張 毅，張皓馳，李先寧

(東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院，江蘇南京 210000)

近年來(lái)，我國(guó)水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)發(fā)展迅速，養(yǎng)殖規(guī)模不斷擴(kuò)大。目前，我國(guó)的水產(chǎn)養(yǎng)殖多數(shù)采用的是高密度集約化的養(yǎng)殖模式，苗種放養(yǎng)過(guò)量，大量施肥投餌，使殘留餌料、水生生物排泄物及尸體、養(yǎng)殖水體底部沉積物、各種有機(jī)無(wú)機(jī)肥料等富營(yíng)養(yǎng)因子共處一個(gè)水體，產(chǎn)生有害物質(zhì)如氨氮、亞硝酸鹽、硫化氫等，引起水產(chǎn)養(yǎng)殖動(dòng)物發(fā)病甚至死亡[1]。據(jù)報(bào)道[2]，所投飼料有10%～20%并不被養(yǎng)殖動(dòng)物所攝食，而是存留于水體環(huán)境中；被攝食的飼料中，氮元素20%～25%用于生長(zhǎng),75%～80%以糞便和代謝物形式排入水體，磷元素25%～40%用于生長(zhǎng),60%～75%排入水體。對(duì)于水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的處理，最常見(jiàn)和最簡(jiǎn)單的方法是采用傳統(tǒng)的環(huán)境修復(fù)技術(shù)，如曝氣、過(guò)濾和厭氧-缺氧-好氧(AAO)系統(tǒng)[3-5]。但是，這些處理方法存在能耗和基建投資較高，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)無(wú)法得到充分利用等問(wèn)題。除此之外，一些處理方法還會(huì)產(chǎn)生較多的二氧化碳和污泥，易造成環(huán)境的二次污染[6]。

三級(jí)生物生態(tài)耦合系統(tǒng)是菌藻共生單元、水生動(dòng)物濾食單元以及人工濕地串聯(lián)而成的廢水處理系統(tǒng)。利用菌藻共生單元將廢水中高濃度的營(yíng)養(yǎng)鹽高效吸收，轉(zhuǎn)化為生物質(zhì)；利用水生動(dòng)物濾食菌藻生物體，以水產(chǎn)品收獲的形式將生物質(zhì)移出體系；利用人工濕地對(duì)水體中殘留的菌藻生物體最終去除。該系統(tǒng)具有經(jīng)濟(jì)、安全、去除效果徹底等優(yōu)勢(shì)，其中，人工濕地單元是影響系統(tǒng)最終處理效果的關(guān)鍵，應(yīng)加以關(guān)注。

