用于处理含铊废水的中小型地下水流构建湿地的水处理效果

《Environmental Technology & Innovation》：Performance of a small-scale subsurface flow constructed wetland for thallium-containing wastewater

　　郭静|朱磊|毛启明|布新原|罗琳
湖南农业大学环境与生态学院，长沙，410128，中国

**摘要**
铊（Tl）是一种极具毒性的重金属，具有高流动性，对水生环境构成严重威胁。尽管人工湿地被广泛用于重金属废水处理，但其在去除铊方面的效果仍需进一步研究。本研究表明，实验室规模的人工湿地在各种水力条件下实现了超过96%的铊去除率。经过137天的质量平衡分析，发现97.6%的进水中的铊被去除，剩余的2.4%随出水排出。在去除的铊中，52.8%留在陶粒中，44.4%存在于土壤中，0.4%被植物吸收。协同去除机制包括：通过pH依赖性吸附初步固定铊；香根草（Phragmites australis）的根际屏障作用将铊主要限制在根部，减少了其向上迁移；以及铊胁迫下微生物群落的重组，这可能促进了可移动铊向稳定固相的转化。XPS分析表明，处理后土壤中铊（III）的比例增加到30.92%，底物中增加到43.62%。本研究首次系统地证明了人工湿地中多种机制的协同作用，为高效去除铊提供了理论和实践基础。

**1. 引言**
铊（Tl）是一种极具毒性的微量元素，由于其高迁移性和生物累积潜力，被列为环境中最危险的元素之一（López-Arce等人，2017年）。它可以通过自然风化过程以及采矿、冶炼和燃煤等人为活动进入水生系统，工业排放量远超过自然释放量（Du等人，2024年）。一旦释放，铊会沿食物链累积，最终在顶级捕食者和人体中达到高浓度（Zhang和Rickaby，2020年）。长期接触铊会导致健康问题，包括脱发、心血管和神经系统疾病，严重情况下甚至会导致死亡（Ning等人，2021年）。近年来，全球频繁发生铊污染事件，例如2020年中国湘江流域连续发生的两次重大污染事件，由于持续时间较长且污染范围广泛，对区域饮用水安全造成了严重影响。因此，开发经济高效的铊废水处理技术变得迫在眉睫。

在自然界中，铊主要以两种氧化态存在：Tl(I)和Tl(III)（Krasnod?bska-Ostr?ga等人，2013年）。由于化学性质与K+相似，Tl(I)具有高溶解度和流动性，在水生环境中占主导地位，难以通过传统吸附或共沉淀方法有效去除（Ma等人，2022年；Yan等人，2023年）。相比之下，Tl(III)容易水解形成不溶性的氢氧化物沉淀物，或与系统中的铁氧化物和锰氧化物等成分发生特定吸附和共沉淀反应，从而固定在固相中。因此，实现高效净化和稳定化铊的关键机制是将高迁移性和难处理的Tl(I)化学或生物氧化为低迁移性和易于沉淀的Tl(III)。目前，常用的去除水中的铊的技术主要包括吸附、化学沉淀、离子交换和生物方法（Chen等人，2022年；Huang等人，2024年；Li等人，2017年；Ma等人，2022年）。然而，这些方法在实际应用中存在显著局限性。例如，虽然吸附效率高，但吸附剂容易饱和且需要频繁更换，限制了其在低浓度废水中的应用；化学沉淀操作简单，但需要昂贵的氧化剂并产生大量含铊污泥，增加了处理成本；离子交换可以去除金属，但需要定期再生交换能力，导致较高的运行和维护成本。总之，现有技术受到成本、效率以及平衡彻底修复与环境可持续性之间挑战的限制，通常不足以解决大规模低浓度水体的铊污染问题。因此，迫切需要开发能够整合多种净化机制并兼顾成本效益和生态效益的替代方案。

人工湿地（CWs）是一种低成本且生态可持续的废水处理技术，因其操作简便、维护要求低且具有显著生态效益而被广泛采用（Rahman等人，2020年；Zheng等人，2021年）。在人工湿地系统中，植物、底物和微生物作为三个关键组成部分，通过植物吸收、底物吸附和微生物同化等过程协同作用，实现污染物全面去除（Zhang等人，2024年）。特别是植物在铊修复中起重要作用，通过直接离子吸收实现植物提取，并通过改变根际环境影响铊的迁移性和形态。研究表明，十字花科植物（如芥菜和羽衣甘蓝）能够显著迁移铊到地上部分，迁移因子范围为1.2至14.5，使超过90%的吸收铊从根部转移至地上部分（Al-Najar等人，2003年；Anti?-Mladenovi?等人，2017年；Ning等人，2015年；Vaněk等人，2019年）。蕨类植物Pteris vittata作为砷的超积累者，也被发现能够共积累铊，在铊污染的底物中富集因子高达28.4（Wei等人，2020年）。此外，小白菜的盆栽实验显示其具有强大的铊迁移能力，迁移因子超过3（Krasnod?bska-Ostr?ga等人，2022年）。由于高重金属积累能力和广泛的环境适应性，香根草（Phragmites australis）已成为人工湿地中最常用的植物种类之一（Rezania等人，2019年；Southichak等人，2006年）。底物通过提供关键的地球化学固定功能，促进铊的吸附和催化转化。不同矿物成分具有不同的铊固定机制：锰氧化物表现出优异的铊吸附和氧化能力，可将Tl(I)氧化为Tl(III)并随后沉淀为Tl2O3；而铁氧化物和粘土矿物（如伊利石和蒙脱石）则通过结构整合和阳离子交换实现固定。这些材料对铊的亲和力顺序为：铁氧化物 < 蒙脱石 < 伊利石 < 锰氧化物（Aguilar-Carrillo等人，2020年；Wick等人，2020年；Wick等人，2019年）。近年来，基于天然矿物行为的工程化材料进一步增强了铊的隔离能力。例如，改性生物炭已被证明能有效吸附和固定水体和土壤中的铊（Wu等人，2025年），某些高活性催化材料也能从水溶液中高效去除铊（Hao等人，2025年）。此外，纳米级金属氧化物（如MnO2、ZnO和Al2O3）以及碳纳米管由于其高比表面积和反应性也表现出强大的铊去除能力（Wang等人，2023年；Wu等人，2026年）。微生物群落的催化功能进一步增强了这一多阶段净化过程，通过价态转化、生物吸附和生物沉淀机制促进铊的稳定。活性污泥微生物群可以通过细胞内活性氧将Tl(I)氧化为Tl(III)并通过细胞外聚合物中的羟基实现固定（Zhao等人，2024年）。锰氧化细菌产生的生物锰氧化物可有效催化Tl(I)的氧化和固定（Huang等人，2023年），而硫酸盐还原细菌则通过产硫化物将可移动的Tl(I)沉淀为不溶性的Tl2S（Zhang等人，2017年）。除了这些直接转化途径外，根际微生物还通过分泌有机酸和其他促进植物生长的作用增强铊的植物可利用性。例如，耐铊的芽孢杆菌（如B. cereus和B. megaterium）可显著增加羽衣甘蓝中的铊积累，氨基酸、羟基、酰胺和羧基被确定为参与铊螯合的关键功能基团（Bai，2022年）。此外，某些促进植物生长的根际细菌可以优化氮循环过程，提高铊胁迫下的植物修复效率（Chi等人，2025年）。

