褚其英，肖繼波，王慧明，褚淑祎

（1.浙江農(nóng)林大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，浙江 臨安 311300；2.浙江農(nóng)林大學(xué) 林業(yè)與生物技術(shù)學(xué)院，浙江 臨安 311300）

中國(guó)農(nóng)村主要以溪河、水庫(kù)、湖泊、塘壩地表水和地下水等自然水體為飲用水源。隨農(nóng)村現(xiàn)代化水平的不斷提高，生活污水排放量日益增加，農(nóng)村水環(huán)境受到了嚴(yán)重污染[1]。農(nóng)村生活污水具有水量小、有機(jī)物濃度高、日變化系數(shù)大及相對(duì)分散等特點(diǎn)[2－3]，主要采用厭氧生物處理、好氧生物處理、人工濕地、穩(wěn)定塘、土地滲濾等技術(shù)進(jìn)行處理[4－6]，這些技術(shù)在農(nóng)村生活污水處理中發(fā)揮了重要作用。但相當(dāng)一部分處理設(shè)施效果不穩(wěn)定，實(shí)際出水難以穩(wěn)定達(dá)到GB 18918－2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。即使出水水質(zhì)滿足該標(biāo)準(zhǔn)要求，因其與飲用水源要求的GB 3838－2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)差距較大，故對(duì)地處飲用水源地的農(nóng)村而言，大量農(nóng)村生活污水尾水的排放將對(duì)農(nóng)村飲用水安全構(gòu)成嚴(yán)重威脅。利用水生植物及其根系負(fù)載生物膜的吸收、降解作用，并通過(guò)收獲植物移除污水中的污染物，作為一種簡(jiǎn)單易行且運(yùn)行維護(hù)成本低廉的技術(shù)在富營(yíng)養(yǎng)化水體治理方面得到了廣泛應(yīng)用[7－8]。由于其比傳統(tǒng)的生物脫氮除磷方法簡(jiǎn)單，利用水生植物去除污水中的氮、磷已成為近年來(lái)國(guó)際上許多學(xué)者研究的重要方向[9－11]。針對(duì)當(dāng)前農(nóng)村生活污水處理存在的問(wèn)題，結(jié)合農(nóng)村經(jīng)濟(jì)能力和污水處理管理水平，構(gòu)建了以浮水植物為主體的深度處理農(nóng)村生活污水尾水的生態(tài)槽系統(tǒng)，考察了不同水力負(fù)荷下，生態(tài)槽深度處理農(nóng)村生活污水效果，以期為該工藝實(shí)際工程應(yīng)用提供理論指導(dǎo)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 材料

試驗(yàn)用水生植物均采自浙江省臨安市，分別為大薸Pistia stratiotes，圓幣草Hydrocotyle leucocephala和粉綠狐尾藻Myriophyllum aquaticum。生活污水尾水取自浙江省臨安市太湖源鎮(zhèn)南莊村地埋式污水處理池出水井，污水化學(xué)需氧量為 31.60～79.80 mg·L－1，氨氮為 6.75～10.06 mg·L－1，總氮為 7.32～12.02 mg·L－1，總磷為 0.39～1.68 mg·L－1。

