不同改良介质土对生物滞留系统运行性能的影响

唐颖辉; 陈垚; 袁绍春; 朱嘉运; 刘臻; Ying-hui TANG; Yao CHEN; Shao-chun YUAN; Jia-yun ZHU; Zhen LIU

中国农村水利水电 ›› 2022 ›› (5) : 31-37.

水环境与水生态

不同改良介质土对生物滞留系统运行性能的影响

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The Effect of the Modified Soil Media on the Performance of the Bioretention System

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摘要

生物滞留系统运行性能受填料层的介质土特性显著影响。为规范填料层介质土级配方式，提高重庆城区生物滞留设施建设水平，结合重庆城区土壤本底调查结果，将壤砂土和细砂，砂土和细砂分别以1∶9和2∶8（质量比）混合形成2类传统生物滞留介质土（BSM1和BSM2）。在此基础上分别添加不同质量比的蛭石（Ver.）、生物炭（BC）、珍珠岩（Per.）作为改良剂形成6种改良介质土，并考察不同介质土下生物滞留系统水力性能和除污特性。结果表明，不同介质土具有不同的初始水力渗透系数和衰减性能，其中BSM2+8%Ver.介质土的水力渗透性能最稳定（渗透系数为41~53 mm/h），而BSM1+2%BC介质土水力渗透性能衰减最快。所有介质土均可有效去除径流污染物，尤其是可高效去除径流中的悬浮物（SS），出水浊度可达到10~16 NTU；BSM1及其改良组对有机物和营养物的去除能力较BSM2及其改良组强。利用投影寻踪法综合考虑介质土除污能力、水力渗透性能、填料价格等因素，确定不同改良介质土得分的综合排序依次为：BSM1+2%Ver. （0.60） >BSM1 （0.52） >BSM1+2%BC （0.41） >BSM1+2%Per. （0.40） >BSM2+8%Ver. （0.33） >BSM2+8%BC （0.23） >BSM2 （0.15） >BSM2+8%Per. （0.14）。

Abstract

The performance of the bioretention system is significantly affected by the soil media characteristics. In order to standardize the gradation of packing soil media and then improve the construction level of bioretention facilities in Chongqing urban area， two types of traditional bioretention soil media （BSM1 and BSM2） are mixed with loamy sand and fine sand in a mass ratio of 1∶9， and sandy soil and fine sand in a mass ratio of 2∶8， respectively， combining the results of the soil background survey in Chongqing. And on this basis， vermiculite （Ver.）， biochar （BC） and perlite （Per.） are added as modifiers into BSM1 and BSM2 in different mass ratios， which finally configurates 6 types of modified soil media. Furthermore， the hydraulic permeability and pollutants removal performance of bioretention system with different soil media are investigated. Results show that different soil media shows different initial hydraulic permeability coefficient and attenuation performance， among which， the hydraulic permeability of BSM2+8%Ver. soil medium changes in a stable range of 41~53 mm/h， while the permeability of BSM2+8%BC soil medium has the highest attenuated rate. All soil media show an effective removal performance in runoff pollutants， especially in suspended solids （SS）， and the effluent turbidity can reach 10~16 NTU. The removal capacity of the bioretention columns packed with BSM1 and its modified groups in organic pollutants and nutrients are superior to the other columns. Finally， this paper considers the factors of soil medium decontamination capacity， hydraulic permeability and price， the comprehensive ranking of modified soil media using the projection pursuit method： BSM1+2%Ver. （0.60）>BSM1 （0.52）>BSM1+2%BC （0.41）>BSM1+2%Per. （0.40）>BSM2+8%Ver. （0.33）>BSM2+8%BC（0.23）>BSM2 （0.15）>BSM2+8%Per. （0.14）.

