一种生活污水的脱氮除磷方法与流程

1.本发明涉及污水处理技术领域，具体涉及一种生活污水的脱氮除磷方法。


背景技术：

2.水体富营养化会造成许多问题，严重影响生态环境以及人类的生产生活。其危害主要包括以下几个方面：(1)水体富营养化一般都会引起大量藻类繁殖，降低水体的透明度，严重阻碍深层植物的光合作用，从而导致水体中的溶解氧含量减少，加速水体中动植物的死亡，降低水生生物的稳定性和多样性；(2)富营养化水体中含有部分有毒物质，如亚硝酸盐、硝酸盐等，人类若长期将这些有毒物质含量超标的水作为饮用水，会引发部分疾病甚至中毒；(3)富营养化引起水质恶化，会严重影响生态环境，导致水生生态系统退化，影响生态景观。
3.生活污水的治理主要包括三大类：物理法、化学法以及生物法。物理法的基本原理是通过物理或机械作用去除水中的氮磷；化学法的基本原理是向污水中投加化学物质，利用化学反应来分离回收污水中的物质，或使其转化为无害物质，例如投加混凝剂和除藻剂等；生物法的基本原理是利用微生物的代谢作用，使废水中的氮、磷氧化降解为无害物质，例如活性污泥法、生物滤池、氧化塘等。但是，物理吸附法和化学法虽然具有吸附速度快、操作简单等优点，但是物理吸附法只适用于低浓度的氮、磷废水，吸附材料存在着回收难的问题，且重复利用的空间不大，而化学法容易造成二次污染。生物法虽然规避了上述两种方法的短处，但是大型的工艺设施占地面积大，不宜进行原位修复。
4.植物修复法是利用绿色植物(陆生植物、湿地植物等)来转移、容纳和转化污染物使其对环境无害。其作用机理在于充分发挥植物及其根际土著微生物的代谢活动，以吸收、积累、降解或转化环境中的污染物。相比于传统的水环境修复技术，植物修复技术具有成本低、效果好、与环境美学相符等优势；但是由于不同种类的湿地植物的生长速度、根系类型和积累能力不同导致其对污水中营养元素的净化作用亦不相同，从而仍然存在修复速度慢，效果不显著等技术问题，基于上述内容，亟需一种有效、安全的生活污水净化方法。


技术实现要素：

5.为解决上述技术问题，本发明提供一种生活污水的脱氮除磷方法。通过在生活污水中静态水培湿地植物进行脱氮除磷，实现净化生活污水的目的。
6.一种生活污水的脱氮除磷方法，通过在生活污水中静态水培湿地植物进行脱氮除磷，所述湿地植物为西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹中的一种或多种。
7.进一步地，湿地植物经清水清洗根部及叶片后置于清水中培养10
‑
14天，转入营养液中培养10
‑
14天，转入污水中驯化后用于生活污水的脱氮除磷。
8.进一步地，所述清水中、营养液中、驯化过程中的培养条件：环境温度15
‑
21℃，光照时间上午8点至下午5点；
9.所述营养液成分及浓度：硝酸钙920
‑
950mg/l，硝酸钾500
‑
520mg/l，硝酸铵50
‑
100mg/l，磷酸二氢钾120
‑
150mg/l，硫酸镁450
‑
500mg/l，铁盐溶液2
‑
3ml/l，微量元素溶液5ml/l；
10.所述铁盐溶液中：硫酸亚铁5
‑
6g/l，乙二胺四乙酸钠7
‑
8g/l；
11.所述微量元素溶液中：碘化钾0.75
‑
1mg/l、硼酸6
‑
7mg/l、硫酸锰21
‑
25mg/l、硫酸锌8
‑
10mg/l、钼酸钠0.2
‑
0.3mg/l、硫酸铜0.02
‑
0.03mg/l、氯化钴0.02
‑
0.03mg/l。
12.进一步地，所述污水中驯化具体包括：
13.低浓度污水驯化阶段：清水培养，每隔2
‑
3天，将湿地植物转入低浓度污水中培养1
‑
2天，低浓度污水培养3
‑
4次转入中浓度污水驯化阶段；
14.中浓度污水驯化阶段：清水培养，每隔2
‑
3天，将湿地植物置于中浓度污水中培养1
‑
2天，中浓度污水培养4
‑
5次转入高浓度污水驯化阶段；
15.高浓度污水驯化阶段：低浓度污水培养，每隔2
‑
3天，将湿地植物置于高浓度污水中培养1
‑
2天，高浓度污水培养4
‑
5次完成驯化；
16.其中低浓度污水中污染物浓度不高于：tn＝7.5mg/l，nh
4
‑
n＝5mg/l，no3‑
‑
n＝2.5mg/l，tp＝0.5mg/l，cod＝30mg/l；中浓度污水中污染物浓度不高于：tn＝10mg/l，nh
4
‑
n＝10mg/l，no3‑
‑
n＝5mg/l，tp＝1mg/l，cod＝60mg/l；高浓度污水中污染物浓度不高于：tn＝30mg/l，nh
4
‑
n＝20mg/l，no3‑
‑
n＝10mg/l，tp＝2mg/l，cod＝120mg/l。
17.进一步地，所述低浓度污水、中浓度污水和高浓度污水中，还含有体积分数为0.1％的元素储备液；元素储备液中：氯化钙110
‑
120mg/l，硫酸镁400
‑
420mg/l、硫酸亚铁12
‑
15mg/l、edta 15
‑
20mg/l、ki 0.5
‑
1mg/l、硼酸6
‑
8mg/l、硫酸锰21
‑
24mg/l、硫酸锌8
‑
9mg/l、钼酸铵0.1
‑
0.3mg/l、硫酸铜0.01
‑
0.03mg/l、氯化铜0.01
‑
0.03mg/l。
18.在水培湿地植物进行污水处理前，对湿地植物进行驯化处理能够在极大程度上提高植物的耐受能力，从而在保证污水水培湿地植物成活率的同时提高污水净化能力。
19.进一步地，将湿地植物定植于粉煤灰陶粒基质中，在生活污水中静态水培湿地植物进行脱氮除磷。
20.进一步地，所述粉煤灰陶粒基质为多孔结构，质量份数计，原料包括：凹凸棒土10
‑
20份、秸秆10
‑
20份、粉煤灰50
‑
80份、氧化钙10
‑
20份、石膏1
‑
2份。
21.进一步地，所述粉煤灰陶粒的制备方法包括以下步骤：秸秆粉碎过100目筛后和粉煤灰、氧化钙、脱硫石膏、凹凸棒土混合均匀的混合料；混合料置于造粒机中，喷水造粒得到陶粒生球；陶粒生球进行500
‑
800℃热处理后在1000
‑
1200℃煅烧得到粉煤灰陶粒。
22.进一步地，所述500
‑
800℃热处理时间为1
‑
3h，1000
‑
1200℃煅烧时间为0.5
‑
1h。
23.进一步地，所述陶粒生球粒径为5