1.2 試驗(yàn)方法

生態(tài)槽系統(tǒng)由水箱、蠕動(dòng)泵和生態(tài)槽構(gòu)成（圖1）。水箱尺寸為0.5 m×0.5 m×1.0 m。生態(tài)槽由3只2.0 m×0.5 m×0.5 m的塑料槽（PVC板焊接）串聯(lián)而成，底部均敷設(shè)直徑5～8 cm，厚10 cm的卵石，總有效容積為1.15 m3；各槽水深由出水堰控制為45 cm，且各槽進(jìn)水區(qū)和槽體中間用距槽底10 cm的擋板隔開以防短流；1號(hào)，2號(hào)和3號(hào)槽分別種植大薸、圓幣草和粉綠狐尾藻，3種植物的凈種植面積均為0.85 m2。將水生植物放置在充滿生活污水尾水的生態(tài)槽中靜態(tài)馴養(yǎng)10 d左右，采用蠕動(dòng)泵連續(xù)進(jìn)水，進(jìn)水流量控制為130～140 L·d－1，每天12∶00時(shí)采集進(jìn)水及1～3號(hào)槽出水，測(cè)定化學(xué)需氧量和氨氮。13 d后，3號(hào)槽出水化學(xué)需氧量和氨氮分別穩(wěn)定在20.0 mg·L－1和1.00 mg·L－1以下，取出1～3號(hào)槽水生植物，自然晾干并稱量后放入槽內(nèi)。嚴(yán)格控制進(jìn)水流量分別為135.00，230.00，330.00 L·d－1，即分別控制水力負(fù)荷為 52.90，90.20，129.40 L·d－1·m－2，各水力負(fù)荷下連續(xù)運(yùn)行10 d。每天上午12∶00時(shí)測(cè)定進(jìn)水及1～3號(hào)槽出水口溶解氧，同時(shí)取水樣，測(cè)定化學(xué)需氧量、氨氮、總氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、總磷等指標(biāo)。生態(tài)槽系統(tǒng)放置在簡(jiǎn)易溫室大棚，試驗(yàn)期間水溫為11.0～27.7℃。試驗(yàn)時(shí)間為2011年10月15日-12月6日。

1.3 分析方法

水樣采集后于當(dāng)天測(cè)定，化學(xué)需氧量、氨氮和總磷參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法：第4版》[12]；溶解氧采用HI9147-04便攜式溶解氧測(cè)定儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定；總氮采用德國(guó)耶拿multi N/C 2100總有機(jī)碳/總氮分析儀測(cè)定；硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮采用美國(guó)戴安ICS1500型離子色譜儀測(cè)定。

圖1 生態(tài)槽系統(tǒng)平面示意圖Figure1 Schematic diagram of eco-tank system

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均為3個(gè)平行樣均值。采用Origin 8.5對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 水力負(fù)荷對(duì)生態(tài)槽進(jìn)出水溶解氧的影響

溶解氧間接表示生態(tài)槽深度處理生活污水過(guò)程中水生植物根部泌氧、根系掛膜進(jìn)程及生物降解的程度[13]。水力負(fù)荷為52.90 L·d－1·m－2時(shí)，進(jìn)水及各生態(tài)槽出水溶解氧變化較為平緩；生活污水尾水經(jīng)1號(hào)槽處理后，溶解氧平均由 0.25 mg·L－1升至 2.46 mg·L－1；經(jīng) 2 號(hào)槽，溶解氧升至 4.18 mg·L－1；然經(jīng) 3 號(hào)槽，溶解氧有所降低（圖2）。水力負(fù)荷為90.20 L·d－1·m－2時(shí)，各生態(tài)槽出水溶解氧均相應(yīng)降低，2號(hào)和3號(hào)槽出水溶解氧分別平均降至3.55 mg·L－1和3.14 mg·L－1；然14 d和18 d時(shí)，2號(hào)和3號(hào)槽溶解氧出現(xiàn)峰值。其原因可能與天氣有關(guān)。14，17，18 d為晴天，氣溫高，日照強(qiáng)。光照強(qiáng)度是水生植物光合作用的重要因素。光照增強(qiáng)，光合作用增大，植物根系泌氧能力增強(qiáng)，從而有效提高水體溶解氧[14]。水力負(fù)荷增至129.40 L·d－1·m－2時(shí)，各生態(tài)槽出水溶解氧顯著降低，1號(hào)，2號(hào)，3號(hào)槽出水溶解氧平均降至0.60，0.24，0.12 mg·L－1。

