摘要：為提升濱海濕地的生境修復(fù)能力，有效解決含鹽水污染問題，為人工濕地生態(tài)化過程的進(jìn)一步推廣和應(yīng)用提供參考，選取濱海耐鹽型濕地植物互花米草（Spartina alterniflora）和海三棱藨草（Scirpus mariqueter），構(gòu)建巖棉耦合耐鹽濕地植物強(qiáng)化型人工濕地裝置。通過設(shè)計不同的系統(tǒng)運(yùn)行條件和進(jìn)水負(fù)荷，開展復(fù)合型人工濕地凈化效果驗(yàn)證的微宇宙試驗(yàn)，明確最適宜的巖棉耦合耐鹽植物的復(fù)合型人工濕地類型和最佳運(yùn)行條件。結(jié)果表明，鹽度為1‰，碳氮比（C/N）為4：1時，種植互花米草且?guī)r棉放置位置為上中層的裝置對總氮（TN）、總磷（TP）處理效果最佳，分別為85.48%、91.30%；鹽度為15‰，C/N=5：1時，種植互花米草且?guī)r棉放置位置為上中層的裝置對TN、TP、化學(xué)需氧量（CODMn）去除效果最佳，去除率分別為69.50%、70.73%、68.50%。電鏡圖顯示巖棉表面可附著水體中的鹽粒子，提升裝置抵御鹽脅迫能力，巖棉和石英砂的不同組合對功能微生物的富集存在明顯影響。巖棉的加入有助于植物體內(nèi)功能性酶的產(chǎn)生，提升了功能性菌種的豐度，通過主坐標(biāo)分析（PCoA）發(fā)現(xiàn)復(fù)合裝置內(nèi)微生物的群落分布得到了優(yōu)化。

關(guān)鍵詞：人工濕地；巖棉；生物調(diào)節(jié)；鹽脅迫抵抗

中圖分類號：X522 " " " "文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A " " " "文章編號：1674-3075（2024）06-0180-12

人類社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展與城市擴(kuò)張造成的環(huán)境惡化和水資源短缺問題引起全球關(guān)注。濱海區(qū)域人類活動頻繁，水產(chǎn)養(yǎng)殖、河口非點(diǎn)源污染長期積累所引起的水環(huán)境問題亟待解決，含鹽水污染已成為我國環(huán)境保護(hù)和可持續(xù)發(fā)展的一大挑戰(zhàn)。其主要危害包括：污染物的排入導(dǎo)致水質(zhì)惡化，威脅水生態(tài)系統(tǒng)安全（邱立萍和張曉鳳， 2023）；引起濱海土壤鹽漬化（Ma amp; Tashpolat， 2023），影響土地資源的高效利用；造成地下水污染（Park et al， 2023），威脅飲用水安全。因此，面對當(dāng)前嚴(yán)峻的濱海水體污染問題，迫切需要開展對含鹽廢水的科學(xué)研究與治理。

目前，含鹽廢水的處理方法可分為物理（Wang et al， 2022）、化學(xué)（Guo et al， 2023）及生物法（Cao et al， 2022）。其中物理與化學(xué)法操作簡單、處理技術(shù)成熟、成效快，但存在對含鹽水的處理效果持久性差、易產(chǎn)生二次污染的問題（Zhu et al， 2024）。生物法在有效去除有機(jī)物（Zhao et al， 2024）和鹽分（Zhang et al， 2023）時，具有良好的生態(tài)性和靶向性，對原位生境的干擾度低（Song et al， 2023）。因此，利用生物過程處理含鹽廢水是一種持久保障水域生態(tài)安全的可行方法，但含鹽廢水中的無機(jī)鹽對植物、微生物有較強(qiáng)的抑制作用（曹意茹等， 2023），故大多數(shù)生物方法對含鹽度5%以上的廢水難以直接處理（王毅霖等， 2021）。人工濕地（Mulkeen et al， 2023）作為一種有效的水污染生態(tài)治理技術(shù)（卓億元等， 2023），在抵御外界沖擊、污染物去除效果（Zhao et al， 2020）及運(yùn)維成本等方面表現(xiàn)出顯著的優(yōu)越性（Li et al， 2022），但在低溫、高鹽、多污染物等復(fù)雜條件下，仍存在運(yùn)行效率和復(fù)合污染物去除率難以提高等問題（伍建業(yè)等， 2023）。因此，為了進(jìn)一步提升人工濕地對含鹽廢水的處理能力，需找尋人工濕地構(gòu)建新方案和調(diào)控新途徑。

巖棉作為建筑中常用的保溫?zé)o機(jī)材料，不易老化腐蝕，具有較長使用壽命（楊效田等， 2024）。在使用過程中，維護(hù)和更換成本較低，不易產(chǎn)生對環(huán)境和人體有害的物質(zhì)。利用廢棄巖棉構(gòu)建巖棉與石英砂組合型濕地基質(zhì)，不僅提升了低溫條件下濕地基質(zhì)對植物的保溫作用，同時也保障了微生物的活性。濕地植物是提升其生物過程不可或缺的部分。海三棱藨草（Scirpus mariqueter）作為鹽沼濕地的關(guān)鍵物種，有消浪促淤、碳儲存和提供棲息地等多種生態(tài)服務(wù)功能（田豐， 2023）；互花米草（Spartina alterniflora）作為典型的濱海濕地C4植物，具有較好的環(huán)境耐受力（曹意茹等， 2023），在外界脅迫下仍能大幅吸收環(huán)境介質(zhì)中的營養(yǎng)物質(zhì)，保證自身的生長與繁殖（龔呂等， 2024）。因此，鑒于互花米草的繁殖特性和納污能力，選用濱海常見功能性水生植物海三棱藨草與濱海入侵水生植物互花米草，構(gòu)建巖棉耦合耐鹽植物型人工濕地將是含鹽廢水處理效果高效化、巖棉廢棄材料處置資源化和互花米草治理生態(tài)化的有效途徑。