‑
15mm。
24.与现有技术相比，本发明的有益效果：
25.本发明利用生活污水对湿地植物进行水培，利用湿地植物的吸收作用、光合作用以及根际微生物的作用对水体中的污染物进行净化去除，相比于人工湿地系统，一方面，避免了人工湿地中基质堵塞的问题，另一方面，水培的主要介质是水，排除了土壤中多方面因素干扰，且水培过程中水中的物质元素为植物生长的必须来源，从而促使湿地植物充分吸收水体中的污染成分，使污水的处理效率得以提高。
26.湿地植物西伯利亚鸢尾既耐寒又耐热，在浅水、湿地、林荫、旱地或盆栽均能生长良好，而且抗病性强，尤其抗根腐病，是鸢尾属中适应性较强的一种；水菖蒲生于海拔2600
米以下的水边、沼泽湿地或湖泊浮岛上，具有较强的抗逆性；水芹一般生于低湿地、浅水沼泽、河流岸边，或生于水田中，喜湿润、肥沃土壤，耐涝及耐寒性强，一般采用无性繁殖，成活率较高。西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹在水培过程中进行组合种植，利用三者自身生理形态的差异和吸收养分能力的不同进行搭配，能够产生植物间的相互作用从而使去除率增加。
27.水培过程中引入基质，构建水培植物
‑
基质联合净化系统，一方面基质可以为植物生长提供载体，通过影响植物的生长从而影响去除效果，另一方面，基质可以直接吸收污水中的氮、磷，并用于微生物的生长繁殖，最重要的是基质表层可以形成生物膜，成为微生物附着的载体，有利于硝化作用和反硝化作用的进行。本发明技术方案中基质选取凹凸棒土、秸秆、粉煤灰、氧化钙和石膏为原料制备陶粒生球后进行两段不同温度的焙烧处理，秸秆吸水膨胀占据陶粒空间，一次煅烧促使秸秆预分解，使陶粒内部产生更多的孔隙结构，同时生成的二氧化碳等气体被氧化钙吸附生成碳酸钙等固体结构，再经过二次煅烧，碳酸钙等分解再次释放出二氧化碳，使陶粒的孔隙结构更为丰富均匀；凹凸棒土具有较高的比表面积结构以及较强的吸水性能，粉煤灰是一种富含二氧化硅、氧化铝和氧化铁等多种物质成分的轻质材料，将秸秆、氧化钙、石膏和这二者进行混合制备的陶瓷，能够提高系统稳定的速度，用于高浓度污水时，净化效果更佳。
附图说明
28.图1为本发明实施例1中的不同浓度污水中tn的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、(d)依次为高、中、低浓度和公园湖泊水；
29.图2为本发明实施例1中的不同浓度污水中nh
4
‑
n的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、(d)依次为高、中、低浓度和公园湖泊水；
30.图3为本发明实施例1中的不同浓度污水中no3‑
‑
n的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、(d)依次为高、中、低浓度和公园湖泊水；
31.图4为本发明实施例1中的不同浓度污水中tp的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、(d)依次为高、中、低浓度和公园湖泊水；
32.图5为本发明实施例1中的不同浓度污水中cod的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、(d)依次为高、中、低浓度和公园湖泊水；
33.图6为本发明实施例1中的各污染指标的去除率，其中图(a)为tn的去除率，图(b)为nh
4
‑
n的去除率，图(c)为no3‑
‑
n的浓度变化，图(d)为tp的去除率，图(e)为cod的去除率；
34.图7为本发明实施例1中的植物体内的氮、磷含量结果图，其中(a)为植物体内的氮含量，(b)为植物体内的磷含量；
35.图8为本发明实施例2中粉煤灰陶粒实验前后扫描电镜图，其中a和c为实验前，b和d为实验后；
36.图9为本发明实施例2中不同浓度污水中tn的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、依次为高、中、低浓度；
37.图10为本发明实施例2中不同浓度污水中nh
4
‑
n的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)依次为高、中、低浓度；
38.图11为本发明实施例2中不同浓度污水中no3‑
‑
n的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)依次为高、中、低浓度；
39.图12为本发明实施例2中不同浓度污水中no2‑
‑
n的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)依次为高、中、低浓度；
40.图13为本发明实施例2中不同浓度污水中tp的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)依次为高、中、低浓度；
41.图14为本发明实施例2中不同浓度污水中cod的浓度变化，其中(a)、(b)、(c)、依次为高、中、低浓度；
42.图15为本发明实施例2中各污染指标的去除率，其中图(a)为tn的去除率，图(b)为nh
4
‑
n的去除率，图(c)为no3‑
‑
n的浓度变化，图(d)为tp的去除率，图(e)为cod的去除率；
43.图16本发明实施例2中的植物体内的氮、磷含量结果图，其中(a)为植物体内的氮含量，(b)为植物体内的磷含量。
具体实施方式
44.现详细说明本发明的多种示例性实施方式，该详细说明不应认为是对本发明的限制，而应理解为是对本发明的某些方面、特性和实施方案的更详细的描述。
45.本发明所用湿地植物西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹均购自网上，买回后先用清水清洗植物的根部及叶片，防止其对实验造成干扰。然后将湿地植物放入清水中培养两周，使其适应新的环境，然后转入营养液中培养两周，最后进行污水驯化；其中，营养液浓度：硝酸钙945mg/l，硝酸钾500mg/l，硝酸铵80mg/l，磷酸二氢钾135mg/l，硫酸镁500mg/l，铁盐溶液2.5ml/l，微量元素溶液5ml/l；所述铁盐溶液中：硫酸亚铁5.5g/l，乙二胺四乙酸钠7.5g/l；所述微量元素溶液中：碘化钾0.8mg/l、硼酸6.5mg/l、硫酸锰23mg/l、硫酸锌8.5mg/l、钼酸钠0.25mg/l、硫酸铜0.025mg/l、氯化钴0.025mg/l。
