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雨水作为非常规水资源，其开发和利用对缓解城市化发展过程中带来的水资源短缺问题具有重要的战略地位。2012年我国提出“海绵城市”理念，旨在提升城市生态系统功能和降低洪涝灾害风险的同时，优先将雨水资源进行就地消纳和利用[1-2]。然而，据《2021中国水资源公报》显示，统计年我国非常规水资源利用量为138.3亿m3，仅占年供水总量的2.3%，其中雨水资源的开发利用率极低[3]。如何提高雨水储用效率，规范雨水利用模式成为雨水战略实施的关键。道路作为汇入市政管网前的末端集水空间受人为活动的干扰较大，同时与城市功能的正常运转密切相关，因此道路径流的安全泄放尤为关键。屋面空间占城市硬质下垫面近2/3，且受人类活动影响较小，其在水质与水量方面具有独特的储用优势[4-6]。传统的城市灰色储水设施主要担负地表径流洪峰削减的功能。除此之外，初期冲刷携带的高浓度污染负荷在储水系统中累积，直接影响回用水质[7-8]。因此，开发面向屋面径流接续储用的新型雨水系统是城市雨水战略实施和雨水资源高质量回用的主要方向。
本研究从水质和水量两个方面对现有屋面雨水储用现状进行了分析和讨论，尝试构建雨水原位储用系统，采用Fluent软件对该系统内部流态和接续污染归趋进行实态模拟，基于模拟结果构建了一种原位新型雨水储用系统，可有效净化初期雨水污染，实现雨水资源高质量回用。
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雨水径流中污染物浓度峰值常常出现在径流初期。车伍等[9]和王倩等[10]研究发现初期雨水中含有大量悬浮固体（如SS）、耗氧污染物（如COD、BOD）、营养物（如N、P）和重金属等，可生化性较差，将其弃流进入河道会造成受纳水体水质恶化，进入污水收集管网势必会降低污水处理效能。传统储水系统用于水质质量控制的辅助设备主要为初期雨水分流器、碎屑筛和过滤器。其中，分流器作用是将初期径流导流，大幅度降低污染物质在系统中的富集，进而提高回用水水质并延长储水周期。然而，由于初期冲刷的随机性、多变性和复杂性，针对高污染负荷初期雨水的导流量核算目前仍存在争议[11-12]。目前，人们主要通过降雨历时、降雨深度两种方法表征初期雨水阶段，但降雨强度和下垫面的差异性导致初期雨水阶段定量应以降低径流污染物负荷到一定当量为宜[13]。碎屑筛和过滤器主要用于拦截固体（沉积物、碎屑、树叶等）和颗粒态物质防止其进入储水系统[14]。传统储水系统由于单一的箱结构形式，污染物自然沉降累积在储水系统底部，不仅不利于排泥和运维管理，同时在接续降雨过程中水力扰动和卷携会使沉积污染物二次弥散在储水系统中，导致水质恶化。除此之外，类比对雨水窖水质演变过程的研究，认为长期储存过程中存在水质恶化甚至腐败的风险[15]。而目前对于储水过程中的水质恶化和净化相关研究鲜有报道，同时缺乏以具体回用用途为导向的雨水水质标准作为参考和指导。
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储水规模是雨水资源回用过程中的关键参数，直接影响到投资成本、占地空间、储水水量以及供水规模，甚至影响储水水质[16]。同时，它也是基于多个变量平衡而确定。目前针对雨水储水系统规模主要是通过建模进行多目标优化设计。由于降雨和需水量在时间上是可变的，储水系统评估模型经常被用作一种设计工具，用于计算平衡流入和流出所需的储水量，从而充分满足特定建筑物或地点的用水需求[17]。储水系统的规模设计主要包括经验设计、随机分析和接续储用下的连续物质平衡模拟。典型的连续物质平衡模型包含4个模块[18]：（1）用水需求分析模块；（2）雨水流入模块；（3）物质平衡计算模块；（4）输出模块。研究表明，引入环境目标可能会对水箱尺寸产生重大影响，这取决于安装储水系统的建筑物类型[19]。除此之外，储水过程中系统的接续空间与多次进水规模的优化平衡是在保障储水水质的基础上提高储用效率的主要研究方向。
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为了保障和提升雨水储水系统的水质，尝试优化传统雨水储水系统结构并分隔构建沉淀区和澄清区，通过Fluent软件模拟，进一步识别降雨过程尤其是携带大量污染的初期雨水接续储水的水质扰动，掌握污染物质接续扩散的水力学特性。
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基于Space claim建立箱体物理模型，长宽高均设置为2 m，由高1.8 m、厚4 mm的隔板分成沉淀区与澄清区。沉淀区设置60°斜板，进水管直径为DN110，见图1（a）。三维计算区域采用Workbench meshing进行网格划分，见图1（b），并对进水管、进出口及挡板处进行网格加密处理，共计网格单元2 601 249个。
