改良填料折流式生物滯留系統(tǒng)對(duì)雨水中氮磷削減的效果

冉陽(yáng)，付崢嶸*，馬滿英，王冶，葉青勇

1.湖南工業(yè)大學(xué)土木工程學(xué)院

2.湖南智謀規(guī)劃工程設(shè)計(jì)咨詢(xún)有限責(zé)任公司

海綿城市的出現(xiàn)為城市的排水模式提供了新思想，而生物滯留池是海綿城市建設(shè)中一項(xiàng)重要的措施，生物滯留池的建設(shè)不僅可以逐步完善城市排水系統(tǒng)的基礎(chǔ)設(shè)施，減少地表徑流量，降低洪澇災(zāi)害發(fā)生的幾率，而且下滲儲(chǔ)蓄的水可以補(bǔ)充地下水，調(diào)節(jié)城市小氣候，預(yù)防城市“熱島效應(yīng)”的發(fā)生[1-3]。城市道路雨水徑流中往往含有各種金屬離子、高濃度的有機(jī)污染物和懸浮顆粒物，而未經(jīng)處理的含高濃度氮、磷污染物的道路雨水排入湖泊、河流等水體中容易引起水體富營(yíng)養(yǎng)化，進(jìn)而導(dǎo)致水生生態(tài)系統(tǒng)破壞。因此，研究生物滯留設(shè)施以降低城市道路雨水徑流污染物具有重要意義[4-6]。

傳統(tǒng)的生物滯留池在實(shí)際運(yùn)行中，對(duì)城市道路雨水徑流中氮、磷污染物的去除效果不理想[7-9]。已有研究表明，傳統(tǒng)生物滯留池可以去除29%～99%的總懸浮物（TSS）和98%的油污，還能有效去除98%～99%的鋅、銅和81%的鉛等重金屬[10-12]，但由于其填料中磷的本底值較高且對(duì)磷的吸附能力較低，導(dǎo)致對(duì)雨水徑流中總磷去除效果較差。此外，傳統(tǒng)生物滯留池內(nèi)部無(wú)法形成缺氧環(huán)境，會(huì)導(dǎo)致微生物的反硝化作用受到限制，雖然對(duì)有機(jī)氮的氨化、氨氮的硝化作用幾乎不受影響，但會(huì)導(dǎo)致硝態(tài)氮的去除率較低。由于傳統(tǒng)的生物滯留池對(duì)氮、磷污染物去除效果不理想，阻礙了生物滯留設(shè)施的普及應(yīng)用[13-15]。為了加強(qiáng)生物滯留池對(duì)氮、磷污染物的去除效果，國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)生物滯留填料進(jìn)行了大量的研究。Zhang等[16]探究了添加活性炭和生物炭等吸附材料對(duì)生物滯留系統(tǒng)性能恢復(fù)的影響，發(fā)現(xiàn)添加吸附材料不能有效改善城市雨水徑流中氮和化學(xué)需氧量（COD）的去除，但可以改善磷的去除性能；潘偉亮等[17]以火山巖和海綿鐵作為生物滯留系統(tǒng)填料，分析了徑流污染物在系統(tǒng)中去除效果的季節(jié)變化，發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)中總氮、總磷和磷酸鹽的去除率受季節(jié)影響較小，但氨氮、硝態(tài)氮和總有機(jī)碳（TOC）去除率受季節(jié)影響較大；王前朋等[18]探究了發(fā)酵木屑、腐熟落葉、泥炭土3種外加碳源對(duì)生物滯留系統(tǒng)水力性能和水質(zhì)凈化效果的影響，發(fā)現(xiàn)外加腐熟落葉對(duì)滲透系數(shù)的提升效果最顯著，且是否外加碳源不影響NO3--N的最終去除率?？梢?jiàn)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者非常注重對(duì)改良填料的研究，卻很少對(duì)包括填料和結(jié)構(gòu)在內(nèi)的整個(gè)生物滯留系統(tǒng)的改良進(jìn)行研究。為了進(jìn)一步提高生物滯留池對(duì)雨水徑流中氮、磷污染物去除效果，筆者在已有傳統(tǒng)的生物滯留池基礎(chǔ)上，通過(guò)設(shè)置不同填料和淹沒(méi)出水高度，對(duì)生物滯留池的填料和結(jié)構(gòu)進(jìn)行系統(tǒng)改良，研究改良型生物滯留池對(duì)道路雨水徑流污染物的削減效果，以期為生物滯留系統(tǒng)的推廣與應(yīng)用提供支撐。

