固定化菌藻强化生物滞留池脱氮除磷效果

王小平，陈曜，黄茹婷，陈众

1.铜陵市环境保护科学研究所

2.安徽省铜陵生态环境监测中心

3.安徽大学资源与环境工程学院

生物滞留池作为一种源头控制的低影响开发（LID）措施，能有效缓解城市内涝和雨水径流污染[1-2]。传统生物滞留池对初期雨水中总悬浮物、重金属等去除效果较好[3]，但对氮、磷去除效果较差，甚至出现氮磷淋失现象，导致生物滞留池出水中氮磷浓度不降反升[4]。有研究表明，填料的种类和性能决定着生物滞留池的脱氮除磷效果。目前，生物滞留池多使用土壤及砂作为渗滤填料，但传统砂土填料存在生物活性弱、污染物去除能力不足等缺陷。研究人员通过在传统砂土填料中添加一定的改性材料，增强系统的水质净化效果。如Yan 等[5]将蒙脱石通过10%硫酸铝溶液处理后强化了生物滞留池系统对磷的去除；张哲源[6]将木屑发酵后添加到沙壤土中，得出添加量为5%时生物滞留池系统性能最佳；朋四海等[7]在生物滞留池黏土层中掺杂未经发酵的木屑，总磷（TP）和氨氮（NH3-N）的去除率均达到80%。

固定化技术具有微生物浓度高、体系稳定性强、污染物去除率高、外界环境影响小等优点[8-9]，尤其与菌-藻共生技术联合，在污水处理领域受到广泛关注[10-11]。由于活藻的局限性，其鲜少用于生物滞留池填料的改良。因微藻廉价易得，其制成的藻粉是天然的绿色高效吸附剂，不受高浓度毒物和阳光的影响，在实际水处理中具有极强的优势。笔者采用藻粉与活性污泥混合制成固定化菌藻填料，通过淋洗试验验证其性能，将不同配比的固定化菌藻填料与沸石用于生物滞留池系统，分析其在不同淹没高度和落干期下的脱氮除磷效果，以期为强化生物滞留池对雨水中污染物的去除能力提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

活性污泥取自铜陵市某污水处理厂二沉池，培养完成后过滤杂物，离心制得浓缩液，于4 ℃下保存备用。蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）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。

固定化菌藻填料的制备：将50 g 海藻酸钠和870 mL 去离子水一起放入烧杯中加热搅拌，完全溶解后放凉，分别加入40 g 的藻粉和活性污泥浓缩液，再次搅拌均匀后制得菌藻混合液。在预冷的2%CaCl2和2% BaCl2混合溶液液面以上20 cm 处用注射器滴下，即形成直径3 mm 左右的固定化菌藻胶球，置于0~4 ℃冰箱中固化交联24 h 后备用。

1.2 试验装置

试验装置为由高密度聚乙烯（HDPE）材质制造的底部直径40 cm、高100 cm 的圆柱体试验柱（图1）。装置内部自上而下依次为超高层（5 cm）、蓄水层（10 cm）、覆盖层（5 cm）、种植土层（15 cm）、填料层（50 cm）、排水层（15 cm）。覆盖层填充粒径为10~15 mm 的碎石，种植土层填充黏土和砂混合物，排水层填充粒径20~30 mm 的砾石；填料层由固定化菌藻填料与沸石按一定比例组成，固定化菌藻填料占填料层的2/5 记为G1 组〔图1（a）〕，占填料层的4/5 记为G2 组〔图1（b）〕。在试验柱内填料层厚度1/2 处设有取水口，以考察雨水经过种植土层和部分填料层后的处理情况；试验柱旁设有与柱底相连通的出水柱，出水柱分别在30、60 cm 处设置取水口以控制淹没区高度，考察雨水经过完整的好氧-缺氧-厌氧过程后的处理情况。为避免试验柱内上层结构质量对固定化菌藻填料胶球的挤压变形甚至破坏，在固定化菌藻填料与沸石相交界面设置多孔限位承托板。试验柱外壁使用保温膜覆盖，减少外界环境温度的影响。试验进水为人工模拟初期雨水，COD 为150 mg/L，NH3-N 浓度为8 mg/L，总氮（TN）浓度为10 mg/L，TP 浓度为2 mg/L。

