与传统的污水处理系统相比，人工湿地具有投资、运行费用低，操作简便，抗污水负荷能力强和避免二次污染等优点(Vymazal et al.，2006；Machate et al., 1997; Drizo et al., 1999; Knight et al.，2000; Akratos and Tsihrintzis， 2007; Kotti et al., 2010).垂直流人工湿地因其在处理有机物和氮素方面的突出表现(Brix and Arias， 2005; Zhao et al.，2010; Herouvim et al., 2011)，在过去二三十年里发展迅速；但由于在潜流型湿地内未能得到充足的溶解氧(Vymazal，2002)以及基质容易吸附饱和等原因，其对氨氮和总磷的去除效果较差.众多学者对此进行了大量的研究，如通过提高湿地床内基质对磷素的吸附容量，或延长磷素在多孔基质的湿地床中的水力停留时间(Drizo et al., 1999; Prochaska and Zouboulis， 2006; Westholm，2006; Vohla et al., 2011)，或单独在末端出水设置过滤装置而使其净化效果得到有效改善(Stefanakis et al., 2009; Bruch et al., 2011).近年来，无烟煤、粉煤灰、钢渣、矿渣、火山岩、活化赤泥、生物陶粒等填料陆续被作为人工湿地除磷基质展开研究(李燕中等，2006；蒋丽等，2011；向衡等，2013；史鹏博等，2014；赵兴敏等，2014)，但大部分天然基质易吸附饱和，很难寻求到一种长久、高效、经济、稳定的基质.生物陶粒作为填料的1种，兼具材料低廉易得、表面积大、孔隙率大、化学和物理稳定性好等优点，因此可尝试对生物陶粒基质进行覆膜改性，以强化和提高其对水体中磷素的净化效果.

阴离子型层状双金属氢氧化物(layered double hydroxides，LDHs)，又称为水滑石类化合物或阴离子粘土. LDHs由相互平行的层板构成，层板上二价金属离子部分被三价金属离子同晶取代，其层间作用力较弱，因而具有捕获有机和无机阴离子的较强能力；LDHs比表面积大，具有比阴离子交换树脂更高的阴离子交换能力和热稳定性(Bish，1980; Cavani et al., 1991; Vaccari，1998; Das et al.，2004; Palmer et al., 2009)，因此近年来LDHs广泛应用在催化、光化学、电化学聚合、磁学、生物医药科学和水环境科学(Cavani et al., 1991; Newman and Jones， 1998; Ulibarri and Hermosín，2011; Li and Duan， 2006; Evans and Duan， 2006)；其中在水处理领域中的应用主要集中于将制备好的LDHs固体直接用于水体中污染物的吸附.

在前期试验研究的基础上(Zhang et al., 2007; 张翔凌等，2013；2014)，本次实验选用垂直流人工湿地常用的生物陶粒作为原始基质，采用Ca系、Zn系和Mg系二价金属化合物与Fe系、Co系与Al系三价金属化合物一一对应反应生成LDHs的方式，在碱性条件下以共沉淀的方法合成9种不同类型的LDHs，并将其分别覆膜于垂直流人工湿地生物陶粒基质上，研究改性基质对磷素净化效果的提升作用，以期筛选出净化磷素的金属化合物最佳反应组合，为强化垂直流人工湿地除磷效果提供参考.

改性及净化磷素所用生物陶粒基质为球形颗粒状，经过粗筛后粒径为1～3 mm，所有的基质均购自河南郑州.

改性所采用二价金属化合物：CaCl₂、MgCl₂、ZnCl₂；三价金属化合物：FeCl₃、CoCl₃、AlCl₃，将上述两类金属化合物进行两两组合反应，形成9种不同类型的LDHs，其组合方式如表 1所示.

