黃勇強，趙文亮，李武舉

(江蘇大學 環(huán)境與安全工程學院，江蘇 鎮(zhèn)江 212013)

初期雨水徑流尤其是路面雨水徑流的污染物濃度較高，Sansalone等對路面徑流的研究結果表明，初期20%徑流中的污染負荷占整場降雨污染的80%[1].目前在國家大力推行海綿城市建設的背景下，低影響開發(fā)措施成為解決雨水徑流污染的新措施[2].生物滯留系統(tǒng)是一種利用植物和土壤過濾、滯留、滲透雨水特性的雨水管理設施.生物滯留池是生物滯留系統(tǒng)的一種，通過植物、土壤和微生物系統(tǒng)滯蓄、凈化雨水徑流的設施，分為簡易型和復雜型，一般由植物層、蓄水層、覆蓋層、土壤層、過濾層構成.復雜型生物滯留池對污染物的去除效果良好，可以有效控制雨水中的污染物.國內對生物滯留池的研究尚未形成體系，對內部機理的研究不夠深入.生物滯留池對氮磷污染物的去除不夠穩(wěn)定，目前關于生物滯留技術的研究主要集中在新型滯留介質的研發(fā)、污染物的凈化機理、設計參數(shù)和構造的優(yōu)化等方面[3].本研究通過一種廊道生物滯留池結構與傳統(tǒng)結構在不同水力負荷和不同干旱期下污染物處理效果的對比分析探討廊道式結構的優(yōu)勢.該廊道結構通過在內部設置廊道結構提高了雨水徑流的滲流路徑并提高水力停留時間，使污染物與填料的接觸體積和接觸時間提升，并且廊道結構使內部形成好氧區(qū)和缺氧區(qū)，使微生物的脫氮除磷能力提高.

1 生物滯留池氮磷污染物凈化機理

1.1 氮去除機理

初期雨水徑流中的氮類污染物主要是以NH3-N、含氮有機物和硝態(tài)氮的形式存在.生物滯留池對氮的去除主要包括物理、化學和生物去除等幾方面的共同作用.物理機理包括氨氮的沉積、揮發(fā)等；化學機理主要是吸附；生物機理包括微生物作用、植物對氨氮的吸收利用等[4].

1.2 磷去除機理

城市徑流中的磷按物理形態(tài)可分為顆粒態(tài)磷和溶解態(tài)磷.生物滯留池對于磷的去除，主要通過種植土層和填料層的滲透、過濾、吸附、離子之間的交換、植物的吸收作用以及聚磷菌的攝取等方式[5].其去除原理主要有:滯留池內填料的物理化學作用，種植土層中微生物和植物對磷的吸收固定作用[6]等.有研究表明，填料性能特別是填料的化學吸附特性是決定生物滯留池除磷效果的最主要因素[7].

2 裝置與試驗

2.1 裝置設計

本裝置采用長方體結構，主體為PP板制作而成，長寬高為1m×0.4m×1m，底部設置排水管，廊道式生物滯留池從上到下依次為200mm的種植土層、150mm的填料層1、150mm的填料層2、150mm的填料層3、150mm的礫石排水層，廊道結構內部采用塑料膜設置隔層，分別在種植土層與填料層1，填料層1與填料層2，填料層2與填料層3，填料層3與礫石排水層之間鋪設塑料膜，塑料膜與PP板用防水膠密封并固定，使進水在主體結構內按照廊道結構流動.

結構如圖所示1.填料層1由體積比5%粒徑1～3mm的沸石、10%粒徑2～4mm的麥飯石、85%河沙混合而成.沸石與麥飯石組合參考了周棟等[9]的研究強化污染物的去除.填料層2根據(jù)潘國艷等[8]的研究選用由體積比5%粒徑0.4～0.8mm的石英砂、5%粉煤灰、90%的河砂混合而成.填料層3由體積比5%粒徑1～2mm的石英砂、5%的木屑、90%的河沙混合而成.種植土層選用江蘇大學環(huán)境學院樓下花園土壤.礫石排水層選用從工地上獲取的鵝卵石與礫石混合而成.另外Read等[10]、Milandri等[11]以及Lucas等[12]的研究結果都證明植物的存在有利于污染物的去除.本實驗不設置植物，可認為是在惡劣環(huán)境下的實驗.傳統(tǒng)結構內部不設置廊道，填料層同樣采用同廊道結構相同的填料并把3層填料看做一整個填料層，結構如圖2所示.

