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巾山大学硕士论文连续和问隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 连续和间隔进水对构造湿地基质微生物 和酶活性的影响 专业：草业科学 硕士生：徐欣 导师：杨中艺教授 摘要 本研究构建了4 套小型“下行一上行上行”三级串联垂直流构造湿地系统，基 质组成和系统布局完全相同，设置了4 种试验处理：对照系统( 无植物) 连续 进水、对照系统间隔进水、植物系统( 种植湿地植物) 连续进水和植物系统 间隔进水，探讨进水方式和有无植物对构造湿地系统污水净化效果的影响，以及 试验处理的不同时段表层基质中相关微生物和酶活性的动态变化。试验结果如 下： 1 对照系统x 连续进水、对照系统间隔进水、植物系统连续进水和植物系 统间隔进水处理对c o d m 。的总去除率分别达到4 1 8 、4 4 1 、5 6 0 和5 9 6 ， 对n h 3 n 的总去除率分别达到6 9 2 、7 1 1 、8 0 o 和8 0 9 ，对t p 的总去除 率分别达到8 3 8 、8 6 7 、8 7 9 和9 0 6 。植物系统对c o d m 。、n h 3 n 的处 理效果都显著优于对照系统( p 0 0 5 ) ，对t p 的去除效果没有显著影响( 矿o 0 5 ) 。 间隔进水处理方式下系统对各污染物的去除率普遍高于连续进水方式，说明间隔 进水能够在一定程度上提高系统去除污染物的效率，但可能由于排空时间较短， 间隔进水的处理效应没有达到显著性水平( 矿o 0 5 ) 。 2 植物的存在改善了构造湿地系统表层基质中微生物的生长环境。植物系 统各湿地池表层基质中细菌、真菌、放线菌的数目都极显著高于对照系统 ( p 0 0 1 ) ，分别是对照的1 6 1 0 、1 9 7 2 和1 3 0 5 。 中山大学颁十论文连续和问隔进水对构造湿地基质微生物和晦活性的影响 3 间隔进水处理方式有利于湿地系统表层基质中微生物类群数目的维持。 整个处理过程中，间隔进水处理方式下构造湿地表层基质中细菌、真菌、放线菌 的数目是连续进水处理的1 0 9 1 、1 1 3 7 和1 1 5 o ，差异显著( p o 0 5 ) 。 4 植物系统表层基质中微生物量c 、微生物量n 、微生物量p 的含量也都 显著高于对照系统，其中微生物量c 和微生物量n 含量是对照的1 2 7 5 和 1 2 9 8 ，差异都达到极显著水平( p 0 0 1 ) ；微生物量p 的含量在植物系统是对 照系统的1 4 9 7 ，差异显著( p o 0 5 ) 。植物系统表层基质中酸性磷酸酶的活性 是对照系统的1 l1 o ，差异达到极显著水平( p o 0 1 ) ，说明湿地植物对系统内 与磷素相关的酶促化学反应还具有一定的推动作用。系统类型对表层基质中脲酶 和碱性磷酸酶的活性没有显著影响( 矿0 0 5 ) 。 5 间隔进水处理方式能够促进湿地系统中n 元素的矿化作用。间隔进水处 理方式下系统表层基质中微生物量n 的含量显著低于连续进水方式( o 0 1 ) ， 间隔进水处理方式下系统表层基质中脲酶的活性显著高于连续进水方式 ( 庐o 0 1 ) 。进水方式对表层基质中酸性磷酸酶和碱性磷酸酶的活性没有显著影 响( 少o 0 5 ) 。 6 污水中c o d m n 、n h 3 n 和t p 的去除效果与系统表层基质中微生物量c 的含量显著相关( p o 0 5 ) ，c o d m n 和n h 3 n 的去除率与细菌、放线菌的数目显 著相关( p o 0 5 ) ，t p 的去除率与酸性磷酸酶和碱性磷酸酶的活性极显著相关 ( p 0 0 5 ) ，t h er e m o v a lr a t eu n d e rt h ei n t e r v a lm f l o wt r e a t m e m sw a ss u p e r i o rt o t h e c o m i l l u o u si n n o wt r e a t l e n t s 2 t h eh y d r o p h y t e si n l p r o v e dt h e 戚c r o o 喀a n i s me n v i r o m e n ti i lt h es u r f a c el a y e r s u b s t r a t eo ft h ev f w s t h ea m o