芦苇、水葱为人工湿地常见植物^[28]，是乌梁素海大型优势水生植物^[29]。本研究选择以上2种植物做为植物碳源。材料收集后，使用蒸馏水清洗干净，置于50 ℃烘箱烘干至恒重后备用。将恒重后的碳源材料剪碎至1~2 cm并等分为3份：1份不再做任何处理；1份在自然条件下用2%的NaOH溶液浸泡24 h；1份在水浴90 ℃条件下用2%的NaOH溶液浸泡1 h。3种预处理方式分别标记为简单处理、碱泡处理、碱热处理。处理后的碳源材料经过水洗、调pH至中性、50 ℃烘干至恒重后备用。

称取经过简单处理、碱泡处理、碱热处理的2种碳源材料各2 g，加250 mL蒸馏水浸泡。每隔2 d更换瓶中蒸馏水，对浸泡液取样，测定浸泡液中COD、TN、TP浓度，计算各组实验中的C、N析出量，以选出最优植物碳源添加至后续人工湿地实验中。每个处理做3组平行。

在实验室内，采用有机玻璃(PMMA)材料构建2组构造相同的垂直潜流人工湿地系统(对照组CW0和投加碳源组CW1)，其直径为30 cm，高度为55 cm。人工湿地系统示意图如图1所示。湿地系统所填基质高度为45 cm，从下到上依次采用不同基质填充：下层20 cm，铺设粒径为10~30 mm的砾石；中层15 cm，铺设粒径为8~16 mm的炉渣和沸石的1∶1混合物；上层10 cm，铺设粒径为3~5 mm沸石及采自乌梁素海主排干区污泥1∶1混合物。分别在距离顶部15、30、50 cm处设置出水口。湿地系统中间插入直径为3 cm且带有均匀穿孔的聚氯乙烯塑料管，作为植物碳源投加区。种植植物为取自乌梁素海的大小均匀的芦苇，种植密度为10株·m⁻²。

人工湿地启动前，先用取自乌梁素海主排干区农田退水进行60 d的微生物驯化。从2020年7月中旬开始，采用蠕动泵序批式间歇进水的方式通入实验用水，水力停留时间为3 d，实验用水是通过向自来水中添加C₆H₁₂O₆、KNO₃、NH₄Cl、KH₂PO₄模拟乌梁素海农田退水(C/N=2)，配置后的COD为28.00 mg·L⁻¹、TN为12.00 mg·L⁻¹、NH₄⁺-N为1.50 mg^·L⁻¹、NO₃⁻-N为10.50 mg·L⁻¹、TP为1.50 mg·L⁻¹。

实验分为2个阶段。第1阶段为探究添加植物碳源对人工湿地净化农田退水效果的影响。CW0为对照组(不添加植物碳源)，直接通入实验用水(C/N=2)，通过计算在CW1组碳源投加区投加30 g(C/N=4)碱热处理芦苇，测定CW0和CW1组进出水各污染物浓度。第2阶段为探究碳源添加至不同C/N时人工湿地净化效果。经计算，在CW1组分批次投加35 g(C/N=5)、60 g(C/N=7)碱热处理芦苇，测定湿地系统内沿程(0.15、0.3、0.5 m)处进出水各污染物的浓度，探究不同C/N时净化效果，水力停留时间3 d，每3 d进行1次采样分析。

在90 d的实验周期内，每3 d对2组人工湿地的进出水进行1次取样分析。其中DO采用哈希HQ30d53LED^TM测定；pH采用PHS-3CW型号的pH计测定；COD、TN、TP等按照《水和废水监测分析方法》进行测定^[30]。数据统计、分析、绘图则使用Excel 2016、Origin 2019和SPSS 26.0软件进行。

碳元素累积析出量根据式(1)进行计算^[31]。氮元素累积析出量的计算方式与碳元素相同，以TN表征氮元素的析出量^[31]。

式中：$ {m}_{k} $为第k次取样时累积析出的碳源量(以COD计)，mg；$ {c}_{k} $为在第k次时析出液COD，mg·L⁻¹；v为第k次时距第k-1次时固体碳源浸泡液的体积，L；$ {m}_{\mathrm{植}\mathrm{物}} $为植物秸秆的质量，g。

