小型河川現地處理台灣之實踐 —以貴子坑溪礫間接觸為例 國立台灣大學 生物環境系統工程學系 張文亮教授

前言 「礫間接觸」（contact bed treatment） 一種快速處理污水的方式，這是十九世紀英國倫敦的污水處理工程師W.J. Dibden首先設計的自然處理工法，主要在讓污水迅速通過粗顆粒的石礫，讓石礫上的生物膜分解污水中的有機質（Kinnicutt，1902）。其功能是初級處理，以短暫的時間，讓污水迅速的通過，以達到生物膜去除有機質的最大量。

「雙礫間系統」（double contact system） 由於礫間處理所用的顆粒較大，除了石礫外，還可以就地取材，如聚結成塊的煤渣，火山灰形成的焦碳，粒徑在0.6～1.2公分都可以取來使用。為了促進污水的分解，礫間處理常以不同的緊密度，形成二層的結構：上層排列較鬆，水流較快，維持好氧狀態；下層排列較緊密，水流較緩，成為厭氧狀態；這稱為「雙礫間系統」（double contact system），其水力負荷量平均約0.47m/day。

「間歇砂濾」（intermittent sand filter）與「地下流濕地」（subsurface flow wetland） 礫間處理的一般操作是引水進入，停滯數小時，再讓水流排出，或是讓水流通6日，到了第7日，把槽體水流放空，以讓氧氣進入礫間，由於有暫時性的斷水，這種方式稱為「間歇處理」（intermittent treatment），類似於間歇礫間接觸的工法是「間歇砂濾」（intermittent sand filter）與「地下流濕地」（subsurface flow wetland），間歇砂粒過濾是用粒徑＜0.02m的砂子堆積成床體，讓污水間歇式的通過，其通過的水力負荷量在0.000047～0.0705m/day，這是1865年德國柏林Dr. Alexander Muller所提出的工法，顆粒愈細，水流愈慢，但濃度的去除率較高。地下流濕地是Kaethe Seidel在1953年所提出，在粒徑＜0.06m的砂或細石上種植水生植物，讓更多微生物附著在根系表面積上，以去除有機質，而水生植物又可以吸收一部份的氮、磷，其水流連續並不間歇，以維持植物根系生長。

「連續砂濾」（continuous filtration）與 「加壓式濾間處理」（pressure-closed contacted system） 到了二十世紀初期，礫間接觸工法為了提高處理量與效率而發展出送氣進到礫間接觸，以免每操作6日就需間歇「斷水」1日，這種工法稱為「連續砂濾」（continuous filtration），其水力負荷量約2.76m/day，但是為了進氣，所耗費的能量較高。另一種改良式的礫間接觸是在入流分水的管路開口，使水上噴，增加與空氣接觸的機會，以提高溶氧，這種工法稱為「加壓式濾間處理」（pressure-closed contacted system）（Tchobanoglous and Burton，1991），較傳統濾間處理分解有機質的效率為高。

礫間接觸在日本的發展 本來也是在社區或家庭污水排放的現地處理，後來發展成河川「在槽處理」，將礫間處理直接建置在水流緩慢的河道內，直接以河道水流流過濾間處理的段落，利用自然力量，進行連續過濾。其中最著名的工程，是1985年在千葉縣大堀川的礫間處理，其面積0.62ha，礫石床深1.60m，水流停滯時間0.05日，入流量32,852m3/day，水力負荷量4.0m/day，礫石底床有送風機，以34.2m3/min送氣，其處理生化需氧量與懸浮固體的去除率分別為75％與78％（本橋，2004）。 值得注意的是，在槽處理的生化需氧量或懸浮固體濃度去除率，需要考慮河川原有的自淨作用，工程完工對於河川水質淨化的促進，應該扣除河川原本的自淨作用，在計算上需要用處理後的濃度減去處理前的「背景濃度」，否則將使處理效率或濃度去除率偏高。

日本將礫間處理轉到河道上 最主要的原因是在懸浮固體較高的水中，容易產生孔隙阻塞，降低水力負荷量與水質處理效率。在厭氧性的礫間處理，排出的水仍是污黑、惡臭，特別在有氣泡的污水中，礫間處理的送氣或加壓再噴射將使水中產生更多的氣泡，造成河流周遭環境的劣化，不利人為的活動，漂浮的垃圾有時就堆積在礫間處理的表面，這些現象都有礙觀瞻。因此水質自然淨化處理，不只需要考慮污染的去除率，也需要考量水域生態系統的復育與環境景觀的改善，甚至包括歷史與人文的結合（本橋，2004）。

