張瑞斌，潘卓兮，王樂陽，張燕，奚道國

1.江蘇龍騰工程設(shè)計股份有限公司 2.江蘇省雨污水資源化利用工程技術(shù)研究中心 3.南京市生態(tài)河道工程技術(shù)研究中心

隨著國家對水環(huán)境治理力度的加強以及污水處理廠污染物排放標準的不斷提高，污水深度處理已成為必然趨勢[1-2]，而人工濕地作為一種低投資、低能耗、低處理成本的環(huán)境友好型污水處理技術(shù)[3-5]，已得到廣泛應用。目前，人工濕地主要應用砂粒、礫石、碎石作為填料，污染物去除效果較差，尤其是對氨氮(NH3-N)的去除能力有限，由于生物膜的形成和生長需要時間，導致人工濕地在運行初期幾乎沒有處理效果。因此，作為人工濕地的重要組成部分[6-7]——填料的篩選和改進對提高人工濕地污染物去除效果具有重要意義。

固定化菌藻處理工藝因具有處理效率高、穩(wěn)定性強、能純化和保持高效菌株、生物濃度高、污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點[8-10]，成為眾多學者的研究熱點。如劉少敏等[11]利用聚乙烯醇-海藻酸鈉固定硝化細菌處理生活污水，NH3-N去除率最大可達90.12%；張彬彬等[12]將篩選出的多種能夠降解化學需氧量(CODCr)的微生物固定在不同的載體上，發(fā)現(xiàn)CODCr去除率最高可達89.30%?；钤褰?jīng)過固定化后，其生長、形態(tài)、新陳代謝等都可能發(fā)生變化，而藻粉成本低廉，沒有生長條件的限制，不受高濃度有毒物質(zhì)和陽光的影響[13-15]，因此在實際廢水處理中具有極強的優(yōu)勢。筆者利用蛋白核小球藻來源廣泛且易獲取的優(yōu)勢，將其制成藻粉與活性污泥固定化，改變細胞游離的存在形式，構(gòu)建固定化菌藻填料人工濕地，并以常用填料礫石作為對照，研究和分析固定化菌藻填料強化人工濕地脫氮除磷的效果，以期為人工濕地處理城鎮(zhèn)污水處理廠生化尾水提供新技術(shù)和新思路。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

活性污泥取自污水處理廠二沉池，自然沉降后含水率約為60%，采用間歇式曝氣培養(yǎng)，每12 h停止曝氣2 h，每3 d換一次培養(yǎng)液。培養(yǎng)液組分：葡萄糖，0.5 gL；NH4Cl，97.98 mgL；KH2PO4，2.19 mgL；FeCl3·6H2O，0.03 mgL；NaCl，3.44 mgL；MgSO4·7H2O，2.81 mgL。培養(yǎng)完成后，過濾去除雜物，在3 500 rmin下離心10 min獲得濃縮液，于4 ℃下保存，備用。

蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)購自中國科學院武漢水生生物研究所。將培養(yǎng)后的蛋白核小球藻在干燥箱中于60 ℃烘干，研磨后過100目篩得到藻粉，備用。

1.2 固定化菌藻的制備

將25 g海藻酸鈉加入435 mL去離子水中，加熱攪拌直至完全溶解，放至常溫，再加入20 g藻粉和20 g活性污泥濃縮液，攪拌均勻形成含菌藻的混合液。用5 mL注射器吸取一定量的混合液，套上12號針頭，滴入距離20 cm處預冷的2%CaCl2和2%BaCl2混合溶液，即形成直徑約為3 mm的固定化菌藻小球，置于0～4 ℃冰箱中固化交聯(lián)24 h后備用。固定化菌小球制備方法同上(利用去離子水代替藻粉)。

1.3 固定化菌藻-填料強化垂直流人工濕地試驗

垂直流人工濕地裝置由原水水箱、恒位水箱和主反應器組成，在恒位水箱的進水口處安裝不銹鋼浮球閥保持進水穩(wěn)定，污水從主反應器底部進入，從頂部排出。原水水箱為圓柱形箱體，有效容積為1 m3；恒位水箱尺寸為500 mm×400 mm×300 mm。主反應器箱體(圖1)尺寸為930 mm×1 050 mm×570 mm，利用PVC板將箱體分為互不連通的3格，分別作為對照組、固定化菌組、固定化菌藻組處理單元；沿垂直于箱體的長邊方向，利用PVC板將各處理單元隔出3段相互連通的區(qū)域，構(gòu)建波形潛流濕地；主反應器頂部區(qū)域移栽生長良好的挺水植物蘆葦，種植密度為15～20株m2，植物穩(wěn)定生長1個月后開始試驗。