2.2 雨水配制

2.2.1 雨水水質

使用“天然”雨水(如雨水從排水管內收集)難以保持濃度和特征的一致性.人工配水模擬的半合成雨水(如使用實驗室化學藥品調配)不僅容易獲得，并且能更好的保證實驗初始時各項污染物濃度的一致性[13].

本實驗參考鎮(zhèn)江市路面雨水徑流水質特點制備的半合成雨水主要指標為:添加200mg/L葡萄糖模擬化學需氧量(COD)，添加2mg/L磷酸二氫鉀模擬TP，添加4mg/L的氯化銨模擬NH3-N.

2.2.2 雨水流量設計

本實驗選用降雨重現(xiàn)期1a、2a、5a降雨歷時60min對應的暴雨強度計算雨水流量.暴雨強度參考南京市暴雨強度公式:

Q=ψqF，

(1)

式中:Q為雨水設計流量，單位為L/s；ψ為流量徑流系數(shù)，本實驗流量徑流系數(shù)定為0.85；q為設計暴雨強度，單位為L/(s·hm2)；F為匯水面積，單位為hm2.根據(jù)相關學者[14]研究選用初期雨水棄流量為5mm，對應的初期雨水總量為本實驗的進水總量.在海綿城市建設技術指南中，對生物滯留池的設施面積進行了規(guī)定，指南中認為滯留池的布置不宜過于集中，且滯留池的規(guī)模不宜過大，同時認為5%～10%是比較合適的生物滯留池面積與匯水面面積的比值[15].本實驗生物滯留池表面積為0.4m2，表面積占初期雨水匯水面積的10%，對應匯水區(qū)總面積為4m2.綜上各時期雨水量為:

Q總=5mm×4m3=20L，

(2)

Q1a=0.85×109.748×4×0.0001=0.037L/S，

(3)

Q2a=0.85×137.390×4×0.0001=0.047L/S，

(4)

Q5a=0.85×173.932×4×0.0001=0.059L/S.

(5)

2.3 取樣與監(jiān)測

模擬雨水采用每隔2d進一次水，通過接種富含微生物的污水來掛膜，待出水穩(wěn)定后開始正式實驗取樣.進水采用不同流量的潛水泵進水，在出水時間為5min、15min、30min取樣，取樣瓶為100mL的聚乙烯瓶.

不同進水強度對比實驗通過模擬3種降雨重現(xiàn)期，分別在3種重現(xiàn)期下每隔2d進行1次實驗，連續(xù)進行4次實驗，最后對4次實驗結果取平均值.

不同干旱期出水效果比較實驗通過每2d一次試驗流程，出水穩(wěn)定后分別停止配水10d、20d、30d后2種裝置出水效果比較，實驗過程進水強度選用2a降雨重現(xiàn)期下的進水強度.

2.4 水質測試

徑流雨水中污染物主要是懸浮物、有機污染物和氮、磷等營養(yǎng)元素，本試驗以化學需氧量(COD)、總磷(TP)和氨氮(NH3-N)作為測定指標并進行分析.COD用重鉻酸鹽氧化法測定.NH3-N是水中的營養(yǎng)物質，可引起水體富營養(yǎng)化.它是水中主要的耗氧污染物.用納氏試劑分光光度法測定NH3-N的濃度.TP是評價水體富營養(yǎng)化污染程度的主要因素.測定方法為:過硫酸鉀在121℃下消解30min后，用紫外-可見分光光度法測定TP濃度.

3 試驗結果分析

3.1 不同進水強度分析

3.1.1 COD變化

2種生物滯留池在不同進水強度下對模擬徑流雨水的COD處理效果如圖3見第764頁所示.