总之，人工湿地中的植物、底物和微生物各自具有不同的铊去除能力，证明了利用人工湿地技术处理含铊废水的可行性和应用潜力。然而，迄今为止，人工湿地主要被证明对铅（Pb）、镉（Cd）和锌（Zn）等重金属以及红氧化学敏感的类金属（如砷和锑）有效（Ayaz等人，2020年；Yang等人，2021年）。它们的应用潜力和具体去除机制仍需进一步研究。据我们所知，尚未有研究系统地研究专门为含铊废水设计的人工湿地系统中铊的去除效果、分布命运及去除机制。关于人工湿地中铊的具体去除效率、不同湿地组分（底物、植物、微生物）中铊的定量分布和形态转化，以及其固化的协同机制，目前仍缺乏定量数据和深入理解。特别是微生物-矿物相互作用在铊氧化还原循环中的作用，以及香根草等湿地植物限制铊迁移的能力。这一知识空白阻碍了针对含铊废水优化人工湿地设计的发展，也限制了对湿地生态系统中铊环境命运的全面理解。

因此，为了阐明人工湿地中铊的去除效率和机制，并解决现有的知识空白，本研究建立了一个实验室规模的人工湿地系统，具体目标如下：（1）评估系统在不同水力停留时间和进水铊浓度下的长期去除效果；（2）量化不同湿地组分（底物、植物）中铊的分布、积累和化学形态，确定其主要途径；（3）利用综合微生物群落分析和表面化学表征，阐明微生物群落演替及其与矿物表面相互作用在铊固定和形态转化中的关键作用。本研究首次全面探讨了人工湿地高效去除铊的显著能力和内部过程，为处理含铊废水提供了有前景的可持续解决方案。

**2. 材料与方法**
**2.1. 实验装置和操作**
**2.1.1. 人工湿地装置**
实验人工湿地装置建立于湖南农业大学环境与生态学院的教学实习基地。图1展示了人工湿地的示意图。反应器主体采用高强度有机玻璃制成，尺寸为长×宽×高=1.0×0.3×0.6米。根据结构和功能，湿地分为进水分配区、处理区和出水收集区，这三个区域由穿孔挡板（孔径：5毫米）分隔。处理区尺寸为0.8×0.3×0.5米，填充了粒径为3-5毫米的陶粒，深度为0.4米，孔隙率为40%，坡度约为2%。使用溢流堰将操作水位维持在0.5米。处理区内水平间隔0.2米设置了三个采样点。实验中使用香根草，种植密度为20株/平方米，株间距为0.2米。所用芦苇来自湖南省长沙的植物苗圃。为支持植物生长，在处理区底物上添加了0.15米厚的土壤层。在一个1000升的聚乙烯储水罐中储存进水，通过蠕动泵将进水输送到人工湿地，并通过柔性管道收集出水。

**图1. 实验人工湿地的示意图**

**2.1.2. 人工湿地操作**
**系统稳定期**：人工湿地在连续流动条件下运行。建造完成后，进行了30天的适应期，期间未添加铊，以确保底物表面形成稳定的生物膜，并在开始添加铊之前保证出水质量稳定。
**系统运行期**：模拟含铊废水以连续流动模式通过蠕动泵输入人工湿地。整个实验包括四个不同的阶段：
**阶段Ⅰ**：进水Tl浓度 = 50 μg/L，水力停留时间（HRT）= 48小时；
**阶段Ⅱ**：进水Tl浓度 = 50 μg/L，HRT = 24小时；
**阶段Ⅲ**：进水Tl浓度 = 100 μg/L，HRT = 24小时；
**阶段Ⅳ**：进水Tl浓度 = 200 μg/L，HRT = 24小时。
总运行时间为138天。模拟的含Tl废水每天上午9:00通过将1000 μg/mL的单元素Tl标准参考物质（GBW，中国国家计量院）与自来水稀释来制备，以达到目标浓度。

**2.2. 采样与分析**
**2.2.1. 水样采集与分析**
在CW运行期间，每天上午9:00采集进水和出水样本。使用便携式多参数仪表（YHBJ-252，Leici，中国）和便携式电导率仪（DDBJ-350，Leici，中国）分别测量pH值、氧化还原电位（ORP）和电导率（EC）。在分析污染物浓度之前，所有水样均需通过0.45 μm的水相膜过滤器过滤。Tl浓度通过ICP-MS（NexION 350，PerkinElmer，美国）进行测量。实验试剂的详细信息见补充材料（文本S1）。报告的水中Tl浓度代表总溶解态Tl，因未进行Tl(I)与Tl(Ⅲ)的形态分析。质量保证和质量控制（QA/QC）程序，包括校准曲线参数、标准参考物质和重复分析，见补充材料（文本S2）。