水力負(fù)荷為 52.90 L·d－1·m－2和 90.20 L·d－1·m－2時(shí)，1 號(hào)，2 號(hào)，3 號(hào)槽出水溶解氧依次為 2 號(hào)＞3號(hào)＞1號(hào)。2號(hào)槽種植圓幣草，該植物水下根莖發(fā)達(dá)，莖節(jié)上生長(zhǎng)出一細(xì)長(zhǎng)的柄露出水面，故氣水交換面積大，由于植物的根系泌氧和氣水交換作用[13]，溶解氧顯著提高。而1號(hào)槽承載的有機(jī)污染負(fù)荷最大，長(zhǎng)達(dá)15 cm的大薸須根在水面下形成了縱橫交錯(cuò)的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，對(duì)污水中的顆粒狀和膠體狀有機(jī)物起到了良好的過(guò)濾和截留作用，大量有機(jī)物沉積、吸附在根系表面，故耗氧速度相對(duì)較快，槽中溶解氧較低。隨著水力負(fù)荷增大，單位時(shí)間各生態(tài)槽所承載的有機(jī)污染負(fù)荷增加。由于有機(jī)物降解耗氧，水體溶解氧降低顯著。當(dāng)水力負(fù)荷增至129.40 L·d－1·m－2時(shí)，各生態(tài)槽出水溶解氧平均降至0.60 mg·L－1以下，此時(shí)，槽內(nèi)基本處于兼氧或厭氧狀態(tài)。因此，當(dāng)水力負(fù)荷高達(dá)129.40 L·d－1·m－2時(shí)，宜配套曝氣設(shè)施對(duì)生態(tài)槽進(jìn)行人工增氧。

2.2 水力負(fù)荷對(duì)生態(tài)槽進(jìn)出水化學(xué)需氧量的影響

水力負(fù)荷為 52.90 L·d－1·m－2時(shí)，出水化學(xué)需氧量平均由 62.4 mg·L－1降至 15.9 mg·L－1，平均去除率達(dá) 74.50%；水力負(fù)荷為 90.20 L·d－1·m－2和 129.40 L·d－1·m－2，進(jìn)水化學(xué)需氧量分別平均為 54.6 mg·L－1和53.3 mg·L－1時(shí)，3 號(hào)槽出水化學(xué)需氧量分別平均為 23.0 mg·L－1和 23.5 mg·L－1，平均去除率分別為57.80%和 55.90%（圖 3）。水力負(fù)荷從 52.90 L·d－1·m－2增至 90.20 L·d-1·m－2，化學(xué)需氧量平均去除率降低16.70%。然水力負(fù)荷提高為 129.40 L·d－1·m－2時(shí)，其去除率基本與水力負(fù)荷為 90.20 L·d－1·m－2時(shí)相同。

圖2 不同水力負(fù)荷條件下溶解氧的動(dòng)態(tài)變化Figure2 Dynamic variation of dissolved oxygen under different hydraulic loading rates

圖3 不同水力負(fù)荷條件下化學(xué)需氧量的動(dòng)態(tài)變化Figure3 Dynamic variation of chemical oxygen demand under different hydraulic loading rates

水力負(fù)荷增大，污水在生態(tài)槽內(nèi)停留時(shí)間縮短，部分吸附在生物膜表面的有機(jī)物還來(lái)不及降解就被水流帶出系統(tǒng)，使化學(xué)需氧量去除率下降。但 90.20 L·d－1·m－2和 129.40 L·d－1·m－2水力負(fù)荷條件下，化學(xué)需氧量去除率基本一致，表明生態(tài)槽抗水力負(fù)荷沖擊能力較強(qiáng)。分析各槽化學(xué)需氧量去除效果，隨著水力負(fù)荷增加，1號(hào)槽的化學(xué)需氧量去除率下降，2號(hào)和3號(hào)槽去除率均升高，說(shuō)明，低水力負(fù)荷下，2號(hào)和3號(hào)槽仍有較強(qiáng)的化學(xué)需氧量去除潛能。當(dāng)水力負(fù)荷達(dá)到129.40 L·d－1·m－2時(shí)，生態(tài)槽出水化學(xué)需氧量小于30.0 mg·L－1，仍可達(dá)GB 3838－2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)。隨水力負(fù)荷提高，化學(xué)需氧量平均去除負(fù)荷增大（表1）。其中1號(hào)和3號(hào)槽增加較為顯著。大薸須根長(zhǎng)達(dá)15 cm，成束狀；粉綠狐尾藻根系直達(dá)槽底，均在水面下形成了空間立體網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)[15]，故大薸和粉綠狐尾藻負(fù)載生物膜量較大，對(duì)有機(jī)物的去除能力較強(qiáng)。1號(hào)槽承載的有機(jī)污染負(fù)荷最高，因此去除負(fù)荷相應(yīng)最大。

