王 維，劉 臻，2，陳 垚，2，馮力柯，陳人瑜，鄭薪嶼

（1.重慶交通大學(xué)河海學(xué)院，重慶 400074；2.重慶交通大學(xué)環(huán)境水利工程重慶市工程實(shí)驗(yàn)室，重慶 400074）

0 引 言

降雨徑流過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量TP、NH3-N、COD 和TN 等污染物［1］；同時(shí)，老舊小區(qū)陽(yáng)臺(tái)洗衣廢水中含一定濃度的有機(jī)物、氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽等污染物，排入雨水管進(jìn)入水體也會(huì)加劇河道水質(zhì)污染［2-4］。生物滯留系統(tǒng)可通過(guò)土壤吸附固持、離子交換、植物吸收和微生物攝取等多重作用實(shí)現(xiàn)氮磷和有機(jī)物污染物的去除［5］。其中，微生物硝化反硝化作用是氮素永久去除的主要途徑。但是針對(duì)小區(qū)內(nèi)的生物滯留系統(tǒng)而言，其仍面臨非雨期間人為澆灌養(yǎng)護(hù)需求，以及老舊小區(qū)陽(yáng)臺(tái)洗衣廢水混排產(chǎn)生的污染問(wèn)題。課題組基于Deletic 教授研究團(tuán)隊(duì)將生物滯留系統(tǒng)在非雨期用于處理衛(wèi)生間淋浴和洗漱，以及廚房洗滌廢水的研究啟發(fā)［6-8］，提出了將生物滯留系統(tǒng)用于處理老舊小區(qū)陽(yáng)臺(tái)洗衣廢水的思路，形成雨-灰水雙模式運(yùn)行。但相關(guān)研究證實(shí)［9，10］，建筑小區(qū)路面、屋面雨水徑流，以及洗衣廢水可生化性較差，并含較高濃度的氮素。由此可推斷，生物滯留系統(tǒng)用于老舊小區(qū)以雨-灰水雙模式處理雨水徑流和陽(yáng)臺(tái)洗衣廢水時(shí)，勢(shì)必存在反硝化碳源不足的問(wèn)題，進(jìn)而難以滿足系統(tǒng)對(duì)氮去除的要求。同時(shí)，生物滯留系統(tǒng)通常采用工程級(jí)配介質(zhì)土作為填料，尤其是以低有機(jī)質(zhì)含量的工程級(jí)配細(xì)砂作為淹沒(méi)區(qū)的填料［11］，導(dǎo)致形成的反硝化區(qū)域因碳源不足而影響反硝化過(guò)程。顯然需要在淹沒(méi)區(qū)的填料中添加必要的固體碳源，以顯著提升系統(tǒng)對(duì)硝氮的去除率，提高除氮效果［12，13］。目前，通常采用纖維素固體廢物作為填料的外加碳源，但由于天然纖維素碳源種類(lèi)繁多，釋碳量和釋放速率各有不同，貿(mào)然添加反而會(huì)影響反硝化效果，甚至出現(xiàn)碳源的過(guò)度釋放引起有機(jī)物、氮、磷等污染物的淋洗現(xiàn)象［11］。為此，近年來(lái)相關(guān)學(xué)者紛紛提出優(yōu)選的纖維素固體反硝化碳源，旨在降解污染物的同時(shí)，不會(huì)產(chǎn)生二次污染的風(fēng)險(xiǎn)［15，16］。目前這些纖維素固體碳源常作為城市污水廠中的反硝化碳源濾料［17］，但是用于生物滯留系統(tǒng)中處理效果尚不明確。因此，篩選合適的纖維素碳源，并確定合理的添加比例，可有效促進(jìn)淹沒(méi)區(qū)的生物脫氮過(guò)程，提升雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)的除氮效果。

基于此，本研究選用木屑、椰殼、玉米渣、稻殼、小麥秸稈5種天然纖維素固體廢物作為研究對(duì)象，這5 種材料均具有較高的纖維素含量，纖維素降解菌可將纖維素轉(zhuǎn)化為反硝化菌可利用的碳源，使得反硝化反應(yīng)順利進(jìn)行。本研究目的在于探究不同纖維素固體碳源的釋碳量及其對(duì)反硝化的促進(jìn)能力，在此基礎(chǔ)上考察了不同添加量對(duì)系統(tǒng)除污性能的影響，以期為雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)的填料設(shè)計(jì)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料與裝置

