污水处理外文翻译(带原文)-218页

1、提高塔式复合人工湿地处理农村生活污水的脱氮效率 Ecological Engineering，Fen xia ，Ying Li。摘要：努力保护水源，尤其是在乡镇地区的饮用水源，是中国污水处理当前面临的主要问题。氮元素在水体富营养化和对水生物的潜在毒害方面的重要作用，目前废水脱氮已成为首要关注的焦点。人工湿地作为一种小型的，处理费用较低的方法被用于处理乡镇生活污水。比起活性炭在脱氮方面显示出的广阔前景，人工湿地系统由于溶解氧的缺乏而在脱氮方面存在一定的制约。为了提高脱氮效率，一种新型三阶段塔式混合湿地结构-人工湿地（thcw）应运而生。它的第一部分和第三部分是水平流矩形湿地结构，第二部分分三层，

2、呈圆形，呈紊流状态。塔式结构中水流由顶层进入第二层及底层，形成瀑布溢流，因此水中溶解氧浓度增加，从而提高了硝化反应效率，反硝化效率也由于有另外的有机物的加入而得到了改善，增加反硝化速率的另一个原因是直接通过旁路进入第二部分的废水中带入的足量有机物。常绿植物池柏（Taxodium ascendens），经济作物蔺草（Schoenoplectus trigueter），野茭白（Zizania aquatica），有装饰性的多花植物睡莲（Nymphaea tetragona），香蒲（Typha angustifolia）被种植在湿地中。该系统对总悬浮物、化学需氧量、氨氮、总氮和总磷的去除率分别为89

3、%、85%、83%、 83% 和64%。高水力负荷和低水力负荷（16 cm/d 和 32 cm/d）对于塔式复合人工湿地结构的性能没有显著的影响。通过硝化活性和硝化速率的测定，发现硝化和反硝化是湿地脱氮的主要机理。塔式复合人工湿地结构同样具有观赏的价值。关键词：人工湿地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脱氮；硝化细菌；反硝化细菌. 前言对于提高水源水质的广泛需求，尤其是提高饮用水水源水质的需求是目前废水深度处理的技术发展指向。在中国的乡镇地区，生活污水是直接排入湖泊、河流、土壤、海洋等水源中。这些缺乏处理的污水排放对于很多水库、湖泊不能达到水质标准是有责任的。许多位于中国的乡镇地区的社区缺乏足

4、够的生活污水处理设备。由于山区地形、人口分散、经济基础差等原因，废水的收集和处理是很成问题的。由于资源短缺，经济欠发达地区所采取的废水处理技术必须低价高效，并且要便于施用，能量输入及维护费用较低，而且要保证出水能达标。建造在城市中基于活性污泥床的废水集中处理厂，对于小乡镇缺乏经济适用性，主要是由于污水收集结构的建造费用高。在另一方面，在中国，许多河流、水库、湖泊的氮含量没有达到国家和当地的政府的标准。虽然许多湖泊、大部分入海口、基本上所有的海岸的水看起来都很清洁，但是氮元素仍然在水体富营养化中扮演着一个主要的角色。因此相关叫做“新农村”国家标准已经颁布了。这个新标准规定，乡镇地区的的生活废水必

5、须经过处理才能排入水源或土壤中。人工湿地已经被科学的认识并且建造于小型乡镇地区的污水处理工程。人工湿地简单的结构，具有大的缓冲能力，产出较少的剩余污泥的，操作和维护简捷，操作和维护费用很低。这项技术对于SS，BOD，COD的脱除效率一般情况下是良好的，但是氮的脱除尤其是氨氮的脱除在现在运行的湿地系统中（水平流主导控制的湿地）是偏低的，这主要由于人工湿地中可被硝化微生物群利用的氧气量的缺乏导致的。在268号欧洲湿地中给出如下数据，一般氮的脱除在表面水平流系统（SSHF）是大约3040%，这意味着大约30%的氨氮（NH3-N）和39.6%的总氮被脱除。无论如何，单一数据与大部分长期被监测的表面水平

