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人工湿地由植物、基质和微生物组成，主要通过过滤、吸附、沉降、植物吸收和微生物转化等方式净化污水[1]。由于其投资省、能耗低、适用于多种污染物去除、且具有良好的景观效果等特点，已被广泛用于各类污水处理[2]。传统人工湿地利用碳源作为电子供体通过生物异养反硝化去除污水中的N，通常存在生物可利用碳源不足的问题，这限制了人工湿地的污水脱氮效率，为了提高污水的处理效果，往往需要外加碳源为反硝化过程提供电子供体[3-4]。目前，常用的外加碳源为甲醇、乙酸、乙酸钠等，不仅增加了污水处理成本，而且可能导致二次污染等问题[5]。因此，如何强化人工湿地中反硝化过程，尤其是自养反硝化对湿地脱氮具有重要意义。
铁碳(Fe-C)填料能通过微电解过程和吸附作用净化污水。一方面，铁碳微电解过程中可自发产生氢原子和Fe2+，快速稳定地为自养反硝化细菌提供电子供体，增强反硝化过程[6-7]。另一方面，铁碳填料微电解过程和阴极活性炭的吸附作用能有效增强人工湿地中COD及含氮污染物的去除能力[8]。此外，铁碳填料还能提高相关功能微生物群落的丰度与功能酶的数量[9]。赵仲婧等[10]研究发现，铁碳微电解人工湿地能显著提高TN和COD的去除效果。ZHENG等[11]利用人工湿地系统与铁碳微电解系统联合处理污水，增强了对C、N、P的去除。基质作为人工湿地中主要的构成部分，在污染物去除过程中起着至关重要的作用[12]。单一填料易受到填料自身缺陷的影响，而基质填充的合理组合能有效提高人工湿地基质层的均匀性，减少死水区[12]。天然沸石是典型的硅铝酸盐矿物，因其独特的结构和较大的比表面积而具有良好的吸附性、稳定性、化学反应性和离子交换能力，被广泛应用于污水处理[13-14]。ZHANG等[15]研究发现与陶粒、熔岩相比，利用沸石作为天然人工湿地的主要基质可通过增强吸附作用和和强化反硝化过程进而实现高效的脱氮性能。韩东旭等[16]采用铁碳微电解串联天然沸石技术处理黑臭水体，结果表明NO3−-N、NH4+-N和COD平均去除率分别为91.85%、88.60%和89.70%。此外，有研究表明，与铁碳-砾石相比，铁碳-沸石复合填料能够提升人工湿地的脱氮效率并减少CH4和N2O排放[10]。由此可见，铁碳与沸石复合填料为基质的人工湿地具有较大的污水处理及温室减排潜力。
传统人工湿地溶解氧(DO)供应有限，这限制了有机物氧化、氨化和硝化等微生物代谢过程，导致传统人工湿地TN去除率较低[17-18]。尽管人工曝气可以提高人工湿地系统中O2的可用性，但有研究认为，O2的存在不仅会抑制NOx还原酶的活性，还会作为电子受体消耗湿地系统中的电子供体，抑制自养反硝化过程[5]。因此，若想实现人工湿地系统中同步硝化和反硝化，提高TN去除效率，需要适当的好氧-厌氧空间[18]。在反硝化之前单独设立一个好氧硝化空间会增加运行成本，而改变曝气位置，构建半程曝气人工湿地，可以在湿地内形成独立的好氧-厌氧空间，为硝化和反硝化提供反应场所，提高TN去除率[19]。有研究[18]表明，全程曝气人工湿地基质中具有明显的氧分布分层，而半程曝气有利于氧气均匀分布，提高湿地内的氧可用性。
目前，关于人工湿地曝气位置及铁碳-沸石人工湿地的研究较少。因此，本研究拟根据曝气位置与铁碳-沸石填充体积比构建不同的铁碳-沸石人工湿地，探究曝气位置及铁碳沸石体积比对铁碳-沸石人工湿地水质净化、温室气体排放及微生物群落的影响，确定铁碳-沸石最佳填充比和曝气位置，以期为提高人工湿地污染物的去除率及其温室气体减排提供更多理论参考。
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实验地点位于重庆市北碚区西南大学资源环境学院日光温室中，采用仿真垂直潜流人工湿地系统。实验装置如图1所示，材料为聚乙烯塑料，其内径和高度分别为30 cm和60 cm，其中每个装置底部设5 cm厚的砾石承托层，承托层上根据不同比例依次添加铁碳微电解填料及沸石，填充厚度为45 cm。砾石为普通建筑用青石购于重庆北碚某石料厂，铁碳微电解填料购自郑州众邦水处理有限公司，铁碳比为65%，粒径为10~30 mm；沸石为购自河南景盈水处理材料有限公司的天然斜发沸石，其粒径为5~10 mm，所买填料水洗风干后进行填充。