1 材料與方法

1.1 填料制備

試驗(yàn)用鋁污泥來(lái)自株洲市自來(lái)水廠，是以鐵、鋁鹽為混凝藥劑的水處理殘?jiān)╓TR），濕度較大，自然風(fēng)干后研磨至粉末狀備用；天然膨脹蛭石來(lái)自當(dāng)?shù)亟ú氖袌?chǎng)。將天然膨脹蛭石用去離子水清洗多次，用1 mol/L鹽酸溶液腐蝕處理，固液分離，水洗至中性，干燥，制得酸改性蛭石；將其用0.1 mol/L硫酸鋁溶液超聲振蕩30 min，浸泡24 h，并滴加0.1 mol/L氫氧化鈉溶液，直至混合液pH呈弱堿性，固液分離，烘干，制得羥基鋁蛭石。將鋁污泥和羥基鋁蛭石均勻混合，加水后充分?jǐn)嚢?，制備成混合狀固體顆粒，于自動(dòng)程控烘箱中干燥，最后在馬弗爐中以500 ℃焙燒3 h，冷卻至室溫，制得羥基鋁蛭石污泥顆粒（HAVSP）。

1.2 試驗(yàn)裝置

1.2.1 生物滯留試驗(yàn)柱設(shè)計(jì)

選擇管徑為400 mm，高度為1 200 mm的塑料圓柱作為生物滯留試驗(yàn)柱，構(gòu)建了傳統(tǒng)填料直流式生物柱（1#）、改良填料直流式生物滯留柱（2#）和改良填料折流式生物滯留柱（3#），其結(jié)構(gòu)如圖1所示。3個(gè)試驗(yàn)柱內(nèi)部均由超高層、含水層（存在于超高層和覆蓋層之間）、覆蓋層、填料層、砂濾層和礫石排水層組成，其中超高層高度為40 mm，設(shè)置溢流管，防止生物滯留池中雨水溢出和便于雨水的及時(shí)排放；覆蓋層高度為70 mm，含水層高度為100 mm，填料層高度為900 mm〔包括種植土壤（250 mm）、上層填料（450 mm）、下層填料（200 mm）〕，砂濾層高度為90 mm，礫石層高度為100 mm。

圖 1 生物滯留試驗(yàn)柱剖面Fig.1 Profile of the biological retention test column

1#柱填料層采用的是傳統(tǒng)填料——沙子，沒(méi)有添加復(fù)合填料；2#柱填料層上層填料為石英砂，下層填料為復(fù)合填料（90%沙+5%木屑+5% HAVSP）；3#柱在2#柱的基礎(chǔ)上進(jìn)行改進(jìn)，在填料層上下層均設(shè)置了聚丙烯折流板，其中上層折板穿孔，下層折板不穿孔，其他與2#柱相同。2#、3#柱上層填料采用的是石英砂，由于其比表面積較大，有利于經(jīng)種植土過(guò)濾后的雨水與石英砂表面充分接觸。

為了滿足《海綿城市建設(shè)技術(shù)指南 低影響開(kāi)發(fā)雨水系統(tǒng)構(gòu)建》（試行）中對(duì)生物滯留池滲透系數(shù)的控制，3#柱上層填料設(shè)置了折流板，其目的如下：1）導(dǎo)流，如圖1（c）中示意的水流方向，避免水集中向一處滲透，增加了水流途徑，有利于均勻滲水；2）適當(dāng)減緩滲透速度，充當(dāng)良好的過(guò)濾介質(zhì)，并有利于上層氨化菌、硝化菌等附著于石英砂表面生長(zhǎng)；3）上層折流板中的橫板可以更好地為下層填料提供相對(duì)厭氧的空間。下層折流板除起到導(dǎo)流作用外，還可在下層填料中形成局部淹沒(méi)深度，與上層折流板中的橫板共同創(chuàng)造一個(gè)相對(duì)的厭氧環(huán)境，有利于反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)和繁殖；同時(shí)，還可增加雨水流經(jīng)的路程，從而增加雨水的停留時(shí)間，有利于脫氮。

