趙 凡，王洪浩，李京玲，賈亞敏

（太原理工大學(xué)水利科學(xué)與工程學(xué)院，太原 030024）

0 引 言

隨著我國(guó)城市化建設(shè)進(jìn)程的加快，不透水下墊面快速增加，由此引發(fā)的城市內(nèi)澇以及面源污染問題給城市建設(shè)帶來嚴(yán)峻的考驗(yàn)[1]。由于徑流系數(shù)的增大，氣候變化及極端天氣導(dǎo)致的降雨頻率增大與降雨強(qiáng)度增加，直接導(dǎo)致了徑流控制率降低、內(nèi)澇災(zāi)害頻發(fā)[2]。雨水徑流尤其是初期雨水徑流污染嚴(yán)重，是面源污染的主要來源之一[3]。針對(duì)城市雨洪和雨水污染的問題，2012年，我國(guó)首次提出了海綿城市的概念。生物滯留技術(shù)作為我國(guó)目前建設(shè)海綿城市常用的技術(shù)之一[4]，對(duì)減少?gòu)搅?，控制洪峰和改善水質(zhì)具有良好的作用[5]。

雨水徑流中由于污染物種類多，污染嚴(yán)重，因此高效去除污染物成為海綿城市雨洪管理的熱點(diǎn)研究?jī)?nèi)容之一。有研究表明，雨水徑流中的氮素去除難，去除效率不穩(wěn)定甚至存在負(fù)去除率[6,7]。唐雙成[8]對(duì)黃土地區(qū)處理路面徑流的雨水花園進(jìn)行觀測(cè)，發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)對(duì)溶解態(tài)的氮幾乎沒有去除能力，對(duì)顆粒態(tài)氮去除效果較好，因此在氮素去除方面需要關(guān)注溶解態(tài)氮的去除。XIONG 等[9]對(duì)50%建筑廢料+50%黃土、50%沙+50%黃土、45%沙+10%木屑+45%黃土3種填料進(jìn)行試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，系統(tǒng)對(duì)銨態(tài)氮的去除率都較高，對(duì)硝態(tài)氮的去除率較差。系統(tǒng)去除硝態(tài)氮的主要途徑是微生物反硝化作用，但反硝化對(duì)環(huán)境要求嚴(yán)苛，因此如何在生物滯留系統(tǒng)中創(chuàng)造反硝化所需的厭氧環(huán)境成為硝態(tài)氮去除的關(guān)鍵。KIM 等[10]在小試裝置中通過提升出流管來創(chuàng)造一個(gè)內(nèi)部淹沒區(qū)，用以強(qiáng)化反硝化作用。但也有研究表明，在生物滯留系統(tǒng)底部設(shè)置淹沒區(qū)并不能顯著提高對(duì)徑流中氮的去除效果[11]。因此淹沒區(qū)的設(shè)置對(duì)氮素去除的有效性還需根據(jù)具體條件（填料、雨量、污染物濃度等）進(jìn)行試驗(yàn)分析。雨水花園能夠有效蓄滲雨水徑流，但長(zhǎng)期運(yùn)行時(shí)雨水徑流中攜帶的固體懸浮物主要被介質(zhì)表層10～15 cm 的土壤介質(zhì)吸附，可能會(huì)導(dǎo)致雨水生物滯留系統(tǒng)入滲性能降低[12]。

山西作為半干旱區(qū)，與其他地區(qū)降雨、氣候條件存在差異，可能會(huì)影響介質(zhì)中氮素的去除和遷移轉(zhuǎn)化[13]；同時(shí)，不同地區(qū)土壤條件不同，填料介質(zhì)存在差異，由于氮素轉(zhuǎn)化的復(fù)雜性和去除的不穩(wěn)定性，進(jìn)而會(huì)影響填料中污染物的去除。

因此為因地制宜地構(gòu)建海綿城市，高效穩(wěn)定地去除氮素以及尋求最佳淹沒高度，根據(jù)太原市降水及雨水徑流污染特性，采用太原本地黃土和河沙作為復(fù)合填料開展室內(nèi)土柱物理模型試驗(yàn)，研究運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)和淹沒高度對(duì)雨水生物滯留系統(tǒng)污染物去除的影響。研究成果對(duì)北方地區(qū)雨水徑流污染物的穩(wěn)定去除，進(jìn)一步推廣應(yīng)用雨水生物滯留系統(tǒng)和實(shí)現(xiàn)我國(guó)海綿城市美好愿景具有重要的理論和現(xiàn)實(shí)意義。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)采用自行設(shè)計(jì)搭建的系列試驗(yàn)雨水生物滯留系統(tǒng)（如圖1所示）。柱體為DN200的有機(jī)玻璃管，自上而下依次為150 mm 積水層，400 mm 填料層，200 mm 過渡層和200 mm 排水層，底部向上伸出彎折管抬升出水高度用以形成淹沒區(qū)。