本研究借助稳态与瞬态Eulerian固-液两相流混合模型分别模拟单场次降雨及雨水接续扰动过程。降雨过程采用SST k-ω湍流模型求解，静置时黏性模型选用层流，且均使用Simple压力速度耦合算法，其中压力差值设置为Body Force Weighted。动量、湍流动能和比耗散速率均设置为Second Order Upwind，其亚松弛因子分别为0.3、0.5和0.5。水为第一相且各项参数采用系统默认设置，固体颗粒为第二相。以SS作为固体颗粒物模拟对象，并参考西安市屋面初期径流污染特征及Dufresne数据，设置SS浓度：440 mg/L；密度：1 100 kg/m3；平均粒径：0.1 mm；黏性系数：2.001×10−2，并换算出固体颗粒体积分数0.04%[20-21]。以SS浓度和速度为0作为初始状态，设置速度入口和压力出口（出口压力为1个标准大气压）边界条件，固体壁面边界条件设置为无滑移壁面。
采用式（1～2）对SS在沉积区与澄清区的分布特征进行计算[22]：
式中：
η1 为沉淀区对SS的沉积率，%；η2 为箱体对SS的截留率，%；ϕ1 、ϕ2 、ϕ3 分别为进口、过水口、溢流口处SS的体积分数，%。 -
通过调控系统进水速率（1、3、5 m/s）以及进水管出口角度（0°、90°、180°）分别模拟单场次降雨条件下储水系统的水力特性以及SS归趋特性，模拟结果见图2。同时，根据模拟结果计算出调控条件下SS归趋分布与污染物截留率，见表1。
结果显示，单场次降雨过程中其他参数不变的情况下，增大进水管弯头角度或降低进水速率有利于SS在储水系统中沉积。沉淀区对SS的沉积率在入口速度3 m/s时最佳，见图2（b），而相同进水速率下，带有180°弯头进水条件下的沉淀区的沉积率最高，见图2（e）。直管条件下，入口速度5 m/s时，沉淀区靠近挡板处紊动程度较大，越过挡板后大部分SS直接被卷携带出，只有少部分沉积到底面；1 m/s时，沉淀区整体紊动程度较大而澄清区仅上端形成较小涡流，易于SS沉降；而3 m/s时，沉淀区紊动程度大小介于其他两状态之间，但在澄清区形成大涡流导致SS沉降困难。相同速度下，增加弯头易于SS沉积，见图2（f），180°弯头下紊动区域集中在后端及水管出口处，且沿澄清区溢流口附近形成的较大涡流易扰动并带出底部中后端沉积的SS，而在90°弯头澄清区扰动范围较大，但携带出的SS较少。
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基于fluent软件模拟降雨事件对储水系统的扰动过程，设置时长30 min的降雨事件，待降雨结束，静置10 min后模拟二次降雨事件，系统接续进水30 min，见图3。同时，根据模拟结果计算出SS归趋分布与污染物截留率，见表2。
图3可知，接续进水对系统沉淀区已沉积的SS产生扰动并卷携带入澄清区，影响澄清区水质。系统在初次进水事件结束并静置10 min后的污染物分布见图3（a）所示，沉淀区与澄清区均有SS沉积。接续进水10 min后，沉淀区已沉积SS发生扰动，并有进入澄清区的趋势，见图3（b）。进水20 min后，紊动范围集中在沉淀区后部及澄清区前部，因此沉淀区前端及澄清区后端沉积大量SS。在进水30 min后，由于持续的SS溢流，系统沉淀区和澄清区的沉积态SS均有所减少。
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基于以上模拟结果发现，储水系统内部分区有利于污染物物理沉淀和自然澄清，但接续雨水会扰动已沉淀污染物卷携并产生二次污染。研究表明，颗粒态物质（如SS）在径流过程中是其他污染物质（如溶解态物质）的良好载体[23]。因此，基于颗粒态物质的重力沉降以及物理截留效果，试图进一步强化储水系统污染物质截留、富集以及生物净化功能。尝试通过分隔并营造沉淀区、过渡区和澄清区实现净化与储水双重功效，同时可降低接续扰动对净化水质的影响。基于此，创新性提出系统加载隔离生态净化层的思路，研发了新型屋面雨水接续储用系统。
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为了进一步研究新型屋面雨水接续储用系统的净化效果，本研究选取西安建筑科技大学雁塔校区建筑外立面落水管，其汇水面积约100 m2，匹配屋面雨水接续储用系统容积为1 m3。储水系统左右分腔容积比1∶1，左侧0.5 m处设置隔离生态净化层，净化层厚度设置8 cm，由双层过滤棉加裹5 cm砾石（8 mm）组成，采用轻质不锈钢框架固定在系统中，见图4。
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为保证实验结果的可靠性，本研究选取2023年3月27日、4月2日、4月13日和4月21日4场降雨事件的初期雨水作为装置进水进行平行实验。采集新型储水系统装置进出水水样并放置4 ℃下保存，同时进行样品预处理和相关指标的测定，测定指标包括TN、COD、NH3-N和SS。具体的分析方法见表3。数据采用Origin软件进行处理和分析。