6、流系统在脱除氮方面是存在极大的不同的（Vymazal, 2005）。这个问题是由于底部不合格的渗透系数及氧合作用的不足导致的。要达到更高的脱除效率垂直流系统技术一定要比较完善。但是在以上这些人工湿地的设计中氮的脱除通常是不足的。通常被认为硝化反应发生在湿地系统中，但是需要更长的水力停留时间（HRT）。生物硝化反硝化反应是人工湿地系统脱氮最重要的机理；其他的机理比如植物吸收、吸附、氨的挥发是比较次重要的（Green, 1997）。尽管植物吸收了氮，但是仅仅一小部分被植物在一个可接受的范围内进行重移。在收割之后计算水生植物的吸收能力，粗略的统计为2002500 kg N/每年，相比而言水下植物的吸

7、收能力较弱为（700 kg N/每年）(Brix, 1994)。此外，如果没有收割湿地植物，绝大部分已经被吸收并构成入植物机体的氮元素会伴随腐败过程重新回到水中。生物硝化反硝化作用依赖于很多因素如：温度、pH、碱度、电势和可利用的溶解氧。NH3-N的脱除大部分依赖于氧气的供应。连续不断的流水的反应床是一般是厌氧的。由于植物运输氧气到其根部，并在根部生长了好氧微生物，因此在靠近根部的地方NH4+由如亚硝化单细胞菌此类的硝化细菌氧化为亚硝酸盐，发生了硝化反应，然后由带有相同霉的细菌氧化为硝酸盐，如硝化杆菌。随后在湿地的一个厌氧区域扩散并且在有乳酸或是氢气这样电子源存在的情况下，硝酸盐为一个庞大的被

8、称作硝酸盐生产者的的细菌群落提供电子。硝酸盐最后转化为氮气释放入大气中(Drio et al.,1997)。硝化速率比反硝化速率明显偏低，事实上，硝化速率变成了氮的脱除的限制因素。当1gNH3-N被氧化为NO3-N，需要4.3g氧气。当NH3-N为1mg/L时，直到溶解氧浓度达到4.6mg/L硝化反应才能进行。入水BOD中过量的矿物质与溶解氧都与硝化作用缓慢与否有关。无论如何，由水培养殖产生的氧气是有限的。与水生植物多寡相关的水底氧气的释放量据报道是在0.5-5.2g/(m2d) 左右(Caffreya and Kempb, 1991)。在人工湿地的次级生长床层（VSB）表面水的溶解氧通常是偏

9、低的。比如，次级生长床层（VSB）的微型植物系统的溶解氧浓度通常会小于1ppm (Steinberg and Coonrod, 1994)。许多研究已经显示很多大型水生植物根部的溶解氧浓度远远小于有机物氧化分解及硝化作用的需氧量。由于人工湿地结构在次级生长床层（VSB）低浓度的溶解氧，硝化作用被认为是脱氮的限制环节。在低溶解氧的情况下硝化反应可以发生，但其反应速率是远远小于当溶解氧大于2 mg/L时的反应速率(Grady et al.,1980)。为了提高脱氮效率，通风应用于提高溶解氧浓度和硝化反应效率。但当NH3-N的脱除效率提高的同时的NO3-N脱除效率则会下降(Green, 1997)。

10、人工湿地要促进反硝化需具备两个环境条件：对于反硝化反应的一个必要条件是厌氧沉淀物（氧化还原电位小于300mv）的存在；另一个条件是碳源的提供(Vymazal, 2005)。人工湿地植被脱除的氮有87%是依靠反硝化作用，剩余13%积累在沉淀和生物体中。凭借为反硝化提供有机碳和制造缺氧环境，植物体及其残渣和进水的有机物共同脱除大约50%的氮元素(vanOostrom,1995; Newman et al., 2000)。反硝化1 g NO3-N成为N2，相当于消耗BOD2.86g。并且被发现当碳氮（质量比）小于2.3可以限制反硝化反应的速率。无论如何，反硝化消耗的有机物在人工湿地结构的前端占有了主