利用人工濕地除藻是一種新的生物-生態(tài)方法，對(duì)解決生態(tài)漁業(yè)水體的富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題具有重要意義。目前，國(guó)內(nèi)外研究認(rèn)為，利用濕地植物化感作用抑制和去除富營(yíng)養(yǎng)化水體中過(guò)量藻類(lèi)的繁殖和有害藻類(lèi)的生長(zhǎng)具有廉價(jià)、生態(tài)安全等優(yōu)點(diǎn)。楊昌鳳等[7]利用人工濕地模擬裝置處理重度富營(yíng)養(yǎng)化的水體，2 min即時(shí)出水中藻類(lèi)的平均去除率達(dá)94.8%，停留時(shí)間為24 h，出水中藻類(lèi)的去除率均可超過(guò)95%，停留時(shí)間延長(zhǎng)至5 d后，藻類(lèi)幾乎全部去除。況琪軍等[8]分別利用小試系統(tǒng)和中試系統(tǒng)去除富營(yíng)養(yǎng)化水體的藻類(lèi)。結(jié)果表明：人工濕地小試系統(tǒng)全年除藻率有著較明顯的差異；10月—12月除藻率為95.3%～99.6%，1月除藻率較低，為64.38%，其余月份最低除藻率可達(dá)83.79%；中試系統(tǒng)年均除藻率略低于小試系統(tǒng)，但與小試系統(tǒng)除藻趨勢(shì)總體一致。曹謹(jǐn)玲等[9]利用三級(jí)垂直流人工濕地處理池塘養(yǎng)魚(yú)廢水，人工濕地對(duì)藍(lán)藻、綠藻、硅藻的平均去除率分別為86.53%、83.32%和87.53%。以上研究均顯示出人工濕地對(duì)藻類(lèi)高效的去除效果，但是，缺乏對(duì)藻類(lèi)在濕地基質(zhì)內(nèi)部分布規(guī)律的探究，也并未考察被截留在濕地內(nèi)的藻類(lèi)死亡后對(duì)水質(zhì)的二次污染。本文著重探究菌藻生物體在人工濕地基質(zhì)內(nèi)的空間分布規(guī)律以及時(shí)間變化規(guī)律，為提升藻類(lèi)去除效果、進(jìn)行人工濕地結(jié)構(gòu)及運(yùn)行方式的改進(jìn)提供依據(jù)；探究人工濕地對(duì)菌藻生物體及營(yíng)養(yǎng)鹽去除的最佳運(yùn)行參數(shù)，為該系統(tǒng)進(jìn)一步應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)裝置為模擬的水耕植物型人工濕地系統(tǒng)，裝置主體由有機(jī)玻璃制成，如圖1所示。裝置由3部分組成，即有機(jī)玻璃框架、玻璃輕石基質(zhì)以及栽種的濕地植物。有機(jī)玻璃框架分進(jìn)水槽、基質(zhì)槽和出水槽，3個(gè)槽的長(zhǎng)度分別為0.1、1 m和0.1 m，框架深為0.6 m，寬為0.1 m?；|(zhì)厚度為0.5 m，裝填于基質(zhì)槽內(nèi)，植物為菖蒲(AcoruscalamusL.)，單個(gè)裝置中種植10株。有機(jī)玻璃框架兩側(cè)分別設(shè)置進(jìn)出水閥門(mén)，閥門(mén)中心線距底部高度為0.45 m，以保證常水位低于基質(zhì)表面0.05 m，玻璃輕石基質(zhì)中沿長(zhǎng)度方向每0.25 m布置1根取樣管，用于取樣，取樣管為周身打孔設(shè)計(jì)，方便對(duì)不同層水樣進(jìn)行抽取。此外，配水桶用于盛放人工配制的含藻廢水，蠕動(dòng)泵作為進(jìn)水動(dòng)力源。配水桶、進(jìn)水槽、3個(gè)取樣管及出水槽分別設(shè)為1～6號(hào)取樣點(diǎn)。

1.2 系統(tǒng)啟動(dòng)與運(yùn)行

2018年2月—2019年1月，課題組成員對(duì)江蘇省常州市太滆運(yùn)河的多個(gè)水產(chǎn)養(yǎng)殖點(diǎn)進(jìn)行了連續(xù)的水質(zhì)監(jiān)測(cè)，其水質(zhì)結(jié)果如表1所示。根據(jù)監(jiān)測(cè)結(jié)果人工配制含藻養(yǎng)殖廢水，模擬含藻水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水主體為高密度的小球藻液，營(yíng)養(yǎng)鹽及COD等指標(biāo)通過(guò)化學(xué)藥劑進(jìn)行調(diào)節(jié)。

圖1 試驗(yàn)裝置圖Fig.1 Diagram of Test Device

運(yùn)行前對(duì)濕地裝置進(jìn)行微生物接種，接種污泥為南京市某污水處理廠二沉池回流污泥。網(wǎng)上購(gòu)買(mǎi)菖蒲種苗，將根系用自來(lái)水洗凈后，放入植物營(yíng)養(yǎng)液中培養(yǎng)，系統(tǒng)接種后，將預(yù)先培養(yǎng)的菖蒲栽種至濕地基質(zhì)內(nèi)，連續(xù)通入模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖水體的人工廢水，待出水氮磷濃度穩(wěn)定且植物正常生長(zhǎng)后即視為啟動(dòng)成功，系統(tǒng)啟動(dòng)成功后即開(kāi)始試驗(yàn)。試驗(yàn)期間平均氣溫為18～26 ℃。

表1 太滆運(yùn)河水產(chǎn)養(yǎng)殖水體水質(zhì)Tab.1 Aqua-Cultural Water Quality from Taige Canal

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

啟動(dòng)一個(gè)半月后，各組濕地裝置出水污染物及藻密度趨于穩(wěn)定，此時(shí)開(kāi)始正式試驗(yàn)，試驗(yàn)共分為以下3個(gè)部分。

(1)分別在0.1、0.3、0.5 m3/(m2·d)的表面水力負(fù)荷(HSL)條件下，使裝置穩(wěn)定運(yùn)行，期間對(duì)人工濕地的進(jìn)出水以及各取樣點(diǎn)每3 d取樣檢測(cè)，直到各裝置出水污染物濃度穩(wěn)定為止，試驗(yàn)周期為28 d。