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新型储水系统对屋面初期雨水的净化效果见图5。进水水质COD、SS、TN和NH3-N的浓度范围分别为80～120 mg/L、55～90 mg/L、16～21 mg/L和9～17 mg/L，出水浓度分别为30～45 mg/L、4～8.5 mg/L、6～11 mg/L和4～9 mg/L，平均去除率分别为64.4%、91.2%、52.7%和49.6%。新型储水系统对SS的净化效率高达90%以上，其在对颗粒态污染物质高效富集的过程中实现部分溶解态物质同步去除。经核算，强化隔离生态净化层耦合重力沉降作用可有效截留初期雨水中60%以上的污染负荷，大大降低回用水水质恶化风险，保障回用水其水质稳定。依据《城市污水再生利用-景观环境用水水质：GB/T 18921—2019》、《城市污水再生利用-城市杂用水水质：GB/T 18920—2020》和《城镇污水处理厂污染物排放标准：GB 18918—2002》一级A标准，新型储水系统净化后水质均达到排放至地表水体或景观、杂用水回用标准（图中虚线表示）。
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（1）在优化传统雨水储水系统结构并分隔构建为沉淀区和澄清区，并基于Fluent软件进行固-液两相流的模拟结果中发现，单场次降雨过程中，直管进水或降低进水速率有利于颗粒态物质在储水系统中沉积。沉淀区对颗粒态物质的沉积率在进水速率为3 m/s时最佳，而相同进水速率下，带有180°弯头进水条件下沉淀区的沉积率最高。
（2）接续进水对储水系统已沉积污染物扰动影响较大，易产生二次污染。同时在持续的接续进水扰动作用下，优化分区后的储水系统沉淀区污染物被卷携进入澄清区，并有持续溢流污染的趋势。
（3）通过设置隔离生态净化层的新型储水系统对SS的净化效率高达90%以上，其在对颗粒态污染物质高效富集的过程中实现部分溶解态物质同步去除。经核算，强化隔离生态净化层耦合重力沉降作用可有效截留初期雨水中60%以上的污染负荷，大大降低雨水水质恶化风险，保障回用水质稳定。
屋面雨水原位接续储用系统研发与应用
Development and application of in-situ continuous roof runoff storage system
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摘要: 屋面雨水储用的水质保障是雨水资源高质量回用的关键。传统储水系统由于结构性缺陷和污染物质接续扩散的影响，导致储水水质不佳。该研究采用Fluent软件，通过改变进水水力条件和系统结构，模拟和识别了储水系统接续过程中的污染物质归趋；创新性提出增设隔离生态净化层，构建基于沉淀区、过渡区和澄清区的新型屋面雨水原位接续储用系统；通过4场降雨的原位净化效果研究，结果表明该新型储水系统净化效果极佳，水质稳定达到城市杂用及景观水回用标准，可作为屋面雨水储用系统装备广泛使用。Abstract: The water quality guarantee of the roof rainwater storage is crucial for ensuring the high-quality reuse of rainwater resources. Traditional water storage systems suffer from poor water quality due to structural defects and the continuous diffusion of pollutants. Fluent software was used to simulate and identify the fate of pollutants during the connection process of the water storage system by altering the hydraulic conditions and system structure of the inlet water. A novel approach was proposed by adding an isolated ecological purification layer and constructing a new type of roof rainwater in-situ continuous storage system based on a sedimentation zone, transition zone, and clarification zone. Through the in-situ purification effect study of four rainfall events, the results showed that the new water storage system had excellent purification effect, and the water quality was stable and met the standards for urban miscellaneous and landscape water reuse. It could be widely adopted as the equipment for roof rainwater storage systems.
