潮汐流及水平潜流人工湿地污水处理效果比较研究

２０１３。３２（８）：１６１８—１６２４　农业环境科学学报　２０１３年８月　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆＡｇｒｏ－ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ　潮汐流及水平潜流人工湿地污水处理效果比较研究　吕　涛　，吴树彪　，柳明慧　，鞠鑫鑫　，常永江　，陈　理　，董仁杰１　（１．中国农业大学工学院，北京１０００８３；２．中国农业大学水利与土木工程学院，北京１０００８３；３．中国农业大学农学与生物技术　学院，北京１００１９３）　摘要：利用室内潮汐流和水平潜流人工湿地装置，对不同类型人工湿地污染物的去除效果进行对比试验。结果表明：潮汐流人工　湿地有利于ＣＯＤ。和氨氮的去除，去除率分别达到９４％和９５％，灯芯草水平潜流人工湿中因为湿地植物吸收和根区效应等作用使　其总氮去除率达到５１％，ＣＯＤ。和氨氮去除率分别为７６％和４９％，无植物水平潜流人工湿地中ＣＯＤ　氨氮和总氮去除率最差，分别　为７０％、３４％和３６％；潮汐运行方式可改善湿地内部的氧环境，提高微生物活性，潮汐流人工湿地中微生物活性达到０＿３　ｍｇ・ｇ～，是　水平潜流人工湿地的近３倍；三组人工湿地基质微生物硝化作用强度与对应氨氮去除效果呈显著正相关关系，相关系数ｒ＝０．８９（Ｐ＜　０．０５），表明微生物的硝化作用是主要的氨氮脱除途径，且硝化作用强度可作为反映湿地氨氮脱除能力的一个重要指标。　关键词：人工湿地；潮汐流；水平潜流；处理效果；基质微生物　中图分类号：Ｘ７０３．１　文献标志码：Ａ　文章编号：１６７２—２０４３（２０１３）０８—１６１８－０７　ｄｏｉ：１０．１１６５４Ｏａｅｓ．２０１３．０８．０１９　Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ　ｏｆ　Ｐｕｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　Ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ　ｉｎ　Ｔｉｄａｌ　Ｆｌｏｗ　ａｎｄ　Ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ　Ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　Ｆｌｏｗ　Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　Ｗｅｔｌａｎｄｓ　Ｌｏ　Ｔａｏ　，ｗＵ　Ｓｈｕ－ｂｉａｏ　，ＬＩＵ　Ｍｉｎｇ－ｈｕｉ　，ＪＵ　Ｘｉｎ－ｘｉｎ　，ＣＨＡＮＧ　Ｙｏｎｇ－ｊｉａｎｇ　，ＣＨＥＮ　Ｌｉ　，ＤＯＮＧ　Ｒｅｎ－ｊｉｅ　（１．Ｃｏｌｌｅｇｅ　ｏｆ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｃｈｉｎａ　Ａｇｉｒｃｕｌｔｕｒａｌ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｂｅｉｊｉｎｇ　１０００８３，Ｃｈｉｎａ；２．Ｃｏｌｌｅｇｅ　ｏｆ　Ｗａｔｅｒ　Ｃｏｎｓｅｒｖａｎｃｙ＆Ｃｉｖｉｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｃｈｉｎａ　Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｂｅｉｊｉｎｇ　１０００８３，Ｃｈｉｎａ；３．Ｃｏｌｌｅｇｅ　ｏｆ　Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ　ａｎｄ　Ｂｉｏｔｅｅｈｎｏｌｏｇｙ，Ｃｈｉｎａ　Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｂｅｉｊｉｎｇ　１００１９３，　Ｃｈｉｎａ）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｒｅｅ　ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ—ｓｃａｌｅ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ（ＣＷｓ），ｎａｍｅｌｙ，ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ＣＷ，ｐｌａｎｔｅｄ　ａｎｄ　ｕｎｐｌａｎｔｅｄ　ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　ｆｌｏｗ　ＣＷｓ，ｗｅｒｅ　ｓｅｔ　ｕｐ　ｃｏｍｐａｒｉｎｇ　ｔｈｅ　ｐｕｒｉｉｆｃ￣ｉｏｎ　ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ　ｉｎ　ｔｈｉｓ　ｓｔｕｄｙ．Ａｔ　ｔｈｅ　ｓａｍｅ　ｉｎｔｌｕｅｎｔ　ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｔｈｅ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｓｈｏｗｅｄ　ｔｈａｔ　ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ｏｐｅｒａｔｉｏｎ　ｃａｎ　ｉｍｐｒｏｖｅ　ｔｈｅ　ｏｘｙｇｅｎ　ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｗｅｔｌａｎｄ　ｂｅｄ．