人工湿地对城市废水的应用翻译.docx
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人工湿地对城市废水的应用翻译
人工湿地对城市废水的处理
第五章植被淹没床
5.1前言
植被淹没床（VSB）系统的污染物去除性能取决于很多因素，包括污水的质量，液压和污染物的数量，气候和系统的物理特性。
VSB系统在表面流（FWS）湿地系统上的主要优势是隔离了来自载体、动物和人类的废水。
与VSB系统相比，对蚊子和病原体传播的关注大大减少。
适当的设计和操作VSB系统可能不需要用栅栏隔开，也不需要将人和动物隔离。
将传统的VSB系统与相同大小的FWS系统进行比较，VSB系统的构建成本通常更高，主要是由于媒体成本（Reedetal.,1985）。
由于成本的原因，本手册所涵盖的传统的VSB系统很可能仅限于个别家庭、小型社区和小型商业运作，其中蚊虫控制是重要的，隔离栅栏是不实际的或不可取的。
第2章描述了传统的VSB系统。
典型的部件包括
（1）入口管道，
（2）粘土或合成膜内衬盆地，（3）松散介质填充盆地，（4）在介质中种植的湿地植被，以及（5）带有水位控制系统的出口管道。
绝大多数VSB系统都使用了连续和饱和的水平流，但是欧洲的一些系统已经使用了垂直流。
可供替代的VSB系统在这里定义为VSBs，这些VSBs已被修改以提高其治疗性能。
典型的修改涉及到一些类型的循环灌装和排水系统，以改善氧气输入到媒体。
可供替代的VSB系统的性能的潜在改进在某种程度上被一个更加复杂和昂贵的操作系统所抵消。
现在预测可供替代的VSB的设计是否比传统的VSB系统更有效或更实用还为时过早，尽管它们似乎能显著改善某些污染物的去除效果。
本章将讨论VSB系统处理
（1）化粪池和主要沉淀废水，
（2）池塘污水，（3）二次和非藻类的池塘废水。
在美国，最常见的VSB系统治疗的是化粪池和池塘废水，用于BOD和TSS的清除。
在欧洲，VSB系统最常用于处理化粪池废水，尽管它们在英国也被广泛使用，用于抛光活性污泥和红细胞废水，以及用于处理联合下水道旁路流。
本章总结了传统VSB系统设计中的理论和实际考虑。
VSB系统就像其他自然处理系统,不如精心设计的废物处理系统,因为他们理解
（1）有更多的变量,复杂的,和更少的控制流模式；
（2）反应速率和网站内随时间和位置的系统；和（3）受气候和经济增长模式的不一致。
这种复杂性使得基于理想化的反应器和反应动力学理论的设计方程的开发和使用变得困难，如果不是不切实际和不切实际的话。
此外，由于污染物的去除性能是相当多变的，设计必须是保守的，如果需要有保证的出水质量。
5.2理论考虑
5.2.1VSB系统湿地植物的潜在价值
在最近的几项研究中，比较了种植和未种植VSB系统的污染物去除性能，发现植物对性能没有重大影响。
然而，在VSB系统中建立和维护湿地植物的成本和时间是非常重要的。
尽管如此，在某些情况下，种植系统具有显著的美学优势，而不是未种植的系统，可能是湿地栖息地的价值。
不幸的是，植物的美学价值和VSB湿地系统作为湿地栖息地的价值难以量化，而美国环境保护署为其提供的生境价值没有给予缓解信贷。
在接下来的章节中，我们将更详细地讨论湿地植物在VSB系统中的潜在价值。
5.2.1.1湿地植物种类
有几项研究试图确定污染物的去除效果是否与不同类型的湿地植物不同。
尽管一些研究人员声称他们之间存在关系，但这些说法并没有被其他人证实。
目前尚不清楚是否需要维持一种植物种类，或一种指定的植物种类，以作任何治疗用途。
单一植物（单一栽培）系统由于捕食或疾病更容易受到灾难性植物死亡的影响。
一般认为，多株植物和原生植物系统不太容易受到灾难性植物死亡的影响，尽管没有研究证实这一假设。
植物的入侵和植物的统治使问题更加复杂化;在一些案例中，研究人员发现，随着时间的推移和没有操作员的干预，一些植物种类或一些入侵物种已经成为系统中所有或部分的主要物种。
