当前，全国多个重要流域均存在不同程度的富营养化问题，导致藻类爆增、“水华”频发，致使水环境质量不断恶化〔1-2〕。引起水体富营养化的主要污染物包括氮、磷和有机污染物〔3〕。如何经济、高效地去除过量存在于水体中的此类污染物质，是修复富营养化水体的关键。传统修复技术主要包括化学试剂法、膜处理技术和活性污泥法等，然而这些技术普遍存在技术成本高、操作复杂和无法长期使用等缺点〔4〕。人工湿地具有使用成本低、生态低耗和经济高效等优势〔5-6〕，其可利用植物-基质-微生物的协同修复机制去除富营养化水体中的多种污染物〔7〕。影响人工湿地去污的主要因素包括湿地类型及构建方式、水力运行条件和碳氧水平〔8〕等。笔者综述了人工湿地对富营养化水体中主要污染物的去除机制，总结了影响人工湿地去污的主要因素，并提出相应的改进方法。最后，根据人工湿地在修复富营养化水体中存在的问题提出了建议，并对未来研究方向进行了展望。
1 人工湿地净化富营养化水体机理
1.1 人工湿地对有机物的去除机理
1.2 人工湿地对氮素的去除机理
1.3 人工湿地对磷的去除机理
1.4 人工湿地对藻类的去除机理
富营养化水体中易于滋生藻类，因此去除藻类物质也是修复富营养化水体的重要目标之一。人工湿地去除藻类的主要方式包括：（1）物理作用。当藻类进入人工湿地后，湿地内基质及植物发达的根系组织能对藻类产生拦截和过滤作用，使藻类沉降于湿地底部，而湿地底部缺少光源且属于厌氧环境，藻类因无法进行光合作用而自然死亡〔17〕。（2）生物作用。湿地植物和微生物在生长过程中，也需要吸收氮、磷等营养元素，因而两者将与藻类竞争消耗营养物质，一定程度上减少了藻类数量〔18〕；此外，藻类富含有机质，在湿地底部反硝化区域中，反硝化菌可以利用藻类及其死亡残体中的有机质作为碳源，完成反硝化脱氮过程。（3）化学作用。湿地植物可以通过茎叶挥发、茎叶淋溶、根系分泌等方式向周围环境分泌化感物质，以达到克藻效应〔19〕。
2 影响人工湿地去污的主要因素
2.1 湿地类型及构建方式
人工湿地按照布水方式的不同可分为表面流人工湿地和潜流人工湿地，潜流人工湿地按水流方向又分为水平潜流人工湿地和垂直潜流人工湿地〔6〕。表面流人工湿地通常占地面积较大，污水在其基质表面漫流时，大气复氧效果较好，对水中悬浮物、有机质和氨氮的去除效果较佳〔20〕，但对总氮、总磷及藻类的去除率偏低，且易滋生蚊蝇，卫生条件差，适合作为污水预处理系统〔21〕。潜流人工湿地运行时，水体在基质内部流动，水体中的氮、磷、藻类等污染物经拦截、沉降、植物吸收、基质吸附和微生物降解等去污机制的协同作用，可得到持久和深度的净化及去除，因此潜流人工湿地对水体中的总磷、总氮及藻类的去除效果更佳；同时其卫生条件更好，适合作为修复富营养化水体的主要处理单元〔21〕。植物和基质是构建人工湿地的两大重要组成部分，其基本配置原则：（1）选择四季常青、耐污能力强和根系发达的植物，注重多种植物合理搭配；（2）选择比表面积大、吸附能力强、经济易得的基质，注重基质层级配置及填充方式。合适的湿地构建方式对于提高水体生态修复效率起着至关重要的作用。
2.2 水力运行条件