实验装置按曝气位置分为2类，第Ⅰ类为全程曝气(FxTy)，第Ⅱ类为半程曝气(FxTy -P)，全程曝气装置在底部安装微孔曝气管，半程曝气装置在中部安装，并用塑料软管连接曝气泵，通过流量控制计、空气开关控制曝气量及间歇曝气时长。每类根据铁碳-沸石不同填充比分别设4组湿地装置，包括湿地A组：F8T2和F8T2-P(铁碳-沸石体积比为2:8)；B组：F6T4和F6T4-P(铁碳-沸石体积比为4:6)；C组：F4T6和F4T6-P(铁碳-沸石比为4:6)；D组：F和F-P((对照，全沸石填充)，共计8个人工湿地系统。每个人工湿地装置中央设三根长度、直径分别为60 cm、4 cm的PVC穿孔管，位于中心处的一根用于进水、虹吸排水以及水样采集，其余两根填充与人工湿地系统相同的填料，以便湿地基质和微生物的采集。湿地植物选用野生菖蒲(Acorus calamus L.)，取自北碚区某水库，种植密度为30 株·m−2。进水采用人工配制的模拟污水，进水C/N比为7:1，具体污水配制成分依据赵仲婧研究所示[10]。进水所含的COD、NH4+-N、NO3−-N、TN质量浓度分别为：(420.62±1.65)、(40.94±1.29)、(20.65±0.25)和(61.84±2.27) mg·L−1。人工湿地系统选用间歇曝气，水力停留时间为2 d，周期内共曝气4 h(每天上午11:00-12:00，晚上22:00-23:00)，曝气量为0.8~1.0 mL·min−1。
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人工湿地装置运行时间为2021年5月至12月。待人工湿地运行稳定后，每2 d进行一次水样采集与测定，采样时间固定在09:00~10:00。利用水质参数测定仪(SG98型梅特勒-托利多，瑞士)测定DO、水温、pH和氧化还原电位(ORP)，COD、NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N和TN的测定按照水和废水的国家标准分析方法进行。温室气体的采集采用静态暗箱法，每月采集2~3次，气样采集及分析具体操作详见参照文献[10]。系统运行结束后，选取湿地中央的PVC穿孔管中不同基质层的基质，用磷酸盐缓冲溶液(PBS)冲洗基质表面的生物膜，将上述PBS与生物膜的混合悬浮液经高速离心后取沉淀物，将沉淀物冷藏后送至上海美吉生物医药科技有限公司进行分析。
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本研究通过绝对荧光定量PCR技术(qPCR)测定了nirK和nirS(反硝化细菌功能基因)、nosZ(氧化亚氮还原酶功能基因)、mcrA(产甲烷菌功能基因)、pmoA(甲烷氧化菌功能基因)的丰度，探究不同人工湿地中功能基因丰度的差异，qPCR分析的具体引物及反应条件参见文献[20]。采用高通量测序技术对各人工湿地系统内微生物群落结构与多样性差异进行分析。
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使用Microsoft Excel 2016和Origin Pro 9.1软件进行图表绘制，在SPSS 26.0中进行数据统计分析，显著性检验采用One-way ANOVA方法(P<0.05为达到显著性水平；P<0.01为达到极显著水平)。在上海美吉生物医药科技有限公司的I-Sanger云平台进行微生物的分类学分析和多样性分析。
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1) DO。不同人工湿地系统稳定运行期间出水DO含量如表1所示。半程曝气人工湿地的出水DO整体显著高于全程曝气人工湿地(P<0.05)，曝气位置改变对本实验中出水DO质量浓度有重要影响，即半程曝气方式能有效改善湿地中DO的分布，这与WANG等[18]研究结果一致。然而，随着铁碳占比增加湿地内DO的改善效果逐渐减弱，铁碳-沸石体积比为2:8且曝气方式为半程曝气的F8T2-P对系统中DO的改善效果最佳。这是由于铁碳基质中Fe以及微电解过程产生的Fe2+能与氧气发生反应，湿地中DO被不断地消耗，因此随铁碳填充比增加DO含量下降，这与DONG等[21]研究结果一致。
