近年来，以径流源头控制为主要目标的海绵城市建设在我国蓬勃兴起.粗放型绿色屋顶(extensive green roof)作为一项重要的城市雨水管理技术，在海绵城市建设中受到广泛关注.粗放型绿色屋顶具有削减径流总量、延迟洪峰、缓解热岛效应、控制重金属和微量有机物等作用^{[1, 2]}，在发达国家应用广泛^{[3, 4]}.已有的研究经验及相关研究表明^[3]，粗放型绿色屋顶是一种投入使用后低维护或免维护的绿色屋顶类型.然而，已有的一些研究表明^[5]，在免维护条件下应用时，不追肥的绿色屋顶的生长基质会随着使用时间的延长出现养分匮乏等问题，不能很好满足植物的生长需求.而使用过程中进行追肥，会造成养护成本增加等问题.国外有商品化含缓释肥料的基质出售，能较好平衡养分供应与营养物淋失控制，但商家不提供具体配方.

厌氧稳定污泥是污水处理厂剩余污泥厌氧消化处理后的产物，富含有机质和氮磷等营养物质^{[6, 7]}.近年来城市污泥产量不断增加，污泥的资源化利用日益受到人们的关注.将厌氧稳定污泥应用于园林绿化，在国内外均受到重视^[8]，并取得了良好的应用效果，污泥应用于园林绿化能增加植物生物量，且肥效较长^[9].然而，目前缺少将厌氧稳定污泥应用于粗放型绿色屋顶生长基质的研究.若能将厌氧稳定污泥用作粗放型绿色屋顶生长基质组成，有利于资源循环利用，有助于支持植物生长，同时不需考虑植物中有害物质积累的风险.然而，粗放型绿色屋顶基质层厚度一般不超过20 cm^[10]，由此带来的营养物质淋出风险，比应用于园林绿化时更大.

为了研究厌氧稳定污泥应用于粗放型绿色屋顶生长基质时的合理组成，搭建了不同配比的粗放型绿色屋顶小试装置，考察使用过程中装置出水水质情况与基质自身营养物质含量变化情况，结合厌氧稳定污泥资源化利用时带来的氮、磷淋出问题，讨论不同改良材料的效果.

模拟绿色屋顶小试装置设置在同济大学校园内的阳光棚下，能够保证光照同时避免降水干扰.装置包括8个0.4 m×0.3 m×0.2 m的HDPE塑料箱和相应的支架，呈5%坡度倾斜放置.在模拟装置较低的一端设有出水口，用于收集出水.装置内种植景天属垂盆草(Sedum sarmentosum Bunge).参考德国FLL(Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau)屋顶绿化指南对生长基质的要求，结合本文的研究目标，以浮石为主要无机轻质组分，发酵榉木屑为主要有机组分，添加田园土增强基质支持植物生长的能力.针对利用污泥作为基质组分带来的问题，分别选择了不同特点的基质补充成分(表 1).过滤层使用200 g·m^-2的透水土工布，用以防止基质层颗粒物随出水流失，排水层采用厚度为0.03 m的塑料排水板.

表 1 (Table 1)

表 1 模拟装置的基质组成及主要参数 Table 1 Composition and main parameters of simulated green roof substrates

表 1 模拟装置的基质组成及主要参数 Table 1 Composition and main parameters of simulated green roof substrates

Ref1、Ref2基质为设计的空白对照. Ref1是基础配比，用来评价基础配比的污染物淋出情况；Ref2包含除厌氧稳定污泥以外的所有材料，用来评价改良材料自身的污染物淋出情况. B、S、C、Z、I基质是在Ref1的配比上添加不同组分得到的实验组：B含有厌氧稳定污泥(取自上海白龙港污水处理厂)，用以探讨厌氧稳定污泥的使用效果，同时B也与S、C、Z、I形成对照；S基质含有给水厂污泥；C基质含生物炭(Charcoal)，本文使用的是稻壳炭(上海小凡园林绿化有限公司)；Z基质含有天然斜发沸石(Zeolite，浙江缙云神石矿业有限公司)；I组包含生物炭和沸石，Ⅰ2与Ⅰ1配比相同，其中Ⅰ1是将所有材料混合均匀作为生长基质层；Ⅰ2的生长基质层为分层结构，将发酵木屑、田园土、厌氧稳定污泥以及少量浮石用作上层(营养层)，其余材料置于下层(吸附层)，由此构成Ⅰ2生长基质层.为了充分考察厌氧稳定污泥的使用效果同时保证基质有机质总量不超过FLL的规定，经过计算后选择5%的厌氧稳定污泥质量比.