(2)分別在低、中、高進(jìn)水藻密度條件下，使裝置穩(wěn)定運(yùn)行，期間對(duì)人工濕地的進(jìn)出水以及各取樣點(diǎn)連續(xù)取樣檢測(cè)。其中，高藻密度條件下對(duì)3～5號(hào)取樣點(diǎn)分上(距水面5 cm)、中(距水面25 cm)、下(距水面45 cm)層分別取樣，每3 d取1次樣，試驗(yàn)周期為25 d。

(3)進(jìn)行靜態(tài)試驗(yàn)，在上述試驗(yàn)結(jié)束后，利用1個(gè)裝置，先排出基質(zhì)中原有的廢水，然后一次性通入高濃度的含藻模擬廢水，每3 d取樣檢測(cè)，至試驗(yàn)結(jié)束共取樣8次。

取樣器由細(xì)乳膠管和針筒制成，于乳膠管上標(biāo)記刻度，便于對(duì)不同深度水樣進(jìn)行采集。

1.4 檢測(cè)指標(biāo)及方法

檢測(cè)指標(biāo)及檢測(cè)方法如表2所示。

表2 檢測(cè)指標(biāo)及檢測(cè)方法Tab.2 Detection Indicators and Methods

2 結(jié)果與討論

2.1 菌藻生物體的空間分布規(guī)律

圖2為不同HSL下人工濕地系統(tǒng)中藻密度的沿程變化。由圖2可知：中高HSL下，藻密度在人工濕地起始段降低明顯，隨后降低趨勢(shì)趨于平緩；較低HSL下，藻密度在3號(hào)取樣口處已從初始的1.62×105個(gè)/mL降低至3.09×104個(gè)/mL，隨后降低趨勢(shì)趨于平緩。在3號(hào)取樣口之前，3種HSL下藻密度的降低量占最終出水藻密度降低量的比例分別為70.1%、74.4%和85.9%，表明人工濕地對(duì)菌藻生物體的去除主要發(fā)生在濕地前端。其原因主要有兩個(gè)方面，其一，在從配水桶進(jìn)入進(jìn)水槽的過(guò)程中，會(huì)通過(guò)一段較長(zhǎng)的乳膠管，菌藻生物體易附著在管壁上，引起藻密度的降低；其二，玻璃輕石基質(zhì)對(duì)菌藻生物體的濾除能力較強(qiáng)，大部分菌藻生物體在濕地基質(zhì)前端即被截留。在3種不同HSL(從高到低)下，人工濕地系統(tǒng)對(duì)藻類(lèi)的最終去除率分別為73.6%、81.5%和94.2%，說(shuō)明低水力負(fù)荷下人工濕地系統(tǒng)對(duì)藻類(lèi)有著更好的去除效果。

圖2 不同HSL下人工濕地系統(tǒng)中藻密度的沿程變化Fig.2 Changes of Algae Density along Constructed Wetlands under Different Hydraulic Surface Loadings

圖3為不同藻密度下人工濕地中菌藻生物體的沿程變化。由圖3可知：高藻密度進(jìn)水條件下，人工濕地對(duì)菌藻共生體的去除效果顯著，藻密度從15.49×105個(gè)/mL降低至最終的6.58×104個(gè)/mL，去除率達(dá)95.8%；中低藻濃度下，菌藻生物體的去除率分別為83.7%和85.7%。3種進(jìn)水藻密度下，人工濕地最終出水藻密度分別為6.58×104、2.76×104個(gè)/mL和1.05×104個(gè)/mL。進(jìn)水藻密度的高低不是影響人工濕地除藻的限制性因素。

圖3 不同藻密度下人工濕地中菌藻生物體的沿程變化Fig.3 Changes of Bacterial and Algae Organisms along Constructed Wetlands under Different Algae Density Level