图1 试验柱结构示意Fig.1 Structure of experimental columns

1.3 试验内容

1.3.1 固定化菌藻填料淋洗试验

2022 年5 月10—22 日，开展固定化菌藻填料淋洗试验，评价固定化菌藻填料在去离子水连续淋洗条件下营养物的释放特征。称取10 颗固定化菌藻填料（含6.22 mg 蛋白核小球藻粉）加入到40 mL 去离子水中，在100 r/min 下振荡24 h 后以500 r/min高速离心15 min，取上清液经0.45 µm 孔径滤纸过滤后测定TN 和TP 浓度，计算固定化菌藻填料TP 和TN 累计淋失量（以每g 藻粉计，全文同）。取出固定化菌藻填料清洗后再次加入到40 mL 去离子水中，重复上述试验，如此往复，12 次后结束试验。作为对照，称取6.22 mg 蛋白核小球藻粉在同一试验条件下进行淋洗试验。所有试验均设置3 组平行。

1.3.2 淹没高度影响试验

2022 年5 月25 日—6 月11 日，开展淹没高度对固定化菌藻生物滞留池氮磷去除效果影响试验。分别设置试验柱淹没高度为0、30 和60 cm（记为G1-0、G1-30、G1-60 和G2-0、G2-30、G2-60），设计进水量18 L，连续进水2 h，水力负荷为1.72 m3/（m2·d）；间隔22 h 后再次进水，重复上述试验，如此往复，12 次后结束试验。每次进水结束时测定出口处的COD、NH3-N、TN、TP 浓度，每2 次进水结束时测定填料层1/2 处的溶解氧（DO）、NH3-N、TN、TP 浓度与COD。

1.3.3 落干期影响试验

2022 年6 月14—24 日，开展不同落干期对固定化菌藻填料生物滞留池氮磷去除效果影响试验。在试验柱淹没高度为30 cm 下进行，设计进水量18 L，连续进水2 h，水力负荷为1.72 m3/（m2·d），分别间隔2、3、4、5、6、7 和8 d 后再次进水，进水结束时测定出水中的NH3-N、TN、TP 浓度。

1.4 指标分析与数据处理方法

DO 浓度采用荧光法（便携式溶氧仪，S4-Meter，METTLER）测定，COD 采用重铬酸盐法测定，NH3-N和TN 浓度采用HJ/T 199—2005 气相分子吸收光谱法（气相分子吸收光谱仪，GMA3510，森普）测定，TP 浓度采用GB 11 893—1989 钼酸铵分光光度法（紫外可见分光光度计，UV1200，MAPADA）测定。

采用Excel 2003 软件对数据进行处理和分析，采用Origin 2018 软件进行图表绘制。

2 结果与分析

2.1 固定化菌藻填料的TP 和TN 淋失量

固定化菌藻填料TP 和TN 累计淋失量如图2所示。由图2 可知，在去离子水淋洗条件下，随着淋洗次数增加，2 个处理组的TP 和TN 淋失量也随之增长，且蛋白核小球藻中TP、TN 累计淋失量远高于固定化菌藻填料。第12 次淋洗后，蛋白核小球藻TP、TN 累计淋失量分别为81.98 和230.12 mg/g。同样条件下，固定化菌藻在前8 次淋洗中，未检测出淋失的TP、TN；从第9 次淋洗开始，TP、TN 浓度逐渐缓慢增长；第12 次淋洗后，TP、TN 累计淋失量分别为9.21 和29.61 mg/g，只有蛋白核小球藻淋失量的1/11 和1/13。固定化菌藻填料淋洗试验在前8 次淋洗中胶球均未破裂，而在第9 次淋洗时由于过高的振荡速度导致胶球破裂从而检测出营养物，因此在实际应用中做好胶球保护，可避免固定化菌藻填料中营养物淋出现象。可见，菌藻经过固定化后可以作为生物滞留池填料。

