固定化菌藻填料强化人工湿地脱氮除磷效果研究

张瑞斌，潘卓兮，王乐阳，张燕，奚道国

1.江苏龙腾工程设计股份有限公司 2.江苏省雨污水资源化利用工程技术研究中心 3.南京市生态河道工程技术研究中心

随着国家对水环境治理力度的加强以及污水处理厂污染物排放标准的不断提高，污水深度处理已成为必然趋势[1-2]，而人工湿地作为一种低投资、低能耗、低处理成本的环境友好型污水处理技术[3-5]，已得到广泛应用。目前，人工湿地主要应用砂粒、砾石、碎石作为填料，污染物去除效果较差，尤其是对氨氮(NH3-N)的去除能力有限，由于生物膜的形成和生长需要时间，导致人工湿地在运行初期几乎没有处理效果。因此，作为人工湿地的重要组成部分[6-7]——填料的筛选和改进对提高人工湿地污染物去除效果具有重要意义。

固定化菌藻处理工艺因具有处理效率高、稳定性强、能纯化和保持高效菌株、生物浓度高、污泥产量少等优点[8-10]，成为众多学者的研究热点。如刘少敏等[11]利用聚乙烯醇-海藻酸钠固定硝化细菌处理生活污水，NH3-N去除率最大可达90.12%；张彬彬等[12]将筛选出的多种能够降解化学需氧量(CODCr)的微生物固定在不同的载体上，发现CODCr去除率最高可达89.30%。活藻经过固定化后，其生长、形态、新陈代谢等都可能发生变化，而藻粉成本低廉，没有生长条件的限制，不受高浓度有毒物质和阳光的影响[13-15]，因此在实际废水处理中具有极强的优势。笔者利用蛋白核小球藻来源广泛且易获取的优势，将其制成藻粉与活性污泥固定化，改变细胞游离的存在形式，构建固定化菌藻填料人工湿地，并以常用填料砾石作为对照，研究和分析固定化菌藻填料强化人工湿地脱氮除磷的效果，以期为人工湿地处理城镇污水处理厂生化尾水提供新技术和新思路。

1 材料与方法

1.1 试验材料

活性污泥取自污水处理厂二沉池，自然沉降后含水率约为60%，采用间歇式曝气培养，每12 h停止曝气2 h，每3 d换一次培养液。培养液组分：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。培养完成后，过滤去除杂物，在3 500 rmin下离心10 min获得浓缩液，于4 ℃下保存，备用。

蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)购自中国科学院武汉水生生物研究所。将培养后的蛋白核小球藻在干燥箱中于60 ℃烘干，研磨后过100目筛得到藻粉，备用。

1.2 固定化菌藻的制备

将25 g海藻酸钠加入435 mL去离子水中，加热搅拌直至完全溶解，放至常温，再加入20 g藻粉和20 g活性污泥浓缩液，搅拌均匀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号针头，滴入距离20 cm处预冷的2%CaCl2和2%BaCl2混合溶液，即形成直径约为3 mm的固定化菌藻小球，置于0～4 ℃冰箱中固化交联24 h后备用。固定化菌小球制备方法同上(利用去离子水代替藻粉)。

1.3 固定化菌藻-填料强化垂直流人工湿地试验

垂直流人工湿地装置由原水水箱、恒位水箱和主反应器组成，在恒位水箱的进水口处安装不锈钢浮球阀保持进水稳定，污水从主反应器底部进入，从顶部排出。原水水箱为圆柱形箱体，有效容积为1 m3；恒位水箱尺寸为500 mm×400 mm×300 mm。主反应器箱体(图1)尺寸为930 mm×1 050 mm×570 mm，利用PVC板将箱体分为互不连通的3格，分别作为对照组、固定化菌组、固定化菌藻组处理单元；沿垂直于箱体的长边方向，利用PVC板将各处理单元隔出3段相互连通的区域，构建波形潜流湿地；主反应器顶部区域移栽生长良好的挺水植物芦苇，种植密度为15～20株m2，植物稳定生长1个月后开始试验。

