基于文獻(xiàn)分析的生物滯留研究現(xiàn)狀與展望*

黃恒粵 陳 垚,2# 袁紹春,2 劉 臻,2 陳人瑜

(1.重慶交通大學(xué)河海學(xué)院，重慶 400074；2.重慶交通大學(xué)環(huán)境水利工程重慶市工程實(shí)驗(yàn)室，重慶 400074)

生物滯留系統(tǒng)，亦稱雨水花園或生物過濾系統(tǒng)，通常由蓄水層、覆蓋層、種植土層、填料層以及排水層等組成[1]。由于其對總懸浮物(TSS)、氮磷營養(yǎng)物、病原微生物和重金屬等污染物具有較好的去除效果，兼具成本效益和景觀價(jià)值，常被用于削減城市產(chǎn)生的雨水徑流量與控制污染物濃度[2-4]。據(jù)報(bào)道，生物滯留系統(tǒng)可減少30%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)～97%的總氮(TN)，28%～85%的總磷(TP)，及高達(dá)99%的TSS[5]。生物滯留技術(shù)用于凈化雨水徑流以來，相關(guān)研究已經(jīng)進(jìn)行了30余年。通過對Web of Science(核心合集)和中國知網(wǎng)(CNKI，核心期刊)數(shù)據(jù)庫2010—2021年間生物滯留技術(shù)研究成果進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，圍繞設(shè)計(jì)構(gòu)型參數(shù)、運(yùn)行條件、溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物去除、模型研究進(jìn)行了詳細(xì)闡述，并提出研究展望，以期為生物滯留系統(tǒng)的改進(jìn)、優(yōu)化和提效提供參考。

1 文獻(xiàn)來源與發(fā)文量情況

為全面掌握生物滯留技術(shù)的研究進(jìn)展，對英文和中文文獻(xiàn)進(jìn)行檢索分析。英文文獻(xiàn)選自Web of Science(核心合集)數(shù)據(jù)庫，檢索式如下：主題為(bioretention*) or (biofilter*) or (biofiltration*) or (rain garden*)，文獻(xiàn)類型為研究文章(article)and綜述文章(review)，檢索年份為2010—2021年。中文文獻(xiàn)選自CNKI(核心期刊)數(shù)據(jù)庫，檢索式如下：主題為生物滯留or雨水花園or生物滯留系統(tǒng)，檢索年份為2010—2021年。剔除相關(guān)性較弱的文獻(xiàn)后，最終篩選出335篇英文文獻(xiàn)和290篇中文文獻(xiàn)。

2010—2021年期間，生物滯留技術(shù)研究的中、英文文獻(xiàn)的年度發(fā)文量見圖1，其中2021年文獻(xiàn)量較少的原因是檢索截止時(shí)間為2021年4月。由圖1可知，生物滯留技術(shù)的相關(guān)研究發(fā)文量2010—2019年總體呈遞增趨勢，表明生物滯留技術(shù)逐漸受到研究者的關(guān)注。據(jù)英文文獻(xiàn)全球分布統(tǒng)計(jì)(見圖2)，生物滯留技術(shù)在全球范圍內(nèi)都有研究應(yīng)用。相較于西方國家，我國對生物滯留技術(shù)研究雖起步較晚，但后來居上，發(fā)文量僅次于美國，成為第二大研究國家。其中，中文文獻(xiàn)在2015年后的發(fā)文量增長較快，這可能是2015年我國提出“海綿城市”理念后，作為海綿城市的一項(xiàng)具有生態(tài)效益的低影響開發(fā)設(shè)施，生物滯留技術(shù)受到國內(nèi)研究者的重視。

圖1 2010—2021年關(guān)于生物滯留技術(shù)研究的中、英文文獻(xiàn)年度發(fā)文量Fig.1 Annual number of Chinese and English literature on bioretention technology research from 2010 to 2021

