净化槽处理低污染水污染物的去除效果、途径与根系微生物群落分析

黄健盛 吴杰 王鑫 唐倩 陈双扣 郑昊天 谭俊峰

为了探索低污染水的资源化处理途径，本文开展了植物净化槽和净化槽处理低污染水的效果研究，并分析了植物净化槽的污染物去除途径及根系微生物群落. 结果表明，植物净化槽对污染物的去除效果明显高于净化槽，经植物净化槽处理后，低污染水的化学需氧量（COD）、氨氮（NH+4-N）、总氮（TN）、总磷（TP）的浓度分别降至17、0、1.43和0.13 mg/L，达到《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）III类标准. 植物净化槽根系优势微生物为Rhodocyclaceae、Comamonadaceae、Burkholderiales、Methylophilaceae、Cellvibrio、Zoogloea和Pseudomonas，其中Comamonadaceae和Methylophilaceae主要去除含氮物质，Rhodocyclaceae和Pseudomonas主要去除含磷物质. 植物、填料及土壤皆对污染物去除产生作用. 含氮化合物依靠沸石吸附、植物吸收和土壤蓄积在间隙水中去除；含磷物质主要依靠与土壤中金属离子结合生成难溶物质或置换而除去，植物与微生物协同利用有机磷；COD的去除主要依靠植物及根系微生物.

低污染水； 植物净化槽； 污染物； 微生物群落

X52A2023.015002

收稿日期： 2022-07-11

基金项目： 重庆市技术创新与应用示范专项重点研发项目（cstc2018jszx-zdyfxmX0001）; 生活垃圾资源化处理省部共建协同创新中心开放项目（shljzyh2021-09）

作者简介： 黄健盛（1980-）， 男， 正高级工程师， 研究方向为污水处理与资源化利用技术. E-mail： 303982960@qq.com

Pollutants removal efficiency and path of low polluted water treated by purification tank and analysis of root microbial community

HUANG Jian-Sheng1， WU Jie2， WANG Xin2， TANG Qian1，

CHEN Shuang-Kou1， ZHENG Hao-Tian2， TAN Jun-Feng2

（1. School of Chemistry and Chemical Engineering， Chongqing University of Science and Technology， Chongqing 401331， China; 2. School of Mechanical and Power Engineering， Chongqing University of Science and Technology， Chongqing 401331， China）

In order to explore the way of resourceful treatment of low polluted water， a study on the effect of plant purification tank and purification tank in treating low polluted water was carried out， the microbial community of the root system and pollutants removal path of plant purification tank were analyzed. The results showed that the pollutants′removal efficiency of plant purification tank  was significantly higher than that of purification tank， and the concentrations of chemical oxygen demand （COD）， ammonia nitrogen （NH+4-N）， total nitrogen （TN） and total phosphorus （TP） in the low polluted water were reduced to 17 mg/L， 0 mg/L， 1.43 mg/L and 0.13 mg/L respectively after treating by the plant purification tank， which reached the surface water environmental quality standard （GB 3838-2002）. The dominant microorganisms in the root system of the plant purification tank were Rhodocyclaceae， Comamonadaceae， Burkholderiales， Methylophilaceae， Cellvibrio， Zoogloea and Pseudomonas. Among them， Comamonadaceae and Methylophilaceae mainly remove nitrogenous materials， and Rhodocyclaceae and Pseudomonas mainly remove phosphorus containing materials. Plants， fillers and soil all contribute to the removal of pollutants. Nitrogenous compounds are removed by zeolite adsorption， plant uptake and soil accumulation in the interstitial water; phosphorus-containing substances are removed mainly by combining with metal ions in the soil to form insoluble substances or by replacement， and plants and micro-organisms use organic phosphorus in synergy; COD is mainly removed by plants and root micro-organisms.

Low-polluted water; Plant purification tank; Pollutants; Microbial community

1 引 言

低污染水是指主要污染物浓度超过《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）Ⅳ类水质标准限值，但不高于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918-2002）二级排放标准限值的微污染河水、污水厂尾水及类似性质的水体［1］. 低污染水体量大，氮、磷浓度相对较高，易造成水体富营养化，对水体环境和人体健康构成潜在威胁［2， 3］. 但低污染水中的氮磷也是一种可利用资源，如何有效净化低污染水并进行氮磷资源化利用成为亟需解决的问题. 常见的低污染水处理技术有人工湿地［4， 5］、膜处理技术、生物活性炭法和光催化氧化法等［6］. 人工湿地种植的植物为非经济作物，植物吸收去除氮磷物质，氮磷未得到资源化利用. 膜处理技术对进水的水质要求高，且运行费用高昂，不适用于农村地区. 臭氧氧化技术需充入臭氧，这增加了设施运行的经济成本. 光催化氧化虽然对有机物有良好去除效果，但催化剂的分离回收以及催化剂中毒依然是未解决的难题. 基于目前的技术现状，本研究构建了一种以沸石、土壤为基质，可种植水芹等经济作物的植物净化槽，研究其净化低污染水的效果，探索氮磷去除途径及根系微生物群落情况.

