潜流人工湿地中基质在污水净化中的作用机制与选择原理

1、潜流人工湿地中基质在污水净化中的作用机制与选择原理研究背景人工湿地是人工构建的模拟自然生态系统， 研究表明，人工湿地的建设与维 护费用低、环境友好且具有生态景观利用价值，可用于多类型污水水质的净化, 在国内外均具有广泛应用。人工湿地可对污水厂处理出水进行深度净化， 增加工 程净化水的自然生态属性，有效减缓了对受纳水体的冲击，同时，缓解了水环境 萎缩问题。人工湿地主要分为表流湿地和潜流湿地两种。报道称，基质是潜流人工湿地的重要组成部分,在水质净化中发挥着至关重要的直接与间接作用。 现有 文章对比了不同基质填充下人工湿地的净水效果， 然而在大规模潜流人工湿地工 程构建中，针对不同污水水质特征的基质

2、优选与级配确定原则、其与湿地运行效 果的关系等问题均有待梳理。为此，本文将重点从基质的功能、级配、净水效果 与机制方面展开系统论述，为针对不同污水净化功效的潜流人工湿地构筑与基质 选择提供理论基础与支持。摘要潜流人工湿地依靠基质、微生物以及植物的共同作用实现对污水中各类污染 物的去除。其中，基质是潜流人工湿地的重要组成部分， 在水质净化中发挥着至 关重要的作用。基质可对污染物进行直接吸附去除。 不同基质类型对氨氮与总磷 具有不同的吸附能力，同时，吸附效率受到水质、水力条件等参数影响。止匕外， 基质为微生物提供附着表面，基质材质、内部孔道结构、比表面积等均影响生物 膜的形成与发展，进而间接影响人

3、工湿地的污水净化功能。改变基质所处淹没 / 暴露状态、增加缓释碳源基质、增加铁碳电解对基质等方式可分别从增加补氧、 强化反硝化和电化学强化的角度改善人工湿地对氨氮、总氮与总磷类污染物的去 除效果。1潜流人工湿地对污水中污染物的净化机理潜流人工湿地对污水污染物的去除依靠基质、微生物及植物的共同作用（图 1）。微生物在污水净化中起到至关重要的作用，其对氮素、碳素的去除贡献一 股在50%Z上；基质在污水中磷、重金属等的物化去除中占据重要位置；植物根 系从污水中吸收氮、磷，用于污染物的去除与生物质资源转化。图1潜流人工湿地污染物净化机制除了微生物、基质与植物对污染物的直接作用外，三者在污水净化中存在复

4、 杂的相互作用。基质粒径越小，单位体积基质可提供给微生物的表面越大。 然而, 基质选择不能单从比表面积这一点考虑， 粒径过小会加剧基质间的污堵，影响人 工湿地运行年限。止匕外，系统内污水的流态受到进水流速、基质粒径级配及基质 表面性质的共同调控，而流态的差异则影响了空气中的氧气与污染物向生物膜内 的传质效率，同时也影响着生物膜生长的厚度与致密性。 不同基质材质与粒径形 成的基质空隙间微环境理化性质差异对细菌等微生物形成的生物膜群落结构影 响重大，进而对生物膜的污水净化功能产生影响。近年来，新兴功能材料被越来 越多的用做湿地基质，如生物炭材料、铁矿渣等。功能材料除附着载体功能外， 还可为部分微生

5、物对污染物的代谢提供缓释有机碳、电子供体等，强化对氮素污染物的去除。基质为湿地植物提供了立地基础，植物根系交错存在于基质空隙当中， 基质 粒径过小阻碍植物根系向周围环境的延伸，进而影响根系对污染物的吸附吸收效 率。微生物膜与植物根系的生长对基质理化性质亦存在影响，最直观的表现是导致基质孔隙率下降，渗透系数改变，进而影响污水流速与流态。报道表明，生物 膜的生长显著降低了系统对水的渗透系数，但对基质孔隙率的影响可以忽略。另 有研究表明，香根草等植物根系仅占据基质孔隙的 3%-5%对基质孔隙率的影响 不大。研究的量化成果对于技术的应用与研究者认知均具有重要的指导意义。上述研究成果与研究者主观认为的“