关键词

生物滞留 / 改良介质土 / 水力渗透 / 径流污染控制 / 投影寻踪法

Key words

bioretention / modified soil media / hydraulic permeability / runoff pollution control / projection pursuit

基金

国家自然科学基金项目(51709024)

重庆市建设科技计划项目(城科字2020第5-7)

重庆市自然科学基金项目(cstc2020jcyj- msxmX1000)

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唐颖辉 , 陈垚 , 袁绍春 , 朱嘉运 , 刘臻. 不同改良介质土对生物滞留系统运行性能的影响[J].中国农村水利水电, 2022(5): 31-37

Ying-hui TANG , Yao CHEN , Shao-chun YUAN , Jia-yun ZHU , Zhen LIU. The Effect of the Modified Soil Media on the Performance of the Bioretention System[J].China Rural Water and Hydropower, 2022(5): 31-37

生物滞留技术因其具良好的径流污染控制，径流体积和峰值流量削减能力，已广泛用于我国海绵城市建设^［1，2］。如何提高生物滞留系统的控污能力仍是目前研究的热点和难点^［2，3］。生物滞留系统中的介质土是影响径流污染控制和径流体积削减效果的关键因素^［4，5］，其不仅可用削减峰值流量，延迟峰现时间，还可通过物理、化学和生物过程去除污染物。而天然土壤由于渗透性较差，难以满足径流削减要求，通常需要添加一定比例的改良剂（如细砂、煤渣、粉煤灰、活性炭等高孔隙结构或强吸附性能的材质）进行改良，以形成符合水力渗透要求并能提升除污能力的介质土。虽然国外针对生物滞留技术出台了相关设计规范和介质土选配标准，但国内并未形成成熟的技术规范，缺乏介质土级配设计和性能评价的有效方法。传统生物滞留系统常采用天然砂壤土、壤砂土或壤土与细砂进行混合形成传统生物滞留介质土（BSM）^［6，7］。这些BSM渗透性能较好，成本也相对较低，但对污染物的去除能力较差。在黏粒比例较高的BSM中，可通过黏土对污染物的吸附作用改善介质土的除污效果，但容易发生土壤团聚现象而导致渗透性急剧下降，最终造成介质土堵塞^［8］。相关研究者在天然土壤中掺砂的同时添加一定比例的木屑、堆肥、草炭土等有机质，以维持介质土的保水性和渗透性能^［9，10］，但要求有机质含量不超过5%^［11］。另外由于降雨径流污染的不断加剧，要求生物滞留系统具备较强的除污能力。而生物滞留系统对氮磷污染物的去除效果不稳定，尤其是对NO₃ ^--N和TN的去除呈现出高度变化，去除率在-254%~90%范围内进行波动^{［12，13］}。He等^［14］分别将火山岩、蛭石和粉煤灰作为改良剂，以10%质量比与BSM进行混合，形成的改良BSM对氮磷污染物的去除效果均显著高于对照组。其他相关研究也证实^［15-17］，在BSM中添加合适的改良剂可提高生物滞留系统对径流污染物的去除能力。

目前现有的生物滞留系统介质土改良研究主要关注于单一的改良目标，且多数集中在除污能力的提升上，缺乏对改良介质土水力渗透性能、污染物去除能力和经济成本等因素的综合评价^［18］。因此，在生物滞留系统介质土级配时，应根据改良剂经济成本和固废资源化利用原则，并结合介质土水力渗透性能和除污能力进行综合筛选。此外，“土薄坡陡”的山地城市存在着降雨历时短、雨水流速大且SS含量高等特点^［19］，这要求介质土具有较快的渗透性能，并能高效去除径流污染物；虽然相关研究针对山地城市的特殊径流特性开展了介质土级配研究^{［20，21］}，但这些研究主要是解决介质土对径流污染的适应问题，并未考虑山地城市的本地土壤特征与级配。考虑到不同地区土壤类型的差异性，介质土的级配也存在一定差异^［22］，无法直接照搬相关研究结论。同时，基于山地城市土壤类型的生物滞留系统介质土改良的相关研究报道较少。因此，山地城市特殊的地理特征需要针对本地土壤特征进一步优化介质土级配方案，筛选出适合重庆城区生物滞留设施的改良介质土。本文结合重庆主城区土壤本底调查结果，根据重庆市地理特征和市政道路径流污染特性，添加不同改良剂配置多种介质土，通过生物滞留柱模拟实验考察不同改良介质土和传统介质土下生物滞留系统水力性能和除污特性，并通过投影寻踪法对介质土的渗透性能、污染物去除能力和经济成本进行综合评价以筛选出最优性能的改良介质土，以期为规范填料层介质土级配方式，提高重庆城区生物滞留设施建设水平提供科学依据，也为相似地区生物滞留设施的优化设计提供参考。

