人工湿地，在海水养殖尾水处理中，怎样实现对尾水的净化处理？

文|面包夹知识

?——【·前言·】——?

我国是世界上最大的海水养殖国家，海水养殖业已成为国民经济的支柱产业之一其中，投饵型的陆基工厂化养殖和高潮带池塘养殖作为主要模式占海水养殖总面积的22%，仅北方地区养殖面积就达19.9万hm2。

但随着集约化海水养殖的快速发展，海水养殖废水产生的环境问题受到高度重视。

海南一海产养殖公司，在海水养殖池中发现，水中含有的残饵、生物尸体、养殖物代谢产物等会产生有机物、氨氮、亚硝态氮等有毒有害物质，其次，海水养殖地大部分位于海湾，水交换条件差，易产生积累污染等问题。

而海水养殖地又处于近岸水域，易受沿岸工农业和生活污水影响，污染物环境背景值高。因此，海水养殖废水需要被处理达到排放标准后才能进行排放，否则会加剧受纳海域富营养化的发生，例如近岸海域赤潮、绿潮的频繁暴发。

现在来说，有不少的人工湿地，通过众多科学家的不断研究发现，它是一种天然的生物过滤器，具有高效低耗、运行管理简单、碳中和潜力大等优点，因此现在来说，它被广泛应用于二级、三级污水处理、海岸缓冲带处理以及水产养殖废水处理。

在很多的沿海城市，将人工湿地作为海水养殖尾水的生物净化单元具有很大的应用前景，脱氮是人工湿地的主要任务之一，自然水体中氮含量超过其自净能力不仅会导致水环境的富营养化，在严重情况下还会对水生态系统造成永久性的破坏，最终危害人类健康。

与其他废水相比，海水养殖尾水具有盐度高、碳氮比低的特点，形成了海水人工湿地独特的处理环境。

海水人工湿地的构建方式

人工湿地是由基质、植物和微生物共同组成的一种复合污水生态处理工程，通过基质的吸附、滞留、氧化还原等物理化学作用，植物的吸收作用以及微生物的分解作用，可以有效去除水体中的污染物质。

目前，被广泛应用的人工湿地为表面流人工湿地和潜流人工湿地，其中，潜流人工湿地又分为水平潜流和垂直潜流。

在表面流人工湿地中，水流从基质上方水平流过，通过植物吸收以及基质和植被根系表面附着的微生物来实现污水的净化。

显然，表面流湿地占地面积大、污染物负荷低、去污能力有限，水平潜流是将进水布置在地表以下的高度，使水流在基质内部水平流过。

但是，水体长期在湿地内部流动导致溶解氧含量低，水体长期处于缺氧或厌氧状态，易使微生物的硝化能力受到限制。

而垂直潜流是将进水均匀分配到基质表面，使其纵向渗入到底部，进而可以形成好氧–缺氧–厌氧交替的环境，可提高人工湿地的综合脱氮效率，并且其水力负荷高、占地面积小。

为了进一步增强垂直潜流人工湿地的脱氮效果，通过调控湿地内部水位，形成部分饱和垂直潜流人工湿地，通过对人工合成海水养殖尾水进行处理，饱和区在60cm时对总无机氮的去除率可以达到97.3%。

近年来，针对海水养殖废水溶解氧(DO)研究表明，在较高盐度下，土壤对总氮的去除效率更高。

因为与砂子和砾石相比，土壤在不同盐度下根际细菌群落的稳定性更高。但总的来说，目前盐度对海水人工湿地基质选择影响的研究依然较少。

面对海水养殖尾水碳源不足的问题，选择具有缓释碳源作用的材料作为海水人工湿地的填充基质是一种解决方案。以玉米芯、木屑、秸秆为代表的农业废弃物及其加工产物生物炭统称为生物碳源。

其中，生物炭一般是由农业废弃物在无氧环境下低温热解而成的富碳产物，其内部通常孔隙发达，具有高比表面积，不仅可以为异养反硝化微生物提供有机碳源，还具有较高的吸附能力。

研究表明，即使已经长期使用的生物炭也可以通过吸附–解析的过程连续地提供碳源，从而促进异养反硝化的进行。

由于生物炭的高吸附能力，会在其表面富集氨氮，从而促进了硝化作用的高含量高的特点，我们探索将2个垂直潜流组合，构成复合垂直潜流人工湿地，水流在湿地内部流动时间长，并且可以形成好氧–缺氧–厌氧–缺氧–好氧不断变化的氧化还原环境。

