碳源种类及其添加量对生物滞留性能的影响研究

王前朋，陈韬，裘娜

(1.北京建筑大学 城市雨水系统与水环境教育部重点实验室，北京 100044； 2.北京市市政工程设计研究总院有限公司，北京 100082)

生物滞留系统可削减雨水径流氮素污染。其中，微生物的硝化和反硝化作用是氮素永久去除的主要途径[1-3]。研究发现，部分雨水径流可生化性较差，反硝化菌所需碳源不足，降低了系统的脱氮效率[4]。外加碳源可提高系统的脱氮效果，尤其是对硝氮的去除[5-6]。

天然碳源存在释碳量不稳定、释放速率先快后慢等缺点[7-8]。对天然碳源改性预处理使释碳速率更稳定，可有效协助生物滞留系统脱氮[9-12]。

综上，本实验选取发酵木屑、腐熟落叶和泥炭土等发酵改性材料作为研究对象，探究碳源种类和添加量对系统性能的影响，以期为生物滞留外加碳源协助脱氮提供理论参考。

1 实验部分

1.1 材料

选取发酵木屑、腐熟落叶和泥炭土为实验碳源，分别购于原生态居家生物坊、隆轩君子兰苑和山南三营养土。发酵木屑、泥炭土自然风干后去除大颗粒，腐熟落叶自然风干后过0.45 cm标准筛，碳源经处理后装入样品袋置于干燥器中备用。

土壤层采用校园绿地土壤(自然风干后过0.45 cm 筛)、天然河沙(直径1～1.5 mm)、碳源按不同配比(质量比)作为填料，砾石层为级配碎石(直径0.075～26.5 mm)，卵石层为天然鹅卵石(直径20～30 mm)。

1.2 实验装置

生物滞留模拟装置构造见图1，采用内径200 mm 有机玻璃和PVC排水管制成的圆柱形结构。其主体高度为950 mm，自上而下分别为150 mm 淹没层、400 mm土壤层、100 mm碎石层和300 mm卵石层构成，配有嵌入式排水管便于取样和排水。模拟柱内壁用砂打磨粗糙以降低雨水沿内壁优先下渗，柱身贴有锡纸用于模拟土壤黑暗条件。

实验共设计7组生物滞留模拟装置，均种植本地区常用景观绿化植物麦冬草。各装置基质组成参考美国雨洪管理手册，各装置中基质的具体组成见表1。

表1 生物滞留系统的基质组成Table 1 Substrates composition of bioretention devices

1.3 系统运行条件

系统建成后，即进入预培养阶段，此阶段持续1个月。预培养阶段进水为脱氯自来水，降雨间隔为4 d，模拟降雨强度为9.03 mm/h，水力负荷为150.4 L/(h·m2)，降雨持续时间为2 h，降雨结束后测量系统渗透系数，12 h后装置排水放空。预培养阶段之后系统进入正常实验阶段，此阶段持续72 h。实验阶段进水使用人工配水，水力条件同预培养阶段一致，72 h后装置排水放空。

1.4 样品采集与测定

2 结果与讨论

2.1 水力性能

各实验组的渗透系数随预培养时间的变化情况见图2。

由图2可知，渗透系数整体随时间快速下降后趋于平稳，添加组普遍优于对照组然而无数量级程度的差异。SH、LH和LL组的渗透系数均呈现先上升后下降，其中SH和LL组的渗透系数在下降阶段均快于LH组，且LH组的渗透系数在预培养结束后仍具有下降趋势且高于其他组。预培养阶段结束后，LH组渗透系数为5.50×10-4m/s，其余各组稳定在1.36×10-4～3.01×10-4m/s，PH、PL和BK组渗透系数变化趋势具有一致性。所有实验组按土壤水文分类均属于A类土，即能够满足生物滞留设施的渗透性能需求。

实验结果表明，外加碳源能够提升系统渗透性能，但碳源种类和添加量的不同使得渗透系数变化规律具有差异性。对比分析SH、SL和BK组发现，SL和BK组的渗透系数变化趋势相似，而SH组的渗透系数呈现前期增加后期快速下降，推测由于发酵木屑在前期分解相对较快而导致孔隙数量增加，随时间推移分解速率降低同时孔隙被填充，导致渗透性能下降，SL组发酵木屑添加量低使得渗透系数变化不明显。

LH和LL组的渗透系数变化与BK组具有显著的差异，推测LH组由于腐熟落叶呈片状易与土壤交界处形成孔隙通道，易使雨水优先径流此处，随着雨水冲刷土叶界面孔隙光滑而导致优势流作用凸显，LH组渗透系数进一步增加。但随着落叶的分解，孔隙通道被破坏使得渗透系数下降。LL组由于腐熟落叶含量低使得落叶被土壤分隔孤立，优势流作用被削减，因此渗透系数呈现小幅上升而随后下降。PH和PL组为泥炭土添加组，泥炭土黏粒含量高而性质接近于土壤，因此呈现与BK组相似的渗透系数变化规律。