11、导位置，同时也导致了其后部有机物不足及反硝化效率低下。所以，如果人工湿地结构一部分的氧气是足够完成NH3-N的硝化，那么氮的硝化反硝化联合路径可以被改良；同时也意味着在人工湿地结构的另一部分对于反硝化是厌氧且有机物充足的。小型人工湿地结构处理乡镇生活污水是一门相对较新的技术，并且其物理、化学、生物的反应流程还没有完全弄清。综合表面水平流、自由水流和表面垂直流的优缺点，可以合并这几种系统彼此互补。这样可以产生低COD含量的出水，这种出水经过了完全硝化和部分反硝化，因此出水的总氮浓度会更低。研究目的：1.评价新型人工湿地的性能，塔式复合人工湿地（THCW），尤其是在高水力负荷的情况下脱氮效率。这种

12、人工湿地结构设计通过瀑布形式的水流进行被动充氧从而提高废水中溶解氧浓度进而提高硝化速率，依靠直接在湿地中间部分加入原废水提高反硝化速率，从而促进硝化反硝化过程。2.对于在人工湿地结构中常绿多年生木本植物和草本植物共同脱除氮的效率的评价，尤其是在冬季的阶段，且在湿地里植物的生长量对于氮的脱除是有帮助作用的。3.研究表面水平流、自由水流相结合的系统是否在脱除和转化废水中污染物方面表现出更好的性能，尤其是脱氮方面。. 材料和方法2.1 系统描述我们研究队伍设计的人工湿地结构位于中国宁波某村。它包括三个部分，容积按照四十人排量设计。气候特点为年降水量1300-1400mm和累计年平均气温16.2。极高

13、极低值分别为38.8和-4.2。较冷的时间段以十二月到二月为代表并且在这个时间段里出水比较接近于8（最低5）。第一部分和第三部分8m长6m宽1.0m深。反应床有三层构成，最底一层由厚20 cm的洗净的砾石(26 cm)构成，中间层由65 cm厚的细砂(0.52.0 cm)粒构成，最上层由15 cm厚的土壤(0.10.2 cm)构成。底面坡度大约1%。第三部分有三个环形的单元构成，直径分别为7m、5m和3m，由下向上每个0.6m深，表面积近似估算为38.5m2。由顶部向低处单元的溢流会立即产生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和维持含氧条件。图1 塔式复合人工湿地水流示意图：1.进水区 2.塔式区

14、 3.出水区 4.湿地植物 5.顶部环形区域 6.中部环形区域 7.底部环形区域 8.瀑布似溢流湿地结构的底部用高密度的聚乙烯作为衬里，环形区域则是要铺衬5cm厚的砌砖墙，为了防止污水的渗漏及污水与地下水混合。由苗圃购得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以间距0.8m间隔围绕整个湿地结构底部环形种植，湿地结构地层中部种植密度为56株/m2的蔺草（Schoenoplectus trigueter），于头年十一月种植第二年五月份收割。在蔺草收获后的六至十月份，以9株/m2的种植密度种植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分顶部的环形部分以近似6株/m2的种植密度种

15、植睡莲（Nymphaea tetragona），在中间环形区域以的36株/m2种植密度种植香蒲（Typha angustifolia）。表1 THCW进水和出水的物理化学特性80%的原污水不断的流入湿地结构的第一部分。20%的污水由泵直接输入第二部分的环形结构最高层，溢流进入环形结构中间一层，之后流入最后一层。此时第二部分处理污水与第一部分处理后的污水一起流入湿地结构的第三部分并最终由其排出。水深由一个储水塔控制。在第一时段，前四个月（06年5月到8月）人工湿地结构以的16 cm/d水力负荷运行（水力停留时间5.4 d）。第二时段，之后八个月（06年9月到07年4月）人工湿地结构以的比较高的3