46.具体驯化过程如下：
47.低浓度污水驯化阶段：清水培养，每隔3天，将湿地植物转入低浓度污水中培养1天，低浓度污水培养3次转入中浓度污水驯化阶段；
48.中浓度污水驯化阶段：清水培养，每隔3天，将湿地植物置于中浓度污水中培养2天，中浓度污水培养4次转入高浓度污水驯化阶段；
49.高浓度污水驯化阶段：低浓度污水培养，每隔3天，将湿地植物置于高浓度污水中培养2天，高浓度污水培养4次完成驯化；
50.其中低浓度污水中污染物浓度不高于：tn＝7.5mg/l，nh
4
‑
n＝5mg/l，no3‑
‑
n＝2.5mg/l，tp＝0.5mg/l，cod＝30mg/l；中浓度污水中污染物浓度不高于：tn＝10mg/l，nh
4
‑
n＝10mg/l，no3‑
‑
n＝5mg/l，tp＝1mg/l，cod＝60mg/l；高浓度污水中污染物浓度不高于：tn＝30mg/l，nh
4
‑
n＝20mg/l，no3‑
‑
n＝10mg/l，tp＝2mg/l，cod＝120mg/l。所述低浓度污水、中浓度污水和高浓度污水中，还含有体积分数为0.1％的元素储备液；元素储备液中：氯化钙111mg/l，硫酸镁410mg/l、硫酸亚铁13.9mg/l、edta 18.65mg/l、ki 0.83mg/l、硼酸6.2mg/l、硫酸锰22.3mg/l、硫酸锌8.6mg/l、钼酸铵0.25mg/l、硫酸铜0.025mg/l、氯化铜0.025mg/l。
51.实施例1
52.(1)选取经过驯化的株高、生物量和生长状况等相似的湿地植物，按照表1内容放入水培箱中，每个水培箱内放入裁剪好的白色泡沫以固定植物，在泡沫垫上等距离钻孔
(5cm)，使植物根系能够穿过泡沫垫，并用海绵固定植物防止倾倒，每个水培箱中种植4株植物，植物单种的系统内每种湿地植物放置4株，植物两两混种的系统内每种湿地植物各放置两株。
53.研究期间环境温度范围为28
‑
21℃。选用植物生长灯来模拟光照，每天早上8点至下午5点。实验过程中使用的水体初始水质指标见表2。
54.此外，参照霍格兰营养液的标准配置元素贮备液加入系统中，以保证植物的正常生长，贮备液的用量按照污水体积：元素贮备液体积＝1000：1的比例加入系统，即每1l污水中加入1ml的贮备液，元素贮备液指标：氯化钙111mg/l，硫酸镁410mg/l、硫酸亚铁13.9mg/l、edta 18.65mg/l、ki 0.83mg/l、硼酸6.2mg/l、硫酸锰22.3mg/l、硫酸锌8.6mg/l、钼酸铵0.25mg/l、硫酸铜0.025mg/l、氯化铜0.025mg/l。
55.表1
[0056][0057]
表2
[0058][0059]
(2)水样的采集及测定：采样前需现场测定的水质指标包括ph、溶解氧、水温do采用手持式do仪进行。采集水样前，用玻璃棒将培养箱内的污水搅拌均匀，随后用注射器在水深5cm处采集水样50ml。水体指标包括电导率、总氮(tn)、氨氮(nh
4
‑
n)、硝态氮(no3‑
‑
n)、总
磷(tp)和化学需氧量(cod)，电导率采用电导率仪进行测定，其余指标采用格林凯瑞水质检测仪进行测定。每天用蒸馏水补充因样品采集和蒸发作用损失的水分。
[0060]
植物样品的采集及测定。实验开始前，随机挑选每种植物5株进行株高及最大根长的测定，最后取其平均数作为初始值，株高及最大根长利用软尺进行测量。随机挑选一株植物进行鲜重、干重及体内氮、磷含量的测定(分为地上部分和地下部分进行测定)。鲜重及干重的测定：用滤纸滤去植物表面的水分，随后将其放在电子天平上称量，称量结束后，将其放入干燥箱内在105℃下杀青30min，随后在80℃下烘至恒重，放在电子天平上进行称量，即为其干重。植物样品全氮含量测定：(1)将烘至恒重的植物样品用研钵研磨成粉末状，准确称取植物干样0.5g，放入消解管中，加入5ml硫酸(过夜或者至少静止1个小时)；(2)加入2ml双氧水，放置一段时间后再加一次2ml双氧水，置于消解炉上275℃加热7min，冷却到室温，加入双氧水2ml，在370℃加热1h左右，直到消解管内样品透明为止；(3)冷却消煮管和消解液至室温，然后用水少量多次冲洗消解管中残余消解液到100ml容量瓶中，后用水稀释定容至100ml，过滤或澄清后待测。同时消煮样品空白。澄清或过滤后溶液可供全氮、磷分析。
[0061]
水样测定时每个处理下三个重复(由于测定水样的仪器精密度较高，三个重复处理的数值基本一致，差异性无法体现)。利用microsoft excel 2016进行数据统计和处理，利用origin 9.0绘制结果分析图。相对生长速率表示为：
[0062][0063]
其中，w1表示实验前单株植物的生物量，单位为g，w2表示实验结束后单株植物的生物量，单位为g，t表示两次测量的时间间隔，单位为天。
[0064]
(3)结果分析
[0065]
①
水温、ph、do及电导率的变化：在实验期间，净水系统水温维持在17
‑
21℃，do经历了先降低再升高的过程，系统的ph均维持在中性的范围内，电导率没有太大的起伏，随着时间的推移缓慢地降低。
[0066]
②
tn浓度变化：见图1，经过30天的实验，各系统中的tn均有了明显的去除。在高浓度污水中，tn浓度一直呈下降的趋势，除了空白对照组，其余组tn的浓度均有了较大程度的降低，尤其是hia组，tn的浓度已经降至《地表水环境质量标准》
ⅴ
类标准。在中浓度和低浓度污水中，tn的变化趋势稍不同于高浓度水体，tn都是先经历了一个缓慢升高的过程，第10天之后一直在降低，25天后逐渐趋于平稳。中浓度水体中mao组的tn去除效果最好，最差的为mi组。低浓度水体中，实验结束时tn的浓度由大到小依次为：lo＞la＞li＞lia＞lao＞lio＞lck。公园湖泊水体实验组中tn的浓度一直呈下降的趋势，到实验结束时tn的浓度已经都降至0.5mg/l以下，达到《地表水环境质量标准》ⅱ类标准。总体来看，高浓度水体中tn的去除效果优于中低浓度。
