社区：
人工湿地污水处理系统以其高效、低耗、低运行成本等特点已经在世界各地城市生活污水和雨水径流处理中得到了较为广泛的应用(徐丽花等，2002；宋志文等，2003；薛玉等，2003；Achintya et a1．，2003)．但在应用中也还存在着一些问题，如工程占地面积大，对氨氮等污染物的去除率低且不稳定，导致出水水质难以达标；以及冬季和植物换季时期的污水处理存在问题等(Werker，et a1．，2002；Cookson，et a1．，2002；尹炜等，2004；雒国维等，2006；项学敏等，2006)．近年来，许多研究者将一些通透性好、吸附能力较强的多孔介质(沸石、炉渣等)应用于人工湿地(Curkovic et a1．，1997；盛光遥等，1997；徐丽花等，2002；袁东海等，2005；胡日利等，2004；卢少勇等，2006)，极大地提高了人工湿地去除污染物的能力．但随着吸附作用的持续进行，填料的吸附能力会逐渐下降，导致系统的处理能力随之下降．如何恢复人工湿地系统的处理能力，是填料应用于人工湿地的关键所在，更换新鲜填料或进行化学再生等方法破坏性大、成本高，不适于人
工湿地污水处理系统．而利用生物作用实现填料的原位再生，在经济上和工程实践上都具有很大的优势．目前，对填料的生物再生研究甚少，主要集中在沸石再生方面．Lahav(1998)、Dimova(1999)、温东辉(2003)和陈和谦(2005)等的研究表明，沸石吸附氨氮后可以依靠微生物硝化作用实现其再生；付融冰(2006)等对人工湿地中的沸石吸附能力进行了生物再生研究，结果表明，再生效果显著，3个月后再生率达90％ 以上．而目前蛭石在污水处理方面的应用研究主要是针对其发挥吸附作用的前期阶段，吸附饱和后的再生方法研究甚少．
针对上述问题，本研究将一种新型、储量大而廉价的吸附材料—— 天然蛭石作为湿地系统缓冲体系的主体填料(邓雁希等，2003；胡日利等，2004)，利用其较好的吸附性能使其在人工湿地中成为一个高效的缓冲单元，起到暂贮存污染物的作用，以弥补植物及微生物在交替期或冬季作用的不足，待其吸附能力下降后，在湿地污水处理的高效期(如夏秋季)，利用植物及微生物对其进行原位生物再生，旨在为解决湿地植物换季期、冬季污水处理效率等工程应用问题提供一定的参考．
2 材料与方法(Materials and methods)
2．1 试验材料
蛭石是一种层状结构的含镁水铝硅酸盐次生变质矿物，具有良好的吸附及离子交换性能，其化学通式为Mg (H：0){Mg，一 [AISiO，0 。](OH) }，它是粘土的一种，其结构既可以是三八面体，也可以是二八面体．外形似云母，通常由黑(金)云母经热液蚀变作用或风化而成．吴晓芙、胡日利等(2004)的研究表明，蛭石对污水中的氨态氮阳离子基团有着良好的吸附性能．本试验所用天然蛭石来自河北省灵寿县汇鑫矿业加工厂，为未经筛选的蛭石原矿，粗细不均，其粒度分布情况见表1．
实验污水来自校园生活污水和自配模拟生活污水，其中NH；·N及磷浓度采用投加氯化铵和磷酸二氢钾调节，COD通过投加可溶性淀粉及葡萄糖调节，具体水质情况见表2．
2．2 试验方法与装置
2．2．1 快速穿透吸附试验 穿透吸附试验也称动态吸附试验，就是将含有NH4+的溶液连续地通过蛭石填充柱，直到流出液的NI-I；-N的浓度超过设定值为止，此时蛭石的单位吸附量q 即为该出水浓度下的快速平衡吸附量；本试验设出水NH ·N浓度为5mg·L 时即穿透．其中柱A用直径为8cm的PVC管柱，内填天然蛭石高度为30cm，质量1750g，有效容积1．5L；柱B用直径为5cm的PVC管柱，填天然蛭石高度为30cm，质量700g，有效容积0．6L，由转子流量计调节柱体水力负荷(见图1)．
2．2．2 缓冲单元去污试验 本试验主要模拟当湿地系统中植物生长停滞、微生物活动较弱或无植物时，将蛭石单元作为湿地系统应急缓冲单元或主要处理单元的情形．试验采用3根大口径PVC管(直径为30cm)柱作为天然蛭石缓冲单元去除污染物的模拟装置，柱体内部从下至上依次填充卵石(厚度约为5—8cm)、煤渣(厚度3～5cm)、细沙(厚度2～3cm)、蛭石(厚度分别为1柱60 cm、2柱80 cm、3柱40era)，按设定方式进水运行(1柱上进下出、2柱和3柱下进上出)，监测进出水中各种污染物的变化情况，考察了天然蛭石缓冲单元在缺氧厌氧且
