投饵型海水养殖业的规模化及迅猛发展会产生大量的养殖尾水，未经有效处理的养殖尾水会污染近海海域，直接或间接导致近海海域富营养化，进而威胁海洋生态环境质量。人工湿地是处理养殖尾水的热点工艺之一，净化过程主要是利用基质填料、植物、微生物的物理、化学和生物间的三重协同作用，通过过滤、吸附、植物吸收和微生物分解等过程实现对污染物的高效处理[1]。此外，人工湿地具有耗能低、投资小和耐冲击负荷等优点[2]，可以更好地应对海水养殖尾水水量较大、污染物负荷波动大等问题[3]。因此，人工湿地被视为最具应用潜力的海水养殖尾水处理工艺之一。
根据废水在人工湿地系统内部的水流方式可以将人工湿地分为表面流和潜流人工湿地，其中，潜流人工湿地又可分为水平流人工湿地和垂直流人工湿地[4-5]。后期，为了将水平流和垂直流的优点融合，中科院水生生物研究所研发了复合流人工湿地[6-8]。然而，海水人工湿地的构建是一个复杂的过程，其结构组成及运行状况的变化会直接影响其处理效果。本文综述了人工湿地的组成和运行参数等因素对其处理海水养殖尾水效果的影响研究进展，分析了提高人工湿地净化能力的有效方式，以期为人工湿地的深入研究和广泛应用提供参考。
1 海水人工湿地的结构组成对净化污染物效果的影响
人工湿地内部主要包括植物、基质和微生物，其处理效果也跟三者的种类和组成息息相关[1-2]。
1.1 植物
海水养殖尾水具有一定的盐度，选择合适的耐盐植物是影响海水人工湿地净化性能的关键因素之一[9]。在人工湿地处理系统中，常用的耐盐植物包括挺水植物、湿生植物和沉水植物等，其中，挺水植物包括芦苇[10-12]、美人蕉[12]、再力花[13]、水葱[13-14]、香蒲[14]和鸢尾[15]，湿生植物包括香根草[16]和盐角草[17]等，沉水植物包括白骨壤[18]、秋茄[18]和桐花[18]等。
1)单一植物的海水人工湿地净化效果。不同植物的耐盐性和处理效果各异，这与不同植物具有各异的生理特征有关，表1列举了几类耐盐植物的适宜生存条件及其对污染物的去除效果。挺水植物具有发达的根系，使其在养殖尾水净化能力方面优于浮水植物，且同属于挺水植物的互花米草相对于芦苇具有更为发达的根系，泌氧能力强，可为微生物提供更适宜的有氧环境，使之对含氮污染物及有机污染物产生更好的去除效果[19]。湿生植物繁殖能力强，可以将水中污染物作为自身的营养物质，对其进行显著的吸收和净化。有研究表明，挺水植物互花米草在人工湿地长期运行条件下的生长状况和适应性不及湿生植物盐角草和沉水植物秋茄的生长状况[18]，这说明在筛选耐盐植物时应兼顾耐盐植物的处理效能及长期适应性和稳定性。此外，沉水植物的茎叶不仅可以直接吸收营养物质，还能充当载体，可为微生物、藻类等生物提供附着场所[20]。与挺水植物相比，沉水植物根系和茎分泌物中的木质素较低，可为反硝化菌提供更易降解的代谢物质，有利于去除富营养化水体中的氮[21]。沉水植物主要通过与浮游植物竞争光和吸收氮磷等营养盐来净化水体[22]。种植沉水植物的人工浮床湿地在较冷的气候条件下，净化性能较弱，但通过曝气和扩大面积，可以显著提高废水中污染物的去除效果，使水质得到明显改善[23]。种植沉水植物密螺旋藻，可通过向水体中释放氧气来增加水体含氧量，从而间接增强人工湿地中功能性微生物对废水的净化性能[24]。
表1 植物的耐盐能力及对应人工湿地的净化性能
Tab.1 Salt tolerance of plants and purification efficiency of corresponding constructed wetlands
