我国每年产生近百亿吨污水处理厂尾水, 若直接排放环境, 不但向河湖输入大量氮磷负荷, 易引起水体富营养化, 而且是对潜在再生水资源的浪费^{[1, 2]}.人工湿地因工艺简单、缓冲容量大和抗冲击负荷能力强等优势, 近年来在污水处理领域特别是污水处理厂尾水深度处理中得到广泛应用^{[3, 4]}.潜流人工湿地是指水流从湿地床体内部流过, 主要类型包括水平潜流人工湿地(horizontal subsurface flow constructed wetland, HFCW)和垂直潜流人工湿地(vertical subsurface flow constructed wetland, VFCW).相比于表面流人工湿地, 潜流人工湿地与污水接触更充分, 污染物去除率高且出水水质稳定, 因此在污水深度处理中具有良好的推广应用前景, 已广泛应用于生活污水、工业废水和养殖废水治理等领域^[5~7].但目前对二者的研究主要集中于湿地运行参数包括运行方式和水力条件的对比与优化方面^{[8, 9]}, 对低温环境下水平潜流和垂直潜流人工湿地深度处理污水的效果和机制差别则鲜见报道.而潜流湿地作为室外构筑物, 存在运行效果易受低温影响的缺陷, 在低于15℃的环境下, 人工湿地对于各种污染物, 尤其是含氮污染物的去除效果将明显受到抑制^[10].

低温不仅造成湿地植物在生态和形态上的变化, 导致植物对污染物吸收效果减弱, 还会降低填料间氧传递效率, 限制湿地对有机污染物的降解, 甚至引起湿地堵塞等问题^[11].过低的环境温度还会影响湿地内部微生物群落结构与功能, 从而影响其对污染物的代谢速率^[12].目前关于人工湿地微生物的研究大多局限于单个系统, 缺乏多个系统之间的对比, 难以发掘人工湿地系统中共有菌属和功能菌^[13], 尤其是低温下脱氮微生物环境行为亟需进一步研究.

本研究构建了两组人工潜流湿地, 以湖北省某污水处理厂尾水为试验进水, 并以相同进水流量连续运行.本试验开展于2019年10~12月, 进行1~34 d内温度变化范围为15~22℃, 34 d后, 温度变化范围为8~15℃.通过分析两种类型人工湿地中有机物、氮磷负荷去除效果, 并从湿地填料、植物和微生物角度, 进一步探讨水平潜流和垂直潜流湿地对污水处理厂尾水净化的作用机制差异, 以期为低温环境下人工湿地污水深度处理的选择、运行和维护提供理论基础和技术支撑.

本试验装置池体采用经防腐处理的碳钢材料, 水平潜流人工湿地反应器设计尺寸为长×宽×高=5 m×1.4 m×1.5 m, 设计水深1.1 m.垂直潜流人工湿地反应器设计尺寸为长×宽×高=2.5 m×2 m×1.5 m, 设计水深1.1 m, 具体装置结构如图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 人工湿地试验装置示意 Fig. 1 Schematic of the experimental device of constructed wetlands

本试验中水平潜流人工湿地填料选用砾石、火山岩和陶粒.垂直潜流人工湿地填料选用砾石、生物炭、石灰石和沸石.两湿地具体填料组成见表 1和表 2.

表 1 (Table 1)

表 1 水平潜流人工湿地填料组成 Table 1 Composition of substrates of the horizontal subsurface flow constructed wetland 分区 粒径/mm 长度/mm 材料 进水区 16~32 500 砾石 滤料区 5~15 4 000 火山岩+陶粒+砾石 出水区 16~32 500 砾石

表 1 水平潜流人工湿地填料组成 Table 1 Composition of substrates of the horizontal subsurface flow constructed wetland

表 2 (Table 2)

表 2 垂直潜流人工湿地填料组成 Table 2 Composition of substrates of the vertical subsurface flow constructed wetland 分层 粒径/mm 厚度/mm 材料 覆盖层 8~16 150 砾石 滤料层 5~15 300 生物炭 5~15 400 石灰石+沸石 过渡层 8~16 100 砾石 排水层 16~32 100 砾石 50~60 50 砾石

表 2 垂直潜流人工湿地填料组成 Table 2 Composition of substrates of the vertical subsurface flow constructed wetland

综合考虑植物对关键污染物去除效果、对试验地气候的适应性等因素, 本试验从待选湿地植物中优选出风车草和水葱, 以16株·m^-2的密度种植于水平潜流湿地与垂直潜流湿地基质表层.