**2.2.2. 底物样本采集与分析**
在系统运行开始前，从CW中采集了代表性的土壤和陶瓷粒样本（各30克）。仔细去除任何外来物质，如树枝、叶子和石头。样本在实验室条件下风干，进行初步粗磨，然后研磨成能通过100目尼龙筛的细粉。在137天运行后，从六个土壤点（沿流道三个位置，间隔0.2米，深度分别为0–5厘米和5–10厘米）和四个根际点（四种Phragmites australis的根区，间隔0.16米）采集土壤样本，每个点合并三个子样形成复合样本。所有复合样本均进行三次分析，结果以平均值±标准差（SD）表示。然后，从CW内的相同位置采集等质量的土壤和基底样本（各30克），按照相同的制备程序进行后续分析（例如Tl浓度、形态分析、XPS）。CW中土壤的总干质量基于土壤层体积和估算的堆积密度计算得出。土壤层体积为0.8米×0.3米×0.15米=0.036立方米。采用农业土壤的典型堆积密度值（1300 kg/m3），得出总土壤干质量为47公斤。土壤中Tl的总量通过复合样本中测得的Tl浓度与总土壤干质量的乘积计算得出。这种缩放方法符合构建湿地中估算元素总量的标准程序。详细的采样和缩放信息见补充材料（文本S3）。

**去除效率和质量平衡公式**
每个运行阶段的去除效率（%）计算公式为：
$$
\text{去除效率（%）} = \frac{C_{\text{进水}} - C_{\text{出水}}}{C_{\text{进水}} \times 100
$$
其中$C_{\text{进水}}$和$C_{\text{出水}}$分别为进水和出水中的平均Tl浓度（μg/L）。

质量平衡公式如下：
(1) $M_{\text{进水}} = \sum_{i=1}^4 (C_{\text{进水},i} \times Q_i \times T_i)$
(2) $M_{\text{出水}} = \sum_{i=1}^4 (C_{\text{出水},i} \times Q_i \times T_i)$
(3) $M_{\text{去除}} = M_{\text{进水}} - M_{\text{出水}}$
(4) $M_{\text{陶瓷粒}} = C_{\text{陶瓷粒}} \times m_{\text{陶瓷粒}}$
(5) $M_{\text{土壤}} = C_{\text{土壤}} \times m_{\text{土壤}}$
(6) $M_{\text{植物}} = \sum (C_{\text{组织}} \times m_{\text{组织}})$
其中$C$是Tl浓度（固体为mg/kg，水为μg/L），$Q_i$是第i阶段的日流量（L/d），$T_i$是第i阶段的持续时间（d），$m$是每种固体组分的干质量（kg）。详细计算和数据见补充材料（文本S3）。

土壤的基本物理化学性质和有机质（OM）含量按照《土壤和农化分析方法》（Lu, 1999）中的程序进行分析。pH值、ORP和EC的测量方法如下：将2.00克土壤样本（通过2毫米筛网筛选）与去离子水按干重比1:2.5混合。混合物搅拌1分钟后静置30分钟。使用便携式pH/ORP仪表（YHBJ-252，Leici，中国）测量pH和ORP，使用便携式电导率仪（DDBJ-350，Leici，中国）测量EC。土壤有机质（OM）采用外加热的 potassium dichromate 氧化度量法测定。完整协议，包括标准曲线制备和计算公式，见补充材料（文本S4）。土壤和陶瓷粒中总Tl含量的测定遵循中国国家标准方法HJ 1080-2019。消化程序，包括试剂、条件和质量控制，见补充材料（文本S5）。Tl形态分析使用改良的BCR顺序提取协议（Rauret等，1999）进行，该协议将Tl分为四部分：酸溶性（F1）、可还原性（F2）、可氧化性（F3）和残留性（F4）。

**2.2.3. 植物样本采集与分析**
CW运行结束后，采集了几株芦苇植物并运至实验室进行处理。各种植物器官（根、茎和叶）被干燥至恒重并研磨成粉末。使用硝酸和高氯酸（9:1，v/v）的混合物在电热板（DB-2EFS，RuYi，中国）上180°C条件下提取根、茎和叶中的总Tl含量。所有样本中的金属浓度通过ICP-MS（NexION 350，PerkinElmer，美国）测定。所有测定均进行三次重复。

**2.2.4. 微生物学分析**
土壤样本经过预处理后，提交给Novogene有限公司（北京，中国）使用下一代测序技术进行16S rRNA扩增子测序。实验流程包括：（1）DNA质量评估，（2）通过PCR扩增目标区域，（3）扩增子集合和纯化，（4）文库构建；（5）高通量测序。具体而言，使用FastDNA? Spin Kit从基底样本中提取微生物DNA。使用引物314 F（5′-CCTAYGGGRBGCASCAG-3′）和806 R（5′-GGACTACNNGGGTATCTAAT-3′）扩增细菌16S rRNA基因的V3-V4高变区。原始测序数据在QIIME2生物信息学平台上处理。扩增子文库由Novogene有限公司在Illumina NovaSeq 6000平台上测序。测序质量控制，包括原始数据处理、过滤标准和序列统计，见补充材料（文本S7和表S1）。

**2.2.5. 统计分析**
统计分析使用SPSS（版本26.0，IBM公司，纽约州阿蒙克）进行。所有数据以平均值±标准差（SD）表示。每个运行阶段的Tl去除效率的95%置信区间（CI）使用t分布计算。使用单因素方差分析（ANOVA）评估四个阶段之间的Tl去除效率差异，随后使用Tukey的 honestly significant difference（HSD）进行多重比较。统计显著性设定为p<0.05。详细统计摘要见补充材料。