u n to f b a c t e r i a ，如n g ia n da c t i n o m y c e t ei l lt h ev f w s w i t hh y d r o p h y t e sw e r e1 6 1 1 ，1 9 7 2 a n d1 3 0 5 o ft h ev f w sw i t h o u t h y d r o p h y t e sw i t hs i g n i f i c a n td i s t i n c t i o np o 01 ) 3 t h ei 1 1 t e r v a li i l f l o wt r e a t m e n t sm a i l l t a m e dt h ea m o u n to fi i l i c r o o r g a n i s mi i lt h e s u b s t r a t e s t h ea m o u n to fb a c t e r i a ，旬n g ia n da c t i n o m y c e t ei i lt h ev f w su n d e rt h e i m e r v a l i n n o wt r e a t m e n t sw e r e1 6 1 1 ，1 9 7 2 a n d1 3 0 5 o f t h ec o n t i n u o u sm n o w t r e a t m e n t sw i t hs 远n i f i c a md i s t i n c t i o np 0 0 5 ) 4 t h ec o n t e n to fi 试c r o b i a lb i o m a s sc ，na 1 1 dpi i lt h ev f w sw i t hh y d r o p i 班e sw e r e 1 2 7 5 o 0 1 ) ，1 2 9 8 p 0 0 1 ) a n d1 4 9 7 p o 0 5 ) o ft h ev f w sw i t h o u t h y d r o p h y t e s ，s h o w i n gt h ee n h a n c e m e n to fh y d r o p h y t e s 加1 dt h ea c t i v i t yo fa c i d p h o s p h a t a u s ei i lt h ev f w sw i t hh y d r o p h 矿e sw e r e1 l1 0 o ft h ev f w sw i t h o u t h y d r o p h ”e sp 0 o1 ) ，s h o w i n gt h ep r o m o t i o no ft h eh y d r o p h y t e si 1 1 t h ee n z y m e c a t a l y s i so fp h o s p h o r u s 5 t h ei n t e r v a li n f l o wt r e a t m e n t sp r o m o t e dt h em i n e r a l i z a t i o no fn “r o g e ni nt h e s u b s t r a t e s t h ec o m e n to fi i l i c r o b i a lb i o m a s sni nt h ev f w su n d e rt h ei n t e r v a l i n f l o w t r e a t m e n t sw a sl o 、v e rt h a nt h a to ft h ec o n t i n u o u si i l f l o wt r e a t m e n t sp o 0 1 ) ，w h i l e t h ea c t i v i t yo fu r a s eu n d e rt h ei n t e r v a lm f l o wt r e a t m e n t sw a ss u p e r i o rt ot h a tu n d e rt h e c o n t i n u o u si i l n o wt r e a t m e n t sp o o1 ) h o 、v e v e r ，n os i g n i f i c a n td i s t i n c t i o nw a s 南u n