潮汐流人工湿地基质硝化反硝化强度研究

张亚琼，崔丽娟*，李伟，李凯

1. 中国林业科学研究院湿地研究所，北京 100091；2. 湿地生态功能与恢复北京市重点实验室，北京 100091 3. 北京汉石桥湿地生态系统定位观测研究站，北京 101300

潮汐流人工湿地基质硝化反硝化强度研究

张亚琼1,2,3，崔丽娟1,2,3*，李伟1,2,3，李凯1,2,3

1. 中国林业科学研究院湿地研究所，北京 100091；2. 湿地生态功能与恢复北京市重点实验室，北京 100091 3. 北京汉石桥湿地生态系统定位观测研究站，北京 101300

潮汐流人工湿地（Tidal flow constructed wetland, TF-CW）是一种新型人工湿地生态系统，并且在氮去除方面受到了广泛的关注。通过对比4种不同进水方式TF-CW对NH4+-N和NO3--N两种氮形态的处理效果，并分析基质硝化反硝化强度与去除效果之间的相关性以及不同处理深度基质的硝化反硝化强度。结果显示：4种进水方式的湿地模拟装置对NH4+-N的平均去除率差异性显著且与硝化强度差异性一致，闲置时间/反应时间为 2∶1(D)的进水方式下基质的平均硝化强度最大，为(1.68±0.29) mg·kg-1·h-1，4种模拟装置的基质平均反硝化强度差异性也显著（P=1.202×10-5），连续流进水方式反硝化强度最大，为(2.99±1.58) mg·kg-1·h-1；TF-CW基质硝化强度与NH4+-N的去除率有明显的正相关性（r2=0.849 7，P=4.285×10-14），反硝化强度与NO3--N的出水浓度呈明显负相关关系（r2=0.844 8，P=6.939×10-14）；装置上部0～30 cm的处理阶段硝化强度最大，随深度增加变化逐渐减小，反硝化强度在中部的30～60 cm阶段较高。本研究为TF-CW设计改善其运行效果奠定了理论基础，在进行人工湿地设计时需综合考虑NH4+-N和NO3--N的整体去除效果，将潮汐流人工湿地与连续流人工湿地进行组合并合理配置，对污染物的去除更加全面有效。

潮汐流；人工湿地；基质；硝化强度；反硝化强度

潮汐流人工湿地（Tidal flow constructed wetland, TF-CW）是一种间歇式进水的新型湿地生态系统（Sun等，1999），其原理是利用潮汐运行过程中床体浸润面的变化产生的空隙吸力将大气氧吸入湿地基质或者土壤空隙（Zhao等，2004），从而提高人工湿地的溶解氧含量，使得湿地可以保证氨氮发生硝化作用所需的氧气，从而加快氨氮的去除（Kearney等，2013）。目前，利用TF-CW来去除水体中的氮等污染物以改善水质以便水资源的再利用已经得到了广泛关注（Hu等，2014）。TF-CW运行主要包含4个阶段，分别是瞬时进水、反应、瞬时排空以及闲置阶段（叶捷等，2011）。当TF-CW完成进水后，首先发生微生物吸附作用，然后在瞬间排空的同时发生基质复氧，吸收的氧气提供给微生物，从而进行微生物好氧降解。这种间歇的运行方式，使湿地内部的氧化环境有利于好氧微生物的生长，提高微生物活性（吕涛等，2013），也使得稳定、高密度的微生物生物膜的形成更加迅速（Behrends等，2001），从而弥补植物根系放氧不足，提高了污染物去除率（宋铁红等，2005）。另一方面，TF-CW还可以有效抑制微生物生长过快造成湿地堵塞现象（Hu等，2012）。

