0 引 言
城市化快速发展导致城市不透水面积率增加，随之带来了城市内涝积水、径流污染、水生态破坏等诸多城市水环境问题[1]。生物滞留设施作为城市径流污染控制的典型技术之一，对城市雨水径流中不同形态氮磷、TSS、BOD、重金属、多环芳烃及病原微生物等具有显著控制效果[2,3]。
雨水径流中典型污染物在生物滞留设施中的净化机理与控制效果已有较多研究。Clark等[4]通过对雨水径流污染的物理、化学和生物特性分析，评估了雨水设施对典型径流污染物的处理潜力，为雨水径流污染控制技术选择提供了重要依据。雨水径流中氮、磷类污染物形态较多，且转化过程复杂[5]，生物滞留设施对城市雨水径流中氮、磷污染物净化机理和控制效果一直受到重点关注。基于目前研究报道，生物滞留设施对雨水径流中氮、磷的净化是包括填料吸附、微生物吸收和植物摄取营养物等多种作用的复杂过程[5]。
生物滞留设施对磷类污染物净化主要通过植物利用、微生物吸收及填料吸附等作用实现[5]。也有研究发现，磷类污染物易与土壤填料中铁、铝离子发生反应，以沉淀形式去除[6]。雨水径流中的氮形态较多，生物滞留设施对氮类污染物的净化过程也更为复杂，且受到多种因素的影响，包括干湿条件、季节性变化和进水水质等[7]。
生物滞留设施对雨水径流中氮、磷净化过程的影响因素多，且净化效果易出现不稳定现象[3]。研究人员尝试了多种方式探索进一步提高生物滞留设施对雨水径流氮、磷污染物的净化效果，如改良填料[8]、设置淹没出流区[9]、添加碳源[10]和设置分层填料[11]等。小试或现场实验表明，上述方式可一定程度上提升生物滞留设施对特定形态氮或磷的净化效果。
生物滞留设施对径流污染物净化机理研究进展，已有不少综述研究报道，但生物滞留设施对雨水径流中氮磷污染物的净化机理、运行效果和优化方式尚无系统性综述研究。通过生物滞留设施对不同形态氮、磷的净化机理研究进展进行系统梳理，分析传统生物滞留设施对雨水径流中氮、磷污染物的控制效果；进而从设施填料组合与配比、淹没出流区设置、碳源添加和填料填装方式4个主要方面分析生物滞留设施对雨水径流中氮、磷污染物净化效果的提升方式和运行效果，并展望生物滞留设施在氮、磷类污染物控制方面亟待研究的问题和可能的研究方向。
1 生物滞留设施中不同形态氮和磷净化机理
1.1 不同形态氮的净化机理
城市雨水径流中氮主要以氨氮
硝态氮
亚硝态氮
溶解态有机氮(dissolved organic nitrogen，DON)和有机颗粒态氮(particulate organic nitrogen，PON)等形式存在[12]。生物滞留设施主要通过植物吸收、过滤、填料吸附和微生物转化等作用(矿化、硝化、反硝化)净化雨水径流中不同形态氮(图1)[13]。PON主要通过过滤和沉淀吸附作用去除，净化效果较好且稳定[14]。由于土壤(设施填料)颗粒大多带负电，易吸附
一部分
通过土壤填料的吸附作用去除，另一部分通过硝化作用转化成
和
其中
通过硝化作用转化为
最终以
方式得以去除[13,15]。但一些研究表明，生物滞留设施对DON和的净化效果并不稳定，且被捕获的PON和填料中积累的氮素可能导致生物滞留设施出流中浓度增加，进而影响设施对净化效果[14]。生物滞留设施中可通过反硝化作用转化成N2O或N2和异化还原为铵(DNRA)而有效去除[16，17]，但这一过程实现的前提条件必须通过合理设计提供厌氧或缺氧条件。总体来看，生物滞留设施中不同形态氮转化过程复杂，且受环境因素影响较大，这也正是生物滞留设施对氮类污染物净化效果差异较大的主要原因。
图1 生物滞留设施氮的净化机理
Figure 1 Purification mechanism of nitrogen in bioretention facilities
