生物滯留系統用于徑流污染控制的研究綜述

劉蘊哲

摘 要：生物滯留系統是使用較為普遍的一種城市雨水低影響開發技術，其對城市徑流中的懸浮物、重金屬、油脂類、致病菌以及營養鹽等物質均有較好的去除效果。該文闡述了目前國內外生物滯留系統對不同徑流污染物去除機理及效果的研究現狀，總結并提出了生物滯留系統未來的研究和發展方向。

關鍵詞：生物滯留系統；徑流污染；研究現狀；展望

中圖分類號 X522 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2016）03-04-80-02

水不僅是生命之源，也是保障社會發展和人類進步的重要資源。中國是一個水資源短缺的國家，與此同時，我國的淡水資源卻普遍受到了污染甚至嚴重污染。治理水環境污染，源頭控制是關鍵。水環境污染源主要可分為點源和面源，在國家大力整治環境的努力下，工業廢水和城市生活污水等點源污染已得到了有效控制，面源污染取代點源成為了水環境污染的最重要的來源[1]。作為典型面源污染的城市地表徑流，由于地域范圍廣、隨機性強、成因復雜等特點，成為了當今水環境污染研究的重點[2]。用于控制地表徑流污染的技術很多，如生物滯留系統、綠色屋頂和滲透路面等，其中生物滯留系統由于其高效的徑流持留、水質凈化和污染負荷消減等能力而逐漸得到廣泛研究與應用[3]。

1 生物滯留系統簡介

生物滯留系統主要由表面植被、10～30cm的蓄水層、5～10cm的表面覆蓋層、0.7～1m砂、土、有機填料層和用于入流、出流及溢流控制的附屬物構成[4-6]。該系統一般設置在居民區和商業區，用來管理小范圍已開發地區產生的暴雨徑流[5-6]。其主要通過攔截過濾、滲透、沉淀、蒸發蒸騰、揮發、吸附、植物同化、硝化反硝化、分解降解、熱衰減等物理、化學和生物的綜合作用實現徑流污染物的去除，地下水的補給和徑流的控制[4，7]。自20世紀90年代首先由美國馬里蘭州喬治王子郡投入使用以來，經過數十年的研究和試驗應用，生物滯留技術目前已快速成為世界上很多國家使用最廣泛的暴雨最佳管理措施（BMPs）之一[4]。如在美國低影響開發（LID）和澳大利亞水敏性城市設計（WSUD）中的大量使用。

2 生物滯留池徑流污染去除研究

2.1 TSS的去除 生物滯留系統主要通過沉淀和過濾的作用去除總懸浮顆粒（Total suspended solids，簡稱TSS），去除效果很好，大都能到達95%以上，雖然有可能會出現淋洗現象，但那只是因為初期填料中細骨料被沖出的結果，會隨著系統的逐步穩定而消失[4，8-11]。

2.2 重金屬的去除 生物滯留系統有很強的重金屬去除能力，去除率幾乎都在90%以上[6，8-9，12-13]。2003年，Davis通過填料中金屬聚集程度判斷20a后生物滯留池的土壤將充滿毒性，不能使用[12]。2008年，Bratieres等發現Cu的去除波動性最大，這也在以往的研究中有過報道[8，12]。Blecken等于2009年發現增設有碳源的厭氧區對重金屬的去除有很大的影響，且碳源只對Cu的去除有很大幫助，因為有機質與Cu的作用最強，能夠結合成復合物從而將Cu截留。其還發現在滯留池中是土壤填料而不是植被占據著去除重金屬的主導作用，重金屬在經過填料上部150mm便能達到很高的去除（>82%），因此，要想有效去除重金屬，500mm的填料深度就足夠了[13]。

2.3 油脂的去除 Hsieh和Davis于2005年發現使用混合填料的柱狀滯留系統能夠去除徑流攜帶的96%以上的機油[11，14]。其中烴類的去除主要發生在覆蓋層，因為覆蓋層中的本土微生物會將捕獲的烴類在較短的時間內降解掉。在New Hampshire的現場試驗中，柴油中的石油烴類去除率達99%[10]。