本文構(gòu)建了以巖棉和石英砂在不同組合配置下的植物強(qiáng)化型人工濕地裝置，研究復(fù)合填料植物強(qiáng)化型人工濕地對含鹽水體中常見污染物的去除效果。通過巖棉材料電鏡掃描、濕地植物酶活性檢測及微生物測定等分析，闡述濕地脫氮除磷及去除有機(jī)物的機(jī)理，并解析不同填料層級設(shè)置下，凈化廢水過程中裝置內(nèi)部各組成與結(jié)構(gòu)的變化，探究最優(yōu)試驗(yàn)條件，以期得到有效提升人工濕地凈化效果的方案。

1 " 材料與方法

1.1 " 人工濕地裝置

本研究采用直徑為20 cm、高為50 cm的PVC圓管搭建小試人工濕地裝置（圖1），距裝置底部5 cm和15 cm （25 cm） 處分別設(shè)置孔徑為1 cm出水口位，從下至上依次為底部出水（1#）、中部出水（2#）。

選擇2種不同粒徑配置的石英砂填料，由下至上依次填充大粒徑石英砂5 cm、小粒徑石英砂20 cm、大粒徑石英砂20 cm。種植優(yōu)選生長情況相似的2種濱海耐鹽植物海三棱藨草（Sc）和互花米草（Sp），密度均為30株/m2。

在石英砂中鋪設(shè)巖棉（主要成分為 SiO2、CaO、MgO、Al2O3、Fe2O3）（肖建敏等， 2024）構(gòu)成多層級鋪設(shè)試驗(yàn)裝置（CW）。將長×寬×厚=9 cm×9 cm×0.5 cm的片狀巖棉分別按照上層（U）、上中層（UM）、上下層（UL）、上中下層（UML）位置填加鋪入其中，巖棉在上層、中層及下層的鋪設(shè)位置分別在距裝置石英砂填料表面10、25、40 cm處。裝置情況見表1。

1.2 " 試驗(yàn)用水

參考國家地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 3838-2002），本試驗(yàn)采用人工模擬配制含鹽廢水。所用藥品為：葡萄糖、硫酸銨、磷酸氫二鉀、氯化鈉。設(shè)置COD濃度分別為90、120、150 mg/L；總氮濃度為30 mg/L；總磷濃度為2 mg/L；C/N為3/1、4/1、5/1；鹽度分別選用0、1‰、15‰。

1.3 " 試驗(yàn)設(shè)置

試驗(yàn)氣溫為16 ～34℃，相對濕度為60%～90%。試驗(yàn)初期模擬濱海水體馴化裝置，待裝置運(yùn)行穩(wěn)定后開啟正式試驗(yàn)。試驗(yàn)中濕地運(yùn)行采用周期間歇式入水，進(jìn)水方式由上而下，水力停留時間（HRT）設(shè)置1、2、3、4 d。試驗(yàn)周期中每天固定時間從裝置取水口收集待測水樣，體積約150 mL。每組設(shè)置2個平行試驗(yàn)，每個周期重復(fù)3次。

1.4 " 檢測方法

1.4.1 " 水質(zhì)檢測 " 主要水質(zhì)指標(biāo)及分析方法如下：CODMn （高錳酸鉀法）、NH3-N（納氏試劑分光光度法）、NO3--N （紫外分光光度法）、TN （紫外分光光度法）、TP （鉬銻抗分光光度法），測試方法均參照《水和廢水水質(zhì)分析檢測方法》（國家環(huán)保局， 2002）。

1.4.2 " 電鏡掃描分析 " 待測巖棉樣品用無菌刷去除表面灰塵及黏附的石英砂，烘干切片后采用掃描電鏡（SEM，Quanta 2000，F(xiàn)EI，美國）分析巖棉樣品表面微觀形態(tài)。

1.4.3 " 生物學(xué)分析 " （1）植物酶活性檢測：裝置穩(wěn)定后，用滅菌的剪刀，多點(diǎn)位剪取植物莖位，蒸餾水洗凈后用濾紙拭干，于液氮中保存。后續(xù)采用南京建成生物工程研究所提供的酶活性測定盒，分別測定植物總蛋白、總超氧化物歧化酶（SOD）、丙二醛（MDA）的含量。

總蛋白測定采用分光光度法，計算公式如下：

CT = [（As-A0）×C1×ψA1-A0] ①

式中：CT為總蛋白濃度（μg/mL）；As為樣品管吸光值；A0為空白管吸光值；A1為標(biāo)準(zhǔn)管吸光值；C1為標(biāo)準(zhǔn)品濃度（563 μg/mL）；ψ為樣本測定前稀釋倍數(shù)。

SOD測定采用分光光度法，計算公式如下：

[SOD=（A1?As）×VA1×0.5×V1×C] ②

式中：SOD為總SOD活力（U/mg）；A1為對照管吸光值；As為測定管吸光值；V為反應(yīng)液的總體積（mL）；V1為取樣量（mL）；C為相同勻漿蛋白下的蛋白質(zhì)量（mg/mL）。