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Key words:
- roof runoff /
- storage system /
- fluent /
- first flush /
- ecological purification
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活性炭吸附作为一种简单有效的水处理工艺，被广泛运用于废水的处理领域[1]。但是，常规的活性炭吸附工艺用于深度处理仍然存在材料成本高、活性炭利用率偏低以及吸附饱和后需进行再生回收等难题，造成工艺成本的增加[2-3]。因此，针对活性炭吸附工艺，提高活性炭的利用率，减少活性炭的再生频次是工艺优化的重要内容之一。目前，研究大多从炭吸附材料本身性质入手来提高吸附的效果，而有关吸附反应器的设计改良研究则较少[4-5]。
目前，废水活性炭吸附工艺中常采用的设备形式有固定床、流化床[6]和序批式反应器等[7]。固定床又称填充床，活性炭等吸附材料固定填充在装置(如吸附塔)内部，不随水流发生流动，具有设备结构简单、吸附剂磨损小等优势，是活性炭吸附水处理工艺中最常用的方式之一[8]。流化床吸附技术利用固体流态化原理，使水流自下而上通过固体吸附剂颗粒床层使其达到流态化状态，借助吸附剂颗粒和水流的充分接触，使得水流中污染物被活性炭吸附去除[9-15]。与固定床和流化床不同，序批式反应器的进水为非连续进水方式，通过机械搅拌使得吸附剂和废水充分接触，吸附一定时间后进行固液分离和排水。序批式反应器将单一的反应器分解为多个串联的小型反应器，便于机械搅拌强化吸附效果，但需要进行澄清和固液分离操作[16-19]。
为进一步指导工程实践，为活性炭吸附反应器的选择和设计提供科学指导，本研究以双酚A(BPA)为吸附质，活性炭为吸附剂，分别搭建了小型的固定床、流化床、优化流化床以及序批式反应器模拟装置，研究不同吸附反应器中BPA的去除规律，对不同吸附床中的BPA去除效率、穿透时间、活性炭容量利用效率等，进行了综合评估和比较。
1. 材料与方法
1.1 材料和测试方法
所用的化学药剂均为分析纯，购自国药化学试剂有限公司。未进行二次纯化处理，实验中所有溶液均以超纯水进行配置。实验使用的椰壳活性炭购自海南星光活性炭有限公司，颗粒粒径均为3～5 mm，按照碘吸附值的大小，分为样品C-1( 碘吸附值 ≥ 1 200 mg/g)、C-2（碘吸附值 ≥ 1 250 mg/g）和C-3（碘吸附值 ≥ 1 100 mg/g）。样品使用前均使用去离子水清洗至中性，并干燥至恒重。根据实验测得，20 ℃条件下，C-1、C-2、C-3炭材料对BPA的饱和吸附量分别为90.09 、104.06、118.06 mg/g。
1.2 实验方法及步骤
固定床吸附实验。采用的自制空心玻璃填充柱(直径1.6 cm、高度10 cm)进行固定床吸附实验。探究不同流速和填充高度下固定床对BPA的吸附性能。C-1活性炭填充玻璃柱中作为吸附介质。填充高度分别设置为3、4和5 cm。BPA溶液初始浓度为20 mg/L的，以连续流的方式，从填充柱的底端进水(进水流速196、295和396 mL/h)，从填充柱的顶端出水。检测出水水样的BPA浓度，当BPA出水浓度达到进水浓度的20 %(即4 mg/L)时，认为固定床反应器穿透（即需要更换活性炭材料）。
流化床吸附实验。采用上端开口的空心玻璃填充柱(内径4.6 cm、高度29.5 cm)进行流化床实验。分别使用C-1、C-2与C-3活性炭作为吸附剂，活性炭投加量为4.96 g，进水BPA浓度为20 mg/L，进水流速为196 mL/h，停留时间设置为1 h，检测出水BPA的浓度。当BPA出水浓度达到4 mg/L时，认为流化床反应器穿透。
序批式反应器吸附实验。采用1、2和5 L烧杯分别进行序批式反应器吸附实验，C-1活性炭的投加量为4.96 g，BPA初始浓度为20 mg/L，模拟废水总体积分别为0.5、1、2 L，使用桨叶机械搅拌器进行搅拌 (搅拌速率为150 r/min)，每次吸附时间为2.5、5和10 h(相当于处理量均为200 mL/h)，反应结束之后进行采样并检测BPA浓度。
1.3 测试与计算
BPA样品采用分光光度法进行测试，检测波长为278 nm，水溶液样品先使用0.45 μm滤膜过滤后再进行检测。固定床与流化床为连续进水，在某一段时间内吸附的总污染物质量(U)与吸附剂单位吸附量(qa)计算，见式（1～2）：
U=∫w2w1(c0−cw)dW (1) qa=Um (2) 式中：U为固定床或流化床去除污染物的量，即吸附剂吸附的污染物的量，mg；W1和W2分别为计算时间段的起始时和终止时流经固定床或流化床的溶液体积，L；c0和cw分别为流经床层的吸附质BPA进水浓度与出水浓度，mg/L；qa为吸附剂单位吸附量，mg/g；m为床层填充的吸附剂的量，g。序批式反应器为间歇进水，每批次吸附试验中单位吸附剂吸附污染物的量，见式（3）：
qa=(c0−cv)Vm (3) 式中，V为序批式反应器中的溶液体积，L。各反应器中活性炭对于BPA的去除率计算，见式（4）：
r=c0−cwc0×100% (4) 反应器活性炭的吸附容量利用效率计算见式（5）:
u=q1q0×100% (5) 式中：q1为各床层穿透时单位吸附剂吸附污染物的量，mg/g；q0为单位质量吸附剂的饱和吸附量，mg/g。
2. 结果与讨论
2.1 固定床吸附实验
不同进水流速和填充高度下固定床对BPA的去除率及单位吸附量，见图1。
