崔玉波,郭智倩,劉穎慧,楊明蕾

(1.大連民族學(xué)院 環(huán)境工程系,大連116600;2.東風(fēng)設(shè)計(jì)研究院有限公司,武漢430000)

人工濕地已經(jīng)成功應(yīng)用于污水處理,將其用于污泥穩(wěn)定處理的研究和應(yīng)用成為近年來的熱點(diǎn)之一。濕地植物蘆葦具有克服或避免厭氧土壤的物理和化學(xué)危害的獨(dú)特特性[1],且可以促進(jìn)污泥的脫水和穩(wěn)定,將污泥轉(zhuǎn)化成具有農(nóng)用價(jià)值的、類似土壤的基質(zhì)[2]。將人工濕地技術(shù)用于污泥的穩(wěn)定化,充分利用了植物、微生物、陽光、風(fēng)等的作用,且這些要素構(gòu)成了一個(gè)完整的生態(tài)系統(tǒng),在此將其定義為“污泥生態(tài)穩(wěn)定化技術(shù)”。

污泥生態(tài)穩(wěn)定化技術(shù)在歐洲研究和應(yīng)用較多[3-4]。中國(guó)第一個(gè)污泥生態(tài)穩(wěn)定化示范工程建于2005年[5]。目前該技術(shù)仍然被廣為研究[6-9]。

實(shí)際上,污泥生態(tài)穩(wěn)定化中的植物(例如蘆葦)是生存在逆境環(huán)境中,蘆葦根系不僅生存在厭氧環(huán)境中,且還要承受來自污泥中無機(jī)和有機(jī)成分的毒性影響。而污泥中含有豐富的有機(jī)物和氮磷鉀等營(yíng)養(yǎng)元素以及植物生長(zhǎng)所必需的各種微量元素如鈣、鎂、銅、鐵等,又可促進(jìn)濕地植物的生長(zhǎng),濕地植物在生長(zhǎng)過程中又促發(fā)污泥的穩(wěn)定和無害化。經(jīng)穩(wěn)定和無害化的污泥,作為肥料使用能夠改良土壤結(jié)構(gòu)、增加土壤肥力、促進(jìn)植物的生長(zhǎng),有望解決當(dāng)今濫施無機(jī)化肥造成的土壤肥力下降及用地和養(yǎng)地的矛盾。

在生態(tài)穩(wěn)定化過程中,污泥脫水可歸結(jié)為蒸發(fā)、滲透和礦化。在剩余污泥中種植蘆葦可促進(jìn)殘余污泥中干物質(zhì)的高含量,提高有機(jī)物質(zhì)的分解和滲濾水質(zhì)量。蘆葦對(duì)滲濾的積極作用歸因于污泥的膠體結(jié)構(gòu)變化,緊靠近植物根系的區(qū)域產(chǎn)生腐殖酸溶膠,水很容易透過。同時(shí),蘆葦根莖在積存污泥中的生長(zhǎng)以及根系新陳代謝產(chǎn)生的腐根增加了積存污泥的空隙度,連同自然風(fēng)的搖動(dòng)作用,促進(jìn)了水的滲透[10-11]。

現(xiàn)有的研究主要集中于傳統(tǒng)污水廠污泥的生態(tài)穩(wěn)定處理,污泥中的VS/TS比較高,而這一特點(diǎn)對(duì)污泥的脫水和穩(wěn)定進(jìn)程影響很大。為了進(jìn)一步完善該技術(shù)在污泥處理中的應(yīng)用,文章對(duì)CAST工藝排放的低VS/TS比污泥的生態(tài)穩(wěn)定化進(jìn)程進(jìn)行了為期4 a的跟蹤研究。

1 材料和方法

污泥生態(tài)穩(wěn)定化試驗(yàn)場(chǎng)地占地80 m2(8m×10 m),底部防水,周邊為磚混墻體。床體內(nèi)充填填料層,由下到上依次為大礫石20 cm、小礫石20 cm、細(xì)砂10 cm、粗砂10 cm。超高部分為50 cm,其作用是為積存污泥提供空間。進(jìn)泥由配泥管完成,排水管位于池內(nèi)底部(圖1)。綜合考慮污泥處理和當(dāng)?shù)氐膬?yōu)勢(shì)濕地植物種類,選擇蘆葦作為系統(tǒng)的濕地植物。