试验进水为污水处理厂尾水, 尾水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)》中的一级A标准, 湿地系统均以2 m³ ·d^-1的流量24 h连续进水.对湿地进出水中化学需氧量(COD)、总氮(TN)和总磷(TP)指标参照文献[14]的方法进行监测, COD测定使用重铬酸钾法(HJ/T 399-2007), 总氮浓度测定使用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 636-2012), 总磷浓度测定使用过硫酸钾消解钼酸铵分光光度法(GB 11893-1989).进水主要水质指标情况如表 3所示, 基本稳定在一级A标准内.

表 3 (Table 3)

表 3 湿地进水主要水质指标/mg·L-1 Table 3 Major water quality indicators of wetland inflow/mg·L-1 主要水质指标 COD TN TP 最低值 37.50 5.70 0.18 最高值 80.00 18.65 1.00 平均值 61.16 11.29 0.43

表 3 湿地进水主要水质指标/mg·L-1 Table 3 Major water quality indicators of wetland inflow/mg·L-1

为研究投加碳源对湿地系统运行效果的影响, 本研究于试验中期施行碳源投加措施, 考察在较低碳氮比(COD/TN＜12)和较高碳氮比(COD/TN≥12)两种工况下两种类型人工湿地的净化效果.将蔗糖作为外加碳源, 在湿地运行34 d后以72 g ·m^-3的平均浓度向进水中投加.投加碳源前试验进水COD/TN均值约为6 :1, 投加碳源后COD/TN均值约为19 :1.

在湿地稳定运行中后期, 分别于HFCW与VFCW表层下20 cm处, 进出水口及中间3个位置采集基质样品, 并对3个基质样品进行混合.选取HFCW与VFCW中长势较好的风车草和水葱, 取根际微生物样品, 每种植物根际表面取两个平行样.样品储存在聚乙烯袋中, 随后立即转移至实验室进行后续分析.

人工湿地运行效果易受环境温度的影响, 图 2对比分析了两种类型潜流湿地添加碳源前COD、TN和TP去除率随着温度的变化.从中可知, 温度变化对湿地去除COD和TN的影响显著(P＜0.05), HFCW与VFCW出水COD和TN去除率随温度降低而下降, 但温度降低对除磷效果的影响并不明显(P>0.05).

图 2

Fig. 2

图 2 添加碳源前COD、TN和TP去除率随着温度的变化 Fig. 2 Change in removal ratios of COD, TN, and TP versus temperature without addition of a carbon source

本试验期间持续监测HFCW和VFCW的进出水COD值, 并计算相应的去除率, 结果如图 3所示.从中可知, 投加碳源前HFCW和VFCW出水COD浓度随试验时间逐渐上升, 相应地COD去除率逐渐下降, 由图 2可知这主要是由于温度的降低.投加碳源后约10 d内出水COD浓度发生较大波动, 但之后逐渐趋于稳定, 整体COD去除率上升.添加碳源前后, HFCW的COD平均去除率由57.04%上升至66.58%, VFCW的COD平均去除率由64.17%提升至73.10%, 整体来说投加碳源增加进水有机负荷后, HFCW和VFCW都表现出稳定的有机物降解能力, 出水COD浓度可以稳定在较低水平.

图 3

Fig. 3

图 3 碳源投加前后HFCW和VFCW中COD的去除效果 Fig. 3 COD removal efficiencies in HFCW and VFCW before and after carbon source addition

HFCW和VFCW在试验初期基质表面尚未形成成熟的生物膜, 此时COD的去除主要依靠湿地填料作用, 随着填料表面生物膜的形成, 微生物的分解作用逐渐成为有机物去除的主要途径^[15]. HFCW和VFCW的COD去除率在20~30 d内逐渐下降, 原因在于低温条件对微生物的生物活动和活性有抑制作用, 同时也影响着植物的生长和对系统的供氧^[16], 为提升湿地低温运行下污染物净化效果, 在试验中期对HFCW和VFCW进行碳源投加, 投加碳源后, 进水COD浓度上升, HFCW, VFCW出水COD浓度在波动一周左右之后保持稳定, 表明HFCW和VFCW均对COD变化具有一定的抗冲击负荷能力.