图2 固定化菌藻填料TP 和TN 累计淋失量（以每g 藻粉计）Fig.2 Cumulative TN and TP leaching amount from immobilized bacteria and algae filler (calculated per gram of algae powder)

2.2 不同淹没高度对污染物去除效果的影响

2.2.1 对COD 去除效果的影响

不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池在填料层1/2 处对COD 的去除效果如图3 所示。由图3 可知，试验结束时，淹没高度为0 cm 时，G1、G2组对COD 的平均去除率分别为37.40%和42.50%；淹没高度为30 cm 时，G1、G2 组对COD 的平均去除率分别为44.20%和51.50%；淹没高度为60 cm时，G1、G2 组对COD 的平均去除率分别为47.50%和53.30%。

图3 各处理组在填料层1/2 处的COD 变化和去除率Fig.3 Concentration changes and removal rates of COD at 1/2 of the filler layer of each treatment group

不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池在出水口处对COD 的去除效果如图4 所示。由图4可知，G1、G2 组分别在第9 和8 天开始稳定出水，且随着淹没高度的增加，G1、G2 组出水COD 不断下降，对COD 的去除率不断提高，G2 对COD 的去除效果大于G1。淹没高度为0 cm 时，G1、G2 组对COD 的平均去除率分别为39.03%和50.99%；淹没高度为30 cm 时，G1 组、G2 组对COD 的平均去除率分别为41.62%和56.36%；淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组对COD 的平均去除率分别为44.35%和60.28%，G2 组的出水COD 达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B 标准（小于60 mg/L）。不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池对COD 的去除效果从大到小依次为G2-60、G2-30、G2-0、G1-60、G1-30、G1-0。

图4 各处理组在出水口处的COD 变化和去除率Fig.4 Concentration changes and removal rates of COD at the outlet of each treatment group

2.2.2 对NH3-N、TN 去除效果的影响

不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池在填料层1/2 处对NH3-N、TN 去除效果如图5 所示。由图5 可知，随着淹没高度的增加，G1、G2 组填料层1/2 处的NH3-N、TN 浓度不断下降，对NH3-N、TN 的去除率不断提高，对NH3-N、TN 的去除效果为G2 高于G1。试验结束时，淹没高度为0 cm 时，G1、G2 组对NH3-N 的平均去除率分别为51.38%和54.00%，对TN 的平均去除率分别为42.10%和44.40%；淹没高度为30 cm 时，G1、G2 组对NH3-N的平均去除率分别为59.75%和66.13%，对TN 的平均去除率分别为49.20%和55.50%；淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组对NH3-N 的平均去除率分别为64.25%和67.88%，对TN 的平均去除率分别为53.30%和56.40%。

图5 各处理组在填料层1/2 处的NH3-N、TN 浓度变化和去除率Fig.5 Concentration changes and removal rates of NH3-N and TN at 1/2 of the filler layer of each treatment group