2) COD。各人工湿地系统出水水质及相应去除效率分别如表1和表2所示。从表1和表2中可以看出，各人工湿地系统均具备优异的有机物去除能力，出水COD平均去除率均达到94.5%以上。人工湿地中的有机物主要通过沉降、过滤、吸附和微生物降解等物理、生化机制的共同作用来去除[18]。沸石填料具有多孔结构和高比表面积，对有机物具有较高的吸附能力[22]；同时，人工湿地中铁碳填料微电解过程产生的Fe2+和[H]可通过电化学氧化去除或转化难降解的有机物，提高废水的生物降解性，而活性炭的吸附作用也可有效去除废水中的COD[23–25]，因此，本研究中各组湿地对COD的去除效果均较好。此外，由于半程曝气改善了铁碳-沸石人工湿地中溶解氧环境，有效促进有机物的生物降解[18]，因此，半程曝气人工湿地出水COD值低于全程曝气人工湿地。
3)脱氮性能。由表1可知，与全程曝气人工湿地相比，半程曝气人工湿地F8T2-P、F6T4-P和F4T6-P出水NH4+-N平均质量浓度分别降低了50.40%、54.18%和51.00%，曝气位置不同对人工湿地中NH4+-N的去除具有显著影响(P<0.05)，而随着铁碳基质占比增加，各组人工湿地NH4+-N去除率呈下降趋势。从表2中可以看出，各铁碳-沸石人工湿地均具备高效的NO3−-N去除能力，去除率均达到98%以上，铁碳-沸石体积比和曝气位置不同对NO3−-N的去除率影响并不显著(P>0.05)。TN的变化趋势与NH4+-N保持一致，半程曝气湿地的TN去除效果均显著高于全程曝气人工湿地(P<0.05)，铁碳沸石比为2:8的半程曝气人工湿地表现出最佳NH4+-N、TN去除效率。人工湿地中N去除主要通过微生物硝化过程，其中NH4+-N被氨氧化细菌(AOB)或古菌(AOA)氧化为NO3−-N和NO2−-N，再通过反硝化转化为N2或N2O并释放到大气中[26]。半程曝气人工湿地NH4+-N、TN去除效率显著提升，其原因可能是半程曝气人工湿地形成了空间上的好氧-厌氧区，改善了人工湿地装置中的O2分布，为硝化和反硝化过程提供了适宜的场所，进而提高了NH4+-N、TN的去除率，这与WANG等[18]结论一致。同时，厌氧条件下，铁碳填料可作为电子供体，增强自养反硝化过程，将硝化过程产生的硝态氮进一步还原为N2[27]。而随着铁碳占比增加，NH4+-N去除效率下降，这可能是基质中的Fe及铁碳微电解产物Fe2+与NH4+-N竞争环境中的DO，抑制了NH4+-N的硝化过程[21]。XIE等[28]研究表明Fe也可直接与NO3−反应生产成NH4+(NO3−+4Fe+10H+→4Fe2++NH4++3H2O)，造成NH4+-N平均去除率下降。此外，沸石对NH4+-N具有良好的去除效果[29]。相关研究结果显示，沸石对NH4+-N的吸附容量可达9.64 mg·g−1[30-31]。因此，随着沸石占比增加，对NH4+-N去除呈现促进作用。
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1) CH4。各铁碳-沸石人工湿地运行期间的CH4平均排放通量如表3所示。由表3可知，铁碳和沸石体积比对湿地中CH4的排放产生影响，铁碳-沸石体积比为2:8时，人工湿地CH4的减排效果最好。此外，半程曝气人工湿地的CH4平均排放通量略高于全程曝气人工湿地，但曝气位置改变对CH4排放通量的影响并不显著(P>0.05)。人工湿地中CH4的排放通量是CH4产生、氧化和运输过程共同作用的结果[32]。半程曝气铁碳-沸石人工湿地系统中与CH4和N2O排放相关的功能基因丰度及比值如图2所示，其中mcrA和pmoA基因分别是CH4产生和CH4氧化的关键基因，pmoA/mcrA可用来指示系统CH4生成、氧化和排放[33]。F8T2-P、F6T4-P、F4T6-P中均观察到较低的mcrA基因丰度及较高的pmoA基因丰度和pmoA/mcrA比率，说明铁碳-沸石人工湿地主要通过抑制CH4产生和促进CH4氧化实现人工湿地CH4减排。DO是CH4产生的重要影响因素，产甲烷菌为专性厌氧菌[34]，曝气和铁碳沸石填料改善了人工湿地基质内DO条件，抑制了产甲烷菌的活性。同时，进水COD在好氧微生物和铁碳微电解作用下被快速去除，产甲烷菌缺少可利用的底物，抑制了CH4的产生[35-36]。其次，铁碳微电解填料产生的Fe3+可作为电子受体，促进CH4的厌氧氧化，进一步减少湿地CH4排放量[37]。