潜流人工湿地作为一种有效的污水生态处理系统，因其成本低、环境友好、景观效果好而广泛应用于污水厂尾水的深度处理。然而，在长期运行过程中，由于化学沉淀、生物膜生长和植物根系的固体积累等因素影响，潜流人工湿地普遍存在基质堵塞的现象，导致其处理能力下降，严重影响湿地的运行年限。

目前已有一些减少人工湿地堵塞物积累的方法。其中，更换基质成本昂贵、效率低；停床轮休简单易行，但不能满足污水连续处理要求；植物及动物的净化作用对潜流人工湿地基质堵塞问题的缓解作用有限；有研究提出了采用原位施用化学药剂的方法对堵塞的湿地介质进行修复，即根据化学净化的原理，向湿地注入化学药剂，以溶解或去除部分有机物，抑制微生物生长，从而改善基质堵塞。Nivala等将35%的H2O2应用于两个被堵塞的湿地，结果表明，这种氧化处理方式明显缓解了基质堵塞，而且没有长期的负面影响。

然而H2O2对湿地基质堵塞的缓解效果及其对湿地的影响目前尚不明确。为此，笔者针对C市某污水处理厂尾水湿地基质堵塞的工程实际问题，根据现有的研究，选择35%的H2O2作为化学溶脱剂投加到湿地试验单元格，根据潜流人工湿地出水流量、进出水水质和微生物群落结构的变化等，分析H2O2原位缓解潜流人工湿地基质堵塞的效果，旨在为该技术的大规模推广应用提供参考。

1、材料和方法

1.1 潜流人工湿地系统概况

C市污水厂尾水生态处理工程通过潜流人工湿地、表流人工湿地等多级串联的水质净化设施，以进一步处理达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级A标准的尾水，使其水质达到《地表水环境质量标准》（GB3838—2002）Ⅳ类标准。湿地处理系统平面布置和水平潜流人工湿地结构如图1所示。

该工程的潜流人工湿地设计面积为9hm2，设计处理规模为8×104m3/d，BOD5表面负荷为40kg/（hm2·d），水力负荷为0.88m³/（m2·d），水力停留时间为24h；通过配水渠配水，土壤覆盖层设计厚度为25cm，基质层的主要构成为砾石、沸石、云母石与少量的钢渣，其粒径为5~30mm，填料层的设计孔隙率约为30%~40%，基质层设计厚度为75cm。通过挖取潜流湿地基质，观察到潜流人工湿地现场单元格前端实际的覆土厚度为50cm，基质层厚度为50cm，比设计厚度少25cm。

总进水渠西侧的水平潜流人工湿地单元格共99组，其中标准单元格尺寸为37.0m×17.2m，共74组，非标准单元格25组。水平潜流人工湿地单元格在垂直于进水渠方向设置进水管，每处进水渠供给并列布置的两侧水平潜流人工湿地，标准水平潜流人工湿地单元格有2根进水管，管径为DN100，采用穿孔配水管配水，配水管管径为DN100，管道标准长度为3.5m，开孔率为3%。然而，自2019年建成以来，尾水湿地已连续运行多年，潜流人工湿地基质堵塞较为严重，处理水量从8×104m3/d下降至2×104m3/d，基质净化能力下降也较为明显。

1.2 试验方法

选择其中一组潜流人工湿地单元作为试验单元格，开展投加35%的H2O2原位缓解基质堵塞的现场试验。在试验单元格的进出水管段上安装流量计和进水阀，检测湿地前、中、后段基质堵塞物中有机物含量，并根据前期试验结果，以基质堵塞物中有机物含量为依据，按挥发性悬浮固体（VSS）含量确定H2O2投加量为2.2L/kg。药剂投加方式为单次投加，用叉车将装有H2O2的塑料桶提升至一定高度，并通过加药管道使H2O2重力自流进入湿地内部，控制H2O2的流速为4~8L/min。由于H2O2具有强氧化性，加药过程中需做好安全防护。