ＣＯＤｃ￣ａｎｄ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｗｅｒｅ　ａｐｐｒｏｘｉｍａｔｅｌｙ　９４％ａｎｄ　９５％ｉｎ　ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ＣＷ，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｉｎ　ｐｌａｎｔｅｄ　ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄ，ｔｈｅ　ＣＯＤｃｒ，ａｍｍｏｎｉｕｍ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｔｏｔａｌ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｅｆｆｉ—　ｃｉｅｎｃｙ　ｗｅｒｅ　ｐｒｏｖｅｎ　ｔｏ　ｂｅ　７６％，４９％ａｎｄ　５　１％ｂｅｃａｕｓｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｐｏｓｉｔｉｖｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｐｌａｎｔｓ．Ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｅｆｆｉｅｉｅｎｃｉｅｓ　ｏｆ　ＣＯＤｏ，ａｍｍｏｎｉｕｍ　ａｎｄ　ｔｏ—　ｔａｌ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｉｎ　ｕｎｐｌａｎｔｅｄ　ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄ　ｗｅｒｅ　ｏｎｌｙ　７０％，３４％ａｎｄ　３６％，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｗａｓ　０．３　ｍｇ・ｇ～ｗｈｉｃｈ　ｗａｓ　ｉｍｐｒｏｖｅｄ　ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　ｗｉｔｈ　ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ｏｐｅｒａｔｉｏｎ．ｎｅａｒｌｙ　ｔｈｒｅｅ　ｔｉｍｅｓ　ｔｏ　ｔｈｅ　ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ．Ｔｈｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ　ｗａｓ　Ｎｕｎｄ　ｔｏ　ｂｅ　ｉｎｔｅｒｒｅｌａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　ｔｈｅ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｉｅｓ　ｗｈｉｃｈ　ｓｈｏｗｅｄ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｗａｓ　ｔｈｅ　ｍａｉｎ　ｗａｙ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａ１．Ｍｏｒｅｏｖｅｒ，ｔｈｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ　ｃａｎ　ｂｅ　ｕｓｅｄ　ａｓ　ａｎ　ｉｍｐｏｒ—　ｔａｕｔ　ｉｎｄｉｃａｔｏｒ　ｔｏ　ｒｅｆｌｅｃｔ　ｔｈｅ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｃａｐａｃｉｔｙ　ｏｆ　ｗｅｔｌａｎｄｓ．　Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ；ｔｉｄａｌ　ｌｆｏｗ；ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　ｌｆｏｗ；ｐｕｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ；ｍａｔｒｉｘ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ　人工湿地生态污水处理技术具有投资低、运营成　用过程中，虽然湿地植物可以直接吸收和利用污水中　本少、维护方便及景观美化等特点，现已在世界范围　的营养物质，根系还会释放出一定量的氧气来改善湿　内得到广泛的应用【ｌ＿３１。传统的水平潜流人工湿地在应　地床体的氧环境和微生物的分布，从而提高人Ｔ湿地　的净化能力　。但是湿地床体长期处于淹没状态，氧　收稿日期：２０１３—０１—２９　环境较差，当处理较高浓度的污水时，传统水平潜流　基金项目：中央高校基本科研业务费专项（２０１３ＸＪＯ０３，２０１３ＱＪ０２０）；十　二五科技支撑计划项目“寒冷地区干湿耦合发酵气、热、电　人工湿地仍不足以满足有机物及氨氮的氧化去除　８１。　联供技术集成与示范”（２０１１ＢＡＤ１５Ｂ０４）　因此，如何解决人工湿地床体供氧不足的问题，成为　作者简介：吕涛（１９８９一），男，硕士研究生，主要从事人工湿地污水　提高湿地处理能力的关键。　处理。Ｅ—ｍａｉｌ：ｌｖｔａｏｃａｕ＠ｇｍａｉｌ．ｃｏｍ　通信作者：吴树彪Ｅ—ｍａｉｌ：ｗｕｓｈｕｂｉａｏ＠ｇｍａｉｌ．ｔｏｍ　潮汐流人工湿地是一种新型的人工湿地模式，　Ｌ，水力负荷为ｌ２　Ｌ・ｄ～，采用时间继电器控制电子排　水阀打开和关闭时间。两个水平潜流人工湿地采用蠕　动泵控制连续进水，水力停留时间（ＨＲＴ）为５　ｄ，日处　理量均为５　Ｌ，水力负荷为５　Ｌ・ｄ～。为保证湿地植物　正常生长，采用４００　Ｗ高压钠灯作为人工光源，运行　期间室内气温为１６～２２℃。　１．４测试方法　１．４．