Research on the Pollutant Removal from Initial Storm Water Runoff Treated with Improved Soil by Biochar

Ying-wen XUE, Ming-xuan WU, Yun-long XIAO, Xiao-lan HU

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节水灌溉
China Rural Water and Hydropower ›› 2021 ›› (8) : 1-8,13.

Research on the Pollutant Removal from Initial Storm Water Runoff Treated with Improved Soil by Biochar

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Abstract

The soil which can be used in sponge city is improved by cotton stalk biochar prepared in 450 ℃. Three kinds of materials （biochar， sand and clay） are mixed in three models （fully mixing of biochar， sand and clay； mixing of clay and sand with layered biochar； layering biochar， sand and clay）. The research conclusion shows that the osmotic coefficient increases with the increase in volume ratio of sand and biochar. In different fully mixing of biochar， sand and clay models， the best removal effect of turbidity， ammonia nitrogen and total phosphorus in storm water runoff is obtained when the volume ratio of sand to clay to biochar is 2∶2∶1. The removal effect of 2∶2∶1 model on CODCr is lower than the 1∶1∶1 model. Furthermore， the research results of planting grass on the improved soil shows that the grass reduces the osmotic coefficient of improved soil， protects the structure of soil， has a positive effect of reducing turbidity， improve the removal stability of CODCr， ammonia nitrogen and total phosphorus and extends life cycle of improved soil. The effective solution of initial storm water runoff pollution is planting grass on the soil improved by biochar， which can control the non-point source pollution effectively caused by urban road storm water runoff.

Key words

initial storm water runoff / soil improved by biochar / sponge city / osmotic coefficient / non-point source pollution

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Ying-wen XUE , Ming-xuan WU , Yun-long XIAO , Xiao-lan HU. Research on the Pollutant Removal from Initial Storm Water Runoff Treated with Improved Soil by Biochar. China Rural Water and Hydropower. 2021, 0(8): 1-8,13
近年来，国内外研究者认为初期雨水形成的面源污染是造成城市水体污染的一个主要因素。Sanaslone［1］等人的研究指出，初期的20%径流中产生的污染占到全部降雨中污染的80%。倪艳芳［2］的研究指出，初期雨水径流具有污染物成分复杂多样、污染源空间分布广泛等特点，对环境造成严重污染同时，也为后期水体修复带来难度。邓志光［3］等人在对武汉东湖面源污染研究中，通过截流初期雨水径流，在控制TP（总磷）和TN（总氮）污染指标上起到了明显的效果。但如何有效截留初期雨水，并对截留的初期雨水进行原位处理，是目前尚未解决的问题之一。2013年12月12日，习近平总书记在中央城镇化会议上提出的海绵城市建设，为城市的雨洪管理和水环境保护提供了新的方向［4］。目前海绵城市建设在国内正如火如荼地进行中，但海绵城市建设中使用的土壤基本是未经过改良的土壤，土壤渗透系数低，对初期雨水中的污染物截留与原位处理效果较差。有研究表明，通过多孔材料铺砌从而增加入渗量的方式，可以有效截留并去除初期雨水中的SS（悬浮固体）、TP、TN（总氮）以及重金属［4］。近年来，生物炭已被证明对水中TP，NH4 +-N ［5］和有机物［6］等污染物具有一定的吸附去除作用。
本文拟利用生物炭的特点，通过使用生物炭、河砂与黏土进行组合，制备不同的生物炭改良土壤。研究经生物炭改良后的土壤对初期雨水径流中污染物的去除效果；使用种植草皮的改良土壤进行进一步实验，研究植物+改良土壤共同作用对污染物的去除效果，以期为生物炭改良土壤应用于海绵城市建设中提供参考。

1 实验材料与方法

1.1 实验材料

实验黏土取武汉东湖南路绿化带长时间干旱后表层土，将风干后的黏土用筛网过筛，去除杂草与石块等，并将黏土碾磨到1.6~2.0 mm粒径待用。选用450 ℃下热解制备的棉花杆生物炭［5］作为改良土壤的多孔材料，生物炭粒径与黏土粒径一致。砂土采用建筑工地常用的工程河砂。
改良土采用河砂、黏土、生物炭3种介质，3种介质按照黏土、河砂、生物炭完全混合（I型）、黏土与河砂混合+生物炭（II型）、黏土+生物炭+河砂完全分层（III型）3种不同方式进行组合。改良土壤高度取15 cm［7］，具体布置方式见图1。各组合中砂土炭的使用比例见表1。
Fig.1 Schematic diagram of experimental combination

图1 改良土壤布置方案示意图（单位：mm）

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Tab.1 Material proportion and mixing mode of each experimental group