不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池在出水口处对NH3-N、TN 的去除效果如图6 所示。由图6 可知，淹没高度为0、30 和60 cm 时，生物滞留池分别在第9、8 和8 天开始稳定出水，且随着淹没高度的增加，G1、G2 组对NH3-N、TN 的去除率不断提高，对NH3-N、TN 的去除效果为G2 优于G1。淹没高度为0 cm 时，G1、G2 组对NH3-N 的平均去除率分别为55.88%和61.13%，对TN 的平均去除率分别为56.40%和59.20%，G1、G2 组的出水NH3-N 浓度均优于GB 18918—2002 一级A 标准（小于5 mg/L）。当淹没高度升至30 和60 cm 时，水封环境加快厌氧菌生长，G1、G2 组的出水NH3-N、TN 浓度提前1 d稳定。淹没高度为30 cm 时，G1、G2 组对NH3-N 的平均去除率分别为64.25%和70.25%，对TN 的平均去除率分别为62.30%和67.60%，G1、G2 组出水NH3-N 浓度均优于一级A 标准（小于5 mg/L）；淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组对NH3-N 的平均去除率分别为68.25%和72.00%，对TN 的平均去除率分别为64.20%和68.70%，G1、G2 组出水NH3-N 浓度均优于一级A 标准（小于5 mg/L），且G2 组出水NH3-N浓度接近GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅴ类水质标准（小于2 mg/L）。不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池对NH3-N、TN 的去除效果从大到小依次为G2-60、G2-30、G1-60、G1-30、G2-0、G1-0。

图6 各处理组在出水口处的NH3-N、TN 浓度变化和去除率Fig.6 Concentration changes and removal rates of NH3-N and TN at the outlet of each treatment group

2.2.3 对TP 去除效果的影响

不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池在填料层1/2 处对TP 去除效果如图7 所示。由图7可知，试验结束时，淹没高度为0 cm 时，G1、G2 组对TP 的平均去除率分别为66.00%和71.00%；淹没高度为30 cm 时，G1、G2 组对TP 的平均去除率分别为68.00%和76.00%；淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组对TP 的平均去除率分别为64.00%和65.00%。

图7 各处理组在填料层1/2 处的TP 浓度变化和去除率Fig.7 Concentration changes and removal rates of TP at 1/2 of the filler layer of each treatment group

不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池在出水口处对TP 的去除效果如图8 所示。由图8 可知，淹没高度为0 和30 cm 时，G1、G2 组分别在第6 和8 天开始稳定出水；淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组均在第7 天开始稳定出水。当淹没高度为0 cm 时，G1 组出水TP 浓度稳定时间早于G2 组，但最终出水TP 浓度二者差异不明显，G1、G2 组对TP 的平均去除率分别为79.50%和78.00%，G1、G2 组的出水TP 浓度均优于一级A 标准（小于0.5 mg/L），且G1 的出水TP 浓度接近Ⅴ类水质标准（小于0.4 mg/L）。当淹没高度为30 cm 时，G1 组出水TP 浓度稳定时间早于G2 组，但G2 组出水TP 浓度远低于G1 组，G1、G2 组对TP 的平均去除率分别为74.50%和86.00%，G1 组的出水TP 浓度接近一级A 标准（小于0.5 mg/L），G2 组的出水TP 浓度优于Ⅳ类水质标准（小于0.3 mg/L）；当淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组出水TP 浓度稳定时间大致相当，二者对TP 的平均去除率分别为70.05%和71.00%，G1、G2 组的出水TP 浓度均劣于一级A 标准（小于0.5 mg/L）。不同淹没高度下2 种配比填料的生物滞留池对TP 的去除效果从大到小依次为G2-30、G1-0、G2-0、G1-30、G2-60、G1-60。

图8 各处理组在出口处的TP 浓度变化和TP 去除率Fig.8 Concentration changes and removal rates of TP at the outlet of each treatment group