表 1(Table 1)

表 1 生物陶粒基质改性方式 Table 1 Modification methods of biological ceramsite

表 1 生物陶粒基质改性方式 Table 1 Modification methods of biological ceramsite Ca系 Zn系 Mg系 对比 基质柱号 改性方式 基质柱号 改性方式 基质柱号 改性方式 基质柱号 改性方式 1 CaFe-LDHs 4 ZnFe-LDHs 7 MgFe-LDHs 2 CaCo-LDHs 5 ZnCo-LDHs 8 MgCo-LDHs 10 普通生物 陶粒基质 3 CaAl-LDHs 6 ZnAl-LDHs 9 MgAl-LDHs

取洗净的生物陶粒基质若干置于装有2 L蒸馏水的烧杯中，加热使温度恒定在80℃.按二价和三价金属摩尔比(M²⁺ ∶ M³⁺)为2 ∶ 1的方式，配置0.2 mol · L^-1的M²⁺和0.1 mol · L^-1的M³⁺溶液，同时将两种化合物加入到装有生物陶粒基质的烧杯中，并加入10% NaOH使上述溶液pH维持在11～12左右，剧烈搅拌4h后，取出生物陶粒基质置于1000～1500 r · min^-1的离心机中离心10 min；将离心后生物陶粒用蒸馏水洗涤至洗涤水呈中性，置于烘箱中16 h后取出，即得到用水热共沉淀法制备的LDHs覆膜改性生物陶粒基质.

基质表观特性：日本电子株式会社生产的JSM-5610LV扫描电子显微镜(SEM)；基质化学成分：荷兰Panalysis公司生产的Axios advanced X荧光光谱仪.

试验所用原水均取自武汉市龙王嘴污水处理厂和武汉市洪山区南湖湖水，两者按1 ∶ 2的比例进行混合配制成供试原水.供试原水水质如表 2所示.

表 2(Table 2)

表 2 供试原水水质指标 Table 2 Concentrations of pollutants mg · L-1

表 2 供试原水水质指标 Table 2 Concentrations of pollutants mg · L-1 mg·L-1 主要指标 浓度范围 平均值 标准偏差 CODCr 52.77～93.46 79.70 13.63 总磷 1.51～2.25 1.85 0.25 溶解性总磷 0.80～1.96 1.50 0.38 磷酸盐(以P计) 0.25～0.47 0.39 0.07

试验装置由10根内径为8 cm、高为40 cm的PVC管组成，将9种改性生物陶粒基质和普通生物陶粒基质分别填充于10根试验柱中，每根试验柱中基质填充至35 cm高度左右；原水从管顶注入，由管底排出.各试验柱中填充的基质种类如表 1所示.

模拟试验装置采用间歇运行的方式，其水力负荷(HLR)为250 L · m^-2 · d^-1，每个试验周期的水力停留时间(HRT)为12 h.基质试验装置的运行时间从2014年2月—2014年8月止，共历时7个月.

COD_Cr为重铬酸钾法；总磷及溶解性总磷采用过硫酸钾氧化-钼锑抗分光光度法；磷酸盐采用钼锑抗分光光度法.

采用SPSS 19.0(SPSS Inc.，Chicago，USA)进行统计学分析，包括单因素方差分析(ANOVA)、Levene 齐次性检验和多重比较，其中多重比较采用Bonferroni检验法，当p<0.05时，差异显著； p<0.01时，差异极显著.

图 1为9种改性生物陶粒基质和普通生物陶粒基质的SEM图.将不同改性方式的生物陶粒基质(1～9)与普通生物陶粒基质(10)SEM图谱对比分析后发现，改性后的生物陶粒基质表面分布着数量 不等的白色物质，且每种改性方式对应的LDHs改性基质表面呈现出不同的形态，其在基质上覆膜的效果也有所差异.其中，1号CaFe-LDHs、2号CaCo-LDHs、4号ZnFe-LDHs、5号ZnCo-LDHs和6号ZnAl-LDHs改性基质表面白色颗粒较多.