表1 实验各组材料占比与混合方式表

组号 河砂体积占比/% 黏土体积占比/% 生物炭体积占比/% 混合方式
A组 40 40 20 黏土、河砂、生物炭完全混合（I型）
B组 40 40 20 黏土与河砂混合+生物炭（II型）
C组 40 40 20 黏土+生物炭+河砂完全分层（III型）
注：黏土与河砂混合+生物炭指河砂与黏土按2∶2比例完全混合，再与生物炭按4∶1比例分层。
结合其他研究者的经验［8-14］，实验采用人工配置污水作为初期雨水径流，初期雨水pH取7.0，浊度=250 NTU，CODCr=250 mg/L，NH4 +-N=8 mg/L，TP=10 mg/L。

1.2 实验装置

实验装置分为室内实验装置与室外实验装置两种，均采用厚度为5 mm的透明PE板制作。为防止改良土壤进入出水口，实验前在装置底部铺设不锈钢钢丝网。实验时将模拟雨水径流从装置上方一侧按照一定流量流入，使得改良土壤表面的积水在1 cm以下，并在实验装置下方出水口收集渗出液。装置平面尺寸见图2。
Fig.2 Plan and cross section of experiment model

图2 室内实验与室外实验装置平面图与剖面图（单位：mm）

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室内实验装置长500 mm，宽100 mm，装置内高300 mm。装置底部每隔100 mm设置两个相隔50 mm，孔径为18 mm对称出水孔，两个出水孔连通为一个出水口，共设置10个出水孔，合计5个出水口。
室外实验装置长900 mm宽500 mm，装置内高500 mm。装置底部每隔100 mm设置1个孔径为40 mm出水孔，每排设置5个出水孔，同一排的5个出水孔联通为一个出水口，共设置40个出水孔，合计8个出水口。

1.3 检测项目及方法

①渗透系数：常水头实验法［15］。实验中调节蠕动泵流量（Q）保持仪器中土层表面的水头始终在1 cm，改良土层的面积（A）由装置尺寸计算得到，通过达西定律［15］，计算出改良土的渗透系数K（K=Q/A）。②浊度：便携式浊度仪法［16］。③CODCr：快速消解分光光度法［17］。④NH4 +-N：纳氏试剂分光光度法［18］。⑤TP：钼酸铵分光光度法［19］。

2 实验结果与分析

2.1 改良土壤组合方式确定实验

2.1.1 渗透系数实验

从表2中可以看出，模拟雨水径流在A组土层中水平流速最大，C组土层中的水平流速最小。实验中发现，在B组和C组土层和装置边壁间出现界面流。三组装置土层的平均渗透系数A组最大，C组最小。A组雨水水平流速和下渗速率均较快，且无界面流出现，是因为土层介质成分混合均匀，生物炭颗粒增大了土层的平均孔隙度。B组上层和下层为砂土均匀混合介质土层，而C组上层为纯黏土层，因此与C组相比，B组孔隙率较大，所以渗透系数大于C组。三组实验中，A组的渗透系数远高于B组和C组，证明黏土、河砂、生物炭完全混合（I型）方式适用于短历时降雨较大的区域。
Tab.2 Horizontal flow rate and osmotic system statistics

表2 水平流速与渗透系统统计表

组号 水平流速/（mm·s-1） 平均渗透系数/（mm·h-1）
A组 0.33 92.6
B组 0.23 52.8
C组 0.18 25.1

2.1.2 浊度去除实验结果与分析

不同组合方式改良土壤对初期雨水中浊度的去除过程见图3。
Fig.3 Average turbidity concentration of leachate in group A， group B and group C