植物plant耐盐能力salinity resistance ability人工湿地的净化性能purification efficiency of constructed wetlands参考文献references互花米草(Alternifloraalterniflora)盐度为5^35时长势良好互花米草人工湿地对氨氮的去除率较高(95%),且在同等盐度条件下对化学需氧量(COD)的去除效果优于芦苇人工湿地许永辉等[19]、高锋等[27]盐角草(Salthorn grass)耐盐能力强于芦苇盐角草人工湿地对氨氮和亚硝态氮的去除率皆高于互花米草人工湿地钟非等[17]白骨壤(Avicennia marina)盐度为25的对虾养殖尾水环境下长势良好白骨壤人工湿地对总氮的去除率为80%,优于秋茄人工湿地,且对氨氮的去除效果最佳虞丹君等[18]、吕瑞源[28]秋茄(Kandeliacandel)盐度为30的高盐环境下也可生长秋茄人工湿地对COD和氨氮的去除率均在65%左右;在一定盐度的养殖尾水中,也能对氮磷和COD有较好的去除效果胡健楠[29]芦苇(Phragmites australis)盐度为10^15时正常生长;盐度大于20时,基本停止生长;盐度为25时,叶子顶部焦黄,不生长盐度低于15时,芦苇人工湿地对磷酸盐有较好的去除效果;当盐度为15^20时,该人工湿地对氨氮和COD去除率稳定在70%左右高锋等[27]、梁威等[30]碱蓬 (Suaeda glauca)耐盐为0^20,盐度为20时生长最佳盐度为20时,碱蓬人工湿地对总氮、总磷的去除效果达到最佳张敏等[31]
2)混合植物的海水人工湿地净化效果。在自然生态环境中，海水人工湿地往往是以一种植物为主、多种植物为辅形成的小型生态系统。研究表明，在人工湿地中混合种植美人蕉、再力花和鸢尾，可显著提高养殖尾水中氮磷污染物的去除效果[25]。在表面流人工湿地中，按照一定比例搭配种植秋茄和桐花，即使在养殖尾水流量较大且系统部分区域运行状态不稳定的情况下，也能对养殖尾水中的氮磷有一定的去除效果[26]。由此可见，多种植物协同合作有利于提高人工湿地对海水养殖尾水的处理效果，将现有的耐盐植物进行最佳组合，可成为未来的研究方向之一，但其中需要考虑的因素众多，如确定当地优势植物，不同植物种植的比例分配和种植密度等问题。另外，由于不同植物对当地环境的适应能力存在一定差异，还需考虑移植地的地理位置、气候条件等各项因素，通过综合考虑选择适宜的人工湿地植物，才能使植物在海水人工湿地应用中发挥应有的作用。
1.2 基质
基质是海水人工湿地中植物、微生物生存依赖的基础。一方面，基质可以为微生物的生长繁殖提供稳定的依附场所，另一方面，基质具有一定的物理化学性质，如较大的孔隙率和比表面积，可通过吸附、过滤或离子交换等途径净化去除养殖尾水中的氮磷等营养物质[32-34]。可见，基质显著影响海水人工湿地的净化性能。
1)海水人工湿地中基质的类型。有学者对基质的选择和性质进行了深入研究。张超超[32]以石子为基质构建的海榄雌人工湿地，对对虾养殖尾水中的总氮(TN)、氨氮和总磷(TP)的去除率明显高于以牡蛎壳为基质的海榄雌人工湿地。从微生物水平分析，以石子为基质的海榄雌人工湿地中变形杆菌门、浮霉菌门、绿弯菌门、酸杆菌门和硝化螺旋菌门等丰度均显著高于以牡蛎壳为基质的海榄雌人工湿地，因此，使其在脱氮除磷方面更具优势。王加鹏[33]使用煤渣和珊瑚石为基质，构建的人工湿地对海水养殖尾水中磷酸盐的平均去除率显著高于仅以珊瑚石为基质的人工湿地，这主要归因于煤渣具有粗糙的表面和较大的孔隙率，且煤渣富含可吸附磷酸盐的金属阳离子。也有研究表明，在确定基质种类的前提下，页岩的比表面积随着粒径的减小而增大，从而增加了基质表面的吸附点位，并促进了基质表面生物膜的形成，继而间接提高了对氮磷的吸附效果[35]。沸石相比粗砂具有更大的比表面积和孔隙度，故沸石更有利于微生物的附着和繁殖[36]。但是，不同基质表面形成的生物膜质量亦有差异，基质表面的生物挂膜是基质对污染物吸附能力的主要体现[37]。可见，在选择合适的人工湿地基质材料时，不仅要考察不同理化性质的基质对污染物吸附能力的差异，还要考虑基质能否为微生物提供良好的生长环境。