温度降低导致微生物尤其是反硝化细菌代谢速率明显下降, 从而影响湿地脱氮效率.并且污水处理厂尾水碳氮比较低, 不能为微生物反硝化作用提供充足的电子供体, 因此, 本试验选择添加碳源以提高湿地脱氮效率. HFCW和VFCW对TN的去除率变化趋势如图 4所示, 投加碳源前, HFCW出水TN浓度在1.90~13.35 mg ·L^-1之间波动, TN去除率低且波动大; VFCW出水TN浓度变化趋势与HFCW基本一致, 范围为1.55~9.65 mg ·L^-1.添加碳源后4 d内, HFCW出水TN浓度显著下降, 相应去除率由3.05%上升至84.93%, VFCW的TN去除率也由24.37%大幅增长至86.30%.整体来看, 添加碳源后, HFCW的TN平均去除率由22.86%上升至76.01%, VFCW的TN平均去除率由46.73%上升至71.69%.由此可见, 投加碳源对湿地TN的去除效果提升有明显作用. 图 5总结了不同碳氮比下两种类型湿地TN的平均去除率, 其变化曲线整体呈“S”形, 当COD/TN值由4增加至12时, HFCW与VFCW对TN的去除率显著升高, 而当COD/TN超过12后, 湿地脱氮率增幅则明显减缓, 并且HFCW脱氮效果在COD/TN值为18时达到峰值.整体来看, 本试验中进水COD/TN值保持在12~18间时, 湿地能够达到尾水脱氮最优效果.

图 4

Fig. 4

图 4 碳源投加前后HFCW和VFCW中TN的去除效果 Fig. 4 TN removal efficiencies of HFCW and VFCW before and after carbon source addition

图 5

Fig. 5

图 5 不同COD/TN下TN的去除效果 Fig. 5 TN removal efficiencies under different COD/TN

随着湿地的稳定运行, 基质及植物根际生物膜逐渐成熟, 脱氮微生物的硝化-反硝化反应成为人工湿地削减TN的主要途径, 有研究表明通过微生物反硝化去除的氮量占投配总氮量的47% ~48%^[17].我国污水处理厂尾水中氮大多以硝态氮形态存在^{[4, 18]}, 因此TN的去除主要依赖于硝态氮反硝化为氮气从系统中逸出^[17].本试验结果表明碳源投加前, HFCW与VFCW脱氮效果受低温影响整体较差.投加碳源后, HFCW和VFCW的TN去除率明显上升, 其中, HFCW的TN平均去除率相比于投加前上升了53.15%, VFCW提高了24.96%.由此可见补充碳源可缓解低温对反硝化的抑制作用, 且外加碳源对于HFCW中TN去除率的提升具有更优的效果.

湿地通过水生植物、基质和微生物的共同作用来完成对磷的去除, 其中, 基质吸附通常是除磷的最主要途径, 湿地中生物膜长势较好时微生物对磷的去除也有一定作用^[19]. 图 6展示了试验中TP的去除率变化.从中可知, 碳源投加前, HFCW的TP去除率在试验初期存在一定程度的波动, 但之后逐渐上升并趋于稳定, HFCW出水TP的浓度变化范围为0.09~0.21 mg ·L^-1; VFCW中TP去除率的变化趋势与HFCW基本一致, 出水TP浓度范围为0.08~0.25 mg ·L^-1.投加碳源后, 两种类型湿地的除磷效果在出现一段时间波动后均趋于稳定.投加碳源前, HFCW对TP的平均去除率为64.72%, VFCW为58.51%;投加碳源后, HFCW对TP的平均去除率达到75.93%, VFCW对TP的平均去除率为56.12%.

图 6

Fig. 6

图 6 碳源投加前后HFCW和VFCW中TP的去除效果 Fig. 6 TP removal efficiencies of HFCW and VFCW before and after carbon source addition

整体而言, 湿地TP的去除受温度和进水碳氮比的影响有限, 且外加碳源对HFCW除磷效果有一定程度提升, 这可能是由于有机碳源的丰富促进了湿地中生物膜的生长, 也有助于湿地基质中除磷菌的繁殖和富集.此外, HFCW基质(陶粒和火山岩)中富含Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺和Fe³⁺, 有研究表明溶性磷酸盐易与这些离子发生沉淀反应, 生成难溶性磷酸盐从而被固定^[20], 因此本试验中HFCW比VFCW表现出更优的除磷效果.