国内外许多研究都表明微生物硝化—反硝化作用是湿地最主要的脱氮过程（何连生等，2006；Vymazal等，2007；宋新山等，2007），主要原因是湿地为微生物创造了良好的硝化反硝化环境。硝化作用硝化细菌是将水中的NH4+-N和NO2--N转化为NO3--N的过程，硝化强度的高低直接反映了湿地对NH4+-N的去除效果（Penton等，2013）。反硝化作用是反硝化细菌将硝酸还原成N2O或N2的过程，两个过程密不可分，从而达到对湿地中氮的去除。此研究如何保证湿地硝化和反硝化这一重要除氮机制的畅通将是未来研究的重点（刘慎坦等，2011）。而研究人工湿地中的硝化反硝化作用在时间和空间上的分布规律，对于全面深入的了解人工湿地内部的污染物净化机制、阐明湿地脱氮的关键性步骤、丰富微生物的理化性质、提高湿地的效率等具有重要意义（Song等，2013）。TF-CW间歇进水的条件会提高人工湿地的硝化反硝化强度，以往大多数对TF-CW脱氮作用的研究仅仅从对水体中氮形态变化来考虑（刘昌伟等，2012；宋玉丽等，2012；吕涛等，2013），很少从基质-微生物复合体的角度去考虑净化效果及机理，针对TF-CW的硝化反硝化强度进行量化的研究更少，这直接限制了该湿地类型在景观水及回用水领域的应用。因此对不同进水方式下TF-CW装置硝化反硝化强度进行量化，探讨TF-CW发生脱氮作用的主要部位，可以为 TF-CW 设计奠定理论基础，并对于改善TF-CW运行效果具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 试验装置

TF-CW模拟装置为直径Φ=40 cm，高度h=110 cm的钢桶（图1），总体积约为138 L，每隔15 cm设置直径1 cm的取样口，每一层次设置3个取样口。进水由时控器（TB-125, LUEABB）控制水泵进行，装置顶端设置洒水盖，小孔密布于盖子底部，保证均匀进水，出水则由时控器控制电磁阀门（2W常闭220V, LUEABB）实现。装置填充基质选用沸石，填充高度为90 cm，沸石粒径为4～8 mm，沸石孔隙率为42%。

图1 TF-CW模拟装置Fig.1 Simulate equipment of TF-CW

1.2 试验参数

1.2.1 实验水质

试验用水为人工模拟污水，其中总氮（TN）由氯化铵配置，总有机碳（TOC）由葡萄糖配置，污水储存在体积4 m3的污水池中。进水TN浓度在30～50 mg·L-1之间，NH4+-N浓度在30～50 mg·L-1之间，基本不含NO3--N，TOC浓度在0～20 mg·L-1之间，pH为7～8左右。

1.2.2 进水方式

实验主要研究不同进水方式的TF-CW对氮的处理效果、硝化反硝化强度及变化规律进行研究，采用4种进水方式，每天完成一次进水周期，将连续流进水方式作为潮汐进水方式的对照，具体运行方式见表1。装置在2014年1月─2014年3月进行试运行，并对基质进行挂膜，2014年 4月─11月正式运行。

表1 TF-CW模拟装置进水方式Table 1 Input water type of the TF-CW simulator

1.3 样品采集与监测

1.3.1 采样频次

于2014年4月─2014年11月每周采取A、B、C、D 4个装置7个处理深度（15、30、45、60、75、90、105 cm）的水样以及污水池水样带回实验室进行水质分析。每个取样点设置3个重复。水样用500 mL塑料瓶取回，保存在4 ℃条件下，以备实验室内水质测定。每月采取 4个装置 3个层次（上部（0～30 cm）、中部（30～60 cm）、下部（60～90 cm））的沸石基质混合均匀后将沸石装入事先已经准备好的锥形瓶中。每个取样层取2个样，分别为好氧瓶和厌氧瓶，好氧瓶中的沸石占瓶体积的 1/3，留有足够的空气用于好氧呼吸，厌氧瓶中沸石充满瓶口，并用黑色塑料将瓶外部包裹。并取未挂膜的新鲜沸石作为空白对照。

1.3.2 测定方法

1.3.2.1 水质

水温、DO、氧化还原电位（oxidation reduction potential, ORP）、pH、电导率（Cond）等指标采用YSI-EXO（YSI，USA）便携式多参数水质分析仪现场同步测定。

TN、NH4+-N、NO3--N、TOC等指标测定方法按照《水和废水监测分析方法》测定（魏复盛等，2002），所使用仪器为SMARTCHEM200（WestCo，USA）全自动化学分析仪。

1.3.2.2 硝化强度

NH4+-N培养液配制：KH2PO4溶液0.2 mol·L-1、K2HPO4溶液 0.2 mol·L-1、(NH4)2SO4溶液 0.05 mol·L-1，最后按体积比3∶7∶30配制，并用H2SO4或NaOH稀溶液调至pH为7.2左右。