在生物滯留柱底部配備穿孔出流排出管道，直徑為25 mm。此外，1#和2#柱出水高度均為0 mm；3#柱設(shè)置了0、150、250、350、450 mm 5個(gè)不同的淹沒(méi)出水高度，通過(guò)不同淹沒(méi)出水高度對(duì)氮、磷的去除效果來(lái)探究折流式生物滯留設(shè)施最佳淹沒(méi)出水深度。各生物滯留池具體填充物見(jiàn)表1。

表 1 各生物滯留試驗(yàn)柱內(nèi)的填充物Table 1 Materials filled in bioretention test columns

收集校園道路雨水徑流作為原雨水，因原雨水中氮、磷等污染物濃度波動(dòng)較大，為了維持道路雨水徑流的理化性質(zhì)穩(wěn)定，向其中加入硝酸鉀、氯化氨和磷酸二氫鉀使污染物達(dá)到一定的濃度。以該模擬水作為試驗(yàn)柱進(jìn)水，共模擬9場(chǎng)降雨：1～3場(chǎng)為低濃度模擬降雨，4～6場(chǎng)為中濃度模擬降雨，7～9場(chǎng)為高濃度模擬降雨。污染物濃度設(shè)置見(jiàn)表2。

表 2 模擬雨水的污染物來(lái)源及濃度Table 2 Sources and concentrations of pollutants in simulated rainwater mg/L

1.3 試驗(yàn)預(yù)處理與運(yùn)行

1.3.1 預(yù)處理

按照表1向?qū)?yīng)試驗(yàn)柱填充填料、校園綠化帶土壤、樹(shù)皮和有機(jī)質(zhì)。因植物麥冬抗旱耐澇，根系較為發(fā)達(dá)，生長(zhǎng)力旺盛，在3個(gè)試驗(yàn)柱種植了相同的植物麥冬。在正式試驗(yàn)之前，為了防止試驗(yàn)柱內(nèi)污染物對(duì)試驗(yàn)結(jié)果造成干擾，使用自來(lái)水對(duì)3個(gè)試驗(yàn)柱進(jìn)行連續(xù)沖刷，直到系統(tǒng)淋洗出來(lái)的水樣中氨氮、磷和硝態(tài)氮濃度降至0.1 mg/L。生物滯留試驗(yàn)柱中的填料需要微生物協(xié)同作用發(fā)生生化反應(yīng)，以實(shí)現(xiàn)對(duì)雨水徑流污染物的去除[19-20]。為了形成穩(wěn)定的微生物系統(tǒng)，取預(yù)處理過(guò)的校園道路雨水徑流澆灌1#、2#和3#試驗(yàn)柱，維持1個(gè)月。接種期間按照一定的干濕周期比進(jìn)行澆灌，使3個(gè)生物滯留柱系統(tǒng)的含氧率和滲透率在每個(gè)周期內(nèi)得到恢復(fù)。

1.3.2 試驗(yàn)運(yùn)行

經(jīng)過(guò)1個(gè)月預(yù)處理，各生物滯留試驗(yàn)柱內(nèi)植物生長(zhǎng)較快，枝葉旺盛，形成了穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)，之后開(kāi)始進(jìn)行模擬降雨試驗(yàn)。分別于2019年11月25日—12月3日進(jìn)行低濃度模擬降雨；12月15—21日進(jìn)行中濃度模擬降雨；2020年1月5—13日進(jìn)行高濃度模擬降雨。每次09:00開(kāi)始降雨，持續(xù)時(shí)間為180 min，進(jìn)水流量為60.59 mL/min。

