一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖废水的处理装置及其方法和应用与流程

本发明属于污水处理领域，更具体涉及一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置及其方法和应用。

背景技术：

规模化畜禽养殖对环境造成的污染已引起各级政府部门的高度重视与社会公众的广泛关注。尤其是畜禽养殖污水，属于高浓度有机物污染废水，污染物成分复杂，危害大。为了促进规模化、集约化畜禽养殖的可持续发展，国家和地方亟待发展和利用经济、高效的处理技术来降低畜禽养殖污水中污染物浓度。

目前畜禽养殖污水的控制方式主要包括源头控制法、自然消纳法和工程处理法。这些传统的处理方法虽然取得了一定的成效，但是仍然存在潜在的风险性，畜禽养殖污水即便经过工程法处理后，将大部分的有机物、悬浮物和氨氮等物质大量去除，其水质部分指标仍达不到《畜禽养殖业污染物排放标准》(gb18596-2001)的要求，与国家地表水环境质量标准(gb3838-2002)的ⅴ类水体要求相差甚远，普遍存在c/n低、nh4⁺-n高和生物处理难度的问题，导致这类污水仍须经过后续处理(即深度处理)。在众多深度处理方式中，人工湿地因其具有去污效果好、耐冲击负荷能力强、投资低和生态环境友好等优点，成为较优的选择。

技术实现要素：

本发明主要是针对污染成分复杂的养猪场消化池废水处理工艺相对陈旧，污染负荷超标和出水质量不达标等问题，提供了一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置及其方法，通过复合垂直流人工湿地的处理装置的构建、湿地填料材料选择、湿地植物选配来实现畜禽养殖废水的深度净化。

同时本发明还提供了上述方法在降低畜禽养殖废水中n污染物和/或抗生素中的应用。实验结果表明本发明的处理方法对高nh4⁺-n养猪场消化池废水脱氮性能显著。

为了实现上述的目的，本发明采用以下技术方案：

一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置，该装置包括顶部开口的池体，池体包括下行潜流湿地池和上行潜流湿地池，下行潜流湿地池和上行潜流湿地池之间通过隔板隔开，隔板顶部与下行潜流湿地池和上行潜流湿地池的顶部平齐，隔板的底部高于池底，确保水流通过，在上行潜流湿地池的外墙顶部设置有出水采集管，出水采集管的另一端连接有出水管。

进一步的，所述上行潜流湿地池的外墙底部设置有排空管。

进一步的，所述出水采集管和排空管上均设置有截止阀。

一种多级复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置，由至少两个上述复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置通过出水管和进水管串联而成。

一种利用上述处理装置处理畜禽养殖废水的方法，包括如下步骤：

在所述复合垂直流人工湿地处理装置的下行潜流湿地池和上行潜流湿地池内均填入相同的填料基质，同时在下行潜流湿地池和上行潜流湿地池的基质中均种植相同的净化植物。

进一步的，所述下行潜流湿地池中填料基质的高度高于上行潜流湿地池中填料基质高度，优选为高3-8cm。

进一步的，所述的净化植物为耐污染、根系发达、生物量大、输氧能力强的挺水植物，优选为花叶芦竹。

进一步的，所述的填料基质为对阳离子选择吸附的沸石、石英、蛭石或陶瓷滤球等多孔基质，优选为沸石。

进一步的，所述方法在实施时，废水流速根据处理装置湿地单位面积的水力负荷进行调节。

进一步的，所述的畜禽养殖废水为猪场消化池出水。

进一步的，所述方法在实施时的进水方式为连续进水方式，水力负荷为100mm/d。

本发明还提供了上述方法在降低畜禽养殖废水中n污染物和/或抗生素中的应用。

进一步的，所述n污染物为氨氮和/或硝酸盐氮污染物。

进一步的，所述抗生素为四环素类抗生素和磺胺类抗生素中的至少一种。

进一步的，所述抗生素为四环素、土霉素、磺胺甲基嘧啶、磺胺二甲基嘧啶和磺胺甲噁唑中的至少一种。

本发明的装置池体在下行潜流湿地池和上行潜流湿地池底部形成水流连通的空间，即相当于在底部形成了水平潜流湿地池，待处理的畜禽废水进入到下行湿地潜流池上部填料基质表面，由于根系泌氧及进水中带入的溶解氧使得该区域呈现好氧状态，氨氮在硝化菌和亚硝化菌的作用下转化为硝酸盐氮，同时经填料和微生物的吸附、截留、氧化，有机物得到降解。