图 1 (a)不同进水流速和填充高度下固定床对BPA的去除率；(b)固定床活性炭单位吸附量Figure 1. (a) Removal efficiency of BPA by fixed bed with different flow rates and filling heights; (b) Adsorption capacity of activated carbon in different fixed bed图1可知，当填充高度为3 cm，进水流速为196、295 和396 mL/h时，对应的穿透时间分别为9.5、6和2 h，床层内吸附剂的单位吸附量分别为12.05、11.93和3.89 mg/g。当进水流速增大时，床层达到穿透点的时间缩短，初始去除率也随之减小，固定床中的炭材料利用率逐步减小。当流速增加时，吸附质流经固定床中吸附剂层的时间减少，吸附剂与污染物质接触的时间减少，炭材料的单位吸附量也随之降低。但要指出的是，流速增加会使得单位时间内污染物的处理总量增加，因而在实际的工程中需要综合考虑炭的再生成本和吨水的处理成本。当进水流速为196 mL/h，填充高度分别为3、4和5 cm时，对应的穿透时间分别为6、20.5和37 h。可以发现，吸附床层达到穿透点的时间、同一时期的去除率与活性炭单位吸附量都随填充高度的增加而逐渐增加。
通过对炭材料的单位吸附量和饱和吸附量(90.09 mg/g)进行比较，可以发现，固定床中活性炭的利用率较低，且利用率与床层的高度呈正相关关系，而与进水流速呈负相关关系。当进水流速为196 mL/h，填充高度为5 cm时，活性炭的利用率达到最高，约为36%，说明此时炭材料还有较大的吸附容量未被利用。这是因为，填充高度的增加使得吸附剂与污染物质接触时间相对延长，让溶液中的BPA有更多的时间被充分吸收。同时，吸附传质在固定床中是沿着传质前沿向前移动的，当传质前沿的出水浓度达到穿透点时即意味着床层达到穿透，因此位于传质方向后段的活性炭的利用率会更低。当填充的高度增加时，固定床的前段会有更多的炭材料可以达到或接近吸附饱和，使得固定床内炭材料的平均吸附量增加。但是随着填充高度的增加，也会存在水头损失增大、炭材料消耗过多等问题。因此，在实际应用中，最好通过运行参数试验，并综合考虑工程实际，选取合适的填充高度。
2.2 流化床吸附实验
不同炭材料的流化床对BPA的去除率，见图2(a)，达到穿透点时的单位吸附量与最大吸附量，见图2(b)。一次性投加与分批投加炭材料的流化床对BPA的去除率比较，见图2(c)。
图 2 (a)不同种类炭材料的流化床对BPA的去除率；(b)流化床活性炭单位吸附量；(c)一次性投加与分批投加炭材料的流化床对BPA的去除率比较Figure 2. (a) Removal efficiencies of BPA by fluidized bed with different activated carbon materials; (b) adsorption capacity of activated carbon in different fluidized bed reactors; (c) removal efficiencies of BPA by activated carbon with a one-time and multiple-time dosage mode in a fluidized bed reactor由出水浓度曲线可以发现，C-3炭材料的处理效果优于C-2和C-1。通过计算达到穿透点时对应的单位吸附量(C-1： 37.73 mg/g；C-2： 52.30 mg/g；C-3：56.42 mg/g)，可以发现其吸附容量利用率分别为 41.88 % (C-1)、51.12 % (C-2)和47.79 % (C-3)。随着最大吸附量的增加，床层出水达到穿透点的时间增加，达到穿透点时的单位吸附量也在增加，虽然C-3炭材料的最大吸附量以及穿透时的单位吸附量均大于C-2，但C-2的利用率却高于C-3，这说明炭材料的利用率与最大吸附量并非正关系。观察C-1与C-3的吸附过程，发现二者前期均可以达到较好效果，随后达到某一临界点时，去除率以较快速度减少，即出水浓度快速增加。而对于C-2，其后期出水浓度的增加速率相对缓慢，说明其在活性位点被部分消耗后，仍能保持较好的吸附能力，这可能是因为C-2材料能够在196 mL/h这一进水速率下，能够有效的吸附锁定BPA，而C-1与C-3样品在这一速率下，吸附锁定BPA的能力相对较弱。这也解释了虽然C-3炭材料具有比C-2炭材料更大的饱和吸附量，但达到穿透点时，其利用率却低于C-2。C-2材料的这一特点，很可能与其表面特性有关。
为了进一步增加流化床中炭材料的利用效率，尝试采取分批加入炭材料的方法来优化其吸附容量利用效率。即对C-1炭材料的流化床，将总的活性炭加入量不变，但是分三次加入,即当达到穿透点时，更换1/3量的炭材料，与一次全部加入的情况进行比较。由图2(c)可以发现，采用分批加入方式后，相同总量的炭材料可以处理废水的量更多，计算得到此时的炭材料单位吸附量为46.44 mg/g，相比于普通流化床的37.73 mg/g，活性炭单位吸附量与容量利用率均显著提高。
吸附机理和速率通常可分为3个步骤：吸附质通过溶液边界层到达吸附剂表面的外部扩散，吸附剂孔内或粒子内扩散，吸附质在吸附剂表面活性位点的吸附。在吸附初期，BPA由溶液扩散到吸附剂表面，扩散阻力较小，固液界面浓度差较大，因而吸附速率较高。分批次更换活性炭可以使每次新加入的活性炭都重新处于吸附初期，一定程度上增加了单位活性炭位于吸附初期的时长，使得更多BPA得以进入活性炭内部与活性位点结合固定，因而提高了活性炭的单位吸附量与利用率。因此，对于流化床吸附反应器，在活性炭总量不变的情况下，可以通过分次添加的方式提升炭的容量利用率。
2.3 序批式反应器吸附实验
吸附时间分别为2.5、5和10 h的序批式反应器的对BPA的去除率以及达到穿透时的累积单位吸附量，见图3（a）。序批式反应器活性炭单位吸附量，见图3（b）。