称取采回的100 g基质样品，置于150 mL三角瓶中，加入50 mL的NH4+-N培养液（25 mg·L-1），并用带孔的橡皮塞（或脱脂棉）塞住，放置于恒温振荡器上振荡24 h（恒温25 ℃、转速140 r·min-1)，取悬浮液离心或过滤，测定上清液中NO3--N的含量。用培养前后NO3--N浓度的变化来计算基质硝化作用的强度，按以下公式计算（王晓娟等，2006）。

式中：ω1为单位时间内单位质量上的基质所产生的NO3--N，mg·kg-1·h-1；c1为初始溶液中NO3--N的质量浓度，mg·L-1；c2为24 h时后溶液中NO3--N的质量浓度，mg·L-1；t为培养时间，h；v1为培养液体积，L；v2为基质中水分体积，L；m为样品质量，g；k为水分系数。此方法培养时间较短，通过震荡土壤样品可以防止厌氧环境的出现，从而抑制反硝化作用。

1.3.2.3 反硝化强度

反硝化细菌是进行反硝化作用的一个重要因素，它适宜生活在无氧或缺氧的环境中，pH接近中性时，反硝化进行很迅速，为消除反应过程中产生的碱度影响，使用KH2PO4和K2HPO4作为缓冲液，NO3--N培养液配制：KH2PO4溶液0.2 mol·L-1、K2HPO4溶液0.2 mol·L-1、KNO3溶液0.03 mol·L-1、葡萄糖0.02 mol·L-1按体积比3∶7∶30∶10的比例配制，C∶N约为3∶1，并用H2SO4或NaOH稀溶液调至pH7.2。

称取100 g基质样品，置于150 mL三角瓶中，加入50 mL的NO3--N培养液，并用保鲜膜或橡皮塞密封，外套黑色塑料布，放置于恒温培养箱（25 ℃）中密封避光培养，取悬浮液离心或过滤，测定上清液中NO3--N的含量。用培养前后NO3--N浓度的变化来计算基质反硝化作用的强度，按以下公式计算（王晓娟等，2006）。

式中：ω2为单位时间内单位质量上的基质所消耗的NO3--N，mg·kg-1·h-1，c1为初始溶液中NO3--N的质量浓度，mg·L-1；c2为24 h时后溶液中NO3--N的质量浓度，mg·L-1；t为培养时间，h；v1为培养液体积，L；v2为基质中水分体积，L；m为样品质量，g；k为水分系数。

1.4 数据处理

硝化反硝化强度分别与 NH4+-N去除率、NO3--N出水浓度的回归分析采用Origin8.5进行绘图分析。差异性分析采用SPSS19.0，统计学的显著差异在α=0.05水平上进行。

2 结果与分析

2.1 不同进水方式硝化反硝化强度对比

进水方式不同，TF-CW内部氧环境会发生很大变化，直接影响其内部硝化反硝化强度，进而影响湿地的氮去除效果（Hu等，2012）。表2分别比较了不同进水方式下 4个模拟装置对 NH4+-N、NO3--N、TN的去除效果、基质的硝化与反硝化强度、pH、溶解氧浓度（Dissolved Oxygen，DO）、温度等指标。

表2 不同TF-CW基质硝化反硝化强度对比Table2 Intensity of matrix nitrification and denitrification in different TF-CW

温度对潮汐流人工湿地的氮去除有一定的影响，氨氮和总氮去除速率与温度明显相关（Huang等，2013）。虽然水体中硝化反硝化作用可以在较宽的温度范围内进行，但是要发生明显的反硝化作用温度需在 5 ℃以上，温度低于 5 ℃时反硝化速度很慢（卢少勇等，2006），因此本研究将温度控制在适宜的范围内保证细菌的活性，且4种进水方式的温度差异不显著（P=0.673）。