16、2 cm/d水力负荷运行（水力停留时间2.7 d）。这些生活污水在一个腐化池里先进行预处理（表一）。2.2 分析方法2.2.1 化学分析需每天采集第一部分的进水，第二部分的出水（仅在后八个月），第三部分的出水，每周混合水样的测试数据和结果搜集分析，需检测TSS，COD，NH3-N，TN，TP。每周检测现场每部分和每个环形处理单元的水温，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH3-N要坚决的按照标准方法来检测控制（APHA, 1998）。野茭白（Z. aquatica)）和蔺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分别被收割（砍掉植株所有水面上可见部分）。收割的植物在被蒸馏水洗

17、过后在太阳下经过24小时的日照后投入105 C下灼烧24小时。植物在干燥后的称重作为基本分析。被干燥和研磨过的植物碎末作为总氮（TKN）测量的准备，分析方法按照标准方法（APHA, 1998）。2.2.2硝化及反硝化的测量在湿地结构第三部分的前端沉淀物上层的五厘米处存在潜在的硝化反应。使用的试验介质中每公升包含：0.14g K2HPO4； 0.027 g KH2PO4； 0.59 g (NH4)2SO4；1.20 g NaHCO3；0.3 g CaCl22H2O；0.2 g MgSO4； 0.00625 g FeSO4；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO3；pH是7.5。氯化

18、钠被用于抑制硝酸盐及亚硝酸盐的氧化。50mL沉淀污泥需要加入100mL试验介质25 C在震荡器150 rpm转速下培养。这种经处理过的样本在被培养2，6，20和24小时后被收集。亚硝酸盐的浓度用光度计测量。由亚硝酸盐产量和培养时间数计算出的线性回归，评估出的角系数可以计算出潜在硝化反应的量。结果以在样品中的体积损耗规范化的计算出来，最后以干重（DW）及明确的每小时每克干物质产生nmol亚硝酸盐表示。潜在亚硝化反应速率（PDR）被用乙炔抑制设备进行测量。 沉淀物样本在第三部分的后部的四个地点采集（两个分散采集，两个呈柱状采集直径3.5 cm），并且要立即用铝箔密封以防游离氧进入沉淀物样本。这四个

19、样本分别投入四个容积为1500mL的锥形瓶中，加入添加营养元素的营养液进行培养（15 mg/L NO3-N，72 mg/L Ca，10 mg/L Mg，27 mg/L Na，39mg/L K和2.5 mg/L PO4-P）。烧瓶顶部用氮气吹洗半个小时。烧瓶被置于旋转振荡器中60 rpm转速震荡。样本在黑暗处20 C培养八小时。每个小时使用注射器进行气体取样。顶部样本用气象色谱仪分析N2O的浓度（日本金岛公司气象色谱仪GC-14B），气象色谱仪带有一个电子捕获探测器操作温度340 C。潜在亚硝化的反应速率以mg N2O-N/m2沉淀物每小时表示。2.2.3 微生物数量的分析人工湿地沉淀物中的硝化

20、和反硝化微生物使用以下培养基用最大可能数量法计算（Carter and Gregorich, 2006）。计算硝化细菌的培养基配方如下：13.5 g Na2HPO4；0.7 g KH2PO4； 0.1g MgSO47H2O； 0.5 g NaHCO3； 2.5 g (NH4)2SO4；14.4mg FeCl36H2O； 18.4mg CaCl27H2O； 1 L 蒸馏水；pH8.0。计算反硝化细菌的培养基配方如下：1.0 g KNO3； 0.1gNa2HPO4;；2.0 g Na2S2O7； 0.1g NaHCO3;；0.1 g MgCl2； 1 L 蒸馏水；pH 7.0。用一根内径为4.7c