图3 A、B、C组实验沥出液浑浊度平均浓度

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A组初始沥出液中浊度最高，而B组与C组初始沥出液浊度较低。原因是A组为河砂、黏土与生物炭完全混合的组合土壤，由于生物炭为多孔材料，由上节中A组土壤渗透系数最大可知，混合后的土壤孔隙率大，对悬浮颗粒的截留功能最小。随着实验时间的延长，改良土壤在水力作用下逐渐被压密压实，土壤孔隙率减小，因此沥出液浊度大幅降低。50 min后沥出液浊度趋于稳定，最终各出水口沥出液中的浊度均稳定在3 NTU以下。
由于B组上下层土壤为黏土与河砂的混合土，因此其空隙率介于A组和C组之间。同时，由于上部砂土混合土壤的重力作用，对中间的生物炭层具有一定的重力压实作用，进一步减小了中间生物炭层的孔隙率。因此过滤初期，其沥出液浊度小于A组土壤。由于土壤厚度较小，B组土壤的空隙率降低到一定程度后不再减小，最终B组土壤仍保持了较高的孔隙率。因此随着实验时间的进行，其沥出液浊度有一定先升高后降低，表明改良土壤层对初期雨水中的悬浮颗粒具有一定的截留吸附作用。B组运行3 h后，沥出液中浊度趋于稳定，各出水口浊度保持在18 NTU以下，6 h后各出水口沥出液浊度均在11 TNU左右。
C组实验初期，各层均未被压实，因此其出水浊度较高，随着时间的延长，顶部黏土层因为孔隙率小，发挥了较大的截留作用，同时生物炭层也能发挥较好的吸附作用。而底部的河砂层既起了过滤截留作用，同时也起到了承托层的作用。因此C组改良土壤中各层均对浊度去除具有一定的作用，从图3中可以看出，在沥出液浊度稳定时，C组沥出液浊度最低。6 h后，C组各出水口沥出液浊度均小于2 NTU。
三组改良土壤对浊度的去除效果为C>A>B。虽然C组土壤对浊度的去除率最好，但在实验中发现，A组中由于3种介质混合均匀，因此土层表面水流态较好。而B组和C组均有界面流产生，土层中流体状态不稳定，会出现模拟径流无法浸没所有介质的状况，使得改良土壤无法完全发挥作用。

2.1.3 CODCr去除实验结果与分析

3种组合对模拟雨水中CODCr的去除效果见图4。
Fig.4 Average CODCr removal rate of leachate in group A， group B and group C

图4 A、B、C组实验沥出液CODCr平均去除率

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A组在实验初期，1~5号出水口沥出液中CODCr的去除率在10%~13%之间，这是因为A组为完全混合土壤，实验初期土壤由于孔隙率大，渗透系数高，混合土壤对CODCr的截留去除能力较差。但随着时间延长，土壤逐渐压密压实，土壤孔隙率降低，土壤截留能力增强，土壤中的生物炭对CODCr的吸附效果得以发挥，因此对CODCr的去除率逐渐升高。约3 h后趋于稳定，去除率达到65%~70%，4号口出水沥出液CODCr浓度最低，稳定在78 mg/L左右。
B组实验初期对CODCr去除效果最好。这是因为实验初期，上层砂土混合土壤对CODCr有一定的截留去除效果，当雨水下渗至生物炭层时，生物炭对CODCr起到了进一步的吸附去除作用。但0~15 min内，B组混合土壤对CODCr去除率下降到20%左右，这是因为实验中使用的生物炭未经冲洗，初期下渗的雨水将生物炭本身携带的CODCr冲洗下来，虽然有下层砂土混合层的截留，但截留效果较差，因此出现了去除率降低的情况。50 min后，CODCr去除率逐渐升高，表明生物炭本身携带的 CODCr已被冲洗干净，生物炭逐渐发挥吸附作用，两层砂土混合土壤也起到了较好的截留作用，CODCr的去除率也逐渐升高。最终去除率在4 h后达到55%，2号口沥出液CODCr浓度最低，稳定在108 mg/L左右。
C组对CODCr的吸附效果最差，达到稳定状态时5个出水口沥出液中CODCr的去除率均在10%~13%之间。3 h后，3号口沥出液出水CODCr浓度最低，最终出水稳定在220 mg/L。C组实验表明完全分层组合方式的改良土，各土层间相互促进作用最差。上层黏土虽然有较小的孔隙率，有一定的截留作用，但下层的生物炭与砂土由于孔隙率大，尤其是下层河砂，对CODCr没有截留作用，因此最终使完全分层改良土壤对CODCr的吸附去除效果最差。
综合比较可知，A组土壤对CODCr的去除率高于B组与C组，去除率稳定在65%~70%，A组4号口出水沥出液CODCr浓度最低，稳定在78 mg/L左右。

2.1.4 NH4 +-N去除实验结果与分析

3种组合对模拟雨水中NH4 +-N的去除效果见图5。
Fig.5 Average ammonia nitrogen removal rate of leachate in group A， group B and group C