日本成果 所以日本將礫間處理移到河流，就是讓持續流動的水，來減少惡臭的問題，而且讓孩子們能夠在河道捕魚，或在河邊垂釣，並使附近「手賀沼」的水鳥，能夠前來礫間處理的斷面棲息，人對河川水質改善後生態環境的「滿足」，為水質淨化最終的評價指標。在2001～2002年，在建造16～17年後，再度評估該場址，生化需氧量的平均去除率40.9％（8.9～55.6％），懸浮固體的平均去除率61.5％（0～87％），總氮的平均去除率7.8％（－16～41.2％），總磷的平均去除率5.4％（－5.5～10.5％），較起初建造時的效率為低，但是生化需氧量與懸浮固體的去除，與對該地水域生態系統的復育，已經大大抒解周遭居民的「苦情」，因此被日本政府視為一有效的改善方式。

淨水處理需兼顧生態系統的復育 在陸地上的礫間處理，逐漸種上水生植物，成為後來發展的地下流人工濕地。事實上，大孔隙的礫間，不容易種植水生植物，因為缺乏土壤對營養份的吸附，而一般植物除了吸收土壤溶液的營養份之外，也吸收土壤表面置換相或吸附相的營養份，置換相的營養份濃度，遠高於土壤溶液相的營養份（Marschner， 1986），所以用礫間接觸來營造植物生長的床體，最大的困難在於只有溶液相的營養份可供吸收。 也許礫間接觸要兼具植物的生長床的功用，並不是在起初的栽種，而是在處理污水一段期間後，生物膜覆蓋在礫石表面，就可以吸附營養份，可供植物生長，或是周邊植物的入侵生長，而且這是自然的演替，而非人工的強求，也許這更符合生態工程的基本原則。

歐美研究 在歐美水力停滯時間需達1.7日以上，生化需氧量才有70％以上的去除率（Kadlec and Knight，1996），在二十世紀後期，反而是歐洲大量發展建造礫間接觸。德國生態學家賽德樂首先提出「地下水流濕地」，一九八０年代，逐漸在歐洲、日本廣泛做為污水處理之用。這種濕地的結構有很多變化，例如美國著名的環境工程師立德(Reed, 1995)提出的款式是，在地面下挖0.3~0.6公尺深的長方形土坑，底部鋪設低透水性的黏土層，上面放置有效直徑約10公分的礫石，礫石的堆置使總孔隙率(porosity)約在38~45％。濕地的長度可達5公尺以上，長寬比約為3：1。不過這些尺寸並非定值，不同的生態工程設計者常依不同的地形、坡度、水質特性、淺層地下水深、現地礫石材質與污水淨化的要求，給予不同的設計。

捷克研究 布拉格大學濕地生態與應用(Ecology and Use of Wetland)緯瑪扎爾(Vymazal, 2000)研究員，提出東歐地下水流濕地最常用的深度是0.6~0.8公尺，濕地底部黏土厚度為0.2公分，礫石為直徑0.8~1.6公分的粗砂，底床坡度約0.01~0.025。採用粗砂而不用礫石的原因，是期待出水性植物能夠著床生長，增加濕地內好氧性的分解。

地下水流濕地對於污染質淨化的機制 礫石間的孔隙對於水中懸浮性顆粒有過濾的果效；礫石底層是處於缺氧狀態，能夠進行脫硝作用，減低水中硝酸鹽與氨的濃度；礫石表層與空氣接觸，屬於好氧層，能促進水中生化需氧量的分解，也能使氨轉化為硝酸鹽；礫石孔隙間所滯留的細顆粒具吸附能力，間接去除水中部分的磷酸鹽；礫石表面逐漸附生微生物，形成生物膜，能促進水中有機質的分解；礫石表層生長的水生植物也能吸收部分的無機營養份。

德國研究 馬德堡大學水資源管理學系的陸德瑞茲(Luederitz et al., 2001)等，提出德國有五千座污水處理型濕地，處理社區人口低於一千人的污水，其地下水流濕地約1公尺深，長寬各約24、14公尺，其污水處理的果效，去除率化學需氧量約93％，生化需氧量95％，氨為82~96％，總磷為97％，而且比傳統污水處理省下83％的能量與76％的工料，效果顯著。