图 3 (a) 不同吸附时间的序批式反应器对BPA的去除率；(b) 序批式反应器活性炭单位吸附量Figure 3. (a) Removal rate of BPA by Sequence batch reaction bed with different adsorption times; (b) Adsorption capacity of activated carbon in different Sequence batch reaction bed图3（a）可知，前几次反应，各组装置均可以在给定时间内保持较高的BPA去除率，使出水的BPA浓度降低到比较低的程度 (< 0.5 mg/L)。当各组活性炭总的吸附时间大约到达50 h时，达到了该系统的一个临界点，之后各组的BPA出水浓度则呈现快速增加趋势，BPA去除率迅速下降。从图3(a)还可以看出，在总吸附时间的同时期，2.5 h组BPA出水浓度相对较高，即BPA去除率相对低一些，这是因为2.5 h组吸附时间较短，BPA的吸附平衡进展程度低。而对于5 h组，吸附平衡的进展程度高，因此与10 h组的差别不大了。图3（b）可知，在达到穿透时，不同吸附时间的序批式反应器的活性炭的单位吸附量均保持在较高的水平，分别为64.41、65.51和74.70 mg/g，对比C-1活性炭的饱和吸附量90.09 mg/g，活性炭的利用效率分别为71.50%、72.72%、82.92%，远大于其他各类吸附反应器。这主要是因为序批反应器的吸附过程有机械搅拌过程，强化了传质，因此活性炭的容量利用效率显著提高。在实际的吸附操作中，采用搅拌的方式来强化传质是比较容易实现的，但机械搅拌是需要耗费能量的。合理的设计机械搅拌的反应器大小，实现活性炭材料吸附容量的高效利用，同时做到能耗相对较小，是序批式反应器设计的重点。
2.4 不同类型吸附床的比较
不同类型吸附床对BPA的去除率及达到穿透点时对应的单位吸附量，见图4。
图 4 (a) 不同类型吸附反应器对BPA的去除率；(b) 不同类型吸附反应器中的单位吸附量Fig.4(a) Removal rate of BPA in different adsorption reactors; (b) Adsorption capacity of activated carbon in different adsorption reactors图4可知，对于4种反应器，固定床(填充高度为5 cm、进水流速为196 mL/h)、流化床(以C-1炭材料为吸附质)、分批投加流化床（以下简称优化后流化床）和序批式反应器(吸附时间为5 h)，处理相同量的污水时，序批式反应器的炭材料单位吸附量与利用率最高，分批投加活性炭流化床次于序批式反应器，显示这两种吸附反应器在工程中更有利于提高活性炭的容量利用率。序批式反应器容积较大，在实际工程中需要更大的占地面积，而且序批式反应器需要采用机械搅拌，增加了能耗。与其他吸附床相比，分批投加的流化床能够以较小的反应器体积取得较高的容量利用率，但是分批次分离、更换活性炭也增加了工序环节。以上几种吸附反应器的综合效能，特别是运行中的能耗本研究中并没有考虑，还是需要在中试工程中进一步评价。
3. 结论
本研究为废水的吸附深度处理工艺的反应器设计提供了参考，形成的主要结论如下。
（1）固定床进水流速越小、填充高度越高时活性炭对双酚A的吸附去除效果更好，活性炭的容量利用率也更高。
（2）在流化床中，吸附穿透时间不仅与流速和炭颗粒浓度有关系，也与炭材料的表面特性有关。在总投加量不变的情况下，采用分批投加的方式，能够显著增加活性炭材料的容量利用效率。
（3）序批式反应器的吸附时间（2.5、5 和10 h）对污染物去除率与活性炭利用效率的影响不显著，主要是由于机械搅拌过程强化了吸附传质，使得BPA被吸附锁定所需的时间减少。
（4）序批式反应器的炭材料吸附容量利用效率最高，最高可以达到82.92%，其次是分批次添加活性炭的流化床反应器，填充床次之，而单次添加炭的流化床的炭容量利用率最低。
（5） 3种吸附反应器各有其特点，在实际的活性炭吸附工艺设计时，应根据工程实际合理选择。在出水水质、炭材料利用率和运行能耗之间找到最佳的技术经济平衡点。
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图 1 新型屋面雨水储水系统（a）箱体模型及（b）网格化设置
Figure 1. New roof rainwater storage system (a) tank model and (b) meshing
图 2 不同进水控制条件下储水系统的水力特性以及SS归趋特性模拟
Figure 2. Simulation of hydraulic characteristics of water storage system and SS motion characteristics under different inlet conditions
图 3 新型屋面雨水储水系统接续降雨模拟
Figure 3. Simulation of successive rainfall with a new roof rainwater storage system
图 5 强化过滤层的污染净化效果
Figure 5. The effect of the enhanced filtration layer for pollutant purification
表 1 单场次降雨中各面SS分布及对系统污染物沉积率和截留率
Table 1. Distribution of SS on each surface in a single rainfall event and the deposition and retention efficiency of pollutants in the system
