氮素的流失和污染可能会导致严重的水环境问题，因此氮素的相互转化是水环境污染控制的重点研究方向^〔1〕。近年来，由于人们生活方式转变所造成的低碳源城镇生活污水等问题^〔2〕尤为严重，如何在低碳情况下提高污染水体TN的去除效率一直是水环境污染防治领域的研究热点。人为引入碳源是一种常见的处理方法，然而此方法造成的直接后果是引入新的有机污染物、增加处理成本和管理难度^〔3〕。人工湿地是一种管理简便、脱氮效果良好的生态处理技术。其中，垂直潜流人工湿地具有占地面积小、氧转移效率高、硝化作用显著、对NH₄⁺-N的去除效果较好等优点^〔4〕，已被证明是一种提高污水处理中有机物和氮去除效率的有效技术^〔5〕。在人工湿地污染物处理过程中，植物通过根系释放、死亡分解来调控氮素转化途径和反硝化进程^〔6〕，为微生物的生长提供了良好的生存环境，同时为人工湿地提供了碳源，从而缓解了贫碳状况。

近年来，对于人工湿地污染物去除过程中的分层效应研究受到研究者的普遍重视^〔7〕，在植物的新陈代谢影响下，人工湿地的硝化和反硝化作用产生了明显的层间差异^〔8〕。而垂直潜流人工湿地中反硝化效果差是处理低碳源废水的一个难题，目前，对于低碳进水条件下垂直潜流湿地脱氮过程分层效应的研究还较少。

本研究探究了低碳进水条件下，垂直潜流人工湿地中氮素形态在垂直分层的响应机制。考察人工湿地垂直深度对硝化和反硝化作用的影响，以及人工湿地中植物在氮素形态转变中起到的作用。

垂直潜流人工湿地装置见图1。

垂直潜流人工湿地装置为直径×高度=160 mm×1 200 mm的PVC圆柱体。其中有效高度为1 100 mm，超高100 mm。在1 100 mm的有效高度内，从上到下分别是700 mm的基质层和400 mm的承托层，基质层由直径5~15 mm的砾石组成，承托层由直径20~30 mm的卵石组成。

实验选取4组人工湿地分别种植适应本地生长环境的4种水生植物，分别为芦苇组、菖蒲组、伞草组、美人蕉组。每组人工湿地设3组平行实验。每个人工湿地装置中共栽种植物3株，植物的根系均位于自人工湿地基质表层300 mm的范围内。

用经过6 h阳光照射的自来水作为植物培养和湿地微生物驯化的水源，本研究所提及的自来水均经过该方法处理。经过近两个月的培养驯化后，植物生长成熟，湿地运行过程完成。

实验过程中，人工湿地进水为间歇进水。每种人工湿地都种植相同数量、相同株龄、相同植貌特征的植物。此外，每组实验额外设置2组平行实验。NH₄⁺-N是有机氮矿化的第一种无机氮形态，因此实验以不同浓度的NH₄⁺-N进行调控，配制药剂采用NH₄Cl（分析纯），溶剂为自来水，以满足人工湿地植物生长的微量元素要求。配制的进水NH₄⁺-N质量浓度为40 mg/L，考虑实际情况，以实验开始后第1 d内测得的人工湿地实际氨氮浓度为准。当NH₄⁺-N的去除率达到90%时，为一期实验结束的时间。每期实验开始前，放空人工湿地内的存水，并沥干24 h，以尽可能消除上期实验的影响。

实验进行期间，保持人工湿地水位位于基质表层以下100 mm左右。由于取样、植物吸收、蒸腾、蒸发等作用造成水分减少，水位下降采用自来水补充，即间歇进水。如图1所示，定义自人工湿地水面开始至其下方300 mm结束的范围内（即基质表层以下400 mm以内）为人工湿地上层，自上层下底面开始至其下方300 mm结束的范围内（即基质表层以下400 mm至700 mm以内）为人工湿地的下层。水样采集时间为上午9：00~11：00，采集植物根部（下层）和茎部（上层）位置的水样，且每个人工湿地的上下层都各取3次样，实验数据均为3次平行实验组的平均值。水样的采集分别采用2根穿孔管以虹吸法进行采集。穿孔管的开孔部位长度为100 mm，位于上下两层的中心。