废水在重力和扩散的作用下由下行潜流湿地池填料层底端进入水平潜流湿地池，这一区域缺氧和厌氧状态，通过水平潜流湿地池强化了湿地对废水的反硝化作用。

最后废水由水平潜流湿地池进入上行潜流湿地池填料层，这一区域由于植物根系输氧作用废水再次进入好氧环境内，经过好氧降解，最后由上行潜流湿地池上部进入出水采集管和出水管。

与现有畜禽养殖废水处理方法相比，本发明的处理装置和方法具有以下优点与有益效果：

(1)本发明的处理装置将下行潜流、水平潜流和上行潜流进行串联，创设了畜禽养殖废水深度处理不同区域所需要的好氧-厌氧-好氧微环境，即充分利用了使污染物去除的好氧、兼氧、厌氧空间，又降低了湿地占地面积，弥补了单一垂直流人工湿地工艺的不足，从而提高了低碳氮比，高nh4⁺-n畜禽养殖废水总氮去除效果。

(2)本发明构建的处理装置通过出水管可以将上一个复合垂直流人工湿地处理进行多级生态组合串联，进行多层次梯度畜禽废水处理，使畜禽养殖废水污染物负荷逐渐降低。

(3)本发明装置在上行潜流湿地池外墙底部设置了废水处置排空管，定期排空处置废水，排空废水时可以通过重力和渗透有利于于复合垂直流人工湿地池空气交换，有助于下行潜流湿地池和上行潜流湿地池内氧气输送，同时避免了高浓度有机物畜禽养殖废水对植物根部的胁迫，促进植物生长。

(4)本发明复合垂直流人工湿地装置相对于常规的水平潜流人工湿地和垂直潜流人工湿地对低碳比、高氨氮、高浓度有机物畜禽养殖废水处置脱氮性能显著提高，试验表明沸石基质湿地系统通过基质物理吸附以及反硝化和厌氧氨氧化为主的生物过程协同完成高效脱氮，其平均脱氮效率可高达96％以上，总氮去除率提高了30％以上；沸石基质湿地系统出水中畜禽养殖废水氨氮的平均去除率达到98.55％，氨氮去除率提高了41％；沸石基质系统出水中硝酸盐氮平均去除率为80.25％，硝酸盐氮去除率提高了45％。

(5)同时本发明的方法多空间微环境利用，也能显著降低废水抗生素浓度，对抗生素四环素平均去除率达到80％以上，对抗生素磺胺平均去除率达到50％以上，废水中抗性基因浓度降低约1个数量级，其对抗性基因的平均去除率达到70％以上。

(6)本发明利用构建的复合垂直流人工湿地处理畜禽养殖废水，生态经济构造简便，成本低、能耗小，克服了养殖废水工业处理技术中的不足，通过湿地结构组合、湿地填料选择和湿地植物选配，解决了畜禽养殖废水污染物浓度高，性质复杂，单一的处理工艺往往难以应对，废水处理不达标的问题，实现了畜禽养殖废水深度处理与生态回归。

附图说明

图1为本发明的一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置示意图。

其中：1-废水箱、2-水流控制动力装置、3-进水管、4-进水端、5-上行潜流湿地池、6-下行潜流湿地池、7-水平潜流湿地池、8-隔板、11-出水采集管、12-排空管、13-出水管。