2.4 致病菌的去除 生物滯留系統之所以能夠去除致病菌，是因為通過過濾、吸附等作用將致病菌截留后，在2場降雨之間的干期內，土壤水分流失讓致病菌暴露在干旱和太陽照射的情況下，導致致病菌的死亡[4]。Hunt等發現滯留池對糞大腸桿菌和大腸桿菌的去除率為70%左右[15]，而Rusciano和Obropta則認為糞大腸桿菌的去除平均能達到91.6%[16]。Bratieres等在2008年發現生物滯留池對大腸桿菌、產氣莢膜桿菌和F-RNA噬菌體的去除效果分別能達到69%、99%和93%[8]。

2.5 營養鹽（N、P）的去除 生物滯留系統對營養鹽的去除效果波動比較大。滯留系統主要通過土壤/填料的靜電力或離子交換實現對氨氮的去除[6]，去除效果良好，大多在90%以上[6，8-9]?？倓P氏氮的去除效率一般在55%～75%[6，17]。然而滯留系統對NO3-的去除效果卻很差，Davis在2001年所做的實驗中發現NO3-的平均去除率只有24%，甚至有時會出現NO3-的淋洗，Kim在2003年則發現NO3-淋洗的現象還很普遍，這最終導致總氮的去除不甚理想[6，18]。除此之外，總磷的去除效果也不穩定，效果好時可達90%的去除率，差時只有40%，淋洗的情況時有發生[6，8]。

影響磷去除的唯一因素就是土壤和填料種類。Bratieres分析了3種填料的除磷效果（一種含有機質，另外2種不含），發現采用含有機質填料的滯留系統對磷只有40%的去除率，而剩下2種則高達90%，因為有機質中的磷會析出，從而導致除磷效果的變差[8]。因此fawb規定土壤和填料中磷含量必須少于100mg/kg[19]。同時，可以適當增加Ca、Al和Fe的含量以提高其磷的能力。

NO3-的去除效果差是因為其作為陰離子，不能被土壤填料所吸附，在土壤/水的系統中通常是不固定的，加上被截留的氨氮和有機氮在間歇期會被氨化和硝化為NO3-，導致滯留系統中NO3-的含量進一步增加，從而出現在隨后的降雨事件中NO3-過量排出的現象[4，18]。為了提高NO3-的去除，有人將生物滯留系統的出水口抬高以使滯留系統底部出現一定高度的淹沒區，形成厭氧區域，再于其中投入合適的碳源，人為創造反硝化環境。Kim等于2003年對此方法首次進行了小試和中試，結果發現，有厭氧區的滯留系統對NO3-和NO2-的總去除率達到70%～80%，其中碎報紙是最好的碳源，其效果理論上能維持20a[18]。Zinger和Blecken等人通過實驗分別于2007和2009年發現去除NO3-、總氮和重金屬的厭氧區最佳深度恰好吻合，都是450mm[13，20]。植物種類不同對NO3-和總氮的去除影響巨大，根系越發達，對氮的攝取越有利，脫氮效果越好[8-9]。

3 思考與展望

雖然生物滯留系統在控制地表徑流污染上有著顯著的作用，但是以下問題有作待進一步的研究與解決：

（1）厭氧區的設置使得硝態氮的去除得到了提高，但效果并不像氨氮一樣穩定，低去除率的情況有時也會出現[13，18，20]。筆者認為，硝態氮不能像氨氮一樣在進水時被厭氧區填料吸附，干旱期被反硝化是主要原因。故應進行厭氧區填料的硝態氮吸附能力對硝態氮去除的影響方面的研究。

（2）脫氮和除磷之間的矛盾在生物滯留系統中也依舊存在，如何在設置厭氧區的情況下阻止除磷效果的惡化乃至進一步提高磷的去除值得進一步的研究。

（3）植物的地域性特征顯著，不同的植被會導致生物滯留系統徑流污染控制效果的顯著差異，因此應加強不同地區本土適宜植物類型的篩選研究。

參考文獻

[1]陳吉寧，李廣賀，王洪濤.滇池流域面源污染控制技術研究[J].中國水利，2004（09）：47-50.