[0067]
③
nh
4
‑
n的浓度变化：见图2，结果显示，各系统中的nh
4
‑
n均有了明显的去除。在高浓度污水中，nh
4
‑
n浓度一直呈下降的趋势，除了空白对照组，其余组nh
4
‑
n的浓度均已降至较低的水平，除了空白对照组，其余组别的nh
4
‑
n浓度均已达到《地表水环境质量标准》ⅱ类标准。在中浓度和低浓度污水中，nh
4
‑
n的变化趋势经历了一个先升高后降低的过程。中浓度水体中，也表现为水菖蒲 水芹组的去除效果最好。低浓度污水中，与高浓度水体的变化类似，除了空白实验组，其余组nh
4
‑
n的浓度均已降至0.5mg/l以下，达到了《地表水环
境质量标准》ⅱ类标准。在实验结束时，均表现为种植植物的系统中nh
4
‑
n的浓度低于空白对照。公园湖泊水中nh
4
‑
n的浓度呈现先降低后升高又降低的趋势，到实验结束时nh
4
‑
n的浓度已经都降至0.15mg/l以下，各个组别的去除效果相似。总体来看，高和低浓度污水中nh
4
‑
n的去除效果明显，优于中浓度污水，公园湖泊水中nh
4
‑
n的浓度已经达到《地表水环境质量标准》ⅰ类标准。
[0068]
④
no3‑
‑
n的浓度变化：见图3，在高浓度污水中，no3‑
‑
n浓度在第5天的时候就已降至最低，随后一直呈现缓慢增加的趋势，到实验后期又逐渐下降。中浓度污水中，除了空白对照组，no3‑
‑
n的浓度在前10天均呈现逐渐降低的趋势，第10天以后又逐渐上升，25天后逐渐稳定。低浓度污水中，除了空白对照组，其余组no3‑
‑
n的浓度在第五天时均已降至最低值，随后逐渐上升，25天后趋于稳定，公园湖泊水中no3‑
‑
n的浓度变化趋势和中低浓度污水的类似，但是在实验的后期no3‑
‑
n的浓度一直在下降，实验结束时pi和pa组的no3‑
‑
n浓度已经降至0.1mg/l以下，po组的no3‑
‑
n浓度也已经降到了0.4mg/l以下。
[0069]
⑤
tp的浓度变化：见图4，在高浓度污水中，空白对照组中tp一直在降低，但是随着时间的增加，空白对照组中的tp有了明显的增加，到15天以后又逐渐降低。种植植物的系统中tp的浓度有一个小幅的增加后一直呈下降的趋势，到实验结束时均有了明显的降低，其中ho组去除效果最好，tp的浓度已降至0，ha和hia组tp的浓度也已经降至0.01mg/l，达到了《地表水环境质量标准》ⅰ类标准。中浓度污水中，tp的浓度则是经历了先升高后降低的过程，且在实验结束时其中几个系统中的tp浓度高于初始浓度，去除效果最好的为mao组，实验结束时tp的浓度也已经降至0.14mg/l。低浓度污水中tp浓度的变化趋势和中浓度类似，不同的是在实验结束时各系统中tp的浓度均低于初始浓度，去除效果最好的为lao组，其次是lio组，且均表现为植物混种组对tp的去除效果优于植物单种。公园湖泊水中tp的浓度基本一直呈下降的趋势，实验结束时各个系统中的tp已经基本完全去除。
[0070]
⑥
cod的浓度变化：见图5。在高浓度污水中，在实验的第5天，种植植物的系统中cod的浓度已经降至25mg/l以下，后续有缓慢的降低，到实验的后10天，cod有缓慢升高的趋势，实验结束时，种植有植物的系统中cod浓度均已降至20mg/l以下。中浓度和低浓度污水中cod的变化趋势和高浓度相似，在第5天的时候，除了空白对照组，其余种植有植物的系统中的cod浓度均已降至整个实验的最低水平，后续随着时间的推移在缓慢升高，但起伏不大，mio和lio组的去除效果最好。低浓度污水中，除了lio组在第25天有一个急剧的升高外，其余组cod的浓度呈现先降低后上下起伏的趋势。公园湖泊水中的cod初始值较低，整个实验期间呈上下波动的趋势，但是幅度较小，在实验结束时，cod的浓度仍在24mg/l以下。总体来看，除了hck、mo和mia组，其余系统中的cod浓度在实验结束时均已达到了《地表水环境质量标准》ⅳ类标准，即cod浓度均在30mg/l以下。
[0071]
⑦
各污染指标的去除率：见图6，其中图(a)为tn的去除率，图(b)为nh
4
‑
n的去除率，图(c)为no3‑
‑
n的浓度变化，图(d)为tp的去除率，图(e)为cod的去除率。由图7可以得出：
[0072]
在高浓度污水中，除了空白对照组，种植有植物的系统对tn均具有较高的去除率，其中以hia组的去除率最高。中浓度污水中tn的去除率明显低于高浓度，去除率最高的为mao组，最差的是mi组。相较于中高浓度污水，低浓度污水中各系统tn的去除率有着较大的差别，其中lao组tn的去除率为负值，也就是说在实验结束时系统中tn的浓度高于初始值，其余系统中tn的去除率虽然不是负值，但其去除率也很低。公园湖泊水中三种植物对tn的
去除率均较高，表现为：pi(87.31％)＞pa(82.84％)＞po(61.94％)，考虑为水体中污染物的初始浓度较低，比较容易去除。总体来看，高浓度污水中tn的去除率明显优于中低浓度，考虑为植物的生长期需要足够的氮来维持自身的生长，高浓度的氮为植物的生长提供了足够的氮源。
[0073]
不同浓度污水中nh
4
‑
n的去除率有一定的差别，与tn不同的是，高中低浓度污水中nh
4
‑
n的去除率均较高。高浓度污水中，除了空白对照组外，其余组对nh
4
‑
n的去除率均达到了98％以上。中浓度污水中nh
4
‑
n的去除率低于高浓度污水，去除率最高的为mao组，最差的为mck组。低浓度污水中nh
4
‑
n的去除率和tn的类似，除了lck组和li组，其余组的去除率均在97％左右。总体来看，相较于tn，高中低浓度污水中对nh
4
‑
n均有较好的去除，其中表现为高低浓度污水中的去除率较高。
[0074]
除了高浓度和公园湖泊污水，中低浓度污水中no3‑
‑
n的去除率均为负值。高浓度污水中，no3‑
‑
n的去除率大小表现为：hia(84.96％)＞ha(77.73％)＞hi(76.30％)＞ho(65.46％)＞hao(63.70％)＞hck(60.00％)＞hio(57.90％)。中浓度和低浓度污水中，no3‑