紐西蘭研究 紐西蘭「水與空氣國際研究所」鐵拿(Tanner, 1994)研究員提出不同的研究結果，他提出濕地去除懸浮性顆粒為40~90％，生化需氧量為70~90％，總氮為40~90％，總磷為30~80％。他提出污水去除的果效與污水類別、污染負荷量以及水流停滯時間有關。他認為污水中的有機質愈高，水中氮的去除率將愈低。

污水去除的機制，主要是礫石表面生物膜 雖然不同的國家與不同的研究者有不同的看法，但是有個一致的看法，就是污水去除的機制，主要是礫石表面生物膜，包括細菌、放射菌、藻類等進行有機物分解、脫氮、硝化等作用。由於地下水流濕地可以提供水流與生物膜接觸的廣大表面積，因此其污水去除率會優於表面流濕地。

污水處理的不確定性 美國奧亥俄大學自然資源系司必里與米契教授(Spieles and Mitsch, 2000)提出，這種濕地建造成本較高，每公頃約美元＄362,000，主要的花費包括採購合適尺寸的礫石，施放礫石到濕地裡，裝置配水管路與抽水馬達的花費，這比自由水面流濕地每公頃建造費美元＄50,000昂貴，但是其污水處理的負荷量較高。由於水面在礫石表面之下，較不會滋生蚊蟲、臭味，因此建議在土地面積較小而需有較高處理果效的地方，採用此法。反之，在土地面積較大的地方，才考慮表面流濕地。

礫間處理引進台灣 2004年才在台北市貴子坑溪關渡自然公園內建造第一座試驗性模場(游進裕、林宗岳，2005)，選址在自然公園內的目的，除了土地使用與污水淨化的需要之外，更期待能與自然公園的生態景觀連成一體，而且能夠實際改善關渡濕地的生態系統，雖然場址面積不大，建造迄今近一年，但定期監測水質與水量，本文的目的，就是探討其淨化水質的效益與生態復育的功能。

理論與分析 地下水流濕地去除污染的機制雖然複雜，有物理、微生物與化學的作用一起參 與。但是愈精確的科學與工程，愈需要數學的量化，否則濕地設計會淪為經驗 或感覺。由於地下礫間水流，在流體運動方面仍屬達西法則(Darcy’s Law)的範 圍，根據達西法則，水流通量(q)在水平流方向(x)是水深(z)的梯度，故： ……………………………（1） 其中，Ks為礫間孔隙飽和導水係數(saturated hydraulic conductivity)。 而地下水流流量(Q)為： ………………………………（2） 其中，A為礫間濕地的斷面積，即斷面積是水深(z)與濕地寬度(l)的乘積： ………………………………（3） 將(2)、(3)代入(1)式： …………………………（4） 將(4)式兩邊積分： ……………………（5） z0為入流的水深。

z0為入流的水深。(5)式積分可得： ………………………（6） 或改寫為： …………………………（7） 水流在濕地的停滯時間(HRT)可表示為： …………………………（8） V為濕地內水的體積： …………………………（9） ψ為濕地的孔隙率。將(8)式微分： ………………………（10）

將(9)代入(10)式，可得 ……………………（11） 將(7)代入(11)式 ………………（12） 解(12)式可得 ………………（13） 假設濕地內污水水質淨化符合一級次反應， ………………………………（14） C0為流入濃度，C為流出濃度，k為一階反應係數。由(13)與(14)式知污染在水中的分解，以反 應係數與水流停滯時間為最重要。而水流停滯時間又受飽和導水係數、孔隙率、流量、水深 等因子所影響。前兩項在工程建造上可以選定，後兩項決定於濕地的操作。分解係數主要受 生物膜生長狀況決定。