圖2 2010—2021年關(guān)于生物滯留技術(shù)研究英文文獻(xiàn)全球分布情況Fig.2 Global distribution of English literature on bioretention technology research from 2010 to 2021

2 主要研究內(nèi)容及現(xiàn)狀

生物滯留系統(tǒng)對污染物的去除主要依靠填料、植物、微生物共同發(fā)揮作用得以實(shí)現(xiàn)，且污染物的去除效果依賴于設(shè)施構(gòu)造，同時(shí)外界的干擾條件也會(huì)影響生物滯留系統(tǒng)的除污效果。研究證實(shí)，生物滯留系統(tǒng)不僅對常規(guī)污染物具有較好的去除效果，對于溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物同樣具有一定的去除能力。隨著科學(xué)技術(shù)的發(fā)展，數(shù)值模擬作為一種新的研究方法也被運(yùn)用于生物滯留技術(shù)的研究中。國內(nèi)外學(xué)者主要圍繞生物滯留技術(shù)的污染物去除、填料、雨水徑流控制等展開了一系列的實(shí)驗(yàn)與模型模擬研究，并取得豐碩的研究成果，促進(jìn)了該技術(shù)的發(fā)展與工程應(yīng)用。為此，從生物滯留系統(tǒng)的設(shè)計(jì)構(gòu)造參數(shù)、運(yùn)行條件、溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物去除和模型研究等方面，對相關(guān)研究進(jìn)展進(jìn)行詳細(xì)闡述。

2.1 構(gòu)造參數(shù)

2.1.1 填料類型及改良

填料是生物滯留系統(tǒng)最重要的組成部分，大部分污染物主要依靠填料的截留去除。傳統(tǒng)的填料級配通常為30%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)土壤+65%細(xì)沙+5%木屑，不同地區(qū)會(huì)存在一定差異，但傳統(tǒng)填料對氮磷等污染物的去除效果不穩(wěn)定。為提高生物滯留系統(tǒng)的氮磷去除率，研究者對填料進(jìn)行了改良研究。RANDALL等[6]利用水處理殘?jiān)鼘μ盍线M(jìn)行改良后，TP的去除率達(dá)到78.4%±9.0%。JIANG等[7]33305研究發(fā)現(xiàn)生物滯留系統(tǒng)填料經(jīng)水處理殘?jiān)?、沸石和粉煤灰改良后，TN去除率分別可達(dá)59.48%、60.27%和69.83%。GOH等[8]分別在填料中添加10%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))的紙屑、椰殼、貝殼、輪胎屑和報(bào)紙屑進(jìn)行改良后，生物滯留系統(tǒng)對TN和TP的去除均得到明顯改善，平均去除率分別達(dá)到68%和88%。

文獻(xiàn)統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)，生物滯留系統(tǒng)中填料的改良劑主要分為有機(jī)改良劑和無機(jī)改良劑兩類，其中有機(jī)改良劑包括有機(jī)堆肥、碎紙片(屑)、椰糠(殼)、泥炭土等，無機(jī)改良劑則包括水處理殘?jiān)?、石灰石、沸石、粉煤灰、蛭石、麥飯石、貝殼等[9-16],[17]993。有機(jī)改良劑可為生物滯留系統(tǒng)提供充足的有機(jī)碳源，無機(jī)改良劑則可提供高比表面積、強(qiáng)吸附能力的顆粒表面，強(qiáng)化填料對污染物的物理截留與吸附。此外，填料改良不能一味追求生物滯留系統(tǒng)控污能力的改善，還應(yīng)滿足水力滲透性能的基本要求，以實(shí)現(xiàn)徑流削減的功能目標(biāo)。但目前對于生物滯留系統(tǒng)水力滲透性能的要求尚未達(dá)成共識(shí)，如美國及新西蘭要求滲透系數(shù)不應(yīng)低于12.5 mm/h，奧地利要求36～360 mm/h，澳大利亞則要求50～200 mm/h[18]，而我國有些城市則要求滲透系數(shù)宜為10.8～36.0 mm/h[19]。相關(guān)研究證實(shí)，填料的水力滲透性能會(huì)顯著影響污染物的去除過程，如填料具有低水力滲透系數(shù)(30～70 mm/h)，可增加雨水徑流在系統(tǒng)內(nèi)的水力停留時(shí)間(HRT)，從而表現(xiàn)出較高的硝態(tài)氮去除率[20-21]。因此，今后應(yīng)加強(qiáng)填料水力滲透性能與污染物去除能力之間的耦合機(jī)理研究，從微觀尺度探明污染物在水動(dòng)力條件下的擴(kuò)散、遷移與轉(zhuǎn)化過程，進(jìn)而確定填料的最佳改良方案。