这在VSB系统中比在FWS系统中发生得更少，也更慢。
基于现有的知识，湿地植物对污染物去除性能的影响似乎是最小的，因此植物物种的选择应以美学为基础，对操作的影响，以及在特定地理区域的长期植物健康和生存能力。
在进行选择时，应征询当地湿地植物专家的意见。
5.2.1.2植物介导的气体转移
湿地植物可以促进VSB系统废水的进出，大多数研究的重点是将氧气转移到废水中。
然而，废水中的甲烷和其他溶解气体可以通过湿地植物从废水中转移出来。
第三章详细介绍了植物介导的气体迁移的机理，植物根系对废水的潜在吸氧量取决于废水中溶解氧浓度、废水的根深、空气和叶片温度、植物生长状态（快速生长与衰老）等诸多因素。
大多数研究在确定介导的植物率控制的条件下，氧传质进行了实验室的缩影或生态实验仪器。
目前尚不清楚这些结果是否可以移植到全尺度系统中。
基于对文献的回顾，可能的氧转移率介于0-3.0g-O2/m2-d（0-0.6lbs/1000ft2-d）之间。
虽然这个最大值是在轻载的VSB系统的BOD加载范围内，（3g/m2-d=30kgBOD/ha-d=27BOD/ac-d），但几乎没有证据支持植物向VSB系统添加大量氧气的假设。
VSB系统中溶解氧的典型值很低（<1.0mg/L），但由于难以获得准确的原位氧读数，实际值可能更低。
在测定氧化还原电位（ORP）的VSB系统中，其值通常为负，说明有较强的还原条件。
在BOD和氨氮去除中都发现了未种植的系统和种植系统。
此外,根深度和流途径的调查发现,根不完全穿透底部的媒体和根区以下的有更多的流量通过它。
来自根部的氧气供应也很可能是不可靠的，因为每年植物衰老，植物死于疾病和害虫，以及每年可变的植物覆盖。
考虑到所有这些因素，建议设计者假设湿地植物不向VSB系统提供大量的氧气。
植物也会影响其他潜在的氧气来源——从大气到废水的直接氧气转移。
TVA的研究人员估计，大气中的氧气转化率介于0.50-1.0g-O2/m2-d（0.1-0.2lbs/1000ft2-d）。
将植物物质分解到培养基上可能会导致更低的氧气输送到废水中，因为植物物质起着扩散屏障的作用，最终会产生氧气需求。
5.2.1.3湿地植物的养分和金属去除
湿地植物在植物生长过程中，通过根部吸收营养物质（如N和P）和微量营养物质（包括金属）。
在植物衰老的初期，大部分的营养物质被转移到根状茎和根上。
大量的养分也可能从植物中渗出。
湿地物种的净年氮和磷吸收的估计数由12个到120个gN/m2-y和1.8到18个gP/m2-y。
芦苇在两个范围的较低的一端，而香蒲在较高的一端。
这些估计是基于整个植物的年增长率和营养浓度，但由于在VSB系统中，只有可以收获的芽，所以这些值应该至少减少50%。
这种方法也可以估计植物对金属的吸收。
为了使VSB系统中植物的养分去除最大化，必须在衰老之前进行收割。
在生长季节，不建议收集湿地植物，因为温暖的温度可能会导致植物的压力，大量的茎干死亡，以及一些湿地植物重新生长的显著延迟。
与VSB系统的典型负荷相比，直接植物吸收和采收对氮、磷和金属的预期最大去除率较小。
此外，植物吸收的氮、磷和金属会随时间而变化。
大部分的养分吸收发生在春季和夏季的快速植物生长过程中，如果植物在衰老之前没有收获，那么植物吸收养分的很大一部分会被释放回水中。
因此，除非VSB系统的营养去除标准也与植物吸收和释放同步，否则，植物的存在可能会比在满足养分去除标准方面更有害。
最后，通过收割获得的营养或金属的去除不太可能值得花费大量的时间和劳力来收获和再利用或处理生物量。
5.2.1.4工厂提供的反硝化碳源
由于与VSB系统有关的固有厌氧条件，它们是反硝化的良好候选。
在VSB系统中反硝化的可能限制因素是可生物降解的有机碳。
在VSB系统中，植物为反硝化提供的有机碳的价值取决于废水COD对氮比的影响，以及氮对系统的影响。