‑
n的去除率均为负值。公园湖泊水中，no3‑
‑
n的去除率表现为：hi(96.51％)＞ha(95.35％)＞ho(60.47％)。
[0075]
高浓度污水中，除了空白对照，其余系统对tp的去除率均达到了80％以上，其中ho组对tp的去除率达到了100％，ha和hia组的去除率也达到了99％以上。中浓度污水中，除了hao对tp有明显的去除外，其余系统对tp的去除率均很低。低浓度污水中，除了lck和li组，其余系统对tp的去除率相当，均在68％以上。公园湖泊水中，pa和po组对tp的去除率均达到了100％，pi组对tp的去除率也达到了85.71％。总体来看，高浓度污水中tp的去除率优于中浓度和低浓度。
[0076]
高中低污水中的cod均有一定的去除。总体来看，高浓度污水中的去除效果最好，除了空白对照，其余组对cod的去除率均在80％以上，去除率最高的是hia组，其余组别的去除率相近。中浓度和低浓度污水中对cod的去除率明显低于高浓度污水。中浓度污水中，io组的去除率最高，低浓度污水中，则表现为ao组的去除率最高。公园湖泊水体由于初始的cod浓度较低，在实验结束时cod的去除率均为0，但是其污染水平依旧较低。
[0077]
⑧
植物的生理特性变化：实验结束后，植物的生理特性均发生了一定的变化。在整个实验期间，没有发现植物大批死亡、枯萎的现象，除了有极个别系统中植物出现了叶尖发黄的现象，但并未影响植物的正常生长。植物的生理变化如表3所示。株高变化最大的是水菖蒲，其次是西伯利亚鸢尾，而水芹的最大根长增长得较多，在高浓度污水中其最大根长增幅超过了17cm。在实验期间，观察到三种植物均生长出了新的叶子，水菖蒲和水芹的新生根也比较多。表中列出的是植物单株生物量的变化，植物的生长量是指植物移植前后生物量的变化，植物的生长量是实验结束时植物的生物量与实验开始前植物的生物量的差值，以单株植物的生物量计算。所有的系统中均表现为水菖蒲的生长量最大，在实验的过程中也观察到，水菖蒲的长势相较于其他两种植物更好。
[0078]
相对增长速率是反映植物生长状况好坏的重要标志，通过观察相对生长速率的变化可以看出不同污染负荷对植物生长的影响。高浓度条件下，西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹的rgr分别是0.020、0.043和0.031/day，中浓度条件下，三种植物的rgr分别为0.028、0.045和0.037/day，低浓度条件下，三种植物的rgr分别为0.021、0.042和0.029/day，公园湖泊水
体实验组中，三种植物的rgr分别为0.010、0.022和0.020/day。总体来看，在三种浓度和公园湖泊水条件下，均表现为水菖蒲的相对增长速率最大。
[0079]
表3
[0080][0081]
⑨
植物体内的氮、磷含量：结果见图7，其中(a)为植物体内的氮含量，(b)为植物体内的磷含量。植物通过自身的吸收作用将污水中的氮磷同化为自身的物质以维持植物的正常生长，从而使污水中的氮磷的得以去除。高浓度条件下，西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹体内的氮元素浓度分别在西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种、西伯利亚鸢尾
‑
水菖蒲混种和水菖蒲
‑
水芹混种时达到最大值。中浓度条件下，三种植物体内的氮元素浓度达到最大值的情况与高浓度条件一致。低浓度条件下，三种植物体内的氮元素分别在西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种时、西伯利亚鸢尾
‑
水菖蒲混种和水芹单种时达到最大值。在三个污染负荷条件下，三种湿地植物体内氮的含量均表现为地下部分大于地上部分。高污染负荷条件下，除了水菖蒲
‑
水芹混种系统中，植物的地上和地下部分的氮元素浓度相差较多，表现为植物的地下部分的氮元素浓度均比地上部分高于10mg/g，其余系统中植物的地下部分和地上部分的氮元素浓度均较为接近。中污染负荷下，各个系统中植物地上部分和地下部分的氮元素浓度相差无几。低污染负荷下，则表现为鸢尾单种和水菖蒲单种系统中植物地下部分的氮元素浓度远高于地上部分，其中水菖蒲地下部分比地上部分高21mg/g。
[0082]
高浓度条件下，西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹体内的磷元素分别在西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种、水菖蒲
‑
水芹混种和西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种时达到最大值。中浓度条件下，三种植物体内的磷元素浓度达到最高值的条件与高浓度一致。低浓度条件下，三种植物体内的磷元素浓度分别在西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种、水菖蒲单种和水芹单种时达到最大值。西伯利亚鸢尾在三个污染负荷条件下体内的磷含量均表现为地上部分大于地下部分，但是除了低浓度条件下的西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种系统，其余系统中地上部分和地下部分的磷元素浓度的差异微乎其微。水菖蒲中磷元素的浓度在三个污染负荷条件下均表现为地下部分大于地上部分。水芹则表现为在高污染负荷条件下地上部分的磷含量大于地下部分，在中和低污染负荷条件下表现为地下部分大于地上部分。
[0083]
⑩
通过构建水培植物净化系统，测定污水水质和植物生理指标，研究了三种湿地植物及其组合对生活污水中氮、磷和cod的去除效果，主要得出以下结论：
[0084]
(1)三种湿地植物及其组合对污水中的氮、磷和cod均具有良好的去除效果。高浓