2 材料与方法

2.1 实验装置

植物净化槽装置如图1所示，由槽体、沸石填料层和土壤层组成. 植物净化槽的有效容积为4 L，底层为3 cm厚沸石层，上层为12 cm厚土壤层，土壤层种植经济作物. 低污染水从底部进入植物净化槽，经沸石层、土壤层和植物作用后从净化槽上部流出.

2.2 实验材料

沸石购自河南汇智净水材料有限公司，粒径为3～5 mm，比表面积为500～1000 m2/g. 土壤为捣碎后筛选粒径为1～3 mm的校园园林土；水芹购自山东泰安野菜种植基地，植株高度10 cm.

2.3 低污染水水质

低污染水采用人工配制，配制试剂主要有三水乙酸钠、氯化铵、硝酸钾和磷酸二氢钾，在1 L配水中添加1 mL微量元素溶液，水质情况详见表1，微量元素配置表如表2.

2.4 指标与分析方法

水质指标与分析方法：COD、NH+4-N、TN和TP分析测试分别采用重铬酸钾法、纳氏试剂分光光度法、过硫酸钾紫外分光光度法和过硫酸钾-钼锑分光光度法.

微生物菌落分析：样品采集预处理后送至上海美吉生物公司测定生物多样性.

3 结果与分析

3.1 污染物去除效果分析

3.1.1 COD的去除 植物净化槽中COD的去除主要依靠植物吸收、填料吸附以及微生物的分解作用. 图2a和2b分别为种植水芹植物净化槽（A系统）和无水芹净化槽（B系统）对COD去除情况；0～25 d，A、B系统对COD的去除均呈现逐渐升高后缓慢下降的趋势，原因可能是第0～8 d时，A、B系统对COD去除均主要依靠填料和土壤吸附作用去除，两者去除效果差距较小；第8～25 d，随着植物生长及微生物的聚集，A系统对COD的去除变为主要利用植物吸收及微生物分解作用，25 d时平均去除率为51.42%，出水COD平均浓度为31 mg/L；第25 d收割植物后，A系统COD的去除率明显升高并趋于平缓，平均去除率为75.14%，平均出水浓度为17 mg/L，已达到《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）Ⅲ类标准. 而25 d后，B系统中填料的吸附作用已达到饱和，平均COD出水浓度为45 mg/L，COD平均去除率为33.35%，COD去除效果趋于稳定. 对比分析可知，通过收割植物，能保证植物净化槽系统高效去除污染物能力，且植物能通过再次生长吸收水体中碳元素，提高COD去除率［7， 8］.

3.1.2 TN的去除 植物净化槽中氮去除主要依靠植物吸收、填料吸附及微生物硝化反硝化作用. 植物将光合作用吸收的氧气输送至根部，为附着在根部的硝化细菌提供能量，促进系统中TN的去除［9］. 图3为A、B系统对氮的去除情况，其中图3a和3b为A、B系统对NH+4-N去除情况.

对比分析可知，A系统对NH+4-N的去除效果明显高于B系统，A系统运行至第3 d时NH+4-N去除率已达到100%，而B系统对NH+4-N平均去除率为73.63%；第0～15 d时，B系统主要依靠填料和土壤去除系统中的TN，随着反应器运行;15 d后NH+4-N去除率波动幅度减小，可能是微生物在填料表面聚集形成了生物膜，对NH+4-N有去除作用.

