高 鋒，李 晨

（浙江海洋學院海洋科學與技術學院，浙江舟山 316022）

隨著我國沿海地區(qū)經(jīng)濟規(guī)模的不斷發(fā)展和人口的不斷增長，很多地方正面臨日益嚴峻的水資源短缺形勢。以海水替代淡水用于工業(yè)冷卻用水、市政沖洗用水等可極大的節(jié)約沿海地區(qū)的淡水使用量，從而緩解水資源緊張的矛盾，被人們寄予了厚望。而推廣海水直接利用所要解決的關鍵問題之一是海水利用后產(chǎn)生廢水的后處理技術。目前關于這方面的研究大都集中于活性污泥處理工藝，較多研究結果表明，污水含鹽量在一定濃度以下不會對生物處理效率產(chǎn)生影響，而超過一定濃度的鹽含量及鹽濃度的變化對生物處理有較為明顯的抑制作用[1－3]。研究結果表明生物處理NaCl質量濃度為＜20 g/L的生活污水是可行的，當NaCl質量濃度＞25 g/L時處理效果惡化。可見采用傳統(tǒng)活性污泥法處理海水利用廢水具有一定局限性，尤其在海水利用后廢水無法匯入城市污水管網(wǎng)而鹽度得不到有效稀釋的情況下，活性污泥法難以完成海水利用廢水的處理。因此，尋求具有較高耐鹽性和處理效率的污水處理方法對于海水直接利用技術的推廣具有重要的意義。

人工濕地污水處理技術是20世紀70年代末發(fā)展起來的一種污水處理新技術，不但可以去除污染物，還可以促進污水中營養(yǎng)物質的循環(huán)和再利用，同時還能綠化土地，改善區(qū)域氣候，促進生態(tài)環(huán)境的良性循環(huán)[4－10]。而且人工濕地對污染物的去處途徑綜合了植物吸收、微生物代謝、基質吸附反應等多種途徑，對有機物、氮、磷等多種污染物均表現(xiàn)出較好的去除效果，因而具有極為廣泛的適用性，目前已成功應用于市政污水、養(yǎng)殖污水、水產(chǎn)加工廢水等多種污水的處理[7－12]。然而，要將人工濕地工藝應用于含海水污水的處理則還有多方面的問題需要解決，包括一定鹽度條件下人工濕地系統(tǒng)的運行特征、系統(tǒng)對有機物及氮磷的去除能力等。本實驗圍繞上述問題展開研究，為含海水污水的高效生物處理進行一種新的嘗試。

1 材料與方法

1．1 實驗裝置和廢水水樣

實驗所用人工濕地裝置為小型實驗級模擬裝置，結構如圖1所示。實驗裝置長為0．84 m（其中進水區(qū)0．15 m，處理區(qū) 0．59 m，出水區(qū) 0．1 m），寬 0．65 m，深 0．32 m。在進水區(qū)和出水區(qū)填充的填料為礫石，處理區(qū)填充的填料為混合有少量細沙的土壤，以滿足植物生長的需要。濕地植物選擇紅樹林中最能夠耐寒的植物秋茄，采自于浙江樂清市西門島紅樹林保護區(qū)，栽種密度為12株/m2。

本實驗所用含鹽城市污水由海水與城市污水按不同比例混合配制而成，其中所用海水采集于舟山定海沿海水域，其鹽度為26%～30%，污水采集于舟山市定海污水處理廠污水入口處，其水質指標見表1。

圖1 實驗裝置Fig．1 Schematic representation of the constructed wetland unit

表1 廢水水質/mg·L－1Tab．1 Characteristics of the raw wastewater．Values are in mg/L except the pH

1．2 實驗方法

實驗共設置3個如圖1所示的人工濕地實驗裝置，分別對應處理含海水比例為10%、30%和50%的污水，實驗過程中進水采用間歇操作方式進行，每天運行10 h，進水負荷為0．1 m3/（m2·d），定期對進出水水質進行分析測定。實驗中水質指標的測定均按標準方法進行[13]。

2 結果與討論

2.1 反應裝置啟動及其處理效果

實驗裝置啟動及穩(wěn)定運行階段，紅樹林人工濕地對含不同海水比例的污水中及COD的處理效果如圖2所示。從圖2中數(shù)據(jù)可知，實驗開始階段，人工濕地對各種污染物的處理效果均較差，隨著反應的進行，人工濕地基質床中的微生物逐漸適應了含鹽污水環(huán)境，處理效率不斷上升，對于的去除，需10 d左右的時間完成反應裝置的馴化和啟動，而對于COD的去除，反應裝置的啟動時間則相應較長，約25 d后反應裝置對COD的去除才能達到較為理想的狀態(tài)，反映出人工濕地基質層中降解有機物的微生物相對于脫氮除磷細菌需要更長的時間完成對含鹽廢水的適應和馴化。