水样测试的指标包括NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、TN。各项指标均依据《水和废水监测分析方法（第四版）》中介绍的方法进行测试。其中：NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法；NO₂^--N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO₃^--N采用酚二磺酸光度法；TN采用过硫酸钾紫外分光光度法。

人工湿地上下层中NH₄⁺-N浓度随实验时间的变化见图2。

由图2可知，在4种人工湿地中，上下层中NH₄⁺-N浓度均随实验时间的持续而下降，且上下层NH₄⁺-N浓度没有显著性差异（P > 0.05）。初始4 d内NH₄⁺-N的去除负荷最高。在经过25 d后，实验分别测得不同植物上层和下层的NH₄⁺-N去除率：芦苇组为89.12%和89.27%，菖蒲组为83.94%和83.24%，伞草组为88.77%和88.81%，美人蕉组为89.77%和90.87%。从上述数据及图2可看出，美人蕉组与其他3组相比，在人工湿地上下两层都表现出了较强的对NH₄⁺-N的硝化能力，美人蕉组达到较好且稳定的NH₄⁺-N去除效果所用时间最短，15 d即可达到较强的NH₄⁺-N硝化能力，之后几天基本保持不变。同时美人蕉人工湿地从第15 d开始上下层的几种氮素浓度无明显变化，所以美人蕉后几天的数据被省略，下同。

人工湿地中的NH₄⁺-N主要通过植物吸收以及硝化作用去除。其中，微生物的硝化作用在NH₄⁺-N的去除过程中起到了关键作用^〔9〕。所配制的营养液NH₄⁺-N质量浓度为40 mg/L，经过人工湿地残留水分的稀释，最终进水NH₄⁺-N质量浓度为30 mg/L左右。从图2显示的结果可以看出，上下层中的溶解氧浓度维持氨氮的反硝化作用是足够的，这是人工湿地的NH₄⁺-N层间浓度在整个实验期间没有显著性差别的重要原因。

人工湿地上下层中TN浓度随实验时间的变化见图3。

由图3可知，在4种人工湿地中，上下层中TN浓度均随实验时间的持续而下降，且上下层TN浓度没有显著性差异。初始6 d内的TN去除负荷最高。在经过25 d后，不同植物上层和下层TN的去除率：芦苇组为79.87%和75.54%，菖蒲组为76.16%和75.76%，伞草组为84.99%和85.95%，美人蕉组为87.41%和93.00%。美人蕉组表现出了较强的TN去除能力。

对比图3与图2的分析结果可以看出，4种人工湿地中起始的TN浓度均较NH₄⁺-N更高。而在整个实验完成后，芦苇、菖蒲、伞草的上下层以及美人蕉上层TN的去除率均比NH₄⁺-N的去除率低，仅美人蕉下层例外。在本实验中，进水由自来水配制，所以由进水引入有机氮的量非常小，因此植物是人工湿地中有机氮的主要来源^〔10〕。TN的去除过程不仅包括NH₄⁺-N的硝化作用，还有NO₃^--N的反硝化作用，但由于反硝化作用不可能进行得非常彻底，因此实验后期可能导致NO₃^--N在人工湿地中的残留，从而降低人工湿地的TN去除效率。而美人蕉湿地下层TN的去除效率高于NH₄⁺-N，一方面可能是反硝化作用进行得更为彻底，NO₃^--N的残留量较低；另一方面是一部分有机氮可能被有效降解转化，而反硝化作用在其中起到了主要作用。