图 1(Fig.1)

图 1 改性及普通生物陶粒SEM图谱 Fig.1 SEM images of common and modified biological ceramsite

为进一步验证LDHs的覆膜效果，采用X荧光光谱仪对改性前后基质的化学组分进行测定，主要成分如表 3所示.对比改性前后生物陶粒的化学组分可以发现明显的变化：Ca系、Zn系和Mg系改性所形成的9种LDHs生物陶粒基质，除9号MgAl-LDHs的Na元素质量分数有所下降外，其它改性基质的K、Na元素质量分数均有所增加；1号CaFe-LDHs中的Fe元素质量分数、2号CaCo-LDHs中的Co元素质量分数均有所增加；4号ZnFe-LDHs、5号ZnCo-LDHs和6号ZnAl-LDHs中Zn元素质量分数均大幅增加；而7号MgFe-LDHs、8号MgCo-LDHs和9号MgAl-LDHs中Mg元素质量分数均有所增加.综合来看，Zn系改性的4、5、6号改性基质，其Zn元素质量分数增加明显；Mg系改性的7、8、9号改性基质，相对应的Mg元素质量分数有所增加.由此可见，采用不同的组合方式在碱性条件下共沉淀法制备LDHs并将其覆膜的生物陶粒基质上，相对应的提高了改性基质中改性所用元素的化学组分百分比，从而达到改性的目的.

表 3(Table 3)

表 3 改性前后生物陶粒基质主要化学成分1) Table 3 Main chemical compositions of biological ceramsite substrates before and after modification

表 3 改性前后生物陶粒基质主要化学成分1) Table 3 Main chemical compositions of biological ceramsite substrates before and after modification 基质 组分 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 CaFe-LDHs CaCo-LDHs CaAl-LDHs ZnFe-LDHs ZnCo-LDHs ZnAl-LDHs MgFe-LDHs MgCo-LDHs MgAl-LDHs 原始基质 注: 1)表中标号数字对应表 1中的基质编号. SiO2 54.37% 54.96% 54.65% 54.48% 54.28% 53.98% 54.09% 54.11% 54.33% 54.60% Al2O3 28.64% 28.75% 28.87% 28.55% 28.57% 28.85% 29.03% 29.15% 28.12% 28.96% Fe2O3 6.62% 6.21% 6.46% 6.54% 6.45% 6.48% 6.45% 6.34% 6.24% 6.37% CaO 2.63% 2.44% 2.43% 2.53% 2.85% 2.73% 2.57% 2.44% 2.63% 2.62% MgO 0.78% 0.77% 0.78% 0.80% 0.68% 0.72% 0.94% 0.91% 0.85% 0.71% K2O 2.65% 2.64% 2.67% 2.61% 2.61% 2.75% 2.62% 2.63% 2.66% 2.57% Na2O 0.32% 0.29% 0.28% 0.34% 0.35% 0.35% 0.33% 0.29% 0.26% 0.28% TiO2 1.69% 1.51% 1.48% 1.54% 1.53% 1.52% 1.54% 1.49% 1.54% 1.52% Co3O4 未检出 0.025% 未检出 未检出 0.032% 未检出 未检出 0.027% 未检出 未检出 ZnO 0.011% 未检出 0.013% 0.20% 0.22% 0.19% 0.016% 0.016% 0.014% 0.012% 烧失量 1.49% 1.65% 1.61% 1.60% 1.63% 1.68% 1.64% 1.66% 1.59% 1.64%

结合改性前后生物陶粒基质的扫描电镜结果和X荧光元素成分分析结果可以发现，LDHs覆膜使得基质表面特性和化学组分发生了变化，进而将对其物理特征和化学性质产生影响；同时也进一步验证了在碱性条件下采用共沉淀法制备不同类型LDHs，并将其覆膜到普通生物陶粒基质上是可行的.