研究選用木屑、椰殼、玉米渣、稻殼、小麥秸稈作為試驗(yàn)碳源，并采用內(nèi)徑為150 mm 的濾柱來(lái)模擬生物滯留系統(tǒng)。濾柱由200 mm 的蓄水層（有機(jī)玻璃材質(zhì)）和600 mm 的濾料層（PVC材質(zhì)）組成，如圖1 所示。濾料層自上而下分別為300 mm 種植層、200 mm 淹沒(méi)層和100 mm 排水層，其中，種植層選用由沙壤土（粒徑0.02～0.2 mm）、細(xì)砂（粒徑0.05～0.15 mm）和粉煤灰（粒徑0.1～0.5 mm）按29∶68∶3（重量比）混合而成的種植土，淹沒(méi)層選用細(xì)砂（粒徑0.25～0.5 mm）并按實(shí)驗(yàn)要求添加不同質(zhì)量比的固體碳源，而排水層的濾料則選用粒徑為3～6 mm 的礫石。每個(gè)濾柱的種植層各栽種3株長(zhǎng)勢(shì)一致且具有高效除污能力的風(fēng)車(chē)草（Cyperus alternifolius L.）［18］。

圖1 生物滯留系統(tǒng)裝置圖Fig.1 Schematic diagram of the column apparatus

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

（1）碳源篩選實(shí)驗(yàn)。分別將木屑（SA）、椰殼（CS）、玉米渣（CG）、稻殼（RH）及小麥秸稈（WS）等5種纖維素固體碳源按3%添加量加入500 mL 的帶塞錐形瓶?jī)?nèi)，并加入500 mL 模擬洗衣廢水（表1）。由于碳源篩選實(shí)驗(yàn)主要通過(guò)反硝化速率的對(duì)比分析來(lái)確定適合的碳源種類(lèi)，為此，將洗衣廢水中的氮素全部配置為N 形態(tài)，并將濃度放大10 倍，以確保實(shí)驗(yàn)結(jié)果更顯著。每個(gè)碳源試驗(yàn)組設(shè)3 個(gè)平行樣，并設(shè)置不添加任何碳源的3 個(gè)空白實(shí)驗(yàn)組（BK）。同時(shí)，為考察固體碳源的釋碳特性，將洗衣廢水更換為蒸餾水并重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)過(guò)程。實(shí)驗(yàn)中，分別于1、3、6、11、24、31、51、77、99、122 和146 h 進(jìn)行取樣檢測(cè)和COD指標(biāo)。

（2）碳源添加量實(shí)驗(yàn)。根據(jù)碳源篩選實(shí)驗(yàn)確定的固體碳源篩選結(jié)果，將其分別按0、3%、5%和7%的重量添加比與淹沒(méi)層填料均勻混合后裝填至圖1所示的濾柱內(nèi)。為避免雨水和洗衣廢水水質(zhì)高度變異產(chǎn)生的干擾，試驗(yàn)進(jìn)水采用人工配水。其中，雨水水質(zhì)主要參考課題組對(duì)重慶地區(qū)老舊小區(qū)屋面徑流污染物和陽(yáng)臺(tái)洗衣廢水污染物濃度調(diào)查結(jié)果，并利用雨水塘底泥、化學(xué)試劑和脫氯自來(lái)水進(jìn)行配置而成，如表1所示。

表1 試驗(yàn)水質(zhì)Tab.1 Water quality

植物栽培完畢后先用營(yíng)養(yǎng)液進(jìn)行一段時(shí)間的預(yù)培養(yǎng)，待植物存活后用脫氯自來(lái)水連續(xù)澆灌一段時(shí)間淋洗出填料介質(zhì)內(nèi)的本底污染物，以減少對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果的干擾。清水淋洗結(jié)束后，各濾柱每周按“周日和周一進(jìn)洗衣廢水，周二閑置；周三和周四進(jìn)雨水，周五和周六閑置”的進(jìn)水制度進(jìn)行運(yùn)行，且每周一和周四進(jìn)水結(jié)束后取樣進(jìn)行測(cè)試分析。其中，雨水進(jìn)水量為4.6 L，計(jì)算方法詳見(jiàn)文獻(xiàn)［19］。洗衣廢水進(jìn)水量主要參考Fowdar等［8］提出的研究方法進(jìn)行確定，本實(shí)驗(yàn)取3 L。