圖1 污泥生態(tài)穩(wěn)定系統(tǒng)

污泥取自長(zhǎng)春市第三污水廠CAST工藝污泥調(diào)節(jié)池剩余污泥,因污水廠運(yùn)行中排泥不規(guī)律,故懸浮物濃度變化較大,污泥指標(biāo)及系統(tǒng)污泥負(fù)荷見表1。2 a運(yùn)行期間進(jìn)泥TS、VS、含水率分別為22.34 g/L、7.76 g/L、97%。Cooper等人建議蘆葦床的污泥負(fù)荷率(SLR)為30～80 kg(TS)/m2?a,布尼周期為1周[12];而Koottatep等人建議SLR為250 kg(TS)/m2?a,布泥周期為1周[13]。具體負(fù)荷率受不同的地域和氣候條件影響。本研究的 SLR平均0.691 kg(TS)/m2?d,即在負(fù)荷期相當(dāng)于252.2 kg(TS)/m2?a的負(fù)荷量。

表1 污泥特征及負(fù)荷率

污泥生態(tài)穩(wěn)定系統(tǒng)于2005年6月2日完工。蘆葦種苗取自近郊野生蘆葦,種植間距為15 cm×15 cm。移植前先用深井水澆透填料,植苗后每天上午用污水處理廠生化池出水澆灌,保證填料上有10 cm浮水。經(jīng)過40 d后,蘆葦生長(zhǎng)到1.5 m,開始進(jìn)泥。

負(fù)荷期共進(jìn)行了2 a。第1 a從啟動(dòng)到結(jié)束共5個(gè)月時(shí)間,分為2個(gè)階段：第1階段為連續(xù)流進(jìn)泥,進(jìn)泥量10 t/d;第2階段為間歇流進(jìn)泥,進(jìn)泥量10 t/4 d,即4 d1個(gè)周期。

第2 a從啟動(dòng)到結(jié)束共運(yùn)行了7個(gè)月,分為3個(gè)負(fù)荷 ：15 t/d、10 t/d 和 7 t/d。

第3 a至第4 a為污泥自然穩(wěn)定期。

2 結(jié)果與討論

2.1 滲濾液處理效果

污泥滲濾液中含有較高的有機(jī)物和豐富的氮磷等元素,這些污染物質(zhì)需要在系統(tǒng)內(nèi)進(jìn)行去除。濕地結(jié)構(gòu)設(shè)計(jì)和濕地植物的引入能夠?yàn)檫@些物質(zhì)去除提供必要條件。蘆葦根系能夠?yàn)闈竦厣钐帋硪欢康难?遠(yuǎn)離根系則處于厭氧狀態(tài),蘆葦豐富的根系則形成了交錯(cuò)的好氧-厭氧環(huán)境,為污染物質(zhì)的去除提供了有利條件。生長(zhǎng)于床體填料表面的微生物是滲濾液污染物去除的主體,微生物從流過填料表面的污水中獲得有機(jī)物和無機(jī)物,合成自身生長(zhǎng)所需的能量和物質(zhì),完成污水凈化過程。部分污染物如重金屬、硫等可通過土壤、植物作用降低濃度。

第1 a基本屬于調(diào)整期,進(jìn)泥中滲濾液的COD變化幅度較大,在90～400 mg/L之間,出水COD受進(jìn)水的影響,變化也較大。系統(tǒng)啟動(dòng)前期,即第1階段,COD去除率有隨時(shí)間升高的趨勢(shì),最后保持在60%～70%;第2階段改為間歇布泥后,滲濾液COD去除率整體升高,基本維持在70%～80%。

系統(tǒng)運(yùn)行到第2 a,從植物到微生物都基本完成了調(diào)整。剩余污泥在蘆葦床表面積泥層完成泥水分離,滲濾液在重力作用下通過蘆葦根系和床體填料層,最終通過濕地底層的排水管排出。第2 a考察了不同污泥負(fù)荷下滲濾液的COD處理效果。從檢測(cè)結(jié)果看,污泥負(fù)荷越大,滲濾液COD去除率越小。在污泥負(fù)荷15 t/4 d、10 t/4 d、7 t/4 d條件下,滲濾液COD去除率分別為平均40%、45%和50%左右。出水COD穩(wěn)定在100～200 mg/L,需回流至污水處理單元進(jìn)行進(jìn)一步處理。