2.2 水质净化

2.2.1 对有机物的去除效果及分析 由图3整体分析可知，不同碳源、不同添加量对生物滞留系统COD去除效果影响不显著。各实验组在72 h的实验周期内未发生COD淋失，COD出水浓度均呈现快速下降然后小幅上升，最后缓慢下降。碳源添加组COD最终出水浓度为134～176 mg/L，对应去除率为51.11%～57.78%，而BK组出水浓度134 mg/L，去除率62.78%。LH组COD出水浓度在0～6 h高于其他组，一是由于腐熟落叶释碳速率快且多为大分子有机物，二是LH组渗透速率大，不利于系统对有机物拦截去除。出水有机物来源于进水携带的有机物以及外加碳源中纤维素、半纤维素、木质素等的分解，生物滞留系统中有机物可通过拦截过滤、植物吸收、微生物利用等途径去除[15]。在9 h处出现低峰而随后出水COD浓度上升，可能是由于小分子有机物被微生物直接吸收到细胞内部直接利用或存贮，而大分子有机物被吸附在胞外，在胞外酶作用下分解为小分子有机物后部分释放到水体中。

由图4可知，UV254出水浓度与碳源添加量呈正相关，且不同种类碳源出水浓度差异性较大。UV254出水浓度前期波动而后期稳定，主要是因为运行初期好氧微生物活性高，分解速率快导致UV254出水浓度高，而随着系统内溶解氧的降低，好氧微生物活性降低。相同添加量下，UV254出水浓度腐熟落叶>泥炭土>发酵木屑，说明发酵木屑作为生物滞留碳源释放的有机物分子量更小，而分子量较小的有机物更利于微生物利用。各实验组运行后期出水有机物释放量相当，但有机物种类具有差异。

2.2.3 对磷的去除效果及分析 生物滞留模拟装置对TP的去除效果见图7。

由图7可知，在72 h的实验周期内，添加组和对照组均未发生磷素淋出。出水TP浓度整体呈现先下降后上升最终降至平稳，最终出水浓度为0.30～1.02 mg/L，去除率达49.0%～85.0%。TP最低出水浓度普遍出现在6～9 h，最低出水浓度和去除率分别达到0.02～0.58 mg/L和71.0%～99.0%。可见，基于优选碳源种类和碳源添加量的条件下，外加碳源辅助脱氮并不会引起系统磷素淋失。

各实验组TP出水浓度变化趋势具有一致性，初期TP的快速去除是由于聚磷菌有氧储磷作用导致，介质中溶解氧水平随时间推移下降导致聚磷菌释磷，引起TP出水浓度升高。LH、LL和PH组在3 h 左右TP出水浓度高，是由于聚磷菌难以利用分子量大的有机物，使得系统初期吸附作用弱于其他组，与前文UV254分析结果具有一致性。对比分析发现，高添加量组SH、LH和PH组均高于对应低添加量组，且LL组仅低于LH和PH组，说明碳源种类同添加量一样均是导致磷素淋失的重要因素，也可知腐熟落叶作为外加碳源不利于系统除磷。

生物滞留对磷的去除主要通过基质的吸附、微生物以及植物的吸收作用。外加碳源有利于微生物附着繁殖、从而增强微生物对磷的吸收同化，也可增加介质的阳离子交换量，进而提高对磷的吸附能力[17]。研究认为，随着有机物浓度的增加，基质的吸附量降低，而微生物的作用越来越明显[18]。

3 结论

(1)外加碳源能够提升生物滞留系统的渗透系数，但碳源种类和添加量的不同使得渗透系数变化规律具有差异性。相同添加量下，腐熟落叶对系统的渗透系数提升最显著，而泥炭土提升效果最弱，但腐熟落叶组在预培养阶段渗透系数变化波动大，不利于系统快速进入稳定状态，发酵木屑可作为生物滞留系统水力性能改善的优选填料。

(2)外加碳源不能提升生物滞留系统最终脱氮效果，但可使系统脱氮提前发生，也可降低硝氮淋失风险。LH、LL和SH组对硝氮去除提前效果最显著，在12 h左右即可实现硝氮去除率达到79.28%～85.48%。除BK组在进水12 h后发生氮素淋失，其余碳源添加组均为发生硝氮淋失。此外，在实验周期内也未发生COD、TP淋失。腐熟落叶和发酵木屑作为外加碳源对氮素去除影响差异性较小，但腐熟落叶磷素淋失风险高于后者，需兼顾脱氮除磷情况下，发酵木屑可作为生物滞留协助脱氮最佳碳源。

(3)从经济角度分析，相较于传统生物滞留的砂土填料，外加碳源改良一定程度上增加了系统的前期建设成本，但能够同时兼顾水力性能和水质净化需求，降低雨水径流对受纳水体环境的影响，因此其长期的环境效益显著。此外，其他改性填料不仅需要高成本和高频率的更换，而且旧改性填料需要妥善处理，增加了经济负担的同时易引发新的环境风险。相对而言，发酵堆肥改性的碳源无上述缺点，经济环境效益更加凸显。