d e dt 0t h ea c t i v i t i e so fa c i da n da l l ( p h o s p h a t a s eu n d e rd i 行e r e n ti n f l o wt r e a t n l e n t s ( | 矿o 0 5 ) 6 t h e r ew a ss 谵n m c a n tc o r r e l a t i o nb e t w e e nt h er e m o v a lr a t eo fc o d m n ，n h 3 一n ，t p a n dt h ec o n t e n to ft h em i c r o b i a lb i o m a s sci nt h es u b s t r a t eo fv f w sp 砾石 沙子。 化学沉积作用 填料与污染物发生化学反应而形成稳定的固态物质，从而将水中的污染物去 除。填料的化学沉积作用与其材料有很大关系。特别是对磷素污染物有着重要的 作用( k i v a i s i ，2 0 0 1 ) 。磷在湿地中通过化学沉积而去除的化学反应如下： ( 2 ) 植物的作用 5 c a 誓+ 3 p 0 4 3 “+ o h 一c a 5 ( p 0 4 ) 3 0 ll a l ”+ p o ，一一a l p 0 4l & 3 毒+ p 斌3 ”一f e p 0 4i 植物是构造湿地污水处理系统不可缺少的组成部分，它在构造湿地系统中发 挥多种作用。主要表现在三方面：微生物附着及强化作用、吸收污染物和氧气运 输。 微生物附着及强化作用 湿地中植物的发达的根系与填料交错成网，不仅为微生物提供了大量繁殖、 栖息的场所，同时植物根际也对微生物的活性有促进作用，并通过根际化学因素 对微生物产生影响。植物根系能够分泌促进微生物生长的物质，包括：糖类、氨 6 中i l j 大学硕士论文 连续和间隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 基酸、有机酸、脂肪酸、甾醇、生长素、核苷酸、黄酮和酶类等等，为微生物提 供营养，因此植物根系微生物在种类、数量及代谢活动方面都远超过非根际微生 物( 熊明彪等，2 0 0 2 ) 。有植物的湿地系统，嗜磷菌、氮细菌数量显著高于无植物 系统，且植物根部的细菌数比介质中高1 2 个数量级( 张鸿等，1 9 9 9 ) 。有研究 发现，在种植香蒲与灯心草的构造湿地中，植物根系主要分布在上层2 5 c m ，在 这一区域中微生物数量与酶( 磷酸酶、纤维素酶和蛋白酶) 的活性远高于湿地的 其它部位( 成水平等，1 9 9 8 ) 。2 0 世纪6 0 年代中期，德国的k i c k u t h 提出了“根 区法”( r z m ) ，其中之一就是利用根系微生物和土壤之间的相互作用去除污染物。 吸收污染物 植物由于自身的生长需要，能够通过根系从污水中吸收一定的营养物质为自 身的生命活动所利用，同时吸附、富集一些重金属和有毒有害物质。 废水中的氨氮、硝氮可被植物直接摄取合成植物蛋白质与有机氮；磷是植物 生命活动中不可缺少的营养元素，植物利用污水中的无机磷合成a t p 、d n a 、 r n a 等有机成份。有研究表明在处理轻度富营养化水的构造湿地中，植物吸收 对氮磷的去除起着重要作用，其贡献率分别为4 6 8 和5 1 o ( 蒋跃平等，2 0 0 4 ) 。 构造湿地处理污染程度比较重的污水时，植物( 石首蒲、灯心草、蝴蝶花) 对氮 元素的吸收量约占总去除量的3 5 ，植物对磷元素的吸收量约占总去除量 的2 3 ( 袁东海等，2 0 0 5 ) 。有研究表明湿地系统处理污染水体时，在高污 染负荷条件下，植物吸收的氮元素量约占去除总量的1 4 ，在低污染负荷 条件下，植物吸收的氮元素量可达占去除总量的3 0 ( p e t e r s o na n dt e a l ，1 9 9 6 ) 。 植物还能吸附、富集一些有毒有害物质，如重金属p b 、c d 、h g 、舡、c a 、 c r 、n i 、f e 、m n 、z n 等，其吸收积累能力为沉水植物 漂浮植物 挺水植物，不 同部分浓缩作用也有所不同，一般为根 茎 叶，各器官的累计系数随污水浓度 的上升而下降。池杉( 7 狐d 讲z f 朋傩卯，? 如刀s ) 人工湿地对污水中的重金属具有良好的 去除作用( 杨昌凤等，1 9 9 1 ) 。