度条件下，各个系统对氮、磷和cod均具有较高的去除率，且表现为种植植物的系统对污染物的去除效果优于空白对照组；中浓度条件下，各系统对tn、nh
4
‑
n和cod具有一定的去除效果；低浓度条件下，对h
4
‑
n和cod具有较好的去除效果。(2)不同植物及其组合对同一污染负荷下的污染物具有不同的去除效果。在高污染负荷条件下，西伯利亚鸢尾 水菖蒲系统对污染物表现出较好的去除效果，而在中和低污染负荷条件下，对污水中污染物去除率较高的则是水菖蒲 水芹系统。(3)同一植物或组合对不同污染负荷条件下的污染物具有不同的去除效果。对于植物单种而言，西伯利亚鸢尾在高污染负荷条件下对氮的去除率低于中和低污染负荷，而对磷和cod的去除效果则是优于中和低污染负荷；水菖蒲和水芹在高污染负荷条件下对氮、磷和cod的去除率均高于中和低污染负荷。对于植物混种来说，三种植物两两混种的系统对氮、磷和cod的去除效果均表现为高污染负荷优于中和低污染负荷。(4)在整个实验期间，所有植物在三个污染负荷条件下均能正常生长，没有出现死亡、枯萎的现象。其中，株高变化最明显的是水菖蒲，最大根长增长最多的是水芹，其最大根长在高污染负荷条件下的增长量超过了17cm，可以观察到水芹的根在实验结束时有明显的增多。生物量增长最多的是水菖蒲，在实验期间也可以观察到其长势相比于其它两种植物较好，叶长和叶表面积有了明显的增长。(5)从植物的相对增长速率来看，三种湿地植物对污染负荷的耐受能力大小为：水菖蒲＞水芹＞西伯利亚鸢尾。高污染负荷条件下植物的相对增长速率低于中和低污染负荷，表明高污染负荷对植物的生长存在一定的抑制作用。(6)三种植物体内氮、磷的累积量存在一定差异。在三个污染负荷条件下，西伯利亚鸢尾体内氮的含量均表现为地下部分大于地上部分，磷的含量则相反，均表现为地上部分大于地下部分。水菖蒲体内的氮、磷含量比重一致，均表现为地下部分大于地上部分。水芹除了磷的含量在高污染负荷下表现为地上部分大于地下部分，其余条件下水芹体内的氮、磷含量均表现为地下部分大于地上部分。
[0085]
实施例2
[0086]
(1)制备基质：称取原料凹凸棒土20份、秸秆20份、粉煤灰50份、氧化钙15份、石膏2份；秸秆粉碎过100目筛后和粉煤灰、氧化钙、脱硫石膏、凹凸棒土混合均匀的混合料；混合料置于造粒机中，喷水造粒得到粒径为10mm的陶粒生球；陶粒生球以10℃/min升温至进行800℃热处理2h后，以20℃/min升温至1200℃煅烧0.5h得到粉煤灰陶粒。
[0087]
(2)在实施例1原来装置的基础上加入塑料篮以放置基质，每个系统加入基质质量660g(1cm左右厚度)。
[0088]
实验水体初始水质指标见表4；其余实验过程以及结果统计同实施例1。
[0089]
表4
[0090][0091]
(3)结果统计：
[0092]
①
基质形貌分析：见图8，从扫描电镜,结果可以看出，实验前的粉煤灰陶粒表面较为粗糙，且内部多孔，有利于其对污染物的吸附，实验后的粉煤灰陶粒表面较为光滑。
[0093]
②
水温、do、ph及电导率的变化：不同浓度污水中水温、do、ph和电导率的变化。水温基本维持在17
‑
19.5℃之间，适宜植物的生长。do的浓度变化较为明显，高浓度污水中do浓度在前六天呈直线下降的趋势，随后缓慢增长，中低浓度污水的变化趋势类似，在前三天的时候直线下降，随后逐渐升高。ph在前三天时有一个降幅，随后增加趋于稳定，基本稳定在7.5
‑
8.5之间，污水还是呈一个较为中性的状态，不会影响植物的生长。电导率除了在一开始是一个较低的状态，后期基本趋于稳定，没有太大的波动。
[0094]
③
tn浓度变化：见图9，高浓度污水中，在实验的前六天各个系统中tn的浓度呈直线下降的趋势，除了hck和hao组外，其余组的tn浓度在第六天后一直在缓慢下降，最后趋于稳定，而hck组tn的浓度在第12天的时候有一个小幅度的增长，随后呈现下降的趋势，hao组中tn的浓度第六天后呈现上下起伏的趋势，第12天后趋于稳定，去除效果表现为：hia＞hao＞hi＞hio＞ho＞hck＞ha。中浓度污水中除了mi和mao组外，其余组均表现为前六天直线降低，随后上下波动，mi组则是随着实验的进行一直在降低，但是在实验结束时又有轻微的升高，mao组则表现为一直在降低，其中去除效果最好的是mio组，去除效果最差的为ma实验组。低浓度污水中tn的浓度变化趋势与高浓度类似，除了lo组，其余组均表现为在前六天直线下降，后期上下波动，lo组中tn的浓度一直在下降，在第12天的时候降到了最低值，实验结束时反而升高了，所以表现为实验结束时lo的去除效果最差，其中lia组对tn的去除效果最好。
[0095]
④
nh
4
‑
n的浓度变化：见图10，高浓度污水中，在实验前期nh
4
‑
n的浓度呈直线下降的趋势，从第六天开始nh
4
‑
n的浓度趋于稳定，去除效果表现为：hck＞ha＞ho＞hao＞hia＞hio＞hi。中浓度污水中nh
4
‑
n的浓度变化趋势与高浓度实验组类似，不同的是种植有植物的系统的去除效果均优于空白对照组，其中ma组的去除效果最好，实验结束时nh
4
‑
n的浓度降至0.21mg/l，达到了《地表水环境质量标准》ⅱ类标准，其次为mia和mi，其nh
4
‑
n的浓度达到了《地表水环境质量》ⅳ类标准。低浓度污水中nh
4
‑
n的浓度变化趋势不同于高中浓度，呈现为先升高后直线降低，最后趋于平缓的趋势，除了空白对照外，nh
4
‑
n的浓度均降至1mg/l以下，达到了《地表水环境质量标准》ⅲ类标准，其中li组的去除效果最好，其nh
4
‑
n的浓度达到了ⅱ类标准。
[0096]
⑤
no3‑
‑
n的浓度变化：见图11，高浓度污水的no3‑
‑
n的浓度变化趋势与nh
4
‑
n变化趋势类似，也呈现为前期直线下降，后期趋于平缓，不同的是，种植有植物的系统no3‑
‑
n的浓度均低于空白对照组，除了空白对照组外，其余组的no3‑
‑
n浓度均降至0.1mg/l以下，去除效果表现为：hia＞hi＞hio＝ha＞hao＞ho＞hck。中浓度污水中no3‑
‑
n的浓度变化趋势不同于高浓度，mck、mia、mio和mao四个组中no3‑
‑
