运行时长和淹没高度对雨水生物滞留系统氮素去除的影响

赵 凡，王洪浩，李京玲，贾亚敏

（太原理工大学水利科学与工程学院，太原 030024）

0 引 言

随着我国城市化建设进程的加快，不透水下垫面快速增加，由此引发的城市内涝以及面源污染问题给城市建设带来严峻的考验[1]。由于径流系数的增大，气候变化及极端天气导致的降雨频率增大与降雨强度增加，直接导致了径流控制率降低、内涝灾害频发[2]。雨水径流尤其是初期雨水径流污染严重，是面源污染的主要来源之一[3]。针对城市雨洪和雨水污染的问题，2012年，我国首次提出了海绵城市的概念。生物滞留技术作为我国目前建设海绵城市常用的技术之一[4]，对减少径流，控制洪峰和改善水质具有良好的作用[5]。

雨水径流中由于污染物种类多，污染严重，因此高效去除污染物成为海绵城市雨洪管理的热点研究内容之一。有研究表明，雨水径流中的氮素去除难，去除效率不稳定甚至存在负去除率[6,7]。唐双成[8]对黄土地区处理路面径流的雨水花园进行观测，发现系统对溶解态的氮几乎没有去除能力，对颗粒态氮去除效果较好，因此在氮素去除方面需要关注溶解态氮的去除。XIONG 等[9]对50%建筑废料+50%黄土、50%沙+50%黄土、45%沙+10%木屑+45%黄土3种填料进行试验研究发现，系统对铵态氮的去除率都较高，对硝态氮的去除率较差。系统去除硝态氮的主要途径是微生物反硝化作用，但反硝化对环境要求严苛，因此如何在生物滞留系统中创造反硝化所需的厌氧环境成为硝态氮去除的关键。KIM 等[10]在小试装置中通过提升出流管来创造一个内部淹没区，用以强化反硝化作用。但也有研究表明，在生物滞留系统底部设置淹没区并不能显著提高对径流中氮的去除效果[11]。因此淹没区的设置对氮素去除的有效性还需根据具体条件（填料、雨量、污染物浓度等）进行试验分析。雨水花园能够有效蓄渗雨水径流，但长期运行时雨水径流中携带的固体悬浮物主要被介质表层10～15 cm 的土壤介质吸附，可能会导致雨水生物滞留系统入渗性能降低[12]。

山西作为半干旱区，与其他地区降雨、气候条件存在差异，可能会影响介质中氮素的去除和迁移转化[13]；同时，不同地区土壤条件不同，填料介质存在差异，由于氮素转化的复杂性和去除的不稳定性，进而会影响填料中污染物的去除。

因此为因地制宜地构建海绵城市，高效稳定地去除氮素以及寻求最佳淹没高度，根据太原市降水及雨水径流污染特性，采用太原本地黄土和河沙作为复合填料开展室内土柱物理模型试验，研究运行时长和淹没高度对雨水生物滞留系统污染物去除的影响。研究成果对北方地区雨水径流污染物的稳定去除，进一步推广应用雨水生物滞留系统和实现我国海绵城市美好愿景具有重要的理论和现实意义。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验采用自行设计搭建的系列试验雨水生物滞留系统（如图1所示）。柱体为DN200的有机玻璃管，自上而下依次为150 mm 积水层，400 mm 填料层，200 mm 过渡层和200 mm 排水层，底部向上伸出弯折管抬升出水高度用以形成淹没区。

填料层为黄土（粒径≤2 mm）及河沙（粒径为1～2 mm）按6∶4（体积比）混合而成的复合填料。此外，过渡层填充2～4 mm石英砂，排水层填充4～6 mm石英砂，在填料层与过渡层、过渡层与排水层之间放置透水土工布以防止材料泄露。所有材料装入有机玻璃柱后，采用分层装填的方式进行填充。

1.2 试验方案

（1）雨水径流负荷。试验的进水流量由太原市暴雨公式[14]计算得出。根据《海绵城市建设技术指南》[4]的建议，取径流系数φ为0.91；试验选择暴雨重现期为2 a，降雨历时为60 min；生物滞留面积占汇流面积的10%[15]。计算可得60 min 内产生的模拟降雨量为23.43 mm，生物滞留系统每次需注入7.362 L的合成径流。