沸石具有独特的晶体结构，相对发达的孔隙网络和骨架构型使其表现出良好的CH4吸附、存储和氧化能力[38–40]。此外，ZHOU等[40]研究表明沸石的多孔结构改善了局部DO质量浓度，有效促进了CH4的好氧氧化。因此，铁碳-沸石人工湿地具备良好的CH4减排潜力，这与ZHAO等[41]结果一致。而半程曝气人工湿地下部的厌氧空间内，受DO和厌氧反硝化过程的限制，驱动CH4厌氧氧化的电子受体Fe3+、NO3−、NO2−减少[42]，产甲烷菌活性增加，CH4氧化过程受到抑制。但沸石对CH4存在吸附作用，人工湿地下部产生的CH4向上传输过程中，仍可被沿程的活性炭和沸石吸收，有效减少了CH4释放到环境中[43-44]。此外，半程曝气在湿地装置上部形成的独立好氧空间内，好氧甲烷氧化菌能以CH4作为碳源和能源将其转化为CO2[45]。因此，半程曝气人工湿地CH4排放量略高于全程曝气人工湿地，但并不显著。
2) N2O。各铁碳-沸石人工湿地运行期间N2O平均排放通量如表3所示，与全沸石人工湿地F和F-P相比，添加铁碳的人工湿地显著减少了N2O的排放(P<0.05)。与全程曝气人工湿地相比，F8T2-P、F6T4-P、F4T6-P、F-P中N2O排放通量分别显著减少了44.03%、35.62%、44.54%、35.51%(P<0.05)，曝气位置改变对人工湿地N2O排放具有显著影响。人工湿地中的N2O是不完全硝化的副产物和不完全反硝化的中间产物，N的去除与N2O的产生有直接关系[46]。nirK、nirS负责编码亚硝酸盐还原酶，可将NO2−转化为N2O和NO，通常被作为研究反硝化的指标，nosZ基因编码N2O还原酶(nos)，可将N2O还原为N2[47-48]。由图2可知，在半程曝气人工湿地均中观察的丰度较高的反硝化相关功能基因(nosZ、nirK和nirS)，表明铁碳的添加促进了湿地中反硝化菌活性，进而减少了N2O排放。而引起半程曝气人工湿地N2O排放量显著降低的原因如下：首先，半程曝气人工湿地装置下部存在厌氧空间，铁碳微电解过程产生的Fe2+为自养反硝化细菌提供了电子供体，促进自养反硝化进行[6]。DO是硝化过程中N2O产生的重要控制因素，硝化过程中N2O产生的主要途径是NH2OH氧化和氨氮氧化细菌(AOB)反硝化过程[49]。相关研究表明，NO2−的累积与N2O的排放呈正相关[50]，低DO条件下，环境中NO2−累积，AOB通过产生亚硝酸盐氧化还原酶(iNor)将NO2−作为电子受体将其转化为N2O，造成人工湿地N2O排放量增加[51]。其次，有研究认为在低DO及碳源不足的条件下，异养细菌在硝化过程中也可以通过异养反硝化产生N2O[52]。然而半程曝气铁碳沸石人工湿地显著改善了人工湿地DO条件，增加了湿地上部好氧空间内的DO质量浓度，促进硝化过程中NO2−转化为NO3−，抑制了N2O的产生[53]。同时，铁碳微电解作用可以将进水的COD分解为小分子有机物，为异养反硝化提供碳源，进一步降低了N2O的排放通量。
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1) α多样性指数。表4为半程曝气铁碳-沸石人工湿地的微生物α多样性指数。样品覆盖率均达到了99%，说明样品序列被检出的概率极高，本次测序结果能有效代表样品中的微生物的真实情况。Sobs指数代表实际观测到的OTU数，sobs指数越大则湿地系统中OTU数越多。α指数包括Chao1、Ace、Shannon和Simpson指数，Chao1和Ace指数代表物种丰富度，值越大说明湿地系统中微生物物种丰富度越高。而Shannon和Simpson指数反应物种多样性，Shannon指数越大，Simpson指数越小说明该系统群落多样性越复杂。F8T2-P的Shannon、Chao1和Ace指数均为半程曝气湿地组中的最高值，而Simpson指数最低，说明F2T8-P人工湿地系统中的微生物群落丰富度以及多样性最复杂，半程曝气人工湿地中，铁碳沸石体积比为2:8能够显著增加人工湿地中微生物群落的丰富度和多样性(P<0.05)。但随着铁碳-沸石体积比增加，微生物群落丰富度呈现下降趋势。人工湿地铁碳-沸石基质和曝气位置有效改善了湿地中DO分布，而活性炭和沸石疏松多孔和较大的比表面积有利于微生物附着，同时活性炭和沸石吸附的有机物质可供微生物生长代谢[27,41]。先前的研究表明，来自大气复氧、根系分泌及间歇曝气的产生的DO促进铁的钝化，在铁碳表面形成铁氧化物，如Fe2O3和Fe3O4[8,54]。本研究中，铁碳填充于半程曝气人工湿地下部，随着铁碳体积增加，上层的铁碳填料易受DO的影响形成氧化铁层，而致密的氧化铁层不利于基质中微生物群落附着生长，进而减少了微生物群落结构丰富度和多样性，这与ZHANG等[55]研究结果一致。