不同类型LDHs覆膜改性生物陶粒基质对TP的平均去除率如图 2所示.采用Ca系、Zn系和Mg系改性所形成的9种LDHs生物陶粒基质对TP的平均去除率均接近90%；其中4号ZnFe-LDHs改性基质对TP的平均去除率最高，达到95.87%，其次为9号MgAl-LDHs、5号ZnCo-LDHs、8号MgCo-LDHs、6号ZnAl-LDHs，四者对TP的去除率均接近93%，且波动性较小，处理效果稳定；而1号CaFe-LDHs对TP的平均去除率为87.02%，与普通生物陶粒的86.52%相差无几.将9种不同类型LDHs覆膜的生物陶粒基质去除率与普通的生物陶粒基质的去除率进行显著性分析，结果如表 4所示，其中4号ZnFe-LDHs(95.87%)、5号ZnCo-LDHs(93.33%)、 6号ZnAl-LDHs(92.24%)、8号MgCo-LDHs(92.66%)和9号MgAl-LDHs(93.83%)改性生物陶粒基质的TP平均去除率相对于原始基质(86.52%)差异极显著(p<0.01)；3号CaAl-LDHs(91.04%)和7号MgFe-LDHs(90.77%)差异性显著(p<0.05)，1号CaFe-LDHs(87.02%)和2号CaCo-LDHs(89.48%)则差异不显著；这一结论也与其对TP的平均去除率得到相互印证.

图 2(Fig.2)

图 2 改性前后生物陶粒基质对总磷的平均去除率 Fig.2 Average removal rates of TP with different biological ceramsite substrates before and after modification

表 4(Table 4)

表 4 改性前后生物陶粒基质的方差分析(多重比较Bonferroni检验法) Table 4 ANOVA analysis of removal rates for the TP，TDP and Phosphate with different modified biological ceramsite substrates(Bonferroni Test)

表 4 改性前后生物陶粒基质的方差分析(多重比较Bonferroni检验法) Table 4 ANOVA analysis of removal rates for the TP，TDP and Phosphate with different modified biological ceramsite substrates(Bonferroni Test) 基质种类 显著性p (总磷) 显著性p (溶解性 总磷) 显著性p (磷酸盐) 注: 1)差异显著；2)差异极显著. 1号CaFe-LDHs 1.000 1.000 1.000 2号CaCo-LDHs 0.875 1.000 0.0002) 3号CaAl-LDHs 0.0231) 0.355 0.0002) 4号ZnFe-LDHs 0.0002) 0.0002) 0.0002) 5号ZnCo-LDHs 0.0002) 0.0012) 0.0002) 6号ZnAl-LDHs 0.0012) 0.0012) 0.0002) 7号MgFe-LDHs 0.0461) 1.000 0.0002) 8号MgCo-LDHs 0.0002) 0.0012) 0.0002) 9号MgAl-LDHs 0.0002) 0.0351) 0.0002)

人工湿地对污水中磷素的去除主要通过基质的吸附和沉淀作用、微生物的聚集作用、水生植物的吸收等途径共同作用完成(Westholm，2006)，其中基质的吸附与沉淀作用去除的总磷数量占到80%，是除磷的主要途径(缪绅裕等，1999)；而基质主要通过物理化学作用实现对磷素的去除，其机制主要包括基质对磷素的吸附以及其与磷酸根离子之间的化学反应.将4号ZnFe-LDHs与普通生物陶粒基质对TP的平均去除率比较发现，改性后的生物陶粒基质平均去除率提升了近10%，究其原因，一方面与基质上覆膜的LDHs有关，因为相对于其它的吸附剂而言，LDHs具有较高的比表面积和离子交换能力，与普通生物陶粒相比，改性后的生物陶粒表面更为粗糙(图 1)，而其粗糙表面和较高比表面积使得其更能有效的对水体中的磷素进行物理拦截和化学吸附；另一方面，对比改性前后基质组分分析发现(表 3)，改性后的4号ZnFe-LDHs改性基质中的Fe₂O₃与ZnO含量有所增加，SiO₂含量较改性前有所减少，而基质中若富含较高的硅质，则容易使其对磷素的去除率下降(Drizo et al., 1999; Yuan and Lakulich， 1994).

另外，对比其它学者利用普通生物陶粒净化磷素的研究可以发现，本次实验生物陶粒对TP的平均去除率86.52%高于Ma et al.(2011)中的32.01%，这可能是因为本次实验中Al含量(28.96%)比其高(15.59%)，而富含Al的基质对TP的去除具有促进作用；此外，不同的实验条件也会对净化效果产生影响，如本次试验中的基质粒径(1～3 mm)、水力负荷(0.25 m · d^-1)等条件，由于基质的粒径越大，其比表面积越小，从而使物理化学作用除磷的效率也有所减少，而较低的水力负荷使得污水中的磷素能与基质进行充分接触，生物陶粒基质上吸附位得以充分利用，故而提高了去除率.