2)基质类型的筛选。在筛选基质时，可借助动力学方程反映基质对污染物去除效果的理论贡献率，以便针对去除不同污染物的需求，更准确地选出所需要的基质类型。张可可[34]利用吸附试验获得各时间段基质对磷的吸附量，拟合出伪二级动力学方程，用以描述细砂、煤渣和砾石3种基质吸附磷的动力学特征，结果显示，煤渣对磷的理论平衡吸附量为109.56 mg/kg，吸附速率常数为0.002，拟合度为0.97，说明该模型对煤渣吸附磷的动力学拟合度较高，比较得出煤渣对磷的吸附能力最佳。黄兆华[38]对比珊瑚砂、钢渣、沸石和砾石对废水中氮磷的等温吸附情况，借助动力学方程对氨氮和磷进行吸附动力学模拟，结果显示，珊瑚砂对氨氮和磷的吸附性能最佳。可见，利用动力学模型模拟和预判基质对污染物的吸附性能具有重要的实践价值。由此可见，加强对基质吸附污染物的动力学模型的建立、选择和优化，对于海水人工湿地的基质筛选及污染物降解特征等研究具有一定的现实意义。
1.3 微生物
1)海水人工湿地中微生物的种类。在人工湿地中，微生物在污染物的去除过程中扮演着重要角色。有学者针对海水人工湿地中微生物菌群结构研究发现，人工湿地中主要的微生物为细菌，按照功能分类主要包括硝化菌、反硝化菌、氨化菌和聚磷菌等。利用相关微生物技术手段分析以上菌群(表2)发现，海水人工湿地中优势菌群主要分布在变形菌门、拟杆菌门和放线菌门[39-40]。
表2 海水人工湿地中主要脱氮菌群
Tab.2 Main denitrogenation bacteria in the constructed wetland
参与作用participatory role优势物种(门水平)dominant species (phylum level)优势物种(属水平)dominant species (genus level)参考文献references氨氧化作用 ammonia oxidation变形菌门亚硝化单胞菌属、亚硝化螺菌属唐小双等[40]硝化作用 nitrification变形菌门、硝化螺旋菌门硝化杆菌属周强[39]、吴俊泽[50]反硝化作用 denitrification变形菌门、拟杆菌门、放线菌门、绿弯菌门和厚壁菌门黄杆菌属、芽孢杆菌属、铜绿假单胞菌属、不动杆菌属、假单胞菌属和固氮弧菌属周强[39]、唐小双等[40]厌氧氨氧化作用 anaerobic am-monia oxidation浮霉菌门厌氧氨氧化菌属张敏等[31]降解有机物 degradation of or-ganic matter变形菌门、放线菌门和绿弯菌门黄杆菌属吴俊泽[50]、王加鹏等[51]
2)环境因素对海水人工湿地中功能性微生物的影响。海水人工湿地系统内部不同位置具有一定的环境差异(如温度、溶解氧和pH等)，不同微生物对最适生态环境的需求不同，使得人工湿地中不同区域分布着不同的功能性菌群。以溶解氧为例，人工湿地中上层的溶解氧含量相对较高，有利于好氧菌的生长繁殖，因此，中上层的硝化细菌、亚硝化细菌和聚磷细菌数量显著高于人工湿地下层，主要占据人工湿地中上层的氨化细菌、亚硝化细菌和硝化细菌在好氧条件下将有机氮依次转化为氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮。人工湿地中上层内的反硝化细菌(主要以兼性厌氧菌和厌氧菌)数量明显低于下层[39]。而位于人工湿地底层的反硝化细菌在厌氧环境下可将亚硝酸盐氮和硝酸盐氮还原为气态氮。
3)基质对海水人工湿地中功能性微生物的影响。微生物和植物生长取决于人工湿地的环境[41]。研究发现，微生物在趋化作用下，附着在基质和植物根茎表面，并通过增殖在基质和植物根系表面形成生物膜[42]。其中，植物根系扎根于基质中，其根际效应影响周边环境，氧气和渗出物通过植物根系转移到根茎表面[43]，并且植物根系通过向周围及基质表面释放氧气，为生物膜的形成提供良好的有氧环境[44]。有研究显示，基质类型对微生物丰度的影响显著，而对微生物多样性影响较小[45]。Xiao等[46]研究发现，添加环保型玄武岩纤维的人工湿地较添加砾石的人工湿地更易富集脱氮菌群，还可减少类似于传统基质材料在系统中堵塞的状况。而孔隙率高、表面积大的基质更有助于氧气的渗透[47]，如多孔基质膨胀黏土较细砾石能为生物膜提供更大的表面积[48]。Hendrikse等[49]研究得出，黄铁矿可增加系统中硫酸盐还原菌的相对丰度，且由于其中硫元素的存在，废水中的重金属离子通过与硫元素作用生成沉淀，从而得到较好的去除。