**2.2.6. 批量竞争实验**
使用运行后从CW中采集的土壤和陶瓷粒进行批量实验。初始Tl浓度为100 μg/L。处理组包括对照组、低K+（10 mg/L）、高K+（50 mg/L）、Ca2+（50 mg/L）和混合K++Ca2+（各25 mg/L）。固液比为1:50（土壤，每50 mL干燥重量1克）和1:16.7（陶瓷粒，每50 mL干燥重量3克）。在200 rpm下摇动24小时后，通过ICP-MS测量Tl浓度。详细程序和结果见补充材料（文本S8和表S3）。

**3. 结果与讨论**
**3.1. 不同运行条件下CW中的Tl去除效率**
CW系统中不同运行阶段的Tl去除效率见图2。系统在第一阶段实现了98.99% ± 0.52%的高Tl去除效率，在第二阶段为98.82% ± 0.38%，在第三阶段为98.86% ± 0.53%，在第四阶段为96.29% ± 0.40%，显示出整个实验过程中Tl去除性能的稳定性和一致性。详细统计摘要，包括样本量、置信区间和ANOVA结果，见补充材料（表S3）。

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**图2. 整个实验期间进水和出水Tl(I)浓度、pH值、EC和ORP的变化**
(a)：(b) CW中的平均Tl(I)去除效率；(c) 平均pH变化；(d) 平均EC变化；(e) 平均ORP变化，其中ns表示无显著差异，* 表示p < 0.05显著，** 表示p < 0.01显著。**

如图2所示，含Tl的进水废水的pH值为中性，范围在6.37至7.80之间。第一阶段的出水pH值为9.7 ± 0.4，表明向碱性条件转变。将水力停留时间（HRT）从48小时缩短至24小时的第二阶段，出水pH值更稳定但仍为碱性（9.9 ± 0.1）。在使用石英砂作为多孔介质的柱实验和批次实验中，随着pH值的升高，Tl(I)的去除效率显著提高（Yao等，2022），这可能归因于pH值引起的氧化物/氢氧化物与Tl物种之间的静电相互作用变化。这可以归因于带正电的Tl离子在碱性条件下吸附到带负电的铁胶体上，从而有效降低了水相中的Tl浓度。在长期运行过程中，第三阶段（10.6 ± 0.1）和第四阶段（10.4 ± 0.1）的出水pH值保持较高。相比早期阶段，这种轻微下降可能与植物和微生物对Tl压力的适应有关，从而提高了缓冲和稳定能力——可能是通过释放有机酸和根系分泌物实现的（Dean等，2013）。

水中的Tl去除效率与EC密切相关。EC反映了水的离子强度（即总溶解盐浓度），直接影响Tl的形态、吸附行为和氧化还原途径。在本实验中，出水EC随时间从1745 μS/cm下降到270 μS/cm，而进水EC稳定在69.6 ± 14.8 μS/cm。这种现象主要归因于湿地基底之间的离子释放和吸附之间的动态平衡。**基底中可溶性盐的初始释放**：在初始运行阶段，构建湿地系统中使用的基底从其内部基质中释放了可溶性盐离子（如K+、Na+、Ca2+），导致出水中的离子浓度显著升高（Abedi和Mojiri，2019；Zhuang等，2022）。**长期吸附和表面钝化**：随着运行时间的延长，基底中的离子释放逐渐减少。同时，基底表面形成了生物膜和重金属沉积层（整个实验中98.2% ± 1.2%的总Tl去除效率表明Tl在基底上的有效吸附）。这一过程抑制了离子交换，减少了基底与水之间的直接接触，导致可溶性盐释放持续减少。此外，基底表面重金属（如Tl）的积累可能通过电荷屏蔽效应削弱了电吸附能力，间接减少了其他阳离子的浸出（Chen等，2023）。**生物代谢的协同效应**：长期运行期间微生物群落的代谢活动增强，加速了溶解离子的吸收和利用（例如，反硝化细菌消耗硝酸盐），进一步降低了出水中的总离子含量。研究表明，微生物对氮和磷的转化改变了水中的离子组成，成熟的生物膜改善了电解质的吸附稳定性，从而降低了EC（Li等，2022）。总体而言，出水EC的下降是基底物理化学释放减少、吸附重金属积累和生物代谢活动共同作用的结果。这一趋势反映了湿地系统从最初的“离子释放主导阶段”向长期“吸附-生物稳定阶段”的转变。

ORP是CW处理废水的关键参数之一，直接反映了环境的氧化或还原性质。在本实验中，进水的ORP为213.3 ± 34.2 mV。CW开始运行后，出水ORP在第一阶段迅速下降，最终稳定在45.3 ± 19.3 mV。总体而言，构建湿地（CW）的环境呈现出弱氧化至接近无氧的状态——这是构建湿地运行的典型特征。湿地基底和植物根系为微生物附着提供了广泛的表面。在水中有机物分解和根系分泌物分解的过程中，微生物会迅速消耗溶解氧。然而，由于湿地中水分流动性相对较低，氧的补充无法跟上消耗的速度，导致整个系统——尤其是下层水体和孔隙水环境——倾向于还原条件。出水中的氧化还原电位（ORP）足以引发某些易还原铁氧化物的轻微还原溶解，而不会导致大规模的结构破坏。因此，相当数量的铊（Tl）仍然吸附并固定在这些氧化物上。

为了进一步评估共存阳离子对铊去除的影响，使用了含有钾离子（K+）和钙离子（Ca2+）的土壤和沸石进行了批次竞争实验。如图3所示，50毫克/升的K+浓度显著降低了土壤中的铊去除效率，从89.30%降至66.24%，在沸石中从68.74%降至25.34%，这证实了一价阳离子与铊(I)竞争吸附位点。钙离子的竞争效应较弱。即使在最高的竞争离子负荷下，土壤仍保持超过66%的铊去除率，表明在现实离子环境中具有强大的吸附能力。然而，需要强调的是，这项研究使用的是从自来水标准溶液中制备的合成铊废水，并且只测试了钾离子和钙离子作为竞争离子。实际的工业废水包含更复杂的基质（例如，可变的离子强度、溶解有机物、悬浮固体以及多种共存的金属），这些因素可能会影响铊的去除性能。因此，这里观察到的优异去除效率可能不会直接适用于这样的复杂基质。详细数据见补充材料表S2。