微生物是人工湿地中处理污水、进行有机质降解和氮磷转化的化学、物理和生物共同作用的主要驱动者^[21], 其群落结构直接影响湿地的污染物净化能力^[22].为明确不同系统间微生物群落的分布规律及特点, 分别对HFCW与VFCW中采集的基质和植物根际样品进行微生物群落对比分析, 将两种类型湿地的多样性(Shannon指数、Simpson指数)、丰富度(Chao1指数和ACE指数)和覆盖度(Coverage指数)列于表 4.从中可知, 所有样品Coverage指数均达到0.99, 表明测得的OTUs(operational taxonomic units)代表每个样本中微生物的真实情况. VFCW与HFCW植物根际物种Shannon指数存在一定差异, 其中HFCW水葱根际微生物Shannon指数显著高于VFCW.此外, HFCW与VFCW样品的Chao1和ACE指数也存在明显差异, VFCW基质及风车草样品的Chao1和ACE指数均大于HFCW, 但水葱根际样品则表现出相反的结果, HFCW的Chao1和ACE指数高于VFCW.

表 4 (Table 4)

表 4 HFCW和VFCW在基质和植物根际表面的物种多样性、丰富度和覆盖度指数比较1) Table 4 Comparison of community diversity, abundance, and coverage index between HFCW and VFCW on substrates and plant rhizosphere surfaces 样品名称 Shannon 指数 Simpson 指数 Chao1 指数 ACE 指数 Coverage指数 H-J 7.82 0.99 1 990.90 1 659.22 0.99 V-J 7.83 0.98 2 866.30 2 215.33 0.99 H-F 6.88 0.98 2 444.28 1 895.17 0.99 V-F 7.22 0.98 3 015.31 2 271.86 0.99 H-S 8.90 0.99 6 265.00 3 237.36 0.99 V-S 7.58 0.98 3 090.58 2 426.05 0.99 1) H表示水平潜流人工湿地, V表示垂直潜流人工湿地, J表示基质, F表示风车草根际, S表示水葱根际

表 4 HFCW和VFCW在基质和植物根际表面的物种多样性、丰富度和覆盖度指数比较1) Table 4 Comparison of community diversity, abundance, and coverage index between HFCW and VFCW on substrates and plant rhizosphere surfaces

从物种多样性来看, HFCW中的基质与植物根际微生物物种多样性与VFCW整体相差不大, 其中植物根际样品物种多样性差异相比于基质更大, 这可能是由于同一种植物在两种类型湿地中根际效应存在不同.在物种丰富度方面, 湿地中植物根际样品物种丰富度整体高于基质.此外, VFCW基质和风车草根际样品的物种丰富度较HFCW高, 但HFCW水葱根际样品物种丰富度比VFCW高.

为了对两种类型湿地微生物样品的群落结构进行进一步比较.以Unweighted Unifrac距离矩阵做UPGMA聚类分析, 并将聚类结果与各样本在门水平上的物种相对丰度整合, 结果如图 7所示.从中可知, 变形菌门(Proteobacteria)是所有样品中相对丰度最高的菌门, 植物根际变形菌门相对丰度整体高于基质, VFCW基质样品中变形菌门相对丰度(63.17%)高于HFCW基质样品(44.91%).对于植物根际样品, HFCW和VFCW风车草根际样品中变形菌门丰度类似, 但二者的水葱样品变形菌门丰度差异显著, VFCW分析结果(80.60%)远高于HFCW(59.04%).除变形菌门外, HFCW与VFCW样品中还聚集了丰富的厚壁菌门(Firmicutes), 其在HFCW基质表面(18.36%)的相对丰度最高.另外, 疣微菌门(Verrucomicrobia)在HFCW和VFCW样品中也占一定比例, 其在HFCW水葱根际(10.09%)的相对丰度最高.通过门水平样本间聚类分析构建的聚类树可以看出, 湿地的基质和植物根际微生物群落结构存在显著差异, 就植物而言, 同一种类型湿地中的根际样品微生物群落结构更相似.