鉴于不同微生物群落对人工湿地中环境因素的需求不同，因此，应加强考察不同环境因子对海水人工湿地微生物群落结构和多样性等方面的影响，定向富集出耐盐且更高效、稳定降解污染物的功能性菌群。
2 人工湿地运行参数对净化污染物效果的影响
2.1 水力负荷(HRL)
HRL即单位时间内待处理的废水量，是海水人工湿地设计中的一个重要的参数，其显著影响HRT
海水人工湿地对污染物的净化效果[52]。唐小双等[53]利用小型复合垂直流人工湿地系统处理海水养殖尾水，结果发现，较低的HRL(0.1 m/d)有利于提高海水人工湿地系统对TN 的去除效果，较高的HRL(0.5 m/d)会造成上行池出水中亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的积累。这主要是因为提高HRL会缩短人工湿地与养殖尾水中污染物的接触时长，导致基质吸附过滤、植物吸收及微生物降解等过程未充分发挥作用[29]。研究表明，利用海水人工湿地处理模拟对虾养殖尾水的最佳HRL为0.06 m/d，HRL较高(0.09 m/d)或较低(0.03 m/d)均不利于系统对氮磷污染物的去除[34]。在较高HRL条件下，TN与微生物接触不充分，若延长处理时间，则可以提高人工湿地对TN的去除率[54]；而在较低HRL条件下，人工湿地对有机物有较高的去除效果(80%)[55]。由此可见，选择适宜的HRL是保证人工湿地高效处理海水养殖尾水的前提。
2.2 水力停留时间(HRT)
是指海水人工湿地对养殖尾水的处理时长，这是一个重要的水力运行参数，且其会根据人工湿地处理系统的设计和期望的质量水平而变化[2]。HRT的长短同样会显著影响人工湿地对污染物的净化效果。唐小双等[40]在研究复合垂直流人工湿地系统处理海水养殖尾水效能时指出，当HRL为8.8 m/d时，若将HRT从1.5 h延长至4.5 h，有机物能够更充分地被人工湿地微生物消耗，COD去除率可由61.81%提高到86.89%。在红树林人工湿地处理高盐度海水养殖尾水的研究中，同样发现，较长的HRT(2 d)系统的去除效果优于较低的HRT(0.5 d)系统[56]。然而，HRT也不宜设置过长，周强[39]研究发现，在较长的HRT条件下出水中TN的浓度增加，这是因为微生物去除有机物和氮所消耗的溶解氧增多，不利于系统后期的硝化反应过程，导致反硝化作用底物浓度下降，继而影响了人工湿地系统对TN的整体去除效果。因此，适宜的HRT是提高人工湿地净化污染物效率的关键影响因素之一。
3 养殖尾水水质对人工湿地净化污染物效果的影响
3.1 海水养殖尾水污染物类型及负荷
海水养殖尾水中污染物不仅包含由养殖产品代谢物及饵料等释放的氮磷、营养盐、固体悬浮物和有机物，还会存在抗生素等其他污染物，这使得养殖尾水的成分更为复杂，且在多种污染物共存时，各污染物之间的相互作用也会影响海水人工湿地的净化能力。梁银秀[16]利用人工湿地处理海水养殖尾水中氮磷和磺胺甲恶唑(抗生素)等多种混合污染物时发现，湿地出水中含氮化合物出现了明显的累积现象。这是因为人工湿地对氮的去除效果受到了抗生素的干扰，且在此影响下，人工湿地对磺胺甲恶唑的去除率也有所下降。此外，养殖品种和养殖模式的差异也会使污染物负荷有所不同，继而影响海水人工湿地对养殖尾水的净化性能。高锋等[57]研究发现，在适当盐度条件下，当进水COD负荷在12.6～18.9 g/(m2·d)时，红树林人工湿地对COD的去除率较高(约70%)，而当进水COD负荷增加到18.9 g/(m2·d)以上时，会超过人工湿地内基质、植物和微生物的处理能力，导致人工湿地系统对有机物去除效果变差。