圖4顯示了人工濕地不同位置上中下層菌藻生物體的分布情況。由圖4可知，濕地前中后段不同層間菌藻生物體分布規(guī)律不盡相同。在濕地前段，藻密度在上中下層間依次降低；在濕地中段，上層和下層藻密度相近，均略高于中層；在濕地后段，藻密度分布情況與前段截然相反，藻密度在上中下層間依次升高。小球藻密度與水相近，通常在1 025 kg/m3[10]左右，但整體上來(lái)說(shuō)，小球藻具有明顯的趨光性[11]，在光照強(qiáng)度梯度明顯的區(qū)域易引發(fā)小球藻的垂直遷移[12]。濕地前段的配水區(qū)域受到來(lái)自上方的人造光源照射，隨著水深變化會(huì)產(chǎn)生光照強(qiáng)度梯度，致使?jié)竦厍岸涡∏蛟逵邢蛏线w移的現(xiàn)象發(fā)生。小球藻在自然生長(zhǎng)狀態(tài)下的沉降速度非常緩慢，自然狀態(tài)下的沉降速率為 0.1 m/d[13]；在穩(wěn)定生長(zhǎng)的狀態(tài)下，小球藻通常難以絮凝；但是，當(dāng)藻細(xì)胞在生長(zhǎng)過(guò)程中出現(xiàn)衰亡，失去細(xì)胞活性，在胞內(nèi)蛋白質(zhì)等有機(jī)物的作用下會(huì)出現(xiàn)一定程度的絮凝[14]。小球藻伴隨水流進(jìn)入濕地基質(zhì)內(nèi)部，光照這一外界因素消失。一方面小球藻向上的垂直遷移消失，另一方面隨著小球藻活性的降低，藻細(xì)胞出現(xiàn)衰亡，產(chǎn)生絮凝現(xiàn)象后會(huì)加速小球藻的沉降。因此，在濕地中后段出現(xiàn)了藻密度下層>中層>上層的現(xiàn)象。

圖4 人工濕地不同位置菌藻生物體的分布Fig.4 Distribution of Bacterial and Algae Organisms at Different Locations in Constructed Wetlands

2.2 菌藻生物體的變化規(guī)律

菌藻生物體在被人工濕地基質(zhì)截留后，發(fā)生死亡、裂解等一系列變化，這些變化導(dǎo)致氮磷的釋放。本部分以不同形態(tài)氮磷的組成情況反映菌藻生物體在人工濕地基質(zhì)內(nèi)轉(zhuǎn)化的不同階段。各形態(tài)氮磷計(jì)算方法如式(1)～式(2)。

C生物質(zhì)氮=C過(guò)濾前總氮-C過(guò)濾后總氮，

C溶解態(tài)有機(jī)氮=C過(guò)濾后總氮-C氨氮-C硝態(tài)氮-C亞硝態(tài)氮

(1)

C生物質(zhì)磷=C過(guò)濾前總磷-C過(guò)濾后總磷，

C溶解態(tài)有機(jī)磷=C過(guò)濾后總磷-C正磷酸鹽

(2)

2.2.1 氮的變化規(guī)律

靜態(tài)試驗(yàn)基質(zhì)內(nèi)各形態(tài)氮的變化規(guī)律如圖5所示。由圖5可知，總氮在第6 d后開(kāi)始出現(xiàn)急劇下降，且其趨勢(shì)一直維持到第15 d，隨后降低趨勢(shì)變緩，生物質(zhì)氮與總氮保持相似的變化趨勢(shì)。溶解態(tài)有機(jī)氮濃度在試驗(yàn)進(jìn)行的前6 d占有一定的比例，在第6 d后迅速降低至低水平；氨氮在試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)濃度很低，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，氨氮濃度逐漸升高且在試驗(yàn)第9 d左右達(dá)到最高，最后逐漸降低；亞硝態(tài)氮在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中一直保持較低的濃度水平；硝態(tài)氮的變化趨勢(shì)與氨氮類(lèi)似，在第6 d前逐漸升高，第6 d后逐漸降低?？傮w來(lái)看，試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)，基質(zhì)間污水中的氮主要以生物質(zhì)氮為主，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，生物質(zhì)氮迅速減少，氨氮及硝態(tài)氮逐漸增多，試驗(yàn)進(jìn)行到第6 d時(shí)生物質(zhì)氮已經(jīng)減少了近70%，總氮減少了43.9%；試驗(yàn)進(jìn)行至15 d時(shí)，已經(jīng)完成96.5%生物質(zhì)氮以及92.7%總氮的去除；試驗(yàn)結(jié)束后，生物質(zhì)氮的去除率達(dá)97.8%，總氮的去除率也達(dá)到96.4%。

圖5 靜態(tài)試驗(yàn)條件下基質(zhì)內(nèi)各形態(tài)氮的變化趨勢(shì)Fig.5 Variation Trend of Different Forms of Nitrogen in the Matrix under Static Experimental Condition