填料層為黃土（粒徑≤2 mm）及河沙（粒徑為1～2 mm）按6∶4（體積比）混合而成的復(fù)合填料。此外，過渡層填充2～4 mm石英砂，排水層填充4～6 mm石英砂，在填料層與過渡層、過渡層與排水層之間放置透水土工布以防止材料泄露。所有材料裝入有機(jī)玻璃柱后，采用分層裝填的方式進(jìn)行填充。

1.2 試驗(yàn)方案

（1）雨水徑流負(fù)荷。試驗(yàn)的進(jìn)水流量由太原市暴雨公式[14]計(jì)算得出。根據(jù)《海綿城市建設(shè)技術(shù)指南》[4]的建議，取徑流系數(shù)φ為0.91；試驗(yàn)選擇暴雨重現(xiàn)期為2 a，降雨歷時(shí)為60 min；生物滯留面積占匯流面積的10%[15]。計(jì)算可得60 min 內(nèi)產(chǎn)生的模擬降雨量為23.43 mm，生物滯留系統(tǒng)每次需注入7.362 L的合成徑流。

（2）雨水徑流水質(zhì)。雨水徑流水質(zhì)的設(shè)計(jì)主要參考太原市的雨水徑流水質(zhì)[16]和我國(guó)中部城市雨水徑流污染物濃度狀況[17-19]，試驗(yàn)?zāi)M徑流水質(zhì)如表1所示。

表1 模擬雨水徑流水質(zhì)Tab.1 Simulated rainwater runoff water quality

（3）試驗(yàn)方案。第1 組試驗(yàn)設(shè)置系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)分別為6、12、18、24、30 d，根據(jù)太原市51 a降雨資料得出，一年之中7月份的平均降雨量最大，為109.3 mm，因此選擇7月份為代表月份[20]，根據(jù)研究區(qū)域內(nèi)（太原市）代表月降雨量的歷史統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)進(jìn)行月內(nèi)平均分布，由于一次模擬徑流雨量為23.43 mm，由此可得生物滯留系統(tǒng)土柱約每月處理5 次降雨，因此在30 d內(nèi)對(duì)系統(tǒng)設(shè)置5次降雨，每次降雨結(jié)束后的間隔時(shí)間為5 d，模擬雨水徑流流量為122.70 mL/min，降雨歷時(shí)為60 min。第2 組試驗(yàn)設(shè)置淹沒高度分別為0、250、500 mm，運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)分別為6、12 d，模擬雨水徑流流量與降雨歷時(shí)同上。

1.3 測(cè)定指標(biāo)及方法

（1）試驗(yàn)中采用常水頭法測(cè)定雨水生物滯留系統(tǒng)的滲透系數(shù)[21]，采用沉降法測(cè)定填料的機(jī)械組成[22]。

（2）徑流總量控制率使用公式如下：

式中：Rv為徑流總量控制率，%；Vin為進(jìn)水體積，L；Vout為出水體積，L。

（3）雨水徑流污染物濃度去除率的計(jì)算公式如下[16]：

式中：Rc為污染物濃度去除率，%；EMCin為進(jìn)水污染物平均濃度，mg/L；EMCout為出水污染物平均濃度，mg/L；M為整個(gè)過程中某種污染物的總含量，mg；V為相對(duì)應(yīng)的總流量，L；T為總的徑流時(shí)間，s；Qt為單位時(shí)間流量，L/s；Ct為隨時(shí)間變化的污染物質(zhì)量濃度，mg/L；Δti為時(shí)間間隔，s；Qi為Δti內(nèi)的流量，L/s；Ci為Δti內(nèi)污染物的平均濃度，mg/L。

（4）水質(zhì)分析指標(biāo)及方法見表2。

表2 污染物指標(biāo)及測(cè)定方法Tab.2 Pollutant indicators and measurement methods

2 結(jié)果與分析

2.1 運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)對(duì)雨水生物滯留系統(tǒng)氮素去除的影響

2.1.1 運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)對(duì)雨水生物滯留系統(tǒng)徑流總量的影響

