生物滞留池对屋面径流基本污染物的控制*

2020-01-14毛月鹏汪志荣史怡然潘声远

环境污染与防治 2020年1期

毛月鹏汪志荣史怡然杨巧潘声远

(天津理工大学环境科学与安全工程学院，天津 300384)

当今社会经济快速增长使得城市化进程逐渐加快，建筑、路面等各种人工不透水构筑物不断增加，这不仅改变了原有下垫面属性，还导致城市地表径流量和径流水质发生巨大变化[1]。屋面作为承接大气干湿沉降的主要载体，占城市不透水下垫面的50%～75%[2]。由于干湿沉降和屋面材料自身老化、腐蚀导致的屋面径流污染日趋严重。众多研究发现屋面径流污染严重，屋面径流中污染物浓度随降雨时间增加而逐渐降低，并存在显著的初期冲刷效应[3-5]。由于屋面径流量较大，因此一些城市将屋面径流收集存储，用于绿化灌溉或者直接入渗补充地下水，这对缓解城市缺水和减缓地下水位下降具有重要意义。

生物滞留池是低影响开发(LID)技术中应用最为广泛的城市地表径流控制措施之一，其包括填料、植物、微生物3部分，具有良好的水质控制能力。研究发现悬浮物(SS)和重金属的去除主要依赖生物滞留池的过滤截留作用，SS和重金属的去除较为稳定，去除率高达90%[6-9]。然而生物滞留池对径流中TN和TP的去除仍然存在去除率波动大，易浸出等问题。研究发现，生物滞留池对径流中TN的去除率为-123.0%～84.2%， TP的去除率为77.3%～97.1%[10-15]。同时部分研究发现TP存在易浸出，去除率为负值的现象[16]。

生物滞留池的土壤层一方面控制着整个生物滞留池的渗透速率，另一方面为植物和微生物提供了生存环境，在水量和水质控制方面发挥着重要的作用。生物滞留池的进水方式决定了使用场景，如在人行道、中间隔离带可以设置成侧向进水，而在一些洼地则可以设置为表层进水，充分发挥地理位置优势。目前的生物滞留池绝大多数高出地面，径流难以自然流入，重新规划建设费时费力，改进生物滞留池的进水方式最为经济。

本研究以屋面径流作为生物滞留池的控制对象，研究不同土壤层厚度和不同进水方式对生物滞留池出水水质的影响。

1 材料与方法

1.1 实验场地和装置

1.1.1 实验场地

为了最大程度模拟实际生物滞留池的运行环境，需要将生物滞留池置于土壤中，故在教学楼外选择了一块离雨落管较近的林地作为实验场地。首先根据实验需要，挖掘出长、宽、深分别为3.0、2.5、1.0 m的池子，用于放置生物滞留池。

1.1.2 生物滞留池的安装

如图1所示，实验设计了3个生物滞留池。生物滞留池的主体为长0.8 m、宽0.8 m、高0.8 m的防腐木箱，内部铺设防水膜(0.5 mm厚)，底部安装穿孔排水管，排水管一直延伸到箱体外部，外部接球阀。在生物滞留池内部排水和防水工作结束后，将其放置于室外挖掘好的池内，然后开始装填料。

1.1.3 生物滞留池植物的选择

通过之前研究草、鸢尾(IristectorumMaxim.)和八宝景天(Hylotelephiumerythrostictum(Miq.) H.Ohba)对生物滞留池出水的影响发现，种植八宝景天的生物滞留池出水明显好于其他几组，因此本研究选择种植八宝景天。

1.2 生物滞留池结构

生物滞留池内部介质包括粗砂、土壤、砾石和土工布，表1为生物滞留池填料的理化性质。按照图1的结构填充生物滞留池，分别装填1.44、1.40、1.35 g/cm3的粗砂、土壤、砾石，土工布厚度为0.6 mm。土壤层每装填5 cm，层间打毛。在土壤层装填完后种植八宝景天，种植密度为25棵/m2。

1.3 实验方法

1.3.1 生物滞留池的进水与出水

选择天津理工大学校园内一屋面，并选择一个雨落管，该雨落管控制的屋面面积大约为215 m2。降雨时收集雨落管流出的全部径流，并将收集的径流倒入聚乙烯桶中，降雨停止后一天开始生物滞留池实验。将存储的屋面径流搅匀，先采集1.5 L存储后的水样分析水质指标，然后将收集的屋面径流平均分为3份，分别作为3个生物滞留池的进水。通过此种方法收集屋面径流，受到降雨量、径流系数等的影响，每次生物滞留池的进水量也有所变化。将均分后的径流一次性分别加入3个生物滞留池中。

注：15 cm-表层表示生物滞留池内部土壤层厚度为15 cm，进水方式为表层进水，其余类推。图1 生物滞留池的结构Fig.1 Structure diagram of bioretention cells

表1 填料的理化性质

在取样口开始出水时，开始记录时间并分别收集0～5、5～10、10～15、15～20、20～30、30～40、40～50、50～60、60～90 min的全部水样，记录体积，然后取1.5 L用于测定SS、pH、COD、TN、TP等水质指标。pH、SS、COD、TN、TP分析方法分别为玻璃电极法、重量法、重铬酸盐法、碱性过硫酸钾紫外分光光度法、钼酸铵分光光度法[17]。