另外，從圖2可知，污水所含鹽度不一樣其處理效果也有一定的差別，當污水中所含海水的比例為10%時，其反應器所需的馴化時間較短，穩(wěn)定運行階段其對有機物及氮磷的處理效果也較為理想，從圖2可知，在穩(wěn)定運行階段，其對及COD的去除率分別達到71.6%～79.8%、75.5%～89.6%、82.7%～97.4%及66.6%～85.3%。當所處理污水中海水比例提高為30%時，啟動階段反應裝置的處理效果明顯低于其對含10%海水污水的處理效果。但經(jīng)過一段時間運行后，最終也能夠達到較為理想的處理效果，其對及COD的去除率略低于反應裝置對含10%海水污水的處理效果。當所處理污水中海水比例提高為50%時，除TP外，反應裝置對污染物的去除效果明顯低于其對含10%和30%海水污水的處理效果。特別是對COD的處理效果表現(xiàn)得尤為明顯，經(jīng)過長時馴化，人工濕地實驗裝置對含50%海水污水中COD的去除率只能夠達到40%左右，遠遠低于其對含10%和30%海水污水COD去除率80%左右的水平。分析其原因，人工濕地去除有機物完全依賴于填料層基質中微生物的作用，而鹽度對微生物有較為明顯的抑制作用，當污水中鹽度上升到一定水平時，微生物由于無法適應其生長代謝能力必然受到抑制，從而使反應裝置的處理效率下降。而人工濕地對氮素污染物的處理機制除了基質層中的微生物作用以外，還包括基質上所生長的植物的吸收作用，所以，反映出來，在人工濕地中鹽度對氮素污染去除的影響相對較小。另外，對于TP的去除，人工濕地除磷的機理主要在于填料層基質對磷酸鹽的吸附、吸收作用，污水中的磷主要以磷酸鹽的形式存在，在人工濕地處理過程中，污水中的磷酸鹽與填料中的Ca2+、Mg2+等離子發(fā)生多種形式的反應，被固定在填料層中，而從污水中去除。這可以較好的解釋本實驗中鹽度幾乎不對TP的處理效果帶來影響的現(xiàn)象。

2.2 進水負荷對處理效果的影響

在進水海水比例為30%情況下，改變進水COD濃度，研究進水有機負荷對耐鹽人工濕地處理效果的影響，結果如圖3所示。

從圖3中可知，在較低的進水COD濃度情況下，人工濕地對含鹽廢水的去除率隨著進水COD負荷的上升而上升，表明在較低的進水COD濃度情況下，提高進水濃度能獲得較高的去除率。近一步增大進水濃度，當進水COD負荷在12.6～18.9 g/（m2·d）范圍內時，人工濕地對COD的去除率穩(wěn)定在70%左右。進一步增大進水COD濃度，當進水COD負荷在18.9 g/（m2·d）以上時，人工濕地對COD的去除率隨著進水COD負荷的增大而下降，表明此時過高的進水負荷超過了人工濕地微生物的降解能力，從而使其對有機物的處理能力下降。綜上可知，在進水海水比例為30%情況下，進水COD負荷維持在12.6～18.9 g/（m2·d）范圍內，可使人工濕地達到較高的運行效率。

圖2 紅樹林人工濕地對含不同海水比例廢水的凈化效果Fig.2 Evolution of the reduction of NH4+-N,COD,TN and TP in the three constructed mangrove wetland over the 35 days test period

圖3 不同進水COD負荷下人工濕地對COD的去除率Fig.3 COD loading and removal rate of constructed wetland

3 結論

（1）紅樹林人工濕地對含海水污水具有較好的處理效果，當污水中海水比例在30%以下時，其對NH4+-N、TN、TP及COD都能取得較好的處理效果，去除率分別達到71.6%～79.8%、75.5%～89.6%、82.7%～97.4%及66.6%～85.3%。當海水比例為50%時，人工濕地紅樹林對COD的去除率下降至40%左右。

（2）在進水海水比例為30%情況下，進水COD負荷維持在12.6～18.9 g/（m2·d）范圍內，可使紅樹林人工濕地達到較高的運行效率，其對對COD的去除率穩(wěn)定在70%左右。

[1]崔有為,彭永臻,李 晶.鹽度抑制下的MUCT處理效能及其微生物種群變化[J].環(huán)境科學,2009,30(2):487-492.

[2]張雨山,王 靜,蔣立東,等.利用海水沖廁對城市污水處理的影響研究[J].中國給水排水,1999,15(9):4-6.

[3]VYRIDES I,STUCKEY D C.Saline sewage treatment using a submerged anaerobic membrane reactor(SAMBR):Effects of activated carbon addition and biogas-sparging time[J].Water Research,2009,43(4):933-942.

[4]XIONG J,GUO G,MAHMOOD Q,et al.Nitrogen removal from secondary effluent by using integrated constructed wetland system[J].Ecological Engineering,2011,37(4):659-662.

[5]MALTAIS-LANDRY G,MARANGER R,BRISSON J,et al.Nitrogen transformations and retention in planted and artificially aerated constructed wetlands[J].Water Research,2009,43(2):535-545.

[6]PANT H K,REDDY K R,LEMON E.Phosphorus retention capacity of root bed media of sub-surface flow constructed wetlands[J].Ecological Engineering,2001,17(4):345-355.

[7]DUNNE E J,CULLETON N,O'DONOVAN G,et al.Phosphorus retention and sorption by constructed wetland soils in Southeast Ireland[J].Water Research,2005,39(18):4 355-4 362.

[8]張金生,袁興中,曾光明,等.外循環(huán)三相流化床-人工濕地系統(tǒng)處理滲濾液可行性研究[J].環(huán)境科學,2009,30(11):3 371-3 376.

[9]楊長明,馬 銳,山城幸,等.組合人工濕地對城鎮(zhèn)污水處理廠尾水中有機物的去除特征研究[J].環(huán)境科學學報,2010,30(9):1 804-1 810.

[10]YANG Q,TAM N F Y,WONG Y S,et al.Potential use of mangroves as constructed wetland for municipal sewage treatment in Futian,Shenzhen,China[J].Marine Pollution Bulletin,2008,57(6/12):735-743.

[11]SCHOLZ M,XU J.Performance comparison of experimental constructed wetlands with different filter media and macrophytes treating industrial wastewater contaminated with lead and copper[J].Bioresource Technology,2002,83(2):71-79.

[12]KLOMJEK P,NITISORAVUT S.Constructed treatment wetland:a study of eight plant species under saline conditions[J].Chemosphere,2005,58(5):585-593.

[13]國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法[M].第4版.北京:中國環(huán)境科學出版社,2002.