表1 不同水力負(fù)荷下各生態(tài)槽對(duì)化學(xué)需氧量的平均去除負(fù)荷Table1 Average chemical oxygen demand removal rates of each eco-tank under different hydraulic loading rates

2.3 水力負(fù)荷對(duì)生態(tài)槽進(jìn)出水氨氮和總氮的影響

水力負(fù)荷為 52.90 L·d－1·m－2，進(jìn)水氨氮為 7.36～9.02 mg·L－1時(shí)，經(jīng)生態(tài)槽處理后，出水氨氮為 0.10～0.83 mg·L－1，平均為0.28 mg·L－1；隨水力負(fù)荷增大，各生態(tài)槽出水氨氮均呈上升趨勢(shì)，水力負(fù)荷為90.20 L·d-1·m-2和 129.40 L·d－1·m－2時(shí)，3 號(hào)槽出水氨氮分別平均升至 0.70 和 1.34 mg·L－1（圖 4）），均可達(dá)GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類水體標(biāo)準(zhǔn)，即氨氮≤1.50 mg·L-1。出水總氮隨水力負(fù)荷的提高相應(yīng)增大，水力負(fù)荷為52.90，90.20和129.40 L·d－1·m－2時(shí)，生態(tài)槽出水總氮分別平均為3.53，3.94和 4.42 mg·L－1（圖 5），均難以達(dá)到 GB 3838-2002之Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)。

試驗(yàn)期間對(duì)各生態(tài)槽進(jìn)出水的硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度進(jìn)行測(cè)定，發(fā)現(xiàn)其值均較低，分別小于0.31 mg·L－1和0.05 mg·L－1，遠(yuǎn)低于氨氮，說(shuō)明生態(tài)槽深度處理生活污水過(guò)程中，氨氮的去除主要通過(guò)植物的吸收作用，而非微生物的硝化作用。隨水力負(fù)荷提高，槽內(nèi)水流速度上升，污水與植物根系接觸時(shí)間縮短[16]，故生態(tài)槽出水氨氮和總氮隨水力負(fù)荷的增大而相應(yīng)升高，然水力負(fù)荷達(dá)129.40 L·d－1·m－2時(shí)，出水氨氮仍可達(dá)GB3838－2002Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)，說(shuō)明該系統(tǒng)對(duì)氨氮具有良好的去除能力。水體中氮的形態(tài)包括氨氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮和有機(jī)氮。由于硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度均較低，故而總氮和氨氮差值表示有機(jī)氮質(zhì)量濃度。從圖4和圖5可知：生態(tài)槽出水中存在一定質(zhì)量濃度的有機(jī)氮。試驗(yàn)過(guò)程中觀察到少量植物根、莖、葉出現(xiàn)腐爛現(xiàn)象。由此可見(jiàn)：由于少量植物腐爛導(dǎo)致氮重新釋放進(jìn)入水體，引起二次污染[17]。因此，為控制總氮，采用生態(tài)槽深度處理生活污水尾水需配套強(qiáng)化脫氮措施。后續(xù)實(shí)驗(yàn)將在這一方面作進(jìn)一步研究。

圖4 不同水力負(fù)荷條件下氨氮的動(dòng)態(tài)變化Figure4 Dynamic variation of ammonium nitrogen under different hydraulic loading rates

圖5 不同水力負(fù)荷條件下總氮的動(dòng)態(tài)變化Figure5 Dynamic variation of total nitrogen under different hydraulic loading rates