本研究污水配置的主要污染物是 NH4+-N，而TF-CW的硝化反应是NH4+-N去除的主要途径。从表2可以看出，4种TF-CW模拟装置对NH4+-N的平均去除率可达90%以上。取上中下层次所测得的基质硝化强度平均值为平均硝化强度，通过单因素方差分析（One-Way ANOVA）可以看出4种进水条件下 TF-CW 的平均硝化强度存在显著差异（P=1.202×10-5），其中连续流模拟装置(A)的基质硝化强度为(0.69±0.27) mg·kg-1·h-1，与其他3种潮汐进水方式均差异显著（P=2.839×10-4；1.453×10-4；1.252×10-6），闲置时间/反应时间分别为1∶1(B)，1∶2(C)，2∶1(D)的进水方式下TF-CW模拟装置基质硝化强度分别为(1.35±0.35)、(1.40±0.37)和(1.68±0.29) mg·kg-1·h-1，三者之间两两比较进水方式为闲置时间/反应时间，2∶1(D)与其他两种潮汐进水方式差异显著（P=0.006；0.009）。这与4种进水方式下 NH4+-N的平均去除率之间的差异性一致，说明闲置时间/反应时间为2∶1(D)的进水方式下基质的平均硝化强度最大，同时其对NH4+-N的平均去除率也最高。

人工湿地微生物吸收去除氨氮优先于硝态氮，氨氮的存在会增加亚硝氮的积累量，从而抑制微生物吸收去除硝态氮（张达等，2014）。实验中污水以NH4+-N为主会导致在运行过程中生成的NO3--N并未完全通过反硝化作用去除。本研究采用NO3--N出水浓度来代替 NO3--N的去除效果，出水浓度越低，则说明去除效果越好。从表2可以看出，4种TF-CW 模拟装置的基质平均反硝化强度平均硝化强度存在显著差异（P=0.027），其中连续流模拟装置(A)的基质反硝化强度为(2.99±1.58) mg·kg-1·h-1，显著高于其他3种潮汐进水方式，其NO3--N出水浓度则显著低于其他3种潮汐进水方式。

水体pH值是影响生物脱氮的一个重要因素，硝化细菌的最适pH值为7～9，反硝化菌为pH值为7～8，因此污水的酸碱度对潮汐流人工湿地的去污能力有一定的影响，pH过高或者过低对湿地微生物活性的影响较大（丁怡等，2011），而微生物硝化反硝化过程也会导致pH值的变化（陈明利等，2009）。比较4种进水方式的pH值大小可以发现连续流的进水方式pH值显著低于其他3种进水方式（P=5.377×10-5）。

不同进水条件下的TF-CW模拟装置对TN的平均去除率均能达 80%以上，4种进水方式下TF-CW 模拟装置对 TN的平均去除率分别为81.09%±5.12%，84.87%±4.55%，85.59%±3.38%和89.08%±3.10%，方差分析显示4种进水方式的去除率差异性显著（P=8.898×10-8），连续流的进水方式(A)与其他3种潮汐流进水方式(B, C, D)对TN去除率均差异显著（P=0.048；0.004；5.718×10-9），D与 B，C进水方式对 TN的去除率差异性显著（P=2.837×10-5；9.435×10-4），但B，C之间比较并未达到显著差异（P=0.327）。说明连续流人工湿地与TF-CW相比对TN的去除效果差异显著，3种潮汐流之间相比，闲置时间/反应时间为2∶1(D)的进水方式下对TN的效果更优。

2.2 回归分析

4种不同进水方式 TF-CW 基质硝化反硝化强度与相应的NH4+-N去除率和NO3--N出水浓度相比较，可以发现，NH4+-N去除率和基质硝化强度存在一定的相关性，NO3--N出水浓度与基质反硝化强度也存在相关性。将NH4+-N去除率和NO3--N出水浓度取月平均值与每月监测所得的硝化反硝化强度进行线性回归分析（图2，图3）。

图2 硝化强度与NH4+-N去除率之间的相关关系Fig. 2 Relationship between nitrification intensity and the NH4+-N removal rate

图3 反硝化强度与NO3--N出水浓度之间的相关关系Fig. 3 Relationship between denitrification intensity and the NO3--N effluent concentration

从图 2可以看出，TF-CW 基质硝化强度与NH4+-N的去除率有明显的正相关性（r2=0.8497，P=4.285×10-14），说明在TF-CW中基质中微生物的硝化作用是NH4+-N的去除中有着重要的作用，通过对其硝化强度进行量化能准确反映NH4+-N的去除速率。从图 3中可以看出反硝化强度与 NO3--N的出水浓度呈明显负相关关系（r2=0.8448，P=6.939×10-14）。因此提高反硝化细菌的活性可以显著提高基质的反硝化作用从而提高 NO3--N的去除效果。另外，基质还可以通过吸附、沉淀、过滤等物理化学作用去除水体污染物，对于固定植物、保持水分、供给氧气、提供营养等方面都有重要作用（崔丽娟等，2011），还可以为微生物附着提供适宜条件（史鹏博等，2014）来达到生物除氮、磷的目的。因此基质的理化性质还对水体污染物的去除具有一定影响（夏汉平，2002）。