无植物的条件下对污水中污染物的去除能力，2．2．3 原位生物再生试验 再生试验由4个对比系统组成，其中1号为无植物淹水静置对照，2号为无植物干湿交替再生系统(排水循环利用)，3号为美人蕉湿地再生系统，4号为梭鱼草一风车草一香蒲组合植物再生系统．1号小试系统装置为内径20cm、高40cm的PVC管，2、3、4号系统为内径30cm、高40cm的不锈钢桶，各系统底部均设置出水阀，底部填料均为细沙和石灰石(厚度lOcm)，上部均填充厚度为25cm 的铵吸附饱和．天然蛭石，中间以细纱窗布作间隔．4个系统中的蛭石在使用前，反复用高浓度NH C1溶液浸泡，使蛭石铵吸附达到饱和，测得其对NH：一N的吸附量为2，39mg·g ，按要求装填好后，向各系统中加入经预处理后的生活污水(CODc 为144．49—188．65 mg·g～ ，NH4+一N为24．5— 31．2 mg·g )，使系统表面淹水深度在5cm左右，静置1d后，将各系统中的水排出至对应容器并测定其体积，按出水体积的5‰ 依次加入EM菌液和硝化污泥上清液，混匀后再注入对应系统，开始再生．
再生过程水温较为恒定，基本维持在25—30℃间，其中1号系统长期处于淹没状态，2、3、4号系统以2d为一个周期(40h淹水、8h落干)循环运行，利用落干时水面下降促使空气进入蛭石的空隙间，从而为系统内部提供更多氧气；另外，在3号系统种30cm高的美人蕉幼苗3株，4号系统种梭鱼草、风车草和香蒲各1株(高度分别为40、30、50cm)，平均植株密度为30株．m～，蒸发或植物蒸腾减少水量由人工湿地中试系统出水补充．分别在第10、20、30、40、50、60、90d，测定系统中蛭石的NH4+一N质量分数．
2．3 主要测定方法
COD：重铬酸盐法；NH4十一N：钠氏试剂分光光度法；TP：磷钼蓝分光光度法；TN：紫外分光光度法；
pH值：电极法．
3 结果(Results)
3．1 穿透试验结果
试验中进水NH：一N的浓度为22，2mg·L～ ，柱A的进水流量为8L·h～ ，HRT为0，19h；柱B的进水流量为4 L·h。。，HRT为0，15 h，两柱的穿透曲线如图2所示，其中，柱A的穿透时间为8，5 h，柱B的穿透时间为6，0 h，
3．2 缓冲试验结果
缓冲单元去污试验开始于7月29日，各蛭石柱(柱1、柱2、柱3)的处理量均设定为100L·d～，折合水力负荷约为1．4 1TI ·1TI-2,d～，保持连续进水．在试验期间，各缓冲单元对污水中污染物的去除效果以及对出水pH的影响情况如图3、图4所示
3．3 生物再生过程模拟
图5为4个再生系统中蛭石氨氮含量的变化情况及再生过程模拟曲线．试验结果表明，蛭石生物再生过程的动力学模拟基本符合指数方程，其中，无植物．静置淹没湿地(1号)、无植物．干湿交替湿地(2号)、美人蕉湿地(3号)与组合植物湿地(4号)的模拟方程依此为：
4 讨论(Discussion)
4．1 穿透吸附过程分析
根据试验结果可知，柱A和柱B在达到快速吸附穿透点(5mg·L )时的处理水量与其有效容积之比值(简称：BV)分别为45．33和40，对NH4+一N的单位吸附量(q )分别是0．746mg·g 和0．658mg·g～．可以看出，在蛭石量和进水浓度一定的情况下，出水的氨氮浓度达到指定浓度时(穿透浓度)，蛭石的单位吸附量会随水力停留时间的延长而增加，其主要原因是：在快速吸附过程的前期，天然蛭石对NH4+一N的吸附主要发生在蛭石颗粒的表
层吸附位上，水力停留时间短，则吸附量相对较小，去除率偏低，并导致穿透时间相应缩短；适当的延长水力停留时间，使蛭石颗粒对NH —N的交换吸附更加充分，可深入到天然蛭石颗粒内部的交换位，这样体系中蛭石的单位吸附量也相应增大．因此，在应用中，要根据实际情况选择合适的水力停留时间，一方面可以尽量减少填料用量和占地面积，另一方面也使系统的处理效率提高．从图2我们还可以看出，出水NH ．N超过设定值，并不是体系中天然蛭石吸附氨氮能力的耗竭，蛭石体系仍有一定的NH 一N去除能力，只是不能使出水的NH4+一N水平保持在指定浓度范围内，此时可认为蛭石系统已达到工程实际使用寿命，此时的系统已不适于作为主要处理单元，应对内部发挥主要作用的蛭石进行再生，以恢复其吸附能力．