齐丹等[58]研究发现，潜流型人工湿地对低氮磷负荷养殖尾水中TP的去除率可达75%，而对高氮磷负荷养殖尾水中TP去除率最终仅维持在40%，推测是因为在基质和植物对磷的吸附达到饱和后，较高浓度的磷会抑制部分与除磷相关微生物的活性。Webb等[59]同样发现，海水人工湿地对氮磷的去除率随着无机氮负荷的升高而降低，这是因为在高无机氮负荷下，人工湿地中植物和微生物细胞受到渗透胁迫作用，打破细胞内自由基平衡[60]，继而影响海水人工湿地净化污染物的效果。Weerakoon等[61]研究发现，伞棕榈在人工湿地中对高氮磷负荷的耐受性较好，其生长状况受污染物负荷影响较小，而香蒲的叶片在相同环境下会出现干燥脱水的现象。
综上所述，未来研究应注重考察海水人工湿地在多种污染物复合影响下的净化效果和机理，同时针对不同养殖产品和养殖模式设定适宜的污水负荷。
3.2 海水养殖尾水盐度
人工湿地对海水养殖尾水中有机物的处理效果主要依赖于基质的过滤与吸附、微生物同化作用及植物吸收利用，由于海水养殖尾水具有一定的盐度，而且当盐度超过一定范围时不仅会对微生物代谢有明显的抑制作用，还会破坏植物细胞的离子平衡，使植物生长变缓，影响脱氮除磷效果。因此，养殖尾水的盐度会对海水人工湿地的净化效果产生一定的影响。研究表明，在海水养殖尾水盐度为25时，芦苇生长状况较差，海水人工湿地对磷酸盐的去除率较低(约15%)，而当盐度低于20时，海水人工湿地对磷酸盐的去除率最高，可超过80%[62]。也有研究发现，在低氮磷负荷和高盐度条件下，盐草人工湿地对海水养殖尾水中TN和氨氮的去除率最低[63]。将海水养虾池尾水的盐度由30提升至40时，芦苇人工湿地和碱蓬人工湿地对COD的去除率均有所下降，但是由于两种植物具有较好的耐盐性，对COD的去除率仍可以保持在70%左右[64]。胡健楠[29]将养殖尾水盐度从20提高至40时，碱蓬人工湿地对TN的去除率由90.8%降低至67.6%，脱氮效果变差与硝化作用相关的细菌(如氨氧化细菌等)丰度变化有关，其随着养殖尾水盐度的增加而下降，硝化反应过程受到盐度胁迫的抑制作用，但是盐度变化对TP的去除效果影响相对较小。此外，盐度也会影响基质表面生物膜的形成，从而影响基质对污染物的整体吸附效果，其中，基质表面形成的生物膜比基质本身吸附作用更重要[37]。
4 养殖尾水流动方式和气候条件对人工湿地净化污染物效果的影响
如前所述，人工湿地根据水力条件不同或技术的改进，主要分为表面流、潜流和复合流人工湿地。不同类型的人工湿地各有其特点，对养殖尾水的处理效果也有差异。然而，单独一种类型的人工湿地各自存在一定的弊端[65-66](表3)。如表面流人工湿地系统中生化需氧量(BOD)指标下降不明显，水平流人工湿地中硝化作用受限，垂直流人工湿地中反硝化效果较弱[6]。为了发挥不同类型人工湿地的优势，复合人工湿地系统被研发出来，即将两种或两种以上类型的人工湿地进行组合，形成一个整合的系统。如构建的初级处理池-水平流湿地-熟化池-垂直流人工湿地系统[6]和垂直流人工湿地-水平流人工湿地-表面流人工湿地系统[51]在处理尾水中均取得了较理想的效果。王加鹏[33]和吴俊泽[50]利用复合垂直流人工湿地在净化海水养殖尾水试验方面也取得了较理想的成效。可见，充分利用不同人工湿地的优势，根据目标污染物的去除需求将不同类型人工湿地进行最佳结合，对提高人工湿地处理海水养殖尾水的效果具有一定的参考价值。
表3 不同类型的海水人工湿地特点的比较[66]
Tab.3 Comparison of characteristics of different types of constructed wetlands[66]