1 材料与方法

1.1 实验装置

实验采用内径为150 mm的PVC滤柱（畜水层采用亚克力材质）模拟生物滞留系统（图1），自上而下分别为蓄水层（150 mm）、种植土层（300 mm）、淹没层（200 mm）和排水层（150 mm）。其中。种植层装填介质土，淹没层装填石英砂（粒径0.25~0.5 mm）和3%（质量比）的木屑（作为反硝化碳源），排水层装填粒径3~10 mm的瓜米石（防止堵塞出口）。将各填料分层装入相应滤料层后压实至相关高度，并在各滤料层间放置透水土工布，以防止滤料发生迁移流失而堵塞排水管。在实验开始前，先用清水对滤柱进行一段时间的浇灌，充分淋洗出填料表面本底养分并对填料进行水力压实，以避免本底养分淋洗和填料压实不充分对实验结果的干扰。同时，由于植物对介质土水力性能和除污特性具有显著影响，导致难以根据实验结果判定不同介质土下系统运行性能的差异是介质土性质所致。鉴于此，本实验中滤柱暂不栽种植物。

图1 生物滞留装置示意图

Fig.1 Schematic diagram of bioretention columns

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通过对重庆主城区土壤特性本底的调查发现，城区的天然种植土主要为壤砂土和砂土两大类，且两类土壤的理化指标和水力渗透性能均不能满足国内外的相关设计指南（标准）^{［11，23］}。为此，结合重庆市主城区的土壤条件、当地原料的来源和价格情况，选用天然土壤（壤砂土、砂土）、细沙、蛭石、生物炭、珍珠岩等填料配置不同的介质土。各填料的粒径和养分含量如表1所示。

表1 填料理化性质

Tab.1 Physical and chemical properties of the bioretention medium

填料种类	有机质/%	TN/（mg·kg^-1）	TP/（mg·kg^-1）	粒径范围/mm	渗透系数/（mm·h^-1）
壤砂土	2.86	616.92	122.85	≤0.5	30
砂土	3.14	503.97	314.18	≤0.5	32
细砂	0.06	105.21	1.53	≤1.0	490
蛭石	0.14	207.41	5.10	1.0~2.0	1 160
生物炭	4.91	9 419.75	60.96	1.0~9.0	925
珍珠岩	0.09	103.70	1.86	1.5~5.0	1 204

首先将壤砂土和砂土两类天然土壤分别以1∶9和2∶8（质量比）与细砂进行混合，配置成壤砂土型传统生物滞留介质土（BSM1）和砂土型传统生物滞留介质土（BSM2），并作为研究对照组。在此基础上，选用蛭石（Ver.）、生物炭（BC）和珍珠岩（Per.）等改良剂在满足目标介质土级配（粒径分布与级配比例详见文献［11］）条件下，按一定质量比与BSM进行混合形成不同改良介质土（表2），以研究不同改良介质土对生物滞留系统运行性能的影响。

表2 各介质土中填料的干重质量比

Tab.2 Mass ratio of medium in each bioretention soil media

滤柱	BSM1/%	BSM2/%	蛭石/%	生物炭/%	珍珠岩/%	介质土类型
BR1	98	0	2	0	0	BSM1+2％Ver.
BR2	98	0	0	2	0	BSM1+2％BC
BR3	98	0	0	0	2	BSM1+2％Per.
BR4	100	0	0	0	0	BSM1
BR5	0	92	8	0	0	BSM2+8％Ver.
BR6	0	92	0	8	0	BSM2+8％BC
BR7	0	92	0	0	8	BSM2+8％Per.
BR8	0	100	0	0	0	BSM2