2)门水平微生物群落结构。为进一步探讨半程曝气铁碳沸石人工湿地微生物群落结构，通过高通量测序对半程曝气铁碳沸石人工湿地微生物群落进行检测。半程曝气湿地系统F8T2-P、F6T4-P、F4T6-P、F-P在门水平上的微生物群落结构如图3所示。对相对丰度较高的前12个门进行分析，其余归为其它门(Others)。在半程曝气铁碳-沸石人工湿地中，放线菌门(Actinobacteriota)和变形菌门(Proteobacteria)是优势菌门，其次是Patescibacteria菌门、绿弯菌门(Chloroflexi)、拟杆菌门(Bacteroidota)、酸菌门(Acidobacteriota)、脱硫酸菌门(Desulfobacterota)。放线菌门主要包含有反硝化功能细菌，一些放线菌可以通过反硝化作用将NO3−和NO2−转化为N2[56]。其次是变形杆菌，变形杆菌是革兰氏阴性菌，多为兼性或专性厌氧菌，在生物反硝化系统中的有机物降解、硝化和反硝化的去除中发挥重要作用，变形杆菌和放线菌都可以分解有机物并去除COD[2]。绿弯菌门在自然界中分布广泛，参与C、N、S等元素的生物地球化学循环，目前已有证据表明绿弯菌参与了硝化作用中NO2−的氧化[57]。拟杆菌门是污水处理厂中与反硝化和铁循环相关的主要细菌，而酸菌门是反硝化细菌所属的重要门类[1,58]。在半程曝气湿地组内优势菌门均与硝化、反硝化过程密切相关，其中铁碳-沸石复合基质的人工湿地内放线菌门和变形菌门均显著高于全沸石人工湿地(P<0.05)，表明铁碳添加有利于硝化、反硝化细菌的生长，并有助于扩大这些细菌的优势，这与人工湿地F8T2-P、F6T4-P和F4T6-P较F-P更高的脱氮性能一致。
3)属水平微生物群落结构。与污水净化相关的前15个属水平的微生物相对丰度如图4所示，在属水平上，半程曝气铁碳-沸石人工湿地优势属为TM7a、丙酸菌属(Propionicicella)、微白霜菌属(Micropruina)、unclassified_f__Comamonadaceae、norank_f__norank_o__Saccharimonad、Tetrasphaera和Azospira，占序列总数的37.9%~44.9%。为更好地研究半程曝气中微生物群落对人工湿地污水进化及温室气体减排效率的影响，研究对比了各湿地系统中与硝化、反硝化过程密切相关的细菌相对丰度，主要包括：硝化螺旋菌属(Nitrospira)、Thauera菌属、Denitratisoma菌属和脱氯单胞菌(Dechloromonas)。在F8T2-P中的相对丰度分别为0.11%、1.31%、2.52%和0.52%；在F6T4-P中的相对丰度分别为0.07%、1.22%、1.28%和0.60%；在F4T6-P中的相对丰度分别为：0.05%、1.18%、1.40%和0.67%；在F-P中的相对丰度分别为：0.07%、1.56%、1.73%和0.73%。F8T2-P湿地内Denitratisoma、Micropruina、Nitrospira等与C、N去除相关的关键菌属丰度最高，这与F8T2-P表现出最佳的COD、TN去除效果一致。Micropruina是一种可以利用葡萄糖并在细胞内存储大量糖原的聚糖菌，该菌属可以利用硝酸盐作为氮源进行生长，完成硝酸盐到亚硝酸盐的氮转化[59]。丙酸菌属(Propionicicella)属于放线菌门，是一种水解发酵细菌，能够分解有机物并释放碳源进行反硝化[60]。此外，湿地组Ⅱ中检测到与硝化/反硝化作用密切相关的菌属，其中，Nitrospira是革兰氏阴性菌，在硝化作用中起关键作用[2]。Thauera菌属和Denitratisoma菌属是自养反硝化细菌，可利用铁碳微电解过程提供的电子进行自养反硝化[58]。Denitratisoma菌属能将NO3−还原为N2，不仅能减少了中间产物NO2−的积累，还减少了N2O的排放。在半程曝气人工湿地装置中观察到脱氯单胞菌(Dechloromonas)的相对丰度较高，而脱氯单胞菌可以促进硝酸盐还原为N2，同时参与Fe(Ⅱ)的氧化，显著影响Fe和N循环之间的平衡[8]。在半程曝气铁碳沸石人工湿地中的优势菌属有利于碳循环和反硝化，这可能是其C、N污染物去除率提升且N2O排放量显著下降的原因。