１水质测试　试验期间，每２　ｄ取装置进水和出水各１００　ｍＬ，　立即测试溶解氧（ＤＯ）、氧化还原电位（ＯｒＵ＇）以及　ｐＨ、亚硝态氮（ＮＯ；一Ｎ）、ＮＨｊ—Ｎ和ＣＯＤｏ的质量浓　度，剩余水样储存于聚乙烯方瓶中，保存在冰柜冷冻　室（一１８　ｏＣ）中，收集后每周测试ＮＯ；一Ｎ的质量浓度。　水质测试方法如下：ＤＯ、ＯＲＰ和ｐＨ采用Ｏｒｉｏｎ　５－Ｓｔａｒ　溶氧仪、ｐＨ计和ＯＲＰ测定仪测定；ＮＯ；一Ｎ采用Ｎ（１一　萘基）一乙二胺光度法；Ｎ出一Ｎ采用水杨酸一次氯酸盐　光度法；ＣＯＤ。采用重铬酸钾法；ＮＯ３一Ｎ采用ＳＥＡＬ　Ａｕｔｏ—Ａｎａｌｙｚｅｒ　３连续流动分析仪测试。　１．４．２湿地基质微生物测试　试验阶段结束后，在两个水平潜流人工湿地中沿　水流方向５０　ｅｍ处（中间位置），取深度为１５～２５　ｃｍ　处的基质４００　ｇ；潮汐流人工湿地处理区深度为１５～２５　ｅｍ处的基质４００　ｇ。采集基质后去除肉眼可见的植物　根系，将样品各自充分混匀，用于测试基质微生物指　标，每个样品做３组平行测试，测试结果取平均值。　１．４．２．１基质微生物量测试　取１０　ｇ基质于坩埚内，置于１０５　ｏＣ烘箱内烘干称　得Ｗ　，再于７００℃马弗炉内烧后称重Ｗ及坩埚重量　Ｗ　，则ｌＯ００ｘ（ｗ　一　）／（　一　）即为每千克基质上的微　生物量，单位为ｍｇ・ｋｇ一口４Ｊ。　１．４．２．２基质微生物活性测试　基质微生物活性采用荧光显色测试方法口５１。分别　称取１０ｇ湿地基质置于５０ｍＬ锥形瓶中，加入３０ｍＬ　磷酸缓冲液和０．４　ｍＬ二乙酸荧光素溶液（１　ｍｇ・ｍＥ－１），　放置于恒温水浴振荡器上恒温（３０　ｏＣ，１５０　ｒ・ｍｉｎ　）振　荡２　ｈ，向锥形瓶中添加１５　ｍＬ氯仿／甲醇（２：１）溶液，使　微生物水解停止，静置溶液分层后取上层液体离心过　滤，以未添加二乙酸荧光素溶液的样品为零样，使用紫　外／可见分光光度计，在波长为４９４　ｎｍ下比色测量，以　单位质量（１　ｇ）烘干基质水解产生的荧光素的量（ｍｇ）　表征微生物活性。磷酸缓冲液配制方法：磷酸二氢钾溶　液１．３　ｇ・Ｌ－Ｉ，磷酸氢二钾溶液８．７　ｇ・Ｌ『　。二乙酸荧光素　溶液配制方法：Ｏ．１　ｇ二乙酸荧光素溶解在８０　ｍＬ丙酮　中并定容至１００　ｍＬ，样品储存于一２０　Ｃ条件中。　１．４．２．３硝化强度测试　称取５０　ｇ石英砂基质，分别置于２５０　ｍＬ三角瓶　中，加入２００　ｍＬ的ＮⅢ一Ｎ培养液，用带孔的橡皮塞　（或脱脂棉）塞住，放置于叵温水浴振荡器上恒温（２ｏ　ｏＣ，　５０　ｒ・ｍｉｎ　）振荡２４　ｈ，取水样离心后过滤，分析滤液中　的ＮＯ；一Ｎ含量。用培养前后ＮＯ３一Ｎ浓度的变化来计　算基质微生物硝化作用强度（以每千克烘干基质在１　ｈ内产生的ＮＯ；一Ｎ的量（ｒａｇ）表示）［１６１，计算公式为：　Ｎ／＝（Ｃ　一Ｃ　）／（Ｔ・Ｍ）　式中：Ｎ／表示硝化强度，ｍｇ・ｋｇ　・ｈ～；　Ｃ。表示ＮⅢ一Ｎ培养液结束时ＮＯ；一Ｎ浓度，ｍｇ・　Ｌ－　；　表示ＮＩ－Ｉ；一Ｎ培养液开始时ＮＯ；一Ｎ浓度，ｍｇ・Ｌ－　；　表示培养时间，ｈ；　表示烘干基质质量，ｋｇ。　该方法培养时间较短，不足以引起硝化细菌大量　繁殖，通过振荡防止厌氧环境的出现以抑制反硝化过　程，因此可以用来估计测试基质微生物硝化作用的潜　力。液体培养液配制方法：磷酸二氢钾溶液２．７　ｇ・Ｌ～、　磷酸氢二钾溶液７　ｇ・Ｌ～、硫酸铵溶液６　ｇ・Ｌ一，并用　Ｈ　Ｓ０４或ＮａＯＨ稀溶液调至ｐＨ为７．２…ｊ。　１．４．２．４反硝化强度测试　称取５０　ｇ石英砂基质，分别置于２５０ｍＬ聚乙烯　瓶中，注满含充足ＮＯ；一Ｎ的液体培养液，并用橡皮塞　密封，放置于匣温培养箱（恒温２Ｏ　ｏＣ）内培养３　ｄ，每隔　２４　ｈ取悬浮液离心并过滤，分析滤液中的ＮＯ；一Ｎ含　量，每次取样后用培养液补足。用培养前后ＮＯ；一Ｎ浓　度的变化来计算基质微生物反硝化作用的强度『单位　质量（１　ｋｇ）烘干基质在单位时间（１　ｈ）内消耗的ＮＯｉ—Ｎ　的量（ｒａｇ）表示１。液体培养液配制方法：磷酸二氢钾溶　液１．６　ｇ・Ｌ『　、磷酸氢二钾溶液４．８　ｇ・Ｌ　、硝酸钾溶液１．８　ｇ・Ｌ－１．葡萄糖０．７２　ｇ・Ｌ～，并用Ｈ２ＳＯ　或ＮａＯＨ稀溶液　调至ｐＨ为７．２【“］。　２结果与分析　２．１人工湿地系统运行效果比较　灯芯草水平潜流人工湿地、无植物水平潜流人工　湿地和潮汐流人工湿地系统进水和出水中ＤＯ、ＯＲＰ　和ｐＨ的变化情况如图２所示。３组系统采用相同进　水，且在配制污水前将污水桶刷净，以防止桶内微生　物过多繁殖，保证进水指标较稳定。ＤＯ的平均质量浓　度均为０．７４　ｍｇ・Ｌ～，在灯芯草水平潜流湿地、无植物　水平潜流湿地、潮汐流湿地３组湿地系统中，出水ＤＯ　的平均质量浓度分别为１．５４、１．０７、３．６８　ｍｇ・Ｔ『１；进水　吕　涛，等：潮汐流及水平潜流人工湿地污水处理效果比较研究　１６２１　△＿　运行时间，ｄ　黼　进水—（）＿出水（无植物水平潜流湿地）　◆出水（灯芯草水平潜流湿地）士出水（潮汐流湿地）　图２　３组湿地系统进出水中ＤＯ、ＯＲＰ和ｐＨ随运行时间的变化　Ｆｉｇｕｒｅ　２　Ｔｈｅ　ｄｙｎａｍｉｃｓ　ｏｆ　ＤＯ，０ＲＰ　ａｎｄ　ｐＨ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｉｎｆｌｕｅｎｔ　ａｎｄ　ｅｆｌｆｕｅｎｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｔｈｒｅｅ　ｌａｂｏｒ￣ｏｒｖ—ＳＣＭｅ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　ＯＲＰ值均为一２４３　ｍＶ，经过灯芯草水平潜流湿地和无　植物水平潜流湿地两套水平潜流人工湿地后出水　ＯＲＰ分别下降至一２８４　ｍＶ和一３　１４　ｍＶ，而经过潮汐流　人工湿地系统后出水上升至２８６　ｍＶ；３组湿地系统　的进水ｐＨ值约为６．４，出水ｐＨ值无明显差异，且保　持在５．９～７．２。由此可见，３组湿地床体在相同进水水　质条件下，潮汐流人工湿地床体中的氧环境最佳，灯　芯草水平潜流人工湿地次之。