王國(guó)芳[15]的研究表明，藻類(lèi)的死亡裂解伴隨著藻細(xì)胞內(nèi)大量的營(yíng)養(yǎng)鹽的釋放，對(duì)水體中有機(jī)物及營(yíng)養(yǎng)鹽濃度指標(biāo)有重要的影響。本試驗(yàn)為靜態(tài)試驗(yàn)，試驗(yàn)期間沒(méi)有外部污染物的進(jìn)入，因此，總氮自始至終均呈降低趨勢(shì)，但可以明顯看出，試驗(yàn)的前6 d生物質(zhì)氮減少，非生物質(zhì)氮增加，這說(shuō)明生物質(zhì)氮正在向非生物質(zhì)氮轉(zhuǎn)化。氨氮在試驗(yàn)的第9 d前一直保持增加的趨勢(shì)，在第9 d達(dá)到最大值，這與王國(guó)芳[15]的研究結(jié)果一致。與此同時(shí)，試驗(yàn)的前6 d，系統(tǒng)內(nèi)硝態(tài)氮持續(xù)升高，在第6 d達(dá)到最大值，隨后硝態(tài)氮濃度逐漸降低。Zhuang等[16]指出，總氮的去除過(guò)程主要有常規(guī)順序硝化-反硝化、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化以及厭氧氨氧化，而后3種脫氮過(guò)程需要嚴(yán)苛的外部環(huán)境條件，同步硝化反硝化需要形成較厚生物膜，且具有從外到內(nèi)的好氧至缺氧的微環(huán)境梯度；短程硝化反硝化需保證溶解氧維持在特定的范圍內(nèi)，當(dāng)DO低于1.5～2 mg/L時(shí)，亞硝酸鹽的氧化才會(huì)被抑制[16]。厭氧氨氧化菌生存條件嚴(yán)苛，倍增時(shí)間長(zhǎng)，且只有在高細(xì)胞濃度時(shí)才能表現(xiàn)出脫氮活性[17]。本試驗(yàn)的基質(zhì)為玻璃輕石，為多孔材質(zhì)，易附著較厚的生物膜，但不易形成均勻的溶解氧濃度梯度，較短的靜態(tài)試驗(yàn)周期內(nèi)厭氧氨氧化菌也沒(méi)有大量繁殖的條件，因此，推測(cè)系統(tǒng)內(nèi)部總氮的去除僅為常規(guī)硝化反硝化反應(yīng)的作用。

2.2.2 磷的變化規(guī)律

系統(tǒng)中各形態(tài)磷的變化情況如圖6所示。由圖6可知，總磷在試驗(yàn)過(guò)程中由0.49 mg/L降低至0.41 mg/L，總體來(lái)說(shuō)變化不大。但是，不同形態(tài)的磷所占比例有著較為顯著的變化。在試驗(yàn)初期，系統(tǒng)中的磷主要以生物質(zhì)磷的形式存在，其濃度占總磷濃度的比例為79.3%；隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，生物質(zhì)磷逐漸降低，溶解態(tài)有機(jī)磷顯著升高，伴隨著溶解態(tài)有機(jī)磷的升高，正磷酸鹽濃度也相應(yīng)升高；在試驗(yàn)進(jìn)行到第9 d后，溶解態(tài)有機(jī)磷濃度開(kāi)始降低，而正磷酸鹽則繼續(xù)維持升高趨勢(shì)，直至試驗(yàn)結(jié)束；試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，系統(tǒng)內(nèi)的磷絕大部分已經(jīng)轉(zhuǎn)化為正磷酸鹽，生物質(zhì)磷微乎其微，此時(shí)正磷酸鹽濃度占總磷濃度的比例升至92.8%。

圖6 靜態(tài)試驗(yàn)條件下基質(zhì)內(nèi)各形態(tài)磷的變化趨勢(shì)Fig.6 Variation Trend of Different Forms of Phosphorus in the Matrix under Static Experimental Condition