1.3 检测项目及方法

试验期间，在加药前、加药后及加药60d后三个阶段每天取潜流人工湿地的进水和出水水样，为期7d，先进行沉淀分离，其上清液过0.45μm滤膜后再进行水质指标检测。COD采用快速消解分光光度法测定，NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定，NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法测定，NO3--N采用紫外分光光度法测定，TP采用钼酸铵分光光度法测定，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定。加药前挖取试验单元格堵塞基质，测定单位基质堵塞物的有机质含量。试验前，在潜流湿地试验单元格出水管上加装电磁流量计，用于测定及记录出水流量的变化。通过高通量测序技术，对加药前、加药7d后、加药60d后试验单元格基质上的微生物群落结构进行分析。采用引物338F（5'-ACTCCTACGGAGGGCAGCAG-3'）和806R（5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'）对细菌16SrRNA基因的V3-V4高变区域进行扩增，并运用IlluminaMiSeqPE300测序平台进行高通量测序分析。

2、结果与讨论

2.1 加药过程及现象

加药时，湿地床与H2O2的反应具有极强的放热过程，H2O2注入时会产生大量蒸汽，湿地表面出现大量泡沫，如图2所示。这说明H2O2与堵塞基质反应不仅是通过化学氧化作用，还有释放热量和起泡的物理作用，在加药过程中应注意控制投药速度并注意安全。减缓H2O2的流入速度以后，泡沫逐渐消散，但是依然会产生白色蒸汽，这种猛烈的氧化作用可以持续长达60min。观测显示，加药7d后的出水水样中带有土黄色的颗粒物，这与未加药之前的透明状水样形成对比。同时，在出水管段上方和出水渠道内积累了许多黄褐色的污泥沉淀，推测是基质中堵塞物溶脱的结果。

2.2 加药对基质层及植物的影响

图3展示了试验单元格前端基质层加药前、中、后的变化。可以看出，加药前基质呈现黑色，表面附着大量的堵塞物。同时未观察到水流，说明该单元格基质堵塞程度较为严重。在加入H2O2之后，基质内部先是冒出大量的气泡，并产生浓烟，反应5~10min以后，反应变缓慢，气泡逐渐消失。这是由于35%的H2O2是一种强氧化剂，容易分解并释放氧气，与还原性杂质如有机物反应，同时与有机污泥接触以后会形成微气泡，这些微气泡迅速聚集导致沸腾。

试验单元格基质层表面前端种植有90m2龙须草，末端种植了170m2的黄菖蒲。初次加药时进药流速控制不佳，导致H2O2与内部基质反应剧烈，大量气泡从基质内部流出，流出的泥水混合物对植物叶片具有一定的伤害，故试验单元格基质加药管边缘部分龙须草叶片丧失活性，其余植物并未出现死亡的现象。同时，由于试验季节为冬季，种植的植物大多数已经被收割，在加药60d后，进入春季可以明显观察到试验单元格的植物开始生长，说明投加H2O2并不会导致植物大量死亡。

2.3 出水流量的变化

试验期间加药单元格出水流量的变化如图4所示。可以看出，加药前出水平均流量为（4.90±0.12）m³/h，出水流量较稳定。在投加H2O2后的1~5d（第8~12天），出水流量有所下降，推测是由于大量基质堵塞物从基质表面溶脱下来，泥水混合物逐渐流出潜流湿地。加药8d后（第15天），出水流量逐渐增大，加药11d后（第18天），潜流湿地所在地下雨，导致流量有所波动。加药60d后，出水流量趋于稳定，平均出水流量为（6.42±0.25）m³/h。说明投加H2O2有效缓解了潜流湿地试验单元格的基质堵塞问题。

2.4 水质的变化

2.4.1 溶解氧和pH的变化

加药前后进出水DO和pH的变化如图5所示。

从图5（a）可以看出，加药前进水平均DO为7.9mg/L，出水DO为5.4mg/L。加药后（第8天），H2O2与基质堵塞物反应放出大量的热与氧气，导致出水DO浓度升高，达到19.7mg/L；加药9d后（第16天），出水DO浓度恢复至加药前水平，说明此时基质内部因为投加H2O2而产生的溶解氧已全部消耗或流出。

从图5（b）可以看出，湿地进水呈弱碱性，在经过潜流湿地净化后，pH有所升高，说明湿地内部是一个弱碱性的环境。有研究表明，弱碱性环境有利于生物脱氮除磷。在加药之后，潜流湿地进出水pH没有明显变化，说明投加H2O2没有改变湿地内部的酸碱环境。