在VSB系统中，以植物为原料的有机碳是最重要的，它处理的是在生物降解有机碳上的不足，如硝化活性污泥的废水。
硝态氮比为2.3g-COD/g-NO3-N。
由于氧是优先使用硝酸盐作为电子受体，由进行反硝化的微生物，如果系统中存在任何氧气，那么所需的COD/NO3-N比就会显著提高。
分解湿地植物和植物根系分泌物是生物可降解有机碳的潜在来源，但是有机氮很容易转化为氨。
有机碳和氮的植物根系分泌物在衰老开始时是最大的。
由于VSB系统中的主要厌氧条件，在VSB系统的培养基中分解植物生物量很可能会给废水提供更多的有机碳（和氨），而不是将植物的生物量分解到培养基上，而在大部分的有氧条件下都是如此。
在介质（含硝酸盐）上的生物量分解产物通过沉淀渗透进入废水中。
在VSB系统的一项研究中，在处理一种硝化的次生污水的过程中，将秸秆、湿地植物和草等覆盖的生物量从30%提高到80%。
另一项研究用VSB系统对氮化垃圾渗滤液进行处理，发现硝酸盐的去除受到可降解有机碳的限制。
2.1.5设备在保温中的作用
种植在未种植的VSB系统上的一个潜在优势是，在寒冷的天气里，植物在向废水提供保温的过程中扮演着重要的角色。
在培养基上的枯萎植物生物量有助于限制废水的对流热损失和溶化雪对废水的渗透。
两名研究人员已经开发出方法来估计植物在预防中的作用。
从VSB系统的废水中提取热量。
然而,目前尚不清楚这一因素的重要性在污染物去除性能,因为1）尚未表明种植VSB系统执行比没有种植的系统,即使在冬天,2）死去的植物材料的氧转移和媒体也充当障碍的一个潜在来源废水可生物降解的碳和营养。
5.2.1.6植物对水力传导性（堵塞）和滞留时间的影响
一些VSB系统已经经历了被称为“堆焊”的情况，其中一部分污水流在媒体之上。
（2）对可能接触废水的人和动物造成潜在的健康危害；（3）降低了VSB系统的水力停留时间（HRT）和性能。
当介质的水力传导率不足以在媒体可用损失中传输所需的流量时，就会发生堆焊。
可用损失由出口管道的标高和媒体顶部的不同来定义。
堆焊可以源于许多因素包括
（1）设计拙劣的进口和出口管道系统；
（2）清洁水力传导率的预测是不准确的媒体；（3）施工不当和（4）的一个不准确的估计减少水力传导率,或“堵塞”,会出现由于固体积累或植物根系的生长。
一些研究人员发现，在系统的前1/4到1/3的范围内，堵塞最为严重。
在系统的剩余长度上，发现水力传导性较不受限制，且相当均匀。
基于20世纪80年代欧洲的研究，一些研究人员提出，植物根系通过打开污水流的优先通道，显著提高了VSBs与土壤介质的水力传导率。
后来对这些系统的研究发现，大量的流动发生在土壤表层。
根据最近的研究，在VSB系统的砂石介质中植物根的存在将会对水力传导率产生负面影响。
TTU的研究人员比较了根和非根固体颗粒造成的空隙体积的减少量。
他们估计，由于根系固体（2-8%）所造成的空隙体积的减少比由于非根系固体（0.1-0.4%）的孔隙体积的减少要大得多。
虽然总体上的真空体积的减少量很小，但水力传导率却降低了98%。
植物根系的主要功能是提供水分和养分，并在植物上锚定或支撑地上部分。
在VSB的所有深度，水和营养物都是充足的，所以植物的根通常只能穿透15-25厘米（6-10英寸）来固定植物。
VSB系统在大多数植物根系不能完全穿透整个深度的媒体和水力传导率的降低在根区下“短路”的结果创建根区,和更多的流量通过部分媒体没有根。
这种情况也可能导致在媒体（“死卷”）中产生停滞的区域，从而导致实际的HRTs下降，因为水更倾向于通过较小的媒体流量。
HRT的下降部分取决于根所占据的深度的部分;也就是说，更深层次的淹没床将会有更多不受根影响的媒体。
从示踪研究中,研究人员发现了实际和理论之间的显著差异荷尔蒙。
替代疗法的VSB系统和将它归因于分化的上部区域媒体的多数根生长。
然而，TTU的研究人员并没有发现他们研究的三个细胞中HRT的显著减少。