在不同预处理方式(简单处理、碱泡处理、碱热处理)下2种植物碳源(芦苇、水葱)的碳析出规律见图2。由图2可见，2种植物碳源具有相似的析出规律：均在实验开始达到碳最大析出量，在第4天时迅速下降并逐渐趋于稳定。植物析出碳(以COD计)的过程一般分为2个阶段^[32]：前期植物表层的糖类、有机酸和易溶性无机盐等水溶性物质快速分解；后期在碱作用下植物体内木质素、纤维素、半纤维素等难分解物质开始分解，且分解速率缓慢。本研究中2种植物碳源的析碳过程符合上述阶段。初期水葱中的COD值显著高于芦苇，可能是水葱表面含有更多的可溶性有机碳和易脱落的有机颗粒物^[33]，这些物质迅速溶解于水中且析出碳源。芦苇经过简单处理、碱泡处理、碱热处理后的最大碳源析出量分别为110.42、135.89、148.93 mg·L⁻¹；水葱的最大碳源析出量分别为336.01、340.05、179.41 mg·L⁻¹。通过衡量计算得出不同预处理下平均碳源析出量：芦苇分别为21.44、24.81、27.27 mg·L⁻¹，水葱分别为44.52、61.60、28.55 mg·L⁻¹。比较3种不同预处理方式可见：对于芦苇，碱热处理>碱泡处理>简单处理；对于水葱，碱泡处理>简单处理>碱热处理。碱处理的植物有较好的碳源析出量，这是因为碱破坏了木质纤维素的内部酯键，木质纤维素空隙率增加，内部表面积增大，聚合度和结晶度下降，使半纤维素及木质素含量均有一定程度的降低，纤维素含量增加，且碱处理增强了纤维素的水解糖化，从而促进了有机质的析出^[34]。对于2种植物，水葱在处理初期碳源析出量较大，可能引起人工湿地系统出水有机物二次污染，而且在浸泡过程中其分解残留物较多，呈絮状分散在浸泡液中，在人工湿地系统中会引起系统堵塞等问题。与水葱相比较，芦苇析出碳量适中且后续问题少，因此，确定碱热处理后的芦苇为最佳碳源用于后续人工湿地实验。

由图3可以看出，在不同预处理方式下2种植物碳源TN的析出规律与COD相似。实验开始即达到TN的最大析出量(4 mg·L⁻¹以上)，在第6天迅速下降至2 mg·L⁻¹左右，并逐渐趋于稳定。不同处理方式下2种植物TN初期析出量存在明显差异。初期芦苇最大析出量分别为6.14、4.55、4.09 mg·L⁻¹；水葱分别为14.30、13.45、12.45 mg·L⁻¹。水葱TN析出量较大，N元素的大量快速析出易造成人工湿地系统水质恶化。3种预处理方式下TN平均析出量分别为：芦苇2.39、2.20、1.89 mg·L⁻¹；水葱4.82、4.07、3.25 mg·L⁻¹。2种植物TN平均析出量从大到小依次为简单处理>碱泡处理>碱热处理组。这说明经过碱处理后，植物的纤维素结构被破坏，在预处理过程完成氮元素的提前析出，对水质的负面影响程度降低。总体来看，2种植物经过碱泡、碱热处理后TN平均析出量均有所减少，而经过碱热处理的芦苇TN平均析出量最低为1.89 mg·L⁻¹，故芦苇可作为人工湿地最佳外加碳源。

随着植物的分解，其中所含有的磷元素也会析出到水中，因此，考察植物在水中析出的TP量非常必要。不同预处理方式下2种植物碳的TP析出规律见图4。由图4可以看出，水葱TP析出量明显高于芦苇，芦苇在不同预处理方式下TP析出量始终在0.60 mg·L⁻¹以下，并且缓慢下降并趋于稳定；水葱初期TP析出量超过1.00 mg·L⁻¹，第4天迅速降至0.50 mg·L⁻¹左右，并趋于稳定。在不同处理方式下，初期芦苇最大析出量分别为0.58、0.50、0.15 mg·L⁻¹，水葱为3.29、2.79、1.25 mg·L⁻¹；芦苇平均析出量分别为0.18、0.16、0.09 mg·L⁻¹，水葱为0.58、0.74、0.35 mg·L⁻¹，水葱3个处理组TP析出量均很高，而磷元素的快速大量析出易造成人工湿地系统水质富营养化。因芦苇碱热处理组TP析出量最小，可做人工湿地最佳外加碳源。

将2.1部分不同预处理下2种植物析出的碳、TN实测值通过1.5部分公式计算得出对应碳、氮累积析出量数值，后用MATLAB软件进行线性拟合。

以COD计算碳的累积析出量，经 MATLAB 线性拟合后所得的拟合方程见图5。曲线R²均达0.94以上，表明碳累积析出量的拟合曲线能够反映释碳规律。由图5可知，不同预处理下芦苇碳累积析出量分别为20.90、25.05、27.82 mg·g⁻¹；水葱分别为50.25、62.92、30.37 mg·g⁻¹。碳累积量从大到小的顺序为：芦苇为碱热处理>碱泡处理>简单处理；水葱为碱泡处理>简单处理>碱热处理。对于芦苇，随着时间推移，碱热处理组的碳累积量拟合曲线趋于平行于X轴所需时间较长，具备持久析出碳源的特性，而简单处理和碱泡处理的碳源持久析出特性欠佳；对水葱而言，简单处理和碱热处理持久析出碳源特性欠佳，碱泡处理具备持久析出碳源特性。结合图2可以看出，2种植物碳源前期碳析出速率较快，而后逐渐达到平衡。