MDA測定采用硫化巴比妥酸（TBA）法，計算公式如下：

MDA =[（As?A0）×V×10A1?A0×W] ③

式中：MDA為MDA含量（nmol/g）；As為測定吸光值；A0為空白吸光值；A1為對照管吸光值；W為植物樣本組織濕重（g）；V為所加提取液的量（mL）。

（2）微生物群落組成與多樣性檢測：對于植物根際微生物，用取樣器將整株植物移除，并用無菌刷去除表面灰塵及根表黏附填料，將根系結(jié)合較緊密的填料置于冷藏運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，植物根部樣品置于EP無菌管中；對于填料、巖棉材料表面微生物，取樣器對每個裝置多點(diǎn)取樣，收集10～25 cm石英砂填料，并收集裝置內(nèi)每層巖棉材料，用無菌刷去除表面石英砂，裝于無菌保鮮袋中，冷藏帶回實(shí)驗(yàn)室，儲存于-80℃冰箱。將微生物樣品送至上海派森諾生物科技有限公司進(jìn)行微生物群落檢測，后采用高通量測序法，將所有序列讀數(shù)聚類到可操作分類單元（operational taxonomic unit，OTU）（相似性閾值為97%）進(jìn)行植物根際微生物與填料表面微生物檢測。具體步驟參考文獻(xiàn)（金位棟等， 2021）。

1.5 " 數(shù)據(jù)處理與分析

用excel 2019、SPSS 27.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)常規(guī)計算處理與分析，利用Origin 2021 對所有監(jiān)測數(shù)據(jù)進(jìn)行基礎(chǔ)的統(tǒng)計與繪圖。

2 " 結(jié)果與分析

2.1 " 水質(zhì)凈化效果

在試驗(yàn)周期內(nèi)，當(dāng)HRT=4 d時，各裝置對污染物的處理效果達(dá)到最佳。

2.1.1 " 化學(xué)需氧量去除效果 " 巖棉耦合耐鹽植物強(qiáng)化型濕地裝置的有機(jī)物去除主要通過好氧與厭氧微生物降解、物理沉淀及植物吸收等作用（Sithamparanathan et al， 2023）。C/N為5：1時，凈化效果較佳。不同鹽度下，海三棱藨草植物裝置與互花米草裝置對COD凈化效果差異不顯著（Pgt;0.05），對于同種植物，堿礦渣材料不同鋪設(shè)層級配置之間凈化效果差異較顯著（Plt;0.05）（圖2）。

由圖2知，同種植物搭配不同填料鋪設(shè)方式的裝置凈化效果之間存在顯著性差異（Plt;0.05），含巖棉與石英砂復(fù)合填料的濕地裝置整體去除效果優(yōu)于單一填料的裝置，其中裝置CW-Sc-UL去除COD效果最佳，約為68.50%。此外，0、1‰和15‰鹽度下，1‰鹽度條件的有機(jī)物去除率最佳。

2.1.2 " 除氮效果 " 不同出水位置各試驗(yàn)裝置TN的去除效率如圖3。當(dāng)鹽度分別為0、1‰、15‰時，各濕地裝置對TN的去除效果具有顯著性差異（Plt;0.05）。

由圖3知，當(dāng)鹽度較高時各種裝置的凈化效果明顯低于無鹽和低鹽環(huán)境。其中，在C/N比值為4：1、1‰的鹽度條件下，裝置CW-Sp-UL的TN去除效果最佳，約91.60%。當(dāng)C/N較低時，濕地去除效果受到阻礙；隨C/N的增加，系統(tǒng)中的生物膜無法及時降解累積物，影響人工濕地的水力傳導(dǎo)性能，從而限制污染物的處理。

2.1.3 " 除磷效果 " 不同出水位置的裝置除磷效果（圖4）相近，故選取裝置底部出水，分析各裝置在不同鹽度不同碳氮比下TP的去除效果。

CW裝置整體處理效果優(yōu)于CK裝置，各裝置在碳氮比為4：1、5：1時，對TP去除率整體較佳，且具有明顯差異（Plt;0.05）。3組碳氮比設(shè)置中，在C/N為4：1、5：1時TP去除率整體較佳，且鹽度為1 ‰時平均凈化效果最優(yōu)，說明適宜的鹽度和碳氮比條件有利于提高裝置對TP的去除效果。但圖4-C表明，在高鹽度脅迫條件下（鹽度為15‰）裝置除磷效果明顯下降。此外，對比分析Sc與Sp濕地裝置除磷效果，可知在高鹽條件下Sp處理效果比Sc裝置更好。

2.1.4 " 污染物主成分分析 " 分析不同復(fù)合裝置在不同進(jìn)水條件下NO3--N、NH4+-N、TN、TP、COD的去除效果與試驗(yàn)條件之間的關(guān)系，如圖5。

由圖5-A可知，鹽度為1‰時，污染物NH4+-N、TN、TP及COD去除效率的投影距離較大，說明當(dāng)鹽度為1‰時，裝置去除各污染物效率較高；鹽度為15‰的條件下，圖中的數(shù)據(jù)點(diǎn)大多集中分布于二、三象限，與PC1（67.2%）成負(fù)相關(guān)，說明去除污染物效果不佳。由圖5-B可得，巖棉鋪設(shè)位置為UM、UL與UML時，污染物去除效果相近。此外，巖棉位于上下層的裝置中TN、TP的去除效率最佳。但當(dāng)巖棉位置僅設(shè)置于上層時，裝置去除效率與PC1、PC2的負(fù)相關(guān)性更強(qiáng)，去除效果不佳，由此推測巖棉的多層級設(shè)置有利于提高裝置凈水能力（張飲江等， 2022）。該結(jié)果同上述水質(zhì)結(jié)果分析相佐證（圖2、圖3和圖4）。