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图3. 竞争阳离子（K+和Ca2+）对土壤和沸石中铊去除效率的影响。条形图表示平均值±标准差（n = 3）。星号表示与对照组相比存在显著差异（* p < 0.05, ** p < 0.01, *** p < 0.001），通过单因素方差分析（ANOVA）和Tukey’s HSD事后检验确定。

3.2. 构建湿地中的铊分布
3.2.1. 土壤和基底介质中的铊富集
如图4(a)所示，研究了构建湿地运行后土壤中铊的分布。与根际土壤（5.77 ± 0.52毫克/千克）相比，大量土壤（18.79 ± 0.77毫克/千克）中观察到更多的铊积累。沸石中的铊浓度达到10.86 ± 0.19毫克/千克。对铊形态的分析（图4b）显示，残余部分在两种土壤类型中最为丰富，其次是可还原部分和酸提取部分，而可氧化部分的含量最低。可还原的铊主要结合在铁/锰氧化物上（Wang等人，2025年）。相比之下，通过碳酸盐共沉淀、静电吸引和外层络合稳定的酸提取铊具有更大的环境迁移性和较高的生物可利用性（Lin等人，2020年）。在本研究中，可还原铊部分的含量高于酸提取部分，这与第3.1节描述的出水ORP降低以及构建湿地中维持的弱氧化环境一致。这表明这样的条件足以促进水中的铊离子吸附或共沉淀在铁/锰氧化物上。具体来说，铁氧化物主要通过水合离子的静电吸附固定铊（Lin等人，2020年），而锰氧化物通过静电相互作用、内层络合和氧化为Tl2O3来固定铊（Aguilar-Carrillo等人，2020年）。酸提取的铊是最活跃和毒性最强的形式；其相对较低的含量反映了系统内有效的铊固定，防止了高迁移性和有毒铊物种的积累。与先前的研究（Lin等人，2020年）一致，可氧化部分在本研究中的含量最低，大量土壤中为0.70 ± 0.04毫克/千克，根际土壤中为0.17 ± 0.02毫克/千克。

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图4. 根际土壤和大量土壤中铊含量的变化及其基本物理化学性质。(a) 根际土壤、大量土壤和沸石中的铊含量；(b) 根际土壤和大量土壤中铊的形态；(c) pH值；(d) 电导率（EC）；(e) 氧化还原电位（ORP）；(f) 来自构建湿地的土壤中的有机物（OM）。

如图4(c)所示，构建湿地运行后，根际土壤和大量土壤的pH值均有所升高，大量土壤的pH值（7.98）高于根际土壤（7.6 ± 0.1）。处理后两种土壤区的电导率（EC）显著下降，两者之间的差异很小（图4d）。通常情况下，土壤的EC和pH值是相互关联的；EC的降低往往伴随着pH值的升高（Han等人，2019年）。在较高的pH条件下，有害金属（HM）更倾向于形成氢氧化物沉淀物，从而降低其迁移性（Scheid等人，2020年）。氧化还原电位（ORP）相对于对照组（CK）有所增加，根际土壤的ORP（230.2 ± 6.8 mV）高于大量土壤（205.5 ± 5.3 mV）（图4e）。ORP的升高加剧了土壤的氧化条件，可能促进了铊(I)向铊(Ⅲ)的氧化。处理后两种土壤中的有机物含量也有所增加，根际土壤中的含量（9.71 ± 0.19克/千克）高于大量土壤（8.23 ± 0.70克/千克）（图4f）。这种增强可能是由于植物生长过程中释放的根系分泌物以及根际区域根系残余物和枯落物的分解。包括Phragmites australis在内的湿地植物以其根部积累重金属而闻名，有效地将这些重金属从根际去除（Tlili等人，2024年）。根系产生的溶解有机物可以与金属离子结合，进一步促进它们的迁移和 subsequent 植物吸收（Lian等人，2022年）。根际微生物，特别是产生铁载体（siderophore）的细菌，可以结合金属离子并提高其生物可利用性，从而促进植物吸收（Liu等人，2025年）。这些根际介导的过程共同导致根区中铊的减少，使其浓度低于大量土壤。

3.2.2. Phragmites australis中铊的分布、积累和转移
图5显示了构建湿地运行后Phragmites australis不同组织中的铊浓度。铊在根部的积累最高（33.49 ± 1.45毫克/千克），其次是茎部（15.10 ± 1.17毫克/千克），而叶片中的含量最低（2.21 ± 1.10毫克/千克）。芦苇对铊的吸收主要通过根部进行，随后转移到茎部，再转移到地上部分。由于铊在土壤中主要以Tl(I)形式存在，并且与K+具有相似的离子半径和化学性质，它可以模仿K+在保卫细胞和伴生细胞中的传输方式，从而干扰气孔调节（Mazur等人，2016年）。此外，根部相对于茎部和叶片较高的铊含量可能与气孔开闭机制受损、可能存在的木质部堵塞以及铊胁迫引起的气孔传导性扰动有关。这些反应可能反映了在重金属暴露下的一种保护策略，以最小化水分损失（Martínez-Ballesta等人，2003年）。

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图5. 构建湿地中不同植物器官中的铊浓度。

3.2.3. 湿地组分对铊去除的贡献
进行了全面的质量平衡分析，以量化不同湿地组分对铊封存的贡献，如图6所示。系统在137天的运行期间共去除掉了493.5毫克的铊，占总输入铊负荷的97.6%。137天后保留在固相中的总铊质量为1926.1毫克（沸石1042.6毫克，土壤875.6毫克，植物7.93毫克）。需要明确的是，这些固相 inventory 代表的是运行后的存量估计值；它们仅用于不同组分之间相对分配铊的汇，而不是用于传统的封闭质量平衡计算。这种累积保留量超过了实验期间实际去除的净铊量（493.5毫克），证明了基底的高吸附能力，并表明系统尚未饱和。为了确定输入铊在各个组分中的分布，根据每个组分在总固相 inventory 中的份额分配了固相中的铊 inventory，并分别计算了出水中的铊量。因此，在总输入铊（505.5毫克）中，52.8%（267.0毫克）保留在沸石中，44.4%（224.5毫克）保留在土壤中，0.4%（2.0毫克）排放到出水中。这些发现表明，基底和土壤基质中的吸附和沉淀途径是主要的铊汇，共同保留了97.6%的输入铊，而植物提取的作用可以忽略不计。详细计算见补充材料（文本S3）。