垂直流人工湿地处理低浓度重金属污水的试验表明 风车草( c 功p ，埘口胁聊咖，f 螂) 能吸收富集水体中3 0 的铜和锰，对锌、镉、铅的富 集也在5 1 5 ( c h e n ge ta 1 ，2 0 0 1 ) 。 氧气运输 7 中山大学硕十论文连续和问隔进水对构造湿地旌质微生物和酶活性的影响 人工湿地运行过程中，植物根区的缺氧是影响湿地植物正常生长的限制性因 素之一。构造湿地中的植物能够将其光合作用中产生的氧气通过气道运输至根区， 在根区的还原态介质中形成一个氧化态的微环境( f e n n e s s ye ta 1 ，1 9 9 4 ) ，与缺氧 区域共同存在，为根区的好氧、兼性和厌氧微生物提供了各自适宜的小生境，使 其各得其所，发挥相辅相成的作用( b r i x ，1 9 8 7 ) 。 这种输氧作用的过程主要是热渗透：由于冷的种系与暖和的内部叶片之间的 温度不同，热渗透导致气体分子通过气孔进入新生树叶( 其气孔比老叶片的要 小) 。叶片更加温暖的内部导致气体因布朗运动而扩散，此限制了通过叶片气孔 返回的可能性。叶片内形成的超压用于弥补植物中的气体传输组织。这样，气体 分子通过植物直接传输到最深的根茎。植物系统补偿的压力最终由通过根部和有 更大气孔的老叶片释放的气体而获得( 叶建锋，2 0 0 7 ) 。d u n b a b i i l 等测试了小型 湿地根区的氧浓度、p h 值及氧化能力，发现三者在有植物系统中皆高于无植物 系统，即使在人工湿地中补充碳源加大耗氧量，无植物系统中氧浓度大量下降的 情况下，有植物系统根区继续保持氧化状态( m s t r o n g ，1 9 7 8 ) 。 ( 3 ) 微生物的作用 微生物通过同化与异化作用降解污染物，是构造湿地降解污染物质的主体， 尤其是有机物的降解和氮化合物的脱氮作用、磷化合物的转化等主要是由微生物 活动来完成的( s t o t t m e i s t e re ta 1 ，2 0 0 3 ) 。植物根将氧气输送到根区，形成了根表 面的氧化状态。废水中大部分的有机物质在这一区域被好氧微生物分解成为二氧 化碳和水，另外，氨则被这一区域的硝化细菌硝化；离根表面较远的区域氧气浓 度降低，属于兼性区，硝化作用仍然存在，但主要是依靠反硝化细菌将有机物降 解，并使氮素物质以氮气的形式释放到大气中。在根区的还原状态区域，则是经 过厌氧细菌的发酵作用，将有机物质分解成二氧化碳和甲烷释放到大气中，由于 人工湿地存在着这样一些氧化区、兼性区、还原区，不同区域微生物群的相互配 合而将有机物以及氮素化合物等去除；此外，这种多样的生境中，微生物也可将 有机氮等化合物降解( c o n l e ye ta 1 ，1 9 9 1 ) 。人工湿地微生物的代谢活动是废水中 有机物降解的基础机制，废水中的有机污染物质主要是经过人工湿地中的微生物 8 中山大学硕十论文连续和问隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 代谢活动，降解成终极产物释放到大气中，或为植物及微生物可以吸收利用的营 养物质，或转化成为对水环境无害或毒害减少的物质。对于废水中的磷化合物， 有机磷及溶解性较差的无机磷酸盐都不能直接被水生植物吸收利用，只有经过磷 细菌等的代谢活动，将有机磷化合物转变为简单的磷化物和使诸如磷酸钙等可溶 解性差的磷化合物溶解( 夏宜铮等，1 9 9 3 ) ，才能被植物吸收利用，从而通过植物 的收割而将磷从湿地系统中带走。 在人工湿地中，微生物类群是极其丰富的，不同的类群具有不同的功能。细 菌是分解有机污染物的主体微生物种群。真菌具有强大的酶系统，能引起纤维素、 木质素、果胶等的分解。原生动物摄食微生物，起调解微生物群落的动态平衡的 作用。微生物群落共同协作构成互利共生的系统，发挥整体作用净化污水( 成水 平等，1 9 9 8 ) 。 有研究表明细菌的数量与b o d 5 去除率之间的相关性显著( r = o 8 9 7 ，胙0 0 5 ) ( 付融冰等，2 0 0 5 ) 。研究发现，芦苇人工湿地系统中的优势菌主要是假单胞杆菌 属( p s e u d o n l o n u a u s ) 、产碱杆菌属( a l c a l i g e n s ) 和黄杆菌( f l a v o b a c t e r i u m ) ，这 些优势菌属均为快生型细菌，体内含有降解质粒，并推断它们在有机污染物的分 解中起十分重要的作用( 李科德等，1 9 9 5 ) 。