基于文献分析的生物滞留研究现状与展望*

黄恒粤 陈 垚,2# 袁绍春,2 刘 臻,2 陈人瑜

(1.重庆交通大学河海学院，重庆 400074；2.重庆交通大学环境水利工程重庆市工程实验室，重庆 400074)

生物滞留系统，亦称雨水花园或生物过滤系统，通常由蓄水层、覆盖层、种植土层、填料层以及排水层等组成[1]。由于其对总悬浮物(TSS)、氮磷营养物、病原微生物和重金属等污染物具有较好的去除效果，兼具成本效益和景观价值，常被用于削减城市产生的雨水径流量与控制污染物浓度[2-4]。据报道，生物滞留系统可减少30%(质量分数，下同)～97%的总氮(TN)，28%～85%的总磷(TP)，及高达99%的TSS[5]。生物滞留技术用于净化雨水径流以来，相关研究已经进行了30余年。通过对Web of Science(核心合集)和中国知网(CNKI，核心期刊)数据库2010—2021年间生物滞留技术研究成果进行统计分析，围绕设计构型参数、运行条件、溶解性风险污染物去除、模型研究进行了详细阐述，并提出研究展望，以期为生物滞留系统的改进、优化和提效提供参考。

1 文献来源与发文量情况

为全面掌握生物滞留技术的研究进展，对英文和中文文献进行检索分析。英文文献选自Web of Science(核心合集)数据库，检索式如下：主题为(bioretention*) or (biofilter*) or (biofiltration*) or (rain garden*)，文献类型为研究文章(article)and综述文章(review)，检索年份为2010—2021年。中文文献选自CNKI(核心期刊)数据库，检索式如下：主题为生物滞留or雨水花园or生物滞留系统，检索年份为2010—2021年。剔除相关性较弱的文献后，最终筛选出335篇英文文献和290篇中文文献。

2010—2021年期间，生物滞留技术研究的中、英文文献的年度发文量见图1，其中2021年文献量较少的原因是检索截止时间为2021年4月。由图1可知，生物滞留技术的相关研究发文量2010—2019年总体呈递增趋势，表明生物滞留技术逐渐受到研究者的关注。据英文文献全球分布统计(见图2)，生物滞留技术在全球范围内都有研究应用。相较于西方国家，我国对生物滞留技术研究虽起步较晚，但后来居上，发文量仅次于美国，成为第二大研究国家。其中，中文文献在2015年后的发文量增长较快，这可能是2015年我国提出“海绵城市”理念后，作为海绵城市的一项具有生态效益的低影响开发设施，生物滞留技术受到国内研究者的重视。

图1 2010—2021年关于生物滞留技术研究的中、英文文献年度发文量Fig.1 Annual number of Chinese and English literature on bioretention technology research from 2010 to 2021

图2 2010—2021年关于生物滞留技术研究英文文献全球分布情况Fig.2 Global distribution of English literature on bioretention technology research from 2010 to 2021

2 主要研究内容及现状

生物滞留系统对污染物的去除主要依靠填料、植物、微生物共同发挥作用得以实现，且污染物的去除效果依赖于设施构造，同时外界的干扰条件也会影响生物滞留系统的除污效果。研究证实，生物滞留系统不仅对常规污染物具有较好的去除效果，对于溶解性风险污染物同样具有一定的去除能力。随着科学技术的发展，数值模拟作为一种新的研究方法也被运用于生物滞留技术的研究中。国内外学者主要围绕生物滞留技术的污染物去除、填料、雨水径流控制等展开了一系列的实验与模型模拟研究，并取得丰硕的研究成果，促进了该技术的发展与工程应用。为此，从生物滞留系统的设计构造参数、运行条件、溶解性风险污染物去除和模型研究等方面，对相关研究进展进行详细阐述。

