運行時長和淹沒高度對雨水生物滯留系統氮素去除的影響

趙 凡，王洪浩，李京玲，賈亞敏

（太原理工大學水利科學與工程學院，太原 030024）

0 引 言

隨著我國城市化建設進程的加快，不透水下墊面快速增加，由此引發的城市內澇以及面源污染問題給城市建設帶來嚴峻的考驗[1]。由于徑流系數的增大，氣候變化及極端天氣導致的降雨頻率增大與降雨強度增加，直接導致了徑流控制率降低、內澇災害頻發[2]。雨水徑流尤其是初期雨水徑流污染嚴重，是面源污染的主要來源之一[3]。針對城市雨洪和雨水污染的問題，2012年，我國首次提出了海綿城市的概念。生物滯留技術作為我國目前建設海綿城市常用的技術之一[4]，對減少徑流，控制洪峰和改善水質具有良好的作用[5]。

雨水徑流中由于污染物種類多，污染嚴重，因此高效去除污染物成為海綿城市雨洪管理的熱點研究內容之一。有研究表明，雨水徑流中的氮素去除難，去除效率不穩定甚至存在負去除率[6,7]。唐雙成[8]對黃土地區處理路面徑流的雨水花園進行觀測，發現系統對溶解態的氮幾乎沒有去除能力，對顆粒態氮去除效果較好，因此在氮素去除方面需要關注溶解態氮的去除。XIONG 等[9]對50%建筑廢料+50%黃土、50%沙+50%黃土、45%沙+10%木屑+45%黃土3種填料進行試驗研究發現，系統對銨態氮的去除率都較高，對硝態氮的去除率較差。系統去除硝態氮的主要途徑是微生物反硝化作用，但反硝化對環境要求嚴苛，因此如何在生物滯留系統中創造反硝化所需的厭氧環境成為硝態氮去除的關鍵。KIM 等[10]在小試裝置中通過提升出流管來創造一個內部淹沒區，用以強化反硝化作用。但也有研究表明，在生物滯留系統底部設置淹沒區并不能顯著提高對徑流中氮的去除效果[11]。因此淹沒區的設置對氮素去除的有效性還需根據具體條件（填料、雨量、污染物濃度等）進行試驗分析。雨水花園能夠有效蓄滲雨水徑流，但長期運行時雨水徑流中攜帶的固體懸浮物主要被介質表層10～15 cm 的土壤介質吸附，可能會導致雨水生物滯留系統入滲性能降低[12]。

山西作為半干旱區，與其他地區降雨、氣候條件存在差異，可能會影響介質中氮素的去除和遷移轉化[13]；同時，不同地區土壤條件不同，填料介質存在差異，由于氮素轉化的復雜性和去除的不穩定性，進而會影響填料中污染物的去除。

因此為因地制宜地構建海綿城市，高效穩定地去除氮素以及尋求最佳淹沒高度，根據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合填料開展室內土柱物理模型試驗，研究運行時長和淹沒高度對雨水生物滯留系統污染物去除的影響。研究成果對北方地區雨水徑流污染物的穩定去除，進一步推廣應用雨水生物滯留系統和實現我國海綿城市美好愿景具有重要的理論和現實意義。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗采用自行設計搭建的系列試驗雨水生物滯留系統（如圖1所示）。柱體為DN200的有機玻璃管，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。

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。所有材料裝入有機玻璃柱后，采用分層裝填的方式進行填充。

1.2 試驗方案

（1）雨水徑流負荷。試驗的進水流量由太原市暴雨公式[14]計算得出。根據《海綿城市建設技術指南》[4]的建議，取徑流系數φ為0.91；試驗選擇暴雨重現期為2 a，降雨歷時為60 min；生物滯留面積占匯流面積的10%[15]。計算可得60 min 內產生的模擬降雨量為23.43 mm，生物滯留系統每次需注入7.362 L的合成徑流。

（2）雨水徑流水質。雨水徑流水質的設計主要參考太原市的雨水徑流水質[16]和我國中部城市雨水徑流污染物濃度狀況[17-19]，試驗模擬徑流水質如表1所示。

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

（3）試驗方案。第1 組試驗設置系統運行時長分別為6、12、18、24、30 d，根據太原市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]，根據研究區域內（太原市）代表月降雨量的歷史統計數據進行月內平均分布，由于一次模擬徑流雨量為23.43 mm，由此可得生物滯留系統土柱約每月處理5 次降雨，因此在30 d內對系統設置5次降雨，每次降雨結束后的間隔時間為5 d，模擬雨水徑流流量為122.70 mL/min，降雨歷時為60 min。第2 組試驗設置淹沒高度分別為0、250、500 mm，運行時長分別為6、12 d，模擬雨水徑流流量與降雨歷時同上。

1.3 測定指標及方法

（1）試驗中采用常水頭法測定雨水生物滯留系統的滲透系數[21]，采用沉降法測定填料的機械組成[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算公式如下[16]：

式中：Rc為污染物濃度去除率，%；EMCin為進水污染物平均濃度，mg/L；EMCout為出水污染物平均濃度，mg/L；M為整個過程中某種污染物的總含量，mg；V為相對應的總流量，L；T為總的徑流時間，s；Qt為單位時間流量，L/s；Ct為隨時間變化的污染物質量濃度，mg/L；Δti為時間間隔，s；Qi為Δti內的流量，L/s；Ci為Δti內污染物的平均濃度，mg/L。