人工湿地水力运行条件包括水力停留时间、水力负荷和运行方式等。通常情况下，水力停留时间越长，湿地植物及基质对水体中污染物质的吸收和吸附越充分；此外，微生物易在基质表面形成一层生物膜，污水在湿地内停留时间越久，污染物在生物膜内和微生物接触反应的时间越充裕，人工湿地的去污效果就越好。但停留时间过久，会增加处理成本，对于大水量污水而言，更会降低处理效率。因此，适宜的停留时间才有利于湿地高效净污〔22〕。水力负荷是指单位时间内通过单位面积的污水水量。水力负荷低，意味着污水在湿地内的停留时间久，有利于植物、基质和微生物等对富营养化水体中营养物和有机物的协同去除〔23〕。人工湿地运行方式主要包括连续流和间歇流。其中，间歇流运行的人工湿地复氧效果更好，有利于有机物好氧降解和硝化脱氮过程的进行。此外，当湿地处于间歇流运行模式时，水力负荷一般较低，水力停留时间相对有所延长，这有利于微生物降解利用富营养化水体中产生的藻类物质〔24〕。
2.3 碳氧水平
氮和磷是造成水体富营养化的两种营养元素，相较于水体中存在的磷污染而言，氮污染对水环境产生的影响更严峻。人工湿地主要利用微生物的硝化和反硝化作用脱氮，而影响硝化和反硝化作用的关键因素是溶解氧含量和碳源水平〔25〕。当湿地中溶解氧含量不足时，硝化反应受到明显抑制，进而影响湿地中氮的形态转化；此外，有机物好氧降解的过程中，也会消耗一定量溶解氧，使湿地中本就不足的溶解氧愈发稀少，进一步限制了硝化过程的有效进行。另外，湿地中碳源含量普遍不足，而污水又呈现低C/N的发展趋势〔26〕，致使湿地反硝化脱氮所需的碳源不足，抑制了反硝化作用的进行。保障湿地脱氮的主要措施是经济合理地提高湿地中碳氧水平，促使硝化-反硝化及有机物好氧降解能够同时有效地进行，确保湿地能持续高效地治理并修复富营养化水体。
3 改进方法
3.1 构建复合及新型人工湿地
传统单级人工湿地在去除多种污染物时效果一般，而构建复合人工湿地可以综合各类型人工湿地或其他污水处理工艺的去污优势，从而显著增强人工湿地对富营养化水体中多种污染物的有效修复。常见的复合人工湿地类型：表面流与潜流人工湿地组合、上行流与下行流垂直人工湿地组合及氧化塘与人工湿地联用工艺等。然而，复合人工湿地存在着占地面积大的缺点，一定程度上限制了该方法的推广使用。新型人工湿地则有望同时提高湿地效能及应用范围，并成为人工湿地水处理领域重要的技术分支。处于研究热点中的新型人工湿地：铁碳微电解人工湿地、微生物燃料电池人工湿地和电极强化人工湿地等。新型人工湿地造价较高，所以需根据各地区经济和技术水平的不同，选择适宜的湿地类型治理富营养化水体。表 1对比了常见复合及新型人工湿地的特性。
表1 常见复合及新型人工湿地特性
| 湿地类型 | 基质 | 植物 | 主要污染物去除率/% | 优点 | 缺点 | |||
| 有机物 | TN | TP | ||||||
| 复合人工湿地 | 表面流+潜流人工湿地〔27〕 | 砾石 | 芦苇 | 85.80 | 57.30 | 96.40 | 可避免基质堵塞，氧环境好 | 脱氮效果易受季节影响 |
| 上行+下行垂直流人工湿地〔28〕 | 砾石 | 黄菖蒲 | 85.79 | 50.03 | 81.46 | 氧环境较好，适合多种植物生长 | 占地面积大 | |
| 氧化塘+人工湿地〔29〕 | 砾石 | 美人蕉和芦苇 | 70.40 | 71.00 | 95.50 | 可避免湿地堵塞和布水不均匀，建造工期短，出水水质较好 | 植物生长易受低温影响 | |
| 新型人工湿地 | 铁碳微电解人工湿地〔30〕 | 铁屑和生物炭 | 鸢尾 | — | 81.45 | 93.63 | 可提高湿地微生物活性和反硝化碳源 | 床体易板结，铁屑补充耗费时力 |