2.1.2 植 物

研究證實(shí)，植物可顯著提高生物滯留系統(tǒng)的除污能力[22]，且不同植物種類對氮磷等污染物的去除影響顯著，但對重金屬的去除影響不明顯[23]893。YANG等[24]考察了30種植物對不同污染物的去除能力，結(jié)果表明不同植物均能實(shí)現(xiàn)氨氮的高效去除，但對TP和硝態(tài)氮的去除存在一定的差異。其中，蒲公英(TaraxacummongolicumHand.-Mazz.)對硝態(tài)氮的去除效果最好，去除率可達(dá)75%，而馬唐(Digitariasanguinalis(L.) Scop.)對TP的去除能力最佳，去除率高達(dá)84%；同時(shí)所有植物均對Cd、Pb和Cu具有良好的去除效果，但對Zn的去除則受植物種類影響較大，在該研究中氮磷去除能力強(qiáng)的植物多具有粗根與發(fā)達(dá)根系，這與READ等[25]研究認(rèn)為生物滯留系統(tǒng)中植物根長、根系質(zhì)量、總根長等根系特征指標(biāo)與氮磷去除能力呈正相關(guān)的結(jié)論相一致。這是因?yàn)橹参锎指桶l(fā)達(dá)根系會(huì)增加生物滯留系統(tǒng)中土壤的水力傳導(dǎo)率，同時(shí)發(fā)達(dá)根系還可使根系延伸至填料深處，有助于根系對污染物的吸收去除[26]。此外，研究還發(fā)現(xiàn)除氮的功能植物除具有粗大根系的性狀外，還具有生長速度快、成熟期開花能力強(qiáng)的特點(diǎn)[23]900-902。

2.1.3 淹沒區(qū)

生物滯留系統(tǒng)對TN的去除受硝態(tài)氮濃度的影響，而硝態(tài)氮?jiǎng)t主要在厭氧條件下通過反硝化作用得以去除。為提高系統(tǒng)對氮的去除能力，通常在系統(tǒng)底部增設(shè)一個(gè)淹沒區(qū)，為反硝化過程創(chuàng)造條件。研究表明，淹沒區(qū)設(shè)置可有效提高系統(tǒng)對硝態(tài)氮的去除能力，進(jìn)而使TN的去除率提高50%～60%，且TN和硝態(tài)氮的去除率隨淹沒區(qū)高度的增加而增加[27]827,[28],[29]1121。而氨氮的去除并不受淹沒區(qū)高度變化的影響，去除率始終保持在80%左右，是因?yàn)橄到y(tǒng)對氨氮的去除主要發(fā)生在上部填料區(qū)域；此外，生物滯留系統(tǒng)中的反硝化作用還受碳源的影響，而雨水徑流中的碳源量通常難以保證反硝化過程，需在淹沒區(qū)添加碳源以提高對硝態(tài)氮的去除能力[30]。但PALMER等[27]830研究表明，設(shè)置淹沒區(qū)雖可顯著提高硝態(tài)氮的去除，但也會(huì)增加HRT，出現(xiàn)磷的淋溶現(xiàn)象，最終影響磷的去除。因此，在淹沒區(qū)可投加一些能高效吸附磷的改良劑，如富含鐵氧化物、鋁氧化物的水處理殘?jiān)@些殘?jiān)尚跄齽┡c水中的懸浮物、膠體等物質(zhì)混凝沉淀形成，其不僅富含有機(jī)物可作為反硝化碳源，還具有較高比表面積的無機(jī)顆粒實(shí)現(xiàn)對磷的吸附，甚至可通過Fe、Al、Ca等離子與磷的化學(xué)反應(yīng)過程實(shí)現(xiàn)磷的沉淀去除，在提高硝態(tài)氮去除的同時(shí)可使TP去除率達(dá)到99%[17]995-997。