图2为实施例1和实施例2中废水4种处理装置示意图，(a)－z(沸石基质无植物)、(b)－zp(沸石种植植物花叶芦竹)、(c)－q(石英基质无植物)和(d)-qp(石英基质种植花叶芦竹)。

其中“influent”表示初进入下行潜流湿地池6中之前的养猪场消化池出水废水。

图3为实施例1中废水4种处理装置的进、出水tn浓度变化示意图。

图4a为实施例1中废水4种处理装置的nh4⁺-n去除率季节性差异示意图。

图4b为实施例1中废水4种处理装置的进、出水nh4⁺-n浓度示意图。

图5a为实施例1中废水4种处理装置的no3^--n去除率季节性差异示意图。

图5b为实施例1中废水4种处理装置的进、出水no3^--n浓度示意图。

图6a为实施例1中废水4种处理装置的no2^--n去除率季节性差异示意图。

图6b为实施例1中废水4种处理装置的进、出水no2^--n浓度图示意图。

其中“in”表示进入下下行潜流湿地池6之前的养猪场消化池出水废水，即进入人工湿地的废水。

图7为实施例1中废水4种处理装置中基质的硝化速率图。

图8为实施例1中废水4种处理装置中基质的反硝化速率图。

图9为实施例1中废水4种处理装置中基质的n吸附速率图。

图10为实施例2中养猪场消化池出水、各系统出水抗生素浓度季节平均浓度示意图。

图11为实施例2中废水4种处理装置中对抗生素去除率图。

图12为实施例2中废水4种处理装置的进出水中抗性基因绝对丰度示意图。

图13为实施例2中废水4种处理装置的抗性基因去除率箱式示意图。

具体实施方式

下面结合具体实施例和说明书附图来进一步说明本发明的技术方案。

实施例1：一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽废水污染物的方法

见图1，一种复合垂直流人工湿地深度净化畜禽养殖污染废水的处理装置，该装置是由厚度为5mm的透明玻璃制成的顶部开口的长方体结构池体，池体的长宽高分别是40cm×20cm×40cm，该装置包括下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5，下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5之间通过厚度5mm玻璃板隔板8隔开，隔板8顶部与下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5的顶部平齐，隔板8底部距离池底6cm，形成一个连通的孔道，通过隔板8底部的连通孔道把下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5两个池体水流连通起来，从而在池体底部形成一个高度6cm水平潜流湿地池7。

在该处理装置的上行潜流湿地池5外墙距离底部5cm和30cm处分别设置排空管12和出水采集管11，出水采集管11的另一端连接有出水管13，出水采集管11和排空管13上均设置有截止阀。

下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5中分别加入高度为35cm和30cm的基质填料，使用时，根据需要将植物种植在填料中。

实验过程中定期打开排空管12排空装置中的废水，排空废水的重力和渗透有利于复合垂直流人工湿地池内空气交换，有助于下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5内的氧气输送，同时避免了高浓度有机物畜禽养殖废水对植物根部的胁迫，促进植物生长。

本实施例利用上述的装置同时进行了4个不同处理组试验的研究，其示意图如图2，分别为：(a)q系统-填料为石英砂基质，不种植植物，(b)qp系统-填料为石英砂基质，同时种植植物花叶芦竹，种植密度为25株/m²，(c)z系统-填料为沸石基质，不种植植物，(d)zp系统-填料为沸石基质，同时种植植物花叶芦竹，种植密度为25株/m²。所用石英砂基质和沸石基质的性质如表1和表2。

表1石英砂的物理化学性质

表2沸石的物理化学性质

实验所用湿地进水取自湖北武汉某养猪场消化池出水，其水质指标为：cod、nh4⁺-n、no3^--n、tn和tp范围值分别为86-268mg/l，370-680mg/l，2.8-48mg/l，399-723mg/l和19.8-123.5mg/l。