因此，它的去污能力更高，脱氮效果更好。我们前期采用复合垂直潜流人工湿地处理海水养殖尾水，取得了良好的去除效果。

基质的选取

基质作为海水人工湿地的关键组成部分，在脱氮方面发挥着重要作用。首先，顶部基质可以支撑耐盐植物的生长，利用植物的作用进行脱氮。

其次，基质可以在其表面附着硝化细菌、反硝化细菌等氮循环微生物形成生物膜，去除水中的氮元素，部分基质本身对水中的氨氮、亚硝态氮等具有物理吸附作用。

某些基质可以作为缓释碳源，促进异养反硝化的进行或者提供电子供体，与微生物的自养反硝化反应进行耦合。

基质对氮的吸附作用以及作为生物膜的载体受到基质材料本身的化学结构和基质粒径、孔隙率、比表面积、表面粗糙度等物理性质的影响。

不同材料基质对氮的吸附容量差异悬殊，如陶粒、火山岩、石英砂等均对氨氮具有较好的吸附效果，对氨氮的吸附范围可在2~1700mg/kg。随着吸附量的增大，基质吸附作用也随之减小，直至失去吸附效果。

因此，在关注基质吸附容量的同时，还应关注其解吸能力，吸附与解吸能力是决定基质使用时长的主要因素之一。目前，对海水人工湿地基质吸附与解吸性能及盐度对其影响的研究还很少。

除了基质本身的吸附作用，较高的比表面积会为氮循环微生物提供更多的附着场所，从而提高脱氮性能。

此外，粒径越小，基质的比表面积越大。但随着人工湿地长期运行，过小的孔隙率易造成基质内部堵塞，从而降低湿地的过流能力和脱氮效果。因此，海水人工湿地设计时要合理搭配不同基质层的粒径大小。

表2总结了常用的海水人工湿地基质材质、粒径及埋设深度。海水养殖尾水的高盐度也是人工湿地基质选择所需要考虑的重要因素，比较了土壤、砂子、砾石3种基质在表流人工湿地中的净化能力，

研究表明，在较高盐度下，土壤对总氮的去除效率更高。因为与砂子和砾石相比，土壤在不同盐度下根际细菌群落的稳定性更高。但总的来说，目前盐度对海水人工湿地基质选择影响的研究依然较少。

面对海水养殖尾水碳源不足的问题，选择具有缓释碳源作用的材料作为海水人工湿地的填充基质是一种解决方案。以玉米芯、木屑、秸秆为代表的农业废弃物及其加工产物生物炭统称为生物碳源。

其中，生物炭一般是由农业废弃物在无氧环境下低温热解而成的富碳产物，其内部通常孔隙发达，具有高比表面积，不仅可以为异养反硝化微生物提供有机碳源，还具有较高的吸附能力。

即使已经长期使用的生物炭也可以通过吸附–解析的过程连续地提供碳源，从而促进异养反硝化的进行。

此外，由于生物炭的高吸附能力，会在其表面富集氨氮，从而促进了硝化作用的高效进行。同时，多孔材料为微生物附着提供了更多的场所，有利于形成生物膜。

生物炭的添加增加了人工湿地微生物群落的多样性和组成，其生物膜上微生物的种类数量、Simpson和Shannon指数均显著高于陶粒。

利用部分基质可以提供电子供体从而驱动自养反硝化反应的原理，也可以提高海水养殖尾水人工湿地低C/N条件下的脱氮效率。

在海水人工湿地中，最常见的是以黄铁矿(FeS2)作为基质，其Fe2+和S–1可以被O2氧化，从而释放电子，驱动铁基和硫基自养反硝化过程。

根据实验条件下微生物酶活性和基因丰度，证明铁–碳的添加促进了海水人工湿地中的厌氧氨氧化和反硝化过程。

耐盐植物的筛选

植物是海水人工湿地的重要组成部分，对污水脱氮起着关键作用。除了微生物的硝化、反硝化等作用，污水中一部分氮会被植物直接吸收用于自身的生长。

湿地内部有氧的环境促进了硝化细菌的繁殖，提高了微生物硝化作用的强度，植物根系会向周围土壤释放分泌物，这些分泌物可以作为异养反硝化细菌的碳源，从而促进反硝化作用的进行。

植物对硝化、反硝化微生物的影响进而会影响人工湿地的整体脱氮效果。如Song等(2019)发现，与未种植系统相比，种植系统的基质中

amo

A、

nir

S、

nir

K和

nos

Z等硝化、反硝化基因的丰度显著更高。

研究发现，与未种植植物相比，种植美人蕉的复合垂直流人工湿地对总氮的去除率提高了10.35%。未种植植物的海水人工湿地微生物反硝化过程受到抑制，导致湿地对NO3–-N和TN的去除效果不理想。