1.2 实验方法

采用相关化学试剂和雨水塘底泥配置成目标污染物浓度的模拟径流雨水（表3），并根据75%年径流总量控制率要求按7%汇水面积确定场次降雨径流量为4.1 L，具体计算过程详见文献［24］。滤柱清水浇灌期结束后，所有滤柱系统开始注入模拟径流雨水，每周处理2场降雨事件（对应降雨量19.1 mm），相邻两次场次降雨间隔时间为3 d，进水过程中搅拌水箱处于连续搅拌状态直至进水结束，以保持径流模拟雨水中悬浮颗粒始终处于悬浮状态。

表3 模拟径流雨水水质

Tab.3 Semi-synthetic stormwater quality

污染物指标	目标浓度/（mg·L^-1）	来源	污染物指标	目标浓度/（mg·L^-1）	来源
SS	394	雨水塘底泥（粒径<1 mm）	NO₃ ^--N	2.10	KNO₃
COD	319	C₆H₁₂O₆+C₆H₅NO₂	Cu	0.13	CuSO₄
TP	0.9	KH₂PO₄	Zn	0.73	ZnCl₂
TN	7.3	NH₄Cl+KNO₃+C₆H₅NO₂	Cd	0.05	CdCl₂
NH₄ ⁺-N	4.0	NH₄Cl	Fe	1.00	FeCl₃

各滤柱介质土的水力性能采用渗透系数进行表征，渗透系数越低，水力性能越差，反之则越好。同时，各滤柱按固定时间采集出水水样，具体采集方法详见文献［24］，并采用国家标准方法检测水样中的相关污染物指标。生物滞留系统对污染物的去除率采用如下公式进行计算：

R_{L} = \frac{C_{i n} \times V_{i n} - C_{o u t} \times V_{o u t}}{C_{i n} \times V_{i n}} \times 100 %

（1）

式中：R_L 为污染物去除率，%；C _in和C _out分别为进水和初始污染物浓度值，mg/L；V _in和V _out分别为进水量和出水量，L。

同时，为避免平行样检测数据受极值影响而产生偏差，采用中位数进行数据分析。

1.3 介质土性能综合评价

目前，通常采用层次分析法进行多目标综合评价，但该方法得到的评价结果往往存在极化或难以反映高维度数据样本拓扑结构等问题，在一定程度上降低了结果的准确性。投影寻踪法（Projection pursuit，PP）是一种具有数据样本高维处理与分析能力的多目标评价方法，即通过对低维空间的分析来描述高维数据信息，能够解决一定程度上的非线性、非正态问题，从而呈现出更加直观准确的评价分析^{［25，26］}。同时，已有相关研究者基于多个水质样本和水质指标，利用PP构建了水质综合评价模型，并证实了该方法的可靠性与准确性^{［26，27］}。由于本研究同样属于一个基于多指标的综合性能评价问题，因此可利用PP筛选出水力性能、除污效果和经济性均理想的介质土配置方案。在评价时，①首先构建效益型和成本型2个一级指标，其中效益型指标又划分为NO₃ ^--N、NH₃-N、TN、TP和COD去除率，以及渗透系数6个二级指标，成本型指标主要为填料单价，并对不同介质土的二级指标进行归一化处理，获得各二级指标的多维数据集｛x（i，j）｝；②利用构造投影指标函数f（w）计算出x（i，j）的一维投影值z（i），并最大可能提取｛x（i， j）｝中的变异信息；③利用优化投影指标函数将投影函数f（w）在投影方向w的变化问题转化为一个以｛w（j）｝为优化变量的非线性优化问题，如下式所示：

m a x f (w) = S_{z} |R_{z y}| s t \sum_{j = 1}^{m} w^{2} (j) = 1

（2）

式中：f（w）为投影指标函数值z（i）；S_z 为投影值z（i）的标准差；R_zy 为z（i）与y（i）的相关系数。

求解上述函数时，在单位超球面上随机抽取若干个初始投影方向，计算各指标的z（i），并利用遗传算法对 z（i）进行选大操作确定max f（w）对应的投影方向为最优投影方向，即可获得各指标的权重ω（i）。在此基础上可最终计算出各介质土的综合得分。