图 7

Fig. 7

图 7 基于Unweighted Unifrac距离的UPGMA聚类树 Fig. 7 UPGMA clustering tree based on Unweighted Unifrac distance

变形菌门、厚壁菌门和疣微菌门相对丰度之和在HFCW与VFCW所有样品中都达到70%以上, 为优势菌门.本研究中优势菌门类型与祝志超等^[23]在组合湿地污水处理厂二级出水处理研究中得到的菌门种类相似.其中, 变形菌门多为专性或兼性厌氧代谢, 其中包含硝化菌属和绝大多数的反硝化菌属^[24], 对湿地脱氮具有重要作用; 厚壁菌门常见于一些与人工湿地类似的厌氧消化反应器中, 其中存在能够降解大分子有机物的功能细菌^[25].

为进一步揭示两湿地在尾水处理中的效果差异和作用机制, 对样品中相对丰度最高且与污染物去除效果联系密切的优势菌门进行属水平上的主成分分析, 结果如图 8所示.从中可知, HFCW与VFCW的优势菌属组成差异主要在基质样品, 因此推测基质表面生物膜的微生物群落结构差异是造成HFCW和VFCW污染物去除效果不同的主要原因之一.通过分解Bray-Curtis差异指数, 量化每个物种对两组之间差异的贡献度, 得到Simper指数差异贡献度, 如图 9所示, 其中展示了对HFCW和VFCW两组样品间差异贡献度排名前20的物种及其丰度.其结果显示嗜氢菌属(Hydrogenophaga)、丹毒丝菌属(Erysipelothrix)、戴沃斯菌属(Devosia)、Terrimicrobium和脱硫微杆菌属(Desulfomicrobium)是HFCW与VFCW微生物群落差异贡献度较高的5个菌属, 累积贡献率超过30%.其中嗜氢菌属、丹毒丝菌属和戴沃斯菌属均与湿地脱氮作用有关, 如嗜氢菌属可将硝态氮作为氮源进行呼吸, 主要在氨化和氨氧化过程中起作用^[26].丹毒丝菌属能够将硝酸盐还原成氮气, 实现TN的脱除^[27].分别对嗜氢菌属、丹毒丝菌属、戴沃斯菌属在HFCW与VFCW中的相对丰度进行比较, 发现嗜氢菌属在HFCW基质表面相对丰度(7.27%)高于VFCW基质(2.72%), 而在VFCW风车草(13.73%)和水葱根际(11.48%)的相对丰度高于HFCW风车草(7.16%)和水葱(2.03%).HFCW基质和风车草根际的丹毒丝菌属相对丰度较高, 而VFCW基质、风车草表面的戴沃斯菌属相对丰度较高. HFCW与VFCW基质优势菌属分布差异可能与湿地复氧效果有关, 与VFCW相比, HFCW的构造条件决定了其内部整体处于厌氧环境, 更利于大部分反硝化菌属的聚集, 因此HFCW中存在相对丰度更高的反硝化菌属.

图 8

Fig. 8

图 8 优势菌门属水平主成分分析 Fig. 8 Principal component analysis of dominant phylum at the genus level

图 9

Fig. 9

图 9 属水平Simper差异贡献度 Fig. 9 Difference contribution of Simper at the genus level

整体来看, HFCW与VFCW植物根际嗜氢菌属、丹毒丝菌属和戴沃斯菌属相对丰度之和较基质高, 其中风车草最高, 水葱次之, 基质最低, 这可能是由于植物通过根际分泌有机碳, 为反硝化菌群的富集提供了有利条件^[28].嗜氢菌属、丹毒丝菌属、戴沃斯菌属相对丰度之和在HFCW与VFCW植物根际样品间相差不大, 但它们在HFCW基质表面的相对丰度之和(12.13%)远高于在VFCW基质表面样品的丰度(5.58%).这可能是试验后期HFCW具有较好脱氮效果的原因.除上述主要反硝化菌属外, 湿地中还存在多种异养反硝化菌属.

有研究表明, 湿地系统中微生物的种类和数量随季节的改变而变化, 一般情况, 夏秋季数量最高, 冬季最少, 当季节温度小于15℃时反硝化作用会受到明显限制^[29].但本试验在温度低于15℃的条件下, HFCW与VFCW中仍存在相对丰度较高的反硝化菌属, 且具有良好的脱氮效果, 表明在试验期间的温度范围内, 外加碳源能够维持低温下湿地中反硝化微生物的生物量, 从而改善温度对湿地TN去除效果的影响.