2.1 构造参数

2.1.1 填料类型及改良

填料是生物滞留系统最重要的组成部分，大部分污染物主要依靠填料的截留去除。传统的填料级配通常为30%(质量分数，下同)土壤+65%细沙+5%木屑，不同地区会存在一定差异，但传统填料对氮磷等污染物的去除效果不稳定。为提高生物滞留系统的氮磷去除率，研究者对填料进行了改良研究。RANDALL等[6]利用水处理残渣对填料进行改良后，TP的去除率达到78.4%±9.0%。JIANG等[7]33305研究发现生物滞留系统填料经水处理残渣、沸石和粉煤灰改良后，TN去除率分别可达59.48%、60.27%和69.83%。GOH等[8]分别在填料中添加10%(质量分数)的纸屑、椰壳、贝壳、轮胎屑和报纸屑进行改良后，生物滞留系统对TN和TP的去除均得到明显改善，平均去除率分别达到68%和88%。

文献统计发现，生物滞留系统中填料的改良剂主要分为有机改良剂和无机改良剂两类，其中有机改良剂包括有机堆肥、碎纸片(屑)、椰糠(壳)、泥炭土等，无机改良剂则包括水处理残渣、石灰石、沸石、粉煤灰、蛭石、麦饭石、贝壳等[9-16],[17]993。有机改良剂可为生物滞留系统提供充足的有机碳源，无机改良剂则可提供高比表面积、强吸附能力的颗粒表面，强化填料对污染物的物理截留与吸附。此外，填料改良不能一味追求生物滞留系统控污能力的改善，还应满足水力渗透性能的基本要求，以实现径流削减的功能目标。但目前对于生物滞留系统水力渗透性能的要求尚未达成共识，如美国及新西兰要求渗透系数不应低于12.5 mm/h，奥地利要求36～360 mm/h，澳大利亚则要求50～200 mm/h[18]，而我国有些城市则要求渗透系数宜为10.8～36.0 mm/h[19]。相关研究证实，填料的水力渗透性能会显著影响污染物的去除过程，如填料具有低水力渗透系数(30～70 mm/h)，可增加雨水径流在系统内的水力停留时间(HRT)，从而表现出较高的硝态氮去除率[20-21]。因此，今后应加强填料水力渗透性能与污染物去除能力之间的耦合机理研究，从微观尺度探明污染物在水动力条件下的扩散、迁移与转化过程，进而确定填料的最佳改良方案。

2.1.2 植 物

研究证实，植物可显著提高生物滞留系统的除污能力[22]，且不同植物种类对氮磷等污染物的去除影响显著，但对重金属的去除影响不明显[23]893。YANG等[24]考察了30种植物对不同污染物的去除能力，结果表明不同植物均能实现氨氮的高效去除，但对TP和硝态氮的去除存在一定的差异。其中，蒲公英(TaraxacummongolicumHand.-Mazz.)对硝态氮的去除效果最好，去除率可达75%，而马唐(Digitariasanguinalis(L.) Scop.)对TP的去除能力最佳，去除率高达84%；同时所有植物均对Cd、Pb和Cu具有良好的去除效果，但对Zn的去除则受植物种类影响较大，在该研究中氮磷去除能力强的植物多具有粗根与发达根系，这与READ等[25]研究认为生物滞留系统中植物根长、根系质量、总根长等根系特征指标与氮磷去除能力呈正相关的结论相一致。这是因为植物粗根和发达根系会增加生物滞留系统中土壤的水力传导率，同时发达根系还可使根系延伸至填料深处，有助于根系对污染物的吸收去除[26]。此外，研究还发现除氮的功能植物除具有粗大根系的性状外，还具有生长速度快、成熟期开花能力强的特点[23]900-902。