2.3 不同深度硝化强度与反硝化强度分析

通过对A、B、C、D 4个TF-CW装置不同层次（上部（0～30 cm）、中部（30～60 cm）、下部（60～90 cm））取样分析，以对比沿程硝化强度和反硝化强度的变化。

研究潮汐流人工湿地硝化反硝化强度随处理深度增加，在装置不同部位间的变化有利于探究湿地发生硝化反硝化作用的主要部位。因此对不同进水方式TF-CW装置内部硝化反硝化强度指标沿程变化规律进行了研究（图4，图5）。

图4 TF-CW不同深度硝化强度变化Fig. 4 The variation of nitrification intensity in different depth

图5 TF-CW不同深度反硝化强度变化Fig. 5 The variation of denitrification intensity in different depth

4种TF-CW装置上部，即0～30 cm的处理深度是硝化强度最大的阶段，中部即30～60 cm的处理深度与下部即60～90 cm处理深度的硝化强度变化不明显。人工湿地系统对污染物的降解随人工湿地的水流方向逐渐降低（杨旭等，2012）。因此TF-CW装置上部即入水口部分是硝化细菌最活跃的阶段，同时也是NH4+-N去除最快的阶段。而硝化作用在不同处理深度的强度都是装置D即闲置/反应为2∶1的进水方式下最大，说明这种进水方式下提供的环境在各个深度都适宜硝化细菌的生长，从而达到更优的NH4+-N去除效果。

4种进水方式的上部0～30 cm阶段反硝化强度较低，而随深度增加，在中部的30～60 cm阶段较高，A、B、D 3种进水方式都是在此阶段最高，说明在该此阶段中发生了明显的反硝化作用，上部由于硝化作用将大量的NH4+-N转化为NO3--N，随水流向下流动在中部经反硝化作用去除，在底部逐渐降低。而C装置1∶2的闲置/时间则是在最底部达到反硝化强度的最大值。另外，从图中可以看出，连续流的进水方式下（A装置）3个深度的反硝化强度都明显高于其他3种进水方式。说明连续流人工湿地产生的厌氧环境适宜反硝化细菌的生长，能够使 NO3--N得到更好的去除。研究人工湿地的微生物活性以及其分布时，发现湿地基质的脲酶与TN去除相关（岳春雷等，2004），磷酸酶与有机物浓度和TP相关，因此可以在潮汐流人工湿地基质生物膜酶活性以及硝化菌群的特性方面进行深入研究，为提高潮汐流人工湿地氮去除提供理论基础。

3 结论

（1）在以NH4+-N为主要N源的去除试验中，4种进水方式的湿地模拟装置对NH4+-N的平均去除率都可达90%以上。但是4种进水条件下TF-CW的平均硝化强度存在显著差异（P=1.202×10-5），其中连续流模拟装置(A)与其他 3种潮汐进水方式均差异显著（P=2.839×10-4；1.453×10-4；1.252×10-6）。闲置时间/反应时间为2∶1(D)的进水方式下基质的平均硝化强度最大，同时其对NH4+-N的平均去除率也最高。由于实验过程中通过硝化作用生成的NO3--N 没有通过反硝化作用完全去除。所以用NO3--N出水浓度的高低可以表明其去除效果。4种TF-CW 模拟装置的基质平均反硝化强度存在显著差异（P=0.027），其中连续流模拟装置(A)的基质反硝化强度显著高于其他3种潮汐进水方式，且其pH值显著低于其他3种进水方式（P=5.377×10-5）。4种TF-CW模拟装置对TN的平均去除率差异性也达到了显著性水平（P=8.898×10-8），闲置时间/反应时间为 2∶1(D)的进水方式下对 TN的效果更优。