第2 a滲濾液出水COD去除率較第1 a低,分析其原因,一方面有積泥層的污泥發(fā)生消化作用并溶出COD,增加了滲濾液中的COD量;另一方面,根據(jù)長(zhǎng)春地區(qū)的氣象資料,該地多年平均降雨量為561mm,蒸發(fā)量大約為降雨量的2倍,考慮到這個(gè)因素,滲濾液出水COD濃度較高的主要原因應(yīng)該是蒸發(fā)引起的濃縮作用所致。

2.2 污泥穩(wěn)定化特性

2.2.1積存污泥的脫水性能 從2 a負(fù)荷期的運(yùn)行來看,周期內(nèi)污泥含水率呈歷時(shí)下降趨勢(shì),但由于周期布泥,系統(tǒng)內(nèi)積存污泥層存在反復(fù)濕化過程,因此從第3 a系統(tǒng)考察積存污泥的脫水效果。

第3 a5月到10月份,系統(tǒng)中污泥含水率歷時(shí)和空間變化見表2。第3 a系統(tǒng)停止進(jìn)泥,植物生長(zhǎng)所需水份來自于污泥和降雨。由于無法準(zhǔn)確衡量蒸發(fā)和降雨之間的水平衡,只能從積存污泥含水率變化大致反映污泥的脫水效果。污泥含水率歷時(shí)大幅度降低,5月到10月,底層污泥含水率從50%遞降至34%,中間層污泥含水率從75%遞降至35%,底層污泥含水率從61.6%遞降至34%。到10月份,系統(tǒng)內(nèi)污泥含水率趨于一致。到第4年9月份,穩(wěn)定化污泥的含水率進(jìn)一步下降,平均為30.5%。

表2 穩(wěn)定化污泥含水率歷時(shí)和空間變化

考慮到長(zhǎng)春地區(qū)蒸發(fā)量遠(yuǎn)大于降雨量,以及穩(wěn)定床內(nèi)的植物量較野生蘆葦產(chǎn)量高出近13倍。因此,在污泥自然穩(wěn)定期,污泥脫水的主要因素分析為泥面的蒸發(fā)作用和植物的蒸發(fā)蒸騰作用。

2.2.2污泥的滲透性能 理論上分析,積存污泥層越厚,滲濾液的透過時(shí)間越長(zhǎng),滲濾液在污泥中存留的時(shí)間越長(zhǎng),越不利于下一周期滲濾液的下滲。當(dāng)積存污泥達(dá)到一定厚度后,從表層污泥中分離出來的滲濾液無法順利通過污泥層時(shí),此時(shí)系統(tǒng)將無法運(yùn)行,因此考察滲濾液通過污泥層的時(shí)間,可作為濕地運(yùn)行年限和布泥負(fù)荷的指標(biāo)。

但實(shí)際上滲濾液的滲透情況要復(fù)雜得多。除了污泥自身的滲透性能外,不同積存時(shí)間的污泥結(jié)構(gòu)存在較大差異,不同積存厚度的污泥含水率和有機(jī)物含量也不同,加之植物根莖的生長(zhǎng)以及老化根系的土質(zhì)化,這些因素都在影響著滲濾液的滲透。

在積泥底部和填料頂部的交界面設(shè)定取樣點(diǎn),考察滲濾液透過積泥層的時(shí)間,在濕地填料底部設(shè)取樣點(diǎn),計(jì)量滲濾液透過填料層的時(shí)間。滲透系數(shù)計(jì)算如下：