图3c和3d分别为A、B系统对TN去除情况，低污染水中的TN主要以NH+4-N、NO-3-N形式存在. 在实验初期，A系统在填料吸附和植物吸收的双重作用下，TN去除率逐渐升高，但随着填料吸附达饱和及植物成熟后生长变缓，TN的去除率稍有下降，可知系统中还存在NO-3-N等其他形式的氮. B系统中，没有植物的吸收作用，主要依靠沸石和土壤的吸附去除TN;第15 d后B系统对TN的去除效果有所下降，推测系统中填料和土壤吸附已饱和;第25 d时，A、B系统对TN平均去除率分别为78.33%和67.06%. 收割植物后，A系统中TN的去除率明显提高，该阶段在植物吸收和根系微生物的反硝化作用下系统中的NO-3-N被去除，TN平均去除率90.89%，TN平均出水浓度1.43 mg/L，已达到《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）Ⅲ类标准；而B系统对TN的去除趋于平缓，平均出水浓度为5.30 mg/L，平均去除率为66.14%. A系统除氮能力优于B系统的原因在于，植物本身具有吸收氮素的能力；植物将外界氧气运输到根际，为根系泌氧创造了好氧生态位，促进硝化反硝化反应；植物根系能在一定程度上降低水体流速，改善沉降和过滤，为微生物创造更加稳定的生存环境［10］；在低碳氮比污水下，植物根系会分泌有机物，促进微生物作用［11］. 可见，植物吸收及根系微生物作用在植物净化槽脱氮过程中起主导作用.

3.1.3 TP的去除 植物净化槽中TP的去除可分为短期快速吸收和永久储存，短期快速吸收依靠植物和微生物吸收无机磷，永久储存依靠基质的沉淀、吸附作用［12-14］. 如图4a和4b，未收割植物前，A、B系统对TP的平均去除率分别为79.45%和62.57%，A系统在植物、微生物、填料和土壤的共同作用下去除系统中的TP，其中土壤蓄积和植物吸收占主导地位，随着土壤和植物吸收饱和，去除效果略有下降；25 d收割植物后，A系统中TP去除效果明显提高，此时主要依靠植物与根系微生物去除TP，反硝化除磷菌将有机磷分解后被植物吸收去除，TP平均去除率为89.55%，TP平均出水浓度为0.13 mg/L，已达到《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）Ⅲ类标准. B系统主要依靠土壤蓄积和沸石吸附作用除磷，随着系统运行达到饱和，缺少了植物对TP的吸收，导致去除率呈现先上升后降低的趋势. 由此可见，植物在植物净化槽除磷中扮演重要角色，溶解性磷酸盐被植物根系吸收并同化为植物的有机成分如ATP等［15， 16］，因此，植物的收割对植物净化槽除磷至关重要.

3.2 植物根系微生物群落分析

微生物附着在根系表面且通过吸收植物根系提供的溶解氧而生存. 微生物对植物净化槽中污染物降解具有重要作用，作为植物净化槽重要的组成部分，直接影响系统对污染物的净化效果［17］. 植物根系微生物指数及丰富度指数如表3所示，Chao、Shannon和Simpson等指数的大小与微生物群落丰富程度相关［18］. 测序的文库覆盖率占整个基因组的100%，能反应真实的测试结果.

3.2.1 门、纲水平 植物根系微生物在门水平下的结构如图5所示，将微生物丰富度大于1%的菌门作为主要菌门. 在门水平上，优势菌门依次为变形菌门（Proteobacteria）、粘球菌门（Myxococcota）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、厚壁菌门（Firmicutes）、脱硫杆菌门（Desulfobacterota）和螺旋菌门（Spirochaetota）.

其中，Proteobacteria为主要优势菌种，占比81.22%，普遍存在于天然湿地中，对氮和有机物的去除起关键作用. 同时， Proteobacteria具有固氮作用， 且含有大量的转运蛋白促进环境中总细菌群体的增加，有利于植物-微生物的协同脱氮［19， 20］. Bacteroidetes普遍存在于淡水环境，含有降解有机物的细菌，对促进含氮物质的利用等方面具有重要意义，是人工湿地中常见的菌门［21-23］. Nitrospirae中丰富的硝化细菌有利于NH+4-N的去除， Firmicutes的存在对反硝化有一定贡献［24］. 如图6，在纲水平上，γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）及α-变形菌纲（Alphaproteobacteria）是主要优势菌纲，分别占比67.87%和13.07%，有研究表明，Gammaproteobacteria及Alphaproteobacteria可去除低污染水体中的NO-3N-和NO-2-N，有效提高氮的去除率［25］.