表 1中，厌氧稳定污泥为颗粒态干污泥，其好氧呼吸速率(AT₄)为2.76 mg·g^-1，稳定性良好^[11].木屑有机质有助于维持基质层土壤结构，帮助植物生长.木屑为经发酵处理后的榉木屑，C/N为54，而原木屑C/N为266，原木屑在夏季高温期间会降解增加出水COD和SS^[12].生物炭对NO₃^--N的淋失有一定的控制作用^[13~15]，静态吸附实验表明，所用稻壳炭对NO₃^--N的吸附符合Langmuir方程，饱和吸附容量为28.75 mg·g^-1，控制机理为物理吸附^{[16, 17]}和静电吸附^[18].沸石具有阳离子交换能力，对NH₄⁺-N有吸附作用^[19~21].浮石密度小、强度高，能够保证绿色屋顶基质层所需的强度和较低的堆密度^[22].给水厂污泥能够控制P的淋失^{[23, 24]}.绿色屋顶生长基质组成材料的理化性质见表 2，其中有机质含量采用干烧法测定.

表 2 (Table 2)

表 2 基质组成材料的部分理化性质1) Table 2 Several physico-chemical properties of the substrates

表 2 基质组成材料的部分理化性质1) Table 2 Several physico-chemical properties of the substrates

用自来水模拟降雨，与监测目标相关的自来水水质指标见表 3.采用恒水位高位水箱和喷淋装置模拟降雨，每次降雨量50 mm，降雨强度为10 mm·h^-1.装置产生出流时，将所有出流收集并记录出流总量.模拟降雨实验每周进行一次，出水水样均在24 h内完成水质指标检测.

表 3 (Table 3)

表 3 实验用自来水水质指标/mg·L-1 Table 3 Characteristics of tap water used in this study/mg·L-1

表 3 实验用自来水水质指标/mg·L-1 Table 3 Characteristics of tap water used in this study/mg·L-1

监测水质指标包括SS、COD、TP、TN、NO₃^--N和NH₄⁺-N，另外，还测定了植物体中N元素含量.根据国家环保局标准，SS用重量法，TN用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法, TP用过硫酸钾消解-钼锑钪分光光度法, NH₄⁺-N采用纳氏试剂光度法, NO₃^--N采用酚二磺酸分光光度法，COD采用比色法(HACH DRP 2010)，植物N元素含量使用元素分析仪(Elementar，Vario EL Ⅲ)测定.

由表 3可知，与天然降雨相比，自来水NH₄⁺-N浓度略低.由于实验出水水质数据不符合正态分布，因此实验数据的统计分析时，使用Kruskal-Wallis检验比较不同装置的出水水质差异，用Origin 9.0软件完成全部数据分析.另外，实验中观察到，降雨量少于10 mm时，装置基本不出流或只有很少出流.出水检测结果如下.

各个装置出水TP的平均浓度、淋出液浓度变化过程及累积淋失质量见图 1. Ⅰ2装置的实验滞后一次，但不影响实验结果的分析. Ref1、Ref2的出水TP平均浓度分别为0.10 mg·L^-1和0.13mg·L^-1，略低于Teemusk等^{[25, 26]}的实验结果，Teemusk的实验中生长基质构成与本文的空白对照相似，并且没有施肥.自来水TP含量很低，实验组出水TP的主要来源为基质中的厌氧稳定污泥^[27].不含给水厂污泥的B、C、Z装置TP大量淋出，出水平均浓度均超过1.0mg·L^-1，与Berndtsson等^[28]搭建的施肥粗放型绿色屋顶装置出水TP浓度相近. S、Ⅰ1、Ⅰ2装置出水TP平均浓度均在0.37mg·L^-1左右，显著低于B、C、Z装置.另一方面，从出水TP的变化过程看，B、C、Z装置的出水TP先下降，之后持续上升，浓度约为1.0mg·L^-1，实验后期TP浓度不降反升可能与气温升高有关；与之相反，S、Ⅰ1、Ⅰ2出水TP浓度一直低于B、C、Z装置，且后续实验中未发生浓度升高的情况，水质稳定，稳定后浓度可以达到地表水Ⅴ类标准.数据分析表明，S、Ⅰ1、Ⅰ2出水TP浓度与B、C、Z装置有显著性差异(p＜0.05)；S、Ⅰ1、Ⅰ2出水TP浓度中位数小于B、C、Z装置(P＜0.05).另外，就TP累积淋出质量而言，B、C、Z装置TP累计淋出质量平均为46.52 mg，S、Ⅰ1、Ⅰ2装置TP累计淋出质量平均为14.58 mg，较未添加给水厂污泥的装置少68.66%.且由图 1可知，分层结构的Ⅰ2装置TP控制效果最好.因此，给水厂污泥能够有效抑制基质TP的淋出，且不会影响植物对磷的吸收^[29].

