2019, Vol. 40
干植草沟可有效削减径流峰值流量和峰现时间, 去除道路径流中污染物, 被广泛用于道路径流的处理[1~4].干植草沟对道路径流污染物的去除机制与生物滞留类似[5, 6], 后者已得到大量研究[7~10].常规的生物滞留设施, 氮素的生物转化过程主要发生在落干期[9, 11], 进水期截留在基质层内的有机氮和NH4+-N在落干期会发生氨化和硝化作用, 造成基质层中NO3--N累积[9]；不设饱水层的生物滞留设施容易出现NO3--N淋失现象[9, 12].在干植草沟现场设施中也观测到类似的现象, 并且氮素释放现象在夏季尤其明显[4, 13].基质层厚度是影响生物滞留设施水文及水质控制效果的关键因素, 厚度增加有利于提高NO3--N去除效果[14, 15], 因此常见的生物滞留设施的基质层厚度一般要求不低于70 cm[16].基质层中添加高C/N有机质可以提高生物滞留设施对NO3--N的去除效果[7, 17, 18]. Wan等[18]发现添加大量木屑的生物滞留模拟柱对TN的去除率超过80%, 反硝化作用主要发生在进水期, 但使用人工配水作为进水, 不能很好代表真实道路径流；Wan等[19]以生物滞留现场设施处理真实道路径流, TN去除率仅有34%.
长三角地区地下水位高, 为防止污染地下水, 干植草沟设施出水需经排水管收集后排入市政雨水管道, 并在设施底部铺设防渗层.该地区地面高程与圩区河网常水位之间高差一般仅80 cm, 为降低暴雨季节河水倒灌进入设施的风险, 宜采取较浅的基质层厚度, 并将排水管上弯.而较浅的基质层厚度不利于设施脱氮, 因此需要考察在上述不利条件下实现干植草沟强化脱氮的可能性.本文搭建了不同结构和介质组成的模拟柱, 在厚度仅30 cm的基质层添加较多发酵木屑, 以利用进水期的脱氮作用；并设置上弯管在设施底部形成饱水层以期进一步提高设施脱氮能力.本研究以接近实际道路径流的半人工道路径流作为进水, 考察各模拟柱在不利运行条件下的氮素去除效果, 评价浅基质层干植草沟强化道路径流脱氮效果的可行性, 分析氮素转化与去除机制, 以期为干植草沟在高地下水位、低地面高程地区的强化脱氮应用提供技术支持.
1 材料与方法 1.1 实验装置6个干植草沟模拟柱置于透明阳光棚下, 保证模拟柱处于与当地气候、光照、温度一致的条件, 同时避免天然降雨影响[12].模拟柱为内径150 mm、高700 mm的有机玻璃柱.植物为果岭草混播黑麦草.除上端100 mm蓄水区外, 柱外壁敷黑色遮光膜以防止藻类滋生.在模拟柱300、400和600 mm介质深度处分别设置采样口(依次记为D-300、D-400和D-600)用于分层取样.模拟柱侧壁设置上弯排水管, 上弯高度等于对应模拟柱内砾石排水层深度, 砾石排水层通常处于饱水状态.本实验装置见图 1和图 2.
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图 1 模拟柱结构示意 Fig. 1 Schematic diagrams of dry grass swale columns |
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图 2 模拟柱实物装置 Fig. 2 Photograph of dry grass swale columns |
模拟柱介质为双层或三层结构.基质层厚度为300 mm, 均由20%表层土、78%黄砂和2%发酵木屑(质量比)组成, 添加发酵木屑以形成进水期发生脱氮的环境.过渡层厚度为100 mm, 骨架填料为浮石, 具备较好的持水性能[20, 21].砾石排水层厚度为300 mm(双层结构)或200 mm(三层结构), 起到结构支撑、保障排水和落干期蓄水的作用.根据过渡层或砾石排水层使用的碳源种类以及饱水层深度对模拟柱编号(表 1). CCNS(Column-Coir-No Submerged)未设置饱水层；CNC-300(Column-No Carbon)设置饱水层但其中未放置碳源, 评价饱水层进一步提高设施脱氮能力的可行性；CW-300(Column-Woodchip)和CB-300(Column-Biochar)的饱水层分别放置发酵木屑或生物炭(竹炭), 与CNC-300对比, 评价饱水层添加碳源对设施脱氮能力的影响；CC-200(Column-Coir)和CN-200(Column-Newspaper)设置过渡层并在其中分别放置椰棕丝或报纸, 与CW-300对比, 评价碳源添加位置对设施脱氮效果的影响.