4．2 缓冲过程及机理分析
4．2．1 缓冲单元对NH4+一N的去除各柱在开始运行阶段，微生物的作用基本可以忽略，而NH；一N的
去除率就高达90％ 以上，此后的1个月时间里，各柱继续保持了较高的去除率，这说明是蛭石的吸附性能在发挥主要作用．而按快速吸附试验中最大BV值45．3作理论估算，则各缓冲单元在本试验水力条件下对污水中NH4+一N进行吸附并维持出水达到一级A类排放标准(GB 18918．2002)的理论运行时间仅为：1柱20d、2柱26d、3柱13d．实测表明(见图3)，各单元出水NH4+．N超过5mg·L 的时间是：1柱53d(7月29 日～9月19日)、2柱56d(7月29 日～ 9月22日)、3柱45d(7月29日一9月11日)，这与理论值相差甚大．分析认为主要影响因素有两
个：其一，水力停留时间(HRT)的大幅度延长，在快速吸附试验中最大HRT仅为0．19h，而在湿地缓冲
系统中，HRT长达6．5～13．5h，则系统对NH4+一N的吸附更加充分，各单元中的吸附都基本达到了该平
衡浓度下的平衡吸附量，所以与理论值相比，它们的运行时间增幅相当，平均增幅约为30d左右；其二，由于系统内部基本上是一个缺氧环境，不利于好氧硝化作用的进行，系统内部微生物对氨氮的去除作用不明显，缓冲系统对NH4一N的去除主要为天然蛭石的物理化学吸附作用，所以各单元间的实际运行时间差与理论差值基本一致．
4．2．2 对总氮的去除 由于进水中构成总氮的主要是NH4+一N，所以在试验前期，总氮的去除规律基本与氨氮的去除规律相同(见图3)．到后期(9月5号以后)，各系统对总氮的去除曲线开始出现差异，其中柱1和柱2的NH4+-N去除率基本相同，但柱1出水中总氮的量要高于柱2，这说明柱1中一部分含氮污染物开始逐渐被微生物分解，抽样检测发现，柱1出水中亚硝态氮及硝态氮浓度高于柱2，浓度差值分别为1．05mg·L 和2．50mg·L～．从3个系统之间的差异分析可知，这主要是由于进水方式引起，柱1上进下出方式，在进水的过程中，可携带一部分氧进入系统中，从而加强表层的硝化作用，而柱2和柱3的系统内基本为缺氧环境，硝化作用
受抑制，对氮的去除也主要是蛭石对NH4+．N的吸附作用，这也是柱1维持出水NH4+一N达标的实际天
数增幅较大的原因．
4．2．3 对COD的去除在蛭石柱开始运行的前几天，出水的COD值比较高，这主要因为前3天进水COD异常，均在450mg·L 以上；另外由于天然蛭石和其它辅助填料本身含有一定量的有机质，在污水的冲刷作用下，这一部分有机质随水流出，也导致出水COD值偏大．进水水质正常后，出水的COD值趋于平稳，基本在100mg·L 以下，从9月15日以后，各柱出水COD先后高出了100mg·L ，去除率呈下降趋势．这主要是蛭石层对COD的吸附能力开始下降，而缓冲体系中的微生物代谢能力有限造成的．这3个柱对COD的去除能力强弱顺序为：柱1
>柱2>柱3，该差异主要是由蛭石层的填充厚度及进水方式造成，其中柱l、柱2的蛭石填充厚度分别为60cm和80cm，但柱l进水方式上进下出，这样在污水流入时可以携带一定量的氧进入体系中，增加了表层好氧微生物的活性，表现为较高的COD去除率，从8月1日至9月11日，其去除率均在70％ 以上，柱2保持该去除率的时间明显缩短，仅从8月1日至8月25日；柱3更明显，仅维持了10d，从8月1日至8月10日．这可以说明，增加缓冲体系中的溶解氧量及蛭石用量，能够在很大程度上加强缓冲体系去除COD的能力．
4．2．4 对磷的去除磷酸盐属专性吸附离子，它可以与蛭石表层金属原子的配位基(OH)进行交换而被吸附，但大量的实验表明，这一过程很不稳定．邓雁希等(2003)的研究表明，未经处理的天然蛭石对磷的去除效果较差，而且他们推断，蛭石对磷的去除主要依靠专性吸附和化学沉淀作用．本实验体系在前期，由于进水磷浓度相对较低(TP<1．6mg·L )，对磷也表现出了较好的去除效果，在8月31号以前，去除率均在80％ 以上，而后期，随pH降低导致蛭石对磷的化学沉淀作用在很大程度上削弱了，从而去除率迅速降低，这也应证了上面的
结论．