1.2 不同形态磷的净化机理
雨水径流中的磷形态包括颗粒态磷(particulate phosphorus，PP)和溶解态磷(dissolved phosphorus，DP)。PP主要是颗粒态有机磷，而DP主要以可溶性活性磷(soluble reactive phosphorus，SRP，主要是磷酸盐
和溶解态有机磷(dissolved organic phosphorus，DOP)的形式存在，其中
容易被微生物摄取利用[6]。PP主要通过生物滞留设施填料的过滤作用去除，而DP则通过生物滞留设施中填料的吸附作用和植物吸收与微生物摄取等过程去除(图2)[6]。Paliza等[18]研究表明，主要可通过与一些金属阳离子(如Al3+、Fe2+、Ca2+)的吸附反应和化学沉淀形式去除。土壤填料中无定形态的铁、铝氧化物和水氧化物易与DP结合生成铝磷(Al-P)、铁磷(Fe-P)，也可促进磷的去除[19]。
图2 生物滞留设施中磷的净化机理
Figure 2 Purification mechanism of phosphorus in bioretention facilities
2 传统生物滞留系统中氮、磷净化效果
传统生物滞留设施主要由5部分组成，从上至下分别是蓄水层、植被层、种植土层、填料层和排水层，有些情况下种植土层和填料层也会混合填装[3]。研究显示，传统生物滞留设施对雨水径流中TSS、COD，以及重金属、多环芳烃等雨水径流中呈现颗粒态的污染物具有较好的控制效果，但对不同形态氮磷的控制效果差异较大[3]。
2.1 不同形态氮净化效果
生物滞留设施对雨水径流中不同形态氮的净化效果差异较大，表1给出了近年来生物滞留设施对不同形态氮净化效果的部分研究报道。
传统生物滞留设施对
净化效果好且稳定，基本可达80%以上，主要原因是易被带负电的土壤吸附[15]，且一定比例的通过硝化作用转化成
反观和TN，净化效果差异较大，甚至一些研究中的去除率为负值[24]，究其原因，作为其他多种形态氮转化产物，除部分
可通过植物吸收去除外，在传统生物滞留设施中并没有利于微生物作用去除的条件(如缺氧或厌氧条件)，最终导致传统生物滞留设施中淋出、净化效果不理想[26]。此外，季节温度变化、干湿条件也是影响生物滞留设施运行效果的关键因素，尤其对氮的净化效果影响较大[7]。生物滞留设施的运行维护方式和管理水平也会影响其对氮类污染物控制效果。有研究表明，生物滞留设施实际运行中很难达到装置模拟试验的水质净化效果，这主要与设施的日常运行维护管理水平有关[3]。
表1 生物滞留设施中不同形态氮的净化效果
Table 1 Purification effect of different forms of nitrogen in bioretention facilities
试验类型径流类型去除率/%NH+4-NNO-3-NTNKTN参考文献现场实际径流84.6*35.4*32.0*31.2*[20]小试模拟径流N/AN/AN/A55～65*[21]小试模拟径流N/AN/A45～65N/A[22]小试模拟径流89*45*41*N/A[14]小试模拟径流97.0036.0012.01～72.26N/A[16]小试模拟径流99.1*42.3*68.0*N/A[23]小试模拟径流942130N/A[15]小试模拟径流80-2335N/A[24]小试模拟径流N/AN/A43.21±6.01*N/A[8]小试模拟径流N/AN/A17±13*N/A[25]
注：*为质量去除率；无*均为浓度去除率。
2.2 不同形态磷净化效果