如图 3所示，改性前后生物陶粒对溶解性总磷的平均去除率与总磷类似，除1号CaFe-LDHs改性基质(86.99%)与10号普通生物陶粒(87.44%)对TDP的平均去除率相差不大以外，其它改性基质的处理效果均明显提升，其中4号ZnFe-LDHs、5号ZnCo-LDHs、6号ZnAl-LDHs和8号MgCo-LDHs的平均去除率均在95%左右，波动较小，处理效果稳定(p<0.05).

图 3(Fig.3)

图 3 改性前后生物陶粒基质对溶解性总磷的平均去除率 Fig.3 Average removal rates of TDP with different biological ceramsite substrates before and after modification

由于总磷(TP)是由溶解性磷(TDP)和颗粒态磷(PP)两部分组成，而溶解性总磷又可分为可溶性反应磷(SRP)和溶解性无机磷(DOP)，因此湿地中单纯的依靠基质的物理拦截和沉积作用将很难达到完全去除TDP的目的，其去除主要还是依靠物化吸附、化学反应以及微生物的作用.与其他学者的研究相比，本次实验普通生物陶粒基质对TDP的去除大于武俊梅等(2010)的研究，究其原因可能是因为其采用不同粒径级配的生物陶粒，与单一粒径的生物陶粒基质相比，不同粒径的级配将会改变模拟实验柱内生物陶粒基质的比表面积、水力传导率、以及污水与基质接触时间等，进而改变其对TDP的去除效率；同时，由于采用碱性条件下共沉淀法制备LDHs并将其覆膜于普通生物陶粒上，使得基质表面富含更多的Fe³⁺、Mg²⁺、Ca²⁺、Al³⁺，进而加大了其与水体中溶解性磷生成难溶性化合物的可能性，进而提高了其对TDP的净化效果.

10种生物陶粒基质对颗粒态磷的平均去除率如图 4所示.1～9号基质柱对颗粒态磷的平均去除率均有不同程度的提高，其中4号ZnFe-LDHs对颗粒态磷的平均去除率最高，达到了89.95%，增幅接近17%；7号MgFe-LDHs、9号MgAl-LDHs增幅也均在10%以上；但6号ZnAl-LDHs除外，其对颗粒态磷的平均去除率与普通基质相差大不，且其波动性较大.与溶解性总磷不同，颗粒态磷的去除主要靠的是基质的物理拦截和吸附作用，而吸附作用受到基质表面特性、颗粒的比表面积、活性基团、吸附位数量(李晓东等，2007)等的影响.结合对LDHs覆膜改性基质的物化特性分析可以发现，通过LDHs改性使得基质表面覆有一层膜状物质，表面变得更为粗糙，减少了基质表面光滑度，比表面积增大；同时这也使得基质内孔隙率降低，水流流向变得更加曲折，进而有效延长了颗粒态磷与基质的接触时间，使得其能拦截和吸附更多小粒径悬浮物，从而提高了其对颗粒态磷的去除效果.

图 4(Fig.4)

图 4 改性前后生物陶粒基质对颗粒态磷的平均去除率 Fig.4 Average removal rates of PP with different biological ceramsite substrates before and after modification

各基质对磷酸盐的平均去除率如图 5所示，9种不同类型的改性生物陶粒对磷酸盐的平均去除率均在90%以上，其中4号ZnFe-LDHs、5号ZnCo-LDHs、6号ZnAl-LDHs、8号MgCo-LDHs、9号MgAl-LDHs均在97%左右；而6号ZnAl-LDHs改性生物陶粒，虽然其对颗粒态磷的平均去除率与普通生物陶粒相当，但对磷酸盐的平均去除率较高.另外，Ca系改性基质中的1号CaFe-LDHs、2号CaCo-LDHs、3号CaAl-LDHs生物陶粒基质对磷酸盐去除的强化效果较Mg系和Zn系改性基质不甚明显.方差分析表明(如表 4所示)，除1号CaFe-LDHs改性基质外，其余8种改性基质对磷酸盐的去除率与原始基质相比均存在极显著差异(p<0.01).