21、m的玻璃管采集测量硝化和反硝化细菌的数量应远离泥水分界面（02 cm）及过深的深度（58 cm）。附着在岩石及水生植物体上的细菌剥离下来之后，然后用混合器将其溶于冷水驱散混合。经十个无菌的蒸馏水样稀释的沉淀物样本被转移到96格的包含各自培养基的微量滴定板上在28 C下硝化细菌培养21 d反硝化细菌培养5 d。为了确定沉淀物的干重，10 g的沉淀物在105 C下被隔夜烘干直至产生衡重样本。在人工湿地结构运行期间，硝化和反硝化细菌的数量要每两月进行一次计算。2.2.4 统计分析所有带有方差测验的统计分析都使用统计分析软件SPSS进行分析（Statistic Package for Social S

22、cience）。当p 0.05时误差被认为是有效的。有效的误差用邓肯测试法进行评估。皮尔森相关分析适用于评估潜在反硝化效率和水力负荷之间有效的的线性相关，以及反硝化和水力负荷之间的关系。3.结果第二部分第三部分的出水中物理化学指标的变化在表1中给出，水的pH没有太大的变化。由于人工湿地结构第二部分的瀑布式溢流的被动充氧的原因，出水的溶解氧含量（DO）相对较大。在第二部分入水的溶解氧平均值为：1.280.52 mg/L，出水中的平均值为：2.980.38mg/L。已观测到的对总悬浮物TSS的脱除率为84.609.6%。氮的脱除率是较高值的，脱除NH3-N和TN平均值为：83.1110.2%，82

23、.858.5%。在第二部分NH3-N和TN的脱除率分别为：72%和29%。在第二部分的硝化作用将很大部分的氮转化成了NO3-N，54%的由第三部分的反硝化作用和其他作用转移脱除。磷的脱除率观测到在64.157.9%。在第二时间段对于第一时间段各类超标污染物的脱除效率更高，因为第一时间短的水力负荷较低。但在两种不同的水力负荷下各类污染物的脱除效率是相似的（p 0.02）。图2显示了的研究调查期间12个月的入水和出水中CODcr，NH3-N，TN和TP脱除效率。在研究期间的时间段一和时间段二中，调研中的十二个月NH3-N和TN被有效脱除。脱氮效率在开始10周和最后10周是最高，由于温度较高的原因。

24、人工湿地结构在冬季也显出了对于氮、磷和有机物的较高的脱除效率。另外由于硝化和反硝化作用而导致的氮素流失的量在夏季大于（p 0.003）在冬季。当湿地中的pH值超过极大值7.7，氨的挥发可以被忽略，这个pH值下没有足够量的氨气的生成。在两种水力负荷下（16 cm/d和 32 cm/d）的脱除效率在统计上没有显著差异。图2.实验期间THCW进水出水中的COD，NH3-N，TN和TP含量与脱除效率图2中同样显示在湿地运行期间磷的脱除效率在最高的水力负荷下或是在冬季没有十分显著的波动。在冬季和夏季的运行中，出水的总磷TP浓度没有显著的差异。图3. 实验期间THCW第三部分沉淀物中潜在硝化及反硝化量如图

25、3所示，潜在硝化速率和潜在反硝化效率在最初的四个月里的随着时间增长。在水力负荷上升（16 cm/d到32 cm/d）之后的一个月，在2006年的十月到十二月之间潜在硝化速率下降，潜在反硝化速率在2006年的十月到2007年的二月之间下降。实验结束时潜在硝化反应速率没有明显上升，反硝化反应速率上升了一点。潜在硝化反应和潜在反硝化反应用硝化细菌和反硝化细菌的最有可能数目来分别计算，显出两条正相关关系很好的曲线（p 0.05）。表2 在THCW中硝化及反硝化细菌数量由表2看出，在湿地结构沉淀物中的硝化细菌和反硝化细菌最可能数目大约在每克104105数量级之间。对比硝化细菌及反硝化细菌的估算定量，湿地