| 微生物燃料电池人工湿地〔31〕 | 沸石和火山灰 | 香蒲 | 92.10 | 81.80 | 96.70 | 能量转化效率高，适用范围广 | 影响湿地运行因素较多 | |
| 电极强化人工湿地〔32〕 | 活性污泥 | 美人蕉 | 87.38 | 53.34 | — | 无需外加碳源，脱氮成本低 | 氨氮处理效果较低 | |
生活污水未经有效处理而排放至临近水域后，会造成临近水域富营养化问题。熊家晴等〔27〕将表面流人工湿地与潜流人工湿地组建成复合型人工湿地处理高污染河水，结果表明，该系统对TSS、BOD5、TN和TP的平均去除率分别为97.9%、96.7%、57.3%和96.4%。通过表面流人工湿地基质及植物的吸附和拦截作用，污水中大部分有机物和悬浮物质（包括悬浮态磷）被去除，避免了污水流经潜流人工湿地时易造成堵塞的问题。当污水在潜流人工湿地中流动时，微生物的同化吸附作用可去除水中溶解态的磷，且表面流人工湿地出水中氧含量较丰富，可为潜流人工湿地提供好氧和厌氧交替的环境，从而增强了脱氮效果。范英宏〔28〕将上行流和下行流垂直人工湿地联用治理生活污水，结果显示，该系统对COD、TN、NH4+-N和TP的平均去除率分别为85.79%、50.03%、55.51%和81.46%。复合垂直流人工湿地中氧环境较好，有助于硝化脱氮和有机物好氧降解过程的进行；另外，污水经两级湿地中基质截留、吸附和微生物同化等作用，大部分COD和TP得到去除。杨婷等〔29〕将氧化塘和人工湿地联用处理生活污水，结果表明，该复合系统对COD、TN和TP的去除率分别为70.40%、71.00 %和95.50%。氧化塘的应用一方面可提高水体中的溶解氧，有利于系统对氨氮和有机物这两类耗氧污染物的净化，另一方面氧化塘内丰富的微生物有助于强化系统除磷效果。
Youhao Shen等〔30〕采用铁碳微电解耦合人工湿地系统处理生活污水，结果表明，该耦合系统对NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别为99.54%、81.45%和93.63%，远高于一般人工湿地的去污效率。铁碳间形成的微电场效应，不仅有助于促进污染物降解，而且能够提高湿地内微生物活性，进而提升湿地去污效能。A. Yakar等〔31〕将微生物燃料电池和垂直流人工湿地进行耦合，利用微生物燃料电池中的微生物作为催化剂氧化垂直流人工湿地中的有机物及无机物，同时其阴极和阳极分别提供了有氧和厌氧的环境，有利于人工湿地对污染物的去除；此外，垂直流湿地表层的有氧环境和底层的厌氧环境，可分别满足生物燃料电池的阴极和阳极所需的环境条件，且湿地的基质和污水中含有大量的微生物，又可为微生物燃料电池提供充足的微生物来源。试验结果表明，微生物燃料电池耦合人工湿地系统对COD、NH4+-N、NO3--N和TP的平均去除率可分别达到92.1%、93.2%、81.1%和96.7%，去除效果明显好于传统单一人工湿地，同时还可以产生额外电量且无二次污染。何媛等〔32〕研究发现，通过耦合电极生物膜工艺，可使人工湿地内部形成自养-异养联合反硝化体系，不仅减少了外加碳源的使用，还进一步降低了脱氮的成本。引入电极后人工湿地对污水中总氮的脱除效率较普通人工湿地提高5.41%。
3.2 提升碳氧水平