n的浓度在前九天一直呈降低的趋势，在第九天达到了最低值，随后呈上升的趋势，mck组中no3‑
‑
n的浓度在实验结束时又有降低，其余三组中no3‑
‑
n的浓度则呈现先降低后上升，随后降低，实验结束时又上升的趋势，也在实验的第九天达到了最低值。低浓度污水中，除了lck组，其余组中no3‑
‑
n的浓度变化趋势较为一致，均表现为先缓慢升高后降低随后又升高的趋势，且都在第九天达到了最低值，与中浓度类似，lck组在前六天一直缓慢升高，最后在第九天降低至最低值，后又升高，在实验结束时又呈现直线下降的趋势。
[0097]
⑥
no2‑
‑
n的浓度变化，见图12，所配置的人工污水中no2‑
‑
n的含量均为0，随着时间的推移，no2‑
‑
n的浓度也在逐渐增加，这与水中氮元素的转化有关。高浓度污水中，除了hck和ho组，其余组均呈现出先增加后缓慢减少随后又逐渐增加的趋势，hck组在第六天时的增加量远高于种植有植物的组别。中浓度污水中，mi、ma和mia组中no2‑
‑
n的浓度随着时间的推移一直在增长，其余组则呈现为前期增长后期趋于平缓或呈现缓慢降低的趋势。低浓度污水中，在实验的前九天，no2‑
‑
n的浓度一直较低，并无明显的增长，随后lck组呈现先升高后降低的趋势，li组则是有一个缓慢的降低后又升高，其余组则表现为在实验的后期持续升高，考虑为水中do的增加，促进了硝化作用。
[0098]
⑦
tp的浓度变化：见图13，高中低浓度污水中tp浓度的变化规律较为一致，在第三天tp均已降至较低的水平，后续随着时间的推移tp的浓度均已趋于稳定。高浓度污水中，各系统对污水中tp的去除效果相当，表现最好的为hao组，实验结束时tp浓度降低至0.23mg/l，达到了《地表水环境质量标准》ⅲ类标准，其余组别的tp浓度也都已经达到
ⅴ
类标准。中浓度污水中，除了hia组，tp的浓度均呈现随着实验的进行下降的趋势，hia组在第九天时tp的浓度有所升高，但随后又呈下降的趋势，到实验结束时，各个系统中tp的浓度均降至0.15mg/l以下，达到了《地表水环境质量标准》ⅲ类标准。低浓度污水中，在实验结束时各系统中tp的浓度均已降至0.1mg/l以下，达到了《地表水环境质量标准》ⅱ类标准，其中西伯利亚鸢尾实验组中tp已降至0，整体去除效果表现为：li＞la＞lao＝lo＞lia＞lio＞lck。
[0099]
⑧
cod的浓度变化：见图14，高浓度和中浓度污水,中的变化趋势较为相似。高浓度污水中，除了hck组，其余实验组在前六天均在持续下降，随后趋于稳定，hck组除了在第三天有一个小幅度的升高外，后期的实验过程中cod的浓度也在一直降低，除了hck和hi组，其余组别中cod的浓度在实验结束时均达到了《地表水环境质量标准》ⅱ类标准，去除效果表现为：hio＞hao＞hia＝ho＞ha＞hck。中浓度污水中，除了mck组，其余组在实验的前六天均呈现直线下降的趋势，mck组中cod的浓度在第三天以后也一直在下降，在第12天的时候降至最低值，mia组在第12天时cod浓度降至0，但在实验结束时又上涨至22mg/l，在整个实验结束时，mao组去除效果最好，除了ma和mia组，其余组均达到了ⅱ类标准。低浓度污水中各个系统中cod的浓度变化趋势不一致，其中lo组中cod的浓度呈现上下波动的趋势，其余系统则是在前九天一直呈下降的趋势，随后lia和lao组一直在缓慢上升，但是浮动较小，其余的则呈现为在第12天有一个缓慢的上升，到实验结束时又呈现下降的趋势，所有组别均达到了ⅱ类标准。
[0100]
⑨
各污染指标的去除率：见图15，图(a)为tn的去除率，图(b)为nh
4
‑
n的去除率，图(c)为no3‑
‑
n的浓度变化，图(d)为tp的去除率，图(e)为cod的去除率；
[0101]
从图中可以看出，高浓度污水中，各个系统对tn均有较高的去除率，其中hia组对tn的去除率最高，除了hi组，均表现为植物混种对tn的去除率高于植物单种。中浓度污水中，整体来看，对tn的去除率是低于高浓度污水的，去除率较高的是mio和mao组。低浓度污水对tn的去除率低于高浓度和中浓度污水，且除了lia组，其余种植有植物的系统对tn的去除率均低于空白对照组。
[0102]
各个浓度条件下系统对nh
4
‑
n均有一定程度的去除。整体来看，高浓度污水中nh
4
‑
n的去除率低于中低浓度污水。高浓度污水中，各个系统对nh
4
‑
n的去除率均在60％左右。中浓度污水中各个系统对nh
4
‑
n的去除率有一定的差别，且种植植物系统的去除率均高于
空白对照组。低浓度污水种nh
4
‑
n的去除率和中浓度相差不大，其中去除率最高的是li组，其次为lao组，且也表现为种植有植物的系统对nh
4
‑
n的去除率均高于空白对照组；
[0103]
不同浓度污水中no3‑
‑
n的去除率有着较大的差别。高浓度污水中，各系统对no3‑
‑
n的去除率均达到了85％以上，且表现为种植有植物的系统的去除率高于空白对照组。中浓度污水中，除了mck、mio和mao组，其余系统对no3‑
‑
n的去除率均为0。低浓度污水中，除了空白对照组外，其余系统对no3‑
‑
n的去除率均为负值。
[0104]
低浓度污水中tp的去除率高于高中浓度污水，高中浓度污水中对tp的去除率基本持平。高浓度污水中，去除率最高的是hao组，其余系统对tp的去除率均达到了80％以上。中浓度污水中，对tp的去除率最高的是mo组，除了mi组外，其他种植有植物的组别对tp的去除率均高于空白对照组。低浓度污水中，除了空白对照外，其余系统对tp的去除率均达到了90％以上，和中浓度类似，也表现为种植植物的系统对tp的去除率高于空白对照。
[0105]
高浓度污水中，各个系统对cod均有较高的去除率，且表现为植物混种的去除率均高于植物单种，种植有植物的系统对cod的去除率均高于空白对照组，其中去除效果最好的为hio组。中浓度污水中，整体来看，对cod的去除率是低于高浓度污水的，去除率大小表现为：mao(93.94％)＞mo(80.30％)＞mio＝mi＝mck(71.21％)＞mia(66.67％)＞ma(63.64％)。低浓度污水中，各系统对cod的去除率均低于高浓度，但除了lia组外，其余系统对cod的去除率也均达到了60％以上。