人工湿地上下层中NO₃^--N浓度随实验时间的变化见图4。

由图4可知，除美人蕉湿地外，芦苇、菖蒲和伞草湿地均发生了NO₃^--N的积累，且积累的时间范围均集中在实验开始的第1 d至第12 d，积累程度为芦苇>菖蒲>伞草，在第12 d后，上下层维持NO₃^--N浓度在低位运行。在芦苇湿地中，上下层NO₃^--N的浓度在第8 d达到最大值，分别为2.60 mg/L和1.81 mg/L，上下层在积累期间NO₃^--N浓度差异极显著。在菖蒲湿地中，上下层NO₃^--N的浓度在第4 d达到最大值，分别为0.89 mg/L和0.90 mg/L，上下层在积累期间NO₃^--N浓度具有显著性差异。在伞草湿地中，上层NO₃^--N的浓度在第6 d达到最大值1.10 mg/L，下层NO₃^--N的浓度在第4 d达到最大值0.77 mg/L，上下层在积累期间NO₃^--N浓度差异极显著。而美人蕉湿地中，NO₃^--N浓度始终维持在低位，最大值不超过0.69 mg/L，无明显积累过程，在整个实验期间，上下层NO₃^--N浓度无显著性差异。

实验前期，由于湿地沥干和进水带入的溶解氧含量较高，湿地内部硝化作用较强，NH₄⁺-N向NO₂^--N和NO₃^--N转化，随着硝化作用的进行，NO₃^--N浓度逐渐升高，但此时溶解氧含量也在降低，湿地内部向有利于反硝化作用的环境转化，最后，反硝化作用增强，反硝化作用开始占据主导地位，NO₃^--N浓度达到峰值后开始下降。同样图4中NO₃^--N的延期积累现象进一步佐证了此种观点。

按照传统的硝化反硝化理论，NO₃^--N是硝化作用的产物，同时是反硝化作用的底物。由硝酸盐积累的强弱过程可知，在实验开始的12 d内，硝化与反硝化作用的均衡性表现为美人蕉>菖蒲>伞草>芦苇。对于硝化与反硝化作用均衡性最好的美人蕉湿地，硝化作用生成的NO₃^--N迅速由反硝化作用去除，没有发生NO₃^--N浓度的积累。对比图2中NH₄⁺-N向硝酸盐的转化可知，湿地内部前期NO₃^--N的积累反过来在一定程度上阻碍了湿地硝化作用的进行。人工湿地上层的复氧速率要高于下层，因此在NO₃^--N积累期，上层NO₃^--N浓度始终要高于下层。

人工湿地上下层中NO₂^--N浓度随实验时间的变化见图5。

由图5可知，除芦苇组外，菖蒲、伞草、美人蕉组均未发生NO₂^--N的积累。在芦苇组中，上下层NO₂^--N的浓度变化无明显差异（P > 0.05）。自实验开始第6 d开始，NO₂^--N浓度明显升高，在第12 d上层和下层分别达到0.33 mg/L和0.31 mg/L的最大值，并自第12 d开始回落，上下层又分别在第16 d和21 d有所回升，在实验结束的第25 d分别达到0.28 mg/L和0.50 mg/L。而菖蒲组中NO₂^--N的最高值为0.044 mg/L，伞草组中NO₂^--N的最高值为0.037 mg/L，美人蕉组中NO₂^--N的最高值为0.016 mg/L。芦苇组中NO₂^--N的质量浓度分别是菖蒲、伞草、美人蕉组的11.36倍、13.51倍、31.25倍。就上下层而言，菖蒲和伞草湿地NO₂^--N浓度的变化表现出显著性差异（P < 0.01），而美人蕉则未表现出显著性差异（P > 0.05）。结合图4和图5可以看出，在芦苇组中，NO₃^--N的积累期在第12 d结束，NO₃^--N耗尽，而在第12 d，NO₂^--N的浓度达到最大值，此后，NO₂^--N的浓度逐渐下降。