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图6. 构建湿地中的铊去除分布。

水样分析了三次，相对标准偏差（RSD）< 5%；固体样分析了三次，RSD < 10%。质量平衡计算中的不确定性主要来源于铊浓度测量的变异性以及使用估算的土壤和沸石的体积密度。高铊去除率（>96%）与基底吸附的主导地位一致，证实了质量平衡的稳健性。

3.3. 土壤和基底变化的表征
使用X射线光电子能谱（XPS）研究了实验前后土壤和基底样品中铊价态的变化。如图7(a)和(b)所示，铊的形态与其在整个湿地处理过程中的氧化还原转化之间存在强相关性。在Tl 4f光谱中，结合能为119.9 eV和118.4 eV处检测到的峰分别归属于Tl(I)和Tl(Ⅲ)（Zhang等人，2022年）。从初始采样阶段到最终采样阶段，Tl(Ⅲ)的比例明显增加。构建湿地运行后，土壤中的Tl(Ⅲ)含量从21.44%增加到30.92%，基底中的Tl(Ⅲ)含量从24.77%增加到43.62%，表明在过程中Tl(I)被氧化为Tl(Ⅲ)。在整个研究中，溶解的铊浓度作为整体污染的指标。Tl(I)在水系统中具有较高的迁移性，而Tl(Ⅲ)主要形成稳定的沉淀物（Wick等人，2020年）。这种价态的变化可能显著导致了水相中观察到的铊浓度的显著下降。然而，应当注意的是，XPS证据仅是提示性的而非决定性的，因为Tl(I)/Tl(Ⅲ)的比例是通过峰解卷积得出的。需要直接进行形态测量（例如，X射线吸收近边结构，XANES）才能明确确认铊的氧化。因此，应谨慎解释报告的比例。

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图7. 土壤和基底介质中Tl 4f轨道的XPS解卷积 ((a) 和 (b))。

3.4. 微生物群落多样性和组成
3.4.1. 微生物丰富度和多样性
表1展示了构建湿地运行前后不同土壤样本的α多样性分析结果：CK（运行前的对照土壤），根际土壤（运行后的构建湿地中的根际土壤），以及大量土壤（运行后的构建湿地中的大量土壤）。如图8(a)所示，随着测序深度的增加，每个样本中的OTU数量最初增加，然后趋于稳定。最终每个样本的测序体积超过60,000个读数，表明测序深度足以有效捕获微生物多样性并支持后续分析。表1总结了估计微生物群落丰富度和多样性的指标。α多样性分析显示，从对照组到根际土壤和大量土壤，微生物群落指标逐渐增加。Chao1指数的上升表明构建湿地运行显著增强了物种丰富度，尤其是在大量土壤中。Shannon指数和Pielou均匀性指数的持续增加反映了物种分布的更均匀，而Simpson指数接近1表明单一物种的支配作用减弱，群落稳定性提高。总体而言，这些发现表明构建湿地运行导致物种丰富度提高，均匀性改善，以及微生物群落结构更加复杂。

表1. 构建湿地土壤样本中微生物群的α多样性分析。
样本名称 Chao1 Shannon Simpson Coverage 观测特征 Pielou
CK 35 91.5 29.1 60.9 60.9 83
根际土壤 40 16.7 26 10.4 60.9 70.9 83
大量土壤 43 65.3 71 10.5 80.9 70.9 83

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图8.在含碲（Tl）废水处理后，土壤微生物群落的结构和组成发生了变化：(a) Shannong指数稀疏曲线用于评估测序深度；(b) 文氏图展示了对照组（CK）、根际土壤和 Bulk 土壤中独特的和共享的ASVs（聚合序列变异）；(c, d) 分别显示了前10个微生物门和属的相对丰度；(e, f) 气泡图展示了前10个门和前20个属的丰度和分布。