且经过ＳＰＳＳ统计软件　进行分析，两组水平潜流人工湿地出水ＤＯ和ＯＲＰ　均有显著性差异（Ｐ＜０．０５），表明湿地植物灯芯草改善　了水平潜流人工湿地床体中的氧环境。　３组湿地系统进水中ＮＨＩ—Ｎ、ＣＯＤ。的平均质量　浓度分别约为２０．１、１８９．６　ｍｇ・Ｌ　（图３）。经过灯芯草　水平潜流湿地、无植物水平潜流湿地、潮汐流湿地３　组系统，ＮＨＩ—Ｎ的出水质量浓度分别为１０．２、１３．２、　１．１　ｍｇ・Ｌ～。在潮汐流人工湿地中出现了最大浓度的　ＮＯ；一Ｎ积累，达到１１．５　ｍｇ・Ｌ～，而在两组水平潜流人　工湿地中ＮＯ；一Ｎ的出水质量浓度均低于０．５　ｍｇ・Ｌ一，　同时３组湿地系统的出水ＮＯ；一Ｎ质量浓度均保持在　０．８　ｍｇ・Ｌ－　以下。经过灯芯草水平潜流湿地、无植物水　平潜流湿地、潮汐流湿地３组系统处理后ＣＯＤＱ出水　＾　■　。　△．　△△　＾　＾．　¨　人△　～　２００　１５０　１００　０　０　０　Ｕ　５０　水质相对稳定，平均值分别为４５．４、５６．９、１１．８　ｍｇ・Ｉ『　。　３．Ｏ　２．５　２．０　・７　图４是３组湿地系统对各种污染物的平均去除　率对比图。无植物水平潜流人工湿地中的Ｎ眦一Ｎ和　ＴＮ去除率最差，分别为３４％和３５％；因为湿地植物　的吸收等作用，灯芯草人工湿地中ＮＨ；一Ｎ的去除率　～　５。　．．面１．５　幕　１．０　．．４耋　ｓ羹　ｚ　１　达到５０％，但去除效果仍然远远低于潮汐流湿地，湿　地植物的根区作用使湿地达到最优的ＴＮ脱除效果，　０．５　．去除率接近５０％；潮汐流人工湿地中ＮＨ２一Ｎ去除率　达到９５％，但是较好的氧环境抑制了反硝化作用，ＴＮ　Ｏ　潜流湿地　潜流湿地　去除率只有约４０％。系统进水ＣＯＤｏ在灯芯草水平潜　流湿地、无植物水平潜流湿地和潮汐流湿地３组系统　中平均去除率分别达到７６％、７０％和９４％。这表明，潮　汐流人工湿地床体中较好的氧环境显著地提高了湿　地对ＣＯＤ０和ＮⅢ一Ｎ的好氧去除，但相对好氧的环　境不利于反硝化细菌的作用，同时较高的ＣＯＤ。去除　率造成了碳源匮乏，减少了反硝化作用所需要的碳　源，因此抑制了反硝化作用的进行，不利于ＴＮ的去　除；湿地植物不仅提高了水平潜流人工湿地中的　ＣＯＤ。和Ｎ彤一Ｎ的去除率，植物造成的湿地床体中　好氧与厌氧的微环境还促进了水平潜流人工湿地对　ＴＮ的去除。　１ｏ０　口灯　芯ｌ　冰平潜流　．湿】　ｂ　８０　。　赣４ｏ　２０　圜日无潮　植汐壬　７ｅ水湿平地ｂ潜　流　：湿ｂ】　盍　圈壬三　　２．２人工湿地系统基质微生物量和微生物活性比较　人工湿地床体中基质表面微生物在ＣＯＤｏ和ＮＨＺ　—Ｎ的去除过程中起到重要的作用［５３，测量基质中可挥　发性固体ＶＳＳ可以作为反映基质微生物量的一个指　标ｌＩ７］。从图５可以看出，不同类型人工湿地基质微生　物量存在显著差异，在潮汐流人工湿地中基质微生物　量最高，达到２．３９　ｍｇ・ｋｇ～，而在灯芯草水平潜流湿地　和无植物水平潜流湿地中基质微生物量分别只有　１．２４　ｍｇ・ｋｇ　和１．１９　ｍｇ・ｋｇ～。　图５　３组湿地系统中基质微生物量和微生物活性对比　Ｆｉｇｕｒｅ　５　Ｔｈｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｂｉｏｍａｓｓ　ａｎｄ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｔｈｒｅｅ　ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ－ｓｃａｌｅ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　荧光显色法是测试基质微生物活性的一种公认　的精确且易操作的测试方法Ｉ１５１，当微生物活性比较高　时，相应的荧光素水解产生量也增大。由图５可知，潮　汐流人工湿地中基质表面微生物活性约为０．３　ｍｇ・ｇ一，　达到水平潜流人工湿地的近３倍，灯芯草水平潜流湿　地和无植物水平潜流湿地基质微生物活性分别为０．１　ｍｇ・ｇ　和０．０９　ｍｇ・ｇ～，３组湿地系统基质微生物活性　的大小顺序与微生物量的大小顺序一致。　２．３人工湿地系统基质微生物硝化强度和反硝化强　度比较　图６所示为潮汐流和水平潜流人工湿地中基质微　生物硝化和反硝化强度的钡４试结果。其中潮汐流湿地　基质微生物硝化强度最大（０．４９　ｍｇ・ｋｇ　・ｈ　），灯芯草水　平潜流湿地次之（Ｏ．２５　ｍｇ・ｋｇ－　・ｈ－１），无植物水平潜流湿　地硝化强度最小（０．１２　ｍｇ・ｋｇ－　・｜ｌ＿　）。然而反硝化强度的　测试中可以看出灯芯草水平潜流湿地基质微生物反消　化强度最高，达到５．４２　ｍｇ・ｋｇ　・ｈ一，其次是无植物水平　潜流湿地（２．９８　ｍｇ・ｋｇ－１・ｈ　），硝化强度最大的潮汐流湿　硝化强度　反硝化强度　图６　３组湿地系统中基质微生物硝化、反硝化强度对比　Ｆｉｇｕｒｅ　６　Ｔｈｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｔｈｒｅｅ　ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ－ｓｃａｌｅ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　Ｏ　６　８　吕　涛，等：潮汐流及水平潜流人工湿地污水处理效果比较研究　１６２３　地的反硝化强度最低，只有２．１４　ｍｇ・ｋｇ－１．１ｒ　。　３讨论　潮汐流人工湿地的潮汐运行方式，大幅度地提　高了湿地床体的复氧能力，促进了人工湿地对有机　物和氨氮的去除效率。ｗｕ等对潮汐流人工湿地污水　处理中复氧能力进行了测算，发现潮汐流人工湿地　大气复氧能力远远强于传统人工湿地的复氧能力，　能够满足有机物及氨氮的氧化去除需氧量［１０，１８】。潮汐　流人工湿地内部较好的氧化环境有利于好氧微生物　的生长，提高了微生物活性（表２）。