NO₂^--N是硝化作用的中间产物，在人工湿地中，如反硝化作用能够顺利进行，则NO₂^--N和NO₃^--N在反硝化微生物的作用下最终转化为氮素的气态物质而被从人工湿地中去除。反之，如果反硝化过程不能顺利进行，则NH₄⁺-N转化为NO₂^--N后，NO₂^--N浓度逐渐升高，或者即使转化为NO₃^--N后，也会发生NO₃^--N向NO₂^--N转化的逆反应，促使NO₂^--N的积累^〔11〕。在低碳进水条件下，亚硝酸盐还原酶在争夺电子受体时处于劣势，NO₃^--N的存在抑制了反硝化菌细胞内亚硝酸盐还原酶，因而造成NO₂^--N积累^{〔6, 12-13〕}。因此，可以认为NO₃^--N的积累对于NO₂^--N反硝化过程具有一定的抑制作用。

而在菖蒲和伞草组中未观察到明显的NO₂^--N积累过程，可能的原因是导致NO₂^--N积累的NO₃^--N浓度有一定的阈值要求所致，对此还需要进一步深入的研究。

根据以上分析，在芦苇湿地中上层TN去除负荷大于下层去除负荷，其他人工湿地则相反，上层TN去除负荷均小于下层；同时，在芦苇湿地中，其上层TN的初始浓度大于下层，其他人工湿地中，上层TN初始浓度均小于下层。经统计分析，人工湿地上下层的去除负荷与其初始浓度表现出显著的相关性。净化效能的比较分析中，美人蕉湿地的净化效能最好（P < 0.01），其他3种湿地无明显差异（P＞0.05）。

对于低碳进水的人工湿地，TN初始浓度上下层的差异主要决定于其有机物氧化能力的层间差异。在菖蒲、伞草、美人蕉湿地中，上层TN初始浓度小于下层，如2.2分析，其复氧能力上层强于下层，致使上层的氧化能力强于下层，所以作为TN的一部分——有机氮在上层被氧化的部分要多于下层。而对于芦苇人工湿地，由于其根系发达，可能已经深入到湿地下层，根系是湿地植物运移水分的重要通道，因此在芦苇湿地中，与其他湿地相反，有机氮在下层被氧化部分要多于上层，这种结果同样适用于湿地中的碳源，即表明除芦苇湿地上层碳源大于下层外，其他湿地上层的碳源均小于下层。而在本实验中，由于进水中无碳源，因而湿地内部的碳源成为湿地反硝化过程顺利进行的关键，因而在碳源较多的基质层中，反硝化作用得以较为高效的进行，TN的去除负荷较大。

各类型人工湿地中均出现了NH₄⁺-N和TN的快速消除期。NH₄⁺-N的快速消除期为4 d，快速消除期内NH₄⁺-N的去除负荷是后续去除负荷的5.28~7.05倍；TN的快速消除期为6 d，快速消除期内TN的去除负荷是后续去除负荷的4.15~15.91倍。在快速消除期，美人蕉人工湿地表现出了较强的NH₄⁺-N硝化能力和TN去除能力。

（1）在芦苇湿地中，上层TN的初始浓度和TN去除负荷均大于下层，其他3种人工湿地上层TN的初始浓度和TN去除负荷均小于下层。人工湿地上下层TN的去除负荷与其初始浓度表现出显著的相关性。反硝化作用成为贫碳源进水的限制性步骤。

（2）除美人蕉湿地外，芦苇、菖蒲和伞草湿地均发生了NO₃^--N的积累，且积累的时间范围均集中在实验开始的第1 d至第12 d，积累程度分别为芦苇>菖蒲>伞草，积累质量浓度最大值为0.70~2.60 mg/L。上述3种人工湿地上下层NO₃^--N浓度具有显著性差异。美人蕉人工湿地无明显NO₃^--N积累，上下层NO₃^--N浓度无明显差异。

（3）除芦苇湿地外，菖蒲、伞草、美人蕉湿地中的NO₂^--N浓度在实验第25 d时与起始浓度相比并无明显差异，且这3个人工湿地并无明显的NO₂^--N积累。芦苇湿地中，在第12 d上层和下层NO₂^--N浓度达到了一个峰值，分别为0.33 mg/L和0.31 mg/L。菖蒲和伞草湿地上下层中NO₂^--N浓度的变化均表现出显著性差异，美人蕉人工湿地上下层中NO₂^--N浓度无显著性差异。