26、结构中相应的潜在硝化反应和潜在反硝化反应（图3）显示出更多数量的硝化细菌和反硝化细菌，更高的潜在硝化活动。为了测定植物收获后在脱氮方面的效果，在06年十月和07年五月收获的植物烘干后测量其凯氏氮（TKN）的含量,显示出在蔺草（S. trigueter）中积累的氮的含量远大于野茭白（Z. aquatica）中的积累，在蔺草（S. trigueter）和野茭白（Z. aquatica）的烘干样中平均固氮的量是6.80.3/kg和4.70.2/kg，总氮的平均吸收率分别是17.18 kg/(had)和12.63 kg/(had)。4.讨论硝化反应是不能从水中脱氮。但是伴随着反硝化反应却是许多人工湿地

27、结构的主要脱除机理。硝化反应发生在氧气处于一个可以使严格好氧硝化细菌生长的足够高的浓度氧气含量下。硝化反应存在于所有的人工湿地结构中，但这一反应的大小又由溶解氧的量决定。因为NH3-N在许多废水中是占优势的种类，硝化反应通常在各类湿地系统中是一个限制环节。反硝化作用被认为是大多数人工湿地结构中主要的脱氮机理。无论如何，通常在废水中硝酸盐的浓度是非常低的，因此反硝化反应必须伴随硝化反应而进行。硝化反应和反硝化反应对于氧的不同需求成为了许多要求到高脱氮效率的人工湿地的障碍。人们普遍认为当溶解氧浓度（DO）达到1.5mg/L以上时硝化反应可以发生。研究中湿地结构的出水溶解氧浓度（DO）平均值为2.2

28、20.13 mg/L，这个可能是由于人工湿地结构中部的塔式结构的瀑布式溢流造成的，这个溶解氧浓度是对硝化作用有利的；这个推论与沉淀物中的更多的硝化细菌的数目相一致（表2）。高的溶解氧浓度与充足由入水的支路直接注入人工湿地第二部分的有机物，减少了异养生物和硝化细菌之间对营养的争夺。因此更多的缓慢生长的硝化细菌转移到了沉淀物的表面和植物根部。表3 THCW及其他湿地结构的脱氮效率塔式复合人工湿地结构氮的脱除率大约为1440 gN/m2每年。对比其他的单一或是组合形式的人工湿地（表3），塔式复合人工湿地结构显示出更高的脱氮效率，对的NH3-N脱除效率更是比得上混合系统的效率。无论如何塔式复合人工湿地

29、结构对于总氮TN的脱除效率高于单独结构和复合结构（Cooper, 1999；Platzer，1999；Kyambadde et al，2005），硝化和反硝化的结合可以改良湿地结构的性能。湿地通常包括几种可能的氮的脱除机理，但是对于长期氮脱除的机理被认为是反硝化作用（Reed et al.，1995）。由于蔺草（S.trigueter）和池柏（T.ascendens）等植物生长影响的原因，人工湿地在冬季也显示出较高的氮的，磷的，有机物的脱除效率。相比而言，据报道以色列的一个表面自由水流系统（FWS）的试点湿地结构使用睡莲作为生活污水的初级处理，在22 cm/d的水力负荷下成本降低超过了60%，

30、氮的脱除率1020%，并伴有少量磷的脱除（Ran et al.，2004）。尽管在第二时段的水力负荷增加了将近一倍，但是总磷的脱除效率是和第一时间段一样是高的，而且这个结论与其他研究结论相吻合（Kyambadde et al.，2005; Tuncsiper, 2007）。以上支持了一个事实，即：植物对磷的的吸收能力和湿地结构床层的沉淀吸附作用是有限的。磷的脱除主要受水温的影响。在低水力负荷下，湿地结构对于所有过量染污的脱除效率是更高的。Sun et al.（1998）表明水平流系统中当水力负荷超过0.3 kg(m2 d)时，随着水力负荷的增加有机物脱除率减少，但这对本文研究的塔式复合人工湿地