6、生物膜与植物根系可造成严重基质堵塞”这 一观点相违背。然而，上述研究成果是否广泛适用于潜流人工湿地有待考证。基于基质与微生物、 植物功能发挥间的复杂相互作用， 掌握基质理化性质对人工湿地污水深度净化的影响规律具有重大意义与应用价值。2 人工湿地基质性质与净水功能的关系基质的化学组成结构决定了其对水中污染物的离子交换能力 / 吸附能力等，直接影响了污染物的物化去除效率， 如图 2 所示； 基质孔径与表面粗糙度等物理性质决定了生物膜的附着能力； 污水、 基质与生物间的交互作用影响基质表面微环境，间接影响了污染物的生化作用效果。2.1 基质材质对人工湿地水质净化效果的影响表 1 总结了不同基质的理化

7、性质及其对氨氮与总磷的吸附与解吸情况。 不同基质对各类污染物的吸附能力差异悬殊，对氨氮的吸附容量在21700 mg/kg ；对磷酸盐的吸附容量在11 1050 mg/kg ，应根据湿地拟净化的污水特征选择基质类型。从机理上讲，常用基质如砾石、陶粒等，自身可通过静电吸附、离子交换、 化学沉淀等作用去除污水污染物。 静电吸附等物理去除作用是可逆的， 部分基质虽然具有很高的污染物吸附容量，但是解吸率很高，如表1 中的黏土陶粒、陶结等对氨氮的解吸率均在60%以上。基质对污染物的解吸速率与其吸附原理、基质表面粗糙程度、基质内部孔隙结构以及pH等水质情况均有关系。物理吸附、微环境水力扰动强及pH 适宜条件

8、下的强离子交换作用利于污染物的解吸。从表1 沸石对氨氮的吸附容量数据得出， 不同研究者的数据间也存在巨大差异， 可见，不同环境因素与反应条件对基质吸附的影响不可忽视。 相对物理吸附而言， 化学吸附作用相对持久， 通过化学吸附固定的污染物解吸相对困难。 基质物质组成决定了其对污染物的吸附能力， 比表面积则关系到基质与污染物的接触概率。 研究表明， 基质中铝、 铁等成分越高， 对三价正磷酸盐类含磷污染物的化学吸附作用越强。因此， 在人工湿地基质选择中， 如果想以基质吸附作为污染物去除的主要途径， 则不能仅关注基质对各类污染物的吸附容量， 也应对其不同水质条件下的解吸率进行考察。 基质具有一定的吸附

9、容量， 随着运行过程中吸附量的增加， 基质吸附作用会越来越弱，直至一定年限后失去效果。除了上述直接作用， 基质通过影响微生物、 植物、 环境理化性质等间接影响人工湿地水质净化。 不同基质材质的比表面积、 密度、 化学结构等理化性质存在差异， 进而对污水的渗透性能、 生物膜的粘附性能以及对污染物的吸附性能均产生影响。基质与水中离子的物质交换对生物膜微环境内的pH、氧化还原电位均产生影响， 进而对微生物的代谢与污染物的净化产生干扰。 可见， 基质性质对人工湿地水质净化过程有着直接或间接的影响 （如图 2 所示） ， 相互作用关系与机理十分复杂。 在人工湿地设计基质选择过程中， 不能单独从某一方面确

10、定选用基质类型， 而应该从基质对污染物的直接吸附性能、 对生物膜生长影响以及基质缓释物质等多角度综合分析。2.2 人工湿地基质所处状态对水质净化影响在上端进水下端出水式的潜流人工湿地工程应用中， 一般均会设置出水堰以避免进出水水位差引起的水头与重力势能损失。 可见， 在人工湿地运行时， 其内部基质一直处于水淹没状态，空气中的氧气仅能通过慢速的气-液相传质对进水口表层的污水富氧。 低效率补氧是抑制污水中氨氮类污染物去除的关键因素， 因此，研究者提出了“不饱和基质”型人工湿地的构想，即，降低出水堰高度，使得一部分基质处于气相暴露状态以实现高效的固相生物膜- 液相污水- 气相氧气间的氧气传质与污染物