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表 1 过渡层和砾石排水层结构和介质组成(质量比) Table 1 Structure and media composition of the transition layer and the drainage layer (expressed as the mass ratio) |
1.2 实验用水与实验操作
以自来水冲洗市区路面, 并在收集到的径流中添加少量NH4Cl补充NH4+-N含量, 获取半人工道路径流作为实验进水, 调整后的进水污染特征与上海城市道路径流相近[22].
宁静[23]以雨量大于0.5 mm为有效降雨, 计算得到上海市降雨事件的间隔平均值为71.36 h.笔者以雨量大于2 mm的降雨事件为考察对象, 分析了相同的降雨样本, 确定典型降雨间隔为170 h(95 th百分位数).考虑到短周期为脱氮作用的不利条件, 选择实验运行周期为3 d.实验开始前以自来水淋洗模拟柱, 直至出水污染物浓度稳定.正式实验共分2个阶段(表 2).阶段2分层采集水样, 以考察模拟柱内氮素去除过程.使用蠕动泵进水, 流速为1.0 L·h-1(5.66 cm·h-1), 每次进水时间为5 h.
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表 2 实验进水水质和运行方式1) Table 2 Characteristics of influent water and operation schemes |
若干植草沟服务面积比取10%(下限值), 流量径流系数取0.9, 则5 L进水量相当于设计降雨量31 mm, 该降雨量在上海市对应的年径流总量控制率大于80%, 超过文献[24]的要求.同时, 上海市降雨强度平均值为1.70 mm·h-1[23], 由上述参数计算可知, 对于实际应用的干植草沟设施, 进水流速5.66cm·h-1为不利条件.
以塑料桶收集设施出水, 混匀后取1 L水样备用.在阶段2, 每次进水之前, 收集饱水层中的积水评价落干期水质变化.待模拟柱储水排空后, 启动蠕动泵, 依次收集D-300、D-400和D-600出水, 分别视为进水仅通过基质层、通过基质层和过渡层、通过整个模拟柱的出水.水样在4℃的冰箱中保存, 24 h内完成水质指标检测.
1.3 水质检测方法与数据处理水质检测指标包括TN、NO3--N、NH4+-N、COD、有机氮(Org-N)和TKN, 均采用国家标准检测方法进行检测. Org-N和TKN经计算得到.由于进、出水中NO2--N均未检出, Org-N=TN－NH4+-N－NO3--N. TKN=Org-N+NH4+-N.使用ORP去极化法铂复合电极(CD-2A型, 南京传滴仪器设备有限公司)测定介质不同深度处的ORP, 使用HOBO含水率仪(HoBo TMS-SMC-M005, Onset Computer Corporation, USA)测定介质体积含水率, 数据采集间隔均为60 min.使用Vario EL Ⅲ元素分析仪(Elementar Co. Ltd., Hanau, Germany)测定发酵木屑和竹炭的C/N.
采用SPSS 20和OriginPro 8.0软件进行数据处理.结果表明, 在0.05水平下, 所有指标进、出水质量浓度数据均符合正态分布, 但方差不齐, 故对模拟柱进、出水污染物质量浓度进行显著性分析时统一采用单因素方差分析(ANOVA)中的Games-Howell检验.在0.05水平下, 部分指标去除率数据不符合正态分布, 故对不同模拟柱的污染物去除率进行显著性分析时统一采用非参数检验中的Mann-Whitney U检验.
2 结果与讨论 2.1 模拟柱对氮素的去除效果阶段1各模拟柱进、出水水质监测结果见图 3.
