黄勇强，赵文亮，李武举

(江苏大学 环境与安全工程学院，江苏 镇江 212013)

初期雨水径流尤其是路面雨水径流的污染物浓度较高，Sansalone等对路面径流的研究结果表明，初期20%径流中的污染负荷占整场降雨污染的80%[1].目前在国家大力推行海绵城市建设的背景下，低影响开发措施成为解决雨水径流污染的新措施[2].生物滞留系统是一种利用植物和土壤过滤、滞留、渗透雨水特性的雨水管理设施.生物滞留池是生物滞留系统的一种，通过植物、土壤和微生物系统滞蓄、净化雨水径流的设施，分为简易型和复杂型，一般由植物层、蓄水层、覆盖层、土壤层、过滤层构成.复杂型生物滞留池对污染物的去除效果良好，可以有效控制雨水中的污染物.国内对生物滞留池的研究尚未形成体系，对内部机理的研究不够深入.生物滞留池对氮磷污染物的去除不够稳定，目前关于生物滞留技术的研究主要集中在新型滞留介质的研发、污染物的净化机理、设计参数和构造的优化等方面[3].本研究通过一种廊道生物滞留池结构与传统结构在不同水力负荷和不同干旱期下污染物处理效果的对比分析探讨廊道式结构的优势.该廊道结构通过在内部设置廊道结构提高了雨水径流的渗流路径并提高水力停留时间，使污染物与填料的接触体积和接触时间提升，并且廊道结构使内部形成好氧区和缺氧区，使微生物的脱氮除磷能力提高.

1 生物滞留池氮磷污染物净化机理

1.1 氮去除机理

初期雨水径流中的氮类污染物主要是以NH3-N、含氮有机物和硝态氮的形式存在.生物滞留池对氮的去除主要包括物理、化学和生物去除等几方面的共同作用.物理机理包括氨氮的沉积、挥发等；化学机理主要是吸附；生物机理包括微生物作用、植物对氨氮的吸收利用等[4].

1.2 磷去除机理

城市径流中的磷按物理形态可分为颗粒态磷和溶解态磷.生物滞留池对于磷的去除，主要通过种植土层和填料层的渗透、过滤、吸附、离子之间的交换、植物的吸收作用以及聚磷菌的摄取等方式[5].其去除原理主要有:滞留池内填料的物理化学作用，种植土层中微生物和植物对磷的吸收固定作用[6]等.有研究表明，填料性能特别是填料的化学吸附特性是决定生物滞留池除磷效果的最主要因素[7].

2 装置与试验

2.1 装置设计

本装置采用长方体结构，主体为PP板制作而成，长宽高为1m×0.4m×1m，底部设置排水管，廊道式生物滞留池从上到下依次为200mm的种植土层、150mm的填料层1、150mm的填料层2、150mm的填料层3、150mm的砾石排水层，廊道结构内部采用塑料膜设置隔层，分别在种植土层与填料层1，填料层1与填料层2，填料层2与填料层3，填料层3与砾石排水层之间铺设塑料膜，塑料膜与PP板用防水胶密封并固定，使进水在主体结构内按照廊道结构流动.

结构如图所示1.填料层1由体积比5%粒径1～3mm的沸石、10%粒径2～4mm的麦饭石、85%河沙混合而成.沸石与麦饭石组合参考了周栋等[9]的研究强化污染物的去除.填料层2根据潘国艳等[8]的研究选用由体积比5%粒径0.4～0.8mm的石英砂、5%粉煤灰、90%的河砂混合而成.填料层3由体积比5%粒径1～2mm的石英砂、5%的木屑、90%的河沙混合而成.种植土层选用江苏大学环境学院楼下花园土壤.砾石排水层选用从工地上获取的鹅卵石与砾石混合而成.另外Read等[10]、Milandri等[11]以及Lucas等[12]的研究结果都证明植物的存在有利于污染物的去除.本实验不设置植物，可认为是在恶劣环境下的实验.传统结构内部不设置廊道，填料层同样采用同廊道结构相同的填料并把3层填料看做一整个填料层，结构如图2所示.

2.2 雨水配制

2.2.1 雨水水质

使用“天然”雨水(如雨水从排水管内收集)难以保持浓度和特征的一致性.人工配水模拟的半合成雨水(如使用实验室化学药品调配)不仅容易获得，并且能更好的保证实验初始时各项污染物浓度的一致性[13].

本实验参考镇江市路面雨水径流水质特点制备的半合成雨水主要指标为:添加200mg/L葡萄糖模拟化学需氧量(COD)，添加2mg/L磷酸二氢钾模拟TP，添加4mg/L的氯化铵模拟NH3-N.