北卡罗莱纳州立大学（NCSU）的研究人员将他们的系统中的部分分化，归因于在高密度渗滤液顶部的介质中，低密度的雨水浸润导致的水分层。
这一现象也已被其他国家报告。
NCSU发现，在未种植的VSB系统中，短路比在种植系统中更大。
虽然雨水积水可能是某些VSB系统的一个问题，但在NCSU的影响较大的集水区（由于系统中使用的浅层边坡）和渗滤液的盐度放大。
CU研究人员在Minoa系统的三个细胞中进行了两组示踪研究。
第一组在种植前在细胞的清洁培养基中进行；第二组是在种植了一半的植物和一半未种植的细胞中进行的。
从第一项研究中，他们得出结论，在低媒体和死亡数量下，即使在干净的媒体中，也只有75%的理论价值。
他们将这些结果归因于媒体在施工期间的压实，以及与较低的大媒体相混合的上豌豆砾石。
从第二项示踪研究中，他们得出结论，植物的根只穿透了一半的媒体深度，导致了比未植入媒体更短的电流和死亡的体积。
Tanner&Sukias（1995）也报告了在根区中更多的固体积累，这进一步促进了根区周围的优先流。
5.2.2去除机制
5.2.2.1BOD（生化需氧量）andTSS（总悬浮物的量）
VSB系统已用于各种废水的二次处理（例如:
30mg/L的BOD和TSS），包括:
初级和化粪池废水;池废水;而活性污泥、红细胞和滴滤液系统的流出物不符合二级标准。
如第3章所述，BOD和TSS去除的主要机制是絮凝、沉淀和过滤悬浮和大型胶体颗粒。
VSB系统对TSS和BOD有效，因为流速相对较低，且介质表面积较高。
他们通常在TSS去除方面做得更好，因为TSS去除是一种完全的物理机制，而BOD去除则更为复杂。
随着时间的推移，物理机制迅速去除的更大的可生物降解粒子将被降解，并转化成可溶和小胶体尺寸范围内的粒子。
这样它们就会成为BOD的内部“源”，因为它们会降解并重新进入水中。
一些材料也被纳入微生物生物量中。
有些物质会在VSB中积累，但长期固体积累量是未知的。
Tanner和Sukias（1995）报告发现，根据进水废水的负荷，发现的固体积累量比预期的要少。
澳大利亚里士满的研究人员发现，在VSB的初始部分中，大多数固体都被移除了，而“固体积累前沿”在一年后稳定下来，并没有提前。
这些发现支持了一种观点，即被困的材料会随着时间的推移而退化。
VSB系统处理池塘废水很可能会积累更多的固体，更容易堵塞，因为池塘废水中的TSS主要是藻类，其生物降解性和降解速度都比一般的原生或次生废水要慢。
在VSB流出物中，BOD和TSS可能不是通过VSB的材料，而是转化成内部产生的材料。
因此，它的大小或组成可能与影响的BOD和TSS有很大的不同。
例如，在LasAmimas系统中，影响TSS的主要是藻类细胞，但在废水中几乎没有藻类细胞，甚至认为流出的TSS平均为30mg/L。
只有当导致BOD的材料完全由厌氧生物过程转化为气态产物时，才会真正去除BOD。
两种最可能的厌氧途径是甲烷发酵和硫酸盐还原。
由于甲烷发酵在温度低于10的温度下受到严重的抑制，在寒冷的月份，硫酸盐还原可能主要用于可溶性的BOD去除。
然而，根据生物反应的典型温度依赖性，季节性的表现并不会像预期的那样变化。
一种可能的解释，是在寒冷的月份里物理上被去除的生物降解的粒子被降解得更慢和积累）。
随着温度的升高，被捕获的粒子的降解速率增加，从而减少了累积的固体颗粒，并释放了BOD。
这一理论将解释为什么夏季的BOD去除率，基于影响的BOD负荷，似乎没有明显大于冬季去除率。
讨论了北方气候中VSB系统表面的绝缘需要，但还没有量化。
替代的VSB系统应该获得更高的氧气转换率，因此BOD的去除应该改善，因为好氧生物过程将变得更加普遍。
然而，微生物生物质生产也应该增加，这可能会导致堵塞问题。
TSS和BOD去除的替代VSB系统的潜力还不清楚，但是在Minoa,NY的表现非常好。
5.2.2.2氮
一些传统的VSB系统已经被设计、建造和操作从各种废水中去除氨。