生物滞留设施中磷净化过程主要通过设施填料的吸附作用实现，填料中磷本底值高与被吸附磷的解吸是设施对不同形态磷净化效果不稳定的主要原因[3,26]。表2为近年来生物滞留设施对不同形态磷净化效果的部分研究报道。
表2 生物滞留设施中不同形态磷的净化效果
Table 2 Purification effect of different forms of phosphorus in bioretention facilities
试验类型径流类型去除率/%TPPO3-4-P参考文献小试模拟径流80*N/A[27]现场实际径流-110.6*N/A[20]小试模拟径流70～85*N/A[21]小试模拟径流55N/A[22]小试模拟径流≥86N/A[28]小试模拟径流N/A97.8*[29]小试模拟径流89.33±6.19*N/A[8]小试模拟径流96±1*N/A[25]
注：*为质量去除率；无*均为浓度去除率。
生物滞留设施对雨水径流中TP和
大多具有较高的浓度去除率，考虑生物滞留设施对径流水量的削减，其对TP和的质量去除率通常更高。但也有研究报道表明，生物滞留设施对磷的净化效果较差，如Dietz等[20]的研究中，设施TP质量去除率甚至为-110.6%，设施并未体现出TP削减，呈现明显淋失效应。设施对磷净化效果较差，通常与设施填料中磷本底值较高有关[3]。此外，李家科等[30]的研究发现，水力负荷及进水浓度也会影响设施对磷的净化效果，随着进水TP浓度的增大，去除率呈现先增大后减小的趋势，而随着水力负荷的增大，生物滞留设施对和TP的去除率在高水力负荷和低水力负荷时的差值可达30%左右。这主要是由于水力负荷较小时，延长了水力停留时间，从而提高了设施的净化效果。
3 生物滞留系统对雨水径流氮、磷污染控制效果提升方式
传统生物滞留设施大多存在氮、磷污染物控制效果不理想、稳定性差等问题，因此，研究人员更多聚焦于如何进一步提升生物滞留设施对雨水径流中氮、磷污染物净化效果，目前主要从改良填料组合及配比、设置淹没出流区、添加碳源和填料填装方式等方面开展探索研究。
3.1 填料组合及配比
生物滞留设施对雨水径流中氮、磷净化效果与设施选用的填料组成和配比关系密切[31]。因此，选择适宜设施填料并确定其最优组合配比对保证生物滞留设施的氮、磷净化效果具有重要作用。传统生物滞留设施主要以渗透性较好的当地土壤(田园土)或砂质土壤为基础填料，但田园土对径流中氮、磷类污染物的吸附能力较差[8]。因此，研究人员尝试在生物滞留设施填料层投加不同类型具有高吸附性能的材料，以提高设施对氮、磷的净化效果(表3)。
表3 生物滞留设施填料组合配比优化措施及效果
Table 3 Optimized measures and effects of filler combination ratio in bioretention facilities
填料组合/配比氮、磷净化效果参考文献传统:砂壤土74%,砂23%和碎硬木树皮3%;改良:砂壤土71%、砂23%、碎硬木树皮3%和给水厂污泥3%改良后TP去除率为88.5%[32]砂60%、堆肥15%、树皮15%和给水厂污泥10%改良后PO3-4-P去除率为70%～81%[33]传统生物滞留设施中添加给水厂污泥5%PO3-4-P去除率为60.3%[19]以建筑垃圾、黏土、粗砂及细砂为填料,通过分层、混合、粒径配比,设计10种填料结构研究其去除效果10个生物滞留设施TN、TP和NH+4-N的平均去除率分别为62.2%、83.3%和80.9%[31]种植层采用砂80%和壤土20%,填料层采用铝污泥15%和沸石85%TP、NH+4-N和NO-3-N的去除率分别为98%、97%和36%[16]传统:砂85%、淤泥10%和黏土5%;改良:砂90%和给水厂污泥10%改良后的系统显著提高了TP去除效果[34]砂95%和粉煤灰5%3个生物滞留设施的TP去除率分别为93%、84%和76%[35]传统:建筑黄沙65%、土壤30%和木屑5%;改良:传统设施基础上分别添加给水厂污泥2%、4%、10% 