2.2 運(yùn)行條件

研究表明，生物滯留系統(tǒng)對氮的去除過程不僅受填料類型、滲透系數(shù)、淹沒區(qū)設(shè)置深度等構(gòu)造參數(shù)的影響，還受徑流水質(zhì)、進(jìn)水量、水力負(fù)荷、前期干旱天數(shù)(ADD)等環(huán)境因素的影響[7]33299。JIANG等[29]1129采用偏最小回歸法對TN去除率與影響因素進(jìn)行了耦聯(lián)分析，結(jié)果表明TN去除率與填料滲透性能、淹沒區(qū)設(shè)置高度呈正相關(guān)，而與ADD、進(jìn)水濃度、進(jìn)水量等因素呈負(fù)相關(guān)。同時(shí)，相關(guān)研究證實(shí)ADD對硝態(tài)氮的去除有較大影響，且較長的ADD有助于硝態(tài)氮的去除[31]，如當(dāng)ADD從1 d增至10 d時(shí)，硝態(tài)氮的去除率在37%～78%波動(dòng)，并呈上升趨勢[32]。但較長時(shí)間的ADD下，系統(tǒng)經(jīng)連續(xù)降雨后容易出現(xiàn)硝態(tài)氮的淋洗現(xiàn)象，且過長的ADD(7、12、22 d)也不利于硝態(tài)氮的去除[33]。

2.3 溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物

2.3.1 重金屬

雨水形成徑流過程中，常伴隨重金屬的存在，尤以Cu、Zn、Pb和Cd含量最高[34]。相關(guān)研究已證實(shí)，生物滯留系統(tǒng)對雨水徑流中的重金屬具有良好的去除效果，其中對Cu、Zn、Pb和Cd的去除率分別可達(dá)61.31%～98.00%、74.06%～96.80%、60.27%～99.60%和80.31%～99.97%(見圖3)。

注：數(shù)據(jù)來源于文獻(xiàn)[17]、[24]及[35]至[39]。圖3 生物滯留系統(tǒng)對常見重金屬的去除性能Fig.3 Removal efficiency of common heavy metals by bioretention system