11、净化。表 2 总结了不饱和状态基质对氨氮氧化去除的影响。 大多数不饱和状态基质强化型人工湿地对氨氮的净化率可达50%， 甚至高达76.88%； 对水体增氧效果可高达 5 mg/L 。基质类型、基质粒径、不饱和区高度及进水水质对氨氮的氧化效果均有影响。 不同类型基质表面亲疏水性质不同， 进水在重力作用下从基质空隙间向下流动，基质越亲水，基质生物膜-污水液膜 - 空气 / 氧气三者间的接触时间越长，三相传质越充分，氨氮氧化效果越好。基质粒径越小，比表面积越大，可从增加三相间的接触概率角度提升氧气的传质效果。 不饱和区高度提高， 三相接触历时越长， 然而这种方式会增加系统的水头损失和能耗。 进水氨氮

12、浓度在一定范围内提升，对应的氨氮去除量也会提升，但氨氮去除率会有所下降。2.3 潜流人工湿地基质级配与功能在潜流人工湿地实验室小试中， 多数研究者选择粒径均一的某种基质， 而在中试或市场化应用中， 则存在不同区域粒径的分级情况。 人工湿地中应用的基质粒径一般分布在3-15 mm部分研究者使用60 mn上粒径基质（图3a）。基质材质与粒径大小对人工湿地污水净化效果有显著影响。 理论分析可知， 基质粒径越大，系统孔隙率越大。根据表1 孔隙率数据绘制的图 3b 可知，随着基质粒径的提高，系统孔隙率有升高的趋势。然而，不同研究者采用相同粒径区间（如2-4 mm）的不同材质基质时，其孔隙率波动范围仍然很

13、大（33%-60% ,这与天然基质材料不规则形状及填充疏密有直接关系。随着颗粒物在系统内逐步积累、基质表面生物膜加厚，系统局部可形成堵塞，影响湿地的运行。因此，在湿地设计时， 需了解湿地内部不同位置的堵塞风险源与堵塞程度。 在最易堵塞区域， 适当提高其初始空隙率，并从根源上减缓堵塞源的输入和形成。在大型湿地应用工程中， 垂直流潜流湿地基质可分为布水层、 净化层和排水层（图 4） 。 布水层一般位于进水口处， 起到均匀布水的作用。 对于“上进下出”式垂直流潜流湿地， 布水层还承担着支撑上层植物的作用。 因此， 布水层多采用土壤、细沙等小粒径的基质，该层深度一般在5-20 cm,中间层，即净化层，

14、是湿地的核心层。 该区域内不同种属的微生物附着在基质表面形成生物膜， 起到对不同类型污染物的净化作用。 该层多采用细砾石、 陶粒等基质， 粒径在 5-30 mm，深度在 30-60 cm 不等。不同研究者会在该层设置两种不同粒径的基质，实现从进水口到出水口基质粒径的逐级递增和均匀过渡。 由于大气复氧及从进水口到出口的微生物作用， 不同基质所处微环境存在梯度变化， 如从好氧环境到缺氧环境的改变，pH、 有机碳源含量与组成的变化等。 湿地系统宏观空间的差异性造就了不同功能微生物对多类型污染物净化的多环境条件需求，如微生物脱氮的好氧-缺氧环境。对于常见“上进下出”式垂直流潜流湿地而言，排水层靠近出水

15、口，也位于湿地系统的最底层，主要起到支撑作用。该层基质多采用大粒径粗砾石，深度在5-50 cm不等。对于水平潜流人工湿地而言，随水流流动的水平方向，依次为进水区、 净水功能区和排水区。 净水功能区的垂直方向可根据种植植物、 好氧环境变化等功能需求布设不同粒径与材质的基质。各功能区基质均存在堵塞风险， 布水层靠近进水口， 进水中的颗粒物容易在该层沉积；净化层是微生物活跃区域，由于该层接近进水，“营养”丰富，生物膜的快速增长是该区域堵塞的主要原因； 排水层在湿地系统最底部， 是大气复氧最难作用的区域， 对于非曝气补氧型潜流湿地而言， 该区域存在厌氧污泥堵塞风险。有研究表明，进水区域在湿地运行过程中