31、结构却没有影响。因此与自由水表面积系统形成了对比。在水力负荷上升之后的，化学需氧量COD被显示下降了同时生物需氧量BOD5却没有改变（Ran et al., 2004）。这表明在低水力负荷下水力效率更高，这一数据在不同的湿地结构中同样是成比例的。塔式复合人工湿地结构COD的去除率没有预期高，可能是因为污水入水有一支路（约20%）直接注入中间部分，导致污水的水力停留时间不足。对于NH3-N的脱除在第二时间段一个较短的水力停留时间（2.7 d）里可以达到或是超过单独的湿地结构的脱除效率（Kyambadde et al., 2005；Tuncsiper et al., 2006；Tuncsiper，

32、2007）。研究发现对于表面水平流系统水力停留时间为2d时可达到最高的脱除效率，表面自由流系统则是6d，更长的水力停留时间对于氮的脱除可能没有帮助。Reed and Brown (1995)指出，在氨浓度达到2mg/L的表面流湿地系统处于生长季节时，68d的水力停留时间是必须保证的。通常，沉淀物是湿地结构反硝化反应发生的主要场所。对于水中脱氮植物上附着的悬浮生物群落的反硝化作用对于湿地结构中所有的反硝化作用有重大贡献。塔式复合人工湿地结构中潜在硝化反应和潜在反硝化反应比其他已报道的数字要高，可能更高的有效溶解氧对硝化细菌是有利的，更高的有机碳的量对于反硝化细菌有利，这对湿地结构混合种植的植物也

33、有帮助。Bachand and Horne (2000)记录到混合种植大型植物的湿地结构比种植单一植物的湿地结构有更高的脱氮效率。Bastviken et al. (2005)发现水底生长的植物比水面生长的植物有更高的反硝化能力。尽管塔式复合人工湿地结构的大型植物都是浮于水面的而且相继被收割，但植物水下的一部分仍然在湿地中；这给细菌提供了有机碳源和附着生长场所。酸探针DNA杂配法（DNADNA hybridization）显示出大部分细菌生活在土壤上层（5 cm）。反硝化探针显示出反硝化细菌主要生活在植物的根部，如块茎和鲜嫩的根。所以反硝化细菌的生长范围是远离泥水分界面的（02 cm），也远离

34、更深的深度（58 cm）。由水力负荷的变化引起的微生物活性的改变有滞后性，这使得这个参数（反硝化细菌的生长范围）不存在一定误差。由于塔式复合人工湿地结构瀑布式溢流带来的被动充氧导致的更高的溶解氧浓度对更高的潜在反硝化反应率有帮助，硝化细菌数目的增加了约两倍，接近于在其他报道中显示出的反硝化细菌的数目（Bastviken et al., 2003; He et al., 2004）。在丹麦一个峡湾的污泥中，反硝化反应通过氮的同位素15N的数目测定，由乙炔抑制技术检测显示，在污泥上部一厘米处反硝化能力是最强的，底部则是最弱的。这和我们的研究结果是一致的，多的反硝化反应在污泥的上部发生，这可能是由于

35、缺乏大型植物导致的。我们的研究与他们的报道一致的还有，反硝化在夏季和秋季到达最大活性（Joergensen, 1989）。到目前为止，对于湿地结构中的关于潜在硝化反应的数据仍然是欠缺的。由于文献的限制，分析方法的不同，对于潜在硝化反应和潜在反硝化反应的表示方法的不同等原因，使得比较本论文研究结果与之前相关研究结果之间的差异变得有些困难。在未来，详细的调查结果可能会发表。据估计废水中仅有510%的氮元素被植物固定在植物体内。因此植物体固定的氮对于流入人工湿地的氮的含量是无关紧要的，并且湿地结构中的大型植物的性能是没有显著的不同的，大部分与湿地植物处理废水有关的功能都是物理作用。然而，湿地植物基于他们的特点及属性而具有了相对的优缺点，被公认的有作为畜用饲料、工业产品的原材料和一定的美学观赏价值。这些特点形成了选择湿地植物标准的基础，除此之外还有植物的外观（Mbuligwe, 2004）。冬季湿地结构性能的下降可以归因于