕地堵塞的風險，降低了這種碳源的實用性。③配置大型植物。作為替代策略，ZHAO 等[65]在人工濕地中配置冷季大型植物，不僅避免因外源植物碳源帶來的負面影響，還將-N 和TN 的平均去除率從41.6%和70.2%分別提高到68.6%和83.7%。④固相反硝化。與可溶性碳源相比，固相反硝化可避免COD 過量積累[66]。YANG 等[66]和SUN 等[49]采用固相反硝化技術，提高了低污染水中氮的去除率。⑤電化學方法。近幾年，一些研究者還通過電化學工藝與人工濕地工藝結合法改善低污染水處理效果，如鐵碳微電解強化人工濕地工藝[26]和微生物燃料電池工藝[71]使得出水達到地表水環境質量Ⅴ類標準。

表1 不同強化模式下人工濕地對不同C/N低污染水的脫氮效率Table 1 Nitrogen removal efficiency of different C/N low-polluted water by constructed wetland under different intensification modes

圖3 不同C/N下TN的去除率Figure 3 The removal rate of TN with different C/N

5.4 溶解氧（DO）

DO 是影響人工濕地污染物去除的重要因素之一。高濃度DO 會抑制反硝化，當DO 濃度低于0.5 mg·L-1時，不會發生氨氧化，這是DO影響污染物去除的直接原因[72]。間接原因是DO 影響有機碳濃度，從而影響反硝化過程。傳統潛流人工濕地因DO 不足、DO 分配不當等問題使其對低污染水的去除性能受限。因而可采取多種改善措施來增強人工濕地對污染物的去除性能：①人工曝氣被證明是一種改善潛流人工濕地中DO濃度、提高污染物去除率的有效方法。SUN 等[49]采用微曝氣法使人工濕地中-N 的去除率提高了40.8%。YANG等[66]的研究表明在人工濕地中引入曝氣能獲得較高的-N（91%）和TN（97.3%）去除率。②污水再循環。LIN等[73]構建了由前曝氣和內部再循環組成的創新濕地系統，-N 去除率由15.1%～78.3%提高到98.5%～98.6%，凱氏氮（TKN）由18.2%～77.1%提高到93.5%～94.3%，去除效果明顯改善。③采用不同孔隙率的基質也可改善人工濕地DO供應。FU 等[74]的研究顯示以“砂+活性炭+陶粒”為填充基質的系統對-N 和TN 的去除率最高，分別為97.4%和96.2%。④基于新技術的新型氧氣轉移方法。如一種潮汐流運行方式[57]的人工濕地，可處理低C/N 的污水廠尾水，并獲得較高-N（85.08%）和TN（81.18%）去除率。

5.5 其他因素

在人工濕地系統中，植物的篩選和填料的選擇也是重要的考慮因素。人工濕地處理低污染水的過程中，合適的植物配置與填料是污染物高去除率和系統穩定性的保證。

人工濕地處理中常用的大型植物包括挺水植物、沉水植物、浮葉植物和自由漂浮植物[24]。然而在人工濕地中能廣泛應用的植物種類不多。在植物的選擇上，應推薦適應寒冷氣候、適應低污染水質、氮素凈化效果好及適合本地區生長且經濟的植物。潘傲[75]的研究表明，在冬季沉水植物的TN 去除效果比挺水植物更穩定。張瑞斌[76]研究了旱傘草、美人蕉、伊樂藻、金魚藻4 種水生植物對太湖流域污水處理廠尾水中氮的去除差異，結果表明挺水植物旱傘草和沉水植物金魚藻的綜合凈化效能較強。王驥[77]研究不同挺水植物（再力花、菖蒲、茭白和鳶尾）對低污染河水的凈化效果，結果表明再力花具有較高的污染去除率。然而，多種植物的合理搭配比單一植物具有更好的處理效果。孫映波等[78]選擇了香根草、風車草、美人蕉、菖蒲、再力花、花葉蘆竹、梭魚草、黃花鳶尾、水蔥和蜘蛛蘭10 種凈化能力較強的挺水植物，研究不同的植物組合對河涌污水污染物的凈化效果，結果顯示香根草+風車草+美人蕉+菖蒲+再力花的配置方式處理效果最佳。植物的選擇還應結合當地情況，可考慮在生產糧食的同時，發揮人工濕地的作用，如在太湖流域可開展稻田濕地對低污染水中氮的凈化研究。薛利紅等[79]的研究顯示稻田濕地對低污染水中TN 的去除率可達77%。此外，還有學者研究應用海菜花處理洱海低污染水的可行性[80]。海菜花屬于沉水植物，為中國特有物種，它具有較高的食用、藥用和觀賞價值。低污染水的營養足以保證海菜花生長，而海菜花四季生長旺盛，具有一定的凈水能力，同時也為當地帶來了較好的經濟效益。

人工濕地使用的常規填料一般有沸石、礫石、陶粒、砂等[81]。然而低污染水C/N 低且缺乏有機碳源，只使用常規材料無法達到嚴格的排放標準。一些處理低污染水的人工濕地中會添加生物炭作為填料的一部分，或者將加入鐵源、硫源的填料應用到濕地中，以達到較好的氮凈化效果[35，41]。不同的填料會形成不同的溶解氧環境，如以“砂+活性炭+陶粒”為填充基質的系統表現出更為多樣化的DO 條件[74]，有利于好氧硝化-反硝化和厭氧氨氧化進行，對-N和TN的去除率最高，分別為97.4%和96.2%。

6 結論

（1）低污染水指主要污染物濃度超過《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅳ類水質標準限值，但不高于《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）二級標準限值的微污染河水、達標排放的污水廠出水及類似性質的水。低污染水類型多樣，水體性質復雜，主要包括低污染河水、經污水處理設施處理達標但對水體仍為污染源的污水廠尾水、城鎮地表徑流、農業徑流（含農村分散性生活污水）4 類。低污染水具有污染物濃度低、排放量大、污染負荷高及低碳氮比等特點。

（3）在人工濕地中，氮去除途徑主要包括植物、基質、微生物去除。微生物在人工濕地對低污染水的脫氮過程中至關重要（貢獻率大于50%）。常規微生物氮轉化途徑包括氨化、硝化、反硝化、異化硝酸鹽還原，非常規脫氮途徑包括短程硝化反硝化、厭氧氨氧化、完全自養脫氮、部分反硝化-厭氧氨氧化、同時厭氧氨氧化-反硝化厭氧甲烷氧化-反硝化等。總之，人工濕地的氮轉化過程極為復雜，須通過多種途徑提高低污染水中氮的去除率。

（4）人工濕地對低污染水氮去除的效果受多種環境因素影響，包括pH、溫度、碳源以及溶解氧等。選用對季節適應性更高的植物或選擇合理的植物配置、植物覆蓋系統、新型濕地結構（如含淺層地熱能設計）等措施可有效改善低溫對濕地系統凈化效果帶來的負面效應。通過采用外部碳源、固定反硝化、微電解強化及微生物燃料電池等措施可提高低C/N 廢水的脫氮率。針對人工濕地內部溶解氧分配不當的問題，可通過曝氣、前置曝氣+內部再循環、不同孔隙基質組合及潮汐流運行等措施改善溶解氧條件，從而提高人工濕地凈化低污染水的能力。此外，合適的植物配置與適當的填料也是低污染水中氮的高效去除和系統穩定性的保證。

（5）目前，關于人工濕地處理低污染水的微生物去除機理和影響因素，以及微生境與設計運行條件的內在聯系和耦合機制尚不清楚，下一步應加強這些方面的研究。