进水方式：采用连续进水方式，在水流控制动力装置2调节下，湿地进水从25l废水箱1流经进水管3进入下行潜流湿地池6的基质填料层顶端，通过重力和扩散作用到达下行潜流湿地池6底部填料层，水流穿过隔板8底部的连通孔道从下行潜流湿地池6填料层底部进入水平潜流湿地池7，然后进入上行潜流湿地池5填料层底部，进入上行潜流湿地池5填料层底部的水流在压力的作用下进入上行潜流湿地池5填料层上层，最后进入出水采集管11，最后从出水管13流出，水力负荷为100mm/d。

不同处理组试验(b)和(d)的下行潜流湿地池6和上行潜流湿地池5中均种植有废水污染物去除效果好的种植植物-花叶芦竹，禾本科，芦竹属，种植密度为25株/m²，株高20-25cm左右，花期为9-12月。

试验周期14个月，2016年7月至2017年8月。

样品采集：样品采集周期为7天，定期采集复合垂直流人工湿地进水即消化池出水和出口管13的出水并根据需要进行测定。出水样品在测定nh4⁺-n、no3^--n、no2^--n和tn之前经0.22μm水系滤膜过滤，以去除杂质。如不能现测，则用稀硫酸调节水样ph至2左右，于4℃冰箱暂存备用。nh4⁺-n含量测定采用hj535-2009推荐的纳氏试剂分光光度法，no3^--n含量测定采用hj/t346-2007推荐的紫外分光光度法，no2^--n含量测定采用n-(1-萘基)-乙二胺光度法，tn采用hj636-2012推荐的碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法。

在实验中期(2016.12)对湿地植物进行收割，并保留地上10cm茎。实验结束后(2017.8)，收割全部植物并采集基质样品，样品取自各湿地单元装置中高于下行潜流湿地池6底部或上行潜流湿地池5底部5-10cm和25-30cm处的基质，手工移除植物根和明显杂质后混匀，然后储存于-80℃冰箱待后续硝化与反硝化速率的分析。

实验结果表明：

(1)复合垂直流人工湿地脱氮性能

在一年的监测期内，养猪场消化池出水有机物波动较明显，tn范围为399-723mg/l(图3influent)，其中春季含氮量平均为680mg/l，而夏、秋、冬季稳定在400-500mg/l左右。沸石基质湿地系统出水中tn相对较低，平均出水分别为zp：8.97mg/l和z：19.3mg/l，而石英砂湿地系统出水相对较高，平均为q：259.54mg/l和qp；299.14mg/l。沸石基质湿地对系统tn去除率显著(p<0.05)高于石英砂对照组。

本实施例选定的养猪场消化池出水中nh4⁺-n季度平均浓度范围为407-500mg/l(图4b)，约为95％tn。各湿地系统出水中nh4⁺-n浓度差异较大，在z、zp、q和qp系统中nh4⁺-n平均去除率分别为96.25％、98.55％、46.71％和38.09％，各系统的nh4⁺-n平均出水浓度分别为17.56、7.01、257.07和296.02mg/l(图4a和图4b)。

沸石基质湿地出水nh4⁺-n达到《畜禽养殖业污染物排放标准》规定的最高允许排放日均浓度低于60mg/l的标准，且nh4⁺-n去除效率显著(p<0.05)高于石英砂对照组，一方面沸石表面过剩的负电荷对nh4⁺具有较高亲和性和选择性，另一方面nh4⁺离子半径小于沸石孔径(d＝0.7-1.0nm)，nh4⁺离子可被吸附在沸石铝硅酸盐阴离子骨架内部，从而大幅降低水溶液中nh4⁺离子。

各湿地系统no3^--n去除率相对稳定，z、zp、q和qp系统的no3^--n去除率分别为80.25％、72.83％、68.58％和63.69％(图5a)，no3^--n进水浓度范围为2.8-48.0mg/l，季节差异明显，秋、冬、春和夏季平均浓度分别为3.75、14.71、29.42和34.50mg/l(图5b)。各湿地系统对养猪废水消化池出水中no3^--n净化效果较好，z、zp、q和qp系统出水中no3^--n平均浓度分别为1.69、2.43、2.45和3.04mg/l。