3.2.2 属水平 如图7所示，在属水平上，主要优势菌种有红环菌科（Rhodocyclaceae）、丛毛单胞菌科（Comamonadaceae）、伯克氏菌属（Burkholderiales）、嗜甲基菌科（Methylophilaceae）、纤维弧菌属（Cellvibrio）、动胶菌属（Zoogloea）和假单胞菌属（Pseudomonas），占比分别为15.24%、10.42%、7.67%、4.20%、3.96%、3.33%和3.14%. 其中，占比最多的Rhodocyclaceae属于Proteobacteria，具有反硝化除磷的功能. Comamonadaceae具有反硝化功能［26， 27］. Burkholderiales是一类重要的植物促生菌，属于Proteobacteria下的β-变形菌纲（β-Amastigotes），具有好氧、厌氧和兼氧特性，产碱菌科（Alcaligenaceae）就归属此类 ［28］. Methylophilaceae中含有大量反硝化细菌，与根系碳、氮循环有关［29，30］. Pseudomonas也属于反硝化除磷菌，具有解磷作用，可以将周围环境有机磷转化为无机磷，使其被植物利用，促进植物的生长发育，在一定程度上强化了系统的除磷能力［31］.

3.3 植物净化槽去除污染物途径

植物净化槽去除氮、磷及有机物的路径如图8所示. 含氮化合物以NH+4-N和NO-3-N等形式进入植物净化槽后，被植物吸收用于生长，土壤对经过植物净化槽的污染物进行截流，但带负电荷的NO-3-N和NO-2-N无法被土壤吸附，只能存在土壤间隙水中，被植物和根系微生物吸收利用［32， 33］. 沸石具有独特的四面体晶格结构，良好的离子交换和吸附性能，对带正电荷的NH+4-N有强的吸附能力［34-36］，吸附后NH+4-N通过微生物作用除去. 附着在根部的硝化细菌Nitrospirae将NH+4-N转化为NO-3-N、NO-2-N等去除，厌氧区反硝化细菌Gammaproteobacteria、Alphaproteobacteria可将NO-3-N和NO-2-N进一步氧化为N2和N2O等气态氮化物而去除. 另外，Comamonadaceae和Methylophilaceae与氮的去除也有关系.

含磷化合物主要依靠土壤蓄积、沸石吸附. 无机磷通过扩散交换与土壤中Ca2+、Fe3+、AI3+等离子及水合物、氧化物结合生成难溶化合物，积聚生成新的土壤或置换土壤中的硅酸盐而进入粘土颗粒的晶格中［37］. 除磷微生物以异养反硝化细菌Rhodocyclaceae为主，Pseudomonas与植物协同去除磷. 植物生长利用后收割去除，有研究表明，收割植物可提高基质酶活性，促进微生物加速分解有机物，将有机氮磷物质转化为植物可利用的无机氮磷，转化为植物的三磷酸腺苷（Adenosine triphosphate， ATP）、脱氧核糖核酸（DNA）及核糖核酸（RNA）等［38， 39］.COD的去除有沸石吸附、植物吸收、土壤蓄积以及微生物的作用. 植物吸收氧气通过根部运输，促进附着在根部的好氧微生物Zoogloea、Bacteroidetes将有机物分解成CO2和H2O去除. 收割后的植物可作为生物质资源利用，何明熊等［40］发现人工湿地收割植物具有与玉米秸秆相近的热值，可加工成固体燃料、采用厌氧发酵产生清洁能源甲烷或制取乙醇. 土壤中蓄积的有机物是影响土壤肥力的重要因素，植物净化槽中富含营养物质的土壤亦可资源化利用，作为鱼塘底泥，发挥经济价值［41］. 此外，饱和吸附氨氮的沸石再生也不再是难题，张帅等［42］利用质量分数4%的NaOH，在25 °C条件下再生6 h，反复操作25次后，沸石吸附能力达到85.20%，具有较高应用价值.

4 结 论

本文通过研究有无种植水芹的净化槽处理模拟低污染水的污染物去除效果以及根系微生物群落结构，得到的主要结论如下：

（1） A系统对污染物的去除明显高于B系统，且收割水芹后A系统的净化效果有显著提升. A系统收割水芹后，净化槽对COD、NH+4-N、TN、TP的平均去除率分别为75.14%、100%、90.89%和89.55%，平均出水浓度为17、0、1.43和0.13 mg/L，达到《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）Ⅲ类标准.

（2） 根系微生物群落组成表明，Proteobacteria为主要的优势菌门，占比为81.22%，主要的优势菌属为Rhodocyclaceae、Comamonadaceae、Burkholderiales、Methylophilaceae、Cellvibrio、Zoogloea和Pseudomonas，植物净化槽中存在大量反硝化细菌和反硝化除磷菌，提高系统氮和磷的去除效果.