2.4.2 COD和总磷的变化

加药前后人工湿地进出水COD和总磷浓度的变化如图6所示。

从图6（a）可以看出，潜流人工湿地进水COD在8.1~24.3mg/L范围内波动，平均浓度为13.6mg/L。加药前试验单元格出水COD平均浓度为12.1mg/L，去除率为10.8%。加药后第1天出水COD浓度上升至30mg/L，并观察到出水中含有大量土黄色颗粒，推测原因是H2O2的作用使得基质堵塞物氧化溶脱并从湿地内部流出，导致出水有机物增多。加药7d后，潜流人工湿地对COD的去除能力恢复到正常水平，进水COD为20.4mg/L，出水COD为11.4mg/L，去除率达到44.0%。加药60d后，COD平均去除率达到32.6%，较加药前提高21.8%。有研究表明，随着潜流湿地基质堵塞，湿地水力停留时间变短，对COD的去除效果变差，投加H2O2后COD去除率上升，表明潜流湿地基质堵塞情况得到一定改善。

从图6（b）可以看出，潜流人工湿地进水TP在0.2~0.4mg/L范围内波动，加药前TP去除率为6.2%，加药后第1天TP出水浓度为0.27mg/L，TP去除率下降到-12.5%，之后去除率逐步提高，至加药后第7天TP去除率达到43.0%。加药60d后TP去除率在40%左右波动。结合微生物群落变化进行分析，加药60d后，潜流湿地内部放线菌门和变形菌门相对丰度增加，而放线菌门和变形菌门在生物脱氮除磷过程中具有核心作用，故总磷去除率得以提高。

2.4.3 氮的变化

进水NH4+-N在0.3~7.3mg/L范围内波动，主要受污水厂出水水质的影响，加药后第1天出水NH4+-N浓度为0.4mg/L，去除率从78.8%下降到9.7%，第2天则恢复到92.4%。加药60d后，对NH4+-N的平均去除率为75.3%。对NH4+-N的去除发生在微生物吸收消耗有机营养物的硝化过程中，加入H2O2后，短期内潜流人工湿地内部缺氧环境被改变，对氨氮的去除效果有短暂提升。潜流人工湿地进水NO3--N平均浓度为11.6mg/L，如图7（a）所示。加药前，出水NO3--N为13.1mg/L，高于进水浓度；加药7d后，出水NO3--N浓度虽有降低，但仍高于进水；而在加药60d后NO3--N去除率达到14.7%。推测是因为潜流人工湿地内部仍处于缺氧状态，有利于NO3--N被微生物还原。

潜流人工湿地进水NO2--N在0.1~0.28mg/L范围内波动，加药前对NO2--N的平均去除率为91.9%，加药7d后降至84.6%，加药60d后恢复到95.4%。潜流人工湿地进水TN为9.5~15.2mg/L，如图7（b）所示，加药前TN平均去除率为-4.8%，加药后短期内TN去除率稍有提高，但在60d后，TN去除率大幅提高，达到34.9%。结合微生物群落变化进行分析，加药60d后，潜流人工湿地内部反硝化菌活性增加，故在加药后TN去除率升高。综上可知，投加H2O2后短期内可能会导致人工湿地的氮去除性能下降，但随着时间的推移，NH4+-N和NO2--N去除率逐渐恢复到加药前水平，TN和NO3--N的去除率较加药前则分别提高39.7%和28.0%。

2.5 加药对微生物群落结构的影响

为了深入分析投加H2O2对潜流人工湿地基质内部微生物群落结构的影响，分析了加药前（Q1）、加药7d后（Q2）、加药60d后（Q3）试验单元格基质上微生物群落结构的变化情况，结果见图8。

从图8（a）可以看出，在门水平上，加药前基质内部的优势菌门为变形菌门Proteobacteria（42.64%）、硝化螺菌门Nitrospirota（22.18%）、绿弯菌门Chloroflexi（9.38%）、酸杆菌门Acidobacteriota（9.23%）、拟杆菌门Bacteroidota（3.82%）和放线菌门Actinobacteriota（3.04%）。加药7d后，由于H2O2的强氧化性，可使DO升高，并对堵塞物具有溶脱和氧化分解作用，这引起了湿地内部环境和基质堵塞物结构的变化，变形菌门的丰度下降到21.12%，硝化螺菌门下降到3.24%，拟杆菌门下降到2.74%，表明投加H2O2在短期内导致了基质内部微生物群落结构的变化，降低了部分细菌的丰度。而绿弯菌门丰度上升至23.35%，放线菌门上升至13.13%。有研究表明，绿弯菌门可参与硝化作用的第二步，即将亚硝态氮转化为硝态氮，并同化吸收环境中的多种有机酸，这解释了在部分硝化菌属丰度下降的情况下，仍可以有效进行有机物降解和脱氮的部分原因；放线菌门和变形菌门下的菌属在生物脱氮除磷过程中具有核心作用，这也说明了加药后短期内试验单元格除磷效果增强的原因。