1.3 分析方法

采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法檢測(cè)水樣中的相關(guān)污染物指標(biāo)。生物滯留系統(tǒng)對(duì)污染物的去除率采用如下公式進(jìn)行計(jì)算：

式中：RL為污染物去除率，%；Cin和Cout分別為進(jìn)水和初始污染物濃度值，mg/L；Vin和Vout分別為進(jìn)水量和出水量，L。

同時(shí)，為避免平行樣檢測(cè)數(shù)據(jù)受極值影響而產(chǎn)生偏差，采用中位數(shù)進(jìn)行數(shù)據(jù)分析。

采用二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)纖維素固體碳源的釋碳過(guò)程進(jìn)行擬合，即：

式中：c為單位質(zhì)量碳源材料在t時(shí)刻的累計(jì)釋放量（以COD計(jì)），mg/（g·L）；cm為單位質(zhì)量碳源材料在水中的最大釋碳量，mg/（g·L）；k為常數(shù)，（h·g·L）/mg；t為時(shí)間，h。令K=1/k，則式（2）可轉(zhuǎn)化為：

式中：K為傳質(zhì)系數(shù)，可用于反映碳源釋放阻力，mg/（h·g·L），可根據(jù)下式進(jìn)行計(jì)算確定：

式中：t1/2為碳源釋放至最大濃度一半時(shí)的所需時(shí)間，h。

2 結(jié)果與分析

2.1 纖維素固體碳源釋碳特征

實(shí)驗(yàn)過(guò)程中稻殼、木屑、玉米渣、小麥秸稈和椰殼5 種纖維素材料均能釋放出有機(jī)物碳源，均存在快速釋碳期、穩(wěn)定釋碳期和緩慢釋碳期3 個(gè)階段（圖2）。在146 h 內(nèi)，碳源釋放量（以COD 計(jì)）依次為玉米、麥稈、椰殼、稻殼、小麥秸稈和木屑。在快速釋碳期，碳源材料表層的糖類(lèi)、有機(jī)酸、蛋白質(zhì)和易溶性無(wú)機(jī)鹽等水溶性物質(zhì)快速分解［15］，并在濃度差作用下迅速釋放至水中，表現(xiàn)為所有碳源材料在1 h 內(nèi)具有最高的釋碳速率。由于木屑表層殘留的小分子有機(jī)物少，導(dǎo)致其1 h 后便進(jìn)入穩(wěn)定釋碳期，而稻殼因其表面含淀粉、糖類(lèi)物質(zhì)等殘留物，使得其碳源含量明顯高于木屑，快速釋碳持續(xù)時(shí)間達(dá)到6 h。在穩(wěn)定釋碳期，微生物對(duì)材料溶脹后釋放出的部分難溶但易分解的有機(jī)物開(kāi)始分解利用，如玉米渣溶脹后會(huì)釋放出淀粉物質(zhì)，麥稈會(huì)釋放出蛋白、脂肪等物質(zhì)，而椰殼則會(huì)釋放出戊聚糖等糖類(lèi)物質(zhì)，從而表現(xiàn)出3種材料在稻殼和木屑進(jìn)入緩慢釋碳期的時(shí)候處于穩(wěn)定釋碳期。由于木屑和稻殼材料主要成分為木質(zhì)素、纖維素等難分解物質(zhì)，快速釋碳后在微生物作用下開(kāi)始分解，但分解速率緩慢，從而表現(xiàn)出水中COD 濃度隨時(shí)間延長(zhǎng)而基本維持不變。研究結(jié)果表明，不同碳源材料因含不同種類(lèi)的有機(jī)物成分及含量，使其表現(xiàn)出不同的釋碳特性。雖然5 種試驗(yàn)材料均屬于典型的天然纖維素類(lèi)物質(zhì)，但其釋碳量與纖維素、半纖維素和木質(zhì)素，以及殘留于材料表面和內(nèi)部的小分子有機(jī)物成分與含量有關(guān)［20，21］?？傮w而言，纖維素碳源材料首先快速釋放出材料表面殘留的有機(jī)物，隨即通過(guò)溶脹作用釋放出纖維素包裹的部分難溶但易分解的碳源物質(zhì)及內(nèi)部殘留物，最后在微生物作用緩慢釋放被分解的木質(zhì)素、纖維素等難分解物質(zhì)。