在1a降雨重現(xiàn)期下，廊道式生物滯留池的出水COD平均處理效率分別為92.3%和90.6%.在2a重現(xiàn)期下廊道式生物滯留池與傳統(tǒng)生物滯留池出水COD平均處理效率為83.1%和76.1%.而在5a重現(xiàn)期下平均去除率為78.1%和71.4%.3種重現(xiàn)期下2種生物滯留池去除率變化較大，產(chǎn)生變化的原因在于隨著進水強度增大水力停留時間變短，雨水在滯留池內的反應時間變短出水濃度提高.而廊道式結構比傳統(tǒng)結構有更長的水力停留時間.在5a降雨重現(xiàn)期下，進水強度較高，傳統(tǒng)結構來不及處理COD就已經(jīng)出水，而廊道式結構可以保持COD與填料和微生物有較長的接觸和反應時間，出水效果較好.在2a重現(xiàn)期下，進水強度中等，傳統(tǒng)結構也可以保持一定的水力停留時間，但是廊道式結構的水力停留時間更長處理效果更好.而在1a重現(xiàn)期進水強度下，2種結構都已經(jīng)有較長的水力停留時間，2種結構都已經(jīng)得到較高的處理效果，出水濃度相差不大.在3種降雨重現(xiàn)期下，去除率波動性不同，傳統(tǒng)結構波動性比改進結構較大而在2a降雨重現(xiàn)期下，2種滯留池波動性都較大.

3.1.2 NH3-N濃度變化

2種生物滯留池在不同進水強度下對模擬徑流雨水的NH3-N處理效果如圖4見第764頁所示.

在1a降雨重現(xiàn)期下，廊道式生物滯留池和傳統(tǒng)生物滯留池的NH3-N平均去除率分別為96.1%和90.2%.在2a重現(xiàn)期平均去除率分別為95.9%和92.5%.而在5a重現(xiàn)期下，平均去除率為93.7%和94.1%，傳統(tǒng)生物滯留池處理效果比1a和2a時有明顯提高.5a重現(xiàn)期下廊道式生物滯留池出水濃度變高且波動性變大，產(chǎn)生變化的原因在于水力停留時間變短，與微生物和填料的接觸時間變短.傳統(tǒng)結構在5a降雨重現(xiàn)期下出水濃度降低的原因由于進水強度高，模擬雨水在滯留池上部由于進水速度大于滲透速度，產(chǎn)生了滯留雨水使雨水能夠漫流到整個滯留池內，充分利用滯留池內的填料吸附和微生物降解作用，而1a和2a由于進水速度略等于或小于滲透速度，所以滯留池內的雨水在有限范圍內滲流，不能充分利用整個池體.廊道式生物滯留池由于廊道結構能夠充分利用整個池體的填料，所以在不同進水強度下出水變化不大，而在5a下，由于水力停留時間變短，進水沖刷作用增強，所以出水濃度產(chǎn)生一定的波動.

3.1.3 TP濃度變化

2種生物滯留池在不同進水強度下對模擬徑流雨水的TP處理效果如圖5所示，在1a降雨重現(xiàn)期下，廊道式生物滯留池和傳統(tǒng)滯留池平均去除率為89.7%和85.7%.在2a降雨重現(xiàn)期下，廊道式生物滯留池的TP去除率略低于傳統(tǒng)結構，平均處理效率為86.5%和87.1%.而在5a重現(xiàn)期下，廊道式結構去除率明顯低于傳統(tǒng)結構，平均處理效率為69.8%和86.6%.產(chǎn)生變化的原因在于，廊道式結構比傳統(tǒng)結構有更長的水力停留時間，在5a降雨重現(xiàn)期下，進水強度較高，并且由于廊道結構水力停留時間比傳統(tǒng)結構長，出水濃度更受填料的解析性質影響，對填料的沖刷作用增強使填料上吸附的TP解析.在1a、2a進水強度下，沖刷力較小，填料的解析率較低.并且由于廊道結構有更長的水力停留時間和與填料更大的接觸體積使廊道結構在進水強度較低條件下去除率較高.3種降雨重現(xiàn)期下廊道結構的去除率波動性都明顯高于傳統(tǒng)結構.

3.2 不同干旱期結果分析

3.2.1 COD變化

在5d、10d、20d、30d干旱期后，2種生物滯留池對COD的處理效果變化情況如圖6所示.