图5 A、B、C组实验出水口NH4 +-N平均去除率

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从图5中可以看出，A组在0~30 min内，5个出水口NH4 +-N平均去除率迅速上升至80%，之后去除率呈缓慢下降趋势，在4 h后平均去除率稳定在70%左右，1号出水口沥出液NH4 +-N浓度最低，稳定在1.88 mg/L。B组在0~30 min，NH4 +-N去除率从4.5%上升至80%左右，随着时间延长，去除效果逐渐稳定在85%左右，在4 h后，1号出水口沥出液NH4 +-N浓度最低，稳定在0.956 mg/L。C组在0~50 min内，NH4 +-N去除率上升至60%，之后去除率呈稳定趋势，直至4 h后稳定在60%~70%，2号出水口沥出液NH4 +-N浓度最低，稳定在1.98 mg/L。
实验中发现，实验初期NH4 +-N去除率为负值，原因在于实验中为了模拟真实的土壤环境，实验前并未对砂土、黏土及生物炭等进行清洗，因此实验初期，混合土壤中原有的NH4 +-N被冲洗出来，出现部分出水点沥出液NH4 +-N超过了进水NH4 +-N的现象。随着实验时间延长，土壤中原有的NH4 +-N被冲刷干净，各组分开始对进水中的NH4 +-N去除发挥作用。
在对NH4 +-N的去除方面上，B组效果最好，A组较差，C组最差（但也稳定在60%~70%）。三组试验在对NH4 +-N的去除过程中前期去除能力增长较快，去除率很快达到稳定，后期各个出水点间去除效果差距不大。原因是改良土壤中，各材料的含量相同。改良土壤对NH4 +-N的去除机理主要是各组分对NH4 +-N的截留和吸附。另外，改良土壤使用的生物炭表面含氧官能团通过氢键［20］，氧化还原反应［21］，以及静电吸附［22］等作用在NH4 +-N去除中起到了重要作用。

2.1.5 TP去除实验结果与分析

3种组合对模拟雨水中TP的去除效果见图6。
Fig.6 Average phosphorus removal rate in group A， group B and group C

图6 A、B、C组实验各出水点沥出液TP平均去除率

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A组初期对TP的去除效果较好，随着实验时间延长，去除率趋于稳定，4 h后1~5号出水口沥出液中的TP的去除率均大于75%，1号出水口沥出液TP浓度最低，稳定在2.31 mg/L。A组的生物炭均匀分布在改良土壤中，对TP的吸附均匀持续进行，去除效果较好。
B组初期对TP的去除效果会有短时间下降，且去除率较低，其中1号点位0~30 min沥出液中TP浓度高于实验配置的初期雨水径流中TP浓度。随着实验时间延长，生物炭改良土壤对进水中TP去除率快速增加，随后缓慢增长，3 h后去除率达到稳定，沥出液中的TP去除率在90%左右，5号出水口沥出液TP浓度最低，稳定在0.94 mg/L。
C组初期对TP去除效果最好，但随着实验时间延长，TP去除效果呈逐渐降低趋势，在3.5 h后TP平均去除率为45%左右，5号出水口沥出液TP浓度最低，稳定在5.41 mg/L。C组实验表明完全分层组合方式的改良土，各土层间相互促进作用最差。上层黏土虽然有较小的孔隙率，有一定的截留作用，但下层的生物炭与砂土由于孔隙率大，尤其是下层河砂，截留作用较差，因此最终使完全分层改良土壤对TP的去除效果最差。
综合比较可发现，A、B、C三组在TP的去除方面，B组效果最好，稳定状态下TP平均去除率可以达到89%，C组最差，稳定状态下平均去除率仅为45%。三组中，只有B组在实验初期出现去除率下降现象，主要是由于三组实验土壤布置方案造成的。B组中改良土壤的结构布置从上到下依次为砂土混合层、生物炭层、砂土混合层。由于实验使用的土壤实验前均未经过冲洗，因此上层土壤中会析出少量的磷，但其与进水中的磷均会被中间生物炭层吸附，而下层土壤中原有的磷在实验初期析出后，因为没有生物炭对其进行吸附去除，因而出现去除率下降现象。随着实验时间延长，下层土壤中的磷被冲洗干净，干净的土壤也会对磷进行吸附，因此后期出现TP去除率迅速升高现象。而A组和C组虽然黏土也没有经过冲洗，但因为A组为砂土炭完全混合布置，因此土壤中析出的磷会被均匀混合的生物炭吸附，不会出现去除率下降现象，砂土炭完全混合，使得土壤和生物炭与进水中的磷有更多的接触面积，吸附量与吸附效果也相应有所提升，因此且去除率会平稳上升。C组改良土壤从上到下依次为黏土、生物炭、河砂，上层黏土中析出的少量磷和进水中的磷也均会被中间的生物炭层吸附，但上层致密的黏土颗粒与进水中的磷接触面积小，吸附很快达到饱和，而下层河砂在此只起到支撑层作用，对TP去除没有吸附效果，因此去除率逐渐下降。
改良土壤对磷酸盐的去除机理同时包含化学吸附与物理吸附，其中生物炭对磷酸盐的吸附符合准二级反应，化学吸附在去除TP过程中起主导作用［23］。