低浓度进水时,TP平均去除率在86%以上[28]传统:田园土100%;改良:田园土94%和河道底泥6%稳定阶段TN和TP平均去除率分别为(86.82±7.09)%和(96.73±2.06)%[8]
在生物滞留设施填料中投加给水厂污泥、铝污泥、河道底泥和粉煤灰等作为改良填料，设施对磷的净化效果有显著提升，对TN等污染物净化也有一定效果。给水厂污泥含有较丰富的铝、铁等金属离子，可显著提升设施对磷的净化效果。钟兴等[8]通过将黑臭河道底泥用于生物滞留设施填料，相对未添加河道底泥的装置，TP质量去除率可提高8%，且无明显重金属淋出现象，探索了河道疏浚底泥利用的可行途径。粉煤灰具有较强的磷吸附潜力，Kandel等[35]对3处生物滞留设施进行监测，其TP质量去除率分别为93%、84%和76%。基于目前相关研究报道，填料组合及配比优化对磷类污染物控制效果作用显著，但通过填料的改良对设施中不同形态氮净化效果的提升相对有限。
3.2 淹没出流区设置
生物滞留设施对的去除主要通过反硝化过程实现，而反硝化脱氮能否实现的关键是设施中是否存在缺氧或厌氧环境[16]。研究人员开始尝试通过提高生物滞留设施出水口位置，使设施底部形成缺氧环境以验证其强化设施脱氮的效果。Kim等[9]研究发现，淹没出流区可促进反硝化作用，进而提高氮的净化效果。仇付国等[16]比较了生物滞留设施有、无淹没出流区对氮的净化效果，在进水浓度相同的条件下，设置淹没出流区后，去除率可从36%提高至79%。颜子钦等[36]的研究表明，生物滞留设施设置淹没出流区后的净化效果得到明显改善，去除率从3.4%提高到79.8%，但对的净化效果几乎没有影响。
淹没出流区设置的确可提高设施对去除效果，但淹没出流区深度是否会影响其提升效果？仇付国等[37]考察了2种深度(200，600 mm)淹没出流区的净化效果，结果表明，600 mm淹没出流区的生物滞留设施对的净化效果更为稳定、高效。Wang等[24]也比较了不同淹没出流区深度对生物滞留设施中各氮素的净化效果，结果表明，生物滞留设施中的去除率始终保持在80%左右，随着淹没出流区深度的增加并未出现显著变化；但随着淹没出流区深度从0 mm增加到600 
去除率从-23%显著提高到62%。为获得更为稳定的TN净化效果，Zhang等[25]提出了上流式和混合流式生物滞留设施结构，通过结构改进增加淹没出流区规模、延长径流过流路径和水力停留时间，与传统生物滞留设施相比，上流与混合流生物滞留设施可显著提高TN净化效果。
3.3 碳源添加
生物滞留设施设置淹没出流区后，延长水力停留时间，提供了反硝化作用必要条件，可有效提高设施对氮的净化效果。但值得注意的是，反硝化作用顺利进行的另一个必要条件是要有充足的碳源保障，然而生物滞留设施常用填料大多难以保证其反硝化过程的充足碳源。因此，在设置淹没出流区的基础上，研究人员尝试采用不同材料作为生物滞留设施填料碳源的可行性。
Zinger等[10]等在生物滞留设施中添加秸秆和木屑充当碳源，平均去除率可从50%提高至90%以上。李立青等[23]的研究添加了10%的木块(直径1.6 cm)来充当碳源，去除率相对于设置淹没出流区未加碳源的生物滞留设施提高了6.7%。Wang等[38]也采用木屑作为碳源进行研究，在水力停留时间为15 d时，添加碳源后的去除率可从76%提高至87%。不同类型碳源材料在效果上也存在一定差异，Kim等[9]对落叶堆肥、报纸、锯末、木屑和小麦秸秆等碳源材料进行比较研究，结果表明，这几种材料作为碳源都可提高的净化效果，其中报纸作为碳源的净化效果最好。