海水人工湿地具有高盐度的特点，高盐胁迫下湿地植物的生存会受到限制。不同种类植物对附着于其根系的各种具有氮代谢功能，的微生物的活性和多样性会产生显著影响，筛选出具有较高脱氮效能的耐盐植物是提高海水人工湿地整体脱氮性能的重要环节。

保证植物可以在高盐环境中存活是植物筛选的第一步，海水养殖尾水的盐度一般高于20，因此，植物筛选需要着眼于盐生植物。

目前，海水人工湿地一般选用挺水植物[芦苇、美人蕉、再力花、水葱、香蒲等]、沉水植物[白骨壤、秋茄、桐花等]和湿生植物[鸢尾、香根草、海蓬子、盐地碱蓬等]来处理海水养殖尾水。

通过比较6种挺水植物的耐盐性能发现，互花米草和芦苇可以在盐度大于15时良好生长，其中，互花米草可以在更高盐度环境中生长繁殖，在盐度大于25时仍有新芽长出。

其次，需要比较植物的脱氮能力，从而筛选出增强海水人工湿地脱氮性能的耐盐植物，同时，不同植物对地理位置和气候条件的适应性不同，应因地制宜尽量选取适合当地生长条件的耐盐植物，以发挥其在人工湿地处理中的最佳作用。

表1总结了国内外学者构建海水人工湿地常采用的植物种类及其脱氮效能。从表1可看出，绝大多数耐盐植物对氨氮和亚硝酸氮的去除效果很好。

但只有互花米草和海蓬子对硝酸氮的去除效果较好，进而总氮去除效果较好，因此,今后可以探索将互花米草和海蓬子用于海水人工湿地的可能性。

氮循环微生物的脱氮过程及展望

研究表明，即使在最适宜的条件下，人工湿地中植物的贡献仍低于15%，而在没有较强的微生物活性下，底物和植物组合的总脱氮效率也只能达到20%左右。

因此，微生物脱氮被认为是人工湿地脱氮的主要贡献者。随着高通量测序、宏基因组、宏转录组等分子生态学技术的快速发展和测序成本的不断下降，近年来对微生物的氮代谢路径和相关微生物及功能基因有许多新的发现。

由于海水人工湿地处理系统起步较晚，目前，人工湿地中氮循环微生物的研究成果大多是基于淡水人工湿地。

可为今后海水人工湿地相关微生物的研究提供借鉴。在人工湿地脱氮的过程中，DO是影响脱氮微生物分布和发挥功能的一个重要环境因子。微生物分布也具有明显的分层效应。

人工湿地中上层的DO相对较高，有利于好氧微生物的生长繁殖。在传统的硝化过程中，氨首先在好氧条件下，被亚硝化单胞属等氨氧化细菌(AOB)和古菌(AOA)氧化为亚硝酸盐，氨单加氧酶编码基因

amo

A常被当作检测这类菌的分子标记。

亚硝酸盐在亚硝酸盐氧化菌(NOB)的作用下氧化为硝酸盐。人工湿地中常见的NOB为硝化螺菌(

Nitrospira

)和硝化杆菌(

Nitrobacter

)，关键酶是亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)，其编码基因

nxr

AB也常被用来检测亚硝酸氧化的过程。

在人工湿地处理中氨氮浓度为0.34~550mg/L时，AOB在氨氧化过程中起主导作用。研究表明，在海洋环境中AOA对氨氮具有更高的亲和力，在海水人工湿地处理高盐、低营养盐的海水养殖尾水的环境中，AOA的作用不容忽视。

人工湿地底层的DO相对较低，更有利于厌氧和兼性厌氧微生物的生长繁殖。由厌氧氨氧化菌。

(AnAOB)主导的厌氧氨氧化反应(anammox)可以在厌氧条件下，以氨氮为电子供体、亚硝氮为电子受体，实现氨氮和亚硝氮的同步脱除并生成N2。

研究表明，利用联氨合成酶基因

hasA

可以检测目前已知的所有厌氧氨氧化菌。据报道，在0.5~1.0的低C/N时，AnAOB对脱氮的贡献较高。

在N的还原过程中，存在反硝化反应和亚硝酸盐异化还原为铵(DNRA)两种相互竞争的过程。只有在反硝化过程中，硝酸盐最终被还原为N2离开系统，才能实现水体氮的最终脱离。