图 1

Fig. 1

图 1 各装置出水TP的平均浓度、淋失过程以及累积淋失质量 Fig. 1 Average concentration, leaching process and cumulative leaching loss of total phosphorus

COD和SS的平均浓度及淋出液浓度变化过程见图 2.首次进水，除Ref1和Ref2装置的COD低于50mg·L^-1外，其他实验组COD均高于250mg·L^-1，实验组首次实验COD较高的原因是厌氧稳定污泥含有的大量水溶性有机质随出水淋出^[7].随着实验的进行，所有装置出水COD的浓度可很快下降并稳定在30mg·L^-1左右，优于地表水Ⅴ类水水体要求. Ref2的COD平均浓度略高于Ref1，可能与Ref2基质组成中的稻壳炭及给水厂污泥中含有溶解性有机质有关.数据分析表明，实验组出水COD浓度分组类别相同(P=0.09)，各装置没有显著性差异.木屑经发酵后在夏季性能稳定，未发生降解后COD淋出现象.

图 2

Fig. 2

图 2 各装置出水COD、SS的平均浓度及淋失过程 Fig. 2 Average concentration and leaching process of COD and SS

出水中SS浓度变化情况与COD类似.首次实验各装置出水SS浓度较高，从第二次进水开始，实验组装置出水中SS的浓度稳定在25mg·L^-1左右，后续实验波动很小. Berndtsson等^[30]的研究表明，SS等污染物的来源主要有基质自身以及大气沉降等.实验组装置出水SS质量浓度较低，可能与过滤层材料及实验中各装置的植物长势较好有关^{[27, 31]}.

各个装置出水含N化合物的平均浓度、淋出液浓度变化过程及部分装置NO₃^--N累积淋失质量见图 3.各装置出水TN浓度很高，发生了较为严重的淋出，国外的有研究观察到了类似现象^[32~34].空白对照Ref1和Ref2出流TN平均浓度分别为2.37mg·L^-1和4.16mg·L^-1，这与文献[27, 35]得到的结果类似，可视为没有发生过量淋出.对照基质组成可以推断厌氧稳定污泥为TN淋失的主要来源.

图 3

Fig. 3

图 3 各装置出水含氮物质的平均浓度、淋失过程及累积淋失质量 Fig. 3 Average concentration, leaching process, and cumulative leaching loss of nitrogenous compounds

除Ⅰ2装置外，其他装置的NH₄⁺-N首次实验时存在大量淋出，首次实验出水TN几乎全部为NH₄⁺-N，NO₃^--N浓度很低.厌氧稳定污泥中包含有机氮和无机氮，其中无机氮主要存在形式是NH₄⁺-N，占到TN的18.4%^[7]，首次实验的实验结果与厌氧稳定污泥的特征相符.从第二次实验开始，出水NH₄⁺-N浓度急剧下降，NO₃^--N上升，出水中TN几乎全为NO₃^--N，之后的实验出水中NH₄⁺-N浓度一直小于1.00mg·L^-1.产生这个现象的原因可能是在进水的间隔期，NH₄⁺-N在合适的环境中通过硝化作用转化为NO₃^--N，这与文献[33, 36]的实验结果类似.从装置类型方面看，含有沸石的装置出水NH₄⁺-N平均浓度明显低于不含沸石的装置，沸石对NH₄⁺-N有一定的控制效果，且主要作用为能够抑制首次实验出水中NH₄⁺-N的浓度，这应该与沸石能够吸附NH₄⁺有关^[37~39].同时，Ⅰ2装置首次实验NH₄⁺-N浓度明显低于其他装置，并且在后续实验中没有波动，表明分层结构有助于控制NH₄⁺-N. NH₄⁺-N的淋出主要发生在实验初期，若实验初期进水的水量控制在不超过满足基质的田间持水度需要，不同组成的基质都能避免NH₄⁺-N的淋出.因此，就控制NH₄⁺-N淋出而言，沸石的作用不大.