2.2 " 巖棉電鏡下形態(tài)變化

通過SEM電鏡圖進(jìn)一步對裝置內(nèi)部上層巖棉表面形態(tài)特征進(jìn)行掃描觀察，未處理巖棉命名為A0，裝置上層巖棉命名為A1，裝置下層巖棉命名為A2。分析巖棉表面生物膜形成特征，見圖6。

巖棉A0表面光滑無明顯附著物，內(nèi)部結(jié)構(gòu)為棒狀纖維狀，材料纖維內(nèi)孔隙較大，有利于微生物的附著生長。裝置運(yùn)行后巖棉（A1、A2）與未處理A0同倍數(shù)形態(tài)觀察，存在顯著變化，巖棉表面被密實(shí)微生物膜覆蓋且表面粗糙度增加。此外，通過比較A1與A2電鏡圖可知，A2中表面微生物附著更密集且較集中，表明微生物主要分布于裝置下層的巖棉處。

2.3 " 植物酶活性變化

植物作為濕地系統(tǒng)凈化機(jī)制的重要組成部分，在正常生長時其細(xì)胞體內(nèi)活性氧含量處于動態(tài)平衡狀態(tài)中（Stefanatou et al， 2023）。當(dāng)植物受鹽度脅迫時，細(xì)胞穩(wěn)定代謝會受到破壞，導(dǎo)致大量活性氧和MDA的積累，從而損害植物。此外，植物內(nèi)的蛋白含量通常會增加，以應(yīng)對這種壓力。因此，分析不同鹽度條件下植物體內(nèi)SOD、總蛋白和MDA的變化，以研究濕地植物在鹽脅迫條件下抗氧化酶活性和抗氧化系統(tǒng)反應(yīng)的機(jī)制，結(jié)果如圖7。

相較于CK裝置，CW裝置植物體內(nèi)SOD與蛋白質(zhì)含量有明顯提高，MDA含量則明顯降低。當(dāng)巖棉位于上下層和上中層時，可誘導(dǎo)SOD大量產(chǎn)生，其中CW-Sp-UL裝置中SOD含量最高，約23.80 U/g，植物總蛋白濃度為22.25 g/L。此外，相較于CK裝置，CW裝置的植物體內(nèi)MDA含量有不同程度的降低。其中CW-Sc-UM裝置中MDA最低，約0.0788 nmol/mL。表明巖棉的鋪設(shè)可協(xié)同植物降低體內(nèi)MDA含量，巖棉位于上下層與上中層的裝置能最大程度減少細(xì)胞膜在鹽度脅迫下受損害程度，增強(qiáng)植物抗鹽性，強(qiáng)化水質(zhì)凈化效果。

2.4 " 微生物群落組成與結(jié)構(gòu)

當(dāng)廢水流經(jīng)濕地時，懸浮物被填充物和根部阻擋，可溶性有機(jī)物被生物膜中的微生物吸附，并通過同化和異化作用去除（Yang et al， 2023）?，F(xiàn)對各裝置不同高度的填料進(jìn)行取樣，進(jìn)一步分析不同巖棉層級鋪設(shè)對系統(tǒng)填料內(nèi)部微生物群落多樣性和結(jié)構(gòu)的影響。根據(jù)上述分析結(jié)果，選取巖棉鋪設(shè)位置為上中與上下層的條件進(jìn)行探究。

2.4.1 " 填料微生物多樣性分析 " Alpha多樣性指數(shù)分析：以Shannon指數(shù)表征多樣性；以Chao1指數(shù)表征豐富度，指數(shù)越大，代表樣品豐富度、多樣性越高。石英砂和巖棉表面微生物Alpha多樣性分析結(jié)果見表2和表3。

與CK-Sc裝置相比，CW-Sc-UM、CW-Sc-UL石英砂各層級樣品表面微生物Shannon、Chao1、Pielou's 指數(shù)均顯著提高（Plt;0.01），表明石英砂與巖棉復(fù)合填料可提高微生物豐富度與多樣性，發(fā)揮復(fù)合填料優(yōu)勢。Wang等（2023）的研究也證明填料的相互搭配在人工濕地中應(yīng)用具有一定的優(yōu)勢（Wang et al， 2023）。

CW-Sc-UM裝置的上層樣品Shannon、Chao1、Pielou’s指數(shù)較高，分別為8.955、2 795.720、0.790，即CW-Sc-UM裝置中石英砂填料表面的微生物多樣性、豐富度與均勻度均大于其他巖棉鋪設(shè)方式的裝置，可最大程度提升石英砂表面微生物多樣性與豐富度，且微生物主要分布于上層位置。

由表3可知，UM巖棉裝置巖棉表面微生物多樣性與豐富度高，且Sc裝置較Sp裝置巖棉表面微生物多樣性豐富。廢水流入系統(tǒng)，先后經(jīng)過上層填料、植物根際、中層填料，微生物大量富集生長；在濕地后段，污染物基本耗盡，供微生物生長的營養(yǎng)物缺乏，故下層巖棉微生物數(shù)量減少。