具有反硝化作用的细菌种类繁多，功能菌群以假单胞菌属(

Pseudomonas

)、芽孢杆菌属(

Bacillus

)、副球菌属(

Paracoccus

)等属的细菌为主，盐单胞菌属(

Halomonas

)、栖苏打菌属(

Nitrincola

)和大洋单胞菌属(

Oceanimonas

)等属的细菌也会参与反硝化过程。

反硝化涉及的主要功能基因有硝酸盐还原酶基因簇(

nar

)、亚硝酸盐还原酶基因(

nir

S或

nir

K)，一氧化氮还原酶基因(

nor

Z或

nor

VW)，一氧化二氮还原酶基因(

nos

Z)等(Orellana

etal

,2018)。其中，传统的反硝化理论是厌氧条件下的异养反硝化。

而最近好氧反硝化菌的发反硝化提供了另外的可能路径，为污水处理系统中在同一反应池中完成硝化和反硝化提供了可能此外，正如人工湿地固体碳源所述，利用无机物作为电子供体，可现，为以驱动硫自养、氢自养、铁自养等自养反硝化过程。

而在DNRA过程中，亚硝酸盐被还原为铵，进而可被其他微生物生长利用，N最终被留在系统中脱硫单胞菌目中的索氏菌属(

Thauera

)、嗜氢胞菌(

Hydrogenophaga

)、希瓦氏菌属(

Shewanella

)和地杆菌属(

Geobacter

)的细菌是驱动DNRA重要的微生物。

DNRA过程通常被细胞色素C亚硝酸盐还原酶(ccNIR)所驱动，

nrf

A通常被作为其标记功能基因。通常厌氧反硝化和DNRA是共存的，而DNRA微生物比厌氧反硝化的厌氧程度更高。但是，影响这两种竞争机制的主要因素不是由DO决定的，而是有机物的约束。

DNRA只有在C:NO3–-N>12的条件下才可以单独发生，近年来，在污水处理中发现了可以将氨氮直接转化为硝态氮的完全氨氧化菌，打破了近百年来两段式硝化反应的传统认知。

这类菌既能产生氨氧化酶，又能产生亚硝酸盐氧化还原酶，可独立完成氨到硝酸盐的转化，它们和亚硝酸盐氧化菌同属硝化螺菌属(

Nitrospira

)。

可以利用一对通用引物检测它们在不同生态系统的丰度和种类组成。Comammox具有复杂的生态位。

研究表明，Comammox与传统的硝化微生物可以共存，但存在对底物的竞争，Comammox对铵氮的亲和力较高，在低铵氮的环境下，Comammox可以竞争过AOA和AOB。

随着盐度的增加，人工湿地对氨氮、亚硝酸氮和总氮的去除率明显下降，其原因可能是高盐的胁迫抑制了某些氮代谢功能菌的生长和活性，只有耐盐的菌才能在海水人工湿地中存活下来，并发挥作用。

因此，海水人工湿地中的微生物种类组成和菌群活性有其独特的特点，人工湿地中的微生物群落对盐胁迫的响应。

结果表明，微生物群落结构和丰度也因盐度不同而变化，具有反硝化功能的一些细菌(如节杆菌属

Arthrobacter

sp.)在有盐湿地中的丰度明显低于无盐的湿地。但除此之外，目前，关于真正海水人工湿地中氮代谢菌的研究还相当少见。

很有必要利用这些分子生态学技术对微生物驱动下的海水养殖尾水人工湿地系统内的脱氮的微生物及其关键功能基因进行深入的研究，形成更加清晰的认识。

海水人工湿地的运行调控

与其他废水相比，海水养殖废水量大、污染物含量低，C/N低，不利于微生物的反硝化作用，从而降低了人工湿地对NO3–-N的去除效率。

据报道，当污废水中的C/N<3.4时，反硝化过程就会因碳源不足而受到抑制。郑冰冰等(2020)利用AO/MBBR反应器处理海水养殖废水时发现，C/N由12降至1的过程中，氨氧化、亚硝酸盐氧化相关酶活性不受影响。

而反硝化酶在C/N＜5时会受到抑制，导致NO3–-N积累严重。对此，可以在人工湿地内部投加液体碳源，如葡萄糖、甲醇等。

但因液体碳源易流失、消耗快，从而导致处理效果不佳，而且此种方法成本较高，部分外加物质具有致病性，存在二次污染的风险。

此外，也可以利用固体碳源，如将天然黄铁矿作为人工湿地底部基质促进硫自养反硝化的发生，或者利用高分子缓释碳源如聚已酸内酯(PCL)、聚乳酸(PLA)等。

利用黄菖蒲(

Irispseudacorus

L.)凋落物强化潜流人工湿地处理模拟低C/N城市污水处理厂尾水，发现人工湿地中添加黄菖蒲凋落物对氮的去除能力达796.20~1278.90mgN/(m2·d1)。