（3） 植物净化槽中微生物的去除由各部分协同作用. 含氮化合物主要以NH+4-N、NO-3-N等形式进入植物净化槽，沸石对其有较强的吸附能力，根系微生物通过硝化或反硝化作用转化为N2和N2O等气态氮化物而将其去除. 含磷化合物主要与土壤中Ca2+、Fe3+和Al3+等离子反应或进入粘土颗粒的晶格中得以去除. COD在微生物与植物的共同作用下被植物利用.

参考文献：

［1］ 李琳琳， 李荣涛， 孔维静， 等. 曝气人工湿地脱除低污染水中氮的影响因素［J］. 环境科学， 2021， 38： 722.

［2］ 段婧婧， 薛利红， 冯彦房， 等. 碳氮比对水芹浮床系统去除低污染水氮磷效果的影响［J］. 中国生态农业学报， 2016， 24： 384.

［3］ 赵睿， 卜红梅， 宋献方， 等. 再生水补给河道内芦苇的光谱特征及其对水体氮和磷含量的响应［J］.植物学报， 2020， 55： 666.

［4］ 王宇娜， 国晓春， 卢少勇， 等. 人工湿地对低污染水中氮去除的研究进展：效果、机制和影响因素［J］. 农业资源与环境学报， 2021， 38： 722.

［5］ Wang W， Song X S， Li F Y， et al. Intensified nitrogen removal in constructed wetlands by novel spray aeration system and different influent COD/N ratios ［J］. Bioresource Technol， 2020， 306： 123008.

［6］ 李柱. 微污染水处理技术进展［J］. 给水排水， 2013（S1）： 34.

［7］ Xu Q L， Wen X Y. Contributions of different wetland plants to nitrogen and phosphorus removal in constructed wetlands ［J］. Meteorol Environ Res， 2021， 12： 34.

［8］ 赵梦云， 熊家晴， 郑于聪， 等. 植物收割对人工湿地中污染物去除的长期影响［J］. 水处理技术， 2019， 45： 112.

［9］ 潘傲， 张智， 孙磊， 等. 种植不同植物的表面流人工湿地净化效果和微生物群落差异分析［J］. 环境工程学报， 2019， 13： 154.

［10］ 李荣涛， 杨萍果， 李琳琳， 等. 潮汐流与曝气人工湿地对低污染水中氮去除的研究进展［J］. 生态与农村环境学报， 2021， 37： 962.

［11］ 董先锋， 王涛， 卢少勇， 等. 污染浓度对多级人工湿地-塘系统处理微污染河水中COD的影响［J］. 环境科学学报， 2021， 41： 3563.

［12］ Luo P， Liu F， Liu X L， et al. Phosphorus removal from lagoon-pretreated swine wastewater by pilot-scale surface flow constructed wetlands planted with Myriophyllum aquaticum ［J］. Sci Total Environ， 2017， 576： 490.

［13］ 葛铜岗， 孙永利， 黄鹏， 等. 高水力负荷潜流湿地快速净化低污染水体运行研究［J］. 中国给水排水， 2021， 37： 75.

［14］ 鲍士旦. 土壤农化分析［M］. 3版. 北京： 中国农业出版社， 2000.

［15］ Vymazal J. Removal of nutrients in constructed wetlands for wastewater treatment through plant harvesting—biomass and load matter the most ［J］. Ecol Eng， 2020， 155： 105962.

［16］ Healy M G， Rodgers M， Mulqueen J. Treatment of dairy wastewater using constructed wetlands and intermittent sand filters ［J］. Bioresource Technol， 2007， 98： 2268.

［17］ Kataki S， Chatterjee S， Vairale M G， et al. Constructed wetland， an eco-technology for wastewater treatment： a review on types of wastewater treated and components of the technology （macrophyte， biolfilm and substrate） ［J］. J Environ Manage， 2021， 283： 11986.

［18］ 姜松鹤， 朴文华， 金明姬. 人工湿地-微生物燃料电池耦合系统对农药处理效能的研究［J］.四川大学学报：自然科学版， 2021， 58： 065001.

［19］ 徐微， 张松， 高松， 等. 多孔生态混凝土基质生态系统对模拟农田尾水处理效能的试验研究［J］. 沈阳建筑大学学报：自然科学版， 2020， 36： 1137.

［20］ Pietro K C， Ivanoff D. Comparison of long-term phosphorus removal performance of two large-scale constructed wetlands in South Florida， U.S.A ［J］. Ecol Eng， 2015， 79： 143.