16、孔隙率下降最快。因此，需要兼顾进水区域均匀布水、 植物支撑与减缓堵塞的综合角色， 合理选择基质粒径。 同时可参考模块化生物滤池设计， 填充轻质填料， 周期性更换以缓解上层的堵塞情况。值得注意的是， 虽然出水层在运行中孔隙率变化不明显， 但其污水渗透系数发生了明显下降， 这可能与厌氧区域生物膜的形成有关。 可见， 监测人工湿地孔隙率变化不足以支撑湿地堵塞与否的判定。 随着污水渗透系数的下降，湿地发生溢流 风险的概率逐步提升。3特殊材质基质的污水净化强化机制与效果1.1 生物炭基质的水质净化强化机制与效果生物炭作为功能基质强化人工湿地污水净化的相关研究较多。植物秸秆可被烧制成生物炭材料应用于湿地内

17、部， 实现废物资源利用。生物炭基质在湿地中有 多种水质净化强化机制。首先，高比表面积与丰富的内部孔隙为微生物附着提供 了更多的表面与差异性内部水力与环境条件，如在宏观好氧功能区内，生物炭微孔可为厌氧细菌提供丰富的缺氧与厌氧微环境；或在宏观湍流水力条件中提供微 孔内的微观平流环境，弱化生物膜的水力冲刷作用，进而允许生物膜生长较厚， 产生自外向内的好氧-缺氧-厌氧过渡环境，使得具有不同环境需求的生物可共同 存在于同一生物膜当中。有研究报道，生物炭添加增加了人工湿地内微生物群落 的多样性。这种生物膜纵向差异性也是实现人工湿地同步硝化反硝化、厌氧氨氧化的前提条件。其次，生物炭本身的多孔结构强化其污染物

18、吸附作用。研究表明, 生物炭对钱根离子的吸附容量高达 1353 mg/kg,且解吸率低于2%对磷酸根离 子的吸附容量为714.6 mg/kg,解吸率13.3%。最后，生物炭材料可缓释有机物。 这一特性恰好能够解决湿地反硝化过程有机碳源不足的问题。止匕外，更多的有机碳缓释材料在人工湿地中的应用均存在报道，如poly butylenes succinate（PBS、玉米棒、木屑等。综合生物附着、污染物吸附与有机碳源释放三种强 化作用，添加了生物炭的人工湿地可实现更好的污染物去除效果（表3）。表3特殊功能材质基质对污水污染物的净化效果鼾曲片TN相本联错率TP据TN播都味性mo排和肄%1 %,第i闻.

19、%)生麒hl VViU靴丽7.16招丹i«i,物愠-S1J83-863S-汕首r.4(i-卿廿i11 v；v-592咫?鼻55.2354用时网生碌2?；r V；iMol2t,21蛊利四型加1上i»e五犒l*U'*.*>"9竹附.按 如472为硼-14” 岫期株茶61*驯?51.23.16沙pi歌遍V5 1UKI羽川分别四用沏1上坐同叙争-r协-IUJ0-乳-期3嘱！柏二当狈即Id H如物-5I.W71J520-剪2.铁碳（Fe-C）基质的水质净化强化机制与效果针对反硝化过程有机碳源不足的问题，上一节提供了投加缓释碳源这一思路。从本质上来说，有机碳源是

20、硝酸根转化的电子供体。此外，有研究者提出了零价铁、 铁刨花、 黄铁矿等新型基质投加思路， 是为硝酸根转化提供电子的另一个思路。 其强化水质净化的原理为： 铁的氧化过程中为硝酸根的还原提供了电子，氧化后的铁离子可与磷酸根离子形成化学沉淀， 进而实现同步氮磷脱除。 在此基础上， 有研究者向人工湿地内共同投加了铁、 碳两种基质， 两基质可形成电解对，通过电化学方式强化人工湿地的氮脱除过程。 表 3 总结了铁碳投加下人工湿地的污水净化效果。 与传统湿地相比， 铁碳电解对或者铁钢电解对的添加对总氮与总磷的去除有显著提升。 对比生物炭投加组， 铁碳投加在氮磷同步高效净化上占据优势。然而，投加铁碳后，氨氮的去除效果与对照相比无显著改善，甚至显示出抑制。 追究原因， 是还原性铁基质的投加改变了湿地内部的氧化还原电位， 使得这个湿地系统形成偏还原性环境， 抑制了氨氮的氧化作用。 为此， 在铁碳基质改良湿地内， 应设置分段功能区， 第一区设置为良好的氧化环境， 强化氨氮向硝氮的转化， 第二区为铁碳还原区， 进行硝氮的还原。 上述两个区域联合使用实现总氮的高效去除。4 潜流人工湿地基质的优选