当前，人工湿地碳氧水平不足，导致对污水中有机物、TN和TP去除效率较低，提高碳氧水平可以有效解决这个问题。传统人工湿地溶解氧来源于植物根部的泌氧作用、大气复氧和水体更新复氧，但其所提供的氧气均有限，不能满足湿地去污对氧的需求，故增氧成为重要的补氧措施，主要方法包括：自然增氧和人工增氧。潮汐流运行增氧是当前主要的自然增氧方式。吕露遥等〔33〕采用多级垂直潮汐流人工湿地解决城市污水处理厂TN负荷较高的问题，结果表明，该系统对污水中COD、NH4+-N和TN的平均去除率分别为93.14%、99.06%和62.64%。潮汐运行方式可增强湿地的复氧效果，有利于硝化脱氮及有机物好氧降解过程的进行，同时也有利于微生物同化除磷过程的发生。太阳能曝气和间歇曝气增氧是当前有效的人工增氧方式，可以显著改善湿地氧环境。吴薇等〔34〕利用太阳能曝气强化人工湿地对养殖废水中氮、磷和有机污染物的去除效果，结果显示，太阳能曝气强化人工湿地系统对养殖废水中的NH4+-N、TP和COD均有较好的去除效果，最高去除率分别可达85.5%、96.9%和94.3%，出水指标均能满足《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB 18596—2001）中的排放要求，解决了分散式养殖废水外排引起的水体富营养化问题。太阳能曝气是一种利用太阳能转化为电能驱动曝气增氧单元达到治污目标的设备，作为运行费用低、增氧效果佳的可持续供电增氧设备，其适用于小城镇及农村地区生态治污设施的供氧。Jinlin Fan等〔35〕采用机械间歇性曝气方式处理人工湿地污水，研究发现，间歇性曝气人工湿地系统对COD、NH4+-N和TN的去除率分别为95.6%、96.1%和85.8%。间歇性曝气一方面可增强人工湿地的复氧能力，有利于好氧微生物的生长，从而提高了有机物的好氧去除效果；另一方面间歇性曝气可提供交替的需氧和厌氧条件，实现高效的硝化和反硝化作用，从而增强了脱氮效果。
人工湿地水质净化效应易受到碳源不足的制约。传统的外加碳源多为液体有机物质或低分子糖类，存在投加难控制、消耗快、使用成本高等缺点。为了提高碳源的经济适用性，天然植物材料正受到广泛关注和研究〔36〕。植物材料来源广泛、价格低廉、取材方便，而植物碳源制备方法简单、经济、安全，其已被视为一种绿色外加碳源，被广泛应用于人工湿地去污过程中。Meng Li等〔37〕考察了碱处理对玉米芯浸出液释碳能力及湿地脱氮的影响，结果表明，碱处理能使玉米芯浸出液多释放约14.2 mg/L的COD，且投加碱处理玉米芯浸出液的湿地中硝态氮平均去除率可达94.9%，说明碱处理能加快植物碳源的使用成效，并有助于提高湿地的脱氮效率。Fanchen Meng等〔38〕将新型复合生物炭应用于人工湿地后发现，污水中NH4+-N和TN的平均去除率分别提高了4.2%和10.3%。生物炭是一种含碳材料，可在一定程度上解决湿地碳源不足的难题，且生物炭具有比表面积大和吸附能力强等特点，有利于去除富营养化水体中的NH4+-N和TN。此外，富营养化水体中含有大量藻类，藻细胞壁主要由多糖、蛋白质和脂类组成，藻细胞死亡后，细胞壁随之破裂，蛋白质、多糖等有机物溶出，是潜在的可利用碳源。黄杉等〔39〕通过研究证实，藻类在死亡分解过程中释放的碳水化合物及大量有机物等可作为湿地脱氮所需碳源。
3.3 改进湿地水力运行条件