各湿地系统在运行过中，进水no2^--n累积较少，但湿地出水no2^--n浓度高于进水(图6b)，z、zp、q和qp系统出水no2^--n浓度在秋、冬、春、夏四季的平均浓度分别为21.74、21.55、176.29和30.98μg/l(图6b)，平均去除率分别为-0.42％、6.40％、-897.92％和-101.45％(图6a)，这说明复合垂直流人工湿地系统微生物亚硝化或部分反硝化活性较高。

(2)基质硝化与反硝化速率测定

1.硝化速率测定方法

1.1硝化培养基制备：nh4cl0.53g，ch3coona·3h2o7.85g，k2hpo4·3h2o7.90g，kh2po41.5g，mgso4·7h2o0.1g，nacl30.00g，并用h2so4或naoh调节ph＝7.0-7.3。

1.2.取10g干基质和15ml无菌水于50ml无菌离心管中，恒温震荡30min，获得细菌粗提液。取细菌粗提液于150ml无菌三角瓶中，加入35ml硝化培养基，加盖恒温摇床震荡过夜(室温转速控制在150转/分钟左右)，反应结束后，离心去除杂质和沉淀，取上清液按照紫外分光光度法测定no3^--n浓度。人工湿地基质中硝化速率基于单位时间no3^--n的产生量而定，计算公式如下：

q1＝(c2-c1)×v1×10^-3/(14×t×m)

其中：q1为基质微生物硝化速率，nmol/(g·h)，

c1为培养基中no3^--n的浓度值，mg/l，

c2为反应一定时间后，溶液中no3^-的浓度值，mg/l，

t为基质微生物反应时间，h，

v1为反应体系总体积，ml，

m为加入基质样品的质量，g。

2.反硝化速率测定方法

反硝化培养基制备：kno31.0g，ch3coona·3h2o7.85g，k2hpo4·3h2o7.90g，kh2po41.5g，mgso4·7h2o0.1g，nacl30.00g，营养液2.00ml，并用h2so4或naoh调节ph＝7.0-7.3。

按照步骤1的1.2方法进行检测，不同的是，人工湿地基质中反硝化速率基于单位时间no3^--n的减少量而定，计算公式如下：

q2＝(c1-c2)×v1×10^-3/(14×t×m)；

其中：q2为基质微生物硝化速率，nmol/(g·h)，其他定义与1.2中一致。

实验结束后，按照前述方法分别取四个系统中的上行潜流湿地池5(up)、下行潜流湿地池6(down)中的基质进行上述检测，相应结果如图7和图8，由图7可知，z-down、z-up、zp-down、zp-up、q-down、q-up、qp-down和qp-up处基质的硝化速率分别为16.7、19.0、12.1、12.5、11.5、11.1、18.4和14.4nmol/g·h(图7)；z系统的复合垂直流人工湿地上行潜流湿地池5的硝化速率高于下行潜流湿地池6，zp和q系统湿地上、下行池硝化速率接近，而qp系统与z系统趋势相反，下行潜流湿地池6硝化速率高于上行潜流湿地池5。

z-down、z-up、zp-down、zp-up、q-down、q-up、qp-down、qp-up反硝化速率分别为681.9、704.8、649.1、681.9、832.7、704.8、845.8和796.6nmol/g·h(图8)，沸石基质复合垂直流人工湿地平均反硝化速率显著低于石英砂组(p<0.05)。这说明，石英砂基质微生物反硝化活性显著高于沸石基质复合垂直流人工湿地，这可能与沸石基质微孔结构有关，反硝化和厌氧氨氧化细菌粒径一般为1-5um，比沸石微孔尺寸大出2-3个数量级，微生物在沸石表面沉积，该结构延长了生物膜形成时间。qp组的下行潜流湿地池6中反硝化速率为839.3nmol/g·h显著高于上行潜流湿地池5的750.7nmol/g·h。