2.3 不同落干期对氮磷去除效果的影响

不同落干期2 种配比填料的生物滞留池对污染物的去除效果如图9 所示。由图9 可知，随着落干期的延长，整个生物滞留系统中DO 浓度逐步降低，淹没高度以下的填料更是形成局部的水封环境，创造了更加严格的厌氧环境，有利于聚磷菌和反硝化菌的生长繁殖，G1、G2 组的出水NH3-N 和TN 浓度均增加，而出水TP 浓度逐渐下降，即落干期时间越长越有利于TP 的去除，但不利于NH3-N 和TN 的去除。同一落干期下，G2 组对污染物的去除效果均优于G1 组。落干期为2 d 时，NH3-N 和TN 的去除率最高，TP 去除率最低，G1、G2 组对NH3-N 的去除率分别为63.50%和69.38%，对TN 的去除率分别为62.00%和67.10%，对TP 的去除率分别为75.50%和86.00%。当落干期提高到8 d 时，NH3-N 和TN 的去除率最低，TP 去除率最高，G1、G2 组对NH3-N的去除率分别55.13%和64.88%，对TN 的去除率分别为57.70%和65.70%，对TP 的去除率分别为80.50%和90.00%，此时G1 组的出水TP 浓度达到Ⅴ类水质标准（小于0.4 mg/L），G2 组的出水TP 浓度更是达到Ⅲ类水质标准（小于0.2 mg/L）。落干期时间较短时，生物滞留池TN 去除率低于NH3-N 去除率；落干期时间较长时，TN 去除率接近甚至超过NH3-N 去除率。这是因为在较充足的落干时间下，填料吸附的氮磷等营养物逐步转化为稳结态腐殖质、紧结态腐殖质，不易被淋洗，若落干时间不足，大量不稳定的松结态腐殖质被淋洗出来，从而影响TN 的去除率。

图9 不同落干期下各处理组对氮磷的去除效果Fig.9 Removal of nitrogen and phosphorus by each treatment group at different durations of drying periods

3 讨论

3.1 氮去除机理探讨

由于本研究溶液初始pH 为6.5，通过氨挥发去除氮的可能性较小，氮的去除主要取决于微生物作用和填料吸收。本试验TN 主要成分是NH3-N，而NH3-N 在生物滞留池中主要受弥散、吸附-解吸等[12]作用影响，其中土壤对NH3-N 有较好的去除效果[13]，且以不均匀吸附为主，而对NO3-N 基本没有吸附作用，本试验填料层1/2 处水体NH3-N 去除率与出水口处仅相差5%以内，说明雨水中的NH3-N 在进入填料层之前已经被种植土层中的土壤大量去除。在实际降雨过程中，由于下渗较快，雨水在生物滞留池内停留时间较短，导致生物滞留池反硝化效率很低。Grebel 等[14]将出流管提升一定高度使滞留池内部形成一段淹没区，延长的水力停留时间和营造的厌氧环境促进了微生物反硝化作用，出水中的TN 浓度明显降低。在淹没高度相同时，G1 组出水NH3-N浓度始终高于G2 组，说明仅靠沸石填料去除NH3-N效果有限。随着淹没高度的增加，雨水在生物滞留池内部的水力停留时间不断延长，保证了污染物与土壤、填料、植物以及微生物充分接触，NH3-N、TN 去除率均不断升高。与淹没高度为30 cm 时的NH3-N 去除率相比，G1、G2 组在淹没高度为60 cm时的NH3-N 去除率分别仅提高了3.62%和2.00%，这可能与淹没位置过高，硝化反应所需的好氧空间不足，导致部分NH3-N 不能及时得到处理有关。Davis 等[15-16]研究均已证实过高的淹没高度导致水力停留时间过长，容易出现水温升高、pH 变化、填料解吸附等现象，也会导致去除率降低。G2 组在淹没高度为30 cm 时NH3-N 去除率与G1 组在淹没高度为60 cm 时的NH3-N 去除率相当，一方面，这可能与G2 组中带负电荷的土壤颗粒[12,17]和藻粉[18]易吸附带正电荷的NH3-N 有关；另一方面，G2 组中固定化菌藻填料一部分在淹没高度以内，一部分处于淹没高度以上，胶球内部浓缩的高活性微生物菌团分别快速向厌氧菌和好氧菌转变[19]，硝化反应、反硝化反应得到强化，NH3-N 和TN 的去除率大幅提高。