［21］ Luo P， Liu F， Liu X L， et al. Phosphorus removal from lagoon-pretreated swine wastewater by pilot-scale surface flow constructed wetlands planted with Myriophyllum aquaticum ［J］. Sci Total Environ， 2017， 576： 490.

［22］ Li J， Zheng L， Ye C， et al. Evaluation of an intermittent-aeration constructed wetland for removing residual organics and nutrients from secondary effluent： Performance and microbial analysis ［J］. Bioresource Technol， 2021， 329： 124897.

［23］ 苑博. 两种沉水植物与铜锈环棱螺及其组合对水体净化的效果［D］. 保定： 河北大学， 2020.

［24］ Fu G， Huangshen L， Guo Z， et al. Effect of plant-based carbon sources on denitrifying microorganisms in a vertical flow constructed wetland ［J］. Bioresource Technol， 2017， 224： 214.

［25］ 章霞， 徐志进， 柳敏海， 等. 循环水养殖系统中不同滤料生物挂膜水处理效果及微生物群落分析［J］. 大连海洋大学学报， 2020， 35： 528.

［26］ 余俊霞， 陈双荣， 刘凌言， 等. 复合人工湿地系统对低污染水总氮的净化效果及其微生物群落结构特征［J］. 环境工程， 2022， 40： 13.

［27］ 缪新年， 汪倩， 郭凯成， 等. ABR-MBR耦合工艺启动及优化反硝化除磷性能［J］. 环境科学， 2020， 41： 4150.

［28］ He Q， Zhou J， Song Q， et al. Elucidation of microbial characterization of aerobic granules in a sequencing batch reactor performing simultaneous nitrification， denitrification and phosphorus removal at varying carbon to phosphorus ratios ［J］. Bioresource Technol， 2017， 241： 127.

［29］ 黄瑞林， 张娜， 孙波， 等. 典型农田根际土壤伯克霍尔德氏菌群落结构及其多样性［J］. 土壤学报， 2020， 57： 975.

［30］ 廖丹， 黄华斌， 庄峙厦， 等. 互花米草入侵对红树秋茄根际与根内细菌群落结构与多样性的影响［J］. 应用与环境生物学报， 2018， 24： 269.

［31］ 胡盎. 氮素和氧气对水稻土中甲烷氧化的调控机理［D］. 北京： 中国农业大学， 2015.

［32］ Du L， Chen Q， Liu P，et al. Phosphorus removal performance and biological dephosphorization process in treating reclaimed water by Integrated Vertical-flow Constructed Wetlands （IVCWs） ［J］. Bioresource Technol， 2017， 243： 204.

［33］ 孙志高， 刘景双. 湿地土壤的硝化-反硝化作用及影响因素［J］. 土壤通报， 2008， 39： 1462.

［34］ 田应兵， 陈芬， 宋光煜. 我国湿地土壤资源及其可持续利用［J］. 国土与自然资源研究， 2002（2）： 27.

［35］ 卢少勇， 桂萌， 余刚， 等. 人工湿地中沸石和土壤的氮吸附与再生试验研究［J］. 农业工程学报， 2006（11）： 64.

［36］ 贺银海. 沸石同步脱氮除磷功能调控及机理研究［D］. 北京： 北京科技大学， 2018.

［37］ 曾梦兆， 李谷， 吴恢碧， 等. 植物收割对人工湿地基质酶活性的影响［J］. 淡水渔业， 2008， 38： 51．

［38］ 吴新宇， 王潇楠， 郭佳， 等. 人工湿地植物收割对污染物去除的影响与植物利用现状［C］//中国环境科学学会2021年科学技术年会——环境工程技术创新与应用分会场论文集（一）. 北京： 《工业建筑》杂志社有限公司， 2021： 113.

［39］ 张军， 周琪， 何蓉. 表面流人工湿地中氮磷的去除机理［J］. 生态环境， 2004， 13： 98.

［40］ 何明雄， 胡启春， 罗安靖， 等. 人工湿地植物生物质资源能源化利用潜力评估［J］. 应用与环境生物学报， 2011， 17： 527.

［41］ 陈永裕， 李赫龙， 卢斌， 等. 沸石人工湿地填料对氨氮的去除效果［J］. 河北环境工程学院学报， 2020， 30： 77.

［42］ 张帅， 叶芳芳， 李长刚， 等. 饱和吸附氨氮沸石的化学再生方法研究［J］. 工业水处理， 2019， 39： 73.