2.1.3 淹没区

生物滞留系统对TN的去除受硝态氮浓度的影响，而硝态氮则主要在厌氧条件下通过反硝化作用得以去除。为提高系统对氮的去除能力，通常在系统底部增设一个淹没区，为反硝化过程创造条件。研究表明，淹没区设置可有效提高系统对硝态氮的去除能力，进而使TN的去除率提高50%～60%，且TN和硝态氮的去除率随淹没区高度的增加而增加[27]827,[28],[29]1121。而氨氮的去除并不受淹没区高度变化的影响，去除率始终保持在80%左右，是因为系统对氨氮的去除主要发生在上部填料区域；此外，生物滞留系统中的反硝化作用还受碳源的影响，而雨水径流中的碳源量通常难以保证反硝化过程，需在淹没区添加碳源以提高对硝态氮的去除能力[30]。但PALMER等[27]830研究表明，设置淹没区虽可显著提高硝态氮的去除，但也会增加HRT，出现磷的淋溶现象，最终影响磷的去除。因此，在淹没区可投加一些能高效吸附磷的改良剂，如富含铁氧化物、铝氧化物的水处理残渣，这些残渣由絮凝剂与水中的悬浮物、胶体等物质混凝沉淀形成，其不仅富含有机物可作为反硝化碳源，还具有较高比表面积的无机颗粒实现对磷的吸附，甚至可通过Fe、Al、Ca等离子与磷的化学反应过程实现磷的沉淀去除，在提高硝态氮去除的同时可使TP去除率达到99%[17]995-997。

2.2 运行条件

研究表明，生物滞留系统对氮的去除过程不仅受填料类型、渗透系数、淹没区设置深度等构造参数的影响，还受径流水质、进水量、水力负荷、前期干旱天数(ADD)等环境因素的影响[7]33299。JIANG等[29]1129采用偏最小回归法对TN去除率与影响因素进行了耦联分析，结果表明TN去除率与填料渗透性能、淹没区设置高度呈正相关，而与ADD、进水浓度、进水量等因素呈负相关。同时，相关研究证实ADD对硝态氮的去除有较大影响，且较长的ADD有助于硝态氮的去除[31]，如当ADD从1 d增至10 d时，硝态氮的去除率在37%～78%波动，并呈上升趋势[32]。但较长时间的ADD下，系统经连续降雨后容易出现硝态氮的淋洗现象，且过长的ADD(7、12、22 d)也不利于硝态氮的去除[33]。

2.3 溶解性风险污染物

2.3.1 重金属

雨水形成径流过程中，常伴随重金属的存在，尤以Cu、Zn、Pb和Cd含量最高[34]。相关研究已证实，生物滞留系统对雨水径流中的重金属具有良好的去除效果，其中对Cu、Zn、Pb和Cd的去除率分别可达61.31%～98.00%、74.06%～96.80%、60.27%～99.60%和80.31%～99.97%(见图3)。

注：数据来源于文献[17]、[24]及[35]至[39]。图3 生物滞留系统对常见重金属的去除性能Fig.3 Removal efficiency of common heavy metals by bioretention system

径流携带的重金属主要包括颗粒态和溶解态两种形态，进入生物滞留系统后主要通过填料过滤吸附、植物吸收富集和微生物吸收3种途径去除。SUN等[40]研究发现，88%～97%的重金属进入生物滞留系统后被填料介质去除，而通过植物吸收途径去除的仅占0.5%～3.3%。同样，SARI等[41]研究也证实相较于填料，植物对重金属(Pb、Zn)去除的贡献率仅18%左右。虽然有研究证实某些特殊微生物可实现对重金属的吸收[42]，但在生物滞留中的研究相对较少。可见，重金属在生物滞留系统中的去除途径主要为填料的过滤和吸附作用。JONES等[43]发现大部分重金属截留于径流入流点3～12 cm的表层填料介质中，填料介质中的重金属含量随填料深度的增加而降低。这与HATT等[44]的研究结论一致，即重金属的去除主要发生在填料介质的表层区域。这是由于颗粒态重金属进入系统后首先被填料孔隙通过过滤截留作用得以去除，而溶解态重金属则主要被填料表面带负电的表面位点捕获，或与某些极性官能团通过表面络合、金属阳离子交换作用被填料所吸附得以去除。但由于传统生物滞留系统中植物对重金属的吸收富集能力有限，而填料对重金属的过滤与吸附作用是一个可逆过程，将可能导致系统出现重金属淋溶现象。虽研究已证实，可通过对填料的改良来提高系统对重金属的去除能力[35]，但这一过程受填料类型、径流水质、降雨持续时间、植物种类、温度、微生物代谢等因素影响。目前尚未对重金属在生物滞留系统中的赋存形态及迁移转化规律进行系统研究，未来应关注微生物代谢、填料表面官能团等电子转化过程对重金属赋存形态与氧化还原的介导作用机制，进而掌握重金属的迁移转化规律，明确填料介质的使用寿命与更换周期，并探寻对重金属具有超富集作用且适合干湿交替状态下生长的功能植物，以强化生物滞留系统对重金属的去除能力。