模拟条件 进口SS体积分数/% 出口SS体积分数/% 进水口SS体积分数/% 沉淀区污染物沉积率/% 污染物截留率/% 直管 入口速度 1m/s 0.04 0.000 2 0.027 0 0.33 0.99 入口速度 3 m/s 0.04 0.005 5 0.010 0 0.75 0.86 入口速度 5 m/s 0.04 0.016 9 0.018 5 0.54 0.58 入口速度 5 m/s 弯管 90° 0.04 0.011 4 0.017 0 0.58 0.72 弯管 180° 0.04 0.012 8 0.014 3 0.64 0.68 
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表 2 接续降雨过程不同时间段SS分布及系统污染物沉积率和截留率
Table 2. Distribution of SS and deposition and retention efficiency of systemic pollutants at different time intervals of successive rainfall processes
% 进水时间/min 进口SS体积分数 出口SS体积分数 过水口SS体积分数 沉淀区污染物沉积率 污染物截留率 10 0.04 0.037 3 0.037 6 −0.06 0.07 20 0.04 0.039 6 0.041 6 0.04 0.01 30 0.04 0.040 0 0.038 9 −0.03 0.00
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表 3 水质分析方法
Table 3. Methods of water quality analyses
测定指标 分析方法 参考标准 COD 快速密闭催化消解法（含光度法） 《水和废水监测分析方法》第四版 SS 重量法 《水和废水监测分析方法》第四版 TN 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法 《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法：GB 11894—1989》 NH3-N 纳氏试剂分光光度法 《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法：GB 11894—1989）》
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[1] 习近平. 中央城镇化工作会议[R/OL]. (2013-12-14)[2023-04-23]. https://www.gov.cn/ldhd/2013-12/14/content_2547880.htm. [2] 李文娟. 国务院办公厅印发指导意见推进海绵城市建设[J]. 工程建设标准化, 2015(10): 39 − 39. doi: 10.13924/j.cnki.cecs.2015.10.013 [3] 中华人民共和国水利部. 2021中国水资源公报[R/OL]. [2023-04-23]. https://www.gov.cn/xinwen/2022-06/16/content_5695973.htm. [4] PINFOLD J V, HORAN N J, WIROJANAGUD W, et al. The bacteriological quality of rainwater in rural northeast Thailand[J]. Water Research, 1993, 27(2): 297 − 302. doi: 10.1016/0043-1354(93)90089-Z [5] SIMMONS G, HOPE V, LEWIS G, et al. Contamination of potable roof-collected rainwater in Auckland, New Zealand[J]. Water research, 2001, 35(6): 1518 − 1524. doi: 10.1016/S0043-1354(00)00420-6 [6] FARRENY R, MORALES-PINZÓN T, GUISASOLA A, et al. Roof selection for rainwater harvesting: Quantity and quality assessments in Spain[J]. Water Research, 2011, 45(10): 3245 − 3254. doi: 10.1016/j.watres.2011.03.036 [7] GRUNG M, MELAND S, RUUS A, et al. Christensen, Occurrence and trophic transport of organic compounds in sedimentation ponds for road runoff[J]. Science of The Total Environment, 2021(751): 141808. [8] MATTEO M D, LIANGR H, MAIER R, et al. Controlling rainwater storage as a system: An opportunity to reduce urban flood peaks for rare, long duration storms[J]. Environmental Modelling & Software, 2019(111): 34 − 41. [9] 车伍, 刘燕, 李俊奇. 