湿地基质表面附　着的微生物及其活性与污水中有机物的分解和氮素　的硝化与反硝化作用密不可分㈣，一方面微生物的生　长需要有机物提供能量和碳源，另一方面污水中的　有机物和氨氮主要通过微生物的作用而去除，微生　物的活性越强，氮的转化去除越多『ｌ３，　”。本研究中潮　汐流人工湿地中微生物量及活性均明显高于水平潜　流人工湿地（图５），且对ＣＯＤｏ和ＮＨＩ—Ｎ的去除也　有明显的优势，这一优化有效地解决了传统水平潜　流人工湿地床体氧供应不足的问题。　表２　３组湿地系统中平均基质微生物活性　Ｔａｂｌｅ　２　Ａｖｅｒａｇｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｔｈｒｅｅ　ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ—ｓｃａｌｅ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　湿地种类　平均基质微生物活性／　ｍｇ　ｌｆｕｏｒｅｓｃｅｉｎ・ｍｇ－　ｂｉｏｍａｓｓ　灯芯草水平潜流人工湿地　Ｏ．０８　无植物水平潜流人＿Ｔ湿地　Ｏ．０６　潮汐流人工湿地　０．１２　潮汐流人工湿地具有较高的污染物去除效果，因　此在处理相同类型污水时，相比于传统的水平潜流人　工湿地，此湿地技术可大幅度地减少湿地的占地面　积，建设成本也会随之降低。将潮汐流人工湿地安置　于地下，只需安装一些时间控制器、电磁阀等用电器　设备，此设备成本不高，用电量也很有限。因此，在土　地资源紧张且污水亟须治理的区域，潮汐流人工湿地　技术可以突破湿地技术应用的瓶颈，成为极具优势的　一种生态污水处理技术。　本试验测得的各湿地微生物硝化强度与对应出　水的氨氮去除率呈相似变化规律，进行线性回归及　相关性分析后发现，３组人工湿地基质微生物硝化作　用强度与湿地氨氮去除效果呈显著正相关关系（图　７），相关系数ｒ＝０．８９（Ｐ＜０．０５）。相关性分析表明，虽然　人工湿地中氨氮的去除途径众说不一，主要包括基　糌　Ｚ　Ｉ　Ｚ　硝化强度／ｍｇ・ｋｇ　・ｈ　图７硝化强度与氨氦去除率的相关性　Ｆｉｇｕｒｅ　７　Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ　ａｎｄ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｅｆｉｆｃｉｅｎｃｙ　质的吸附和过滤作用、湿地植物的吸收及微生物的　硝化作用等嘲，但微生物的硝化作用是主要的氨氮脱　除途径。微生物硝化强度大小受湿地床体氧化环境　影响，在复氧能力较强的潮汐流人工湿地床体中硝　化菌群会加速生长繁殖，进而提高了氨氮的去除。而　在缺氧和厌氧的水平潜流人工湿地床体中硝化菌群　的生长受到抑制，氨氮的去除效果会明显下降。　因　此，在不同类型人工湿地污水处理系统中，基质微生　物硝化作用强度都可作为反映湿地氨氮脱除能力的　一个重要指标。　据报道　，湿地植物对氨氮的吸收量能占到氨氮　去除的５％左右，更重要的是植物的根部泌氧可以促　进湿地内部形成许多好氧、缺氧和厌氧区域，进一步　有利于硝化和反硝化作用的发生，从而提高人工湿地　氮素的脱除。本试验中，无植物水平潜流湿地长期被　水体淹没，氧化环境较差，床体中微生物硝化和反硝　化强度较低，氨氮和总氮去除率较差，但是灯芯草水　平潜流湿地床体因植物根系作用具有良好的缺氧或　厌氧的环境，且进水中有机物的去除并不完全，反硝　化微生物可利用充足的碳源进行充分的反硝化作用，　最终达到最优的总氮去除　例。这进一步说明了湿地　植物可以有效地优化人工湿地床体中的微生物环境，　有助于提高基质微生物的硝化和反硝化能力，进而有　利于湿地系统总氮的去除。　４结论　本研究模拟潮汐流和水平潜流人工湿地床，并以　无植物水平潜流人工湿地作为对照，在相同进水水质　的条件下对污染物去除能力进行探讨，结论如下：　（１）潮汐流人工湿地中ＣＯＤｏ和氨氮的去除率最　１６２４　高，分别为９４％和９５％，灯芯草水平潜流人工湿地中　因为湿地植物吸收和根区效应等作用使其总氮去除　率达到５１％，ＣＯＤ０和氨氮去除率为７６％和４９％，无　植物水平潜流人工湿地中ＣＯＤ　氨氮和总氮去除率　最差，分别为７０％、３４％和３６％。　（２）潮汐运行方式可较大程度地改善湿地内部的　氧化环境，有利于好氧微生物的生长，提高微生物活　性。潮汐流人工湿地中微生物活性为０＿３　ｍｇ・　，达到　水平潜流人工湿地的３倍。　（３）人工湿地基质微生物硝化强度和对应的氨氮　去除率具有显著的相关性，说明在人工湿地中氨氮去　除的主要途径是微生物的硝化作用，且微生物硝化强　度可作为反映湿地氨氮脱除能力的一个重要指标。　参考文献：　［１］Ｂｒｉｘ　Ｈ．Ｈｏｗ‘ｇｒｅｅｎ’ａｒｅ　ａｑｕａｃｕｈｕｒｅ，ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　ａｎｄ　ｃｏｎｖｅｎ－　ｔｉｏｎａｌ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｓｙｓｔｅｍｓ？［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，　１９９９，４０（３）：４５—５０．　［２］Ｖｙｍａｚａｌ　Ｊ．Ｃｙｃｌｉｎｇ　Ｎ．Ｎａｔｕｒａｌ　ａｎｄ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ：Ｎｕｔｉｒｅｎｔｓ，ｍｅｔ－　ａｌｓ　ａｎｄ　ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ［Ｍ］．Ｂａｃｋｈｕｙｓ，２００５．　【３】Ｇａｒｃｉａ　Ｊ，Ｒｏｕｓｓｅａｕ　Ｄ　Ｐ　Ｌ，Ｍｏｒａｔｏ　Ｌ　ｅｔ　ａ１．Ｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｐｒｏｃｅｓｓ－　ｅｓ　ｉｎ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ—ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ：Ａ　ｒｅｖｉｅｗ［Ｊ］．Ｃｒｉｔｉｃａｌ　Ｒｅ—　ｖｉｅｗｓ　ｉｎ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｄ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１０，４０（７）：５６１—　６６１．　【４］成水平，吴振斌，况琪军．人工湿地植物研究［Ｊ】＿湖泊科学，２００２，１４　（２）：２５—３１．　ＣＨＥＮＧ　Ｓｈｕｉ－ｐｉｎｇ，ＷＵ　Ｚｈｅｎ—ｂｉｎ，ＫＵＡＮＧ　Ｑｉ－ｊｕｎ．Ｍａｃｒｏｐｈｙｔｅｓ　ｉｎ　ａｒｔｉｉｆｃｉａｌ　ｗｅｔｌａｎｄ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＬａｋｅ　Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，２００２，１４（２）：２５—３１．　［５】Ｚｈａｏ　Ｙ，Ｓｕｎ　Ｇ，Ａｌｌｅｎ　Ｓ．Ｐｕｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ｃａｐａｃｉｔｙ　ｏｆ　ａ　ｈｉｇｈｌｙ　ｌｏａｄｅｄ　ｌａｂｏｒａ—　ｔｏｒｙ　ｓｃａｌｅ　ｔｉｄａｌ　ｌｆｏｗ　ｒｅｅｄ　ｂｅｄ　ｓｙｓｔｅｍ　ｗｉｔｈ　ｅｆｌｆｕｅｎｔ　ｒｅｃｉｒｃｕｌａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｓｃｉ—　ｅｎｃｅ　ｏｆｔｈｅ　Ｔｏｔｏｌ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００４，３３０（１）：１－８．　［６】Ｂｒｉｘ　Ｈ．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ　ｏｆ　ｗｅｔｌａｎｄ　ｐｌａｎｔｓ—ｔｈｅ　ｒｏｏｔ—ｚｏｎｅ　ｍｅｔｈｏｄ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９８７，１９（１—２）：　１０７－１１８．　［７】Ｊｏｂ　Ｇ，Ｂｉｄｄｌｅｓｔｏｎｅ　Ａ，Ｇｒａｙ　Ｋ．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｈｉｇｈ　ｓｔｒｅｎｇｔｈ　ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ　ｎａｄ　ｉｎｄｕｓｔｉｒａｌ　ｅｆｌｆｕｅｎｔｓ　ｕｓｉｎｇ　ｒｅｅｄ　ｂｅｄ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｓｙｓｔｅｍｓ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｉｃｏｌ　ＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＲｅｓｅａｒｃｈ　ａｎｄＤｅｓｉｇｎ，１９９１，６９（３）：１８７—１８９．　［８］Ｓｕｎ　Ｇ，Ｚｈａｏ　Ｙ，Ａｌｌｅｎ　Ｓ．Ｅｎｈａｎｃｅｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｍａｔｔｅｒ　ａｎｄ　ａｍｍｏ—　ｎｉａｃａｌ—．ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｉｎ　ａ　ｃｏｌｕｍｎ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ　ｏｆ　ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔ——　ｌａｎｄ　ｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＢｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５，１１５（２）：１８９—１９７．　（９】Ｂｅｈｒｅｎｄｓ　Ｌ，Ｈｏｕｋｅ　Ｌ，Ｂａｉｌｅｙ　Ｅ，ｅｔ　ａ１．Ｒｅｃｉｐｒｏｃａｔｉｎｇ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔ—　ｌｎａｄｓ　ｆｏｒ　ｔｒｅａｔｉｎｇ　ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ，ｍｕｎｉｃｉｐａｌ　ａｎｄ　ａ　ｃｕｌｔｕｒｌａ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ［Ｊ】．　ＷａｔｅｒＳｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００１，３４（５）：３９９－４０５．　［１０］Ｗｕ　Ｓ，Ｚｈａｎｇ　Ｄ，Ａｕｓｔｉｎ　Ｄ，ｅｔ　ａ１．Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａ　ｌａｂ－ｓｃａｌｅ　ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄ　ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ：Ｏｘｙｇｅｎ　ｔｒａｎｓｆｅｒ　ｃａｐａｃｉｔｙ，ｏｒｇａｎｉｃ　ｍａｔｔｅｒ　ａｎｄ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ【Ｊ］．Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２０１　１，３７　（１１）：１７８９—１７９５．　［１　１】王晓娟，张荣社．人工湿地微生物硝化和反硝化强度对比研究［Ｊ］　＿环境科学学报，２００６，２６（２）：２２５－２２９．　ＷＡＮＧ　Ｘｉａｏ－ｊｕａｎ，ＺＨＡＮＧ　Ｒｏｎｇ—ｓｈｅ．Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｏｒ－　ｇａｎｉｓｍ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｉｆｉｆｃａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ［Ｊ］．Ａｃｔａ　Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ　Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，２００６，２６（２）：２２５—２２９．　［１２］郑仁宏，邓仕槐，李远伟，等．表面流人工湿地硝化和反硝化强度研　究［Ｊ］．环境污染与防治，２００７，２９（１）：３７—４３．　ＺＨＥＮＧ　Ｒｅｎ－ｈｏｎｇ，ＤＥＮＧ　Ｓｈｉ－ｈｕａｉ，ＬＩ　Ｙｕａｎ—ｗｅｉ，ｅｔ　ａ１．Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｉｎ—　ｔｅｎｓｉｔｙ　ｏｆ　ｎｉｔｉｒｉｆｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｈｏｒｉｚｏｎｔｌａ　ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ＆Ｃｏｎｔｒｏｌ，２００７，２９　（１）：３７—４３．　［１３】徐德福，徐建明，李映雪．几种人工湿地基质微生物活性研究［Ｊ】．农　业环境科学学报，２００８，２７（２）：７５３—７．　ＸＵ　Ｄｅ－ｆｕ，ＸＵ　Ｊｉａｎ—ｍｉｎｇ，ＬＩ　Ｙｉｎｇ—ｘｕｅ．Ｔｈｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｕｂｓｔｒａｔｅｓ　ｉｎ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄ　ａｎｄ　ｉｔｓ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　ｎｉｔｒｏ—　ｇｅｎ　ｆｒｏｍ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　ｇｒｆＪ—Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ　Ｓｃｉｅｎｃｅ，２００８，　２７（２）：７５３—７５７．　［１４】何起利，梁威，贺锋，等．复合垂直流人工湿地基质生化活性研　究［Ｊ］．环境科学与技术，２００８，３１（１０）：２９—３３．　ＨＥ　Ｑｉ－ｌｉ，ＬＩＡＮＧ　Ｗｅｉ，ＨＥ　Ｆｅｎｇ，ｅｔ　ａ１．Ｓｕｂｓｔｒａｔｅ　ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ　ｏｆ　ｂｉｏｃｈｅｍ—　ｉｓｔｒｙ　ａｃｔｉｏｎ　ｉｎ　ｉｎｔｅｒｇｒａｔｅｄ　ｖｅｒｔｉｃａｌ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎ－　ｅｍｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００８，３１（１０）：２９—３３．　［１５］Ａｄａｍ　Ｇ，Ｄｕｎｃａｎ　Ｈ．Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ　ｏｆ　ａ　ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ　ａｎｄ　ｒａｐｉｄ　ｍｅｔｈｏｄ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔ　ｏｆ　ｔｏｔｌａ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｕｓｉｎｇ　ｌｆｕｏｒｅｓｃｅｉｎ　ｄｉａｃｅｔａｔｅ　（ＦＤＡ）ｉｎ　ａ　ｒａｎｇｅ　ｏｆ　ｓｏｉｌｓ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ　Ｂｉｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００１，３３　（７）：９４３—９５１．　［１６］Ｃｈｉｎａ　Ｅ．Ａｎａｌｙｓｉｓ　ｍｅｔｈｏｄｓ　ｆｏｒ　ｗａｔｅｒ　ａｎｄ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ［Ｍ】．Ｂｅｉｊｉｎｇ：　Ｃｈｉｎｅｓｅ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　Ｐｒｅｓｓ，２００２．　［１７］贺锋，吴振斌，陶菁，等．复合垂直流人工湿地污水处理系统硝　化与反硝化作用［ＪＪ．环境科学，２００５，２６（１）：４７－５０．　ＨＥ　Ｆｅｎｇ，ＷＵ　Ｚｈｅｎ—ｂｉｎ，ＴＡＯ　Ｊｉｎｇ，ｅｔ　ａ１．Ｎｉｔｉｒｆｉｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｒｉｉｆｃａ—　ｔｉｏｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ　ｖｅｒｔｉｃａｌ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎ—　ｅｍｎｔｌａ　Ｓｃｉｅｎｃｅ，２００５，２６（１）：４７—５０．　