1.3.2 生物滞留池对屋面径流的控制效果

得到水质数据、水量数据后，计算进出生物滞留池的污染物总量和各污染物的总去除率。

2 结果与讨论

2.1 生物滞留池进水

实验期间共采集4次屋面径流，分别为2018年8月13日、8月19日、8月30日和9月19日。生物滞留池实验控制的屋面径流水质如表2所示。由表2可知，屋面径流污染较严重。屋面径流的pH较为稳定，基本是中性。COD、TN为《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)劣Ⅴ类。屋面径流中TP浓度较低，为GB 3838—2002 Ⅰ、Ⅱ类，因此下文中生物滞留池出水TP浓度不再分析，只分析TP的去除率。

2.2 生物滞留池出水

2.2.1 pH和SS

表3为生物滞留池出水SS和pH。在土壤的缓冲作用下，生物滞留池出水pH为7.20～7.71，出水SS为9.2～34.5 mg/L。

2.2.2 COD

如图2所示，4次实验3个生物滞留池出水COD均大幅低于进水。对于不同土壤层厚度的表层进水生物滞留池而言，生物滞留池进水COD质量浓度为173、212 mg/L时(即图2(c)和图2(d))，装填15 cm土壤的生物滞留池的出水COD质量浓度约为装填20 cm土壤的生物滞留池出水的1.4～3.5倍；生物滞留池进水COD质量浓度为142、125mg/L时(见图2(a)和图2 (b))，不同土壤层厚度的表层进水生物滞留池前期出水COD质量浓度接近，后期依然是装填20 cm土壤的生物滞留池出水COD略低一些，由于装填15 cm土壤的生物滞留池出水量更大，所以出水COD总质量较大。这说明土壤层越厚越有利于降低进水中的COD。

对于不同进水方式而言，当进水COD质量浓度较低时，侧向进水的生物滞留池出水COD质量浓度略低；当进水COD质量浓度较高时，侧向进水的生物滞留池在前期出水较高，后期两种进水方式的生物滞留池出水COD质量浓度无显著差异。

2.2.3 TN

如图3所示，8月19日生物滞留池进水TN较低，为2.91 mg/L，8月13日生物滞留池进水TN质量浓度为6.54 mg/L，而8月30日和9月19日生物滞留池进水TN质量浓度较高。4次实验生物滞留池的出水TN质量浓度均大幅低于进水，说明3个生物滞留池对TN的去除效果较好。

对不同土壤层厚度的表层进水生物滞留池而言，装填15 cm土壤的生物滞留池出水TN质量浓度，无论进水TN质量浓度高低，均高于装填20 cm土壤的生物滞留池出水TN质量浓度，装填15 cm土壤的生物滞留池出水TN是装填20 cm土壤生物滞留池的1.3～5.7倍。

表2 生物滞留池进水水质

表3 生物滞留池出水pH和SS

图2 生物滞留池出水COD变化Fig.2 Changes of COD in the effluent of bioretention cells

图3 生物滞留池出水TN变化Fig.3 Changes of TN in the effluent of bioretention cells

对于不同进水方式同样土壤层厚度的生物滞留池而言，8月19日侧向进水的生物滞留池前期出水显著高于表层进水，后期出水TN几乎一致。8月13日两种进水方式的生物滞留池出水TN相当。8月30日和9月19日生物滞留池出水TN同时还受进水量的影响。8月30日进水量为42.5 L，侧向进水的生物滞留池前期出水TN质量浓度远高于表层进水的生物滞留池，后期则略高于表层进水的生物滞留池。而9月19日进水为75.0 L，侧向进水的生物滞留池出水TN是表层进水生物滞留池的2.9～3.7倍。

2.3 生物滞留池的净化效率

生物滞留池出水pH与SS随时间基本无显著变化，SS去除率为92.2%～98.7%。

图4为3个生物滞留池分别对8月13日、8月19日、8月30日和9月19日屋面径流中COD、TN和TP的总去除率。

装填15、20 cm土壤，表层进水的生物滞留池对COD的去除率分别为71.1%、91.7%，对TN的去除率分别为65.6%、93.8%，对TP的去除率分别为15.2%、70.1%。装填20 cm土壤的生物滞留池各污染物的去除率至少高20百分点，TP甚至高约55百分点。这说明生物滞留池内部土壤层厚度对屋面径流中污染物的去除发挥了重要作用。

装填20 cm土壤表层进水和侧向进水的生物滞留池对COD的去除率分别为91.7%、90.4%，对TN的去除率分别为93.8%、86.5%，对TP的去除率分别为70.1%和72.7%。侧向进水的生物滞留池除了TP去除率略高于表层进水的生物滞留池外，其余均是表层进水生物滞留池污染物去除率较高，高约1.3～7.3百分点。总体来看，两种进水方式的生物滞留池污染物去除能力相当，表层进水略优于侧向进水。