試驗與方法 關渡礫間接觸場址，位於貴子坑溪進入中港河前的灘地上，其位置為東經1212825，北緯250659，原場址為黏質壤土，海拔高度約1.67m～2.52m。由於該處年最高潮位為1.69m，所以場址排水口在高潮位之上0.83m，以防潮汐影響。 所引用貴子坑溪的水質在施工前九個月，每個月監測的水質特性為：平均溶氧0.68mg/l（0.2～1.2mg/l），平均生化需氧量13.9mg/l（10.5～19.6mg/l），平均懸浮固體63.9mg/l（23～337mg/l），平均氨氮濃度8.10mg/l（0.03～15.90mg/l），依照RPI指標，屬於嚴重污染河段。 入流井在常水位下0.8m，沈水式馬達抽水至灘地上方的水塔，水塔高度1.6m，蓄水2000升，以重力方式供水至模場，入流主管長18m，管徑4”，再分流至3支支管，每根支管上間隔30cm，即有一孔徑0.2cm的噴水口，每根支管長6.48m。

礫間接觸場址面積0. 04ha，長寬之比為2. 14：1. 00，深度為0. 85m。底部舖有防水性的皂土5mm，所用的礫石為粒徑0 礫間接觸場址面積0.04ha，長寬之比為2.14：1.00，深度為0.85m。底部舖有防水性的皂土5mm，所用的礫石為粒徑0.15～0.20m的卵礫石，D50為0.165m。底部0～25cm的孔隙率為0.28～0.30；25～50cm的孔隙率為0.32～0.37；50cm以上的孔隙率約為0.80，整個場址的平均孔隙率為0.33。底床有集流管，污水經過礫床之後進入集流管，再輸至三個排水口，分別在0.75、0.55、0.25m，底部的排水口為排泥之用，一般水流在0.75m的排水口排入出流井，再自出流井進入貴子坑溪（張文亮等人，2004）。 實驗分為三個部份，在試車操作期間，定期監測排出口水樣，以評估最佳處理水質之水力停滯時間，量測噴水高度與加壓噴水對於污水曝氧的果效，與持續十個月採不同水力負荷量下的污水，評估其處理效率（賴衍臻，2005）。

結果與討論 最佳污水淨化水力停滯時間的決定 礫間接觸處理對於水中生化需氧量、懸浮固體與氨氮的去除率與水力停滯時間的關係結果(如表8)，則以圖6.9～圖6.11示之，這是礫間接觸模場在建置完成(民國93年10月28日)，連續4日所作的試驗，發現水力停滯時間在1.5日，其濃度去除率已趨近最大值，其生化需氧量去除率為68.9％，懸浮固體去除率為65.9％，氨氮去除率為51.1％。生化需氧量的去除率與懸浮固體去除率相近，這是礫間處理初期去除生化需氧量的機制，是在對懸浮固體的截留，而非礫間表面生物膜的作用。

表8、關渡自然公園礫間接觸場址於靜置4天之水力停滯時間與水質變化結果 水質項目 水力停留時間(day) 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 生 化 需 氧 量 入流濃度(mg/l) 20.0 出流濃度(mg/l) 21.6 13.2 9.0 8.3 8.5 10.7 9.6 8.4 7.6 移除率(%) -8.0 34.0 55.0 58.5 57.5 46.5 52.0 58.0 62.0 懸 浮 固 體 14.0 10.0 8.0 6.0 0.0 28.6 78.6 92.9 42.9 57.1 85.7 氨 氮 6.4 5.9 2.7 2.4 1.9 1.4 1.7 1.8 7.2 62.1 69.9 69.6 77.9 73.8 72.4 表8、關渡自然公園礫間接觸場址於靜置4天之水力停滯時間與水質變化結果

圖9、靜置4天之生化需氧量去除率與水力停滯時間之關係

圖10、靜置4天之懸浮固體去除率與水力停滯時間之關係

圖11、靜置4天之氨氮去除率與水力停滯時間之關係

礫間接觸噴流曝氧的效果 入流水在進入礫間處理床前，其噴流的高度與水中溶氧增加的關係，以圖12示之，噴出的高度愈高，水流在空中移動的時間愈久，空氣中氧氣溶入的量就愈大，所以水中的溶氧所增加的值就愈多，這證明加壓噴水能夠提高水中的溶氧，進而增加礫間處理的好氧性。 圖12、噴流高度與水中溶氧量增加之關係

以單位面積生化需氧量與懸浮固體的重量，BOD/SS與建置後時間的關係，以圖13示之。 由去除量的比值，可知建置49日以前，BOD/SS＜0.26，模場仍然以懸浮固體去除為主。但是建置在61日後，BOD/SS＞1，模場在建置後兩個月，生物膜的生長，將增加生化需氧量的去除效果，但是在93日一直持續到269日，BOD/SS介於0.08～0.68，表示礫間接觸生物膜會受到厭氧，或孔隙間受到顆粒淤積的影響，使得生化需氧量的去除量遞減。