對照組和固定化組的主反應器配水區(qū)(50 mm×350 mm×570 mm)均裝填粒徑為30～50 mm的礫石，出水區(qū)裝填粒徑為5～10 mm、厚度為50 mm的礫石。對照組處理區(qū)的填料采用上小下大級配方式裝填粒徑為15～25 mm的礫石；固定化菌藻處理區(qū)的填料采用礫石和菌藻包(固定化菌藻小球裝入尺寸為100 mm×50 mm的黃麻袋內(nèi))組合裝填，從下往上分別裝填30 mm厚的礫石層和50 mm厚的菌藻層，每個菌藻包間隔2～3 cm擺放，用15～25 mm粒徑的礫石填充菌藻包間空隙；固定化菌組處理區(qū)填料組合方式同固定化菌藻組。每組均設(shè)2個平行試驗，取平均值。

在實驗室開展固定化菌藻-填料強化垂直流人工濕地試驗，進水為污水處理廠二級出水，CODCr為91.65 mgL，NH3-N濃度為10.12 mgL，總氮(TN)濃度為28.23 mgL，總磷(TP)濃度為2.80 mgL，pH為6.5～7.5。試驗采用連續(xù)進水方式，進水流量恒定為343 Ld，水力負荷為0.5 m3(m2·d)，水力停留時間為2 d。分別在濕地運行第0、8、16、24、32、40、48、56、64、72、80天時測定CODCr與NH3-N、TN、TP濃度。CODCr采用GBT 11914—1989《水質(zhì) 化學需氧量的測定 重鉻酸鹽法》測定，NH3-N和TN濃度采用HJT 199—2005《水質(zhì)總氮的測定 氣相分子吸收光譜法》測定，TP濃度采用GB 11893—1989《水質(zhì) 總磷的測定 鉬酸銨分光光度法》測定。

注：圖中尺寸單位為mm。圖1 人工濕地主反應器固定化組裝置剖面示意Fig.1 Profile diagram of section of immobilized group unit in constructed wetland main reactor

2 結(jié)果與分析

2.1 CODCr去除效果

人工濕地運行期間不同處理組出水CODCr隨時間的變化如圖2所示。由圖2可知，固定化菌藻組、固定化菌組、對照組分別在濕地運行的第40、48和56天開始穩(wěn)定出水，且對CODCr的去除率為固定化菌藻組>固定化菌組>對照組。固定化菌藻組對CODCr的去除效果最好，平均去除率為58.10%；固定化菌組次之，平均去除率為46.10%；對照組去除效果最差，平均去除率僅為38.05%。固定化菌藻組的出水平均CODCr可達到GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅴ類水質(zhì)標準(<40 mgL)，固定化菌組的出水平均CODCr剛好達到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A標準(<50 mgL)，而對照組的出水平均CODCr劣于GB 18918—2002一級A標準。

圖2 各處理組的CODCr去除率及出水CODCr變化Fig.2 Removal rate of CODCr and CODCr changes in effluent from each treatment group

2.2 NH3-N、TN去除效果

人工濕地運行期間各處理組對NH3-N和TN的去除效果如圖3所示。由圖3可知，固定化菌藻組、固定化菌組、對照組分別在濕地運行的第40、48和56天開始穩(wěn)定出水，對NH3-N、TN的去除效果同CODCr，且固定化組出水中NH3-N、TN濃度隨時間變化較對照組的穩(wěn)定。3個處理組中，固定化菌藻組對NH3-N和TN的去除效果最好，平均去除率分別達81.47%和86.70%；固定化菌組去除效果次之，平均去除率分別為68.03%和78.48%；對照組去除效果最差，平均去除率分別為35.03%和42.15%。固定化菌藻組出水的TN平均濃度優(yōu)于GB 18918—2002一級A標準(<15 mgL)，且出水NH3-N平均濃度達到GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標準(<2 mgL)；固定化菌組出水的NH3-N和TN平均濃度均達到GB 18918—2002一級A標準；而對照組的出水NH3-N和TN平均濃度均劣于GB 18918—2002一級A標準。