1.4 分析方法

1#和2#柱僅取0 mm淹沒(méi)出水高度的水樣，3#柱分別取0、150、250、350、450 mm 5個(gè)淹沒(méi)出水高度的水樣。進(jìn)出水水樣直接消解，采用過(guò)硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測(cè)定總氮濃度，采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定測(cè)定總磷濃度，采用酚二磺酸光度法測(cè)定硝態(tài)氮濃度，采用納氏試劑光度法測(cè)定氨氮濃度。

利用掃描電子顯微鏡（SEM，UV-5500PC，上海元析儀器有限公司）觀察HAVSP表面形貌及微觀孔隙結(jié)構(gòu)；采用X射線能譜儀（EDAX，Zeiss Sigma300，上海翔研精密儀器有限公司）分析其元素組成；將HAVSP研磨成粉末狀后與光譜純溴化鉀以質(zhì)量比1∶100混合壓片，利用傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR，NicoletiS10，上海雙旭電子有限公司）進(jìn)行紅外光譜分析（波長(zhǎng)為500～4 000 cm-1）；用X射線衍射（XRD，Ultima Ⅳ，北京嘉德利達(dá)科技有限公司）對(duì)其進(jìn)行分析，確定其礦質(zhì)氧化物組成及含量。

2 結(jié)果與分析

2.1 直流式生物滯留系統(tǒng)對(duì)氮、磷的削減效果

2.1.1 不同形態(tài)氮的去除效果

不同濃度進(jìn)水時(shí)，1#、2#柱出水中不同形態(tài)氮、總磷濃度及去除率如圖2所示。由圖2(a)可知，2#柱在低濃度進(jìn)水時(shí)，出水水質(zhì)較好，總氮平均濃度為1.7 mg/L；在中、高濃度進(jìn)水時(shí)，出水總氮平均濃度分別為3.6、8.0 mg/L。1#柱在低濃度進(jìn)水時(shí)，出水總氮平均濃度為2.1 mg/L；在中濃度進(jìn)水時(shí)，出水總氮平均濃度為4.1 mg/L；在高濃度進(jìn)水時(shí)，出水總氮平均濃度為10.3 mg/L。隨著進(jìn)水濃度的增加，1#、2#柱對(duì)總氮的去除率逐漸降低且去除效果不穩(wěn)定。

由圖2(b)可知，2#柱在低濃度進(jìn)水時(shí)，出水水質(zhì)較好，氨氮平均濃度為0.26 mg/L；在中、高濃度進(jìn)水時(shí)，出水氨氮平均濃度分別為0.53、1.45 mg/L。隨著進(jìn)水濃度增加，2#柱對(duì)氨氮的去除效果比1#柱穩(wěn)定。1#柱在低濃度進(jìn)水時(shí)，出水水質(zhì)較好，氨氮平均濃度為0.38 mg/L；在中、高濃度進(jìn)水時(shí)，出水氨氮平均濃度分別為0.65、1.98 mg/L。隨著進(jìn)水濃度的增加，1#柱對(duì)氨氮的去除效果先上升然后在高濃度時(shí)明顯下降。

由圖2(c)可知，1#和2#柱對(duì)硝態(tài)氮的去除效果無(wú)顯著差別，在低濃度進(jìn)水時(shí)，2個(gè)試驗(yàn)柱對(duì)硝態(tài)氮的平均去除率低于30%；在中濃度進(jìn)水時(shí)，硝態(tài)氮的平均去除率低于35%；在高濃度進(jìn)水時(shí)，硝態(tài)氮的平均去除率低于40%。隨著進(jìn)水濃度的升高，2個(gè)試驗(yàn)柱對(duì)硝態(tài)氮的去除率不斷增加，但出水水質(zhì)仍然較差，表明僅僅采用HAVSP改良填料并不能有效提升硝態(tài)氮的去除效果。