与天然的芦苇床相比，人工湿地系统 中的优势微生物组成基本相同，芦苇湿地污水中b o d 和c o d 的去除与湿地中 各类微生物都有明显的相关性；污水中n h 4 _ n 的去除与湿地中的硝化、反硝化 菌也同样具有明显的相关性。 有研究表明t k n 与n h 3 n 的去除率与构造湿地中细菌总数、原生动物数量 显著相关，微生物在净化污水中氮化合物时起着重要作用( 成水平等，1 9 9 8 ) 。张 甲耀等( 1 9 9 9 ) 报道，潜流型人工湿地污水处理系统中氮转化细菌丰富，亚硝化 菌数量有植物系统高于无植物系统，湿地前部高于后部，硝化菌数量有植物系统 高于无植物系统，中后部高于前部。k e m 等( 1 9 9 9 ) 研究了处理生活污水和农 业废水的人工湿地与氮转化有关的细菌数量结构，并且提出通过增加湿地硝化与 反硝化数量可以改善基质硝化与反硝化条件。 有研究认为，磷的去除率与微生物的数量之间不存在显著的相关性( 李科德 等，19 9 5 ；成水平等，l9 9 8 ) ，但是有机磷化合物的分解矿化、无机磷的氧化还原 9 中山大学硕士论文连续和问隔进水对构造渝地堆质微生物和酶活性的影响 都需要磷细菌等微生物的生物化学反应及酶的催化来实施( 付融冰等，2 0 0 5 ) 。硫 细菌能将有机硫氧化为无机态硫化物再从污水中除去。 植物种丰度和植物功能多样性对土壤细菌群落的代谢活动和代谢多样性有 成正比的影响，其原因可能是植被流入土壤的物质和能量的多样性和数量的增 加，也可能是由土壤动物区系起作用的土壤微生境的多样性的增加造成的( h a a c k e ta 1 ，1 9 9 5 ；s t e p h a ne ta 1 ，2 0 0 0 ) 。影响土壤微生物群落的生态因素很多，t i e d j e ( 1 9 9 5 ) 提出有关微生物群落多样性变化的几个假设，从微生物群落多样性的区 域格局来看，土壤微生物群落多样性与覆盖于土壤上的植物群落的生产力和多样 性呈正相关，随着植物群落存在的年限而增加( 夏北成，1 9 9 8 ) 。有研究显示，混 播黑麦草和三叶草对提高土壤微生物生物量，改变微生物群体水平的生理轮廓， 改善微生物群落的结构和功能多样性，都比单播和对照具有更明显的效果( 滕应 等，2 0 0 3 ) 。c 1 1 r i s t i e 等( 1 9 7 4 ) 在混播黑麦草和车前与分别单播黑麦草和车前的比 较研究中，也有同样的发现。混交林根际土壤微生物生物数量和生化强度高于纯 林，其中硝化细菌数量及硝化强度、解无机磷微生物数量及磷转化强度尤为显著， 幅度达l 2 倍，说明混交后更有利于氮、磷养分的有效化( 胡延杰等，2 0 0 2 ) 。 v e c c h i o l i ( 1 9 9 0 ) 则通过在人工湿地中加入营养物质发现，碳源的补充更有利于 微生物的生长和废水碳水化合物的降解。c h o n g 等( 1 9 9 9 ) 研究净化机场暴雨径 流的人工湿地微生物的群落结构及季节变化，发现好氧微生物在表面流和潜流型 人工湿地都保持了高水平，春夏季微生物最大，冬季最少，厌氧微生物仅占全部 微生物数量的5 。 1 2 4 构造湿地的污染物去除机理 国内外研究表明，人工湿地具有独特而复杂的净化机理，主要借助湿地基质、 植物以及微生物等各种湿地组成要素，通过一系列物理、化学和生物的协调作用， 最终达到处理废水的目的。在成熟的构造湿地系统中，介质中大量微生物与介质、 植物以及其他生物一起形成了一个独立的生态系统。废水进入湿地后首先通过介 质及植物根系的截留作用截留s s ( 固体悬浮物) ，可溶性有机污染物则主要通过 l o 中山大学硕士论文连续和问隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 生物膜的吸附、同化及异化作用被去除。湿地中植物根系的放氧作用以及介质表 层氧的渗透作用促使介质中依次出现好氧、缺氧、厌氧状态，从而促使部分氮、 磷通过各种微生物反应被最终去除，另外一部分则通过介质的吸附、离子交换、 沉淀以及植物的吸收得到去除( 郭飞，2 0 0 6 ) 。但是，到目前为止，人们还无法准 确预测各种影响因素在净化过程中作用的大小，因此仍有许多问题值得科学工作 者研究认识。 ( 1 ) 对固体悬浮物的去除 进入潜流型人工湿地的悬浮物在填料表面上都有一个沉淀的过程，主要是通 过基质的过滤作用、湿地植物根茎的拦截作用、湿地动物的摄食作用和微生物的 降解作用等得以去除。 污水进入湿地系统，污水中的固体颗粒与基质颗粒之间会发生作用，包括固 体颗粒向基质颗粒表面的迁移和被土壤颗粒表面粘附两部分。