在4d到10d里經(jīng)歷5d干旱期后，廊道式生物滯留池對COD的處理效果有較小的降低，干旱期前后處理效率由77.5%變?yōu)?5.3%，降低2.2%.傳統(tǒng)生物滯留池處理效果變好，干旱期前后處理效率由74.5%變?yōu)?9%，增加4.5%.而在干旱期結束后進水，廊道結構能夠恢復到原來的處理效果并且波動性不大，而傳統(tǒng)結構在自身波動性較大的情況下出水不穩(wěn)定.說明在5d干旱期下，傳統(tǒng)結構比改進結構處理效果受到影響更低，但是恢復進水后波動性相對較大.

在13d到24d里經(jīng)歷10d干旱期后，廊道式生物滯留池的處理效果大大降低，出水COD處理效率下降較大，干旱期前后為85.5%和64.4%，減少21.2%.而傳統(tǒng)結構的處理效果卻有了一定的提高，干旱期前后處理率為76.5%和85.2%，增大8.7%.

在36d到57d里經(jīng)歷了20d干旱期后，2種生物滯留池出水濃度都提高，廊道式生物滯留池的變化幅度較大，干旱期前后處理效率為97.0%和65.0%降低32%.在恢復進水后，廊道式結構處理效果能夠迅速恢復.傳統(tǒng)結構干旱期前后處理效率為90.5%和83.0%，降低7.5%.恢復進水后處理效果恢復但依然有較大的波動性.

在66d到97d里經(jīng)歷30d干旱期后，2種生物滯留池出水濃度都較高，在恢復進水后，都能迅速恢復處理能力但處理效果比干旱期之前有較大的差距，廊道結構干旱期前后處理效率為95.3%和53.0%,降低42.3%.傳統(tǒng)結構干旱期前后處理效率為73.5%和39.5%，降低34%.2種結構經(jīng)歷30d干旱期后，隨著數(shù)次進水，恢復能力緩慢提高并且伴隨較大的波動性，在多次進水后也很難達到之前的處理效果.這說明30d干旱期對2種結構破壞性都較大，尤其是傳統(tǒng)結構.

由此可見在5d、10d、20d干旱期后，傳統(tǒng)結構出水COD濃度更低，廊道式結構恢復處理能力更好且出水波動性較低出水更穩(wěn)定.而30d干旱期對2種結構影響都巨大，尤其是傳統(tǒng)結構.

3.2.2 NH3-N濃度變化

在5d、10d、20d、30d干旱期后，2種生物滯留池對NH3-N的處理效果變化情況如圖7見第766頁所示.

在4d到10d里經(jīng)歷5d干旱期后，廊道結構干旱期前后處理效率為94.1%和92.2%，降低1.9%.傳統(tǒng)結構干旱期前后出水濃度為94.3%和92.0%，降低2.3%.傳統(tǒng)結構在恢復進水后處理效果更好.這說明5d干旱期對2種生物滯留池的影響均不大.

在13d到24d里經(jīng)歷10d干旱期后，廊道式生物滯留池的處理效果大大降低，干旱期前后處理效率為95.2%和83.7%，降低11.5%.而傳統(tǒng)結構的處理效果下降較少干旱前后處理效率為96.8%和95.3%，降低1.5%.

在36d到57d里經(jīng)歷20d干旱期后，2種生物滯留池的NH3-N削減能力都大幅度下降，廊道式生物滯留池的影響相對較小，并且在恢復進水后能更迅速的達到原來的處理能力.廊道式結構干旱期前后處理效率為96.9%和88.4%，降低8.5%.傳統(tǒng)結構干旱期前后處理效率為92.5%和84.7%，降低7.8%.

在66d到97d里經(jīng)歷30d干旱期后，2種生物滯留池出水濃度均變高，廊道式生物滯留池的出水濃度比傳統(tǒng)較低且恢復能力更強.廊道式生物滯留池干旱期前后處理效率為97.2%和90.6%，降低6.6%.傳統(tǒng)生物滯留池干旱期前后處理效率為96.4%和89.4%，降低7%.