木屑是目前多数研究中较多采用的碳源材料，且在淹没出流区设计合理和稳定运行的前提下，可显著提升去除效果。但值得注意的是，研究也发现使用木屑作为碳源的生物滞留设施，运行一段时间后，由于木屑的降解，可能导致设施出流中细颗粒悬浮物含量增加，存在明显颗粒物淋出现象，影响设施出水水质[28]。
3.4 填料填装方式
生物滞留设施填料层多为混合填装，有研究尝试将生物滞留设施填料层设计成双层或多层结构，考察其是否有助于提升设施的氮、磷净化效果。所谓分层结构，通常上层为渗透性较好的填料，下层为渗透性较差的填料，这种分层结构对延长设施出现堵塞时间也有一定作用。Hsieh等[11]进行了分层生物滞留设施装置试验，上层为砂层、下层采用土壤层，相对于传统填装方式，其质量去除率可从16%提高至56%。Wan等[39]设计了一种采用木屑来制造厌氧环境的分层生物滞留设施，上层为木屑，下层采用蛭石，去除率可达到80%以上，显著提高了设施对的净化效果。在其他条件相同的情况下，填料分层结构有助于在设施中形成好氧-厌氧条件，且延长污染物在设施中的停留时间，促进反硝化作用，从而提高氮的净化效果。
4 结论与展望
雨水径流中氮磷形态多样、转化过程复杂，且受多种环境因素的影响，按照传统方式设计的生物滞留设施，其氮、磷净化效果易出现不稳定现象。通过改良填料组合及配比、设置淹没出流区、添加碳源以及填料填装和运行方式等方式，可一定程度提高生物滞留设施对雨水径流中氮、磷污染物的控制效果。基于目前的研究进展，笔者梳理了尚待进一步深入探索的问题和可能的研究方向。
1)生物滞留设施对雨水径流中氮、磷污染物净化机制，尽管已开展一些研究探索，但对于生物滞留设施这一包含了填料(土壤等)、微生物、植物等共同作用的复杂生态系统中氮磷的迁移、转化和归趋过程仍不十分明确。目前研究大多通过设施进水和出水特征分析、不同深度填料中氮磷的赋存状态等方面入手，也有的研究采用同位素示踪等研究手段以明确设施中氮、磷的转归过程，但其结果并不能充分反映这一复杂系统中氮磷的物理、化学和微生物过程。尤其是对于不同形态氮、磷净化而言，如何厘清设施的填料、微生物和植物这三者的作用，定量评估三者对氮、磷去除的贡献率，将是今后应重点开展的研究工作，这将为生物滞留设施优化设计提供重要参考和依据。
2)目前对于生物滞留研究大多采用小试装置，如实验室柱或箱装置，小试装置运行条件与生物滞留设施在实际降雨条件下的运行过程存在一定差异，尤其是在装置规模偏小时，由于短流、边壁效应等，这种差异可能更为显著。尽管目前也有一些生物滞留设施的现场试验研究，但大多是对几场降雨事件或1个雨季的监测，有限的监测场次可能并不能充分反映生物滞留设施的长期运行效果。今后研究应着重基于现场试验方式考察生物滞留设施的运行效果，现场实验应在设施投入运行且植物生长良好后进行，并重点考察污染物在设施填料中的累积。
3)目前研究中对于生物滞留设施的氮净化效果提升，大多采用设置淹没出流区并投加碳源、促进反硝化作用的方式开展。然而在生物滞留设施实际“干湿交替”运行条件下，设置淹没出流区后，设施对不同形态氮的去除过程和机制仍待进一步量化和明确。近年来也有研究报道，植物的吸收利用可能是生物滞留设施中氮类污染物去除的主要途径，然而植物对生物滞留设施氮净化过程作用的量化研究仍显不足，这也是今后重点研究的方向之一。
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