2.2.2 雨水流量设计

本实验选用降雨重现期1a、2a、5a降雨历时60min对应的暴雨强度计算雨水流量.暴雨强度参考南京市暴雨强度公式:

Q=ψqF，

(1)

式中:Q为雨水设计流量，单位为L/s；ψ为流量径流系数，本实验流量径流系数定为0.85；q为设计暴雨强度，单位为L/(s·hm2)；F为汇水面积，单位为hm2.根据相关学者[14]研究选用初期雨水弃流量为5mm，对应的初期雨水总量为本实验的进水总量.在海绵城市建设技术指南中，对生物滞留池的设施面积进行了规定，指南中认为滞留池的布置不宜过于集中，且滞留池的规模不宜过大，同时认为5%～10%是比较合适的生物滞留池面积与汇水面面积的比值[15].本实验生物滞留池表面积为0.4m2，表面积占初期雨水汇水面积的10%，对应汇水区总面积为4m2.综上各时期雨水量为:

Q总=5mm×4m3=20L，

(2)

Q1a=0.85×109.748×4×0.0001=0.037L/S，

(3)

Q2a=0.85×137.390×4×0.0001=0.047L/S，

(4)

Q5a=0.85×173.932×4×0.0001=0.059L/S.

(5)

2.3 取样与监测

模拟雨水采用每隔2d进一次水，通过接种富含微生物的污水来挂膜，待出水稳定后开始正式实验取样.进水采用不同流量的潜水泵进水，在出水时间为5min、15min、30min取样，取样瓶为100mL的聚乙烯瓶.

不同进水强度对比实验通过模拟3种降雨重现期，分别在3种重现期下每隔2d进行1次实验，连续进行4次实验，最后对4次实验结果取平均值.

不同干旱期出水效果比较实验通过每2d一次试验流程，出水稳定后分别停止配水10d、20d、30d后2种装置出水效果比较，实验过程进水强度选用2a降雨重现期下的进水强度.

2.4 水质测试

径流雨水中污染物主要是悬浮物、有机污染物和氮、磷等营养元素，本试验以化学需氧量(COD)、总磷(TP)和氨氮(NH3-N)作为测定指标并进行分析.COD用重铬酸盐氧化法测定.NH3-N是水中的营养物质，可引起水体富营养化.它是水中主要的耗氧污染物.用纳氏试剂分光光度法测定NH3-N的浓度.TP是评价水体富营养化污染程度的主要因素.测定方法为:过硫酸钾在121℃下消解30min后，用紫外-可见分光光度法测定TP浓度.

3 试验结果分析

3.1 不同进水强度分析

3.1.1 COD变化

2种生物滞留池在不同进水强度下对模拟径流雨水的COD处理效果如图3见第764页所示.

在1a降雨重现期下，廊道式生物滞留池的出水COD平均处理效率分别为92.3%和90.6%.在2a重现期下廊道式生物滞留池与传统生物滞留池出水COD平均处理效率为83.1%和76.1%.而在5a重现期下平均去除率为78.1%和71.4%.3种重现期下2种生物滞留池去除率变化较大，产生变化的原因在于随着进水强度增大水力停留时间变短，雨水在滞留池内的反应时间变短出水浓度提高.而廊道式结构比传统结构有更长的水力停留时间.在5a降雨重现期下，进水强度较高，传统结构来不及处理COD就已经出水，而廊道式结构可以保持COD与填料和微生物有较长的接触和反应时间，出水效果较好.在2a重现期下，进水强度中等，传统结构也可以保持一定的水力停留时间，但是廊道式结构的水力停留时间更长处理效果更好.而在1a重现期进水强度下，2种结构都已经有较长的水力停留时间，2种结构都已经得到较高的处理效果，出水浓度相差不大.在3种降雨重现期下，去除率波动性不同，传统结构波动性比改进结构较大而在2a降雨重现期下，2种滞留池波动性都较大.

3.1.2 NH3-N浓度变化

2种生物滞留池在不同进水强度下对模拟径流雨水的NH3-N处理效果如图4见第764页所示.