2 结果与讨论

2.1 水力性能

各滤柱处理场次降雨径流后，水力性能呈现出不同的衰减规律，如图2所示。由于进水中的悬浮物在填料表面吸附、离子交换、范德华力等作用下^［14］，易截留于介质土的孔隙通道壁上，或在介质土表面发生沉积作用并逐渐被压实，同时进水中有机物的存在还可促使填料表面形成生物膜，减小孔隙通道，最终导致所有滤柱系统随运行时间均出现不同程度的水力衰减或波动现象。总体而言，砂土型介质土（BSM2及其改良组）的水力性能优于壤砂土型介质土（BSM1及其改良组）。其中，BR5滤柱的水力渗透系数最稳定，研究期内稳定在41~53 mm/h，BR6滤柱次之（35~45 mm/h），而BR1~BR4滤柱的水力性能随运行时间而逐渐降低。这主要是由于壤砂土型较砂土型介质土，其黏土含量较高，易发生土壤团聚现象而造成渗透系数的急剧下降^［8］；同时，添加多孔性改良剂的壤砂土型介质土由于黏土粒径显著大于多孔性改良剂的孔隙通道尺寸，在水流作用下黏土颗粒不断发生迁移而包裹填料通道，导致介质土孔隙不断被堵塞^{［28，29］}，并在水流的不断压实作用下堆积密度不断降低，最终造成饱和导水率的下降^［30］，从而表现为BBR1~BR4滤柱渗透系数的持续下降。而砂土型介质土具有较稳定的孔隙结构，可保持较稳定的水力性能。尤其是添加蛭石的砂土型介质土（BSM2+8%Ver.），由于蛭石粒径范围窄且较均匀，添加至BSM2后可形成合理的级配、较大的孔隙率和稳定的结构，从而使BR5滤柱表现出稳定的水力性能。但BR7滤柱在实验后期突然出现水力性能陡降的现象，渗透系数从36 mm/h持续陡降至10 mm/h，这可能是由于珍珠岩为轻质填料，其密度远低于生物炭、蛭石、细砂等介质，在水流的不断冲击作用下容易在介质土中发生迁移堆积改变土壤空间形态，进而降低介质土孔隙率，最终造成介质土的渗透系数下降^［31］。因此，综合考虑渗透系数以及水力性能稳定性，介质土BSM1+2%Ver.、BSM1、BSM2+8%Ver.、BSM2+8%BC和BSM2符合文献中建议的渗透系数范围（13~200 mm/h），可确保氮素的有效去除，并保证植物在介质土中正常生长对含水量的要求^［17］。

图2 不同介质土的水力渗透性能变化规律

Fig.2 Variation of hydraulic permeability of modified soil media

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2.2 除污性能

生物滞留系统常用于削减降雨径流中的固体颗粒（SS）、有机物及氮磷等污染物负荷。为探寻具有高渗透性能且良好控污能力的介质土配置方案，本研究探究了装填不同介质土的生物滞留设施对SS、COD、TN、NH₃-N、NO₃ ^--N和TP等污染物的去除效果，如图3所示。