（2）TF-CW基质硝化强度与NH4+-N的去除率有明显的正相关性（r2=0.8497，P=4.285×10-14），高NH4+-N的去除效率最重要的是提高系统中硝化作用的强度；反硝化强度与 NO3--N的出水浓度呈明显负相关关系（r2=0.8448，P=6.939×10-14），需要为反硝化细菌提供适宜的生长环境可以提高其反硝化强度进而提高NO3--N的去除速率。

（3）硝化强度在装置上部0～30 cm的处理阶段最大，随深度增加变化逐渐减小，而且在各个阶段，闲置/反应为2∶1的进水方式下（装置D）的硝化强度都较高于其他3种；反硝化强度在中部的30～60 cm阶段较高，在此阶段中发生了明显的反硝化作用，且连续流的进水方式下（A装置）3个深度的反硝化强度都明显高于其他3种进水方式。因此在进行人工湿地设计时需综合考虑NH4+-N和NO3--N的整体去除效果，可将潮汐流人工湿地与连续流人工湿地进行组合并合理配置，对污染物的去除更加全面有效。

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张达, 杨艳玲, 李星, 等. 2014. 原水水质对输水管道硝化作用形成的影响[J]. 中国环境科学, 34(2): 359-363.

Study on the Intensity of Matrix Nitrification and Denitrification in Tidal Flow Contructed Wetlands

ZHANG Yaqiong1,2,3, CUI Lijuan1,2,3*, LI Wei1,2, LI Kai1,2,3
1. Institute of Wetland Research, Chinese Academy of Forestry, Beijing 100091, China; 2. The Beijing Key Laboratory of Wetland Ecological Function and Restoration, Beijing 100091, China; 3. Beijing Hanshiqiao national Wetland Ecosystem Research Station, Beijing 101300, China

As a new type of constructed wetland ecosystem, tidal flow constructed wetland (TF-CW) has been widely cited in for the research field of nitrogen removal in recent years. By comparing the four different input water type TF-CWs, this study analyzes the relationship between nitrification intensity and NH4+-N removal rate, denitrification intensity and NO3--N effluent concentration. This research also explores the nitrification and denitrification intensity with depth change. Research results show that the different average NH4+-N removal rates were remarkable in four different TF-CWs, which were in accordance with that of nitrification intensity. The largest average nitrification intensity appeared on this TF-CW, idle time/response time was 2∶1, was 1.68±0.29 mg·kg-1·h-1. The average denitrification intensity otherness in four different TF-CWs was also outstanding (P=1.202×10-5). The denitrification intensity was largest in continuous flow constructed wetland, which was 2.99±1.58 mg·kg-1·h-1. Nitrification intensity of TF-CW matrix was significantly positive correlated with NH4+-N removal rate (r2=0.849 7, P=4.285×10-14), while denitrification intensity and NO3--N effluent concentration showed a significantly negative correlation relationship (r2=0.844 8，P=6.939×10-14). The nitrification intensity attained maximum where reaction depth ranges from 0 cm to 30 cm. With the increasing depth, the nitrification intensity change decreases on the other side. The maximum of denitrification intensity appeared on 30～60cm. This study constructs a theoretical basis for the design and improvement of removal effect of TF-CW. It argued that it is necessary to consider NH4+-N and NO3--N removal efficiency as a whole when design a TF-CW. The efficient nitrogen removal requires combined and reasonable configuration TF-CW and continuous flow constructed wetland.

tidal flow; constructed wetland; matrix; nitrification intensity; denitrification intensity

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.03.017

X171

A

1674-5906（2015）03-0480-07

张亚琼，崔丽娟，李伟，李凯. 潮汐流人工湿地基质硝化反硝化强度研究[J]. 生态环境学报, 2015, 24(3): 480-486. ZHANG Yaqiong, CUI Lijuan, LI Wei, LI Kai. Study on the Intensity of Matrix Nitrification and Denitrification in Tidal Flow Contructed Wetlands [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(3): 480-486.

中央级公益性科研院所基本科研业务费专项(CAFYBB2014QA029)；中央级公益性科研院所基本科研业务费专项(CAFINT2013C13)；国家林业公益性行业科研专项(201404305)

张亚琼（1990年生），女，硕士研究生，主要从事湿地生态学研究。Email: yaqiong0825@163.com *通信作者：崔丽娟（1968年生），女，研究员，博士生导师，主要从事湿地生态研究。Email: lkyclj@126.com; wetlands108@126.com

2015-02-10