颗粒迁移是一种物 理力学作用，一般认为有以下作用引起：拦截、沉淀、惯性、扩散和水动力 作用等。水流中的固体颗粒直接碰到基质颗粒表面产生拦截作用，在沉速较大时 又可以在重力作用下脱离流线产生沉降作用，或者在较大惯性时与基质颗粒表面 接触。颗粒较小时，布朗运动占先，使较小的颗粒扩散到基质颗粒表面被粘附； 有的颗粒在速度梯度的作用下发生旋转脱流线而与基质颗粒表面接触。粘附作用 是一种物理化学作用，水中颗粒迁移到基质颗粒表面时，在范德华力和静电力作 用下以及某些化学键和某些特殊的化学吸附力作用下，被粘附与基质颗粒上，也 可能存在絮凝颗粒的架桥作用。上述作用可能同时存在，也可能其中的某些机理 为主要作用。此外，由于湿地床长时间处于浸水状态，床体很多区域内基质形成 土壤胶体，土壤胶体本身具有极大的吸附性能，也能够截留和吸附进水中的悬浮 固体( 叶建锋，2 0 0 7 ) 。 湿地中根系密集发达交织在一起的植物亦能对固体颗粒起到拦截吸附作用， 但是，被基质截留的杂质如果不能有效沉淀到湿地床底部的话，运行一段较长时 间后会产生堵塞，只有通过更换填料的方法才能解决堵塞问题。湿地系统中还存 在某些原生动物及后生动物，甚至一些湿地昆虫和鸟类也能参与吞食湿地系统中 沉积的有机颗粒，然后进行同化作用，将有机颗粒作为营养物质吸收，从而在某 中山大学硕士论文连续和间隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 种程度上去除悬浮固体的作用。另外，微生物对积累的颗粒态有机物进行降解， 进行同化作用，组成细胞成分，也能去除一部分悬浮固体。被基质截留的不溶性 有机物，如果微生物分解的速率和植物吸收利用的速率小于其累积的速度的话， 运行较长时间后也会产生堵塞的现象。k a r a t h a m s i s 等( 2 0 0 3 ) 对比了有植物、 无植物系统对s s 去除效果的影响，发现s s 在有机物含量不高的情况下，主要 依靠物理沉降和过滤去除；在水力负荷变大的情况下，有时会出现s s 去除率下 降的情况，可能是因为出水带出了系统内部的颗粒物。 ( 2 ) 对有机物的去除 构造湿地中，不溶性有机物可通过沉降、植物拦截、土壤过滤很快被去除， 截留下来的不溶性有机物被微生物加以利用；可溶性有机物则可通过基质和植物 的吸收以及微生物的代谢过程被去除。 植物的吸收对有机物的去除有一定贡献，但废水中大部分有机物的最终归宿 是被异养微生物转化为微生物体及c 0 2 和h 2 0 。异养菌主要以有机碳作为碳源， 相对于自养菌具有更高的新陈代谢速率，在有机物的去除中，异养菌占主导作用。 有机物的好氧代谢反应如下： c x h y o z + 0 2 _ c 0 2 + h 2 0 + 稳定产物 式中( c 斌y o z ) 为有机物，该过程由好氧异养菌完成，代谢的最终产物为c 0 2 和h 2 0 ，其余稳定产物被微生物用于自身细胞合成。 与好氧代谢相比，厌氧代谢过程比较复杂，由兼性和专性厌氧异养细菌完成。 该过程包括四个阶段：首先复杂的有机物如纤维素、淀粉水解为单糖，再酵解为 丙酮酸；将蛋白质水解为氨基酸，脱氨基成有机酸和氨；脂类水解为各种低级脂 肪酸和醇，如乙酸、丙酸、乙醇、c 0 2 、氢和硫化氢等。第二阶段再微生物( 产 氢产乙酸细菌) 作用下将第一阶段的产物进一步分解为乙酸和氢气。第三阶段由 两组生理不同专性厌氧的产甲烷菌群来完成，一组是将氢气和c o ：合成甲烷或 一氧化碳和氢气合成甲烷；另一组是乙酸脱梭生成甲烷和c 0 2 ，或利用甲酸、甲 醇及甲基胺裂解为甲烷。第四阶段是同型产乙酸阶段，是同型产乙酸菌将h 2 、 c 0 2 转化为乙酸过程，该阶段目前还在研究中。 1 2 中i l j 大学硕士论文 连续和问隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 在湿地床中，微生物的好氧分解和厌氧分解都存在，但是由于植物充氧量不 足，有机物的分解多以微生物厌氧分解为主。 s o h 等人( 1 9 9 9 ) 对芦苇一砾石系统和砾石系统处理有机物进行了比较，结 果表明：在表面负荷小于3 ( m 2 d ) 时，两者没有显著差别，根区的氧被认为是湿 地中污染物去除的主要因素。王庆安等人( 1 9 9 9 ) 对构造湿地系统植物床内c o d c r 动态变化规律进行了探讨，结果表明：污水在植物床基质中流动时，随着迁移距 离的延长，c o d c r 的降解速率呈现先快后慢的趋势。 有效控制人工湿地床的有机物累积，对维持人工湿地系统的稳定运作、延长 系统的使用年限是十分重要的。 ( 3 ) 对磷素的去除 构造湿地对磷的去除是通过微生物的积累、植物的吸收和填料床的物理化学 等几方面的协调作用共同完成的。但关于构造湿地去除磷的主要途径，不同学者 之间存在分歧。一般认为t p 主要是通过湿地基质的化学吸附、沉淀而去除，植 物对废水中t p 的去除作用较小( k a d l e ca n dk n i g h t ，1 9 9 6 ；t a n n e r ，1 9 9 9 ；缸硫e t a 1 ，2 0 0 1 ) 。 污水中的磷的存在形式主要有三种：无机磷酸盐( h 2 p 0 4 一、h p 0 4 2 一、p 0 4 3 一) 、聚合磷酸盐( p y r o 、m e t a - 、p o l y ) 和有机磷化合物三种。其中无机磷酸盐 主要来自于洗涤剂、暴雨径流等，有机磷化合物主要来自于生物过程、生活污水 中的食物残余和人畜排泄物、处理废水中的活性或非活性生物( 如来自处理池的 藻类和细菌) 等。污水进入人工湿地系统后，经过各种复杂的物理、化学和生物 作用，其中的磷会发生各种形式的循环和转化。 目前在磷的去除方面已经取得了很大的成绩。缪绅裕等在研究人工污水中的 磷的模拟秋茄湿地系统中的分配与循环中发现，加入系统中的磷主要存留在土壤 中，而留存在物体和落叶中的很少。r e t t y ( 1 9 8 3 ) 在研究中发现人工湿地中7 7 8 的p 可能通过沉淀和吸附反应而降解。而p u a l r 等( 1 9 9 6 ) 通过试验得m 养分的去 除主要是靠植物的吸收机制，植物吸收能使溶液中磷浓度降至o h n l 以下。 磷不同于氮，无法通过反硝化作用最终从湿地中去除，它主要依赖吸附沉淀 中山大学硕：上论文连续和问隔进水埘构造湿地基质微生物和酶活性的影响 作用将废水中的磷截留，所以最终湿地的除磷作用将达到饱和。只有选用恰当的 介质与植物，人工湿地才可获得长期高效的除磷效果( d r i o za n df r o s t ，1 9 9 7 ) 。 ( 4 ) 对氮素的去除 湿地中氮主要以有机氮和无机氮两种类型存在，其中无机氮又有氨态氮、亚 硝态氮以及硝态氮三种形式存在( 勋d l e c ，2 0 0 3 ) 。一般情况下，污水的大部分有 机氮被微生物降解分解为氨态氮，所以人们更关心的是无机氮的去除。人工湿地 系统中氮的去除途径包括氨态氮的挥发、植物吸收、微生物的硝化一反硝化作用、 基质吸附( i 沁e de ta 1 ，1 9 9 5 ；b a c h a n da n dh o r 鹏，2 0 0 0 ；y a n ge ta 1 ，2 0 0 1 ) 。 目前，关于氮去除多数研究人员认为硝化与反硝化作用是氮主要的去除途径 ( c o r b i t ta n db o w e i l ，l9 9 4 ；b a c h a n da n dh o r n e ，2 0 0 0 ；y a n ge ta 1 ，2 0 0l ；k i ma n dg e 叫， 2 0 0 1 ) 。硝化作用是在好氧的条件下，由硝化菌将氨氮转化为硝酸盐的过程，由 于它只改变了氮在水中的化合态，并没有降低水体中氮的含量，因此对于防止水 体富营养化，并没有根本解决问题。而要使氮得以根本去除，最重要的途径就是 反硝化作用。在大多数湿地中，硝化速率比反硝化速率要慢得多，因此第一过程 决定了第二过程的实际速率( v e r h o e v e na n dm e u l e m n ，1 9 9 9 ；崔理华等，2 0 0 3 ) 。 人工湿地对氮的去除率有高有低，变化范围较大。对北美数据库( n o n b a m e r i c a n d a t ab a s e ，n a d b ) 中所包含的1 1 5 个人工湿地的统计分析表明，绝大多数人工 湿地对总氮的去除率大于5 0 ( v e r h o e v e na n dm e u l e m a n ，1 9 9 9 ) 。为了提高人工 湿地去除氨氮的效率，g r e e n 等( 1 9 9 7 ) 采取人工充气的办法来增加湿地中的溶 解氧，以此提高硝化能力，结果大大提高了氨氮的去除率。但由于溶解氧增加的 同时，抑制了反硝化作用的进行，从而使硝态氮的去除率有所下降。 氮是植物生长的必需元素，废水中的无机氮主要包括n h 4 n 、n 0 3 - n 以及 n 0 2 n 。这些无机氮均可以被人工湿地中的植物直接吸收，合成植物蛋白质，最 后通过植物的收割形式从人工湿地的废水中除去。