图 5(Fig.5)

图 5 改性前后生物陶粒基质对磷酸盐的平均去除率 Fig.5 Average removal rates of phosphate with different biological ceramsite substrates before and after modification

人工湿地对磷酸盐的去除主要依靠基质的化学吸附和沉淀反应；当基质中含有较多无定型Fe和Al水合氧化物时，因其有更多的单络合表面羟基离子，因此比晶体化合物更能吸附磷(Patrick and Khalid， 1974).当前普遍认为磷酸盐去除的机理是配位体交换，磷酸根替换Fe和Al水合氧化物表面的水或羟基，在水合氧化物的配位层内形成单齿和双核络合物(Faulkner and Richardson， 1990).当基质中游离的氧化铁、铝和胶体氧化铁、铝含量越高时，其固定形成的磷酸铁盐和磷酸铝盐数量也越多，基质净化磷素的能力也越强(袁东海等，2004).虽然本实验中投加CaCl₂和MgCl₂进行覆膜改性的生物陶粒均能提升其对磷酸盐的平均去除率，但其强化除磷效果相对于投加ZnCl₂的改性方式而言却不太明显，这可能是因为添加Zn²⁺可在短时间内迅速提高生物膜的酶活性和增加多糖含量，而多糖的含量在很大程度上影响着生物膜的生物量(张金莲等，2008)，进而影响LDHs改性基质的生物膜量，从而影响覆膜改性生物陶粒对磷酸盐的去除率.由此可见，生物作用在改性生物陶粒基质对磷酸盐的净化过程中应发挥了一定的作用.

相对于普通生物陶粒基质对总磷、溶解性总磷、磷酸盐和颗粒态磷的平均去除率，9种改性基质对各种指标的平均去除率均有不同程度的提升.其中Ca系(1号CaFe-LDHs、2号CaCo-LDHs、3号CaAl-LDHs)、Zn系(4号ZnFe-LDHs、5号ZnCo-LDHs、6号ZnAl-LDHs)和Mg系(7号MgFe-LDHs、8号MgCo-LDHs、9号MgAl-LDHs)改性基质对TP的平均去除率(86.52%)分别提升了1.0%～4.5%、3.0%～9.5%和4.5～7.5%左右；对溶解性总磷的平均去除率(87.44%)，Ca系、Zn系、Mg系则分别提升了3.5%～4.0%、7.5%～8.5%和4.0%～8.0%；就磷酸盐的平均去除率(89.48%)而言，三系则分别平均提升了1.0%～5.5%、8.0%～8.5%和5.5%～8.5%；与此同时，除6号ZnAl-LDHs改性基质外，1～9号改性基质对颗粒态磷的平均去除率相对于普通生物陶粒(73.23%)提升了6%～17%不等，其中Ca系、Zn系、Mg系对颗粒态磷的平均去除率相对于普通生物陶粒分别提升了5.5%～9.0%、7.0%～17.0%、6.0%～10.5%.由此可见，9种不同类型改性生物陶粒对颗粒态磷的提升幅度最大，效果最为明显，且各种Ca、Zn、Mg系LDHs改性的生物陶粒基质提升幅度不尽相同.颗粒态磷的去除机理主要是物理拦截和吸附作用，一方面，LDHs的八面体结构中存在一定数量的空隙，使得颗粒态磷可对其空隙进行填充，而空隙的大小和数量与LDHs的层间距有关，即与合成LDHs的二价和三价金属特性有关，因此不同系别改性的LDHs对颗粒态磷的去除效果不同；另外，提升幅度的差异还与基质覆膜效率有关，采用共沉淀法将LDHs覆膜于普通生物陶粒基质上，可进一步改变生物陶粒基质表面特性，使得其具有较大的内比表面积和孔径，从而可吸附和拦截污水中更多的非溶解性磷，因此覆膜效果好坏直接影响到基质对颗粒态磷的去除效果.