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图 3 各模拟柱进、出水氮素和COD质量浓度分布情况 Fig. 3 Concentrations of different nitrogen species and COD in influent and effluent of the columns |
为达到稳定的脱氮效果, 生物滞留设施通常采用较大的基质层厚度[10]. Davis等[25]认为氧气难以进入较深的基质层, 因此厚基质层可创造适合反硝化的缺氧环境. Lucke等[26]对基质层厚度为100 cm的生物滞留池进行研究, 运行10年后的设施对TN的去除率仍可达48%.然而在地下水位高、河道常水位与地面高程接近的地区, 宜采用浅基质层设施.本文以接近实际道路径流的半人工道路径流作为进水, 在不利进水流速和降雨间隔条件下, 各模拟柱出水TN和NO3--N平均质量浓度均显著低于进水(P < 0.05).设置饱水层的模拟柱对TN的去除率范围在67%~78%, 均显著高于CCNS的值(P < 0.05), 表明在运行参数相对实际应用环境不利的条件下, 浅基质层生态设施的基质层添加较多发酵木屑同时设置饱水层可实现良好的脱氮效果.
CW-300对NH4+-N的去除率显著低于CNC-300(P < 0.05), 且CW-300出水COD平均质量浓度为68 mg·L-1, 明显高于其他设置饱水层的模拟柱, 这暗示CW-300饱水层放置的发酵木屑降解淋出是导致NH4+-N和COD去除效果差的原因, 国内外相关研究也报道了类似的现象[17, 18, 27, 28].因此, 易降解有机质不宜放置于饱水层.饱水层放置生物炭的CB-300对TN和NO3--N的去除率显著高于CW-300的值(P < 0.05), 且CB-300出水COD平均质量浓度仅为30 mg·L-1, 这是由于生物炭的C/N(202.8)远高于发酵木屑(42.9), 生物炭氮素含量较低且不易降解[29, 30].有机质放置于过渡层的CC-200和CN-200出水COD平均质量浓度均低于30 mg·L-1, 出水NH4+-N平均质量浓度低于CW-300的值, 表明放置于持水性过渡层的椰棕丝和报纸不易过度降解, 可避免COD和NH4+-N淋失.
2.2 氮素去除过程分析阶段2为除氮机制实验, 根据各模拟柱分层取样氮素平均质量浓度, 绘制CCNS、CNC-300、CC-200和CN-200不同运行时刻、介质不同深度处出水氮素平均质量浓度变化图(图 4), 考察氮素在模拟柱内的转化过程.未设饱水层的CCNS仅分析进水期氮素变化过程.
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图 4 模拟柱内氮素去除过程 Fig. 4 Removal process of different nitrogen species in the columns |
由图 4, CCNS、CNC-300、CC-200和CN-200在进水期均可有效去除NH4+-N和NO3--N, 且去除过程主要发生在基质层(表 3).这表明NH4+-N可通过基质的吸附和离子交换作用被截留, NO3--N大部分可在添加较多发酵木屑的较浅基质层去除.木屑为基质层反硝化提供了充足碳源, 同时木屑降解使孔隙水内溶解氧浓度下降, 使基质层在进水期处于缺氧状态(图 5), 进水中NO3--N在进水期即通过反硝化作用被去除.进水中大部分TKN被截留在基质层内(图 4).在落干期, 基质层含水率逐渐下降, ORP迅速升高(图 5), Wan等[18]报道了类似的ORP变化过程.截留的TKN在落干期通过氨化和硝化作用转化为NO3--N, 并滞留在基质层内, 基质层对TKN的截留去除能力得以恢复.在下一次进水期, 由TKN转化的NO3--N和进水中NO3--N主要在基质层通过反硝化作用被去除. 图 4表明各模拟柱对TN的去除过程主要发生在进水期, 且在基质层即被大量去除, 表明添加较多发酵木屑的基质层在进水期可以有效脱氮.