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1)铁碳-沸石人工湿地的COD、NO3−-N去除率均达到了94.5%以上；与全程曝气相比，半程曝气显著提升了铁碳人工湿地DO含量，显著降低了出水中NH4+-N和TN质量浓度，其中NH4+-N出水平均质量浓度降低了50.40~54.18%，半程曝气且铁碳-沸石体积比为2:8的人工湿地F8T2-P水质净化性能最佳。
2)曝气位置对铁碳-沸石人工湿地CH4排放影响并不显著，铁碳-沸石体积比为2:8时，人工湿地CH4的减排效果最好；相较于全程曝气人工湿地，半程曝气显著减少了人工湿地35.51%~44.03%的N2O排放，其中铁碳-沸石体积比为2:8的半程曝气人工湿地系统对N2O的减排效果最佳，有效实现了铁碳沸石人工湿地的进一步优化。
3)半程曝气条件下，铁碳微电解填料添加影响功能基因丰度和微生物群落结构。F8T2-P中pmoA/mcrA比值最高，通过抑制CH4产生和促进了CH4氧化实现了CH4的减排。同时，F8T2-P人工湿地中优势菌属Micropruina、Propionicicella、Nitrospria、Thauera、Denitratisoma、Dechloromonas有利于更充分的硝化和反硝化过程发生，进而实现N2O的减排。
曝气位置对铁碳-沸石人工湿地污染物去除和温室气体排放的影响及微生物群落分析
Effects of aeration location on water purification and greenhouse gas emission of iron-carbon-zeolite constructed wetland and its microbial community
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摘要: 为探究曝气位置与铁碳-沸石填充体积比对人工湿地污水净化及温室气体排放的影响，根据曝气位置和铁碳-沸石填料体积比不同构建了8个人工湿地，其中全程曝气处理分别为：F8T2(80%沸石+20%铁碳)、F6T4(60%沸石+40%铁碳)、F4T6(40%沸石+60%铁碳)、以及对照组F(100%沸石)；半程曝气人工湿地分别对应为：F8T2-P、F6T4-P、F4T6-P和F-P。对人工湿地系统出水水质、温室气体和微生物群落进行分析测定。结果表明，与全程曝气相比，半程曝气显著提升了各人工湿地上层水中DO的含量(P<0.05)，COD和NO3−-N去除率均达到94.5%以上，F8T2-P、F6T4-P和F4T6-P出水中NH4+-N平均质量浓度分别显著降低了50.40%、54.18%和51.00%(P<0.05)。曝气位置对铁碳-沸石人工湿地CH4排放影响并不显著，但显著减少了N2O的排放(P<0.05)。相较于全程曝气人工湿地，F8T2-P、F6T4-P和F4T6-P中N2O排放通量分别显著降低了44.03%、35.62%和44.54%(P<0.05)。添加铁碳增加了pmoA、nosZ、nirS和nirK基因丰度，降低了mcrA基因丰度，这些基因与反硝化过程和温室气体排放有关；同时，F8T2-P、F6T4-P和F4T6-P中优势菌属Micropruina、Propionicicella、Nitrospria、Thauera、Denitratisoma、Dechloromonas有利于硝化和反硝化反应的进行。半程曝气且铁碳与沸石体积比为2:8的人工湿地，具备最佳的污染物去除和温室气体减排潜能。