3.4.2. 在门水平上分析群落结构
为了研究含碲废水处理后土壤微生物组成的变化，我们分析了前10个门的相对丰度。如图8(c)和(e)所示，在门水平上的分析表明，含碲废水处理显著改变了土壤中的微生物组成。与对照组相比，根际土壤和Bulk土壤都经历了显著的群落重组。处理后的土壤中，放线菌门（Actinomycetota）和假单胞菌门（Pseudomonadota，即变形菌门Proteobacteria的同义词）成为优势门。放线菌门的相对丰度从对照组的约11%增加到根际土壤的46.6%和Bulk土壤的27.6%，成为优势门。这种富集可能归因于放线菌广泛的次级代谢能力，能够产生金属螯合剂——铁载体，并且对重金属具有内在抵抗力，这表明它们可能在碲的耐受性和潜在固定中发挥作用（Rasool等人，2020年；Xiao等人，2021年）。假单胞菌门的相对丰度从对照组的15.5%增加到根际土壤的20.1%和Bulk土壤的19.5%。研究表明，在各种环境压力下，如稀土金属污染（Han等人，2025年）、盐碱压力（Liang等人，2025年）和可降解塑料残留物（Gong等人，2025年），假单胞菌门通常会富集，这是因为它们具有代谢灵活性和多种抗性机制。因此，我们推测它们在碲压力下的富集可能反映了它们广泛的环境适应性，其中一些菌株参与了碲的氧化还原转化和生物吸附（Liu等人，2023年；Rasool等人，2020年）。相比之下，芽孢杆菌门（Bacillota，即厚壁菌门Firmicutes的同义词）表现出不同的响应：其在根际土壤中的丰度显著下降（7.5%），但在Bulk土壤中相对稳定（19.2%），而对照组为22.18%。这种不同的响应可能源于根际微环境的特殊性，那里复杂的生化条件可能改变了碲的生物可利用性，从而产生了与Bulk土壤不同的选择压力（Wang等人，2021年）。此外，芽孢杆菌门中的某些属（例如Bacillus）具有广谱重金属抗性，这可能有助于它们在Bulk土壤中维持较高的种群数量。同时，我们观察到热古菌门（Thermoproteota，一类古菌）的相对丰度急剧下降，从对照组的28.8%降低到根际土壤的1.8%和Bulk土壤的5.2%。这类古菌天然适应特定的原始高温还原环境，并需要严格的生活条件。含碲废水处理后关键环境因素（如氧化还原电位）的变化，加上碲作为重金属的普遍毒性，可能导致它们的高敏感性及其丰度的显著减少。与有机物质降解相关的绿弯菌门（Chloroflexota）在根际土壤（13.1%）和Bulk土壤（15.73%）中的丰度显著增加，而对照组仅为5.13%。这与在各种重金属污染环境中的富集报道一致。例如，最近的研究表明，绿弯菌门是参与镉-砷共污染稻田土壤中重金属固定的关键功能微生物群落，其基因组编码多样的铁和硫酸盐还原酶基因（Cao等人，2025年）。此外，在多金属污染场所的研究观察到绿弯菌门的丰度与砷、镍、铜和镉的含量呈正相关，表明它们具有广泛的重金属耐受性（Yang等人，2023年）。因此，我们推测含碲废水处理后绿弯菌门的显著富集可能代表微生物群落对重金属压力的适应性，可能通过参与铁和硫的生物地球化学循环来间接影响碲的迁移性和生物可利用性。然而，这仍然是一个相关假设。

总之，本研究观察到含碲废水处理后土壤微生物群落结构的系统性演变。金属耐受性的放线菌门成为绝对优势群落，代谢多样性的假单胞菌门和绿弯菌门显著富集，而碲敏感性的热古菌门显著下降，共同构成了微生物群面对碲压力的全面适应性响应。这种群落结构由定向选择形成，并具有更高的功能专化，可能是该含碲废水处理系统实现高碲去除效率的关键生物学驱动因素。潜在机制可能包括主要由放线菌门和假单胞菌门介导的生物吸附和酶促氧化还原过程，以及通过绿弯菌门参与的铁/硫循环调节碲的生物可利用性，这些过程共同作用，增强了碲在湿地土壤中的固定和转化。

3.4.3. 在属水平上分析群落结构
我们进一步对前10个和前20个属进行了相对丰度分析，如图8(d)和(f)所示。基于在门水平上的观察结果，属水平上的分析提供了更具体的见解，了解微生物类群对碲压力的响应及其在人工湿地中实现高去除效率的潜在作用。与对照组相比，暴露于碲的根际土壤和Bulk土壤中关键属的相对丰度发生了显著变化。值得注意的是，一些已知与金属相互作用的属表现出明显的富集。例如，在放线菌门中，Gaiella的丰度从对照组的9.5%增加到根际土壤的33.7%和Bulk土壤的18.6%。先前的研究表明，Bacillus属物种是有效的胞外聚合物（EPS）生产者（Liu等人，2019年），这些聚合物含有能够有效螯合金属离子（如碲）的多种功能基团。类比来说，Gaiella在含碲处理后的土壤中的富集提出了一个假设，即它可能通过EPS介导的螯合作用来帮助固定碲。然而，直接的功能证据尚缺乏，这种解释应被视为暂定的。
同样，与假单胞菌门相关的Defluviicoccus属（与磷酸盐积累有关，可能参与重金属生物吸附）从对照组的几乎可以忽略的水平（0.5%）显著增加到含碲土壤中的29.3%和9.8%。我们推测这种属的显著富集可能与碲的固定过程有关，可能是通过磷酸盐相关的沉淀作用。然而，这仍然是一个相关性观察，而不是一个已证明的机制。16S数据没有提供直接的功能证据（例如，关于磷酸盐介导的碲固定），需要进行宏基因组学或培养研究来验证这一假设。

相比之下，通常被视为常见土壤腐生菌的属，如Priestia和Paenibacillus（与芽孢杆菌门相关），在碲压力下表现出显著的丰度下降。研究表明，重金属污染是影响环境微生物群落结构的关键因素（He等人，2023年）。作为常见的土壤腐生菌，Priestia和Paenibacillus可能缺乏有效对抗碲毒性的内在机制。此外，研究报道在重金属压力下，生理相关的Bacillus物种表现出生理活动受抑制，如生物膜形成（Sraboni等人，2024年）。这间接表明，碲压力可能同样抑制了Priestia和Paenibacillus的正常生理功能，从而降低了它们在群落中的竞争力，导致其丰度下降。

总之，在属水平上观察到的群落重组进一步说明了可能参与人工湿地高碲去除效率的微生物类群。耐金属的菌类，如Gaiella（可能通过EPS介导的螯合作用固定金属）和Defluviicoccus（可能通过磷酸盐相关的沉淀作用），得到了显著富集。相比之下，对碲敏感的腐生菌属，包括Priestia和Paenibacillus，受到显著抑制。这种由选择性环境压力塑造的群落组装过程，导致了以具有特定环境功能的菌类为主的专业化微生物群落。富集的群落可能通过假设的机制（如生物吸附（例如，EPS介导的螯合）和化学固定（例如，磷酸盐相关的沉淀作用）来促进碲的去除，尽管直接的功能证据仍有待确立。这些观察结果为系统的性能提供了生物学基础，但所提出的机制需要进一步验证。

