【分　 类】 化工与理学
【关 键 词】 人工湿地；生态系统；基质微生物；酶活性 
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正文：

Ibekwe[24]用PCR-DGGE技术分别对16S Rdna基因和氨单加氧酶基因（amoA）扩增条带进行分析，研究处理奶场废水的人工湿地出水中总细菌种群和氨氧化细菌种群的组成的变化。研究结果表明，总细菌种群主要由Bacillus, Clostridium, Mycoplasma, Eubacterium 和Proteobacteria 组成，与哺乳动物胃肠道内菌群相似。氨氧化细菌种群分析显示，在湿地系统中Nitrosospira相似条带占较高比例，且实验期间没有发生优势种群的变化，而在原水、粪便和兼性厌氧池塘中的Nitrosomonas 相似条带占较高比例。Kevin 等[25]在英国康沃尔市建立了一个用来处理重金属矿山废水的人工湿地，研究人员在为期30个月的时间段内富集培养了不同种的嗜酸细菌，结果发现最初出现的是中度嗜酸铁氧化细菌Halothiobacillusneapolitanus），随后出现的优势种群是异养嗜酸菌，并且从湿地中筛选出了在酸矿废水中没有出现的细菌。Vacca 等[26]研究人工湿地中细菌的去除过程时用PCR-SSCP （Single - Strand Conformation Polymorphism，单链构象多态性）来分析细菌多样性，结果表明出水中微生物多样性要显著低于进水中微生物多样性；与土壤相比，根区条带的增加表明植物能够刺激特殊的微生物种群的出现；沙和膨胀粘土根区指纹的不同说明基质类型的不同将导致微生物种群的不同，上述研究结果表明湿地系统的微生物种群受到过滤过程、过滤介质和植物的影响。Tam[27]研究废水对红树林土壤微生物种群和酶活性的影响时，发现试验土壤中的需氧和兼性异养细菌以及硝化与反硝化细菌总数要显著高于对照土壤，这些表明废水中的有机物和营养物质能够刺激细菌的大量增加，而重金属的存在并没有产生副作用，研究者认为可能是由于重金属的抑制作用被营养物的刺激作用所掩盖，从实验结果来看，相比较重金属污染，废水中的有机物和营养物质对微生物活性有显著的影响。
众多的研究都表明不同人工湿地中的微生物种群和数量均不同，主要原因是由湿地废水来源和类型的不同，种植植物的不同，基质材料和运行管理方式的不同等因素导致的。所以可以针对不同的应用对象，选择不同类型的人工湿地来调控微生物的种群数量，提高净化效果。
2.2 人工湿地中酶的与污染物去除效果研究
人工湿地中酶的活性是微生物功能的一种体现，其活性高低直接影响着污水的净化效果，并且是人工湿地运行效果好坏的一个指标。围绕人工湿地中酶方面的研究，国内外的科研工作者都做了不少研究。崔玉波等[28]针对寒冷地区季节性运行的人工湿地，研究了两级逆向垂直潜流人工湿地中微生物NT脱氢酶活性(DHA)的变化。系统中0.15 m深度较0.22 m深度的微生物DHA高，可能的原因是由于根系活动和受大气复氧的影响。DHA受温度变化影响明显。系统启动初期，微生物DHA随气温升高而升高；系统运行后期，DHA随气温降低相应下降。同时，DHA受营养物水平影响，高营养对应着高活性。人工湿地中的微生物脱氢酶活性存在明显的空间和时间变化特征。李智等[18]测定了人工湿地酶活性，人工湿地基质中酶活性下行池大于上行池；基质上层磷酸酶、脲酶和蛋白酶的活性显著大于中下层基质；不同时间的基质酶活性不同。由于人工湿地下行池基质中酶活性大于上行池，在人工湿地净化污水的过程中，下行池的作用占主导地位。宋铁红等[29]认为湿地中的微生物活性对环境温度的变化有一个适应过程，也存在一个适应的温度范围。可以说，在适宜的温度范围内，微生物的活性是可以恢复的；但超过这个范围，用INT所检测的活性就很低，或者根本检测不出活性，具体的温度范围尚需要进一步研究。 