2.1.6 综合分析

综合三组改良土壤渗透系数，以及对浊度、CODCr、NH4 +-N、TP去除率的综合分析，A组5项指标均优于C组，虽然在NH4 +-N和TP的去除两方面较B组略差，但最终的去除率接近，而另外三方面均优于B组，并且由于A组的渗透系数远高于B组与C组，因此对于冲刷力强的短时暴雨，具有较好的耐水力冲击负荷能力，因此河砂、黏土、生物炭3种材料完全混合方案（I型）更适用于实际工程。

2.2 完全混合模式下不同介质配比影响实验

通过上述实验发现，采用黏土、河砂、生物炭完全混合（I型）模式的改良土壤，对污染物的去除效果好，渗透系数大，耐水力冲击负荷能力强。但由于3种介质对污染物质的去除机理不同，因此3种介质的配比也会对污染物的去除产生较大的影响。本节针对I型土壤组合方式，研究3种介质在不同比例下进行混合，探讨3种介质的不同配比对污染的去除效果。
实验采用D组、E组、F组三组不同的配比进行，同时以A组的实验作为参考，对四种不同的配比情况进行对比分析。A组、D组、E组和F组四组河砂、黏土、生物炭3种介质的体积比见表3。
Tab.3 Material proportion and mixing mode of each experimental group

表3 三种介质占比情况表 (%)

组号 河砂体积占比 黏土体积占比 生物炭体积占比
A组 40 40 20
D组 33.4 33.3 33.3
E组 50 25 25
F组 60 20 20

2.2.1 渗透系数实验

通过3组试验在4 h内总渗透水量计算出每组试验平均渗透系数，结合A组的渗透系数，四组装置土层的平均渗透系数如表4所示。
Tab.4 Permeability coefficient of biochar improved soil

表4 生物炭改良土水平流速与平均渗透系数统计表

组号 介质体积比 水平流速/（mm·s-1） 平均渗透系数/（mm·h-1）
A组 河砂∶黏土∶生物炭=2∶2∶1 0.33 92.60
D组 河砂∶黏土∶生物炭=1∶1∶1 0.37 133.33
E组 河砂∶黏土∶生物炭=2∶1∶1 0.42 263.35
F组 河砂∶黏土∶生物炭=3∶1∶1 0.83 366.67
A、D、E、F四组试验中，随着河砂所占比例增加，黏土所占比例减小，平均渗透系数依次增大，原因在于河砂和生物炭的粒径远大于黏土，河砂的占比越大，黏土所占比例减小，土层的平均渗透系数就越高。

2.2.2 浊度去除实验结果与分析

从图7中可以看出，初期沥出液中，D组各出水口均有大量悬浮物析出，出水浊度均高于进水，这是因为实验初期，混合土壤中小的黏土颗粒及生物炭上的灰分等随进水一起渗出。D组各出水口沥出液在50 min后开始趋向稳定，最终稳定后沥出液浊度均在4 NTU以下。
Fig.7 Average turbidity of leachate in group A， group D， group E and group F

图7 A、D、E、F组实验各出水点沥出液浑浊度平均浓度

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实验初期，E组1、2号出水口沥出液浊度高于进水，3、4、5号出水口的沥出液浊度均低于进水。5 min后各出水口沥出液浊度快速下降，2 h后，所有出水口沥出液中浊度均小于10 NTU。4 h后，5个出水口浊度均低于4 NTU。但由于实验模型光滑内壁与改良土壤之间的接触力小于改良土壤内部颗粒之间的接触力，造成模型壁面附近出现集中渗流（下文简称为边壁效应）［24］，5号出水点中浊度略高于4号。
实验初期，F组各出水口沥出液的浊度均低于进水。随着实验进行，F组沥出液的浊度下降趋势，与A、D、E三组相似，均是5 min后各出水口沥出液浊度快速下降，最终各出水口沥出液浊度均小于4 NTU。
在对浊度的去除方面，A组的浊度去除率最高，沥出液的浊度稳定在1 NTU左右。D、E、F三组出水的浊度均大于A组，原因在于3组的河砂与生物炭所占体积比之和均大于A组，其渗透系数较大，对浊度去除能力较弱。