隨水力負(fù)荷提高，各生態(tài)槽對(duì)氨氮和總氮的去除負(fù)荷增大（表2）。水力負(fù)荷為52.90 L·d－1·m－2和90.20 L·d－1·m－2時(shí)，1～3號(hào)槽對(duì)氨氮的去除負(fù)荷遵循1號(hào)＞2號(hào)＞3號(hào)，隨氨氮質(zhì)量濃度降低而減少。然當(dāng)水力負(fù)荷升至129.40 L·d－1·m－2時(shí)，2號(hào)槽的氨氮去除負(fù)荷迅速增至最大。因此，不同水力負(fù)荷下，各生態(tài)槽對(duì)氨氮的去除貢獻(xiàn)不同；生態(tài)槽系統(tǒng)中大薸和圓幣草對(duì)氨氮具有較強(qiáng)的吸收能力。各槽總氮去除負(fù)荷與氨氮略有區(qū)別，水力負(fù)荷為90.20 L·d-1·m-2和129.40 L·d－1·m－2時(shí)，各槽對(duì)總氮去除負(fù)荷為1號(hào)＞3號(hào)＞2號(hào)。對(duì)表2中氨氮和總氮去除負(fù)荷進(jìn)行對(duì)比分析可知，雖然2號(hào)槽氨氮去除負(fù)荷較大，但由于有機(jī)氮的重新釋放，總氮去除負(fù)荷較低，3號(hào)槽通過(guò)粉綠狐尾藻吸收氨氮和有機(jī)氮，總氮去除負(fù)荷高。

表2 不同水力負(fù)荷下生態(tài)槽對(duì)氨氮和總氮的平均去除負(fù)荷Table2 Average removal rates of ammonium nitrogen and total nitrogen on eco-tank under different hydraulic loading rates

2.4 水力負(fù)荷對(duì)生態(tài)槽進(jìn)出水總磷的影響

由于大薸、圓幣草和粉綠狐尾藻發(fā)達(dá)根系的截留吸附作用及植物的吸收作用，水力負(fù)荷分別為52.90，90.20，129.40 L·d－1·m－2時(shí)，生態(tài)槽對(duì)總磷均可取得較好處理效果，3號(hào)槽出水總磷分別平均為 0.06，0.07，0.11 mg·L-1（圖 6），低于 GB 3838－2002之Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)要求的0.20 mg·L－1。水力負(fù)荷主要通過(guò)改變水在系統(tǒng)內(nèi)的傳質(zhì)阻力來(lái)影響根系對(duì)顆粒性物質(zhì)的截留吸附作用，一般增加水力負(fù)荷不利于提高系統(tǒng)的截留吸附效果[18]。試驗(yàn)水力負(fù)荷范圍內(nèi)，雖有部分小顆粒物質(zhì)隨水流繞過(guò)根系沖出系統(tǒng)，體現(xiàn)為出水總磷質(zhì)量濃度隨水力負(fù)荷的增大而升高，但總磷的去除仍可維持在較高水平，水力負(fù)荷為 129.40 L·d－1·m－2時(shí)，出水總磷平均為 0.11 mg·L－1，平均去除率達(dá)89.60%。隨水力負(fù)荷提高，各槽對(duì)總磷的去除負(fù)荷皆增大。但3個(gè)水力負(fù)荷下，3 槽的去除負(fù)荷均遵循 1 號(hào)＞2 號(hào)＞3 號(hào) （表 3）。當(dāng)水力負(fù)荷從 52.90 L·d－1·m－2增至 129.40 L·d－1·m－2，1號(hào)和2號(hào)槽總磷去除負(fù)荷迅速升高，說(shuō)明大薸和圓幣草對(duì)磷有良好的去除效果。

圖6 不同水力負(fù)荷條件下總磷的動(dòng)態(tài)變化Figure6 Dynamic variation of total phosphorus concentrations under different hydraulic loading rates

表3 不同水力負(fù)荷下生態(tài)槽對(duì)總磷的平均去除負(fù)荷Table3 Average total phosphorus removal rates of eco-tank under different hydraulic loading rates

3 結(jié)論

生態(tài)槽出水溶解氧隨水力負(fù)荷增大而降低。當(dāng)水力負(fù)荷為52.90 L·d-1·m-2和90.20 L·d-1·m-2時(shí)，出水溶解氧在3.00 mg·L-1以上，滿足GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)，且1號(hào)，2號(hào)，3號(hào)槽出水溶解氧依次為2號(hào)＞3號(hào)＞1號(hào)。當(dāng)水力負(fù)荷高達(dá)129.40 L·d-1·m-2時(shí)，出水溶解氧降至0.60 mg·L-1以下，宜配套曝氣設(shè)施對(duì)生態(tài)槽進(jìn)行人工增氧。