2.4.2 " 填料微生物組成分析 " 細(xì)菌是水生態(tài)系統(tǒng)中分布最多、代謝最為活躍的生物填料（Han et al， 2023）。對濕地裝置中填料表面微生物群落構(gòu)進(jìn)行探究，分析不同裝置內(nèi)部微生物類型及微生物在濕地裝置運(yùn)行時的作用和機(jī)理。圖8為填料表面微生物的主要種類及占比，其中Proteobacteria（變形菌門）、Cyanobacteria（藍(lán)藻細(xì)菌門）和Bacteroides（擬桿菌門）的占比最大。Proteobacteria包含許多適宜厭氧環(huán)境脫氮的菌種，比如亞硝氮氧化菌、自養(yǎng)反硝化細(xì)菌等，是一類具有脫氮功能的菌（杜帥等， 2019），對污水脫氮以及COD的去除有著重要影響。與夏國棟（2023）、陳小紅等（2024）的研究結(jié)果一致，在人工濕地以及海水養(yǎng)殖尾水處理中，變形菌為第一主要優(yōu)勢菌。存在于濕地表層的Cyanobacteria，其細(xì)胞內(nèi)含有葉綠素，可進(jìn)行光合作用，具有產(chǎn)氧性能（馬浩， 2023），可為其他好氧細(xì)菌提供O2。Bacteroides屬于反硝化菌（呂航， 2023），是氨氧化菌中常見的種類，對藻類的聚集也有促進(jìn)作用（馬浩， 2023）。

圖9與圖10分別為裝置中石英砂與巖棉表面微生物群落在門水平下的組成。圖中不同色塊代表不同微生物群落物種，色塊長度代表對應(yīng)群落的豐度。

通過對不同巖棉層級配置下的石英砂填料樣品周圍菌落的比較發(fā)現(xiàn)，各裝置石英砂材料周圍細(xì)菌優(yōu)勢門所占比例不同。Sc-UM裝置中，較空白對照組內(nèi)細(xì)菌，Proteobacteria、Firmicutes（厚壁菌門）、Actinobacteria（放線菌門）均有所提高，菌落結(jié)構(gòu)分布較均勻，且無明顯優(yōu)勢菌，可減少細(xì)菌內(nèi)部惡意競爭，微生物協(xié)同高效凈化廢水。

Bacteroides 和 Firmicutes 作為人工濕地常見核心菌群，對水質(zhì)凈化具有一定的提升作用（Liu et al， 2023）。由圖10可知，巖棉鋪設(shè)位置為上下的濕地裝置中，F(xiàn)irmicutes比例均大于上中鋪設(shè)方式的裝置。故上下層級設(shè)置巖棉填料為較佳填料鋪設(shè)方式，能在一定程度上提高裝置的凈化效果。

由圖10可知，相較于上層與下層中的樣品，中層取樣的CW-Sp-UM與CW-Sc-UM裝置，其微生物群落結(jié)構(gòu)分布更加均勻。Firmicutes在Sc裝置中所占比例高于Sp裝置；Proteobacteria與其相反；Bacteroidetes與Actinobacteria則在2種裝置中所占比例較為接近。觀察Sc濕地裝置微生物群落組成可知，在巖棉層級設(shè)置為上中的濕地裝置中，優(yōu)勢菌群Proteobacteria、Actinobacteria與Patescibacteria占比較高。

2.4.3 " 填料微生物群落PCoA分析 " 對裝置中的石英砂與巖棉樣品進(jìn)行PCoA分析，圖11中不同形狀的點(diǎn)表示不同裝置的樣品。坐標(biāo)軸括號中的百分比表示了對應(yīng)的坐標(biāo)軸所能解釋的裝置樣品差異數(shù)據(jù)的比例。

由圖11-A可知，相同巖棉鋪設(shè)情況下，種植海三棱藨草植物裝置內(nèi)微生物群落相似度大小為：CKgt;CK-Sc-UMgt;CK-Sc-UL，且鋪設(shè)巖棉裝置明顯具有較大的微生物群落差異。因此，巖棉的鋪設(shè)對系統(tǒng)環(huán)境因素存在影響，在一定程度上會改變裝置內(nèi)部微生物群落的結(jié)構(gòu)。在圖11-B中，分析巖棉表面微生物群落時發(fā)現(xiàn)，在種植互花米草植物時，巖棉鋪設(shè)位置與巖棉表面微生物群落相關(guān)性較差；在種植海三棱藨草裝置中，巖棉鋪設(shè)位置為上中的裝置差異明顯小于上下層的裝置。

3 " 討論

3.1 " 強(qiáng)化型人工濕地去除污染物效果

巖棉耦合耐鹽植物強(qiáng)化型人工濕地去除污染物主要通過填料過濾、吸附及附著在填料表面微生物的降解作用實(shí)現(xiàn)（李冬梅等， 2022）。其去除基本路徑為：廢水流經(jīng)大粒徑石英砂與上層巖棉，滯留部分污染物于巖棉表面；因巖棉的疏水性，大部分廢水被滯留與隔絕，當(dāng)流經(jīng)小粒徑石英砂層，大部分廢水被儲存于較大比表面積的下層巖棉內(nèi)部，增加了廢水在濕地凈水系統(tǒng)中的停留時間，有利于增強(qiáng)系統(tǒng)去除污染物的效果。此外，巖棉能提升填料內(nèi)部的氧含量，增強(qiáng)好氧菌的富集，為硝化過程提供良好環(huán)境（Chen et al， 2022）；巖棉耦合耐鹽植物，是利用基質(zhì)的吸附（Gu et al， 2024）、沉淀和離子交換性質(zhì)（Leng et al， 2023）去除總磷（TP）。巖棉內(nèi)部含有CaO與MgO，當(dāng)廢水流經(jīng)巖棉表面時，鈣鎂生成的碳酸鹽可以與廢水中的磷發(fā)生反應(yīng)并沉淀，從而實(shí)現(xiàn)磷的去除并提升裝置除磷能力。