圖13、單位面積生化需氧量/懸浮固體重量比與建置後時間變化

礫間接觸淨化污水的成效 關渡模場與歐洲的礫間接觸相比較，以表9示之。其水力停滯時間較短，相對的水力負荷量較大。對生化需氧量、懸浮固體，與氨氮去除效果的比較，則以表10示之，這三項水質淨化的指標項目，其濃度的去除量皆低於歐洲，但是以操作十個月的成效，其每日單位面積生化需氧量、懸浮固體，與氨的移除量分別比歐洲高117％，457％與975％。 主要的機制是台灣的溫度較歐洲為高，關渡的生化需氧量與氨氮的一階分解係數也高於歐洲，所以易進行生化需氧量的分解與脫氮的作用。

備註：(1).歐洲礫石床地下水流濕地，n=10。 根據(13)式計算而得的導水係數，在場址操作十個月期間的變化，以圖14示之。模場平均的導水係數為7.0cm/sec，在孔隙介質，這是相當快速的流速（Klute，1986），而且導水係數由起初試車操作的3.9cm/sec，逐漸增加，到第十個月增加到11.2cm/sec，證明模場雖有懸浮固體的淤積，也有生物膜在礫石表面的生長，這都將降低孔隙通水的有效體積，但是導水係數反而增加。 台北關渡 歐洲 (1) 面積 (ha) 0.04 0.05~0.09 水深 (m) 0.85 － 平均孔隙率(%) 33 入流量 (m3/day) 30.6~164.99 80~230 平均入流量 (m3/day) 93.1 148 水力負荷量 (m/day) 0.08~0.33 0.17~0.26 平均水力負荷量 (m/day) 0.20 水力停滯時間 (day) 0.75~3.24 3.91~5.84 平均水力停滯時間 (day) 1.44 4.47 備註：(1).歐洲礫石床地下水流濕地，n=10。

表10、台灣與歐洲地區之礫間接觸處理工法水質成效比較 水質項目 生化需氧量 懸浮固體 氨氮 台灣※ 歐洲 入流濃度 (mg/l) 3.45~21.4 12~27 2.5~72.8 20~61 2.7~15.7 1.4~8.3 平均入流濃度 (mg/l) 13.30 15.34 14.66 32.57 9.40 4.78 出流濃度 (mg/l) 1.5~16.1 2~4 0.5~16.5 4~8 3.5~10.46 0.5~0.7 平均出流濃度 (mg/l) 8.06 2.84 4.82 5.18 7.35 3.04 濃度移除率 (%) -4.1~78.9 72.7~88.9 4.3~94.9 76.7~87.6 -29.6~47.6 -28.1~90.2 平均濃度移除率 (%) 37.8 81.0 61.7 83.1 21.8 35.6 入流負荷量 (g/m2．day) 1.00~6.23 0.21~0.46 0.46~20.33 0.46~1.22 0.64~4.63 0.02~0.17 平均入流負荷量 (g/m2．day) 2.98 0.27 4.54 0.65 2.15 0.10 移除量 (g/m2．day) -0.05~4.11 0.16~0.39 0.2~18.88 0.36~1.06 -0.03~2.21 -0.02~0.10 平均移除量 (g/m2．day) 1.60 0.25 3.73 0.54 0.85 0.04 一階分解係數 (1/day) -0.01~1.80 0.28~0.46 － -0.36~0.77 -0.01~0.46 平均一階分解係數 (1/day) 0.33 0.30 0.17 0.14 備註：※台北市關渡礫間接觸模場為例

圖14台北關渡礫間接觸模場之導水係數變化

礫間接觸處理期間水理的改變 產生這些實驗調查的結果，主要的原因有三： 第一，排水口的位置：模場的入流雖然是垂直流，但是水分由模場流出，卻是水平流的方向，水流在礫間孔隙是藉著水平方向不同的水位差在移動。而模場水平方向的水位就在礫間接觸表面下5公分，那是曝氣性最高而且阻塞最小的地方，這是起初正確的設計，避免日後礫間處理水流的淤塞。 第二，礫間接觸的礫石在起初置放之後，受到水流流經，與生物膜的長出，礫石還有位置上的重調，尤其是生物膜的作用，礫石之間產生一些膠結與團粒性，使水在礫石中的流動更穩定。