溶解氧是影响人工湿地脱氮效能的一个关键因素，会直接影响硝化细菌和反硝化细菌的生长。研究表明，充足的氧可以通过促进硝化反应而增加NH4+-N的去除率，一般认为，当DO约为1.5mg/L时，硝化作用就可以顺利进行。

但氧过量时去除率反而会有所下降，同时，溶氧浓度过高会破坏反硝化反应需要的厌氧环境，从而降低TN去除效率并增加温室气体N2O的排放量。

对海水养殖水体来讲，为了保持养殖物的活性需要连续对其进行曝气，例如凡纳对虾养殖池需要保证7~8mg/L的DO，海水养殖尾水通常也具有较高的DO。

因此，在海水人工湿地供氧调控模式选择上，如果在湿地内部连续供氧则会导致DO过高，而采用间歇曝气则可以在湿地内部营造一种交替的好氧和缺氧环境，分别促进好氧硝化和缺氧反硝化作用。

在水力停留时间为3d的情况下，对NH4+-N、TN和COD的去除率较常规潜流人工湿地系统分别提高了74.1%、56.4%和18.1%。

保持每天2h1.0L/min的间歇供氧可以达到人工湿地畜禽养殖废水处理的理想效果。此外，王艳艳等(2017)研究表明，潮汐式间歇进水，可提高复合垂直流海水人工湿地系统对NH4+-N、NO3–-N和DIN的去除率，是一种有效的系统调控手段，且发现在实验范围内间歇12h最为合理。

由此可见，精准调控人工湿地的供氧模式和供氧量，优化系统内部不同时空的溶氧分布，是未来人工湿地系统脱氮技术的发展趋势。

但这些调控手段的作用对象是系统内的脱氮微生物，而目前针对海水人工湿地中脱氮菌群组成、分布和代谢活性的变化过程，及其对这些供氧调控手段的响应关系尚不清楚，更谈不上认识调控手段的作用机理。

而且，海水人工湿地系统是否也存在可在溶解氧较高条件下完成反硝化过程的好氧反硝化菌及可直接实现短程硝化反硝化过程的厌氧氨氧化菌，如何改进供氧模式充分发挥这些菌的作用，都有待进一步探究。

海水人工湿地的水力运行条件对其脱氮效果具有重要影响，水力负荷(HLR)过大，会导致湿地对污染物的截留能力降低，但过小的HLR则易使基质堵塞，脱氮能力也会下降。

水力停留时间(HRT)与人工湿地微生物群落的构建息息相关，湿地内部合适的氮循环微生物群落的形成需要较长的HRT，在人工湿地净化过程中，也需要保证微生物与水体之间充分的接触时间。

但过高的HRT通常会使基质内部出现大面积的死水区，反而会降低人工湿地的去污性能，同时也会造成其占地面积大、资金投入高。

研究发现，人工湿地的水力条件对植物的生长也具有显著影响，进而影响湿地植物的净化效率。其中，水深是影响湿地植物生长的主要的水力因素之一。

结语

海水养殖尾水人工湿地处理系统的构建可以借鉴淡水人工湿地的最新研究结果和运行经验，但海水养殖尾水的高盐度和低C/N的特点决定了其特殊性要求，需要针对性地进行研究。

今后可重点在以下几个方面深入研究：海水对基质吸附和解析氨氮等营养盐的影响，具有缓释碳源或驱动自养反硝化功能基质的筛选和应用技术耐盐植物的营养盐吸收能力及其根系微生物群落结构和脱氮功能研究。

基质内脱氮微生物群落组成时空分布特征及功能基因代谢活性研究脱氮微生物代谢活性对间歇曝气、潮汐流等不同供氧调控模式的响应，以此为基础的最佳供氧模式、水力停留时间和水力负荷的研究等。

通过深入研究，不仅可以揭示海水养殖尾水人工湿地处理系统中氮循环菌群组成及其动态演替规律、各功能基因活性的动态变化规律，而且能为今后海水养殖尾水处理系统运行工艺优化、脱氮效能提高和海洋脱氮生物资源开发利用提供理论依据。

进而突破养殖尾水净化处理的技术瓶颈，提高人工湿地脱氮的综合能力，形成可广泛推广的海水净化技术，在推动海水养殖业可持续发展的同时，保护海洋生态环境，实现陆海统筹发展。