3.5. 人工湿地中碲去除的机制
根据综合发现，含碲废水处理中碲去除的机制涉及以下相互关联的过程，如图9所示。首先，Tl(I)的吸附主要通过其与基质中Fe/Mn氧化物的静电相互作用进行，这得到了陶瓷砂中高碲积累的支持（进水中52.8%的碲，图6），并且在系统内的碱性条件下通过pH依赖的表面络合得到促进。同时，微生物活动可能间接促进Tl(I)氧化为Tl(Ⅲ)，例如通过分泌EPS改变矿物表面或创造有利于Mn氧化物形成的微环境。XPS数据（图7a, b）观察到的Tl(Ⅲ)比例增加与氧化现象一致，但在Bulk缺氧条件下的微生物酶促氧化的直接证据尚未获得。值得注意的是，Bulk出水中的ORP稳定在约45 mV，表明接近缺氧条件。尽管如此，XPS数据清楚地显示了Tl(Ⅲ)的增加。这种明显的差异可以用两个因素来解释。首先，基质中存在的锰氧化物（如birnessite）能够非生物地氧化Tl(I)为Tl(Ⅲ)——这一过程独立于Bulk溶液的ORP（Aguilar-Carrillo等人，2020年；Wick等人，2019年）。其次，人工湿地中的氧化还原条件高度异质；生物膜、根际和矿物表面由于氧气扩散缓慢和存在替代电子受体而常常保持较高的局部ORP。因此，即使在Bulk出水接近缺氧的情况下，Tl(I)的氧化也能发生。富集的微生物群落可能通过分泌EPS改变矿物表面或创造有利于Mn氧化物形成的微环境来间接促进这一过程，但不需要在Bulk缺氧条件下直接进行酶促氧化来解释观察到的Tl(Ⅲ)增加。我们认识到，当前的数据不能证明因果关系；需要通过非生物控制和直接的功能测试（例如，Mn(Ⅱ)氧化活性，宏基因组功能基因）来明确区分地球化学氧化和生物氧化。因此，提出的微生物-矿物协同作用应被视为一个合理的假设，需要进一步的实验验证。对微生物群落组成和Tl形态的相关分析显示了一致的趋势。与胞外聚合物生产相关的Gaiella属的相对丰度从对照组的1.06%增加到根际土壤的4.52%和Bulk土壤的3.54%。同样，积累磷酸盐的Defluviicoccus属从0.05%增加到3.93%和1.86%。同时，XPS分析显示，处理后的土壤（根际和Bulk的混合物）中Tl(Ⅲ)的比例从21.44%增加到30.92%，在陶瓷砂中从24.77%增加到43.62%。尽管无法单独获得根际土壤和Bulk土壤的XPS数据，但耐金属菌类的同时富集和Tl(Ⅲ)的增加表明这些微生物群可能与Tl的氧化还原转化有关。这些属可能通过EPS介导的螯合（Gaiella）或磷酸盐沉淀（Defluviicoccus）间接促进Tl的固定，而不是在Bulk缺氧条件下的直接酶促氧化。其次，植物根系（例如Phragmites australis）通过K+模拟途径捕获Tl(I)，但通过根际屏障限制其向地上部分的转移，导致根部的Tl积累显著高于茎和叶子（图5）。第三，微生物-矿物协同作用增强了固定效果：优势门类（放线菌门、变形菌门）分泌富含羧基/磷酸基团的EPS，吸附Tl离子，而陶瓷砂表面的生物生成Mn氧化物作为Tl氧化的电子穿梭体。这些过程，加上微生物群落分析（图8）揭示的耐金属属（如Gaiella, Defluviicoccus）的富集，共同将系统从初始的离子释放转变为长期的吸附-生物稳定，实现了超过96%的Tl去除。

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图9. 人工湿地中Tl去除机制的示意图

4. 结论
本研究证明，实验室规模的人工湿地实现了高效且稳定的含碲废水去除，总体去除率超过96%，在不同水力条件下均如此。质量平衡分析显示，基质吸附是主导途径，占Tl封存的99%以上，而植物的直接吸收可以忽略不计。高去除性能得益于基质矿物、植物和微生物之间的协同作用。关键机制包括：pH值依赖性的吸附作用，该吸附作用发生在Fe/Mn氧化物表面；正如XPS分析（基于光谱反卷积技术，解析时应谨慎）所示，Tl(I)被氧化为Tl(Ⅲ)，这一过程可能由非生物学的Mn氧化物反应和局部氧化微环境驱动；柽柳（Phragmites australis）的有效根际屏障限制了Tl向地上部分的转移；以及可能与微生物活动相关的增强固定作用。富集的耐金属菌门（如放线菌门、变形菌门）与这一转化过程有关，可能是通过EPS分泌和矿物相互作用等间接途径实现的。尽管微生物群落的确切作用机制尚未得到证实，但观察到的基质、植物和微生物之间的协同作用为进一步研究提供了坚实的基础。这是首次定量阐明在人工建造的湿地中Tl的分布、形态转化及协同去除机制的研究。然而，也须明确指出一些局限性：本实验是在实验室规模下使用单一连续流处理装置（CW unit）进行的，并且使用了从自来水标准溶液中制备的含Tl的合成废水进行测试。在批处理竞争实验中仅检测了两种竞争离子（K+和Ca2+），而实际工业废水中的离子浓度、溶解有机物、悬浮固体及多种共存金属含量各不相同，这些因素都可能显著影响Tl的去除效果。此外，实验发现高浓度的K+（50 mg/L）会降低Tl的去除效率。因此，尽管人工湿地在受控的合成条件下是处理含Tl废水的有希望的选择，但此处观察到的优异去除效率可能无法直接应用于复杂的工业废水环境。在实地应用之前，需要使用真实废水在试点或现场规模上进行进一步验证，尤其是在受采矿影响或工业污染严重的地区。

**作者贡献声明：**
- 罗林（Lin Luo）：资源获取与资助支持。
- 毛启明（Qiming Mao）：撰写、审稿与编辑、监督、研究设计及概念构建。
- 布新源（Xinyuan Bu）：项目统筹与管理、数据分析与处理。
- 郭静（Jing Guo）：初稿撰写、数据可视化及方法设计。
- 朱磊（Lei Zhu）：结果验证与软件开发。