从第2次进水开始，出水中NO₃^--N浓度急剧增加.第8次实验开始出水中NO₃^--N浓度升高，这与环境温度升高，加速了厌氧稳定污泥中有机氮的矿化有关^[40]，NO₃^--N来源主要是有机氮的矿化和NH₄⁺-N的硝化.实验装置的出水NO₃^--N平均浓度在20~30mg·L^-1之间，国外^{[33, 34]}的施肥型绿色屋顶实验也报道了类似的结果，甚至更高，因此，就氮淋出而言，使用厌氧稳定污泥与直接施肥类似. 图 3表明，C、Ⅰ1、Ⅰ2(含生物炭装置)NO₃^--N浓度要低于B、S、Z(不含生物炭装置).数据分析表明，含生物炭装置与不含生物炭装置出流NO₃^--N浓度存在显著性差异(P＜0.05)，含生物炭装置NO₃^--N浓度中位数低于不含生物炭装置(P＜0.05).就NO₃^--N累积淋出质量而言，含生物炭装置累计淋出质量明显小于对照组B，累积淋失质量比B装置平均少28.86%.另外，为确定稻壳炭用量的影响，本实验设计了C′装置，C′稻壳炭的用量是C组的2倍(2%质量比)，其他配比组成与C组相同.实验结果表明，C′组NO₃^--N累积淋出质量比C组少20.66%.增加稻壳炭用量能够降低出流中NO₃^--N浓度，同时改善装置的水文效果，进而减少累积淋失质量.但兼顾基质中营养物质含量与NO₃^--N淋出的合理配比有待进一步研究.

出水TN的变化过程总体呈波动下降的趋势，历次实验(NH₄⁺-N+NO₃^--N)/TN的平均值为88.42%，分析可知，TN淋失的主要原因是NO₃^--N的淋出，Collins等^[41]报道了类似的结果.

各模拟装置的TN含量测定结果见图 4，据此对实验前后基质中TN数据进行平衡分析，平衡式如下.

输入装置TN=输出装置TN+装置残留TN+差值Δ，即：

进水TN+实验前各基质TN=植物体TN+淋出TN+基质残留TN+差值Δ

图 4表明，各个实验装置经过总计650 mm暴雨规模的模拟降雨淋洗后，残留TN依然占输入TN一半以上.添加了稻壳炭的复合基质淋失氮百分比略低于不含稻壳炭的装置，残留TN也略高于不含稻壳炭的装置，其中Ⅰ2的淋失TN百分比最小，进一步体现出基质分层的优势.实验组装置(不包括空白对照)实验前后TN差值Δ产生的原因可能是部分NO₃^--N在合适的环境下经反硝化生成N₂进入大气而被永久去除，木屑可能对反硝化过程有促进作用^{[42, 43]}.

图 4

Fig. 4

图 4 各装置出水TN平衡关系 Fig. 4 Total nitrogen balance in effluent of each unit

上海市年平均降雨量为1 132.9 mm，其中小雨、中雨、大雨、暴雨的年均降雨总量分别为263.5、341.3、293.0、235.0 mm.其特点是小雨和中雨最多，降雨量占年总降雨量的53.38%^[44].上海市的大雨和暴雨的年平均降雨总量之和低于模拟降雨总量.另外，粗放型绿色屋顶在上海地区实际降雨条件下有很好的水文控制效果，10cm厚度的粗放型绿色屋顶对降水量的平均削减率可以达到68.8%^[23].由上述分析可知，实际降雨条件下，小雨、中雨的水量基本能够被装置滞留，不会发生出流；大雨和暴雨的年平均降雨总量之和低于模拟降雨总量，实际条件下1a的降雨造成的营养物质淋出量不会高于模拟实验.因此，实际降雨条件下使用厌氧稳定污泥与补充吸附介质，装置所含氮素1年后仍能保留大部分，能够有效保证植物较为长期生长的需要.

植物栽种时间为2016年5月11日，收割日期为2016年9月12日，生长时间4个月，主要为夏季.实验期间，对照组Ref1与Ref2装置植物不能正常生长，覆盖度及鲜物质量与实验开始时相近.其余实验装置植物长势旺盛，实验前后植物平均增重808%，覆盖度达到100%.

(1) 不添加污水厂厌氧稳定污泥的空白组植物无法正常生长，含有厌氧稳定污泥的实验组植物长势旺盛，在4个月的实验周期内，植物平均增重808%，覆盖度达到100%.

(2) 给水厂污泥能够有效地抑制厌氧稳定污泥中的TP淋出，出水TP平均浓度满足地表Ⅴ类水体标准.

(3) 厌氧稳定污泥提供植物养分的同时会造成严重的NO₃^--N淋失，NO₃^--N主要来源为厌氧稳定污泥中有机氮的矿化和NH₄⁺-N的硝化.运行初期控制进水量不超过补足基质的田间持水度，可避免含厌氧稳定污泥的基质中NH₄⁺-N的淋出.

(4) 稻壳炭作为基质成分对NO₃^--N的淋出有一定控制作用，且增加稻壳炭的用量能够提升控制效果.栽培介质与过滤净化介质分层铺设有助于减少营养物质淋出.

(5) 经夏季4个月进水650 mm的实验过程，复合基质中残留TN占初始TN的一半以上.在以中小降雨为主的实际降雨条件下，基质中厌氧稳定污泥所含N素营养物可以维持1 a以上，可满足植物较长时间的生长需求.