Abstract: In order to explore the effects of aeration position and volume ratio of Fe-C to zeolite on pollutant removal and greenhouse gas (GHG) emissions in Fe-C-zeolite constructed wetlands, eight constructed wetlands with different aeration positions and Fe-C zeolite filling ratios were constructed as follows: (1) whole-way aeration constructed wetlands included F8T2 (80% zeolite+20% Fe-C), F6T4(60% zeolite+40% Fe-C), F4T6(40% zeolite+60% Fe-C), and control group F(100% zeolite); (2) half-way aeration constructed wetlands included F8T2-P, F6T4-P, F4T6-P and F-P. The changes in effluent quality and fluxes of CH4 and N2O were tested, then microbial communities in half-aerated constructed wetlands were analyzed. The results showed that comparing with whole-way aeration constructed wetlands, half-way aeration constructed wetlands significantly increased DO concentration in upper water layer of the constructed wetland (P<0.05), and the COD and NO3−-N removal rates reached over 94.5% in both groups, the average concentrations of NH4+-N in effluent of F8T2-P, F6T4-P, and F4T6-P decreased significantly by 50.40%, 54.18%, and 51.00%, respectively (P<0.05). Aeration position had no significant effect on CH4 emission from Fe-C-zeolite constructed wetlands, but significantly reduced N2O emission (P<0.05). The N2O fluxes of F8T2-P, F6T4-P, and F4T6-P were significantly reduced by 44.03%, 35.62% and 44.54%, respectively (P<0.05), compared with the whole-way aeration constructed wetlands. The presence of Fe-C increased the abundances of pmoA, nosZ, nirS, and nirK genes and decreased the abundances of the mcrA gene, which were involved in denitrification and GHG emissions. Meanwhile, the dominant genera Micropruina, Propionicicella, Nitrospria, Thauera, Denitratisoma, and Dechloromonas in F8T2-P, F6T4-P, and F4T6-P favored the nitrification and denitrification reactions. The constructed wetland with half-way aeration and a 2:8 volume ratio of Fe-C to zeolite had the best potential for high pollutant removal and low greenhouse gas emissions.