在1a降雨重现期下，廊道式生物滞留池和传统生物滞留池的NH3-N平均去除率分别为96.1%和90.2%.在2a重现期平均去除率分别为95.9%和92.5%.而在5a重现期下，平均去除率为93.7%和94.1%，传统生物滞留池处理效果比1a和2a时有明显提高.5a重现期下廊道式生物滞留池出水浓度变高且波动性变大，产生变化的原因在于水力停留时间变短，与微生物和填料的接触时间变短.传统结构在5a降雨重现期下出水浓度降低的原因由于进水强度高，模拟雨水在滞留池上部由于进水速度大于渗透速度，产生了滞留雨水使雨水能够漫流到整个滞留池内，充分利用滞留池内的填料吸附和微生物降解作用，而1a和2a由于进水速度略等于或小于渗透速度，所以滞留池内的雨水在有限范围内渗流，不能充分利用整个池体.廊道式生物滞留池由于廊道结构能够充分利用整个池体的填料，所以在不同进水强度下出水变化不大，而在5a下，由于水力停留时间变短，进水冲刷作用增强，所以出水浓度产生一定的波动.

3.1.3 TP浓度变化

2种生物滞留池在不同进水强度下对模拟径流雨水的TP处理效果如图5所示，在1a降雨重现期下，廊道式生物滞留池和传统滞留池平均去除率为89.7%和85.7%.在2a降雨重现期下，廊道式生物滞留池的TP去除率略低于传统结构，平均处理效率为86.5%和87.1%.而在5a重现期下，廊道式结构去除率明显低于传统结构，平均处理效率为69.8%和86.6%.产生变化的原因在于，廊道式结构比传统结构有更长的水力停留时间，在5a降雨重现期下，进水强度较高，并且由于廊道结构水力停留时间比传统结构长，出水浓度更受填料的解析性质影响，对填料的冲刷作用增强使填料上吸附的TP解析.在1a、2a进水强度下，冲刷力较小，填料的解析率较低.并且由于廊道结构有更长的水力停留时间和与填料更大的接触体积使廊道结构在进水强度较低条件下去除率较高.3种降雨重现期下廊道结构的去除率波动性都明显高于传统结构.

3.2 不同干旱期结果分析

3.2.1 COD变化

在5d、10d、20d、30d干旱期后，2种生物滞留池对COD的处理效果变化情况如图6所示.

在4d到10d里经历5d干旱期后，廊道式生物滞留池对COD的处理效果有较小的降低，干旱期前后处理效率由77.5%变为75.3%，降低2.2%.传统生物滞留池处理效果变好，干旱期前后处理效率由74.5%变为79%，增加4.5%.而在干旱期结束后进水，廊道结构能够恢复到原来的处理效果并且波动性不大，而传统结构在自身波动性较大的情况下出水不稳定.说明在5d干旱期下，传统结构比改进结构处理效果受到影响更低，但是恢复进水后波动性相对较大.

在13d到24d里经历10d干旱期后，廊道式生物滞留池的处理效果大大降低，出水COD处理效率下降较大，干旱期前后为85.5%和64.4%，减少21.2%.而传统结构的处理效果却有了一定的提高，干旱期前后处理率为76.5%和85.2%，增大8.7%.

在36d到57d里经历了20d干旱期后，2种生物滞留池出水浓度都提高，廊道式生物滞留池的变化幅度较大，干旱期前后处理效率为97.0%和65.0%降低32%.在恢复进水后，廊道式结构处理效果能够迅速恢复.传统结构干旱期前后处理效率为90.5%和83.0%，降低7.5%.恢复进水后处理效果恢复但依然有较大的波动性.

在66d到97d里经历30d干旱期后，2种生物滞留池出水浓度都较高，在恢复进水后，都能迅速恢复处理能力但处理效果比干旱期之前有较大的差距，廊道结构干旱期前后处理效率为95.3%和53.0%,降低42.3%.传统结构干旱期前后处理效率为73.5%和39.5%，降低34%.2种结构经历30d干旱期后，随着数次进水，恢复能力缓慢提高并且伴随较大的波动性，在多次进水后也很难达到之前的处理效果.这说明30d干旱期对2种结构破坏性都较大，尤其是传统结构.

由此可见在5d、10d、20d干旱期后，传统结构出水COD浓度更低，廊道式结构恢复处理能力更好且出水波动性较低出水更稳定.而30d干旱期对2种结构影响都巨大，尤其是传统结构.

3.2.2 NH3-N浓度变化

在5d、10d、20d、30d干旱期后，2种生物滞留池对NH3-N的处理效果变化情况如图7见第766页所示.

在4d到10d里经历5d干旱期后，廊道结构干旱期前后处理效率为94.1%和92.2%，降低1.9%.传统结构干旱期前后出水浓度为94.3%和92.0%，降低2.3%.传统结构在恢复进水后处理效果更好.这说明5d干旱期对2种生物滞留池的影响均不大.

在13d到24d里经历10d干旱期后，廊道式生物滞留池的处理效果大大降低，干旱期前后处理效率为95.2%和83.7%，降低11.5%.而传统结构的处理效果下降较少干旱前后处理效率为96.8%和95.3%，降低1.5%.