圖2 不同纖維素固體碳源材料的釋碳曲線Fig.2 Carbon release curve of different solid carbon sources

釋碳動(dòng)力學(xué)分析表明，5 種材料的釋碳曲線均具有較高的擬合相關(guān)系數(shù)，其釋碳過(guò)程均滿足二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程（表2）。從材料的釋碳能力（即cm值）來(lái)看，玉米渣［1 250.00 mg/（mg·L）］＞小麥秸稈［666.67 mg/（mg·L）］＞椰殼［625.00 mg/（mg·L）］＞稻殼［433.33 mg/（mg·L）］＞木屑［232.56 mg/（mg·L）］，表明玉米渣的供碳能力最強(qiáng)，而木屑最差，小麥秸稈、椰殼和稻殼供碳能力相當(dāng)。從材料的傳質(zhì)阻力（即K值）來(lái)比較，稻殼＞小麥秸稈＞椰殼＞木屑，表明稻殼受到的傳質(zhì)阻力最大，最難釋碳，這與其表面硬度和致密層有關(guān)。而木屑受到的傳質(zhì)阻力最小，最容易釋碳，且因?yàn)槠浔砻娼Y(jié)構(gòu)緊實(shí)，有利于于碳源釋放的持續(xù)性，可實(shí)現(xiàn)均勻釋碳，使出水COD 濃度較低，并實(shí)現(xiàn)更持久的反硝化過(guò)程（圖2），屬于典型的慢速釋碳材料，適合作為生物滯留系統(tǒng)的持久性固體碳源材料。同時(shí)，從平衡時(shí)間（t1/2）來(lái)看，椰殼＞玉米渣＞小麥秸稈＞木屑＞稻殼，表明椰殼達(dá)到釋碳平衡所需時(shí)間最短，木屑次之。綜合分析，5種材料具有不同的釋碳能力相差較大。其中，稻殼、玉米渣和小麥秸稈適合作為快速釋碳材料，而椰殼和木屑則適用于慢速碳源的持續(xù)性使用。該結(jié)果與邵留、凌宇等［16，22］得出得結(jié)論一致，其研究表明玉米渣、稻殼、小麥秸稈這三種固體碳源前期釋碳較快，而木屑和椰殼則由于表面結(jié)構(gòu)緊實(shí)，導(dǎo)致釋碳較慢。

表2 不同纖維素固體碳源的釋碳動(dòng)力學(xué)特征Tab.2 Carbon release dynamics characteristics of different solid carbon sources