低水力負(fù)荷下，水力負(fù)荷增大不利于化學(xué)需氧量去除。當(dāng)水力負(fù)荷平均由52.90 L·d-1·m-2增至90.20 L·d-1·m-2，化學(xué)需氧量平均去除率降低16.70%。而高水力負(fù)荷條件下，化學(xué)需氧量的去除受水力負(fù)荷影響較小。水力負(fù)荷為129.40 L·d-1·m-2時(shí)，化學(xué)需氧量去除率基本與水力負(fù)荷為90.20 L·d-1·m-2條件下相同。然隨水力負(fù)荷提高，化學(xué)需氧量平均去除負(fù)荷增大。試驗(yàn)水力負(fù)荷范圍內(nèi)，出水化學(xué)需氧量均可達(dá)GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)。

隨水力負(fù)荷增大，各生態(tài)槽出水氨氮和總氮均呈上升趨勢(shì)。當(dāng)水力負(fù)荷增至129.40 L·d-1·m-2時(shí)，出水氨氮平均升至1.34 mg·L-1，仍可達(dá)GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類水體標(biāo)準(zhǔn)。然總氮達(dá)4.42 mg·L-1，難以達(dá)到GB 3838-2002之Ⅴ類水體標(biāo)準(zhǔn)。隨水力負(fù)荷提高，各生態(tài)槽對(duì)氨氮和總氮的去除負(fù)荷依次增大。當(dāng)水力負(fù)荷為129.40 L·d-1·m-2時(shí)，氨氮和總氮的去除負(fù)荷分別達(dá)2.85 L·d-1·m-2和2.28 L·d-1·m-2。

出水總磷質(zhì)量濃度隨水力負(fù)荷的增大而升高，但總磷的去除仍可維持在較高水平，水力負(fù)荷為129.40 L·d-1·m-2時(shí)，出水總磷平均為0.11 mg·L-1，低于GB 3838-2002之Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)要求的0.20 mg·L-1。隨水力負(fù)荷增大，總磷的去除負(fù)荷也相應(yīng)提高。當(dāng)水力負(fù)荷為129.40 L·d-1·m-2時(shí)，總磷的去除負(fù)荷達(dá) 0.37 g·m-2·d-1。

[1]楊少平，李田.漂浮植物塘處理農(nóng)村分散生活污水的強(qiáng)化措施研究[J].環(huán)境污染與防治，2012，34（6）：16-22.YANG Shaoping，LI Tian.Research on the effect of enhanced measures in floating aquatic macrophytes systems for treatment of rural decentralized domestic wastewater [J].Environ Poll&Control，2012，34（6）：16-22.

[2]潘碌亭，王文蕾，余波.接觸氧化-強(qiáng)化混凝工藝處理崇明農(nóng)村生活污水特性[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，27（9）：242-246.PAN Luting，WANG Wenlei，YU Bo.Characteristics of rural domestic sewage processed with contact oxidation-enhanced coagulation in Chongming Island [J].Trans Chin Soc Agric Eng，2011，27（9）：242-246.

[3]吳磊，呂錫武，李先寧，等.厭氧/跌水充氧接觸氧化/人工濕地處理農(nóng)村生活污水[J].中國(guó)給水排水，2007，23（3）：57-59.WU Lei，Lü Xiwu，LI Xianning，et al.Combined process of anaerobic/waterfall aeration contact oxidation/constructed wetland for rural sewage treatment[J].China Water＆ Wastewater，2007，23（3）：57-59.

[4]李軍狀，羅興章，鄭正，等.蚯蚓生態(tài)濾池處理農(nóng)村生活污水現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)研究[J].環(huán)境污染與防治，2008，30（12）：11-16.LI Junzhuang，LUO Xingzhang，ZHENG Zheng，et al.Study on rural sewage treatment by animalcule-earthworm ecofilter in field tests [J].Environ Poll&Control，2008，30（12）∶11-16.