徑流攜帶的重金屬主要包括顆粒態(tài)和溶解態(tài)兩種形態(tài)，進(jìn)入生物滯留系統(tǒng)后主要通過填料過濾吸附、植物吸收富集和微生物吸收3種途徑去除。SUN等[40]研究發(fā)現(xiàn)，88%～97%的重金屬進(jìn)入生物滯留系統(tǒng)后被填料介質(zhì)去除，而通過植物吸收途徑去除的僅占0.5%～3.3%。同樣，SARI等[41]研究也證實(shí)相較于填料，植物對重金屬(Pb、Zn)去除的貢獻(xiàn)率僅18%左右。雖然有研究證實(shí)某些特殊微生物可實(shí)現(xiàn)對重金屬的吸收[42]，但在生物滯留中的研究相對較少?？梢?，重金屬在生物滯留系統(tǒng)中的去除途徑主要為填料的過濾和吸附作用。JONES等[43]發(fā)現(xiàn)大部分重金屬截留于徑流入流點(diǎn)3～12 cm的表層填料介質(zhì)中，填料介質(zhì)中的重金屬含量隨填料深度的增加而降低。這與HATT等[44]的研究結(jié)論一致，即重金屬的去除主要發(fā)生在填料介質(zhì)的表層區(qū)域。這是由于顆粒態(tài)重金屬進(jìn)入系統(tǒng)后首先被填料孔隙通過過濾截留作用得以去除，而溶解態(tài)重金屬則主要被填料表面帶負(fù)電的表面位點(diǎn)捕獲，或與某些極性官能團(tuán)通過表面絡(luò)合、金屬陽離子交換作用被填料所吸附得以去除。但由于傳統(tǒng)生物滯留系統(tǒng)中植物對重金屬的吸收富集能力有限，而填料對重金屬的過濾與吸附作用是一個(gè)可逆過程，將可能導(dǎo)致系統(tǒng)出現(xiàn)重金屬淋溶現(xiàn)象。雖研究已證實(shí)，可通過對填料的改良來提高系統(tǒng)對重金屬的去除能力[35]，但這一過程受填料類型、徑流水質(zhì)、降雨持續(xù)時(shí)間、植物種類、溫度、微生物代謝等因素影響。目前尚未對重金屬在生物滯留系統(tǒng)中的賦存形態(tài)及遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律進(jìn)行系統(tǒng)研究，未來應(yīng)關(guān)注微生物代謝、填料表面官能團(tuán)等電子轉(zhuǎn)化過程對重金屬賦存形態(tài)與氧化還原的介導(dǎo)作用機(jī)制，進(jìn)而掌握重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，明確填料介質(zhì)的使用壽命與更換周期，并探尋對重金屬具有超富集作用且適合干濕交替狀態(tài)下生長的功能植物，以強(qiáng)化生物滯留系統(tǒng)對重金屬的去除能力。

2.3.2 新興污染物(ECs)

雨水徑流中的ECs主要源自化石能源、化學(xué)藥品等使用后的殘留物，包括苯及苯系化合物(BTEX)、多環(huán)芳烴(PAHs)、多氯聯(lián)苯(PCBs)、二噁英(PCDDs)、農(nóng)藥等有機(jī)污染物。相關(guān)研究表明，生物滯留系統(tǒng)可有效去除洗滌劑[45]1135、PCBs[46]5、PAHs[45]1132,[47]、PCDDs[46]5、有機(jī)農(nóng)藥(阿特拉津、草甘膦、麥草胺、二氯苯氧乙酸)[48]等污染物，去除率可達(dá)90%以上，并認(rèn)為可通過填料吸附、植物吸收和微生物降解等途徑去除ECs。如通過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機(jī)農(nóng)藥[50]，還可實(shí)現(xiàn)對萘的礦化[51]，通過植物吸收作用可以實(shí)現(xiàn)對萘的去除[52]。目前關(guān)于生物滯留系統(tǒng)對ECs的研究主要集中在去除特性及其影響因素上，尚未明確填料吸附、生物降解和植物吸收等途徑的貢獻(xiàn)情況與耦合作用機(jī)制，尤其急需探明ECs在系統(tǒng)內(nèi)的累積過程及其毒理效應(yīng)。

2.3.3 病原微生物

雨水形成徑流過程中通常攜帶病原菌、病毒、原生動(dòng)物和蠕蟲等病原微生物，易造成相關(guān)傳染疾病。相關(guān)研究表明，生物滯留系統(tǒng)對產(chǎn)氣莢膜梭菌、F-RNA大腸桿菌噬菌體、大腸桿菌、糞大腸菌群等病原微生物具有較好的去除效果，但受填料類型影響而表現(xiàn)出較大的去除差異性[53-55]。為提高系統(tǒng)對病原微生物的去除能力，研究學(xué)者嘗試對填料進(jìn)行改良，如ZHANG等[56]701研究發(fā)現(xiàn)經(jīng)氧化鐵改良的填料對大腸桿菌的去除率較傳統(tǒng)填料增加了17%，達(dá)到99%，而MOHANTY等[57]添加生物炭后，可實(shí)現(xiàn)96%的大腸桿菌去除率。