（4）水質分析指標及方法見表2。

表2 污染物指標及測定方法Tab.2 Pollutant indicators and measurement methods

2 結果與分析

2.1 運行時長對雨水生物滯留系統氮素去除的影響

2.1.1 運行時長對雨水生物滯留系統徑流總量的影響

表3為不同運行時長下雨水生物滯留系統的徑流總量控制效果。系統可大幅度削減徑流，平均徑流總量控制率為93.83%。30 d 內，隨著系統運行時長的增加，溢流開始時間隨之增加，即降雨過程中溢流時間逐漸變短，從開始的9 min降低到3 min。徑流總量控制率隨運行時長增加逐漸增大，30 d內增加了7.81個百分點。系統的下滲率同樣隨運行時長增加逐漸增大，從開始的0.49 mm/min 增加到試驗結束后的0.82 mm/min，系統滲透系數從0.44 mm/min 增加到0.98 mm/min。系統滲透性能提高可能是由于系統運行時，填料中的細顆粒物質隨著雨水徑流向下移動但無法透過透水土工布，因此這些細顆粒物質停留在透水土工布表面，形成一種上部間隙較大，下部間隙較小的結構，有利于徑流的下滲[23]。滲透性能的提高，增加了系統的入滲率，最終縮短雨水徑流到達系統底部排水管的時間，同時使溢流時間縮短，徑流控制率增加。

表3 不同運行時長雨水生物滯留系統徑流總量控制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匯集雨水相比，相當于將系統控制的匯水面積的徑流系數從0.91降低到0.06，此數值遠低于開發前裸地0.15 左右的徑流系數[4]。太原市位于Ⅱ區[4]，93.83%的徑流總量控制率也能夠達到要求的80%以上的徑流總量控制率。

2.1.2 運行時長對雨水生物滯留系統顆粒組成的影響

圖2為運行30 d 結束后填料層不同深度粒度分布的變化。由圖2可知，運行30 d后，系統中細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；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 運行結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填料中部時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動，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，在系統的運行過程中，向下移動顆粒的主要是黏粒，系統滲透性能的提高，也可能與粒徑遷移有關。

2.1.3 運行時長對雨水生物滯留系統氮素去除的影響

圖3為在不同運行時長下雨水生物滯留系統對污染物去除率的變化。由圖3可知，30 d 內，NH4+-N 的去除率較高且隨運行時長增加變化較小，平均去除率為93.60%，去除率均在90%以上。系統對NH4+-N 去除率較高，原因可能有2 方面：一方面，系統填料中使用了60%體積的黃土，由于土壤膠體帶負電，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，易于打破原有的厭氧環境，有利于發生硝化反應，從而提高對NH4+-N的去除率。

圖3 不同運行時長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 的去除率隨運行時長增加先增加后趨于平穩，變化范圍為42.11%～54.45%；TN 的去除率隨運行時長增加而增加，變化范圍為56.66%～71.01%。系統對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，使得反硝化反應所需的厭氧環境難以維持，因此NO3--N的去除效率較低。系統對TN去除率隨運行時長而提高，可能是在系統運行初期時存在著氮素的淋溶，使TN在初期時的去除率較低；同時，由于NH4+-N的去除效率較高且隨運行時長增加變化幅度較小，因此TN 的去除率的提高主要是由于NO3--N去除率的提高。

COD 的去除率隨運行時長增加先減小后趨于平穩，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，雨水生物滯留系統經過一定運行時長實現厭氧、缺氧、好氧狀態以及形成適合硝化、反硝化微生物的生長環境[24]，使COD的去除效率趨于穩定。

2.2 淹沒高度對雨水生物滯留系統氮素去除的影響

圖4為不同淹沒高度系統對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，當淹沒高度為500 mm 時平均去除率最高，為96.10%。淹沒高度的變化對NH4+-N的去除率無顯著性差異（P＞0.05）。

圖4 不同淹沒高度對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），原因可能是淹沒區的設置能夠營造厭氧區，增強反硝化反應。

TN 的去除率在淹沒高度為250 mm 時的平均去除率最高，為85.93%，淹沒高度的變化對TN的去除率無顯著性差異（P＞0.05）。系統在淹沒高度為250 mm 時的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速率大于亞硝酸鹽還原菌的反應速率，因此在系統中存在NO2--N 的積累。同時，在淹沒高度為250 mm 時NO3--N 的濃度高于淹沒高度為500 mm 時NO3--N 的濃度，而NO3--N 較高時可能會促進厭氧氨氧化[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 時的平均去除率最高，為86.45%。淹沒高度的變化對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 時最高，原因可能是設置淹沒高度能夠提高雨水徑流的水力停留時間，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使溶解氧降低，反而會降低系統對COD的去除率。

3 結 論

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

（2）系統填料中的黏粒隨系統運行有向下移動趨勢，在填料中部（250 mm）黏粒富集程度最高。

（3）30 d 內，NH4+-N 去除率變化幅度較小，平均去除率高達93.60%；NO3--N 的去除率隨運行天數增加先增加后趨于穩定，平均去除率為50.99%；TN 的去除率隨運行天數增加而增加，平均去除率為63.76%，COD 的去除率隨運行天數增加先減小后趨于穩定，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小；而NO3--N、TN 和COD 的去除率隨淹沒區的設置出現不同程度的增加，淹沒高度提高到250 mm 時，TN 和COD 去除率最高；淹沒高度提高到500 mm 時，NO3--N 去除率最高。綜合考慮雨水生物系統對污染物的去除，推薦最佳淹沒高度為250 mm。