虽然在某些系统中已经实现了部分氨的去除，但去除的效果比预测的要少。
氨可以通过微生物反应或植物吸收去除。
由于VSB系统主要是厌氧的，通过硝化作用去除微生物是非常有限的。
如第5.2.1.3节所述，植物摄取也非常有限。
非常轻载的系统已经实现了部分氨去除但是如果需要氨的去除，一个单独的氨去除过程应该与VSB系统一起使用。
VSB系统的主要厌氧条件似乎很适合通过反硝化法去除硝酸盐，但很少有研究证明其用于这一特定用途。
处理氧化性次生废水或其他碳限制废水的系统可能有足够的碳来进行反硝化，从而有效地进行。
用更多碳处理废水的系统，已经实现了部分硝化，通常达到几乎完全的反硝化作用。
Crites和tchobanog（1998）认为，在VSB系统中，在2到4天的停留时间内，可以发生严重的城市废水反硝化现象，但Stengel和Schultz-Hock（1989）则证明了甲醇添加剂的反硝化作用。
替代的VSB系统应该获得更高的氧气转化率，因此他们应该更高效的通过硝化法去除氨和通过反硝化去除硝酸盐的效率比传统的VSBs低。
5.3水文
5.3.1蒸散和降水影响
避免堆焊是一个主要的设计标准，大量的降水或融雪可以增加VSB系统的流量。
在长时间降水或强融雪的气候条件下，必须估算出流入VSB的总集水区的径流，并将其纳入设计流程中。
蒸腾作用（ET）降低了液压加载，不会对堆焊造成影响。
除了在非常潮湿的气候条件下，来自降水事件的可能性不会对性能产生不利影响，因为VSB系统的表面积相对较小（与FWS湿地相比），而流出的控制应该足以防止堆肥。
降水量稀释了系统中的污染物，暂时提高了水位，降低了HRT，而ET集中了污染物，暂时降低了水位，增加了HRT。
根据不同的植物种类和密度，ET的速率会有所不同，但是在文献中已经报道了1.5到2倍的蒸发率。
除了在非常潮湿或干燥的气候条件下，这两种结果可能是相互抵消的，减少了对水位和流出物的整体影响。
不幸的是，ET和降水对VSB性能的具体影响没有被记录下来，因为对ET和降水的良好估计很难获得，而且即使在研究系统中也很少有精确的影响和流出流量测量。
5.3.2水位估计
设计过程中一个重要的步骤是估计整个VSB的水面的高度，以确保不会出现废水的表面。
在所有重力流系统中，VSB系统的水位由出口高程和水力坡度控制，或坡度，即从入口到出口的水位下降。
通过多孔介质的流动和水力梯度的关系通常由达西定律的一般形式来描述（Eq.5.1）。
这种形式假设层流通过介质比粗砂砾更细，许多作者对其他应用包括其他介质和紊流进行了修改。
然而，建议使用一般形式而不作修改，就足以估计VSB内的水位。
Q=（K）（Ac）（S）=（K）（W）（Dw）（dh/dL）（5-1）或者对于给定长度的VSB，
dh=（Q）（L）/（K）（W）（Dw）（5-2）
Q=流量，m3/d；K=水力传导率，m3/m2-d，或m/d；Ac=横断面面积正常到废水流量，m2=（W）（Dw）；W=VSB宽度，m;Dw=水深，m；L=VSB的长度，m；dh=压力损失（水位变化），由于水流的变化m；
S=dh/dL=水力梯度，m/m；
SB入口的水位将上升到需要的水平来克服整个VSB的头部损失。
因此，必须设计VSB以防止堆焊。
K对于一个操作VSB会随着时间和地点的不同而变化，并且会对头部的损失产生重大影响。
K是很难确定的，因为它受不能很容易解释的因素的影响，包括流动模式（受优先流和短路影响）和堵塞（受根生长/死亡和固体积累/降解的变化影响）。
因此，必须假定一个值用于设计目的。
不同尺寸的岩石和砾石的典型值如表5-1所示。
表5-1中列出的几个参考文献也指出，在最初的1/4到1/3的VBS中K比在床的其余部分要少得多。
根据表5-1所列的研究和VSB系统中许多观察到的情况，建议长期运行K值的保守值如下:
初始30%的VSBKi=1%of干净K最终70%的VSBKf=10%of干净K.