很多利用微藻進(jìn)行脫氮除磷的研究均表明，小球藻對(duì)磷有著高效的吸收去除能力。Xu等[18]在研究基于藻類(lèi)的膜生物反應(yīng)器除磷的研究中發(fā)現(xiàn)，系統(tǒng)對(duì)總磷的吸收去除效率可以達(dá)到66%；Huang等[19]的研究表明，在2 g/L NaNO3的條件下，微藻對(duì)磷的最大去除率達(dá)到45.16 g/(L·d)。因此，小球藻在進(jìn)入基質(zhì)內(nèi)部死亡后，將導(dǎo)致磷的大量釋放，即生物質(zhì)磷大量轉(zhuǎn)化為溶解態(tài)的有機(jī)磷以及正磷酸鹽?，F(xiàn)有的除磷方法主要分為化學(xué)除磷和生物除磷?；瘜W(xué)除磷主要是利用金屬鹽沉淀的方式，有鐵磷沉淀、鋁磷沉淀及鈣磷沉淀等[20]；生物除磷則一般指利用聚磷菌一類(lèi)的微生物(包括Acinetobacter、Pseudomonas、Aerobacter、Moraxella、E.coli、Mycobacterium和Beggiatoa等)過(guò)量地從外部環(huán)境攝取磷，并將磷以聚合的形態(tài)貯藏在菌體內(nèi)，形成高磷污泥，排出系統(tǒng)外，達(dá)到從污水中除磷的效果。利用人工濕地除磷也是一種行之有效的方式，人工濕地主要是通過(guò)基質(zhì)的吸附和濕地植物的吸收來(lái)對(duì)磷進(jìn)行去除。Korner等[21]的研究表明，利用植物及微生物組成的人工濕地系統(tǒng)，可以實(shí)現(xiàn)75%的營(yíng)養(yǎng)鹽的去除，其中，植物依靠自身的吸收去除了52%的磷，其余部分的磷則由微生物去除。除非使用具有高吸附能力的特殊基質(zhì)，否則磷的去除率通常較低[22]。本試驗(yàn)中，總磷并未得到很好的去除。原因主要是人工濕地系統(tǒng)并非初次運(yùn)行，在系統(tǒng)穩(wěn)定階段，基質(zhì)對(duì)磷已經(jīng)有了一定的吸附，因此，靜態(tài)試驗(yàn)階段對(duì)磷的作用減弱；其次，在試驗(yàn)過(guò)程中，隨著系統(tǒng)中水分的蒸發(fā)以及植物對(duì)水分的吸收，磷濃度升高。因此，系統(tǒng)對(duì)磷的實(shí)際去除效果要好于以濃度表示的去除率。植物通過(guò)自身吸收來(lái)除磷主要是通過(guò)組織的額外生長(zhǎng)來(lái)實(shí)現(xiàn)的，而不是通過(guò)增加組織的磷含量來(lái)實(shí)現(xiàn)的[21]，而植物在吸收磷酸鹽的同時(shí)也會(huì)吸收大量的水，植物對(duì)磷濃度的影響從而被弱化。

2.3 營(yíng)養(yǎng)鹽的最終去除效果

2.3.1 水力負(fù)荷的影響

圖7(a)～圖7(d)分別表示不同HSL下人工濕地系統(tǒng)總氮、氨氮、總磷以及COD的進(jìn)出水濃度和相應(yīng)的去除效率。由圖7可知：隨著HSL的增大，濕地系統(tǒng)出水總氮濃度隨之增大，去除率由79.3%降至41.6%。氨氮的變化趨勢(shì)與總氮類(lèi)似，在0.1 m3/(m2·d)的HSL下，人工濕地系統(tǒng)對(duì)氨氮的去除率可以達(dá)到78.9%；當(dāng)HSL升高時(shí)，人工濕地對(duì)氨氮的去除效率開(kāi)始降低，0.3 m3/(m2·d)和0.5 m3/(m2·d)的HSL下，氨氮的去除率分別降低至46.7%和42.6%?？偭兹コ?guī)律與總氮及氨氮類(lèi)似，去除率同樣隨人工濕地HSL的增大而減小，但是可以看出，低HSL下的總磷去除率不高，僅為21.7%；隨著水力負(fù)荷增大至0.3 m3/(m2·d)時(shí)，去除效率開(kāi)始趨于0，僅有0.9%左右；當(dāng)濕地HSL進(jìn)一步增至0.5 m3/(m2·d)時(shí)，總磷的去除效率出現(xiàn)負(fù)值，為-12.1%，這意味著高HSL下，人工濕地出水總磷不降反增。對(duì)于COD，總體來(lái)說(shuō)人工濕地對(duì)其去除效果較好，最不利情況下的去除率也可達(dá)到67.6%，而最高的去除率出現(xiàn)在HSL為0.1 m3/(m2·d)下，為85.2%。