[0106]
⑩
植物的生理特性变化：实验结束后，植物的株高、最大根长及生物量都有了一定的增长。在整个实验期间，没有发现植物大批死亡、枯萎的现象，只有少数植物出现了卷叶的情况。植物的株高、最大根长及生物量的变化如表5所示。总体来看，株高变化最大的是水菖蒲，增长了5cm以上，其次是西伯利亚鸢尾，最后是水芹，尤其是在高浓度和中浓度实验组中，水菖蒲的株高有了明显的增长，水菖蒲和水芹的最大根长增长得较多，其最大根长增幅基本都在10cm以上，西伯利亚鸢尾的最大根长增长较少。从表中可以看出，所有的实验组中均表现为水菖蒲的生长量最大，说明水菖蒲的抗逆性更强，更能较好地适应不同的环境，在实验的过程中也观察到，水菖蒲的长势相较于其他两种植物更好。
[0107]
高浓度条件下，西伯利亚鸢尾、水菖蒲和水芹的rgr分别是0.028、0.092和0.056/day，中浓度条件下，三种植物的rgr分别为0.048、0.096和0.072/day，低浓度条件下，三种植物的rgr分别为0.066、0.082和0.084/day。中浓度和低浓度条件下三种湿地植物的rgr均大于高浓度条件下的rgr，水菖蒲的rgr显著大于西伯利亚鸢尾，略大于水芹。
[0108]
表5
[0109]
[0110]
植物体内的氮磷含量：见图16，(a)为植物体内的氮含量，(b)为植物体内的磷含量。不同植物在同一污染负荷条件下植物体内的氮含量不同。高负荷污染条件下，西伯利亚鸢尾以及水菖蒲地上部分和地下部分的氮含量无明显差异，而水芹地下部分的氮含量明显高于地上部分，三种植物体内的氮元素浓度分别在西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种、西伯利亚鸢尾
‑
水菖蒲混种和水菖蒲
‑
水芹混种时达到最大值，与未加入基质时相同。中低浓度条件下三种植物体内的氮元素浓度达到最大值的条件也与未加入基质的实验组相同。中负荷污染条件下，西伯利亚鸢尾和水菖蒲体内的氮含量表现为地下部分略大于地上部分，而水芹表现为地上部分略大于地下部分，但各个实验组中植物地上部分和地下部分的氮元素浓度差距微乎其微。低污染负荷条件下，则表现为三种植物地下部分的氮含量高于地上部分。
[0111]
植物体内磷的含量比重与氮的含量不同。在高浓度条件下，三种植物体内的磷元素浓度分别在西伯利亚鸢尾
‑
水芹混种、水菖蒲
‑
水芹混种和水芹单种时达到最大值，除了水芹，另外两种植物达到最大值时的条件均与未加入基质的实验组相同。中浓度条件下，三种植物体内的氮元素浓度分别在西伯利亚鸢尾单种、水菖蒲
‑
水芹混种和水菖蒲
‑
水芹混种时达到最大值。低浓度条件下，三种植物体内的磷元素浓度达到最大值的条件与高浓度相同。西伯利亚鸢尾在三种污染负荷条件下，均呈现出地上部分的磷含量大于地下部分，水菖蒲体内的磷含量则表现为地下部分大于地上部分，水芹在高污染负荷条件下体内的磷含量为地上部分大于地下部分，中低污染负荷下为地下部分大于地上部分，但是差别较小。
[0112]
本实施例中，所选取的粉煤灰陶粒具有较大的比表面积和孔隙率，对污染物有较好的去除效果。基质的加入提高了系统稳定的速度，与未加基质的实验组相比，系统达到稳定的时间缩短了一倍。与未加入基质的实验组相比，基质的加入承担了一部分污染物的去除作用，加入基质的实验组中植物体内的氮、磷含量明显低于未加基质的，表明有一部分氮、磷经过基质的吸附作用被去除了，尤其以磷的去除最为明显。虽然实验时间相比于未加入基质组少了一倍，但是加入粉煤灰陶粒的实验组对nh
4
‑
n和tp的去除率较高。
[0113]
通过构建水培植物
‑
基质联合净化系统，测定污水水质和植物生理指标，研究了三种湿地植物及其组合与基质联合对污水中氮、磷和cod的去除效果，主要得出以下结论：
[0114]
(1)粉煤灰陶粒对污水中的氮、磷有较好的吸附效果，与未加入基质的系统相比，基质的加入提高了各系统对污染物的去除效果，且提高了系统达到稳定的速度。从扫描电镜结果来看，实验期间在基质的表层形成了一层光滑的生物膜，有利于微生物附着在上面，从而提高净化效果。
[0115]
(2)基质对三种湿地植物的生长具有一定的促进作用。相比于未加入基质的实验组，放置有粉煤灰陶粒的实验组中三种植物的相对生长速率较大，说明基质的存在为植物根系提供了良好的环境，促进了植物的生长。
[0116]
(3)不同植物及其组合对同一污染负荷下的污染物具有不同的去除效果。在高污染负荷条件下，植物两两混种的系统对污染物均具有较好的去除效果。中污染负荷条件下，对氮去除效果较好的是西伯利亚鸢尾 水芹和水菖蒲 水芹系统，对磷去除效果较好的是水芹，对cod具有较好去除效果的是水菖蒲 水芹，由此可以得出，水菖蒲和水芹对于污水中的磷具有较好的去除效果。低污染负荷条件下，则表现为西伯利亚鸢尾对生活污水中的污染物具有较好的去除能力。
[0117]
(4)同一植物或组合对不同污染负荷条件下的污染物具有不同的去除效果。总体
来看，系统对氮和cod的去除率均表现为高污染负荷大于中和低污染负荷条件。对磷的去除则表现为低污染负荷条件下有较强的去除能力，高和中污染负荷条件下系统对磷的去除效果相似。
[0118]
(5)从植物的相对增长速率来说，基质的加入使得植物的增长速度加快。其变化规律与未加入基质的实验组类似，高污染负荷条件下的rgr小于中和低污染负荷，水菖蒲和水芹的rgr明显大于西伯利亚鸢尾，表明西伯利亚鸢尾对污染负荷的耐受能力最差。
[0119]
(6)三种湿地植物体内氮、磷的含量具有差异性。高和中负荷污染条件下，西伯利亚鸢尾和水菖蒲体内的氮含量无明显差异，而水芹在高污染负荷条件下地下部分的氮含量稍高于地上部分，低污染负荷条件下，三种植物地下部分的氮含量均高于地上部分。西伯利亚鸢尾在三种污染负荷条件下，均呈现出地上部分的磷含量大于地下部分，水菖蒲体内的磷含量则表现为地下部分大于地上部分，水芹地上部分和地下部分磷含量差异较小。
[0120]
以上所述仅为本发明的较佳实施例，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。