圖3 各處理組的NH3-N、TN去除率及 出水NH3-N、TN濃度變化Fig.3 Removal rates of TN and NH3-N and concentration changes of TN and NH3-N in effluent from each treatment group

圖4 各處理組的TP去除率及出水TP濃度變化Fig.4 Removal rate of TP and concentration changes of TP in effluent from each treatment group

2.3 TP去除效果

人工濕地運行期間不同處理組對TP的去除效果如圖4所示。由圖4可知，固定化菌藻組、固定化菌組、對照組分別在濕地運行的第40、48和56天開始穩(wěn)定出水，對TP的去除效果同CODCr。3個處理組中，固定化菌藻組對TP的去除效果最好，平均去除率為85.54%；固定化菌組次之，平均去除率為83.04%；對照組去除效果最差，平均去除率為70.98%。固定化菌藻組出水TP平均濃度達到GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標準(<0.4 mgL)，固定化菌組出水TP平均濃度達到GB 18918—2002的一級A標準(<0.5 mgL)，而對照組出水TP平均濃度僅達到GB 18918—2002的一級B標準(<1 mgL)。3個處理組對TP的去除效果差距較為明顯。

3 討論

人工濕地對氮去除的主要途徑包括氨揮發(fā)、植物吸收、微生物的硝化與反硝化作用[16-18]。由于本研究濕地進水pH為6.5～7.5，水中NH3-N濃度較低，且裝置為垂直潛流濕地，因此通過氨揮發(fā)去除氮的途徑可以忽略[19-20]，氮的去除主要取決于植物吸收和微生物作用。在濕地運行的第8天，對照組對NH3-N、TN和CODCr的去除率遠低于2個固定化組，這是由于此時對照組生物膜還未形成，對污染物的去除主要依靠植物吸收轉(zhuǎn)化作用，而固定化菌組和固定化菌藻組的高分子材料外殼將高濃度活性細菌限制在一定范圍內(nèi)生長[21-22]，減少了懸浮生物膜的隨意流動，增強了濕地體系耐負荷沖擊及穩(wěn)定性，使?jié)竦卦谶\行初期便可快速去除水體中的污染物，促進填料生物膜迅速形成和生長，使固定化菌組和固定化菌藻組穩(wěn)定出水時間提前。筆者采用波形潛流人工濕地，從濕地底部進水，頂部出水，經(jīng)過多重厭氧—缺氧—好氧階段，硝化與反硝化反應反復進行，由于濕地進水為污水處理廠二次處理后的出水，運行64 d后易出現(xiàn)碳源不足的情況，而固定化菌藻組中的藻粉及其吸附的有機物可作為補充碳源，支撐反硝化反應的穩(wěn)定進行，強化氮的去除。

綜上，本研究中藻粉的加入在一定程度上可優(yōu)化凝膠內(nèi)部結(jié)構(gòu)，形成網(wǎng)狀通道[28-29]，改善傳質(zhì)性能，使固定化微生物活性不再局限在凝膠表層。另外，藻粉雖喪失了主動運輸這類富集途徑，但其破碎的細胞壁使更多的內(nèi)部功能團裸露在表面，為氮、磷提供大量吸附點位[13-14]，且藻粉的細胞膜已經(jīng)失去選擇透過性，更有利于吸附的進行，所以固定化菌藻組對CODCr、NH3-N、TN和TP的去除率均高于固定化菌組。研究表明[30]，垂直潛流濕地對CODCr、NH3-N、TN和TP的去除率分別為60%～80%、50%～75%、55%～80%和60%～80%，本研究固定化菌藻組對CODCr、NH3-N、TN和TP去除率分別為58.10%、81.47%、86.70%和85.54%，除CODCr外，其余指標的去除率均高于已有研究，再次驗證固定化菌藻填料能夠強化人工濕地的脫氮除磷效果。

4 結(jié)論

(1)固定化菌藻組、固定化菌組、對照組分別在濕地運行的第40、48和56天開始穩(wěn)定出水，高濃度活性細菌和藻粉的加入使?jié)竦胤€(wěn)定出水時間提前。

(2)固定化菌組和固定化菌藻組出水水質(zhì)的穩(wěn)定性均優(yōu)于對照組，達到GB 18918—2002的一級A標準，固定化菌藻組出水的CODCr與NH3-N、TP濃度達到GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標準，對CODCr、NH3-N、TN和TP去除率分別為58.10%、81.47%、86.70%和85.54%。