對比不同鹽度裝置處理污染物的效果，鹽度對裝置去除有機(jī)物、TN、TP的效果有顯著差異。與0和15‰條件相比，1‰的鹽度條件下（圖2）濕地系統(tǒng)去除有機(jī)物水平較高，廢水處理效率平均提升了26.14%。脫氮過程中，在鹽度為15‰條件下（圖3），尤其在飽和水層（1#與2#之間），功能性菌種相對較少，累積物增多，缺氧嚴(yán)重影響了氮的循環(huán)進(jìn)程。由圖4可以看出，圖4-C處理磷的效率明顯低于圖4-A與圖4-B，鹽度為15‰的處理效率較鹽度為1‰情況降低約26.79%。

在裝置運(yùn)行中，巖棉耦合型濕地搭配耐鹽植物響應(yīng)鹽脅迫。低鹽度環(huán)境下，海三棱藨草裝置優(yōu)化效果強(qiáng)于互花米草。推測海三棱藨草植株分解緩慢，填料中腐殖質(zhì)積累增加，能改善物化性質(zhì)并部分抵消鹽堿化作用（Ma et al， 2023）。但在高鹽脅迫下，互花米草對高鹽環(huán)境有更強(qiáng)適應(yīng)性。

綜上，存在鹽度脅迫情況下，可鋪設(shè)巖棉，實(shí)現(xiàn)鹽度與復(fù)合填料的協(xié)同作用，提高微生物和植物的耐受力，提升濕地的處理能力；但若鹽度過高，系統(tǒng)內(nèi)的植物和微生物受到鹽度脅迫，植物的細(xì)胞脫水、內(nèi)部滲透壓失衡，根部腐爛，微生物的代謝活性受損，嚴(yán)重影響裝置去除效果。但在一定情況下，選用互花米草為濕地植物參與生物處理過程，不僅能提升濕地運(yùn)行效果，也可為互花米草的生態(tài)化治理提供新思路。

3.2 " 強(qiáng)化型人工濕地生物作用機(jī)理

分析裝置內(nèi)植物酶活性可知，巖棉鋪設(shè)位置為上中的裝置中SOD與總蛋白濃度較CK裝置高10.32 U/g、11.63 g/L，MDA降低約0.28 nmol/mL。故而推測巖棉能緩解鹽粒子對植物的脅迫，有助于SOD和總蛋白含量積累，降低系統(tǒng)植物MDA的含量，維持滲透壓，抵御脅迫對植物的傷害，充分發(fā)揮植物在濕地處理系統(tǒng)中的作用。

巖棉的加入不僅增加了濕地微生物的多樣性和豐富度，還提升了功能菌種比例，優(yōu)化了微生物空間分布。濕地裝置運(yùn)行過程中，廢水進(jìn)入系統(tǒng)，沿著石英砂滲透至巖棉表面，大量廢水蓄積后材料溶漲，孔隙增多，內(nèi)部表面積增加，為系統(tǒng)中微生物提供良好的生長繁衍場地。此外，上述電鏡圖顯示鹽粒子附著于巖棉表面，表明巖棉具有抵御鹽度脅迫的功能，可降低裝置內(nèi)鹽含量，提升裝置去除污染物的能力。在微生物組成分析中可知，石英砂與巖棉材料表面均富集污水處理的功能性菌種，且不同層級配置填料周圍優(yōu)勢細(xì)菌門所占比例差異較大。巖棉協(xié)同石英砂進(jìn)行不同層級的配置，會改變填料表面特性與系統(tǒng)環(huán)境，影響微生物群落空間分布，一定程度強(qiáng)化微生物的富集，提升功能性菌種比例，從而提升污染物的去除效果。由微生物群落的多樣性指數(shù)分析可知，上中層的巖棉鋪設(shè)方式表現(xiàn)出提高微生物豐富度與多樣性的能力，其Chao1指數(shù)為2 105.940，Shannon指數(shù)為9.051，均為裝置中的最大值，表明巖棉有助于提高微生物的多樣性。分析微生物物種組成可知，巖棉鋪設(shè)位置為上下層時，在試驗(yàn)期間能最大程度優(yōu)化濕地微生物分布，因此，合理的巖棉鋪設(shè)方式優(yōu)化了裝置內(nèi)微生物群落的豐度與分布。

綜上可知，巖棉耦合耐鹽植物強(qiáng)化型人工濕地的構(gòu)建和研究有利于解決含鹽水污染治理問題，為濱海生態(tài)修復(fù)提供切實(shí)可行的方案。但本試驗(yàn)采用的填料巖棉為吸附性基質(zhì)，在濕地長期運(yùn)行過程中仍存在時效問題；當(dāng)HRT=4 d，經(jīng)裝置處理后的出水TN濃度為4.36 mg/L，已達(dá)到城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)，但仍未達(dá)到地表水排放標(biāo)準(zhǔn)與海水受納養(yǎng)殖尾水水域排放標(biāo)準(zhǔn)，故后續(xù)相關(guān)試驗(yàn)研究可在控制經(jīng)濟(jì)成本的前提下適當(dāng)延長水力停留時間，探究濕地凈化含鹽水體的效果，以期實(shí)現(xiàn)濱海含鹽水體的達(dá)標(biāo)排放。

參考文獻(xiàn)

曹意茹， 趙曙光，耿春茂，等，2023. 耐鹽復(fù)合菌生物強(qiáng)化高鹽廢水深度脫氮處理中試[J]. 凈水技術(shù)，42（10）：117-123， 165.