（2）雨水径流水质。雨水径流水质的设计主要参考太原市的雨水径流水质[16]和我国中部城市雨水径流污染物浓度状况[17-19]，试验模拟径流水质如表1所示。

表1 模拟雨水径流水质Tab.1 Simulated rainwater runoff water quality

（3）试验方案。第1 组试验设置系统运行时长分别为6、12、18、24、30 d，根据太原市51 a降雨资料得出，一年之中7月份的平均降雨量最大，为109.3 mm，因此选择7月份为代表月份[20]，根据研究区域内（太原市）代表月降雨量的历史统计数据进行月内平均分布，由于一次模拟径流雨量为23.43 mm，由此可得生物滞留系统土柱约每月处理5 次降雨，因此在30 d内对系统设置5次降雨，每次降雨结束后的间隔时间为5 d，模拟雨水径流流量为122.70 mL/min，降雨历时为60 min。第2 组试验设置淹没高度分别为0、250、500 mm，运行时长分别为6、12 d，模拟雨水径流流量与降雨历时同上。

1.3 测定指标及方法

（1）试验中采用常水头法测定雨水生物滞留系统的渗透系数[21]，采用沉降法测定填料的机械组成[22]。

（2）径流总量控制率使用公式如下：

式中：Rv为径流总量控制率，%；Vin为进水体积，L；Vout为出水体积，L。

（3）雨水径流污染物浓度去除率的计算公式如下[16]：

式中：Rc为污染物浓度去除率，%；EMCin为进水污染物平均浓度，mg/L；EMCout为出水污染物平均浓度，mg/L；M为整个过程中某种污染物的总含量，mg；V为相对应的总流量，L；T为总的径流时间，s；Qt为单位时间流量，L/s；Ct为随时间变化的污染物质量浓度，mg/L；Δti为时间间隔，s；Qi为Δti内的流量，L/s；Ci为Δti内污染物的平均浓度，mg/L。

（4）水质分析指标及方法见表2。

表2 污染物指标及测定方法Tab.2 Pollutant indicators and measurement methods

2 结果与分析

2.1 运行时长对雨水生物滞留系统氮素去除的影响

2.1.1 运行时长对雨水生物滞留系统径流总量的影响

表3为不同运行时长下雨水生物滞留系统的径流总量控制效果。系统可大幅度削减径流，平均径流总量控制率为93.83%。30 d 内，随着系统运行时长的增加，溢流开始时间随之增加，即降雨过程中溢流时间逐渐变短，从开始的9 min降低到3 min。径流总量控制率随运行时长增加逐渐增大，30 d内增加了7.81个百分点。系统的下渗率同样随运行时长增加逐渐增大，从开始的0.49 mm/min 增加到试验结束后的0.82 mm/min，系统渗透系数从0.44 mm/min 增加到0.98 mm/min。系统渗透性能提高可能是由于系统运行时，填料中的细颗粒物质随着雨水径流向下移动但无法透过透水土工布，因此这些细颗粒物质停留在透水土工布表面，形成一种上部间隙较大，下部间隙较小的结构，有利于径流的下渗[23]。渗透性能的提高，增加了系统的入渗率，最终缩短雨水径流到达系统底部排水管的时间，同时使溢流时间缩短，径流控制率增加。

表3 不同运行时长雨水生物滞留系统径流总量控制Tab.3 Total runoff control of stormwater bioretention system in different operating time

将上述溢流雨水径流与试验汇集雨水相比，相当于将系统控制的汇水面积的径流系数从0.91降低到0.06，此数值远低于开发前裸地0.15 左右的径流系数[4]。太原市位于Ⅱ区[4]，93.83%的径流总量控制率也能够达到要求的80%以上的径流总量控制率。

2.1.2 运行时长对雨水生物滞留系统颗粒组成的影响

图2为运行30 d 结束后填料层不同深度粒度分布的变化。由图2可知，运行30 d后，系统中细砂粒和粉粒含量随填料深度增加变化较小，变化幅度均在1%以内；粗砂粒在表层（50 mm 处）含量最高，为48.19%，中部（250 mm 处）含量最低，为45.90%；黏粒在表层含量最低，为8.55%，中部含量最高，为11.16%。

图2 运行结束后填料层不同深度粒度分布的变化Fig.2 Change of particle size distribution at different depths of the filler layer after operation

填料层不同高度粒度分布不同，原因可能是雨水径流到达填料中部时的下渗速率小于从表层向中部下渗的速率，因此表层更多的黏粒随雨水径流迁移到填料中部。粉粒和细砂粒的含量随深度变化不大。粗砂变化明显，表层粗砂含量最高，原因是部分黏粒向下运动，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，在系统的运行过程中，向下移动颗粒的主要是黏粒，系统渗透性能的提高，也可能与粒径迁移有关。