在加药后第1天对碳、氮、磷的去除受到较大影响，这可归因于H2O2的投加对湿地内部环境和微生物群落结构造成较大冲击；但在加药后第2~7天，对碳、氮、磷的去除率便快速提升并在短期内逐渐趋于稳定，这可认为即使微生物群落结构受到较大影响，但微生物在H2O2的影响下被快速激发活性以适应H2O2的负面影响，因此微生物生长在一定程度上向适应H2O2影响的方向发展，从而优化微生物群落结构。在加药60d后，变形菌门的丰度上升至51.71%，放线菌门上升至8.55%，拟杆菌门上升至8.39%。说明投加H2O2后在短期内对变形菌和拟杆菌有一定的抑制作用，但并不会造成此类细菌消失，60d后其丰度可逐渐恢复，说明H2O2带来的影响是可逆的。

在属水平上进一步分析微生物群落结构的变化，如图8（b）所示。可以看出，加药前湿地基质内的优势菌属为硝化螺菌属Nitrospira（21.81%）、亚硝化单胞菌属Nitrosomonas（9.66%）、norank_f__norank_o__Vicinamibacterales（3.5%），加药后短期内（7d）3种菌属的丰度分别下降了18.76%、9.24%、1.99%；而加药60d后，亚硝化单胞菌属Nitrosomonas丰度上升至11.42%。Nitrosomonas属于亚硝化单胞菌科、亚硝化单胞菌目、β-变形菌纲和变形菌门，其中富含硝化功能的细菌能够将氨氮氧化成亚硝酸盐。由亚硝化菌属丰度的变化可以看出，加药后微生物群落结构在属水平上的变化与门水平一致。投加H2O2短期内会降低硝化菌的丰度，推测这是因为投加H2O2造成系统内氨氮浓度下降，硝化过程受阻，且硝化菌易受外界环境变化的影响，致使世代周期长、生长缓慢，从而导致硝化菌生长受到抑制。但是在60d后其丰度可逐步恢复，说明H2O2带来的影响是可逆的。此外，在加药60d后，兼性反硝化菌Arenimonas丰度由加药前的0.15%上升至4.79%。该菌属可以利用有机碳源进行脱氮，其相对丰度的升高可能是因为在投加H2O2后异养菌的相对丰度降低，在湿地逐渐恢复厌氧环境的过程中，反硝化菌属与异养菌竞争碳源的难度降低，从而促进了反硝化菌的生长。

3、结论

①投加H2O2在一定程度上能够缓解潜流人工湿地基质堵塞问题。投加过氧化氢60d后，试验单元格出水流量从（4.90±0.12）m³/h提升至（6.42±0.25）m³/h。尽管投加H2O2会短暂降低潜流人工湿地的处理性能，但没有改变湿地内部的酸碱环境。在加药60d后，NH4+-N和NO2--N的去除率恢复至加药前水平，而对COD、TP、TN、NO3--N的去除率分别提高21.8%、33.8%、39.7%、28.0%。

②微生物群落结构分析表明，投加过氧化氢60d后促进了Proteobacteria相对丰度的增加，但是会短期抑制基质内部硝化菌的丰度，这是因为潜流人工湿地孔隙率增大所致的好氧环境为好氧菌的生长创造了适宜条件，从而推动潜流人工湿地处理性能的恢复。加药60d后，亚硝化菌属Nitrosomonas、反硝化菌属Arenimonas丰富增加，基质内部微生物群落结构在一定程度上得到优化。

③H2O2修复是一种很有前景的应对潜流湿地堵塞的修复方法，但在使用H2O2处理潜流湿地堵塞时，需要获得相关部门的批准和许可。另外，安全性也是一个关键考虑因素。由于H2O2具有强氧化性，H2O2与湿地基质的反应是一个放热产生氧气的过程，会产生大量泡沫与浓烟，因此应控制加药流速，同时应注意远离火源，以防引起火灾。另外，不建议在湿地表面施用H2O2，因为H2O2会首先与植物碎屑发生反应，一方面对植物根系和叶片有损害，另一方面降低了H2O2的有效利用率。出于安全和可行性考虑，建议在冬天使用该方法，同时修剪或清除湿地积水区的高大植被。