滲透系數(shù)=積泥層厚度(或填料層厚度)/透過時(shí)間

第2 a運(yùn)行期間檢測(cè)了10組數(shù)據(jù),表現(xiàn)的特征為：隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng),也即隨著污泥積存厚度的增加,滲濾液透過積泥層的時(shí)間并非理論分析中的隨之增加,而是變化不定,積泥最厚的最后一次檢測(cè),滲濾液透過時(shí)間甚至最短,滲透系數(shù)存在同樣的變化趨勢(shì);滲濾液透過積泥層時(shí)間較理論分析數(shù)據(jù)要短,即滲透系數(shù)要大得多。因此可以推斷,滲濾液并非均勻下滲,而是部分滲濾液優(yōu)先沿阻力最小的植物莖壁、根系以及積存污泥中大的孔隙向下流動(dòng),部分滲濾液則以積存污泥吸濕、植物蒸發(fā)蒸騰、空氣蒸發(fā)等形式以及滯后滲透等形式轉(zhuǎn)移。監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn),污泥層滲透系數(shù)為0.15～1.3 m/h,填料層滲透系數(shù)為0.9～3.6 m/h。顯然,填料層具有較大的孔隙度,雖然經(jīng)歷長(zhǎng)時(shí)間運(yùn)行后部分孔隙被污泥堵塞,部分被生物膜充填,但其透水性仍然比污泥層大很多。

2.2.3污泥中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的去除 負(fù)荷期的前2 a,系統(tǒng)內(nèi)積存污泥理化性質(zhì)受污泥負(fù)荷影響較大,因此從第3 a開始系統(tǒng)研究積存污泥有機(jī)質(zhì)、氮和磷含量的變化。

第3 a系統(tǒng)內(nèi)積存污泥的有機(jī)質(zhì)含量變化見表3。污泥有機(jī)質(zhì)隨時(shí)間整體呈下降趨勢(shì)。5月到11月,底層污泥有機(jī)質(zhì)從25.3%遞降至16.1%,中層污泥有機(jī)質(zhì)從30.7%遞降至17.8%,表層污泥有機(jī)質(zhì)從34.5%遞降至16.5%。中間層有機(jī)質(zhì)略高的原因有2個(gè)：一是由積存時(shí)間造成;二是與空氣接觸程度有關(guān)。

考慮到原泥有機(jī)質(zhì)含量35%～46%,而第3 a11月系統(tǒng)內(nèi)積存污泥有機(jī)質(zhì)平均16.8%,有機(jī)質(zhì)降解率平均超過52%,符合中國(guó)污泥堆肥標(biāo)準(zhǔn),同時(shí)符合城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)＞10%的規(guī)定。到第4年9月,穩(wěn)定化污泥的有機(jī)質(zhì)含量進(jìn)一步降低,平均達(dá)到10.24%,降解率超過70%。

表3 污泥有機(jī)質(zhì)含量歷時(shí)和空間變化

第3年9月底系統(tǒng)內(nèi)積存污泥的氮磷含量見表4。從表層到底層,污泥氮磷含量皆呈下降趨勢(shì),顯示污泥積存時(shí)間越長(zhǎng),氮磷被消耗的越多。污泥全氮含量為0.66%～1.27%,平均0.98%,雖然較進(jìn)泥全氮含量下降了61.6%,但仍符合城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)的＞0.5%要求。根據(jù)Stefanakis的研究成果,污泥生態(tài)穩(wěn)定中污泥全氮含量從進(jìn)泥的5.49%降到1.89%,去除了65.5%[9],與本研究的結(jié)論相近。全磷含量為 0.17%～0.45%,平均0.27%,較進(jìn)泥全磷含量下降了81%,略低于城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn) ＞0.3%的要求;本研究中的81%全磷去除率高于文獻(xiàn)[9]的66.6%,低于文獻(xiàn)[2]的84.7%～90.3%。

表4 系統(tǒng)內(nèi)積存污泥中的氮磷含量

污泥生態(tài)穩(wěn)定系統(tǒng)中氮素的轉(zhuǎn)化相對(duì)復(fù)雜,存在有機(jī)氮、氨氮、硝態(tài)氮、氮?dú)獾刃螒B(tài)的變化,也存在液相、固相和氣相之間相的轉(zhuǎn)移。本研究中,經(jīng)過3 a的穩(wěn)定,蘆葦床中污泥全氮含量下降了61%以上,考慮到植物吸收只占總氮去除量的大約4%[3];而蘆葦具有向根系傳遞氧的能力,連同污泥表面因干化產(chǎn)生龜裂形成的復(fù)氧通道以及通風(fēng)結(jié)構(gòu)的影響,在污泥層一定區(qū)域內(nèi)存在著好氧條件,為硝化作用的發(fā)生提供了條件;同時(shí)污泥層部分區(qū)域的厭氧狀態(tài)為反硝化提供了基礎(chǔ)。因此,污泥中全氮得以去除的主要機(jī)理分析為積存污泥層中發(fā)生了硝化、反硝化作用。污泥中全磷的去除與氮不同,其去除機(jī)理分析為植物吸收轉(zhuǎn)化以及隨滲濾液流出或在填料層發(fā)生物理化學(xué)沉積所致。