2.3.2 新兴污染物(ECs)

雨水径流中的ECs主要源自化石能源、化学药品等使用后的残留物，包括苯及苯系化合物(BTEX)、多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、二噁英(PCDDs)、农药等有机污染物。相关研究表明，生物滞留系统可有效去除洗涤剂[45]1135、PCBs[46]5、PAHs[45]1132,[47]、PCDDs[46]5、有机农药(阿特拉津、草甘膦、麦草胺、二氯苯氧乙酸)[48]等污染物，去除率可达90%以上，并认为可通过填料吸附、植物吸收和微生物降解等途径去除ECs。如通过填料的吸附可有效去除油脂、甲苯和萘[49]，在微生物作用下可降解草甘膦等有机农药[50]，还可实现对萘的矿化[51]，通过植物吸收作用可以实现对萘的去除[52]。目前关于生物滞留系统对ECs的研究主要集中在去除特性及其影响因素上，尚未明确填料吸附、生物降解和植物吸收等途径的贡献情况与耦合作用机制，尤其急需探明ECs在系统内的累积过程及其毒理效应。

2.3.3 病原微生物

雨水形成径流过程中通常携带病原菌、病毒、原生动物和蠕虫等病原微生物，易造成相关传染疾病。相关研究表明，生物滞留系统对产气荚膜梭菌、F-RNA大肠杆菌噬菌体、大肠杆菌、粪大肠菌群等病原微生物具有较好的去除效果，但受填料类型影响而表现出较大的去除差异性[53-55]。为提高系统对病原微生物的去除能力，研究学者尝试对填料进行改良，如ZHANG等[56]701研究发现经氧化铁改良的填料对大肠杆菌的去除率较传统填料增加了17%，达到99%，而MOHANTY等[57]添加生物炭后，可实现96%的大肠杆菌去除率。

一般认为，生物滞留系统在一定条件下可通过填料过滤与吸附截留、微生物群落间的竞争与捕食、太阳辐射、温度变化等作用去除病原微生物[58]。其中，填料的过滤作用主要取决于填料的理化特性，尤其是介质的比表面积、孔隙率和表面疏水性控制着病原菌的输移过程[59]。填料的吸附截留过程主要受水力作用、静电引力、细胞分泌物等影响[60]，如病原微生物进入生物滞留系统后先通过介质的静电作用、范德华力、表面张力等吸附于填料表面，随后通过病原微生物新陈代谢作用产生的胞外聚合物强化填料介质的吸附能力。由于病原微生物表面带负电荷，添加正电荷的改良剂(如铁氧化物、铝氧化物)可加强填料介质对病原微生物的吸附作用[56]704。此外，病原微生物与系统中的微生物存在竞争与捕食关系，如大肠杆菌进入系统后可附着于植物根际和根际抗菌分泌物中，与其他根际微生物形成竞争关系，并可能被捕食者捕食[61]。目前，针对病原微生物在生物滞留系统中的去除过程，研究学者主要围绕病原微生物去除能力及其影响因素(如植物类型、填料介质、淹没区设置、干湿交替过程)开展了相关研究，但关于病原微生物的具体去除机制还不明晰，也未明确病原微生物在系统中的累积特性与迁移规律。因此，今后应重点关注填料介质、微生物群落、根系分泌物等对病原微生物去除的作用机制，以及病原微生物在系统内的迁移失活过程。