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表 3 模拟柱分层取样NO3--N和NH4+-N平均质量浓度1)/mg·L-1 Table 3 Average concentrations of nitrate and ammonia nitrogen for stratified sampling in the columns/ mg·L-1 |
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图 5 模拟柱不同介质深度处体积含水率和ORP变化情况(2018年) Fig. 5 Volumetric water content and ORP values at different depths of the columns in 2018 |
CNC-300基质层出水NO3--N平均质量浓度低于CCNS的对应值(表 3), 原因是设置饱水层的CNC-300基质层体积含水率在落干期可长期维持在接近田间持水度的较高水平(图 5), 微生物在落干期仍可保持一定活性, 这有利于进水开始后反硝化反应迅速恢复. Morse等[31]的研究也表明维持较高的含水率有利于保持基质内反硝化微生物活性.进水开始后, 基质层ORP快速下降达到缺氧状态并维持较长时间, 从而保证进水期反硝化脱氮效果. Waller等[7]报道了设置饱水层的生物滞留设施顶部10 cm反硝化基因丰度高于设施底部10 cm, 设置饱水层有利于表层基质在降雨期发生反硝化.未设饱水层的CCNS基质层内毛细水蒸发迅速, 使得落干期的体积含水率低于田间持水度, 对基质层中微生物产生胁迫作用. CCNS基质层ORP在进水期下降缓慢, 进水结束后快速上升, 维持缺氧状态的时间较短, 这不利于设施反硝化脱氮.上述现象表明, 对于基质层添加较多发酵木屑的浅基质层生态设施, 设置饱水层可进一步提高基质层在进水期的脱氮能力.
CNC-300落干期结束时刻的出水NO3--N平均质量浓度低于进水期结束时刻的值(表 3), 原因是该模拟柱砾石排水层在落干期处于饱水状态, 具备反硝化所需的缺氧环境(图 5), 且该层积水中含有进水中残留和基质层淋失下来的有机质作为碳源(COD平均质量浓度为14 mg·L-1), 表明设置饱水层可提高设施在落干期的脱氮能力.与CNC-300相比, CW-300砾石排水层对TN的去除效果较差, 原因是饱水层的发酵木屑长期浸泡降解, 导致落干期NH4+-N质量浓度明显上升(表 3).这表明饱水层放置有机质可能降低设施的脱氮效果, 尽管较多易降解碳源的存在促进了反硝化作用.
CC-200和CN-200基质层出水NO3--N平均质量浓度均低于CCNS的对应值(表 3), 原因是CC-200和CN-200通过设置持水性能良好的过渡层, 使基质层体积含水率在落干期也可维持在相对较高水平(18%左右), 在进水期可快速达到缺氧状态并维持较长时间(图 5).在一个完整的运行周期内, CC-200和CN-200的砾石排水层对NO3--N的平均去除率分别为17%和23%, 高于CNC-300的对应值(6%), 这是由于进入CNC-300饱水层的碳源有限, 而CC-200和CN-200的持水性过渡层放置了大量有机质, 在进水期可降解、释放有机质并进入饱水层(COD平均质量浓度分别为27 mg·L-1和32 mg·L-1), 可为落干期饱水层反硝化提供充足碳源.与CW-300不同, CC-200和CN-200的过渡层在落干期未处于淹没状态, 避免了有机质持续降解淋出.因此, 设置持水性过渡层并在其中放置有机质可以有效平衡饱水层碳源补给和控制有机质淋失的问题.
3 结论(1) 在运行参数相对实际应用环境更为不利的条件下, 基质层厚度仅30 cm的干植草沟模拟柱, 通过在基质层添加较多发酵木屑同时设置饱水层, 实现了良好的脱氮效果, TN去除率范围达到67%~78%.
(2) 基质层添加较多发酵木屑的模拟柱对TN的去除过程主要发生在进水期, 且在基质层即被大量去除.
(3) 设置饱水层不仅可提高设施在落干期的脱氮能力, 而且使基质层体积含水率在落干期长期维持在接近田间持水度水平, 保证较浅的基质层保持湿润、维持微生物活性, 在进水期快速恢复缺氧环境, 保证了基质层在进水期的脱氮效果.
(4) 饱水层在落干期的脱氮效果受碳源添加位置影响.不放置有机质的饱水层在落干期具备微弱的脱氮能力, 有机质直接放置在饱水层易造成降解产物COD和NH4+-N的淋出.设置持水性过渡层并将有机质放置于过渡层可以保证饱水层的碳源供给与脱氮效果, 同时避免有机质降解淋出.
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