2.2 纖維素固體碳源的反硝化脫氮能力對(duì)比

對(duì)照實(shí)驗(yàn)中，灰水中的NO3--N 濃度隨時(shí)間并未出現(xiàn)明顯的下降趨勢(shì)，表明灰水中的碳源難以滿足反硝化對(duì)碳源的需求；而添加5 種固體碳源后，水體中的NO3--N 濃度均隨時(shí)間呈下降趨勢(shì)（圖3），這證實(shí)外加固體碳源強(qiáng)化了反硝化能力，可顯著提高NO3--N 的去除［12，23］。所有固體碳源試驗(yàn)組對(duì)NO3--N 的去除率均達(dá)到了85%以上，固體碳源對(duì)反硝化的促進(jìn)能力為木屑＞稻殼＞玉米＞麥稈＞椰殼。在前6 h 內(nèi)，所有固體碳源試驗(yàn)組均出現(xiàn)了NO3--N 濃度的升高，這是由于植物碳源材料在快速釋碳期釋放出含氮物質(zhì)［24］，導(dǎo)致水中NO3--N 的增加（圖4）。稻殼實(shí)驗(yàn)組在第24 h快速下降至9.23 mg/L，而玉米渣則從第24 h 的29.1 mg/L 快速降至第31 h 的12.9 mg/L。分析認(rèn)為，稻殼比表面積大，當(dāng)材料溶脹后便可快速釋放出碳源實(shí)現(xiàn)快速反硝化，而玉米渣比表面積小，其快速釋碳時(shí)間略晚于稻殼，從而造成最大反硝化速率出現(xiàn)的時(shí)間不同，表明釋碳能力不僅與物質(zhì)有關(guān)，還與物體形狀和大小有關(guān)?？傮w來(lái)說(shuō)，木屑碳源實(shí)驗(yàn)組對(duì)NO3--N 的去除率最高，為95%。相關(guān)研究表明［25，26］：隨著C/N 的增加，反硝化酶的電子消耗率差異增大，導(dǎo)致更多的NO3--N 向NO2--N 和NO 轉(zhuǎn)化，反而抑制了反硝化酶的活性；同時(shí)溶液中NO2--N 的不斷積累也會(huì)導(dǎo)致反硝化過(guò)程被抑制，發(fā)生硝酸鹽異化還原（DNRA）作用，出現(xiàn)NH4+-N 的大量積累。從實(shí)驗(yàn)結(jié)果來(lái)看，木屑碳源實(shí)驗(yàn)組的C/N 最低，僅為7.1～7.6，稻殼試驗(yàn)組次之，C/N 為26.7～31.4，而其他3 種碳源實(shí)驗(yàn)組的C/N 高于41，進(jìn)一步證實(shí)過(guò)高的C/N 反而不利于反硝化過(guò)程。結(jié)果顯示，木屑在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中C/N較穩(wěn)定，而稻殼、玉米渣、小麥秸稈和椰殼的釋碳量高且不穩(wěn)定，導(dǎo)致C/N較高，反而抑制了反硝化過(guò)程。同時(shí)，木屑材料自身釋放出的NO3--N 含量明顯低于其他4種碳源材料，且木屑具有持久的反硝化性能，供碳能力可達(dá)9年以上［27］。因此，從碳源釋放特征、供碳持續(xù)時(shí)間以及含氮物質(zhì)的釋放情況來(lái)看，研究確定木屑材料作為雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)的固體碳源。

圖3 不同纖維素固體碳源材料的硝態(tài)氮隨時(shí)間變化曲線Fig.3 Curve of nitrate concentration change of different materials

圖4 不同纖維素固體碳源材料的硝態(tài)氮釋放曲線Fig.4 Nitrate release curve of different solid carbon sources

2.3 碳源添加量對(duì)雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)除氮性能的影響

不同碳源添加量下，生物滯留系統(tǒng)對(duì)雨水和灰水中NH4+-N、NO3--N 和TN 的去除表現(xiàn)出不同的變化規(guī)律。其中，生物滯留系統(tǒng)對(duì)雨水和灰水中NO3--N 的去除能力均隨碳源添加量的增加而增強(qiáng)［圖5（b）］。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，在生物滯留系統(tǒng)中添加木屑固體碳源可產(chǎn)生反硝化所需電子，顯著提升NO3--N 的反硝化效果，且去除率與碳源添加量呈正相關(guān)，與張興興等［25］的研究結(jié)論相一致。

生物滯留系統(tǒng)對(duì)NH4+-N 的去除途徑主要包括氮的吸附固定、生物吸收固持和氮形態(tài)轉(zhuǎn)化［28］。其中吸附固定主要是進(jìn)水初期種植層土壤通過(guò)負(fù)電荷實(shí)現(xiàn)對(duì)NH4+-N 的吸附，其吸附能力與種植層土壤負(fù)電荷量有關(guān)［19］，并不受淹沒(méi)層固體碳源影響。生物吸收固持能力則與土壤中微生物量與植物根系生物量有關(guān)，而微生物量則與土壤中有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)。由圖5（a）可知，固體碳源的添加在一定程度上豐富了土壤中的生物量，提高了系統(tǒng)對(duì)雨水和灰水中NH4+-N 的生物固持能力。但隨著固體碳源添加量的增加，木屑不斷釋放出大量的溶解性小分子有機(jī)物（DOC），而過(guò)高的DOC 易造成硝酸鹽發(fā)生DNRA 作用使水中的NO3--N 轉(zhuǎn)化為NH4+-N［24］，造成出水NH4+-N 濃度隨木屑添加量的增加而不斷升高。尤其是雨水NO3--N 濃度顯著高于灰水，而高含量NO3--N 在碳源充足條件下更易發(fā)生DNRA 作用，使得碳源添加量的增加還可造成雨水出水NO3--N 濃度出現(xiàn)大幅波動(dòng)。氮形態(tài)轉(zhuǎn)化則是在微生物作用下將NH4+-N 轉(zhuǎn)化為硝酸鹽或者是亞硝酸鹽，其主要受控于土壤中溶解氧含量和硝化菌豐度，且主要發(fā)生在種植層［29］，受淹沒(méi)區(qū)碳源添加與否的影響較小。