2.4 模型研究

虽然研究证实生物滞留系统对径流污染具有较好的控制效果，但其在实际运用中是否能达到预期功能目标受诸多因素影响，需要通过相关模型进行预测与评价。目前常用的模型软件主要分为两类，一是流域的大尺度模型，如SWMM、HSPF、InfoWorks CS、SLAMM、STORM、DR3M-QUAL、MOUSE、SUSTAIN、MIKE等[62]，另一类是单项设施的小尺度模型，主要有RECARGA、DRAINMOD、HYDRUS和SWC[63]。其中，大尺度的模型应用相对较成熟，而小尺度模型应用相对较少。GULBAZ等[64]利用SWMM对不同降雨强度下生物滞留系统对径流的控制效果进行了模拟，结果表明SWMM可较好模拟生物滞留系统的控制过程，但精度仍有改进空间。而LI等[65]利用HYDRUS-1D考察了降雨重现期、填料厚度、径流污染浓度等因素对生物滞留系统控制效果的影响，虽然该模型可对相关参数进行优化，但在模拟过程中忽略了温度、植物根系作用以及生物化学反应(如硝化和反硝化)的影响。ZHANG等[66]利用水文模型(RECARGA和DRAINMOD)和响应面法(RSM)研究了降雨条件、设施面积与汇水面积比值和污染物浓度等因素对生物滞留系统控制性能的影响，并对相关设计参数进行了优化，但该模型为一个“黑箱”系统，并未考虑污染物的去除过程。

目前不论是流域的大尺度模型还是单项设施的小尺度模型都有一定研究，但这些研究有一定的局限性，如模拟精度不够、模型功能单一，且在模拟过程中通常忽略某些影响因素或简化一些过程，导致模拟结果精度不高。因此，今后应重点围绕开发高灵敏、高精度、适用范围广，且考虑多种影响因素，能够预测溶解性风险污染物等多种污染物，耦合水质水量的过程机理模型。

3 总结与展望

生物滞留系统作为一种绿色的生态处理技术，在雨水径流削减与污染控制方面拥有极大潜力。研究学者对生物滞留技术已开展了30年的相关研究，在生物滞留系统设计参数优化、运行条件、溶解性风险污染物去除性能、径流控制模型研究等方面获得了许多成果，但相关研究仍存在一些不足之处，未来应重点围绕以下问题开展相关研究：

(1) 填料堵塞问题是生物滞留系统一个不可回避的技术瓶颈，大部分径流污染物在生物滞留系统中主要依靠填料的截留吸附而去除。显然，长时间的运行会导致污染物在系统内累积，使系统运行的不稳定。特别是重金属、ECs、病原微生物等溶解性风险污染物在系统内长时间累积，可能会对植物和微生物产生毒理效应，甚至出现淋溶现象而产生二次污染问题。因此，未来可重点围绕填料类型与科学级配、污染物的水力迁移过程等方面开展相关研究，掌握污染物在填料中的迁移与吸附过程，明确填料堵塞的发生时机与控制，进而提出填料堵塞的缓解措施，提高系统稳定性。

(2) 污染物在生物滞留系统中的去除涉及填料、植物和微生物的耦合作用。污染物的去除依赖于填料的选择和填料级配，植物的选择会影响填料的水力性能，如HRT、pH等参数；而这些水力参数又可能对生物滞留系统中微生物的生理活性产生影响。同时，微生物代谢分泌物与植物根系分泌物可能存在某种联系等。因此，未来可对污染物去除过程中系统各介质贡献情况与污染物去除过程的关联性进行研究，明确污染物去除过程中填料、植物、微生物之间的相互影响机理和协同作用机制。

(3) 生物滞留系统与数值模型的结合应用研究。随着数值模拟方法的应用和推广，未来可围绕利用数值模拟方法，对生物滞留系统中污染物的去除过程进行模拟研究；针对物理模型实验难以完成的实验条件，利用数值模拟方法，对多影响因素条件下生物滞留系统的控污过程进行综合研究，进而提出设计参数优化方案。但如何实现多影响因素及模型精度的整合是研究的难点。