以TN浓度计算氮的累积析出量，后将2种植物的氮累积析出量进行线性拟合(图6)，拟合度均达0.97以上，说明拟合曲线能够反映实际氮析出规律。由图6可见，经简单、碱泡、碱热处理后芦苇氮累积析出量分别为1.90、1.68、1.45 mg·g⁻¹；水葱分别为4.16、3.53、2.70 mg·g⁻¹。2种植物氮累积析出量由大到小的顺序依次为：简单处理组>碱泡处理组>碱热处理组。总体来看，2种植物经过碱泡处理、碱热处理后氮累积析出量均有所减少，经过碱热处理芦苇氮累积析出量最低，为1.45 mg·g⁻¹。结合图3可知，2种植物前期氮析出速率较快，且随着时间的延长逐渐达到平缓。

不同预处理下的2种植物在碳、氮元素析出过程中累积析出量的比值(C/N，以COD与TN比值表征)特征见图7。在不同预处理下，芦苇C/N平均值为11.92、17.03、21.67；水葱13.16、18.65、11.79。随着时间的延长，植物固体碳源中的纤维素类物质逐渐分解析出到水中，碳、氮析出量逐渐减少，导致C/N值先下降后趋于平稳。碱处理能够加速碳元素析出，去除大量氮元素，从而有较高的C/N。经过碱热处理的芦苇释所含碳元素较多、氮元素较少，C/N最大为21.67，故可优选为人工湿地外加碳源。

将优选出的经过碱热处理的芦苇投至CW1组中，以探究碳源添加对人工湿地处理污染物的强化效能。湿地进出水COD变化见图8(a)。可以看出，2组人工湿地系统进水COD平均值为29.02 mg·L⁻¹，CW0和CW1出水COD平均值分别为7.62 mg·L⁻¹和10.66 mg·L⁻¹，去除率分别为73.67%和63.38%。2组人工湿地系统出水COD有相似的变化趋势。整个实验期间CW1出水COD始终是高于CW0。CW1出水COD较高的原因是，所添加的植物碳源的半纤维素和纤维素逐渐水解而不断析出有机物^[35]。

在CW1中再次分别投加35 g和60 g经碱热处理的芦苇，以调节系统初始水质C/N为5、7，从而探究不同C/N条件下污染物的去除情况。由图8(b)可见，在不同C/N下，其出水COD均低于进水COD，但随着C/N增大，出水COD有所增加。CW0系统C/N为2，COD去除率为73.67%，当C/N为4、5、7时，COD去除率分别为63.38%、55.20%、45.68%。C/N增加会导致系统出水COD增加，去除率降低。这说明过量添加碱热处理的芦苇一定程度上会削弱湿地系统对COD的去除效果，同时也说明C/N是影响人工湿地高效处理COD的关键因素。当湿地系统COD较高时，会导致溶解氧大量减少，从而抑制微生物的硝化去污能力；而当COD过低时，由于碳源不足，反硝化又受到抑制^[36]，因此，应将外加碳源控制在合适的范围内。

不同C/N条件下湿地内自上而下沿程(0.15~0.5 m)COD变化见图8(c)。可以看出，CW0系统COD浓度沿程各部分基本一致，0.15 m以下COD降低至10 mg·L⁻¹以下，此时系统内碳源严重不足，会影响系统的脱氮效果。当C/N为4、5、7时，湿地内沿程COD均高于CW0，而且系统底层(0.5 m)COD略高于中上层，微生物反硝化所需碳源更充足。

图9(a)反映了2组人工湿地进出水TN的变化规律。可以看出，2组人工湿地进水TN的平均质量浓度为12.01 mg·L⁻¹，CW0和CW1出水TN的平均质量浓度分别为6.80 mg·L⁻¹和3.35 mg·L⁻¹。结合图9(a)和图9(b)可知，CW0和CW1 中的TN平均去除率分别为43.72%和72.00%，CW1显著高于CW0(P<0.05)。由此可知，植物碳源的添加增强了湿地系统对TN的去除。这与晋凯迪等^[37]研究结果一致，证明了植物碳源调控提高人工湿地脱氮效果的可行性与高效性。