在研究人工濕地系統(tǒng)脫氮除磷的過(guò)程中，HSL一直是一個(gè)重要參數(shù)[23]。一方面會(huì)影響濕地系統(tǒng)對(duì)水體中固體懸浮物的濾除效果；另一方面也影響著基質(zhì)中微生物的生存狀態(tài)。因此，其對(duì)人工濕地系統(tǒng)的處理效果有著重要影響。當(dāng)人工濕地的HSL較小時(shí)，濕地基質(zhì)內(nèi)水流速度較小，水中的菌藻生物體等固體懸浮物易被截留在基質(zhì)內(nèi)，且較小的流速對(duì)應(yīng)著較小的剪切力，使附著在基質(zhì)表面的生物膜不易脫落，從而有效維持人工濕地系統(tǒng)的脫氮效率[24]。此外，人工濕地對(duì)總氮的去除主要通過(guò)硝化/反硝化的生物反應(yīng)來(lái)完成[25]，而硝化/反硝化生物反應(yīng)的環(huán)境要求比較嚴(yán)苛，本試驗(yàn)過(guò)程中，小球藻的存在使進(jìn)水中溶解氧的濃度增高，且菌藻生物體可以為反硝化提供較為充足的碳源。因此，與傳統(tǒng)的人工濕地相比，其處理效果總體較好，最高的總氮去除率可以達(dá)到79.3%。氨氮主要通過(guò)硝化反應(yīng)和植物的吸收作用去除，研究表明，有植物存在時(shí)氨氮的去除率是沒(méi)有植物時(shí)的3.5倍[26]。本試驗(yàn)中氨氮的去除率隨著濕地HSL的增大而降低。原因主要為較低HSL下，水力停留時(shí)間較長(zhǎng)，基質(zhì)內(nèi)的氨氮有足夠的時(shí)間進(jìn)行硝化反應(yīng)；其次，較長(zhǎng)的水力停留時(shí)間使?jié)竦刂参飳?duì)氨氮的吸收更為充分。當(dāng)HSL升高時(shí)，植物的吸收作用被削弱，且菌藻生物體在較快的水流帶動(dòng)下可以抵達(dá)濕地后端，導(dǎo)致菌藻生物體釋放出氨氮后未及進(jìn)行下一步反應(yīng)即隨水流流出系統(tǒng)。對(duì)于總磷，其去除方式主要是基質(zhì)的吸附以及植物的吸收。在低HSL下，植物吸收和基質(zhì)吸附作用都能得到較好的發(fā)揮，而隨著HSL的增加，這兩種作用均會(huì)減弱，當(dāng)HSL上升到一定程度、基質(zhì)內(nèi)部截留的菌藻生物體向外釋放的磷高于植物吸收以及基質(zhì)吸附的磷時(shí)，會(huì)出現(xiàn)出水總磷高于進(jìn)水的情況。最后，對(duì)于COD，其去除率受HSL的影響總體較小，高水力負(fù)荷下的COD去除率也可達(dá)到67.7%，而去除率隨HSL的增大而減小也主要是因?yàn)槌鏊性迕芏鹊纳摺?/p>

2.3.2 藻密度的影響

圖8(a)～圖8(d)分別表示不同進(jìn)水藻密度下人工濕地系統(tǒng)總氮、氨氮、總磷以及COD的進(jìn)出水濃度和相應(yīng)的去除效率。由圖8可知，進(jìn)水中高密度的藻類(lèi)對(duì)應(yīng)著高濃度的總氮，低進(jìn)水藻密度條件下人工濕地系統(tǒng)對(duì)總氮的去除率相對(duì)較高，為85.8%，而高進(jìn)水藻密度條件下只有57.4%。進(jìn)水氨氮也隨著進(jìn)水藻密度的增大而相應(yīng)增大。由圖8(b)可知，隨著進(jìn)水藻密度的增大，人工濕地系統(tǒng)對(duì)氨氮的去除率急劇下降，從72.1%下降至11.8%。圖8(c)反映了總磷在不同進(jìn)水藻密度條件下的去除效果，從進(jìn)水總磷濃度來(lái)看，總磷與藻密度有著較高的相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)達(dá)到0.998，而總磷的去除效果也隨著進(jìn)水藻密度的增大而急劇惡化，在高進(jìn)水藻密度條件下，出水總磷不降反增，由進(jìn)水的5.126 mg/L升高至6.148 mg/L。COD的變化規(guī)律比較特殊，其去除率隨著藻密度的增高先降低后增高，總體維持在較高的水平，低中高藻密度進(jìn)水條件下的去除率分別為70.8%、59.3%和68.5%。