陳小紅，許貽斌，林永青，等，2024. 不同填料生物膜對海水養(yǎng)殖尾水的脫氮效能及微生物群落分析[J]. 大連海洋大學(xué)學(xué)報，39（1）：9-19.

杜帥，李鳳娟，李南錕，等，2019. 厭氧氨氧化系統(tǒng)的快速啟動及其脫氮性能研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，42（5）：101-108.

龔呂，胡陽，李賁，等，2024. 互花米草治理工程對大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)的影響：以上海南匯邊灘為例[J/OL].生態(tài)學(xué)雜志，1-14[2024-05-21].http： //kns.cnki.net/kcms/detail/21.1148.q.20240321.1944.002.html.

國家環(huán)保局，2002.水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版. 北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社．

金位棟，焦巨龍，李劍屏，等，2021. 微生物菌劑強(qiáng)化A/O脫氮反應(yīng)器運(yùn)行效果及微生物群落變化[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報，11（2）：354-364.

李冬梅，王萬忠，馬艷，等，2022. 硫鐵礦人工濕地對微污染水源的水質(zhì)凈化效果[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志，43（1）：56-62.

呂航， 2023. 烏梁素海湖濱濕地微生物脫氮過程及其機(jī)制研究[D]. 呼和浩特：內(nèi)蒙古大學(xué).

馬浩， 2023. 菌藻共生好氧顆粒污泥系統(tǒng)構(gòu)建及強(qiáng)化脫氮機(jī)制研究[D]. 西安：西安理工大學(xué).

邱立萍，張曉鳳， 2023. 高鹽廢水處理技術(shù)研究及應(yīng)用進(jìn)展[J]. 無機(jī)鹽工業(yè)，55（2）：1-9.

田豐， 2023. 海三棱藨草種子生物學(xué)特性及其在生態(tài)修復(fù)中應(yīng)用[D]. 上海：華東師范大學(xué).

王毅霖，楊雪瑩，謝加才，等，2021. 高含鹽廢水生物處理技術(shù)研究進(jìn)展與展望[J]. 油氣田環(huán)境保護(hù)，31（5）：6-10.

伍建業(yè)，吳永貴，蘭美燕，等，2023. 復(fù)合人工濕地對陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水中氮磷的凈化及其微生物群落特征[J]. 環(huán)境工程學(xué)報，17（2）：517-531.

夏國棟， 2023. 復(fù)合垂直流人工濕地基質(zhì)微生物群落特征及其影響因素研究[D]. 貴陽：貴州民族大學(xué).

肖建敏，李輝，雷睿欣， 2024. 堿礦渣水泥早期反應(yīng)產(chǎn)物微觀結(jié)構(gòu)演化過程[J]. 建筑材料學(xué)報，27（5）：381-390.

楊效田，王彩龍，劉俊艷，等，2024. 六水合氯化鈣基相變材料對巖棉保溫板儲能和保溫性能的影響[J]. 蘭州理工大學(xué)學(xué)報，50（1）：27-34.

張飲江，李肖，程夢雨，等，2022. 堿礦渣材料協(xié)同耐鹽植物強(qiáng)化人工濕地凈化高鹽水體的效果[J]. 環(huán)境科學(xué)研究，35（1）：161-172.

卓億元，劉草蔥，姜蕾，等，2023. 鐵/錳礦基人工濕地脫氮除磷性能及機(jī)理[J]. 環(huán)境工程學(xué)報，17（5）：1441-1450.

Cao T N， Bui X T， Le L T，et al，2022. An overview of deploying membrane bioreactors in saline wastewater treatment from perspectives of microbial and treatment performance[J]. Bioresource Technology，363： 127831.

Chen X Y，Tian Z F，Zhu J，et al，2022. Nitrogen removal characteristics of wet-dry alternative constructed wetlands[J]. Green Processing and Synthesis，11（1）： 1040-1051.

Gu K Y，Yang X W，Yan X，et al，2024. Effectiveness of a novel composite filler to enhance phosphorus removal in constructed wetlands[J]. Environmental Science and Pollution Research，31（11）：1712417052-17063139.

Guo L，Xie Y M，Sun W Q，et al，2023. Research progress of high-salinity wastewater treatment technology[J]. Water，15（4）：684.

Han Z G，Wang C，Lei B H，et al，2023. A limited overlap of interactions between the bacterial community of water and sediment in wetland ecosystem of the Yellow River floodplain[J]. Frontiers in microbiology，14：1193940.

Leng C P，Yuan Y G，Zhang Z Y，et al，2023. Decomposition of phosphorus pollution and microorganism analysis using novel CW-MFCs under different influence factors[J]. molecules，28（5）： 2124.

Li X，Cheng M Q，Jiao X X，et al，2022. Advances in microbial electrochemistry-enhanced constructed wetlands[J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology，38（12）：239.

Liu L M，Hu J D，Teng Y G，et al，2023. Response of microbial community to different media in start-up period of Annan constructed wetland in Beijing of China[J]. Environmental Pollution，337：122529.

Ma Y X，Zhu L H，Peng Z，et al，2023. Wave attenuation by flattened vegetation[J]. Frontiers in Marine Science，10：1106070.