2.3 濕地植物

系統(tǒng)啟動(dòng)階段為均勻布泥,即采用3根穿孔布泥管進(jìn)行布泥。待濕地表面形成一層固定的污泥層后,改為1根穿孔管從濕地一側(cè)進(jìn)行布泥。此方案為防止污泥分布不均蘆葦出現(xiàn)燒苗所設(shè)計(jì)。試驗(yàn)表明,蘆葦對(duì)污泥有一段適應(yīng)過程之后,能夠正常生長(zhǎng),沒有出現(xiàn)枯死情況。

試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn),第2 a年春系統(tǒng)中蘆葦出苗比野生蘆葦早10～15 d,在蘆葦根系節(jié)點(diǎn)處都會(huì)長(zhǎng)出新芽,第2 a系統(tǒng)中蘆葦植株密度明顯大于第1 a。由于剩余污泥中富含氮磷和植物生長(zhǎng)所需的各種營(yíng)養(yǎng)元素,對(duì)植物的生長(zhǎng)具有較好的促進(jìn)作用[5],系統(tǒng)中蘆葦生長(zhǎng)旺盛,初春時(shí)即比野生蘆葦高20～30 cm,且在日后的觀察中始終比野生蘆葦高30～50 cm。系統(tǒng)中蘆葦株高最高可達(dá)3.8m,比野生蘆葦高約1m。

污泥的肥效對(duì)植物本身的營(yíng)養(yǎng)成分起到關(guān)鍵的作用。系統(tǒng)運(yùn)行的第2 a,分別取生長(zhǎng)至10月份的野生蘆葦和系統(tǒng)內(nèi)蘆葦,對(duì)其根和莖葉分別進(jìn)行水分、粗蛋白、粗脂肪、粗纖維的檢測(cè)。結(jié)果發(fā)現(xiàn),無論是根還是莖葉,系統(tǒng)中蘆葦?shù)拇值鞍住⒋种竞痛掷w維含量都高于野生蘆葦,其中系統(tǒng)內(nèi)蘆葦根的粗蛋白含量高出野生蘆葦2倍多,達(dá)到7.38%;系統(tǒng)內(nèi)蘆葦根的粗纖維含量較野生蘆葦高出7.64個(gè)百分點(diǎn),達(dá)到33.64%;粗脂肪含量略高,為 1.14%。系統(tǒng)內(nèi)蘆葦莖葉的粗蛋白、粗脂肪、粗纖維含量略高于野生蘆葦,分別為 7.77%、2.21%和35.77%。系統(tǒng)內(nèi)蘆葦各部分水分含量與野生蘆葦差異不大。

第2 a11月和第3 a11月分別檢測(cè)了系統(tǒng)內(nèi)蘆葦和野生蘆葦?shù)纳锪?單株蘆葦重量沒有明顯差異,但單位面積的植物總量差異顯著。第2 a系統(tǒng)內(nèi)外蘆葦產(chǎn)量分別為926 g/m2和556 g/m2,高出66%;第3 a系統(tǒng)內(nèi)蘆葦量發(fā)生劇增,達(dá)到7 342 g/m2,較野生蘆葦產(chǎn)量高出近13倍。由此說明,系統(tǒng)內(nèi)的污泥對(duì)植物生長(zhǎng)有明顯的肥效作用;從資源化的角度,污泥得到穩(wěn)定的同時(shí),也實(shí)現(xiàn)了資源轉(zhuǎn)移。

第3 a逐月測(cè)量了系統(tǒng)內(nèi)積存污泥層厚度變化,共設(shè)計(jì)了9個(gè)均勻分布的污泥厚度測(cè)量點(diǎn),結(jié)果見表5。由于第3 a沒有進(jìn)泥,積存污泥厚度變化可以間接反應(yīng)地下生物量的變化。