2.2.3 CODCr去除实验结果与分析

从图8中看出，D组前15 min CODCr去除率在23%左右，随后CODCr去除率呈逐渐上升趋势，稳定后沥出液中CODCr的平均去除率在70%以上，4 h后，4号口出水沥出液CODCr浓度最低，稳定在63 mg/L左右。E组前50 min对CODCr去除率增速较快，之后去除率增速减缓。4 h后平均去除率达到62%，其中3号口出水沥出液CODCr浓度最低，稳定在64 mg/L左右。F组中，前15 min沥出液中CODCr含量高于进水，说明生物炭改良土壤中有CODCr析出，随后CODCr去除率呈上升趋势，4 h后沥出液中CODCr平均去除率在43%左右，其中4号口出水沥出液CODCr浓度最低，稳定在140 mg/L左右，F组CODCr为4组中最低，这是因为F组中河砂组分最高，达到总体积的60%，而河砂对CODCr吸附作用较差。
Fig.8 Average CODCr removal rate of leachate in group A， group D， group E and group F

图8 A、D、E、F组实验各出水点沥出液CODCr平均去除率

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在3组实验中检测1~5号出水口的沥出液，A组的去除率稳定后可达到65%~70%，D组的去除率稳定后达到69%~74%，E组的去除率稳定后达到55%~65%，F组的去除率稳定后为41%~46%。D组是4组实验中对CODCr去除效果最好的，沥出液CODCr浓度最低稳定在63 mg/L左右。实验中发现，随着雨水流经的土层越长，CODCr的去除效果越好，但由于5号出水点出水孔紧贴装置壁，边壁效应会影响沥出液中CODCr浓度。

2.2.4 NH4 +-N去除实验结果与分析

从图9中可以看出，D组和E组初期沥出液中NH4 +-N的去除率为负值，说明生物炭改良土壤中有NH4 +-N析出。50 min后，D组NH4 +-N的去除率到达稳定。4 h后，NH4 +-N平均去除率为68%，其中1号口出水沥出液NH4 +-N浓度最低，稳定在2.4 mg/L左右。50 min后，E组NH4 +-N的去除率到达稳定，4 h后，NH4 +-N平均去除率58%左右，其中1号口出水沥出液NH4 +-N浓度最低，稳定在3.08 mg/L左右。F组初期沥出液中NH4 +-N平均去除率为27%，30 min后去除率达到稳定，4 h后，沥出液中的NH4 +-N平均去除率为60%左右，其中4号口出水沥出液NH4 +-N浓度最低，稳定在2.8 mg/L左右。4组实验初期NH4 +-N的去除率增长均较快，呈指数型增长，0.5 h后，各组的去除率均趋于稳定，最终稳定后的NH4 +-N去除率A组最高，F组达到稳定时间最短。实验中发现，5个出水点中5号点的沥出液较其余各点去除率低，主要原因是边壁效应。
Fig.9 Average ammonia nitrogen cumulative removal rate in group A， group D， group E and group F

图9 A、D、E、F组实验沥出液NH4 +-N平均去除率

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2.2.5 TP去除实验结果与分析

从图10可以看出，D组初期沥出液中的TP平均去除率为78%，之后TP去除率缓慢下降，50 min后趋于稳定，稳定状态下沥出液的TP平均去除率为59%左右，4 h后，1号口出水沥出液TP浓度最低，稳定在3.9 mg/L左右。E组初期沥出液中的TP平均去除率为80%，之后TP去除率呈下降趋势，4 h后沥出液中TP平均去除率仅为36%，4 h后，4号口出水沥出液TP浓度最低，稳定在5.6 mg/L左右。F组初期沥出液中TP平均去除率为55%，在短暂时间下降后趋于稳定，稳定状态下沥出液中的TP平均去除率为38%，4 h后，4号口出水沥出液TP浓度最低，稳定在5.9 mg/L左右。对比A组与D、E、F组实验发现，A组对TP的去除率最高，达到75%~76%，F组最差。各组对TP的去除率随时间的推移，去除率逐渐下降。改良土壤对TP的去除机理一方面为土壤中各组合对TP的吸附，另一方面则是磷酸盐在材料表面与金属离子形成磷酸盐类沉淀（CaPO4，MgPO4等）［25］。随着时间延长，少部分吸附在生物炭表面的磷酸盐会解吸出来，因此去除率会有所下降，但最终仍有较高的去除率。实验中发现，三组实验中1~5号出水点的沥出液稳定后，5号出水点沥出液TP的去除率最低，主要原因是边壁效应。
Fig.10 Average phosphorus cumulative removal rate of leachate in group A， group D， group E and group C

图10 A、D、E、F组实验沥出液TP平均累积去除率

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2.2.6 综合分析

综合三组实验的渗透系数，以及对浊度、CODCr、NH4 +-N、TP吸附去除率5个指标分析，A组在NH4 +-N，TP和浊度去除率上都高于D、E、F三组。虽然在CODCr去除中A组较D组差，但去除率接近。4组实验中，A组的渗透系数低于D、E、F三组，耐水力冲击负荷较小，但土壤饱和渗透系数仍可满足武汉市10年一遇暴雨时降雨量［26］。