2.1.3 运行时长对雨水生物滞留系统氮素去除的影响

图3为在不同运行时长下雨水生物滞留系统对污染物去除率的变化。由图3可知，30 d 内，NH4+-N 的去除率较高且随运行时长增加变化较小，平均去除率为93.60%，去除率均在90%以上。系统对NH4+-N 去除率较高，原因可能有2 方面：一方面，系统填料中使用了60%体积的黄土，由于土壤胶体带负电，因此能够通过吸附作用去除NH4+-N；另一方面，填料中添加了40%体积的沙，改善了填料的通透性，并且在雨水径流下渗时，易于打破原有的厌氧环境，有利于发生硝化反应，从而提高对NH4+-N的去除率。

图3 不同运行时长NH4+-N、NO3--N、TN和COD的去除率变化Fig.3 Changes in the removal rate of NH4+-N,NO3--N,TN and COD at different operating times

NO3--N 的去除率随运行时长增加先增加后趋于平稳，变化范围为42.11%～54.45%；TN 的去除率随运行时长增加而增加，变化范围为56.66%～71.01%。系统对NO3--N 的去除率较低，仅在50%左右，原因可能有2方面：一方面，硝化反应增加了NO3--N 的出水浓度；另一方面，由于填料的通透性较好以及雨水径流的下渗，使得反硝化反应所需的厌氧环境难以维持，因此NO3--N的去除效率较低。系统对TN去除率随运行时长而提高，可能是在系统运行初期时存在着氮素的淋溶，使TN在初期时的去除率较低；同时，由于NH4+-N的去除效率较高且随运行时长增加变化幅度较小，因此TN 的去除率的提高主要是由于NO3--N去除率的提高。

COD 的去除率随运行时长增加先减小后趋于平稳，变化范围为59.56%～73.85%。COD 可以通过填料的过滤、截留和吸附去除，同时，雨水生物滞留系统经过一定运行时长实现厌氧、缺氧、好氧状态以及形成适合硝化、反硝化微生物的生长环境[24]，使COD的去除效率趋于稳定。

2.2 淹没高度对雨水生物滞留系统氮素去除的影响

图4为不同淹没高度系统对污染物去除率的影响。由图4可知，NH4+-N 的去除率随淹没高度的增加变化较小，当淹没高度为500 mm 时平均去除率最高，为96.10%。淹没高度的变化对NH4+-N的去除率无显著性差异（P＞0.05）。

图4 不同淹没高度对NH4+-N、NO3--N、TN和COD的去除率影响Fig.4 The influence of different submerged height systems on the removal rate of NH4+-N,NO3--N,TN and COD

NO3--N 的去除率随淹没高度的增加而增加，淹没高度为500 mm 时平均去除率最高，为85.48%。NO3--N 去除率随淹没高度增加显著增加（P＜0.05），原因可能是淹没区的设置能够营造厌氧区，增强反硝化反应。

TN 的去除率在淹没高度为250 mm 时的平均去除率最高，为85.93%，淹没高度的变化对TN的去除率无显著性差异（P＞0.05）。系统在淹没高度为250 mm 时的TN 去除率最高，可能是由于在反硝化过程中硝酸盐还原菌的反应速率大于亚硝酸盐还原菌的反应速率，因此在系统中存在NO2--N 的积累。同时，在淹没高度为250 mm 时NO3--N 的浓度高于淹没高度为500 mm 时NO3--N 的浓度，而NO3--N 较高时可能会促进厌氧氨氧化[25]，使NO2--N浓度降低，从而提高了TN的去除率。

COD 的去除率在淹没高度为250 mm 时的平均去除率最高，为86.45%。淹没高度的变化对COD 的去除率无显著性差异（P＞0.05）。COD 的去除率在淹没高度为250 mm 时最高，原因可能是设置淹没高度能够提高雨水径流的水力停留时间，提高吸附作用的去除效果以及微生物的消耗，但淹没高度的增加还会使溶解氧降低，反而会降低系统对COD的去除率。

3 结 论

（1）30 d内，雨水生物滞留系统的径流总量控制率和渗透系数随运行时长增加而增加，变化范围分别为87.98%～95.79%和0.44～0.98 mm/min。

（2）系统填料中的黏粒随系统运行有向下移动趋势，在填料中部（250 mm）黏粒富集程度最高。

（3）30 d 内，NH4+-N 去除率变化幅度较小，平均去除率高达93.60%；NO3--N 的去除率随运行天数增加先增加后趋于稳定，平均去除率为50.99%；TN 的去除率随运行天数增加而增加，平均去除率为63.76%，COD 的去除率随运行天数增加先减小后趋于稳定，平均去除率为65.28%。

（4）NH4+-N的去除率随淹没高度增加变化较小；而NO3--N、TN 和COD 的去除率随淹没区的设置出现不同程度的增加，淹没高度提高到250 mm 时，TN 和COD 去除率最高；淹没高度提高到500 mm 时，NO3--N 去除率最高。综合考虑雨水生物系统对污染物的去除，推荐最佳淹没高度为250 mm。