表5 系統(tǒng)內(nèi)積存污泥厚度變化

將每個(gè)月的9個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)數(shù)據(jù)平均,并進(jìn)行擬合,發(fā)現(xiàn)5-8月份人工濕地內(nèi)積存污泥以1.69的斜率線性增長(zhǎng),此階段對(duì)應(yīng)著植物的快速增長(zhǎng)期;而8月份以后的積存污泥厚度基本相同。可以推斷,污泥厚度增長(zhǎng)的根本原因是植物根系的生長(zhǎng)。

3 結(jié)論

利用人工濕地技術(shù)對(duì)剩余污泥進(jìn)行生態(tài)穩(wěn)定化處理,可以有效利用植物、微生物以及陽光和風(fēng)等自然力的作用,對(duì)污泥進(jìn)行脫水、對(duì)有機(jī)質(zhì)進(jìn)行降解、對(duì)氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)行轉(zhuǎn)化。污泥滲濾液COD去除率與污泥負(fù)荷有關(guān),負(fù)荷越大,去除率越低,出水COD濃度不能滿足排放要求,需進(jìn)一步回流處理。經(jīng)過4 a的穩(wěn)定,污泥中的有機(jī)質(zhì)降至10.24%,降解率超過70%;氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)明顯降低,而植物量和植物營(yíng)養(yǎng)成分與野生植物相比明顯增加。污泥得到穩(wěn)定的同時(shí),實(shí)現(xiàn)了資源轉(zhuǎn)移。

[1]LARCHER W.Physiological plant ecology[M].New York：Springer-Verlag,1995：522

[2]UGGETTI E,LLORENS A,PEDESCOLL A,et al.Sludge dew atering and stabilization in d rying reed beds：Characterization of three full-scale systems in Catalonia,Spain[J].Bioresource Technology,2009,100(17)：3882-3890.

[3]BARBIERI A,GRUTI G,AVOLIO F,et al.Sludge dew atering using macrophy tes in a small w astewater treatment system：A case study of a pilot scale plant in Northern Italy[J].Journal o f Environmental Science and H ealth,2003,38(10)：2425-2433.

[4]BEGG J S,LAV IGNE R L,VENEMAN P L M.Reed beds：constructed wetlands for municipal w astewater treatment p lant sludge dewatering[J].W ater Science&Technology,2001,44(11/12)：393-398.

[5]N IELSEN S,WILLOUGHBY N.Sludge treatment and drying reed beds systems in Denmark[J].W ater and Environmental Journal,2005,19(4)：296-305.

[6]CHEN X J,PAULY U,REHFUS S,et al.Personal care com pounds in a reed bed sludge treatment system[J].Chemosphere,2009,76(8)：1094-1101.

[7]CU I Y B,QI Z X,GUO Z Q,et al.Characteristics o f Ecological Stabilized Sewage Sludge(I)[J].Journal o f Residua ls Scienceand Techno logy,2009,6(3)：113-117.

[8]STEFANAKIS A I,AKRATOSC S,MELID ISP,et al.Surp lus activated sludgedewatering in pilot-scale sludge d rying reed beds[J].Journal o f H azardous M aterials,2009,172(2/3)：1122-1130.

[9]JEAN L DE MAESENEER.Constructed wetlands for sludge dew atering[J].W ater Science&Technology,1997,35(5)：279-285.

[10]KENGNE NOUMSI IM,AKOA A,BEMMO N,et al.Potentials of sludge d rying beds vegetated w ith cyperus papy rus L.and echinoch loa py ram idalis(LAM.)hitchc.&chase for faecal sludge treatment in tropical regions[C]//Proceeding of 10thInternational Conference on W etland Systems for Water Pollution Control.Centro Cu ltural de Belém,Sep tember 23-29,2006.Lisbon：MAOTDR,2006.

[11]COOPER P,WILLOUGH BY N,COOPER D.The use of reed-beds for sludge d rying[J].Water and Environment Journal,2004,18(2)：85-89.

[12]KOOTTA TEP T,SURINKUL N,POLPRASERT C,et al.Treatment of sep tage in constructed w etlands in tropical climate Lessons learnt after seven years o f operation[J].Water Science&Techno logy,2005,51(9)：119-126.