2.3 草皮+改良土壤实验结果与分析

为了探究改良土壤在绿化种植草皮后的综合水质净化效果，结合上述实验，本节采用河砂∶黏土∶生物炭按2∶2∶1的比例进行完全混合，土层厚度取15 cm，在改良土层种植草皮的方案进行模拟径流实验，实验前在室外对种植草皮进行一个月清水养护，待草皮长到一定高度后再进行一个月的模拟径流污染物去除实验。

2.3.1 渗透系数实验

实验过程中，1号位点先出水，每隔6.5 min下一个位点开始出水，每个位点相差10 cm，模拟径流雨水在土层中横向流动速率为0.256 mm/s，平均渗透系数为71.23 mm/h。由此可见，当土层上方铺设草皮后，植被的表层影响雨水渗透效率，降低雨水渗透率，但土壤渗透系数仍可满足武汉市10年一遇暴雨时降雨量。

2.3.2 浊度去除实验结果与分析

从图11可看到，在前3 d的吸附中，沥出液浊度迅速下降，这是由于前期草皮养护时采用清水灌溉，通过前期养护，使得改良土壤结构稳定。采用模拟雨水径流实验6 d后，土壤对浑浊度的去除基本达到平衡，出水浊度可维持在1.50 NTU以下。试验进行到第30天时，1~8号出水点沥出液中的浊度依次为：0.66、0.52、0.45、0.51、0.43、0.38、0.40、0.33 NTU，呈下降趋势，表明随着雨水流经的土层长度增加，对悬浮物的去除效果越好，且沥出液浊度低于未种植草皮时的沥出液浊度。
Fig.11 The average turbidity of leachate variation

图11 沥出液浑浊度浓度随时间变化图

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2.3.3 CODCr去除实验结果与分析

从图12可看到，初期沥出液中，CODCr的去除效果较差，1~8号出水点初期沥出液中的CODCr去除率为35%左右。随着时间增加，去除率增长也较为缓慢，10 d后CODCr去除率逐渐上升，第24天趋于稳定，稳定状态下，1~8号出水点沥出液中的CODCr去除率依次为：49.95%、54.75%、57.79%、59.41%、62.56%、65.12%、67.17%、69.54%，表明随着雨水流经长度增加，去除率逐渐增加，当长度增加10 cm时，去除率增加1.4%。30 d后各出水口CODCr值平均浓度为98 mg/L，最低浓度为76 mg/L。与未种植草皮土壤相比，对CODCr的去除率并没有提升。在本实验中，由于8号出水点距离后边壁尚有10 cm的距离，因此并未发生边壁效应。根据上述CODCr的去除规律，当雨水径流长度为150 cm时，处理后的初期雨水CODCr浓度低于30 mg/L，满足地表水IV类水体要求。
Fig.12 Different sites of leaching liquid accumulation in the removal rate of CODCr

图12 不同出水点沥出液中CODCr的累积去除率

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2.3.4 NH4 +-N去除实验结果与分析

从图13可看到，1~8号出水点初期沥出液中的NH4 +-N去除率依次为：64.45%、65.14%、66.63%、67.12%、67.34%、68.56%、69.23%、70.37%，24 d后去除率基本达到稳定。稳定状态下各出水点沥出液中的NH4 +-N去除率依次为：72.41%、73.23%、74.68%、75.88%、76.88%、78.12%、79.98%、82.59%。30 d后各出水口NH4 +-N平均浓度为1.9 mg/L，NH4 +-N最低浓度为在1.4 mg/L，小于未种植草皮时的出水浓度。1~7号出水点相邻点的沥出液NH4 +-N去除率增加较为规律，均在1%~1.4%，8号点较7号点增幅较大，为2.61%，这是由于8号出水点收集范围中包含该点之后的10 cm长度土层的沥出液。总体上看，平均每延长10 cm土层，改良土壤对NH4 +-N去除率的增加在1%~1.4%。当雨水径流长度为80 cm时，处理后的初期雨水NH4 +-N浓度低于1.5 mg/L，满足地表水IV类水体要求。
Fig.13 Accumulative removal rate of ammonia nitrogen from leachate at different sites