2.1.2 總磷的去除效果

不同濃度進(jìn)水時(shí)，1#和2#柱的出水總磷濃度如圖2(d)所示。由圖2(d)可知，2#柱在低、中、高濃度進(jìn)水時(shí)，出水水質(zhì)較好，總磷去除率高于92%；而1#柱對(duì)總磷的最高去除率為67.2%，最低為37.3%。隨著進(jìn)水濃度增加，2#柱對(duì)總磷的去除效果略微上升且較穩(wěn)定。1#柱則在中濃度進(jìn)水時(shí)對(duì)總磷的去除率較高，但隨著進(jìn)水濃度的上升，總磷去除率顯著下降且不穩(wěn)定。

圖 2 1#和2#柱出水不同形態(tài)氮與總磷濃度及去除率Fig.2 Concentrations and removal rates of different forms of nitrogen and total phosphorus of 1# and 2# test column effluent

2.1.3 2種直流式生物滯留系統(tǒng)削減效果對(duì)比

1#柱對(duì)道路雨水徑流中總氮的去除率為30%～50%，2#柱為50%～62%。與1#柱對(duì)比，2#柱的出水水質(zhì)得到一定提升，主要原因：1）使用的復(fù)合填料不同，其對(duì)總氮的吸附性能也不同，傳統(tǒng)的生物滯留試驗(yàn)柱填料層僅為沙子，而改良生物滯留試驗(yàn)柱填料層將沙替換成了石英砂和添加含有大量的鐵、鋁等金屬離子的HAVSP，從而增強(qiáng)了對(duì)總氮的吸附性能。2）填料不同導(dǎo)致2個(gè)生物滯留試驗(yàn)柱的滲透率不同，下層填料中含有的復(fù)合填料能降低滲透率，增加水力停留時(shí)間，從而使模擬徑流雨水與填料得以充分接觸。

1#柱對(duì)氨氮的去除率為48%～70%，2#柱為63%～80%，2#柱對(duì)氨氮的去除效果優(yōu)于1#柱，這是因?yàn)橥ㄟ^(guò)HAVSP改良填料可以提高對(duì)氨氮的去除率。此外，在高濃度進(jìn)水條件下，1#、2#柱出水水質(zhì)均明顯下降，這說(shuō)明生物滯留試驗(yàn)柱對(duì)中、低氨氮濃度模擬徑流雨水具有較好的去除效果。

1#、2#柱對(duì)硝態(tài)氮的去除率為12%～40%，對(duì)硝態(tài)氮的去除效果均不好。隨著進(jìn)水濃度的增加，2個(gè)試驗(yàn)柱出水水質(zhì)均有所改善，說(shuō)明進(jìn)水中硝態(tài)氮濃度升高，能適當(dāng)提升生物滯留試驗(yàn)柱對(duì)硝態(tài)氮的去除效果，但出水水質(zhì)仍然較差，表明僅僅采用HAVSP改良填料并不能有效提升硝態(tài)氮的去除率。

1#柱對(duì)道路雨水徑流中總磷去除率為36%～65%，2#柱則達(dá)到92%，相較1#柱，2#柱除磷效果明顯提升。此外，2#柱對(duì)總磷的去除效果較為穩(wěn)定，表明適當(dāng)水質(zhì)波動(dòng)對(duì)2#柱去除效果幾乎沒(méi)有影響，但對(duì)1#柱的去除效果影響較大，這說(shuō)明改良填料比傳統(tǒng)填料直流式生物滯留池對(duì)水質(zhì)波動(dòng)有更好的抗沖擊能力。

2.2 折流式生物滯留系統(tǒng)對(duì)氮、磷的削減效果

2.2.1 不同形態(tài)氮的去除效果

3#柱不同淹沒(méi)出流高度出水中各形態(tài)氮濃度及去除率如圖3所示。由圖3(a)可知，在0 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，總氮去除率總體呈逐漸降低趨勢(shì)；在150、450 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，總氮去除率先增加后迅速降低；在350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，總氮去除率先略微降低后平緩增加。進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)時(shí)，350 mm淹沒(méi)出流高度3#柱運(yùn)行最為穩(wěn)定，總氮去除率最高可達(dá)76%；其他淹沒(méi)出流高度，隨著進(jìn)水濃度的增加，去除效果逐漸變差。