[5]張文藝，姚立榮，王立巖，等.植物浮島濕地處理太湖流域農(nóng)村生活污水效果[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2010，26（8）：279-284.ZHANG Wenyi，YAO Lirong,WANG Liyan，et al.Effects of rural domestic sewage treatment in Taihu Lake Valley by wetland of plant floating island [J].Trans Chin Soc Agric Eng，2010，26（8）：279-284.

[6]LIANG Hanwen，GAO Min，LIU Junxin，et al.A novel integrated step-feed biofilm process for the treatment of decentralized domestic wastewater in rural areas of China [J].J Environ Sci，2010，22（3）：321-327.

[7]周元清，李秀珍，唐瑩瑩，等.不同處理水芹浮床對(duì)城市河道黑臭污水的脫氮效果及其機(jī)理研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，31（10）：2192-2198.ZHOU Yuanqing，LI Xiuzhen，TANG Yingying，et al.Effect and mechanism of nitrogen removal in urban malodor-ous river using Oenanthe javanica floatingmats [J].Acta Sci Circumst，2011，31（10）∶2192-2198.

[8]XIAO Jibo，WANG Huiming，CHU Shuyi，et al.Dynamic remediation test of polluted river water by eco-tank system [J].Environ Technol，2013，34（4）：553-558.

[9]俞建軍，沈燕.植物濾器降解杭嘉湖區(qū)域農(nóng)村生活污水效應(yīng)研究[J].農(nóng)機(jī)化研究，2011（5）：230-233.YU Jianjun，SHEN Yan.Effects of plant filter on degradation of rural domestic sewage in Hangjiahu regions[J].J A-gric Mech Res，2011（5）∶230-233.

[10]XIAN Qiming，HU Lixia,CHEN Hancheng，et al.Removal of nutrients and veterinary antibiotics from swine wastewater by a constructed macrophyte floating bed system [J].J Environ Manage，2010，91（12）：2657-2661.

[11]侯亞明.水生植物在污水凈化中的應(yīng)用研究進(jìn)展[J].河南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2004，38（2）：184-188.HOU Yaming.Study progress on purification of sewage by aquatic macrophytes [J].J Henan Agric Univ，2004，38（2）∶184-188.

[12]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[S].4版.北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002：211-281.

[13]宋海亮，呂錫武，李先寧，等.水生植物濾床處理太湖入湖河水的工藝性能[J].東南大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2004，34（6）：810-813.SONG Hailiang，Lü Xiwu，LI Xianning，et al.Performance of aquatic plant filter bed for the treatment of Taihu Lake inflow water [J].J Southeast Univ Nat Sci Ed，2004，34（6）∶810-813.

[14]聶國(guó)朝.襄陽(yáng)護(hù)城河水體中溶解氧含量研究[J].水土保持研究，2004，11（1）：60-63.NIE Guochao.Research on the diurnal variation of dissolved oxygen in natural pond and its correlative factors [J].Res Soil Water Conserv，2004，11（1）：60-63.

[15]ROUSSEAU D P L，LESAGE E，STORY A.Constructedwetlandsforwaterreclamation[J].Desalination，2008，218（1）∶181-189.

[16]張?jiān)鴦?，徐功娣，陳季華，等.生物凈化槽/強(qiáng)化生態(tài)浮床工藝處理農(nóng)村生活污水[J].中國(guó)給水排水，2009，25（9）：8-11.ZHANG Cengsheng，XU Gongdi，CHEN Jihua，et al.Biological purification tank/enhanced ecological floating rafts process for treatment of rural domestic sewage [J].China Water Wastewater，2009，25（9）∶8-11.

[17]向律成，郝虎林，楊肖娥，等.多年生漂浮植物對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化水體的響應(yīng)及凈化效果研究[J].水土保持學(xué)報(bào)，2009，23（5）：152-155，194.XIANG Lücheng，HAO Hulin，YANG Xiao’e，et al.Response and purification of perennial floating plants in eutrophic waterbody [J].J Soil Water Conserv，2009，23（5）∶152-155，194.

[18]YE Fenxia，LI Ying.Enhancement of nitrogen removal in towery hybrid constructed wetland to treat domestic wastewater for small rural communities [J].Ecol Eng，2009，35（7）∶1043-1050.