湿地类型wetland type水流方式water flow mode可调控水力负荷范围hydraulic load range优点advantage缺点disadvantage垂直流人工湿地vertical undercurrent constructed wetlands基质内垂直流动较高净化废水效果相对较好,不易受气候条件影响,占地面积较小管理较为复杂,操控不便水平流人工湿地horizontal undercurrent constructed wetlands基质内水平流动较高净化废水效果相对较好,受气候条件影响较小,保温效果较好,占地面积较小管理复杂,建造投资较高表面流人工湿地surface flow constructed wetlands表面慢流较低运行简单,维护方便,建造成本较低,对悬浮物的拦截效果较好净化废水效果—般,受季节温度影响较大,容易堵塞,占地面积大
人工湿地植物生长状况和微生物代谢水平受海水养殖尾水盐度等多种环境因素影响，造成人工湿地对污染物去除效果不稳定，不同地区纬度差异使得冬季气候条件亦不相同，其引起的温度变化同样会导致人工湿地净化性能产生波动，尤其是脱氮效果。邹祥旭[67]研究发现，人工湿地浮床在冬季对氮的净化性能较秋季有所降低，其中植物吸收和微生物分解的贡献较大，且冷季型植物的存在一定程度上可以维持根系微生物活性。
有学者对在挪威建立的人工湿地系统研究发现，夏季悬浮物和磷的去除效率最高，秋冬季节的出水中污染物浓度较高，因此，气候条件对人工湿地实际应用具有潜在的影响[68]。张惠[69]利用冷、暖季型的植物分别考察其对人工湿地脱氮性能的影响，发现属于冷季型植物的水芹在秋冬季节能较快适应低温环境，而轮叶黑藻可通过分解来增加水体中的有机碳源，增强反硝化作用。可见，根据气候条件引起的温度变化，筛选出较为合适的耐寒植物，可对提高人工湿地在实际应用中应对不同气候环境的处理能力提供一定的参考。另外，也可引入新型的冬季人工湿地保温方法[70]，如利用余热能管道对人工湿地进行加热，此方法可最大限度地利用能源，同时也能维持人工湿地对废水的处理能力。寒冷气候对人工湿地处理效果的影响是一个综合问题，没有单一的解决方案[71]，未来有必要结合多种方法进行研究，对人工湿地进行合理的设计和优化。
5 强化人工湿地净化海水养殖尾水能力的技术手段
由于海水养殖尾水具有高盐度、低碳氮比等特点，使人工湿地处理海水养殖尾水的能力受限。因此，研究者尝试将海水人工湿地与一定的技术手段或工艺耦合来提高其净化性能(表4)，包括投加耐盐脱氮菌剂[72-73]、投加外加碳源[74-76]和耦合微生物燃料电池系统[77-78]等。研究表明，通过投加耐盐脱氮菌剂[72，80]或生物炭[79-81]可增加系统中功能性微生物或碳源，进而显著提高海水人工湿地对氮或COD的去除率。在海水人工湿地中引入电化学技术，构建海水人工湿地耦合微生物燃料电池系统，可以将电化学和人工湿地的优点相结合，即微生物燃料电池可以加快海水人工湿地降解污染物时所产生的电子速率，同时在闭合回路中的电流还可以增强微生物的活性，使耦合系统能够更高效地去除污染物[84]。如以黄铁矿为阳极填料，可以同步提高海水人工湿地耦合微生物燃料电池系统的水质净化和电能回收效能[85]。然而，以上研究目前均处于试验探索阶段，内部的生物和非生物学机制还需进一步研究，且未能实现大规模应用，反应器的放大效应也有待进一步研究。
表4 强化型人工湿地的规模、运行方式及其特点
Tab.4 Scale，operation mode and characteristics of enhanced and constructed wetland
强化人工湿地技术手段strengthening technology of constructed wetland规模size运行方式、参数operation mode and parameters净化效果purification performance系统特点system feature参考文献references添加一定比例耐盐脱氮菌剂实验室规模(0.4 m高的玻璃圆柱)(浅海)间歇处理,HRT为5 d对废水中NH+4-N和TN的去除率显著提高增加人工湿地中功能性菌的存活量王鑫壹[79]添加15 cm左右潮间带底泥(内含嗜盐菌)实验室规模(0.48 