由圖3(b)可知，在0 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，氨氮去除率下降較為明顯；在其他淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，氨氮去除率先略微增加后下降較明顯。隨著水質(zhì)波動(dòng)，各淹沒(méi)出流高度的抗沖擊力偏弱。在中濃度進(jìn)水時(shí)，各淹沒(méi)出流高度氨氮的去除效果都較好且差異不明顯，但在0 mm淹沒(méi)出流高度氨氮的去除效果最好，去除率為78%。這是因?yàn)樵谠摳叨葧r(shí)，填料中含氧量較高，硝化細(xì)菌進(jìn)行的硝化反應(yīng)較強(qiáng)，因此對(duì)氨氮去除率較高；隨著淹沒(méi)出流高度增加，填料中含氧量逐漸降低，硝化反應(yīng)逐漸減弱，導(dǎo)致對(duì)氨氮去除率下降。

由圖3(c)可知，在0 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，硝態(tài)氮去除率不斷上升；在150和250 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，硝態(tài)氮去除率先上升后下降；在350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，硝態(tài)氮去除率無(wú)明顯變化；在450 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，硝態(tài)氮去除率先平衡，后明顯下降?？梢?jiàn)，在350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)對(duì)硝態(tài)氮的去除效果無(wú)較大影響，此時(shí)系統(tǒng)的抗性較強(qiáng)。

隨著淹沒(méi)出流高度（0～350 mm）的增加，3#柱對(duì)硝態(tài)氮的去除效果不斷增加，硝態(tài)氮去除率最高可達(dá)77%。但到一定的淹沒(méi)出流高度（350 mm），對(duì)硝態(tài)氮的去除效果反而下降。提升出水水位后會(huì)增加淹沒(méi)區(qū)域體積，導(dǎo)致缺氧區(qū)體積增多，但在450 mm出水水位條件下，池內(nèi)部長(zhǎng)期形成的淹沒(méi)水位線已位于上層填料底部以上60 mm處，再加上上層填料中折流板的設(shè)置，會(huì)導(dǎo)致上層填料中不利于氨氮向硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化。450 mm出水水位完全淹沒(méi)了整個(gè)下層介質(zhì)，下層折流板的作用不明顯，不能在填料層中形成相對(duì)的上層好氧、下層厭氧的條件，從而阻礙了脫氮中硝酸鹽氮的來(lái)源。在350 mm出水水位時(shí)，池內(nèi)的淹沒(méi)水位線正好位于下層折流板，此時(shí)的淹沒(méi)水位線正好能使下層折流板發(fā)揮最大作用。所以在350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)對(duì)硝態(tài)氮的去除效果最好，在0 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)對(duì)硝態(tài)氮的去除效果最差。

2.2.2 總磷的去除效果

3#柱不同淹沒(méi)出流高度出水總磷濃度及去除率如圖 3（d）所示。由圖3(d)可知，在 0、150、250和350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度增加，總磷的去除率變化不顯著；在450 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，隨著進(jìn)水濃度的增加，總磷的去除率總體趨勢(shì)是顯著上升后趨于穩(wěn)定。在0、150、250和350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，總磷的去除率都高于90%，但在450mm淹沒(méi)出流高度時(shí)，總磷的去除效果相比于其他淹沒(méi)出流高度有較明顯的降低。說(shuō)明只有淹沒(méi)出流高度達(dá)到一定值時(shí)才會(huì)對(duì)總磷的去除效果有顯著影響，而在低于這個(gè)高度時(shí)對(duì)總磷的去除效果無(wú)較大影響。在0 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)總磷去除效果最好，去除率為96%。這是因?yàn)檠蜎](méi)出流高度增加，會(huì)導(dǎo)致溶解氧濃度的降低，淹沒(méi)高度越高，含氧量越低，影響聚磷菌好氧吸磷，加上可能填料本身有磷的析出，導(dǎo)致總磷的去除效果逐漸降低。