表3為不同運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)下雨水生物滯留系統(tǒng)的徑流總量控制效果。系統(tǒng)可大幅度削減徑流，平均徑流總量控制率為93.83%。30 d 內(nèi)，隨著系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)的增加，溢流開始時(shí)間隨之增加，即降雨過程中溢流時(shí)間逐漸變短，從開始的9 min降低到3 min。徑流總量控制率隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加逐漸增大，30 d內(nèi)增加了7.81個(gè)百分點(diǎn)。系統(tǒng)的下滲率同樣隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加逐漸增大，從開始的0.49 mm/min 增加到試驗(yàn)結(jié)束后的0.82 mm/min，系統(tǒng)滲透系數(shù)從0.44 mm/min 增加到0.98 mm/min。系統(tǒng)滲透性能提高可能是由于系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)，填料中的細(xì)顆粒物質(zhì)隨著雨水徑流向下移動(dòng)但無法透過透水土工布，因此這些細(xì)顆粒物質(zhì)停留在透水土工布表面，形成一種上部間隙較大，下部間隙較小的結(jié)構(gòu)，有利于徑流的下滲[23]。滲透性能的提高，增加了系統(tǒng)的入滲率，最終縮短雨水徑流到達(dá)系統(tǒng)底部排水管的時(shí)間，同時(shí)使溢流時(shí)間縮短，徑流控制率增加。

表3 不同運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)雨水生物滯留系統(tǒng)徑流總量控制Tab.3 Total runoff control of stormwater bioretention system in different operating time

將上述溢流雨水徑流與試驗(yàn)匯集雨水相比，相當(dāng)于將系統(tǒng)控制的匯水面積的徑流系數(shù)從0.91降低到0.06，此數(shù)值遠(yuǎn)低于開發(fā)前裸地0.15 左右的徑流系數(shù)[4]。太原市位于Ⅱ區(qū)[4]，93.83%的徑流總量控制率也能夠達(dá)到要求的80%以上的徑流總量控制率。

2.1.2 運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)對(duì)雨水生物滯留系統(tǒng)顆粒組成的影響

圖2為運(yùn)行30 d 結(jié)束后填料層不同深度粒度分布的變化。由圖2可知，運(yùn)行30 d后，系統(tǒng)中細(xì)砂粒和粉粒含量隨填料深度增加變化較小，變化幅度均在1%以內(nèi)；粗砂粒在表層（50 mm 處）含量最高，為48.19%，中部（250 mm 處）含量最低，為45.90%；黏粒在表層含量最低，為8.55%，中部含量最高，為11.16%。

圖2 運(yùn)行結(jié)束后填料層不同深度粒度分布的變化Fig.2 Change of particle size distribution at different depths of the filler layer after operation

填料層不同高度粒度分布不同，原因可能是雨水徑流到達(dá)填料中部時(shí)的下滲速率小于從表層向中部下滲的速率，因此表層更多的黏粒隨雨水徑流遷移到填料中部。粉粒和細(xì)砂粒的含量隨深度變化不大。粗砂變化明顯，表層粗砂含量最高，原因是部分黏粒向下運(yùn)動(dòng)，使粗砂占比增大，而中部粗砂含量最低，是黏粒含量增多引起的。因此，在系統(tǒng)的運(yùn)行過程中，向下移動(dòng)顆粒的主要是黏粒，系統(tǒng)滲透性能的提高，也可能與粒徑遷移有關(guān)。

2.1.3 運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)對(duì)雨水生物滯留系統(tǒng)氮素去除的影響

圖3為在不同運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)下雨水生物滯留系統(tǒng)對(duì)污染物去除率的變化。由圖3可知，30 d 內(nèi)，NH4+-N 的去除率較高且隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加變化較小，平均去除率為93.60%，去除率均在90%以上。系統(tǒng)對(duì)NH4+-N 去除率較高，原因可能有2 方面：一方面，系統(tǒng)填料中使用了60%體積的黃土，由于土壤膠體帶負(fù)電，因此能夠通過吸附作用去除NH4+-N；另一方面，填料中添加了40%體積的沙，改善了填料的通透性，并且在雨水徑流下滲時(shí)，易于打破原有的厭氧環(huán)境，有利于發(fā)生硝化反應(yīng)，從而提高對(duì)NH4+-N的去除率。

圖3 不同運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)NH4+-N、NO3--N、TN和COD的去除率變化Fig.3 Changes in the removal rate of NH4+-N,NO3--N,TN and COD at different operating times

NO3--N 的去除率隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加先增加后趨于平穩(wěn)，變化范圍為42.11%～54.45%；TN 的去除率隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加而增加，變化范圍為56.66%～71.01%。系統(tǒng)對(duì)NO3--N 的去除率較低，僅在50%左右，原因可能有2方面：一方面，硝化反應(yīng)增加了NO3--N 的出水濃度；另一方面，由于填料的通透性較好以及雨水徑流的下滲，使得反硝化反應(yīng)所需的厭氧環(huán)境難以維持，因此NO3--N的去除效率較低。系統(tǒng)對(duì)TN去除率隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)而提高，可能是在系統(tǒng)運(yùn)行初期時(shí)存在著氮素的淋溶，使TN在初期時(shí)的去除率較低；同時(shí)，由于NH4+-N的去除效率較高且隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加變化幅度較小，因此TN 的去除率的提高主要是由于NO3--N去除率的提高。