m高的圆柱)(潮间带)间歇处理,HRT为3 d对模拟废水中COD去除率明显提高引进功能性嗜盐菌,提高植物耐盐性刘倩[72]添加硝化细菌中试系统(0.6 m×0.4 m×0.7 m)(浅海)间歇处理,HRT为3 h对氮的去除效果较好硝化作用明显增强王艳艳等[73]添加经碱处理后的玉米芯浸出液实验室规模(0.3 m×0.3 m×0.3 m)(浅海)间歇处理,HRT为6 d对海水养殖尾水中COD和NO-3-N去除率较高经碱处理的玉米芯释碳效率高,不会二次污染,反硝化菌群丰度增加国显勇等[76]、王鑫壹[79]、Li等[80]添加玉米芯实验室规模(0.3 m×0.3 m×0.3 m)(浅海)间歇处理,HRT为6 d对海水养殖尾水中NO-3-N去除率较高提供足够电子供体Sun等[75]人工湿地耦合微生物燃料电池系统实验室规模(0.7 m×0.4 m×0.5 m)(浅海)人工湿地内部运用坡型设计(两侧势差),高处进水对模拟养殖尾水中氮磷及COD去除效果较好净化污染物并产生清洁电能,促进植物生长楠迪[77]人工湿地耦合微生物燃料电池系统实验室规模(0.7 m高的圆柱桶)(浅海)浸没式,HRT为3 d整体脱氮性能较强,耐盐性好适应高盐度环境且产电性能较好,其他抗生素等污染物会干扰该系统的硝化作用路通[78]潮汐流人工湿地实验室规模(5.0 m×0.3 m×0.5 m)(潮间带)间歇处理,HRL为0.36 m3/d整体对氮磷去除效果差于非潮汐流人工湿地潮汐流运行方式积累更多的盐,影响反硝化作用;季节性变化明显Zhang等[82]人工湿地耦合铁碳技术实验室规模(0.3 m×0.3 m×0.7 m)(浅海)浸没式,HRT为1 d整体显著提高对氮的去除率提高反硝化菌群丰度Ma等[83]添加生物炭(与基质混合配比)实验室规模(高为0.45 m,半径为7.5 cm)利用重力一次进水整体对有机物、氮和抗生素的去除效果较好富集更多能够进行抗生素代谢的功能性菌群Ajibade等[81]
6 展望
目前，有关人工湿地净化海水养殖尾水的试验大部分仍然停留在试验阶段，各种类型的海水人工湿地并未完全投入具体实践应用中，有许多的实际问题有待探究。未来应从以下几个方面重点展开探讨。
1)判定关键影响因素及其最佳调控范围。人工湿地处理海水养殖尾水过程中存在诸多影响因素，如植物种植密度、基质粒径大小，以及填充高度、水力运行参数(HRL、HRT等)和进水污染物负荷等。在构建海水人工湿地时，这些影响因素的取值缺少一定的参考依据，后期应采用理论计算或结合更为先进的软件分析各因素的影响顺序，确定关键影响因素及其最佳调控范围，优化处理工艺，进一步提高人工湿地处理海水养殖尾水的效果。
2)探究新型基质及最佳混种耐盐植物类型。加强对不同基质吸附各类污染物特征规律的试验探究，着重研发高效和低成本的新型基质，深入探讨新型基质在不同时间段吸附污染物的特性及其去除机理。在耐盐植物混种研究中，应根据当地环境确定优势耐盐植株种类，充分发挥不同种类植物的优势，确定最佳混种种类、比例等参数，完善海水人工湿地植物方面的理论体系。
3)研究复杂环境下海水人工湿地的净化性能及机理。围绕海水养殖尾水中实际潜存的各种污染物，特别是养殖对象产生的排泄物及抗生素用药残留的问题，加强对海水人工湿地在多种污染物复合环境影响下的去除效果及机理探究，有针对性地制定解决复杂污染物环境问题的措施，有效提高海水人工湿地在复杂养殖环境下净化污染物的性能。
4)研发提高海水人工湿地净化能力的技术或耦合技术。针对海水人工湿地在运行过程中存在系统碳源不足、输氧能力较弱等问题，加强不同碳源在海水养殖尾水中释碳能力的试验研究，综合考虑外加碳源可能存在的污染物残留问题，深入发掘高效低成本的可替代碳源。同时，设计和研发可与海水人工湿地耦合的新工艺，积极应对不同气候条件，加强海水人工湿地在实际运行过程中的净化能力。
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