(3)基质中n吸附速率

湿地稳定运行一年后，上行潜流湿地池5(upcell)、下行潜流湿地池6(downcell)中的基质对n吸附速率见图9。下行潜流湿地池6吸附速率显著(p<0.05)高于上行潜流湿地池5，这与复合垂直流人工湿地水流结构有关。在，z、zp、q和qp湿地系统的下行潜流湿地池6中基质对n的吸附速率分别为6.01、6.23、0.49和0.65gn/m³/d，沸石基质吸附速率显著(p<0.05)高于石英砂基质，这与沸石基质硅氧四面体和铝氧四面体结构有关。沸石alo4^-结构带负电，可以通过范德华力吸引湿地水溶液中带正电的nh4⁺，因而对nh4⁺具有较高亲和性和选择性。z和zp系统沸石基质的吸附作用对n的贡献率分别为46.47％和48.46％，约占tn去除率的一半，而q和qp系统中基质吸附对脱n贡献率分别为9.04％和14.42％，显著低于沸石基质脱n贡献率。这说明，在石英砂基质湿地系统(q和qp)中n的去除以微生物去除为主。有植物组nh4⁺-n吸附速率略微高于无植物组，这可能是因为植物根系分泌物促进水溶液中有机n向植物可利用的无机氮的转化，这说明，植物种植可促进基质对n的吸附。

综合来说：沸石基质湿地系统通过基质物理吸附以及反硝化和厌氧氨氧化为主的生物过程协同完成高效脱氮，其平均脱氮效率可高达96％以上。

实施例2：复合垂直流人工湿地深度净化方法对猪场消化池废水的抗生素去除作用

本实施例利用实施例1的装置进行了抗生素去除的4种处理试验的研究，单个试验装置见图1，4种处理试验的装置见图2，湿地进水取自湖北武汉某养猪场消化池出水，通过调研发现，该养猪场使用的抗生素类药物为磺胺和四环素类，因此本实施例针对该两类抗生素进行测定。实验避光运行14个月，从2016年7月至2017年8月，分为驯化(2个月，2016年7月和8月)和正式运行(12个月，2016年9月至2017年8月)2个阶段，水力负荷为100mm/d。驯化阶段定期检测出水常规指标至现对稳定，正式运行阶段取样周期为30天，抗生素浓度测定水样储存于-20℃保存待测。

本实施例中挑选3类常见的磺胺类抗生素：磺胺嘧啶sdz、磺胺二甲嘧啶smz、磺胺甲恶唑smx和2类四环素类抗生素土霉素otc、四环素tc作为研究对象探讨其在复合垂直流人工湿地中的迁移转化。同时筛选三类磺胺类抗性基因(sulⅰ、sulⅱ和sulⅲ)和三类四环素抗性基因(tetm、teto和tetw)探讨抗性基因在复合垂直流人工湿地中的迁移转化速率。按照常规手段进行制样和检测，分别检测进入下行池6之前的水以及上行池5出口管13处的水中抗生素总含量和各抗性基因绝对丰度，然后计算去除率。

采用waters公司生产的超高效液相色谱-三重四级杆质谱联用仪(acquityuplch-class-xevotqms)对目标抗生素浓度进行定性和定量分析。

采用实时定量pcr测定抗性基因绝对丰度：

定量pcr试剂：sgfastqpcrmastermix(2x)(bbi)(roche罗氏)，定量pcr仪：lightcycler480softwaresetup(roche罗氏)，其中amoa、nxra、nirk、nirs、nosz、anammox16srdna、16srdna和sul(ⅱ)退火温度为57℃,tet(m)退火温度为55℃,tet(o)退火温度为50℃，sul(ⅲ)和tet(w)退火温度为60℃，sul(ⅰ)退火温度为65℃。