湿地水力运行条件对人工湿地去污效率有着重要影响，水力运行条件主要包括运行方式、水力负荷和水力停留时间等〔40〕。常见的运行方式主要有：间歇运行、连续运行和回流式运行等。无论是间歇或连续运行方式，都会造成湿地内出现一定程度的堵塞。Guofen Hua等〔41〕研究发现，湿地停休一段时间后，其基质间生物堵塞的现象明显减缓。主要原因是随着湿地停休时间的延长，微生物转向内源呼吸，微生物量及胞外聚合物减少，基质生物膜也开始衰变并发生结构变化，积聚在基质表层或基质之间的生物量相应减少，湿地水力传导度和有效孔隙率增加。湿地停休的操作策略有助于提高湿地水力性能和效率，进而增强湿地的去污效果。王团团等〔42〕构建了回流立式组合人工湿地系统，并将其用于处理生活污水。结果表明，该系统对COD、NH4+-N和TP的去除率分别为95%、99%和57%。回流式运行一方面可增加湿地系统内部的溶解氧含量，有利于好氧微生物发挥脱氮和降解有机物的功效；另一方面回流式运行可增加污水与基质的接触时间，促进基质对磷的吸附作用。张国珍等〔43〕模拟研究了4种水力负荷条件〔0.15、0.25、0.35、0.45m3/（m2·d）〕下人工湿地对农村地区污水中污染物的去除效果，研究发现，COD、TN和TP的去除效率随着水力负荷的提高而降低，当水力负荷为0.15 m3/（m2·d）时，COD、NH4+-N、TN及TP的去除率最高，分别为27%、77.84%、69.11%及88.81%。当水力负荷增大时，意味着污水在湿地内的停留时间变短，污染物与基质、植物和微生物的接触反应不够充分，影响了对污水中有机物、TN和TP的去除效果。另外，湿地基质的粒径对水力负荷也将产生影响。刘灏等〔44〕研究发现，湿地选用粒径较大的基质时，复氧效果通常较好，有利于氨氮和有机物的去除，但水力负荷相应较高，基质吸附磷的有效体积变少，不利于TP的去除；湿地选用粒径较小的基质时，水力负荷偏低，易形成地表漫流，造成基质堵塞。因此，选择粒径适中的基质，以确保湿地在适宜的水力负荷范围内运行，可最大程度发挥湿地去污能力。另外，水力停留时间也是决定人工湿地运行效率及净化效果的重要设计参数。刘叶双等〔45〕通过NaCl示踪实验证实，理论水力停留时间和实际水力停留时间存在差异，这与湿地运行出现堵塞时基质孔隙率和有效容积发生变化有关。尽管水力停留时间越长，越能保证污染物被植物、基质和微生物充分吸收、吸附及降解，但也同时会影响人工湿地的净化效率。适宜的停留时间，应当是既能保证污染物被有效去除，又能保证湿地的运行效率。因此，调控优化湿地的水力运行参数，确保湿地在良好的水力条件下运行，能够保障湿地高效除污。
4 结语和展望
单级人工湿地难以同时有效去除富营养化水体中的多种污染物。复合人工湿地去污效率虽好，但存在占地面积大的问题。新型人工湿地则有望增强污染物去除率并减小占地面积。另外，湿地中的碳氧不足限制了其去污效率，而改变现有人工湿地的设计和构造（如增设导流板或配置多层基质），可以增加湿地氧水平；同时研制并应用新型复合基质或天然植物碳源等，可有效补充湿地碳源含量。因此，可根据处理污水中污染物的特征，改变湿地构造，以增强湿地运行和去污能效。
人工湿地运行和去污效率还会受到温度和季节变化的影响，特别在秋冬两季和低温条件下，植物和微生物生长都受到较大影响，进而会影响湿地对富营养化水体的有效治理。解决温度影响的主要措施有：在人工湿地前增加预处理，以减少污染物负荷，或者对人工湿地采取保温措施，处理效果可有明显的改善；但对于北方地区而言，若污染物去除率仍未达到理想值，可以考虑采用新型基质、植物级配和微生物强化技术来进一步降低温度对人工湿地的影响。
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