［１８］张东晓，吴树彪，宋玉丽，等．潮汐流人工湿地床污水处理效果试验　研究［Ｊ】．中国农业大学学报，２０１２，１６（６）：１１０—１１６．　ＺＨＡＮＧ　Ｄｏｎｇ—ｘｉａｏ，ＷＵ　Ｓｈｕ－ｂｉａｏ，ＳＯＮＧ　Ｙｕ—ｌｉ，ｅｔ　１ａ．Ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｐｕ—　ｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ　ｓｔｕｄｙ　ｏｆ　ａ　ｌａｂ——ｓｃａｌｅ　ｔｉｄａｌ　ｆｌｏｗ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔ——　ｌａｎｄ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆＣｈｉｎａＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒｌａ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，２０１２，１６（６）：１１Ｏ—　ｌ１６．　．　［１９】Ｈａｍｍｅｒ　Ｄ　Ａ．Ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　ｆｏｒ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ：Ｍｕｎｉｃｉ—　ｐａｌ，ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　ａｎｄ　ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ：ＣＲＣ．１９８９．　［２Ｏ］Ｌｉａｎｇ　Ｗ，Ｗｕ　Ｚ，Ｃｈｅｎｇ　Ｓ，ｅｔ　ａ１．Ｒｏｌｅｓ　ｏｆ　ｓｕｂｓｔｒａｔｅ　ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ　ａｎｄ　ｕｒｅａｓｅ　ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ　ｉｎ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｉｎ　ａ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄ　ｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００３，２１（２）：１９１—１９５．　［２１］Ｒｅｄｄｙ　Ｋ，Ｒａｏ　Ｐ，Ｊｅｓｓｕｐ　Ｒ．Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｃａｒｂｏｎ　ｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ　ｏｎ　ｄｅｎｉ—　ｔｒｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｉｎ　ｍｉｎｅｒａｌ　ａｎｄ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｓｏｉｌｓ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　Ｓｏｃｉｅｔｙ　ｆｏＡｍｅｒｉｃａＪｏｕｒｎａｌ，１９８２，４６（１）：６２—６８．　［２２】Ｂｒｉｘ　Ｈ．Ｇａｓ　ｅｘｃｈａｎｇｅ　ｔｈｒｏｕｇｈ　ｔｈｅ　ｓｏｉｌ－ａｔｍｏｓｐｈｅｒｅ　ｉｎｔｅｒｐｈａｓｅ　ａｎｄ　ｔｈｒｏｕｇｈ　ｄｅａｄ　ｃｕｌｍｓ　ｏｆ”ｐｈｒａｇｍｉｔｅｓ　ａｕｓｔｒｌａｉｓ”ｉｎ　ａ　ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｒｅｅｄ　ｂｅｄ　ｒｅｃｅｉｖｉｎｇ　ｄｏｍｅｓｔｉｃ　ｓｅｗａｇｅ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，１９９０，２４（２）：２５９—２６６．　［２３］Ｖｙｍａｚａｌ　Ｊ．Ｃｏｎｓｔｕｒｃｔｅｄ　ｗｅｔｌａｎｄｓ　ｆｏｒ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｉｎ　Ｅｕｒｏｐｅ／／　Ｎｕｔｉｒｅｎｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｉｎａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｗａｔｅｒｓｈｅｄｓ：Ａｗｅｔｌａｎｄｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ［Ｍ］．　２００５．　［２４］Ｗｕ　Ｓ，Ｌｖ　Ｔ，Ｌｉ　Ｃ，ｅｔ　ａ１．Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｎｉｔｒａｔｅ　ｏｎ　ｓｕｌｐｈｕｒ　ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｓ　ｄｅ—　ｐｅｎｄｉｎｇ　ｏｎ　ｃａｒｂｏｎ　ｌｏａｄ　ｉｎ　Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ—－Ｓｃａｌｅ　Ｗｅｔｌａｎｄｓ　Ｔｒｅａｔｉｎｇ　Ａａｉｉｆ——　ｃｉａｌ　Ｓｅｗａｇｅ［Ｊ］．Ａｄｖａｎｃｅｄ　Ｍａｔｅｒｉａｌｓ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２０１２，５１８：１９０２—１９１２．