圖 3 3#柱不同淹沒(méi)出流高度出水各形態(tài)氮與總磷濃度及去除率Fig.3 Concentrations and removal rates of different forms of nitrogen and total phosphorus in effluent at different submerged outflow heights of 3# test column

2.3 HAVSP理化性質(zhì)分析

HAVSP掃描電鏡圖如圖4所示。由圖4（a）可知，在低倍鏡下HAVSP表面形態(tài)呈蜂窩狀， 顆粒呈不規(guī)則排列，具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)和大的比表面積；由圖4（b）可知；在高倍鏡下HAVSP表面疏松多孔，孔隙較大，具備較高的比表面積。HAVSP有粗糙的表面和緊密的微孔結(jié)構(gòu)，可以為生物膜的生長(zhǎng)提供理想環(huán)境，且HAVSP比表面積較大，利于微生物的生長(zhǎng)，提高對(duì)氮、磷的吸附效果[21-22]。

HAVSP的X射線能譜儀結(jié)果如表3所示。由表3可知，HAVSP主要由Fe、Si、Al等元素組成，且Fe、Al等金屬離子占比較大，其中Al占比為8.21%，F(xiàn)e占比為6.12%。HAVSP中的Al以無(wú)定型形態(tài)存在，可以有效地增加水體中對(duì)磷的吸附離子交換能力及促使化學(xué)沉淀的發(fā)生，并且Al離子作為一種絮凝劑，能夠與水體中的磷發(fā)生吸附絡(luò)合作用，有效去除水中的氮、磷污染物[23]。

紅外光譜分析結(jié)果〔圖5(a)〕表明，HAVSP具有豐富的表面活性基團(tuán)，其紅外光譜圖由多個(gè)強(qiáng)度不同的峰組成，3 351.747和1 643.546 cm-1處的吸收峰屬于羥基的伸縮振動(dòng)和彎曲振動(dòng)；1 049.086 cm-1處的吸收峰是Si—O的伸縮振動(dòng)；950.252 cm-1處的吸收峰是C—O的伸縮振動(dòng)；729.043 cm-1處的吸收峰是Al—O的伸縮振動(dòng)；646.519 cm-1處的吸收峰是Fe—O的伸縮振動(dòng)。X射線衍射分析結(jié)果〔圖5(b)〕表明，HAVSP 主要由 SiO2、Al2O3、Fe2O3等礦質(zhì)物質(zhì)組成。

圖 4 HAVSP掃描電鏡圖Fig.4 SEM image of HAVSP

表 3 HAVSP主要元素組成Table 3 Main element composition of HAVSP

圖 5 紅外光譜和XRD表征Fig.5 FTIR spectra and XRD images of HAVSP

3 結(jié)論

（1）HAVSP作為生物滯留系統(tǒng)的改良填料，具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)和較大的比表面積，F(xiàn)e、Al等金屬離子含量較高。HAVSP改良填料直流式生物滯留系統(tǒng)對(duì)總磷的去除效果較好，對(duì)總氮和氨氮的去除效果有較明顯的波動(dòng)，對(duì)硝態(tài)氮的去除效果波動(dòng)較大。

（2）在不同淹沒(méi)出流高度時(shí)，HAVSP改良填料折流式生物滯留系統(tǒng)對(duì)氨氮和總磷的去除效果變化不顯著，但對(duì)于總氮和硝態(tài)氮的去除效果隨著淹沒(méi)出流高度的增加而增加，達(dá)到一定的閾值之后迅速下降。對(duì)總氮和硝態(tài)氮的去除效果在350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)最佳，但對(duì)氨氮、總磷的去除效果在0 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)最好，去除率分別為78%和96%，且在不同淹沒(méi)出流高度時(shí)對(duì)總磷去除效果的差別較小。

（3）HAVSP改良填料折流式生物滯留系統(tǒng)對(duì)氮、磷的削減效果比傳統(tǒng)填料和改良填料直流式生物滯留系統(tǒng)的削減效果更加明顯，且在350 mm淹沒(méi)出流高度時(shí)對(duì)氮、磷削減效果最佳，總氮和硝態(tài)氮去除率最高可達(dá)76%和77%。