[2]尹煒，李培軍，可欣，等.我國城市地表徑流污染治理技術探討[J].生態學雜志，2005（05）：533-536.

[3]王書敏，何強，徐強，等.生物滯留系統去除地表徑流中的氮素研究評述[J].水科學進展，2015（01）：140-150.

[4]Davis A P，Hunt W F，Traver R G，et al.Bioretention Technology：Overview of Current Practice and Future Needs[J].JOURNAL OF ENVIRONMENTAL ENGINEERING-ASCE，2009，135（3）：109-117.

[5]Dietz M E.Low impact development practices：A review of current research and recommendations for future directions[J].WATER AIR AND SOIL POLLUTION，2007，186（1-4）：351-363.

[6]Davis A P，Shokouhian M，Sharma H，et al.Laboratory study of biological retention for urban stormwater management[J].WATER ENVIRONMENT RESEARCH，2001，73（1）：5-14.

[7]Bioretention Manual[M].The Prince George's County，Maryland：Environmental Services Division Department of Environmental Resources，2007.

[8]Bratieres K，Fletcher T D，Deletic A，et al.Removal of nutrients，heavy metals and pathogens by stormwater biofilters[C].11th International Conference on Urban Drainage，Edinburgh，Scotland，UK，2008.

[9]Zinger Y，Blecken G，Fletcher T D，et al.Optimising nitrogen removal in existing stormwater biofilters：Benefits and tradeoffs of a retrofitted saturated zone[J].ECOLOGICAL ENGINEERING，2013，51：75-82.

[10]CICEET，Durham，N.H.2005 Data Report[R].University of New Hampshire Stormwater Center（UNHSC），2006.

[11]Hsieh C H，Davis A P.Evaluation and optimization of bioretention media for treatment of urban storm water runoff[J].JOURNAL OF ENVIRONMENTAL ENGINEERING-ASCE，2005，131（11）：1521-1531.

[12]Davis A P，Shokouhian M，Sharma H，et al.Water quality improvement through bioretention：Lead，copper，and zinc removal[J].WATER ENVIRONMENT RESEARCH，2003，75（1）：73-82.

[13]Blecken G，Zinger Y，Deletic A，et al.Impact of a submerged zone and a carbon source on heavy metal removal in stormwater biofilters[J].ECOLOGICAL ENGINEERING，2009，35（5）：769-778.

[14]Hsieh C H，Davis A P.Multiple-event study of bioretention for treatment of urban storm water runoff[J].WATER SCIENCE AND TECHNOLOGY，2005，51（3-4）：177-181.

[15]Hunt W F，Smith J T，Jadlocki S J，et al.Pollutant removal and peak flow mitigation by a bioretention cell in urban Charlotte，NC[J].JOURNAL OF ENVIRONMENTAL ENGINEERING-ASCE，2008，134（5）：403-408.

[16]Rusciano G M，Obropta C C.Bioretention column study：Fecal coliform and total suspended solids reductions[J].TRANSACTIONS OF THE ASABE，2007，50（4）：1261-1269.

[17]Davis A P，Shokouhian M，Sharma H，et al.Water quality improvement through bioretention media：Nitrogen and phosphorus removal[J].WATER ENVIRONMENT RESEARCH，2006，78（3）：284-293.

[18]Kim H H，Seagren E A，Davis A P.Engineered bioretention for removal of nitrate from stormwater runoff[J].WATER ENVIRONMENT RESEARCH，2003，75（4）：355-367.

[19]Adoption Guidelines for Stormwater Biofiltration System[M].Facility for Advancing Water Biofiltration，Monash University，2009.

[20]Zinger Y，Fletcher T D，Deletic A，et al.Optimisation of the nitrogen retention capacity of stormwater biofiltration systems[J].Graie，2007. （責編：張宏民）