礫間接觸的自然演替 第三，植物逐漸進入場址，尤其是禾本科與莎草科的植物，也以礫石表面膜作為根系著床的所在，這種自然演替的結果，使得礫石間多出更多的小孔隙，甚至增加礫間接觸自由水面上的毛細作用區，使得礫間表層的礫石也能有水份供應，長出生物膜，由此在礫間接觸建造初期，不用刻意去栽種親水性的草本植物，就讓自然去演替，大自然也不會讓這種污水常流的地方，保留空白，不長植物。 不過礫間接觸最大的問題，可能仍然在景觀上的維護。處理後排出的溶氧濃度在0.8～4.0mg/l，平均為1.47mg/l，仍然在缺氧的狀態。貴子坑溪若有太多的泡沫、飄浮垃圾，或過高的懸浮固體，場址的入水井或噴水孔會產生阻塞，這是過去十個月期中，有一個月必須停止抽水，全面清除管路與入水井淤砂的原因。

礫間接觸在台灣發展之展望 評估台灣各污水處理的人工濕地、地下滲濾與礫間接觸污水處理之成效。關渡礫間接觸的場址，雖然是一個小型的模場，生化需氧量、懸浮固體與氨氮的濃度去除率也不高，但在所有的場址中，其每日單位面積的去除量為最高，而且造價最便宜，能夠耐沖刷、水淹，在缺水或斷水時期，不像表面流濕地立刻失去原來的外觀與功能。由於處理的水量大，不需開挖地面一公尺以下，工程土石方比地下滲濾少很多。而且沒有植栽的問題，是未來在溪流灘地，或分散污水集中處理，可待發展的自然污水處理工法。

參考資料 張文亮、張尊國、陳秋楊、林裕彬、游進裕、徐貴新，2004。「淡水河系暨重點河川運用生態工法提昇水質之效益評估計畫」期末報告。行政院環保署。EPA-93-G107-02-203。 本橋敬之助，2004。水質淨化スニアル。海文堂出版株式會社，日本。(in Japanese) 游進裕、林宗岳，2005。關渡自然公園人工礫床處理場運用礫間接觸淨化水質工程實務與初步成效評析。水域生態與工程研討會論文集，p.71~86。 賴衍臻，2005。地下流人工濕地對都市污水淨化之成效。國立台灣大學生物環境系統工程學系碩士論文。 Kadlec, R.H., and R.L. Knight. 1996. Treatment Wetlands. Lewis Publishers, U.S.A. Kinnicutt, L.P., 1902. The prevention of the pollution of streams by modern methods of sewage treatment. Science 16（161-171）. Klute, Arnold, editor. Methods of Soil Analysis, Part 1, physical and mineralogical methods, 2nd edition. 1986. The American Society of Agronomy and Academic Press, New York. Luederitz, V., E. Eckert, M. Lange-Weber, A. Lange, and R.M. Gersberg. 2001. Nutrient removal efficiency and resource economics of vertical flow and horizontal flow constructed wetlands. Ecological Engineering, Vol. 18, p. 157-171. Marschner, H. 1986. Mineral Nutrition in Higher Plants. Academic Press, U.S.A. Reed, S.C., R.W. Crites, and E.J. Middlebrooks. 1995. Natural Systems for Waste Management and Treatment. McGraw-Hill, Inc. U.S.A. Spieles, D.J., and W.J. Mitsch. 2000. The effect of season and hydrologic and chemical loading on nitrate retention in constructed wetlands: a comparison of low- and high-nutrient riverine systems. Ecological Engineering, Vol. 14, p. 77-91.Tanner, C.C. 1994. Treatment of dairy farm wastewaters in horizontal and up-flow gravel-bed constructed wetlands. Water Science Technology. Vol. 29(4), p. 85-93. Tanner, C.C. 1994. Treatment of dairy farm wastewaters in horizontal and up-flow gravel-bed constructed wetlands. Water Science Technology. Vol. 29(4), p. 85-93. Tchobanoglous, G., and F.L. Burton. 1991. Wastewater Engineering. McGaw-Hill, Inc. U.S.A. Vymazal, J., 2002. The use of sub-surface constructed wetlands for wastewater treatment in the Czech Republic: 10 years experience. Ecological Engineering, Vol. 18, p. 633-646.

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