一般認(rèn)為，生物滯留系統(tǒng)在一定條件下可通過填料過濾與吸附截留、微生物群落間的競爭與捕食、太陽輻射、溫度變化等作用去除病原微生物[58]。其中，填料的過濾作用主要取決于填料的理化特性，尤其是介質(zhì)的比表面積、孔隙率和表面疏水性控制著病原菌的輸移過程[59]。填料的吸附截留過程主要受水力作用、靜電引力、細(xì)胞分泌物等影響[60]，如病原微生物進(jìn)入生物滯留系統(tǒng)后先通過介質(zhì)的靜電作用、范德華力、表面張力等吸附于填料表面，隨后通過病原微生物新陳代謝作用產(chǎn)生的胞外聚合物強(qiáng)化填料介質(zhì)的吸附能力。由于病原微生物表面帶負(fù)電荷，添加正電荷的改良劑(如鐵氧化物、鋁氧化物)可加強(qiáng)填料介質(zhì)對病原微生物的吸附作用[56]704。此外，病原微生物與系統(tǒng)中的微生物存在競爭與捕食關(guān)系，如大腸桿菌進(jìn)入系統(tǒng)后可附著于植物根際和根際抗菌分泌物中，與其他根際微生物形成競爭關(guān)系，并可能被捕食者捕食[61]。目前，針對病原微生物在生物滯留系統(tǒng)中的去除過程，研究學(xué)者主要圍繞病原微生物去除能力及其影響因素(如植物類型、填料介質(zhì)、淹沒區(qū)設(shè)置、干濕交替過程)開展了相關(guān)研究，但關(guān)于病原微生物的具體去除機(jī)制還不明晰，也未明確病原微生物在系統(tǒng)中的累積特性與遷移規(guī)律。因此，今后應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注填料介質(zhì)、微生物群落、根系分泌物等對病原微生物去除的作用機(jī)制，以及病原微生物在系統(tǒng)內(nèi)的遷移失活過程。

2.4 模型研究

雖然研究證實(shí)生物滯留系統(tǒng)對徑流污染具有較好的控制效果，但其在實(shí)際運(yùn)用中是否能達(dá)到預(yù)期功能目標(biāo)受諸多因素影響，需要通過相關(guān)模型進(jìn)行預(yù)測與評價(jià)。目前常用的模型軟件主要分為兩類，一是流域的大尺度模型，如SWMM、HSPF、InfoWorks CS、SLAMM、STORM、DR3M-QUAL、MOUSE、SUSTAIN、MIKE等[62]，另一類是單項(xiàng)設(shè)施的小尺度模型，主要有RECARGA、DRAINMOD、HYDRUS和SWC[63]。其中，大尺度的模型應(yīng)用相對較成熟，而小尺度模型應(yīng)用相對較少。GULBAZ等[64]利用SWMM對不同降雨強(qiáng)度下生物滯留系統(tǒng)對徑流的控制效果進(jìn)行了模擬，結(jié)果表明SWMM可較好模擬生物滯留系統(tǒng)的控制過程，但精度仍有改進(jìn)空間。而LI等[65]利用HYDRUS-1D考察了降雨重現(xiàn)期、填料厚度、徑流污染濃度等因素對生物滯留系統(tǒng)控制效果的影響，雖然該模型可對相關(guān)參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化，但在模擬過程中忽略了溫度、植物根系作用以及生物化學(xué)反應(yīng)(如硝化和反硝化)的影響。ZHANG等[66]利用水文模型(RECARGA和DRAINMOD)和響應(yīng)面法(RSM)研究了降雨條件、設(shè)施面積與匯水面積比值和污染物濃度等因素對生物滯留系統(tǒng)控制性能的影響，并對相關(guān)設(shè)計(jì)參數(shù)進(jìn)行了優(yōu)化，但該模型為一個(gè)“黑箱”系統(tǒng)，并未考慮污染物的去除過程。