干濕交替不會影響生物滯留池對雨水徑流中磷的去除，而在經(jīng)過一段干燥期后，出水中溶解態(tài)氮的濃度上升很多，因此干旱時間也影響著生物滯留池對氮的去除[16].在5d、20d、30d干旱期下，廊道式生物滯留池受到的影響更小.在10d干旱期下，傳統(tǒng)結構表現(xiàn)更好.

3.2.3 TP濃度變化

在5d、10d、20d、30d干旱期后，2種生物滯留池對TP的處理效果變化情況如圖8所示.

在4d到10d里經(jīng)歷5d干旱期后，TP的濃度均有一定的上升，廊道結構干旱期前后處理率為94.0%和88.3%，降低5.7%.傳統(tǒng)結構為87.5%和86.0%，降低1.5%.恢復進水后廊道式生物滯留池對TP的處理能力更好.

在13d到24d里經(jīng)歷10d干旱期后，廊道式生物滯留池的出水TP濃度明顯增大，處理效率由92.5%變?yōu)?4.0%，降低8.5%.而傳統(tǒng)結構變化不大，處理效率由90.8變?yōu)?9.7%，降低1.1%.說明在傳統(tǒng)滯留池內TP的去除主要依靠填料的吸附作用，微生物作用不明顯.所以在干旱期后填料吸附依然能夠達到較好的去除率.而廊道式結構由于水力停留時間長，填料的解析較多，出水TP濃度變高.

在36d到57d里經(jīng)歷20d干旱期后，2種生物滯留池出水都有一定的降低，廊道式生物滯留池的TP出水濃度更低，處理效率更高，干旱期前后處理效率為90.0%和93.8%，增高3.8%.而傳統(tǒng)結構處理效率由87.2%變?yōu)?1.2%，降低4%.這說明20d干旱期對TP的去除并沒有明顯影響，2種生物滯留池的出水濃度在各自波動范圍內.由于廊道結構滯留池微生物數(shù)量在運行了一段時間后增加了很多，在抵御不利條件的能力提高，使出水濃度保持穩(wěn)定.

在66d到97d里經(jīng)歷30d干旱期后，2種生物滯留池出水濃度都大大增高，廊道式生物滯留池出水濃度相對較低，干旱期前后處理效率為92.7%和84.3%，降低8.4%.并且在恢復進水后廊道式生物滯留池恢復處理能力更強，處理效果更好.傳統(tǒng)生物滯留池干旱期前后處理效率為86.7%和81.0%，降低5.7%.30d干旱期使2種滯留池微生物存活率大幅度下降，大量生物膜死亡脫落使出水TP濃度增高.

在整個滯留池運行期間內，2種生物滯留池的出水濃度都在一定范圍內波動，受干旱期影響較其他幾種污染物更小、恢復能力更強.這說明TP的去除更依靠填料的吸附性能，微生物的作用并不明顯.

4 結 論

1) 廊道式生物滯留池在COD的處理效果比傳統(tǒng)生物滯留池在1a重現(xiàn)期高1.7%、2a高7%、5a高6.7%.在5d、10d、20d干旱期后，傳統(tǒng)結構出水COD濃度更低，廊道式結構恢復處理能力更好且出水波動性較低出水更穩(wěn)定.而30d干旱期對2種結構影響都巨大，尤其是傳統(tǒng)結構.

2) 廊道式生物滯留池在氨氮的處理效果比傳統(tǒng)生物滯留池在1a重現(xiàn)期高5.9%、2a高3.4%、5a低0.4%.在5d、20d、30d干旱期下，廊道式生物滯留池受到的影響更小.在10d干旱期下，傳統(tǒng)結構表現(xiàn)更好.在處理NH3-N方面，廊道式生物滯留池比傳統(tǒng)結構更適應干旱期的變化，并且在整個干濕交替期表現(xiàn)更好.

3) 廊道式生物滯留池在TP的處理效果比傳統(tǒng)生物滯留池在1a重現(xiàn)期高4%、2a低0.6%、5a低16.8%.在5d、10d、30d干旱期下，廊道式生物滯留池受到的影響更大處理效果降低更多.在20d干旱期下，廊道式結構幾乎不受影響.在整個干濕交替期，廊道式結構處理效果更好，更穩(wěn)定.