图10为养猪场消化池出水以及四个处理系统出水中抗生素浓度四季节平均浓度图，从上到下依次表示：otc、tc、sdz、smz、smx，图11为四个处理系统湿地出水的总抗生素实时去除率图，因受进水浓度差异影响和外部环境因素影响，出水抗生素去除率波动较明显。smz、sdz、smx、tc和otc去除率范围分别是24.9％-74.0％、9.3％-76％、13.0％-91％、62.3％-99.4％和52.3％-97.2％。对于磺胺的去除率，q、qp、z和zp组的平均去除率分别为60.2％、58.5％、52.2％和44.3％；现有技术中认为，水溶液中磺胺类抗生素去除路径主要为生物降解和间接光降解，而本发明中湿地系统有避光措施，且各系统所处外界光照环境一致，因而系统间去除率差异主要由生物降解活性差异和基质吸附差异所导致。对四环素tc去除率来说，qp、q、z和zp组的平均去除率分别是88.8％、87.8％、77％和75.5％。

复合垂直流工湿地能有效净化养猪场消化池出水中抗生素，出水抗生素对藻类危害等级明显降低；沸石基质复合垂直流人工湿地对抗生素平均去除率为94.15％，高于石英砂基质组84.85％，复合垂直流人工湿地中沸石基质和植物之间存在协同作用，更有利于抗生素去除。

图12为人工湿地进出水中抗性基因绝对丰度图，图中各柱状图从上到下依次表示：tet(w)、tet(o)、tet(m)、sul(ⅲ)、sul(ⅱ)和sul(ⅰ)。复合垂直流人工湿地对抗性基因平均去除率范围为71.7-95.3％，沸石基质对sul(ⅰ)和tet(w)有较强吸附性。

进水中sul(ⅰ)、sul(ⅱ)、sul(ⅲ)、tet(m)、tet(o)和tet(w)绝对丰度分别是1.23e+06、2.05e+05、3.56e+05、1.26e+05、4.18e+05和9.00e+05copies/ml，其中磺胺类以sul(ⅰ)为主，四环素类以tet(w)为主。湿地系统z、zp、q、qp中总抗性基因出水浓度分别为1.25e+05、1.88e+05、2.67e+05、1.07e+06，相对进水，湿地出水抗性基因浓度降低约1个数量级。z、zp、q和qp湿地系统对抗性基因平均去除率分别是95.3％、95.1％、93.2％和71.7％。其中，种植植物组抗性基因去除率低于无植物组，这说明在该系统中植物种植不利于抗性基因的去除，这可能是因为植物种植复合垂直流人工湿地系统微环境加速抗性基因宿主细菌生长代谢和抗性基因的横向转移。沸石基质组(z，zp)去除率显著高于石英砂基质组(qp)，这可能与基质类型有关，基质通过对抗性基因的吸附和基质微生物的调控，影响抗性基因的去除。通过显著性差异分析发现，sul(ⅰ)出水绝对丰度显著高于其余5类抗性基因(p<0.05)，出水中抗性基因以sul(ⅰ)为主。

图13为人工湿地抗性基因去除率箱式图。4个系统的sul(ⅰ)、sul(ⅱ)、sul(ⅲ)、tet(m)、tet(o)、tet(w)和16srdna平均去除率分别是67.5％、85.6％、95.6％、87.9％、97.9％、98.5％和91.9％。sul(ⅰ)去除率系统之间差异明显，在z、zp、q和qp四系统湿地中平均去除率分别为94.9％、88.6％、82.6％和3.8％，这说明沸石基质有利于sul(ⅰ)抗性基因的去除。

研究发现出水管13的出水中抗性基因以sul(ⅰ)为主，显著高于其他抗性基因。4个系统的sul(ⅰ)、sul(ⅱ)、sul(ⅲ)、tet(m)、tet(o)和tet(w)平均去除率分别是67.5％、85.6％、95.6％、87.9％、97.9％和98.5％。