張瑞斌，潘卓兮，王樂陽，張燕，奚道國

1.江蘇龍騰工程設(shè)計(jì)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(qiáng)以及污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)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(yīng)用。目前，人工濕地主要應(yīng)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(dǎo)致人工濕地在運(yùn)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(jìn)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(qiáng)、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(diǎn)[8-10]，成為眾多學(xué)者的研究熱點(diǎn)。如劉少敏等[11]利用聚乙烯醇-海藻酸鈉固定硝化細(xì)菌處理生活污水，NH3-N去除率最大可達(dá)90.12%；張彬彬等[12]將篩選出的多種能夠降解化學(xué)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(dá)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(shí)際廢水處理中具有極強(qiáng)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(xì)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(qiáng)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(yàn)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(xué)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(yù)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(qiáng)化垂直流人工濕地試驗(yàn)

垂直流人工濕地裝置由原水水箱、恒位水箱和主反應(yīng)器組成，在恒位水箱的進(jìn)水口處安裝不銹鋼浮球閥保持進(jìn)水穩(wěn)定，污水從主反應(yīng)器底部進(jìn)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(yīng)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(yīng)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(yàn)。

對照組和固定化組的主反應(yīng)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(yàn)，取平均值。

在實(shí)驗(yàn)室開展固定化菌藻-填料強(qiáng)化垂直流人工濕地試驗(yàn)，進(jìn)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(yàn)采用連續(xù)進(jìn)水方式，進(jìn)水流量恒定為343 Ld，水力負(fù)荷為0.5 m3(m2·d)，水力停留時間為2 d。分別在濕地運(yùn)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(xué)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(yīng)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(yùn)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(yùn)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(dá)到GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(<40 mgL)，固定化菌組的出水平均CODCr剛好達(dá)到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級A標(biāo)準(zhǔn)(<50 mgL)，而對照組的出水平均CODCr劣于GB 18918—2002一級A標(biāo)準(zhǔn)。

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(yùn)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(yùn)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(dá)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(biāo)準(zhǔn)(<15 mgL)，且出水NH3-N平均濃度達(dá)到GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(<2 mgL)；固定化菌組出水的NH3-N和TN平均濃度均達(dá)到GB 18918—2002一級A標(biāo)準(zhǔn)；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(biāo)準(zhǔn)。

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(yùn)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(yùn)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(dá)到GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(<0.4 mgL)，固定化菌組出水TP平均濃度達(dá)到GB 18918—2002的一級A標(biāo)準(zhǔn)(<0.5 mgL)，而對照組出水TP平均濃度僅達(dá)到GB 18918—2002的一級B標(biāo)準(zhǔn)(<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(jìn)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(yùn)行的第8天，對照組對NH3-N、TN和CODCr的去除率遠(yuǎn)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(xì)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(qiáng)了濕地體系耐負(fù)荷沖擊及穩(wěn)定性，使?jié)竦卦谶\(yùn)行初期便可快速去除水體中的污染物，促進(jìn)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(jìn)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(yīng)反復(fù)進(jìn)行，由于濕地進(jìn)水為污水處理廠二次處理后的出水，運(yùn)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(jī)物可作為補(bǔ)充碳源，支撐反硝化反應(yīng)的穩(wěn)定進(jìn)行，強(qiáng)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(yùn)輸這類富集途徑，但其破碎的細(xì)胞壁使更多的內(nèi)部功能團(tuán)裸露在表面，為氮、磷提供大量吸附點(diǎn)位[13-14]，且藻粉的細(xì)胞膜已經(jīng)失去選擇透過性，更有利于吸附的進(jìn)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(biāo)的去除率均高于已有研究，再次驗(yàn)證固定化菌藻填料能夠強(qiáng)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(yùn)行的第40、48和56天開始穩(wěn)定出水，高濃度活性細(xì)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(dá)到GB 18918—2002的一級A標(biāo)準(zhǔn)，固定化菌藻組出水的CODCr與NH3-N、TP濃度達(dá)到GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，對CODCr、NH3-N、TN和TP去除率分別為58.10%、81.47%、86.70%和85.54%。