4．2．5 pH值的变化 运行初期，体系中离子交换吸附作用强烈，污水中的氨根离子及氢离子与蛭石中的可交换性阳离子发生交换吸附，导致出水中金属阳离子数增加，使出水明显偏碱性，2柱出水pH最高达8．78；但随着蛭石柱吸附的有机物总量的增加，出水的pH值开始下降，到后期已经偏酸性了，这一现象说明柱内开始有微生物的作用，而且，单元内部pH的降低可能主要是由在缺氧厌氧条件下厌氧微生物分解有机物产酸所致，在检查蛭石柱底部时也发现底部的卵石层中已经出现粉红色的厌氧生物膜．而根据胡日利等(2004)研究表明，蛭石对氨氮的吸附在pH 2．0～6．0范围内会随pH的增大而增大，最佳pH为4．0～6．0．系统内的酸碱环境的改善有利于提高其缓冲性能，这也是各单元实际运行时间比理论估计时间长的一个重要原因．综合上述数据及分析可初步认为，在人工湿地中，当缓冲单元天然蛭石填充高度≥60cm，水力负荷约为1．4 m ·n'l-2od 时，对于进水COD为150～350mg·L一 、NI-I；一N为10～30 mg·L一 、TP为1．0～1．5 mg·L 的生活污水，缓冲单元至少可在45d内保持出水各水质指标达到一级排放标准(GB 18918—2002)，基本可满足人工湿地在植物换季时期的去污需求，甚至在冬季水力负荷有所下降的情况下也可作为主体处理单元，从而保证人工湿地系统在冬季也能实现较好的去污效果．而适当的增加缓冲体系中的溶解氧量，还可以有效的提高体系的去污能力和使用寿命．
4．3 生物再生过程分析
试验结果表明(图5)，蛭石生物再生过程的动力学模拟基本符合指数方程，除1号系统外，各模拟方程的可决系数均在0．95以上．从变化曲线和试验情况可以判断，在前lOd中，蛭石中NH]．N量降低主要贡献因素是NH4+一N的解吸作用，因此，各系统均表现出较高的再生率；在第30d，2、3、4号系统中蛭石的再生率分别为56．8％ 、61．0％ 和58．0％ ，效果差异也不明显，但1号系统的再生效果明显差于其它3个，仅为44．9％ ；随后，这种差异更加明显，在第60d时，其它3个系统中蛭石的再生率均达到了78％ 以上，而1号仅为56％ ，第90d时，其它系统蛭石的再生率分别达85．0％ 、88．2％ 和91．3％ ，1号仅为61．0％ ，这是由于1号长期处于淹没状态，导致其蛭石层中缺氧，不利于硝化作用的进行，这说明氧气含量是蛭石生物再生的关键因素之一．所以，在间歇落干的湿地系统中，利用微生物硝化与反硝化、植物根系的吸收与复氧作用对铵吸附饱和的蛭石进行原位再生，其效果显著，方法具有可行性．
Okurut(1999)、段志勇(2002)、种云霄(2003)等的研究表明，美人蕉、香蒲等湿地植物一般都具有一定的根系复氧功能，可2号与3、4号系统间再生率差异却不显著，原因是什么呢?试验中发现，在生物再生过程中，这3个系统都出现了不同程度的NO3 N积累的现象，这表明系统内部总体上都处于好氧环境，微生物的硝化作用占主导，而积累量及积累速率的大小顺序均为4号>3号>2号，这表明它们之间的氧含量有较大差异，说明有植物的系统氧含量较高，但由于系统碳源主要来自少量的补加水，远远无法满足反硝化作用的需要，导致反硝
化过程受抑制(傅利剑等，2005；贺锋等，2005)，所以，植物在试验中的复氧作用主要体现在NO；一N的
积累方面，而没表现为较高的再生率差异．
5 结论(Conclusions)
缓冲试验结果表明，将天然蛭石床作为湿地污水处理系统的缓冲单元，当其填充高度≥60cm时，对水力负荷约为1．4 In ·In-2 d 的普通生活污水，缓冲单元至少可在45d内保持出水各水质指标达到一级排放标准(GB 18918．2002)，基本可满足在人工湿地中植物换季时作为应急缓冲单元的需要．提高缓冲体系的缓冲性能及使用寿命的主要途径有适当提高蛭石用量、延长水力停留时间、增加体系的含氧量、以及调节系统内部pH环境．再生试验证明，利用植物和微生物对氨氮吸附饱和蛭石进行原位生物再生的方法可行，其再生过
程的动力学方程符合指数关系．其中，有植物湿地再生系统经过90d，对蛭石的再生率可达88．2％ 一
91．3％
责任作者简介：吴晓芙，男，苗族，湖南吉首市人(1953一)．中南林业科技大学教授、博士生导师，主要研究方向为生态学、环境化学及污水处理工程与技术等．
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