除此以外，有研究表明(杨敬梅等，2011)，对生物陶粒改性时，单独加入Ca或Ca-Mg元素，对磷素的去除效果明显；加入Ca-Fe改性后，对磷的吸附效果略差；而单独加Mg元素进行改性的陶粒基质，由于溶液中pH大幅上升，使得磷酸根在溶解性磷酸盐中的比例增大，同时磷酸镁和羟基磷酸钙的溶解度均会降低，因此其对磷素的去除效果不明显.这一结论与本实验中Ca系和Mg系改性基质对磷素平均去除率的提升效果不谋而合.另外，本实验中相对于Ca系和Mg系改性的生物陶粒基质，Zn系改性生物陶粒基质对磷素的去除提升幅度更大，这一结论也与Cheng et al.(2009)文献中ZnFe-LDHs、ZnAl-LDHs对磷素的吸附量要比MgFe-LDHs和MgAl-LDHs大的结论相吻合.

另外，在金属元素对微生物的促进作用方面，韩桂琦等(2010)研究重金属Cd、Zn、Cu、Pb复合污染对土壤微生物和酶活性的影响时发现，当重金属污染程度较低时，细菌、真菌、放线菌、微生物量C和N明显增加；Jefferson et al.(2001)指出，在氮/磷受限的生活污水中投加Co、Cu、Fe和Zn，可促进微生物生物量的增长；添加微量营养物质Zn可在短时间内迅速提高生物膜的酶活性，增加多糖含量(张金莲等，2008);同时，Zn元素的投加还具有优化微生物群落结构的特性(Kelly and Tate， 1998; 梁威等，2005；张卫娟等，2011). 与之相对应的，有研究表明(Burgess et al., 1999)，在活性污泥系统中Ca元素只有和Mn元素同时投加时才能促进微生物的生长，与其它微量营养元素一起投加时，或将抑制微生物的代谢；这也与本实验中Ca系改性生物陶粒基质对磷素去除效果比Zn系和Mg系都差的实验现象类似.另外，曹敬华和明欲晓(1996)在研究Fe元素对生物膜微生物活性的影响时发现，在投加量为0～2 mg · L^-1范围内时，微生物活性随投加量的提高而增加；而本实验中，Zn系改性生物陶粒基质中的4号ZnFe-LDHs对磷素的净化也正好呈现出比5号ZnCo-LDHs和6号ZnAl-LDHs更好的去除效果. 综合上述分析，结合本实验中以4号ZnFe-LDHs代表的Zn系改性生物陶粒基质的除磷净化效果，其对TP、TDP和磷酸盐的平均去除率均提升了近10%，效果优于其它Mg系和Ca系改性生物陶粒基质，由此可以推断，由于富含对生物膜酶活性和多糖含量具有促进作用的Zn²⁺，使得Zn系LDHs覆膜改性生物陶粒基质不仅可以通过物理拦截、化学吸附和化学沉淀去除磷素，应还可通过促进微生物生长的方式进行生物除磷，从而使得其能成为三系中对磷素去除提升效果最为明显和稳定的一系.

1)在碱性条件下采用共沉淀法，对普通生物陶粒基质分别利用二价和三价金属化合物一一对应反应生成LDHs并覆膜形成9种不同类型的改性生物陶粒基质，通过对改性基质的表观特性、化学组分分析及净化实验研究，验证该种方式的覆膜改性是有效的.

2)Ca系、Zn系和Mg系LDHs改性生物陶粒基质对磷素的净化提升空间各不相同，其中Zn系改性的ZnFe-LDHs、ZnCo-LDHs和ZnAl-LDHs改性生物陶粒基质对TP的平均去除率均在92%以上；对溶解性总磷和磷酸盐的平均去除率均大于95%；Zn-LDHs覆膜改性生物陶粒基质对磷素去除的促进作用明显.

3)Zn系LDHs覆膜改性生物陶粒基质对磷素的净化效果优于Ca系和Mg系，其作用机理除物理拦截、化学吸附和化学沉淀等作用外，还应与微生物的促进作用有着不可或缺的关系.