3.2 磷去除机理探讨

生物滞留池系统对TP 去除途径包括填料吸附和聚磷菌的好氧吸收[6]。本试验中的菌取自二沉池活性污泥，对磷具有一定去除效果。在淹没高度为0 cm 时，G1 组填料层沸石占比高，沸石表面主要带正电荷，易于吸附带有负电的磷酸盐，同时沸石含有大量金属氧化物，易与磷酸盐形成络合物或形成化学键；而G2 组固定化菌藻填料（微生物）占比高，由于填料层所处位置相对厌氧，聚磷菌吸收磷效果较差，因此G1 组对TP 的去除率高于G2 组。由于聚磷菌厌氧释磷的特性，微生物对磷的吸收效果主要受滞留池系统DO 浓度分布的影响，根据本试验进水口、1/2 填料层取水口和出水口水体DO 浓度测定值，DO 浓度随填料深度增大而逐渐递减，从进水口处的4.3~5.1 mg/L 最低下降到出水口处的0.25~0.40 mg/L，试验结束时，填料层1/2 处TP 去除率最低的G1-60 组达到了64.00%，说明大部分的TP 已在填料层1/2 及其以上部分被吸收去除，也从侧面验证了生物滞留池填料对磷的截留量随填料深度增大而逐渐递减[20]。研究表明，设置淹没区产生的厌氧环境会导致聚磷菌大量释放磷，致使滤料中离子键磷的脱附[21-22]和吸附在表面的溶解磷的淋出[23-24]。因此，随着淹没高度的增加，G1 组出水口处的DO 浓度从0.61~0.83 mg/L 逐渐下降至0.47~0.66 mg/L，出水TP 浓度也不断升高，对TP 的去除率不断降低，这与冉阳[17]的研究结果一致。随着淹没高度的增加，G2 组出水口处的DO 浓度从0.68~0.84 mg/L 降至0.25~0.40 mg/L，再升至0.36~0.54 mg/L，在淹没高度为30 cm 时，G2 组1/2 以上的固定化菌藻填料位于淹没高度以上，高活性的固定化菌藻填料好氧吸收大量磷，同时淹没高度的设置延长了水力停留时间，雨水中的磷充分与填料、微生物接触，对TP 的去除率达到试验最高，由于大量消耗氧气，解释了G2 组出水DO 浓度最低的原因。

3.3 固定化菌藻作填料的优越性

固定化菌藻填料凝胶球较大的比表面积和空隙率[25]为微生物的生长提供了更多的空间，保护微生物的同时加速微生物的生长，其外部好氧、内部缺氧的特性[26]强化了同步硝化反硝化反应，提高了生物滞留池对氮磷的处理效果；藻粉破碎的细胞壁和失去选择透过性的细胞膜提供了更多的功能团和吸附位点[27]，有利于吸附。另外，当雨水中氮磷等营养物浓度较低时，反硝化反应易出现碳源不足的情况，此时藻粉及其吸附的有机物亦可作为临时碳源，保证脱氮反应的稳定进行，所以G2 组脱氮除磷效率高于G1 组。

4 结论

（1）固定化菌藻填料在前8 次淋洗中，未检测出淋洗的TP、TN，第9 次开始至试验结束，过高的振速导致胶球破裂，固定化菌藻填料TP、TN 累计淋失量分别为9.21 和29.61 mg/g，分别只有蛋白核小球藻淋失量的1/11 和1/13。

（2）随着淹没高度的增加，生物滞留池对NH3-N、TN 的去除率不断提高，淹没高度为60 cm 时，G1、G2 组对NH3-N 的平均去除率分别为68.25%和72.00%，对TN 的平均去除率分别为64.20%和68.70%。当淹没高度分别为0 和60 cm 时，G1、G2组对TP 的去除率大致相当，而淹没高度为30 cm时，G2 组对TP 的去除率达最高值（86.00%）。

（3）不同落干期下G2 组对污染物的去除效果均优于G1 组，且落干期时间越长越有利于TP 的去除，但不利于NH3-N 和TN 的去除。