圖5（c）顯示，生物滯留系統(tǒng)對(duì)灰水中TN 的去除能力受固體碳源添加量顯著影響，表明灰水中較低的C/N 影響系統(tǒng)除氮能力，而碳源的添加有助于系統(tǒng)對(duì)灰水中氮的去除，可使灰水TN 去除率從65%增至80%。但碳源添加過(guò)多也會(huì)造成淹沒(méi)區(qū)發(fā)生DNRA 作用，造成水中NH4+-N 的升高。由于NH4+-N 的去除主要發(fā)生在種植層，從而表現(xiàn)出灰水中TN 去除率隨碳源添加量的增加而下降；相反，雨水的C/N超過(guò)40，明顯高于灰水（C/N=17），且有機(jī)物中不含難降解的羧甲基纖維素鈉物質(zhì)，可滿足反硝化脫氮對(duì)碳源的需求，從而表現(xiàn)出碳源添加對(duì)雨水中TN的去除影響較小。

總體來(lái)看，木屑的添加在一定程度上可促進(jìn)生物滯留系統(tǒng)對(duì)不同形態(tài)氮的去除能力，尤其是可顯著改善生物滯留系統(tǒng)對(duì)灰水的除氮性能，但添加過(guò)多也會(huì)造成除氮能力的下降［圖5（d）］。綜合生物滯留系統(tǒng)對(duì)灰水和雨水中NH4+-N、NO3--N 和TN的去除性能，木屑的添加量宜控制在3%。

圖5 碳源添加量對(duì)氮素去除的影響Fig.5 Effect of carbon source addition on the nitrogen removal

2.4 碳源添加量對(duì)雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)除磷性能的影響

生物滯留系統(tǒng)對(duì)磷的去除主要通過(guò)土壤基質(zhì)吸附、以及微生物和植物吸收作用。木屑的添加顯著增加了生物滯留系統(tǒng)對(duì)雨水和灰水中磷的去除能力，且TP去除率均隨碳源添加量的增加而升高，其中灰水TP 去除率從不足20%提高至40%以上，而雨水TP去除率從65%增加到75%以上（圖6）。分析認(rèn)為，固體碳源的添加有利于土壤微生物的附著增殖，從而增強(qiáng)微生物對(duì)磷的吸收同化，同時(shí)木屑的添加還可增加土壤介質(zhì)的陽(yáng)離子交換量，進(jìn)而提高系統(tǒng)對(duì)磷的吸附能力［30］。實(shí)驗(yàn)結(jié)果還顯示，相同固體碳源添加量下生物滯留系統(tǒng)對(duì)雨水的除磷能力顯著強(qiáng)于灰水。這可能是由于雨水中的進(jìn)水TP濃度顯著高于灰水，而較高濃度的磷有助于促進(jìn)基質(zhì)對(duì)磷的吸附［31］。研究表明，木屑作為固體碳源添加在淹沒(méi)區(qū)可顯著提高生物滯留系統(tǒng)對(duì)磷的去除能力，且不會(huì)因碳源材料自身磷的釋放而引起磷淋洗現(xiàn)象。

圖6 碳源添加量對(duì)TP去除的影響Fig.6 Effect of carbon source addition on phosphorus removal

2.5 碳源添加量對(duì)雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)有機(jī)物去除性能的影響