Ma Y X，Tashpolat N，2023. Current status and development trend of soil salinity monitoring research in China[J]. Sustainability，15（7）：5874.

Mulkeen C J，Gormally M J，Swaney W T，et al，20234. Sciomyzidae （diptera） assemblages in constructed and natural wetlands： implications for constructed wetland design[J]. Wetlands，44（1）：5.

Park K，Mudgal A，Mudgal V，et al，2023. Ddesalination，water re-use，and halophyte cultivation in salinized regions： a highly productive groundwater treatment system[J]. Environmental Science amp; Technology，57（32）： 11863-11875.

Sithamparanathan E，Sutton N B，Rijnaarts H H M，et al，2023. Controlling nitrogen removal processes in improved vertical flow constructed wetland with hydroponic materials： effect of influent COD/N ratios[J]. Water，15（6）：1074.

Song Q，Chen X G，Hua Y，et al，2023. Biological treatment processes for saline organic wastewater and related inhibition mechanisms and facilitation techniques： a comprehensive review[J]. Environmental Research，239（P1）：117404.

Stefanatou A，Schiza S，Petousi I，et al，2023. Use of climbing and ornamental plants in vertical flow constructed wetlands treating greywater[J]. Journal of Water Process Engineering，53：103832.

Wang S H，Yang H R，Che F F，et al，2023. Removal efficacy of fly ash composite filler on tailwater nitrogen and phosphorus and its application in constructed wetlands[J]. Frontiers in Chemistry， 11：1160489.

Wang S Z，Hu J，He S J，et al，2022. Removal of ammonia and phenol from saline chemical wastewater by ionizing radiation： performance， mechanism and toxicity[J]. Journal of Hazardous Materials，433：128727.

Yang L，Jin X H，Hu Y W，et al，2023. Technical structure and influencing factors of nitrogen and phosphorus removal in constructed wetlands[J]. Water Science amp; Technology，89 （2）： 271-289.

Zhang Y Q，Liang B，Ma X D，et al，2023. Enhancing the anoxic/oxic process for treating hypersaline amide wastewater using a synthetic bacterial agent to regulate core bacterial interactions[J]. Journal of Water Process Engineering，55：104191.

Zhao C F，Jiao T，Zhang W H，et al，2024. Nutrients recovery by coupled bioreactor of heterotrophic ammonia assimilation and microbial fuel cell in saline wastewater[J]. Science of the Ttotal Eenvironment，918： 170697.

Zhao Z M，Wang Z F，Cheng M Y，et al，2020. Adding ferrous ions improved the performance of contaminant removal from low C/N coastal wastewater in constructed wetlands[J]. Environmental Science-Water Research amp; Technology，6（12）： 3351-3360.

Zhu H，Liu H F，Ji Y F，et al，2024. Electrocatalytic mechanism of titanium-based anodes and research progress of chemical saline wastewater treatment： a short review[J]. Water Resources and Industry，31：100242.

（責(zé)任編輯 " 鄭金秀）

Effect and Mechanism of Rock-wool Coupling Salt-tolerant Plants to Improve

Saline Wastewater Treatment in Constructed Wetland

LIU Yan‐qiu1， ZHAO Zhi‐miao1，2， GAO Xue‐qing1， WANG Yu‐fan1

（1. College of Oceanography and Ecological Science， Shanghai Ocean University， Engineering

Research Center for Water Environment Ecology in Shanghai， Shanghai " 201306， P.R. China;

2. Hebei Key Laboratory of Wetland Ecology and Protection， Hengshui " 053000， P.R. China）

Abstract： In this study two coastal salt-tolerant wetland plants， Spartina alterniflora （Sp） and Scirpus mariqueter （Sc）， were selected to establish a plant-enhanced artificial wetland with different combinations of rock-wool and quartz sand. A microspace experiment was then carried out to verify the extent of purification by constructed composite wetland devices on saline wastewater under different operating conditions and influent loads. The objectives were to find the most suitable components and optimal operating conditions for the wetland， improve the habitat restoring ability of coastal wetlands， address saltwater pollution， and provide a reference to promote the use of constructed wetlands as an ecological means for removing pollutants. Four constructed wetland designs were tested： （1） Sp with quartz sand， （2） Sp with layered rock-wool and quartz sand， （3） Sc with quartz sand， （4） Sc with layered rock-wool and quartz sand. Four water retention times （1， 2， 3， 4 d） were set and measurements were made， including every day water quality， SEM scanning of rock-wool surface and the enzyme activity of plant leaves. In addition， microbial community composition and diversity on the rock-wool and quartz sand surfaces were examined. Results show that the optimal operating condition for the constructed wetland was Sp with rock-wool at middle and upper layers. At a salinity of 1‰ and a C/N ratio of 4：1， the maximum removal rates for total nitrogen （TN） and total phosphorus （TP） were 85.48% and 91.30%， respectively. At a salinity of 15‰ and C/N=5：1， the maximum removal rates of TN， TP and chemical oxygen demand （CODMn） were 69.50%， 70.73% and 68.50%， respectively. Examination of the rock-wool surface by scanning electron microscope showed salt particles on the rock-wool surface that increased the system’s ability to resist salt stress. Different combinations of rock-wool and quartz sand had an obvious effect on the enrichment of functional microorganisms. The addition of rock- wool contributed to the production of functional enzymes in plants and increased the abundance of functional strains. Principal coordinate analysis （PCoA） shows that the microbial community distribution was optimized in the complex plant-enhanced artificial wetland.

Key words：constructed wetland; rock-wool; biological regulation; salt stress resistance