人工湿地作为室外构筑物, 其运行效果受到环境温度的显著影响.研究发现环境温度对有机物和氮的去除效果影响较大, 对磷的去除影响微乎其微, 这可能是由于湿地中磷的去除主要依赖基质的吸附, 生物作用除磷所占比例较小.而潜流人工湿地对有机物的降解和氮的去除在低温条件下则明显受到抑制.此外, 对两种类型湿地出水长期监测溶解氧浓度(DO)发现, 垂直VFCW出水平均值(8.39±2.19)mg ·L^-1高于HFCW出水平均值(5.98±1.71)mg ·L^-1.较高的DO浓度有利于提高有机物降解细菌活性, 提升其异化和同化作用效率^[30], 因此VFCW表现出较优的COD去除效果.基于对湿地基质和植物根际微生物群落结构分析, 发现HFCW基质表面反硝化菌属丰度高于VFCW, 而VFCW植物根际反硝化菌属丰度高于HFCW, 但水质指标结果显示添加碳源后HFCW的脱氮效果更好, 表明湿地基质表面生物膜对系统脱氮的影响更大.植物根际虽然微生物相对丰度较高, 但植物根际微生物对湿地整体污染物去除效果影响有限, 这可能是由于低温季节下植物枯萎, 根际活力下降. 图 4结果显示投加碳源后HFCW的去除氮效率明显提升, 结合DO浓度监测结果, 揭示HFCW内部具有较充分的厌氧环境, 外加碳源为基质表面的反硝化微生物群落如嗜氢菌属(Hydrogenophaga)和丹毒丝菌属(Erysipelothrix)等提供了充足的电子供体, 缓解了低温对脱氮微生物活性的影响, 因此HFCW脱氮效果大幅上升, 去除率超过了VFCW. VFCW具备良好的好氧-厌氧交替环境, 为硝化-反硝化反应顺利进行提供了充分条件, 但我国污水处理厂尾水中氮大多以硝态氮形态存在, 因此在尾水深度处理中反硝化作用是决定脱氮效果的关键. Wang等^[31]的研究显示较高溶解氧水平(>6.0 mg ·L^-1)会造成湿地反硝化作用下降, 这可能是本试验中VFCW脱氮效果受限的原因, 此外, 进水碳氮比与湿地脱氮效果也存在相关性, 因此, 在处理以硝态氮为主的污水处理厂尾水时, 建议结合碳氮比来选择湿地类型.

(1) 两组潜流人工湿地均表现出稳定的有机物降解能力和较强的有机负荷抗冲击能力, 但低温下湿地中反硝化菌活动受到抑制, 添加碳源可显著改善湿地脱氮效果.碳源添加前, HFCW和VFCW对TN的平均去除率分别为22.86%和46.73%;碳源添加后, HFCW和VFCW的TN平均去除率则达到76.01%和71.69%, 表明外加碳源对HFCW中TN去除率提升具有更优的效果, 而温度变化和碳源投加对湿地除磷效果影响有限.

(2) 分析HFCW与VFCW中基质与植物根际微生物样品物种多样性和丰富度, 发现两种试验湿地样品的物种多样性指数相似, 而VFCW基质和风车草根际样品的物种丰富度指数均高于HFCW.变形菌门、厚壁菌门和疣微菌门是HFCW与VFCW基质和植物根际样品中共有的优势菌门, 其中变形菌门是HFCW和VFCW中相对丰度最高的菌门.

(3) 对优势菌门进行属水平上的主成分分析, 结果显示HFCW与VFCW的优势菌属组成差异主要在基质样品, 而结合水质数据分析发现污染物净化效果与湿地基质表面微生物群落结构更相关.

(4) 从两种类型湿地优势菌门属水平差异度来看, 嗜氢菌属、丹毒丝菌属和戴沃斯菌属是HFCW与VFCW微生物群落差异贡献度最高的3个菌属, 而这3个菌属均被报道与湿地的反硝化作用密切相关, 这可能是造成HFCW与VFCW脱氮效率不同的主要原因之一.