在36d到57d里经历20d干旱期后，2种生物滞留池的NH3-N削减能力都大幅度下降，廊道式生物滞留池的影响相对较小，并且在恢复进水后能更迅速的达到原来的处理能力.廊道式结构干旱期前后处理效率为96.9%和88.4%，降低8.5%.传统结构干旱期前后处理效率为92.5%和84.7%，降低7.8%.

在66d到97d里经历30d干旱期后，2种生物滞留池出水浓度均变高，廊道式生物滞留池的出水浓度比传统较低且恢复能力更强.廊道式生物滞留池干旱期前后处理效率为97.2%和90.6%，降低6.6%.传统生物滞留池干旱期前后处理效率为96.4%和89.4%，降低7%.

干湿交替不会影响生物滞留池对雨水径流中磷的去除，而在经过一段干燥期后，出水中溶解态氮的浓度上升很多，因此干旱时间也影响着生物滞留池对氮的去除[16].在5d、20d、30d干旱期下，廊道式生物滞留池受到的影响更小.在10d干旱期下，传统结构表现更好.

3.2.3 TP浓度变化

在5d、10d、20d、30d干旱期后，2种生物滞留池对TP的处理效果变化情况如图8所示.

在4d到10d里经历5d干旱期后，TP的浓度均有一定的上升，廊道结构干旱期前后处理率为94.0%和88.3%，降低5.7%.传统结构为87.5%和86.0%，降低1.5%.恢复进水后廊道式生物滞留池对TP的处理能力更好.

在13d到24d里经历10d干旱期后，廊道式生物滞留池的出水TP浓度明显增大，处理效率由92.5%变为84.0%，降低8.5%.而传统结构变化不大，处理效率由90.8变为89.7%，降低1.1%.说明在传统滞留池内TP的去除主要依靠填料的吸附作用，微生物作用不明显.所以在干旱期后填料吸附依然能够达到较好的去除率.而廊道式结构由于水力停留时间长，填料的解析较多，出水TP浓度变高.

在36d到57d里经历20d干旱期后，2种生物滞留池出水都有一定的降低，廊道式生物滞留池的TP出水浓度更低，处理效率更高，干旱期前后处理效率为90.0%和93.8%，增高3.8%.而传统结构处理效率由87.2%变为91.2%，降低4%.这说明20d干旱期对TP的去除并没有明显影响，2种生物滞留池的出水浓度在各自波动范围内.由于廊道结构滞留池微生物数量在运行了一段时间后增加了很多，在抵御不利条件的能力提高，使出水浓度保持稳定.

在66d到97d里经历30d干旱期后，2种生物滞留池出水浓度都大大增高，廊道式生物滞留池出水浓度相对较低，干旱期前后处理效率为92.7%和84.3%，降低8.4%.并且在恢复进水后廊道式生物滞留池恢复处理能力更强，处理效果更好.传统生物滞留池干旱期前后处理效率为86.7%和81.0%，降低5.7%.30d干旱期使2种滞留池微生物存活率大幅度下降，大量生物膜死亡脱落使出水TP浓度增高.

在整个滞留池运行期间内，2种生物滞留池的出水浓度都在一定范围内波动，受干旱期影响较其他几种污染物更小、恢复能力更强.这说明TP的去除更依靠填料的吸附性能，微生物的作用并不明显.

4 结 论

1) 廊道式生物滞留池在COD的处理效果比传统生物滞留池在1a重现期高1.7%、2a高7%、5a高6.7%.在5d、10d、20d干旱期后，传统结构出水COD浓度更低，廊道式结构恢复处理能力更好且出水波动性较低出水更稳定.而30d干旱期对2种结构影响都巨大，尤其是传统结构.

2) 廊道式生物滞留池在氨氮的处理效果比传统生物滞留池在1a重现期高5.9%、2a高3.4%、5a低0.4%.在5d、20d、30d干旱期下，廊道式生物滞留池受到的影响更小.在10d干旱期下，传统结构表现更好.在处理NH3-N方面，廊道式生物滞留池比传统结构更适应干旱期的变化，并且在整个干湿交替期表现更好.

3) 廊道式生物滞留池在TP的处理效果比传统生物滞留池在1a重现期高4%、2a低0.6%、5a低16.8%.在5d、10d、30d干旱期下，廊道式生物滞留池受到的影响更大处理效果降低更多.在20d干旱期下，廊道式结构几乎不受影响.在整个干湿交替期，廊道式结构处理效果更好，更稳定.