图5-1VSB的季节周期
5.3.3水力滞留时间和污染物扩散
任何反应堆的理论HRT都定义为反应器的液体体积除以它的流量。
在VSB系统中，由于孔隙体积的损失，难以准确地确定其液体体积，如不稳定的生物质和化学沉淀物等。
由于根的生长和腐烂，以及固体的积累和降解，在VSB和时间上，失去的孔隙体积会随时间和季节的变化而变化。
图5-2所示的优先流（见5.2.1.6节）对HRT也有直接影响，且与孔隙体积变化无关。
为设计目的的体积被根和其他固体理论荷尔蒙替代疗法被认为是无关紧要的,估计使用平均流（包括降水和ET非常潮湿或干燥的气候条件下）通过系统,系统尺寸,操作水位和初始孔隙度的媒体（清洁）,这是估计或实验确定。
实际的荷尔蒙替代疗法被频繁报道40-80%不到的理论荷尔蒙替代疗法（基于孔隙体积）由于孔隙体积损失,分化,或者优先流。
通过测量一个操作床排出的水的体积，可以确定液体体积的粗略近似，但是在小孔隙中保持的水或附着在生物量上的水将留在系统中。
排水也不能解释优先流。
在VSB系统中，通过使用多种示踪剂，我们推荐使用示踪剂作为一种更现实的测量方法。
图5–2VSB的优先流
目前VSB系统的一些设计方程假定了塞流条件。
然而，在VSB系统上进行的跟踪研究发现了大量的分散，如图5-3所示。
根据目前的数据，VSB系统不能准确地建模为塞流或完全混合反应器。
最简单的模型可以为示踪曲线提供合理的拟合，是一系列等量的完全混合反应器。
然而，虽然这个模型可以在数学上符合示踪剂的数据，但它实际上并不代表通过多孔介质的物理流动。
从直观上看，一个带有色散的塞流反应器最能代表VSB的实际情况。
该模型允许更大的灵活性来确定跟踪数据的拟合，但通常会导致一个复杂的污染物去除数学模型。
VSB系统的离散度估计在0.050到0.31之间，对于较小的长宽比系统的数字更大。
小于0.025的色散数表示近塞流条件，而高于0.20的数值表示高度分散。
在空间和时间上的流动和孔隙体积的非均匀性，以及包括降水和ET在内的其他因素，使流动和分散的模型变得复杂。
在这一点上，使用复杂的流模型似乎没有什么理由，因为缺乏数据和VSB中不可预测和不断变化的条件。
表5–1文献报道的水力传导率
媒体的大小和类型
干净/脏
K（m/d）
废水的类型
标准TSS,mg/L
操作长度
笔记和引用
5-10毫米的砾石
34,000/12,000
2°废水（100）
2年
K=12,000是下游部分（最后80的VSB。
5-10毫米的砾石
34,000/900
2°废水（100）
2年
K=900是VSBBavoretal（1989）、Fisher（1990）Bavor&Schulz（1993）的入口区域（20m）。
17毫米岩石
100,000/44,000
营养液（否定）
4个月
neg=TSS可以忽略不计
6毫米豆砾石
21,000/9000
营养液（否定）
4个月
Macmanusetal（1992）,DeShonetal（1995）
30-40毫米粗砂砾
NR/1000
2°废水（30w/a）
2年
w/=藻类;池废水;砾石床植物
5-14毫米细砾石
NR/12,000
2°废水（30w/a）
2年
粗砂砾为床前6米，是最后9m床
20-40毫米粗砂砾
NR/NR
垃圾填埋场渗滤液（否定）
26个月
对于粗砂砾，压力损失由出口控制，而不是K。
5毫米豆砾石
6200/600
垃圾填埋场渗滤液（否定）
26个月
Sanfordetal（1995a&1995b）,Sanford（1999）,Surfaceetal（1993）
19毫米岩石
120,000/3000
化粪池污水（50）
7个月
Georgeetal（2000）
14毫米细砾石
15,000/看笔记
曝气池（60w/a）
2年
从进口到2000年，混合砂砾（细覆盖粗）的K为50米;Watson（1993），Watson等（1990）
22毫米粗砂砾石
64,000/看笔记
曝气池（60w/a）
2年
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