不同C/N条件下进出水TN浓度及去除率见图9(c)。CW0的TN去除率最低为43.72%，C/N从4提高到7，TN去除率先升高后降低，分别为72.00%、75.67%、69.94%。 C/N为7时的TN去除效果降低，是由于碳源投加量较大，随着反应进行，系统内溶解氧被逐渐消耗，使硝化反应受到抑制，并且添加量较大会导致植物析出氮素增多，从而影响TN去除效果。当C/N较低时，会造成人工湿地系统中电子供体不足，抑制微生物反硝化，从而降低了人工湿地系统脱氮效率^[38]。李晓晨等^[39]指出，满足完全反硝化的C/N在4~15，但C/N会随着人工湿地的运行情况、碳源类型等不同而发生变化，所以，人工湿地最适C/N比的探讨需要针对某一特定情况进行研究。本实验中根据TN去除效果可知，其最适C/N为5。

图9(d)反映了添加碳源至不同C/N时湿地自上而下沿程(0.15~0.5 m)TN浓度的变化情况。可以看出，TN平均浓度沿程逐渐降低，去除率则沿程逐渐升高，底层(0.5 m)脱氮效果好于中上层。其可能的影响因素是溶解氧，底层溶氧浓度较低，更利于微生物进行反硝化作用脱氮。CW0系统因缺乏碳源，不能为微生物反硝化作用提供充足的电子供体，导致其脱氮效果较差，沿程TN浓度降低缓慢。添加C/N为4、5、7时的CW1系统在0.15 m以下TN浓度持续降低，明显低于CW0，脱氮效率较高。C/N=5的系统TN浓度沿程降低幅度最大，其次为C/N=7系统、C/N=4系统、CW0系统。

图10(a)描述了2组人工湿地进出水TP的变化规律。可以看出，进水的TP平均浓度为1.53 mg·L⁻¹，CW0和CW1出水TP的平均浓度分别为0.32 mg·L⁻¹和0.15 mg·L⁻¹，结合图10(b)可知，平均去除率分别为78.86%和90.45%，CW1的TP去除率显著高于CW0(P<0.05)。人工湿地对磷的去除主要是通过基质吸附、微生物以及植物吸收等作用实现。在人工湿地运行初期，因植物生长密度较低，致使其发挥的作用较低，而在基质吸附能力较差的情况下，微生物的除磷作用则更为重要^[40]。同时，在厌氧条件下，兼性反硝化细菌能够利用硝态氮作为电子受体，可产生与氧同样的摄磷作用，从而能将反硝化脱氮与生物除磷2个相互独立的过程有机地联合在一起^[41]。通过在人工湿地中添加植物碳源，系统中反硝化菌和聚磷菌都可获得充足的碳源进行反硝化和吸磷，进而同步提高了人工湿地的脱氮除磷效果。

从图10(c)可以看出不同C/N条件下湿地出水TP浓度及去除率。CW0的TP去除率最低为78.86%，当C/N从4提高到7时，TP去除率先升高后降低，分别为90.45%和91.37%、83.39%。当C/N提高到7时，因为过量的碳会消耗溶解氧，从而影响聚磷菌吸磷，使TP去除率降低。湿地系统内添加的植物碳源不仅为微生物反硝化作用提供电子供体，还可以作为微生物生长的载体，故随反应时间的持续，湿地系统内微生物量逐渐增大，从而加大了对湿地系统内P元素的吸收^[42]。结合图9(c)可知，外加碳源至C/N为5时，湿地系统内的TN、TP去除效果较好，达到了同步强化脱氮除磷的目的。

不同C/N下湿地内自上而下沿程(0.15~0.5 m)TP浓度的变化情况见图10(d)。可以看出，C/N为4和5的系统TP平均浓度随沿程低于CW0，碳源的添加强化了湿地系统的TP去除效果。在CW0及C/N为4的湿地系统内，二者TP去除效果随沿程增加而增强，底层(0.5 m)去磷效果最好；在C/N为5的湿地系统内，自上而下沿程TP的去除效果相差不大，且效果较好，为最适碳氮比。C/N为7的系统因碳源增加底层除磷效果变差，溶氧可能是限制因素。

1)2种植物碳源经简单处理、碱泡处理和碱热处理后，依据其COD、TN、TP的平均析出量可知，碱热处理的芦苇能提供大量碳源，氮、磷析出较少，可作为人工湿地的优质外加碳源，且具备持久析出碳源的特性。

2)人工湿地系统中添加碱热处理的芦苇时，在不显著增加系统出水COD的前提下，总氮、总磷平均去除率可达75.67%、91.37%，显著提高了人工湿地的脱氮除磷能力。

3)通过添加不同量植物碳源以调控初始水质C/N，发现植物碳源添加的最适C/N为5，此时可达到同步强化脱氮除磷的目的。

4)由沿程(0.15~0.5 m)变化可知，在碳源充足的情况下，TN、TP在人工湿地底层的去除效果好于中上层，底层微生物反硝化作用强，可促进系统脱氮。其中，氧气可能是脱氮的限制因素之一。