图13 不同出水点沥出液中NH4 +-N的累积去除率

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2.3.5 TP去除实验结果与分析

从图14可看到，初期沥出液中1~8号出水点的TP去除率依次为：64.45%、65.14%、66.63%、67.12%、67.34%、68.56%、69.23%、70.37%。后期对TP的去除率有所上升，但增幅较小，实验第21天后吸附接近平衡。稳定状态下，1~8号点沥出液中的TP去除率依次为：67.14%、68.67%、69.89%、71.23%、71.96%、72.87%、73.89%、74.99%。30天后各出水口TP平均浓度为2.9 mg/L，TP最低浓度为在2.5 mg/L，与未种植草皮土壤相比，没有明显变化。土层对TP的去除率随流体流经的距离增加而增加，1~7号点相邻两点的沥出液TP去除率增长在1%~1.3%。当雨水径流长度为290 cm时，处理后的初期雨水TP浓度低于1.5 mg/L，满足地表水IV类水体要求。
Fig.14 Different sites of leaching liquid accumulation in total phosphorus removal rate

图14 不同出水点沥出液中TP的累积去除率

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2.3.6 综合分析

由于前期清水养护草皮，初期沥出液中并无TP、NH4 +-N与CODCr析出，初期沥出液和稳定状态下的沥出液浊度、CODCr、NH4 +-N与TP去除率均随流体流经的长度的增加而增加，且具有一定的规律性。
与室内A组试验结果相比较，种植草皮的模拟实验中，草皮影响土层的渗透系数，浊度的截留去除效果增强，说明草皮可以使改良土表层的孔隙率减小，增强土层对悬浮物的截留去除能力。室外模型实验中，CODCr、NH4 +-N、TP的去除率与A组相差不大，说明种植草皮对这3种污染物质的去除效果提升较小。但相较于A组，草皮植被覆盖可以使土层去除CODCr、NH4 +-N、TP的稳定性提高，延长改良土壤的使用寿命，增强改良土壤的工程实用性。
改良土壤对浊度、CODCr、NH4 +-N、TP的去除率与流体流经土层的横向长度基本呈正相关，模拟径流平均每流经10 cm的长度（高度为15 cm的生物炭改良土层），浊度截留增加0.038 NTU、CODCr的去除率增加2.67%、NH4 +-N的去除率增加1.41%、TP的去除率1.08%。因此当河砂∶黏土∶生物炭介质体积比为 2∶2∶1的完全混合型改良土壤，种植草皮后土壤渗透系数仍满足武汉市10年一遇暴雨时降雨量要求，同时可以对浊度、 CODCr、NH4 +-N、TP起到良好的去除效果，基本达到工程使用的要求。

3 结 论

本文通过实验寻找城市道路绿化带改良土壤的组成模式以及材料配比的最佳方案，并通过室内与室外模型实验，探究改良土壤对城市道路雨水中浊度、CODCr、NH4 +-N和TP的吸附去除规律，总结了绿化带长度对雨水污染物吸附去除的影响。
（1）河砂∶黏土∶生物炭体积比例为2∶2∶1时，黏土、河砂、生物炭完全混合式模式在NH4 +-N和TP的去除两方面，与黏土与河砂混合+生物炭分层式模型去除率相近，其中黏土+生物炭+河砂完全分层式模型在渗透系数和对污染物去除效果两方面均最差。黏土、河砂、生物炭完全混合式模式的渗透系数高于黏土与河砂混合+生物炭分层式模型，因此其耐水力冲击负荷能力强，适用于实际工程。
（2）河砂、黏土、生物炭完全混合式模式中，河砂∶黏土∶生物炭体积比例为2∶2∶1时，对比另外三组，对悬浮物、NH4 +-N和TP 3种污染物质的去除效果最好，对CODCr去除效果一般。由于其渗透系数低于其他三组，因此其耐水力冲击负荷能力较小，但土壤饱和渗透系数仍大于武汉市10年一遇暴雨时降雨量，因此可用于实际工程。
（3）河砂∶黏土∶生物炭体积比例为2∶2∶1的完全混合型改良土壤，覆盖种植草皮后土壤渗透系数仍满足武汉市10年一遇暴雨时降雨量要求，同时对浊度、CODCr、NH4 +-N、TP均有良好的去除效果。
（4）当初期雨水中各污染物浓度分别为TP=10 mg/L，CODCr=250 mg/L，NH4 +-N=8 mg/L时，本研究中各出水指标中除NH4 +-N达到地表水IV类水体要求外，CODCr与TP均超过地表水V类水体水质。由于本实验中模型长度只有0.9 m，在实际工程应用时，可适当加长径流流经的改良土壤长度，当流经距离大于2.9 m时，CODCr与TP出水浓度均可满足地表水IV类水体要求，从而可以实现生物炭改良土的工程应用。

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