对照组和固定化组的主反应器配水区(50 mm×350 mm×570 mm)均装填粒径为30～50 mm的砾石，出水区装填粒径为5～10 mm、厚度为50 mm的砾石。对照组处理区的填料采用上小下大级配方式装填粒径为15～25 mm的砾石；固定化菌藻处理区的填料采用砾石和菌藻包(固定化菌藻小球装入尺寸为100 mm×50 mm的黄麻袋内)组合装填，从下往上分别装填30 mm厚的砾石层和50 mm厚的菌藻层，每个菌藻包间隔2～3 cm摆放，用15～25 mm粒径的砾石填充菌藻包间空隙；固定化菌组处理区填料组合方式同固定化菌藻组。每组均设2个平行试验，取平均值。

在实验室开展固定化菌藻-填料强化垂直流人工湿地试验，进水为污水处理厂二级出水，CODCr为91.65 mgL，NH3-N浓度为10.12 mgL，总氮(TN)浓度为28.23 mgL，总磷(TP)浓度为2.80 mgL，pH为6.5～7.5。试验采用连续进水方式，进水流量恒定为343 Ld，水力负荷为0.5 m3(m2·d)，水力停留时间为2 d。分别在湿地运行第0、8、16、24、32、40、48、56、64、72、80天时测定CODCr与NH3-N、TN、TP浓度。CODCr采用GBT 11914—1989《水质 化学需氧量的测定 重铬酸盐法》测定，NH3-N和TN浓度采用HJT 199—2005《水质总氮的测定 气相分子吸收光谱法》测定，TP浓度采用GB 11893—1989《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》测定。

注：图中尺寸单位为mm。图1 人工湿地主反应器固定化组装置剖面示意Fig.1 Profile diagram of section of immobilized group unit in constructed wetland main reactor

2 结果与分析

2.1 CODCr去除效果

人工湿地运行期间不同处理组出水CODCr随时间的变化如图2所示。由图2可知，固定化菌藻组、固定化菌组、对照组分别在湿地运行的第40、48和56天开始稳定出水，且对CODCr的去除率为固定化菌藻组>固定化菌组>对照组。固定化菌藻组对CODCr的去除效果最好，平均去除率为58.10%；固定化菌组次之，平均去除率为46.10%；对照组去除效果最差，平均去除率仅为38.05%。固定化菌藻组的出水平均CODCr可达到GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅴ类水质标准(<40 mgL)，固定化菌组的出水平均CODCr刚好达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准(<50 mgL)，而对照组的出水平均CODCr劣于GB 18918—2002一级A标准。

图2 各处理组的CODCr去除率及出水CODCr变化Fig.2 Removal rate of CODCr and CODCr changes in effluent from each treatment group

2.2 NH3-N、TN去除效果

人工湿地运行期间各处理组对NH3-N和TN的去除效果如图3所示。由图3可知，固定化菌藻组、固定化菌组、对照组分别在湿地运行的第40、48和56天开始稳定出水，对NH3-N、TN的去除效果同CODCr，且固定化组出水中NH3-N、TN浓度随时间变化较对照组的稳定。3个处理组中，固定化菌藻组对NH3-N和TN的去除效果最好，平均去除率分别达81.47%和86.70%；固定化菌组去除效果次之，平均去除率分别为68.03%和78.48%；对照组去除效果最差，平均去除率分别为35.03%和42.15%。固定化菌藻组出水的TN平均浓度优于GB 18918—2002一级A标准(<15 mgL)，且出水NH3-N平均浓度达到GB 3838—2002的Ⅴ类水质标准(<2 mgL)；固定化菌组出水的NH3-N和TN平均浓度均达到GB 18918—2002一级A标准；而对照组的出水NH3-N和TN平均浓度均劣于GB 18918—2002一级A标准。

图3 各处理组的NH3-N、TN去除率及 出水NH3-N、TN浓度变化Fig.3 Removal rates of TN and NH3-N and concentration changes of TN and NH3-N in effluent from each treatment group