周巧红等[30]对复合垂直流人工湿地基质中6 种酶的酶活性和5 种细菌生理类群数量进行了测定，从基质酶的角度阐明人工湿地的净化机理，并丰富了生理、生化等方面信息。吴振斌等[31]研究了复合垂直流人工湿地基质中的磷酸酶和脲酶活性及与污水净化效果的关系，为利用酶活性强度作为评价净化效果和挑选合适湿地植物的指标提供了理论依据。成水平等[32]对香蒲系统人工湿地中涉及碳、氮、磷元素的纤维素酶、蛋白酶和磷酸酶活性以及空间分布进行了初步调查。还有学者对不同湿地中的氧化还原酶开展了研究工作，例如梁永超等[33]对水稻土壤中的铁还原酶进行了研究；张甲耀等[34]对潜流型人工湿地中的乙醇酸氧化酶、硝酸还原酶以及超氧化物歧化酶进行了研究。Shackle等[35]研究不同的碳源供给对人工湿地中酶活性的影响时在人工湿地中添加10mg/L 和100mg/L 的纤维素和葡萄糖，结果表明在54d 内磷酸酶活性差别不显著，硫酸酯酶活性比对照显著的降低，分别是对照的53%（葡萄糖）和79%（纤维素），当投加纤维素10mg/L和100mg/L，β-葡萄糖苷酶分别增加127%和161%。综上所述，人工湿地中各种酶活性会受到空间、污染负荷、污染物类型等等的影响，所以可以通过改变人工湿地的条件来调控胞外酶使其达到最佳的处理污水的状态。
2.3 人工湿地系统中微生物对特殊有机污染物的降解
人工湿地系统的微生物在去除特殊的有机污染物时发挥了重要的作用，已有学者针对多种特殊有机污染物展开了研究。Machate 等[36]对基质是火山熔岩的垂直流人工湿地进行研究，发现菲降解细菌数量在污水经过的第一池中最高，同时各池中总细菌数量基本恒定，基质中的细菌数是水体中的1000倍，添加菲的池子中的菲降解细菌数量是106个/g，而没有添加菲的池子中的菲降解细菌数量是102个/g。Chong等[37]用人工湿地处理含乙二醇的机场废水，发现潜流人工湿地和表面流人工湿地对乙二醇的去除率分别为78%和54%，监测乙二醇投加前后土壤微生物种群数量的变化时发现细菌、真菌和放线菌非常丰富，实验室的进一步研究表明细菌、真菌能够最大限度的耐受乙二醇，并且一些菌株能够降解利用乙二醇。Giraud等[38]用从湿地基质中筛选的40株真菌（24个属）降解多环芳烃蒽和荧蒽，发现33 株菌能够降解荧蒽，有2株能降解蒽，说明可以通过富集真菌来提高人工湿地处理污水的能力。
许多学者都研究了人工湿地对除草剂阿特拉津（atrazine）的去除。Runes等[39]用人工湿地处理阿特拉津，用MPN法测定细菌数量时发现有部分微生物能够矿化阿特拉津的乙烷基侧链。Anderson等[40]调查美国俄亥俄州的两个湿地对阿特拉津的矿化作用，一个湿地的源水来自是农业集水区，另外一个的源水是曾经用阿特拉津处理过的玉米地。用14C 标记阿特拉津，结果表明一个月的时间内有70%~80%的阿特拉津得到矿化，实验数据表明第一个湿地基质微生物种群能够矿化阿特拉津，它的活性水平依赖于湿地进水的阿特拉津的浓度，而第二个湿地却没有发现降解活性，可能是由于源水中较低的阿特拉津浓度所致。Weaver等[41]用人工湿地中的土壤研究阿特拉津和伏草隆的降解，试验土壤从密西西比河三角洲的人工湿地距表层3cm 处采集，土壤分别投加84μg/kg 和86μg/kg 的14C 标记的阿特拉津和伏草隆（fluometuron），两组实验均做水饱和（88%的湿度）和淹水处理，在32d 的实验时间内，伏草隆在水饱和状态和淹水状态下半衰期分别为25~27d 和175d，而阿特拉津无论在饱和水状态还是在淹水状态，半衰期大约为23d，结果表明湿地土壤能够较好的处理阿特拉津这种除草剂。 

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