在生物滯留系統(tǒng)中，徑流中的有機(jī)物在系統(tǒng)中可通過(guò)植物根系釋放的氧氣被植物吸收降解、同化及異化作用及微生物吸收，還可通過(guò)反硝化、累積、降解、絡(luò)合、吸附等作用去除［32］。雖然固體碳源的添加可顯著增加土壤介質(zhì)中的有機(jī)質(zhì)含量，并作為電子供體改善反硝化脫氮能力，但過(guò)量的釋碳反而會(huì)導(dǎo)致出水COD 的增加，其中灰水COD 去除率從70%降至35%，而雨水COD 去除率則從80%降至60%，出現(xiàn)了明顯的有機(jī)物淋洗現(xiàn)象（圖7）。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，碳源的添加反而造成系統(tǒng)對(duì)有機(jī)物去除的下降，且COD 去除率隨木屑的添加量而降低。這是因?yàn)槌鏊袡C(jī)物主要來(lái)自進(jìn)水?dāng)y帶的有機(jī)物以及淹沒(méi)區(qū)木屑經(jīng)微生物分解釋放出的纖維素、半纖維素、木質(zhì)素等難降解物質(zhì)［33］，而微生物對(duì)這類(lèi)物質(zhì)的分解緩慢，加之固體碳源釋放量多于反硝化消耗量，從而導(dǎo)致過(guò)剩的有機(jī)物隨出水排出系統(tǒng)；同時(shí)，固體碳源還會(huì)通過(guò)水解作出不斷釋放出DOC，而過(guò)量添加的碳源材料會(huì)導(dǎo)致DOC 過(guò)量釋放［34］，最終造成出水COD 的升高。雖然淹沒(méi)區(qū)中木屑不斷釋放的有機(jī)物可被土壤基質(zhì)所吸附存儲(chǔ)，但該過(guò)程屬于瞬時(shí)捕獲的動(dòng)態(tài)吸附/解吸過(guò)程，被吸附的有機(jī)物可通過(guò)解吸作用從土壤基質(zhì)中釋放出來(lái)，作為反硝化電子供體或被微生物降解，從而恢復(fù)土壤吸附容量［35］。但一旦有機(jī)物釋放（解吸）量超過(guò)微生物消耗量時(shí)，剩余的有機(jī)物便進(jìn)入水中，隨出水排出系統(tǒng)，造成出水COD 濃度的升高。因此，木屑添加量宜控制在3%，可滿足反硝化對(duì)碳源需求且不會(huì)造成出水COD濃度的大幅升高。

圖7 碳源添加量對(duì)COD去除的影響Fig.7 Effect of carbon source addition on COD removal

3 結(jié) 論

（1）5種固體碳源材料均可釋放大量有機(jī)碳，滿足反硝化對(duì)碳源的需求，均可實(shí)現(xiàn)85%以上的NO3--N 去除。但木屑釋放的氮素含量最低，釋放的有機(jī)碳含量使反硝化體系具有合適的C/N，反硝化能力更強(qiáng)，NO3--N 去除率高達(dá)95%，且釋碳持久性更優(yōu)，適合作為生物滯留系統(tǒng)的固體碳源材料。而其余材料因釋碳過(guò)快、過(guò)量，易造成反硝化體系的C/N 過(guò)高，反而抑制反硝化脫氮過(guò)程。

（2）雨-灰水雙模式下，在生物滯留系統(tǒng)淹沒(méi)區(qū)添加木屑材料能有效提高系統(tǒng)除氮能力，尤其是可顯著提高系統(tǒng)對(duì)NO3--N的去除能力，且去除率隨碳源添加量的增加而增大；碳源的添加在一定程度上豐富了土壤中的生物量，提高了系統(tǒng)對(duì)雨水和灰水中NH4+-N的生物固持能力，但過(guò)多的添加會(huì)強(qiáng)化DNRA作用使NO3--N轉(zhuǎn)化為NH4+-N而導(dǎo)致出水濃度的升高。

（3）外加碳源可顯著提高系統(tǒng)的除磷能力，并隨添加量而增強(qiáng)，但碳源的添加會(huì)造成有機(jī)碳發(fā)生累積而導(dǎo)致出水COD 濃度升高，出現(xiàn)明顯的有機(jī)物淋洗現(xiàn)象。綜合考慮污染物控制目標(biāo)，在淹沒(méi)區(qū)介質(zhì)土中投加3%木屑可滿足雨-灰水雙模式生物滯留系統(tǒng)處理老舊小區(qū)陽(yáng)臺(tái)洗衣廢水和降雨徑流對(duì)碳源的需求。