图4 各处理组的TP去除率及出水TP浓度变化Fig.4 Removal rate of TP and concentration changes of TP in effluent from each treatment group

2.3 TP去除效果

人工湿地运行期间不同处理组对TP的去除效果如图4所示。由图4可知，固定化菌藻组、固定化菌组、对照组分别在湿地运行的第40、48和56天开始稳定出水，对TP的去除效果同CODCr。3个处理组中，固定化菌藻组对TP的去除效果最好，平均去除率为85.54%；固定化菌组次之，平均去除率为83.04%；对照组去除效果最差，平均去除率为70.98%。固定化菌藻组出水TP平均浓度达到GB 3838—2002的Ⅴ类水质标准(<0.4 mgL)，固定化菌组出水TP平均浓度达到GB 18918—2002的一级A标准(<0.5 mgL)，而对照组出水TP平均浓度仅达到GB 18918—2002的一级B标准(<1 mgL)。3个处理组对TP的去除效果差距较为明显。

3 讨论

人工湿地对氮去除的主要途径包括氨挥发、植物吸收、微生物的硝化与反硝化作用[16-18]。由于本研究湿地进水pH为6.5～7.5，水中NH3-N浓度较低，且装置为垂直潜流湿地，因此通过氨挥发去除氮的途径可以忽略[19-20]，氮的去除主要取决于植物吸收和微生物作用。在湿地运行的第8天，对照组对NH3-N、TN和CODCr的去除率远低于2个固定化组，这是由于此时对照组生物膜还未形成，对污染物的去除主要依靠植物吸收转化作用，而固定化菌组和固定化菌藻组的高分子材料外壳将高浓度活性细菌限制在一定范围内生长[21-22]，减少了悬浮生物膜的随意流动，增强了湿地体系耐负荷冲击及稳定性，使湿地在运行初期便可快速去除水体中的污染物，促进填料生物膜迅速形成和生长，使固定化菌组和固定化菌藻组稳定出水时间提前。笔者采用波形潜流人工湿地，从湿地底部进水，顶部出水，经过多重厌氧—缺氧—好氧阶段，硝化与反硝化反应反复进行，由于湿地进水为污水处理厂二次处理后的出水，运行64 d后易出现碳源不足的情况，而固定化菌藻组中的藻粉及其吸附的有机物可作为补充碳源，支撑反硝化反应的稳定进行，强化氮的去除。

综上，本研究中藻粉的加入在一定程度上可优化凝胶内部结构，形成网状通道[28-29]，改善传质性能，使固定化微生物活性不再局限在凝胶表层。另外，藻粉虽丧失了主动运输这类富集途径，但其破碎的细胞壁使更多的内部功能团裸露在表面，为氮、磷提供大量吸附点位[13-14]，且藻粉的细胞膜已经失去选择透过性，更有利于吸附的进行，所以固定化菌藻组对CODCr、NH3-N、TN和TP的去除率均高于固定化菌组。研究表明[30]，垂直潜流湿地对CODCr、NH3-N、TN和TP的去除率分别为60%～80%、50%～75%、55%～80%和60%～80%，本研究固定化菌藻组对CODCr、NH3-N、TN和TP去除率分别为58.10%、81.47%、86.70%和85.54%，除CODCr外，其余指标的去除率均高于已有研究，再次验证固定化菌藻填料能够强化人工湿地的脱氮除磷效果。

4 结论

(1)固定化菌藻组、固定化菌组、对照组分别在湿地运行的第40、48和56天开始稳定出水，高浓度活性细菌和藻粉的加入使湿地稳定出水时间提前。

(2)固定化菌组和固定化菌藻组出水水质的稳定性均优于对照组，达到GB 18918—2002的一级A标准，固定化菌藻组出水的CODCr与NH3-N、TP浓度达到GB 3838—2002的Ⅴ类水质标准，对CODCr、NH3-N、TN和TP去除率分别为58.10%、81.47%、86.70%和85.54%。