但到目前为止，关于植物的吸 收作用和微生物的硝化与反硝化作用哪一个是氮去除的主要途径，还没有最终定 论。有学者认为，植物的吸收不是氮的主要去除途径，微生物的硝化与反硝化作 用才是人工湿地系统中氮去除的主要途径( r e e de ta 1 ，1 9 9 5 ；b a c l l a n da n dh o r n e ， 2 0 0 0 ；k i ma n dg e a 巧，2 0 0 1 ) ；另一方面，有学者通过实验发现，植物的吸收是氮 1 4 巾山大学硕士论文 连续和问隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 去除的主要机理( r o g e r se ta 1 ，1 9 9 l ；k 0 0 n a t e pa n dp 0 1 p r a s e r l ，1 9 9 7 ) 。通过氨的挥 发而去除的氮主要取决于废水的p h 值，如果废水的p h 低于8 ，通过挥发而去 除的n 是很少的( h a m m e ra 1 1 dk n i 曲t ，1 9 9 4 ) 。一般认为，人工湿地基质对氮的积 累作用也是很小的( 张太平等，2 0 0 5 ) 。 1 2 5 构造湿地复氧状况的研究 复氧是困扰构造湿地等污水渗滤土地处理系统已久的问题。复氧条件差的结 果往往是造成系统内好氧微生物活性差，系统内部有机物的好氧生物降解效果不 理想，硝化作用受到抑制，系统处理效果差，处理能力低的主要原因。然而，传 统的复氧方法，例如鼓风曝气并不适用于土地处理系统，因为它的采用不仅在系 统内实施起来非常困难，而且必将导致污水处理的成本大大提高，从而违背了土 地处理系统的低投资、低成本原则( 何江涛等，2 0 0 3 ) 。为解决这一问题，国际 上目前采用的方法主要有3 种：一是采用干湿交替的工作方式加强系统复氧；一 是设置通气管对系统内部进行复氧；再一是利用植物的根系对系统内部进行复 氧。目前这三种方法都有人在研究( s c h u d e la n db o l l e r ，l9 9 0 ；b u r g o o ne ta 1 ，19 9 5 ； b r i x 1 9 9 7 ；f e l d ea n dk u n s t ，1 9 9 7 ；g r e e ne ta 1 ，1 9 9 7 ；k e m pa n dg e o r g e ，1 9 9 7 ) ，但对 其效果说法不一。 ( 1 ) 干湿交替对系统复氧效果的影响 干湿交替的工作方式最早源自于系统( r a p i di n f i l t r a t i o ns y s t e m s ) ，它的 目的主要有两个：一是可以防止由于有机物生长和悬浮物沉积所造成的渗滤池表 层孔隙过度堵塞，有效的恢复系统的渗透性能，保持稳定的处理水量；另一方面， 对系统进行复氧，使系统内部潜层剖面上交替形成氧化还原环境，有利于有机污 染物的降解去除( 汪民等，1 9 9 3 ) 。后来这种方法也被引进到人工快渗系统和某些 构造湿地系统，其目的同样为减缓系统的堵塞和加强系统的复氧。 很容易理解，当系统采用干湿交替的工作方式时，系统落干可以使系统内部 渗滤介质中的孔隙水排干，外界空气得以进入，从而促进附着在介质表面的微生 1 5 f i 山大学硕士论文连续和间隔进水对构造湿地基质微生物和酶活性的影响 物膜对氧的吸收和利用，同时也利于空气中的氧向介质中的孔角毛细水扩散。下 一次淹水开始时，进入渗滤介质的大部分空气将被水封在系统内，继续向水中扩 散，直到空气中的氧消耗殆尽。 有研究表明，敞开的自由水面氧的传输速率可达1 0 3 0 叫m 2 d 。对于不种植 植物以卵石为渗滤介质的s f 系统( s u r f a c ef l o ww r e t l a n d s ) ，当用自来水分别以 2 0 m i n 和1 0 m i n 的间隔进行布水时，氧的传输速率分别为8 8 0m g m 2 d 和 2 1 2 0 m g m 2 d 。当不进行干湿交替时，复氧速率仅为5 3 0 m g m 2 d ( k e m pa n dg e o 唱e ， 1 9 9 7 ) 。据k e m p 等( 1 9 9 7 ) 研究，落干可以使s f 系统出水b o d 5 、n h 4 + 和t n 明 显降低，n 0 3 一浓度明显增高，而对出水t s s 浓度无明显影响。 从前述各学者研究结果来看，干湿交替的工作方式对系统的复氧条件有明显 改善。然而系统的复氧速率通常很难直接测