圖8 不同藻密度水平下人工濕地系統(tǒng)對(duì)各污染物的去除效果Fig.8 Removal Efficiency of Various Pollutants in Constructed Wetland Systems under Different Algae Density Level

在探究藻密度對(duì)人工濕地處理效果影響的試驗(yàn)中，進(jìn)水藻密度直接影響進(jìn)水污染物濃度，較高的藻密度對(duì)應(yīng)著較高的總氮、氨氮、總磷和COD進(jìn)水濃度。這是因?yàn)樾∏蛟寮?xì)胞內(nèi)的蛋白質(zhì)含量可達(dá)55%～65%[27]，多糖在小球藻中的含量?jī)H次于蛋白質(zhì)，約為細(xì)胞干重的25%～35%[28-29]，小球藻在高光、缺氮等條件下會(huì)積累大量的脂肪酸[30]。由圖8(a)～圖8(c)可知，總氮、氨氮以及總磷的去除率變化趨勢(shì)均為隨著進(jìn)水藻密度的增大而減小，這是因?yàn)楦哌M(jìn)水藻密度條件下，大量的菌藻生物體截留在濕地基質(zhì)內(nèi)部，在經(jīng)過(guò)逐步的累積、死亡、分解等一系列變化過(guò)程后，氮磷元素大量溶出，污染負(fù)荷增加，從而影響人工濕地的處理效率。同時(shí)，圖8(d)的結(jié)果也表明，總磷去除率的變化趨勢(shì)較為極端，低進(jìn)水藻密度條件下可以維持40%左右的去除率，而中高進(jìn)水藻密度條件下的去除率急劇降低，高進(jìn)水藻密度條件下出現(xiàn)出水總磷濃度高于進(jìn)水的現(xiàn)象，說(shuō)明此系統(tǒng)對(duì)高濃度磷的去除效果有限。COD的變化與氮磷不同，高進(jìn)水藻密度條件下的去除率比中進(jìn)水藻密度條件下的去除率有所增高，推測(cè)是由于大量的菌藻生物體在基質(zhì)內(nèi)累積，減緩了其分解溶出速度，表現(xiàn)出的去除率水平仍是物理截留的作用。

3 結(jié)論與展望

3.1 結(jié)論

(1)水耕植物型人工濕地對(duì)菌藻生物體的去除主要發(fā)生在濕地前端，低水力負(fù)荷及高進(jìn)水藻密度條件下，人工濕地系統(tǒng)對(duì)藻類(lèi)有著更好的去除效果，藻密度的高低不是影響人工濕地除藻的限制性因素。

(2)菌藻生物體在基質(zhì)內(nèi)各個(gè)位置的分布不盡相同，濕地前段不同層藻密度分布的規(guī)律為上層>中層>下層，而濕地后段則剛好相反，上層藻密度最低，下層最高。

(3)在靜態(tài)試驗(yàn)中，菌藻生物體在基質(zhì)內(nèi)部逐漸死亡并溶出氮磷等污染物，試驗(yàn)進(jìn)行至15 d時(shí)，已完成96.5%生物質(zhì)氮以及92.7%總氮的去除。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，生物質(zhì)氮磷的去除率分別為97.8%和98%，總氮的去除比較明顯，達(dá)96.4%，而總磷的去除效果較差，僅為16.3%。

(4)水耕植物型人工濕地在中等水平進(jìn)水藻密度條件下對(duì)氮磷等污染物的最佳去除條件為HSL在0.1 m3/(m2·d)時(shí)，其總氮、氨氮、總磷、COD的去除率分別為79.2%、78.9%、21.7%、85.2%；在HSL為0.3 m3/(m2·d)時(shí)，對(duì)氮磷等污染物的最佳去除條件為低進(jìn)水藻密度，其總氮、氨氮、總磷、COD的去除率分別為85.8%、72.1%、40.2%、70.8%。

3.2 展望

根據(jù)菌藻生物體在人工濕地基質(zhì)內(nèi)的空間分布規(guī)律及時(shí)間變化規(guī)律，可以進(jìn)一步探究人工濕地除藻更適宜的基質(zhì)類(lèi)型及顆粒級(jí)配方式，探究更優(yōu)的人工濕地運(yùn)行方式，以期更大程度地發(fā)揮人工濕地系統(tǒng)的除藻效能，為此技術(shù)在實(shí)際工程中的應(yīng)用提供更大的可能。