COD 的去除率隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加先減小后趨于平穩(wěn)，變化范圍為59.56%～73.85%。COD 可以通過填料的過濾、截留和吸附去除，同時(shí)，雨水生物滯留系統(tǒng)經(jīng)過一定運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)實(shí)現(xiàn)厭氧、缺氧、好氧狀態(tài)以及形成適合硝化、反硝化微生物的生長(zhǎng)環(huán)境[24]，使COD的去除效率趨于穩(wěn)定。

2.2 淹沒高度對(duì)雨水生物滯留系統(tǒng)氮素去除的影響

圖4為不同淹沒高度系統(tǒng)對(duì)污染物去除率的影響。由圖4可知，NH4+-N 的去除率隨淹沒高度的增加變化較小，當(dāng)淹沒高度為500 mm 時(shí)平均去除率最高，為96.10%。淹沒高度的變化對(duì)NH4+-N的去除率無顯著性差異（P＞0.05）。

圖4 不同淹沒高度對(duì)NH4+-N、NO3--N、TN和COD的去除率影響Fig.4 The influence of different submerged height systems on the removal rate of NH4+-N,NO3--N,TN and COD

NO3--N 的去除率隨淹沒高度的增加而增加，淹沒高度為500 mm 時(shí)平均去除率最高，為85.48%。NO3--N 去除率隨淹沒高度增加顯著增加（P＜0.05），原因可能是淹沒區(qū)的設(shè)置能夠營(yíng)造厭氧區(qū)，增強(qiáng)反硝化反應(yīng)。

TN 的去除率在淹沒高度為250 mm 時(shí)的平均去除率最高，為85.93%，淹沒高度的變化對(duì)TN的去除率無顯著性差異（P＞0.05）。系統(tǒng)在淹沒高度為250 mm 時(shí)的TN 去除率最高，可能是由于在反硝化過程中硝酸鹽還原菌的反應(yīng)速率大于亞硝酸鹽還原菌的反應(yīng)速率，因此在系統(tǒng)中存在NO2--N 的積累。同時(shí)，在淹沒高度為250 mm 時(shí)NO3--N 的濃度高于淹沒高度為500 mm 時(shí)NO3--N 的濃度，而NO3--N 較高時(shí)可能會(huì)促進(jìn)厭氧氨氧化[25]，使NO2--N濃度降低，從而提高了TN的去除率。

COD 的去除率在淹沒高度為250 mm 時(shí)的平均去除率最高，為86.45%。淹沒高度的變化對(duì)COD 的去除率無顯著性差異（P＞0.05）。COD 的去除率在淹沒高度為250 mm 時(shí)最高，原因可能是設(shè)置淹沒高度能夠提高雨水徑流的水力停留時(shí)間，提高吸附作用的去除效果以及微生物的消耗，但淹沒高度的增加還會(huì)使溶解氧降低，反而會(huì)降低系統(tǒng)對(duì)COD的去除率。

3 結(jié) 論

（1）30 d內(nèi)，雨水生物滯留系統(tǒng)的徑流總量控制率和滲透系數(shù)隨運(yùn)行時(shí)長(zhǎng)增加而增加，變化范圍分別為87.98%～95.79%和0.44～0.98 mm/min。

（2）系統(tǒng)填料中的黏粒隨系統(tǒng)運(yùn)行有向下移動(dòng)趨勢(shì)，在填料中部（250 mm）黏粒富集程度最高。

（3）30 d 內(nèi)，NH4+-N 去除率變化幅度較小，平均去除率高達(dá)93.60%；NO3--N 的去除率隨運(yùn)行天數(shù)增加先增加后趨于穩(wěn)定，平均去除率為50.99%；TN 的去除率隨運(yùn)行天數(shù)增加而增加，平均去除率為63.76%，COD 的去除率隨運(yùn)行天數(shù)增加先減小后趨于穩(wěn)定，平均去除率為65.28%。

（4）NH4+-N的去除率隨淹沒高度增加變化較??；而NO3--N、TN 和COD 的去除率隨淹沒區(qū)的設(shè)置出現(xiàn)不同程度的增加，淹沒高度提高到250 mm 時(shí)，TN 和COD 去除率最高；淹沒高度提高到500 mm 時(shí)，NO3--N 去除率最高。綜合考慮雨水生物系統(tǒng)對(duì)污染物的去除，推薦最佳淹沒高度為250 mm。