国内外城市雨水水质污染控制[J]. 给水排水, 2003, 29(10): 38 − 42. [10] 王倩, 张琼华, 王晓昌. 国内典型城市降雨径流初期累积特征分析[J]. 中国环境科学, 2015, 35(6): 1719 − 1725. [11] 张琼华, 王晓昌. 初期雨水识别及量化分析研究[J]. 给水排水, 2016, 52(S1): 38 − 42. doi: 10.13789/j.cnki.wwe1964.2016.0335 [12] VIALLE C, SABLAYROLLES C, SILVESTRE J, et al. Pesticides in roof runoff: Study of a rural site and a suburban site[J]. Journal of Environmental Management, 2013, 120(15): 48 − 54. [13] GAO Z, ZHANG Q H, LI J, et al. First flush stormwater pollution in urban catchments: A review of its characterization and quantification towards optimization of control measures. [J]Journal of Environmental Management, 2023, 340, 117976. [14] ABBASI T, ABBASI S A. Sources of pollution in rooftop rainwater harvesting systems and their control[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2011, 41(23): 2097 − 2167. doi: 10.1080/10643389.2010.497438 [15] 杨浩. 窖水中细菌群落结构和功能的季节性变化及其与水质因子的交互响应[D]. 兰州: 兰州交通大学. 2018. [16] UNAMI K, MOHAWESH O, SHARIFI E, et al. Stochastic modelling and control of rainwater harvesting systems for irrigation during dry spells[J]. Journal of Cleaner Production, 2015, 88: 185 − 195. doi: 10.1016/j.jclepro.2014.03.100 [17] TAFFERE G R, BEYENE A, VUAI S A H, et al. Dilemma of roof rainwater quality: applications of physical and organic treatment methods in a water scarce region of Mekelle, Ethiopia[J]. Urban Water Journal, 2017, 14(5): 460 − 466. doi: 10.1080/1573062X.2016.1176225 [18] LASH D, WARD S, KERSHAW T, et al. Robust rainwater harvesting: probabilistic tank sizing for climate change adaptation[J]. Journal of water and climate change, 2014, 5(4): 526 − 539. doi: 10.2166/wcc.2014.080 [19] MORALES-PINZÓN T, RIERADEVALL J, GASOL C M, et al. Modelling for economic cost and environmental analysis of rainwater harvesting systems[J]. Journal of Cleaner Production, 2015, 87: 613 − 626. doi: 10.1016/j.jclepro.2014.10.021 [20] 陈望. 西安市屋面径流污染特征及控制技术研究[D]. 西安: 长安大学, 2019. [21] DUFRESNE M, VAZQUEZ J, TERFOUS A, et al. Experimental investigation and CFD modelling of flow, sedimentation, and solids separation in a combined sewer detention tank[J]. Computers & Fluids, 2009, 38(5): 1042 − 1049. [22] 谭志程. 基于数值模拟的新型CSO调蓄池结构优化与运行参数研究[D]. 长沙: 湖南大学, 2021. [23] MIGUNTANNA N P, LIU A, EGODAWATTA P, et al. Characterising nutrients wash-off for effective urban stormwater treatment design[J]. Journal of environmental management, 2013, 120: 61 − 67. -
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