目前不論是流域的大尺度模型還是單項(xiàng)設(shè)施的小尺度模型都有一定研究，但這些研究有一定的局限性，如模擬精度不夠、模型功能單一，且在模擬過程中通常忽略某些影響因素或簡化一些過程，導(dǎo)致模擬結(jié)果精度不高。因此，今后應(yīng)重點(diǎn)圍繞開發(fā)高靈敏、高精度、適用范圍廣，且考慮多種影響因素，能夠預(yù)測溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物等多種污染物，耦合水質(zhì)水量的過程機(jī)理模型。

3 總結(jié)與展望

生物滯留系統(tǒng)作為一種綠色的生態(tài)處理技術(shù)，在雨水徑流削減與污染控制方面擁有極大潛力。研究學(xué)者對生物滯留技術(shù)已開展了30年的相關(guān)研究，在生物滯留系統(tǒng)設(shè)計(jì)參數(shù)優(yōu)化、運(yùn)行條件、溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物去除性能、徑流控制模型研究等方面獲得了許多成果，但相關(guān)研究仍存在一些不足之處，未來應(yīng)重點(diǎn)圍繞以下問題開展相關(guān)研究：

(1) 填料堵塞問題是生物滯留系統(tǒng)一個(gè)不可回避的技術(shù)瓶頸，大部分徑流污染物在生物滯留系統(tǒng)中主要依靠填料的截留吸附而去除。顯然，長時(shí)間的運(yùn)行會(huì)導(dǎo)致污染物在系統(tǒng)內(nèi)累積，使系統(tǒng)運(yùn)行的不穩(wěn)定。特別是重金屬、ECs、病原微生物等溶解性風(fēng)險(xiǎn)污染物在系統(tǒng)內(nèi)長時(shí)間累積，可能會(huì)對植物和微生物產(chǎn)生毒理效應(yīng)，甚至出現(xiàn)淋溶現(xiàn)象而產(chǎn)生二次污染問題。因此，未來可重點(diǎn)圍繞填料類型與科學(xué)級配、污染物的水力遷移過程等方面開展相關(guān)研究，掌握污染物在填料中的遷移與吸附過程，明確填料堵塞的發(fā)生時(shí)機(jī)與控制，進(jìn)而提出填料堵塞的緩解措施，提高系統(tǒng)穩(wěn)定性。

(2) 污染物在生物滯留系統(tǒng)中的去除涉及填料、植物和微生物的耦合作用。污染物的去除依賴于填料的選擇和填料級配，植物的選擇會(huì)影響填料的水力性能，如HRT、pH等參數(shù)；而這些水力參數(shù)又可能對生物滯留系統(tǒng)中微生物的生理活性產(chǎn)生影響。同時(shí)，微生物代謝分泌物與植物根系分泌物可能存在某種聯(lián)系等。因此，未來可對污染物去除過程中系統(tǒng)各介質(zhì)貢獻(xiàn)情況與污染物去除過程的關(guān)聯(lián)性進(jìn)行研究，明確污染物去除過程中填料、植物、微生物之間的相互影響機(jī)理和協(xié)同作用機(jī)制。

(3) 生物滯留系統(tǒng)與數(shù)值模型的結(jié)合應(yīng)用研究。隨著數(shù)值模擬方法的應(yīng)用和推廣，未來可圍繞利用數(shù)值模擬方法，對生物滯留系統(tǒng)中污染物的去除過程進(jìn)行模擬研究；針對物理模型實(shí)驗(yàn)難以完成的實(shí)驗(yàn)條件，利用數(shù)值模擬方法，對多影響因素條件下生物滯留系統(tǒng)的控污過程進(jìn)行綜合研究，進(jìn)而提出設(shè)計(jì)參數(shù)優(yōu)化方案。但如何實(shí)現(xiàn)多影響因素及模型精度的整合是研究的難點(diǎn)。