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图 2 人工湿地基质中功能基因丰度及比值
Figure 2. Abundance and ratio of functional genes in the substrates of constructed wetlands
图 3 半程曝气人工湿地门水平微生物群落相对丰度
Figure 3. Relative abundance of microbial communities at phylum level in half-way aeration constructed wetlands
图 4 半程曝气人工湿地属水平微生物群落相对丰度
Figure 4. Relative abundance of microbial communities at genus level in half-way aeration constructed wetlands
表 1 人工湿地出水水质
Table 1. Effluent quality of constructed wetlands mg·L−1
曝气方式 处理 COD TN NH4+-N NO3−-N DO 全程曝气 F8T2 22.88±1.37 5.15±0.34 4.98±0.18 0.11±0.17 0.44±0.06 F6T4 17.98±1.00 6.97±0.31 6.70±0.25 0.09±0.16 0.41±0.20 F4T6 19.87±1.12 10.95±0.47 10.45±0.24 0.17±0.50 0.36±0.18 F 19.90±1.39 16.72±0.60 15.96±0.46 0.38±0.11 0.12±0.14 半程曝气 F8T2-P 21.36±1.63 2.72±0.26 2.47±0.10 0.15±0.06 0.72±0.17 F6T4-P 15.19±1.16 3.29±0.26 3.07±0.10 0.13±0.09 0.61±0.15 F4T6-P 17.38±1.50 5.71±0.41 5.12±0.20 0.12±0.05 0.52±0.15 F-P 18.39±0.79 10.97±0.47 9.60±0.35 0.46±0.25 0.36±0.24 
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表 2 出水水质指标平均去除率
Table 2. Average removal efficiency of water quality indices in effluent %
曝气方式 处理 COD TN NH4+-N NO3−-N 全程曝气 F8T2 94.55 92.27 87.82 99.12 F6T4 95.80 89.38 83.72 99.21 F4T6 95.23 82.88 74.56 98.81 F 95.30 73.69 61.30 98.87 半程曝气 F8T2-P 94.91 95.55 93.90 99.25 F6T4-P 96.38 94.46 92.40 99.35 F4T6-P 95.86 90.68 87.42 99.41 F-P 95.63 82.11 76.44 97.68
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表 3 人工湿地温室气体排放通量
Table 3. Greenhouse gas fluxes of constructed wetlands
曝气位置 人工湿地 CH4/(mg·(m2h)−1) N2O/(μg·(m2h)−1) 全程曝气 F8T2 0.220±0.06 167.031±30.19 F6T4 0.263±0.11 222.512±70.64 F4T6 0.527±0.17 438.969±142.74 F 0.400±0.08 651.539±201.90 半程曝气 F8T2-P 0.244±0.13 93.485±15.98 F6T4-P 0.329±0.10 143.257±23.31 F4T6-P 0.576±0.05 243.465±11.28 F-P 0.330±0.03 420.171±63.31
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表 4 半程曝气人工湿地α多样性指数
Table 4. The α diversity index of half-way aeration constructed wetlands
人工湿地 指数 Sobs Ace Chao 1 Shannon Simpson Coverage F8T2-P 2 029 2 598.22 2 574.28 5.32 0.024 5 0.99 F6T4-P 1 661 2 265.72 2 216.46 4.73 0.037 5 0.99 F4T6-P 1 639 2 317.24 2 283.11 4.98 0.024 5 0.99 F-P 1 869 2 441.16 2 416.05 4.82 0.053 9 0.99
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