图3 各滤柱对污染物的去除效果

Fig.3 Pollutant removal efficiency of bioretention columns

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（1）出水浊度。由于出水SS的测定值过低，检测过程中误差大，难以确保结果的准确性和可靠性。为此，采用出水浊度（NTU）表征介质土对SS的去除性能。所有滤柱系统均能有效去除径流中的SS，出水浊度中位数均低于20 NTU［图3（a）］。但不同介质土对SS的去除性能存在一定的差异，其中，BR2滤柱出水浊度中位数达到了城市污水再生利用的相关水质标准（10 NTU）。研究证实^［32］，生物滞留系统对径流中SS的去除主要包括填料吸附、沉淀和过滤等途径。壤砂土型介质土中，改良介质土对SS的去除性能略优于BSM1，这是由于多孔性介质土的表面吸附作用有所增强；但对于砂土型介质土，改良剂的添加对介质土的SS去除能力并未增强，反而略有减弱。这是由于改良剂添加后，反而易造成介质土中的细骨料随水流作用排出系统^{［33，34］}。

（2）化学需氧量（COD）。由图3（b）可知，各滤柱对COD的去除率中位数在52.3%~72.8%范围内。但总体上壤砂土型介质土对COD的去除率高于砂土型介质土，这可能是由于前者渗透系数低于后者，更利于径流中的颗粒性有机物被截留；同时，渗透系数越低，水力停留时间越长，更利于微生物对有机物的降解作用。研究结果表明，BSM1介质土对COD的去除率最高，可达72.8%，相较于添加改良剂的BR1~BR3滤柱反而要高。分析认为，BSM1介质土自身的水力渗透性能和填料介质特性（如含有高吸附能力的黏土）已能满足有机物的过滤、吸附和微生物降解过程，而添加改良剂后反而因本底有机质的淋洗现象增加了有机物含量。对于砂土型介质土而言，改良剂的添加可在一定程度上通过填料的吸附能力提高其对有机物的去除能力，如添加蛭石和生物炭的砂土型介质土对COD的去除率可达65%，高于BSM2的55%。但以未改性的珍珠岩作为砂土型介质土改良剂时，虽然该介质具较强的吸附性，但其表面因硅醇基、硅醚基等基团的覆盖，对有机物的黏合力较低^［35］，从而表现出BR7滤柱对COD的去除率反而低于以BSM2为介质土的BR8滤柱。

（3）氨氮（NH₃-N）。各滤柱对NH₃-N的去除效果较好，去除率中位数在78.7%~85.1%范围内［图3（c）］。这是由于NH₃-N带正电荷，容易被生物滞留系统中带负电荷的土壤颗粒所吸附^［36］。但总体来看，壤砂土型介质土因含有较强吸附能力的黏土而使其对NH₃-N的去除效果略优于砂土型介质土，平均去除率分别为84.5%和81.3%。研究结果显示，以蛭石作为改良剂时，较其他相同类型的介质土具有更佳的NH₃-N去除能力。分析认为，蛭石不仅具有较强的吸附性，而且还具有良好的阳离子交换特性，有助于介质土通过吸附和离子交换去除NH₃-N。同时，其较高的孔隙结构有助于改善介质土的孔隙率，维持良好的好氧状态，进而促进微生物的硝化过程，实现NH₃-N的去除。

（4）硝氮（NO₃ ^--N）。各滤柱对NO₃ ^--N的去除可维持在较高的水平，去除率中位数在79.7%~90.5%范围内［图3（d）］。这得益于淹没区的设置营造了反硝化环境，同时木屑的添加为反硝化提供了充足的碳源，从而可实现较高的去除率。总体而言，壤砂土型改良介质土对NO₃ ^--N的去除率中位数高于同类型砂土型改良介质土，这是因为壤砂土中较高含量的黏土颗粒可有效减少NO₃ ^--N的淋溶^［31］。同时，在BSM1和BSM2介质土中添加生物炭进行改良时，生物滞留系统对NO₃ ^--N的去除率最高，分别为90.5%和87.2%。研究证实生物炭可通过表面醌基的固态电子穿梭体功能介导微生物胞外电子发生转移作为电子供体参与反硝化还原反应^{［37，38］}，从而增强系统对NO₃ ^--N的去除。

（5）总氮（TN）。所有滤柱均能有效去除TN，且无显著差异，去除率中位数可达80%以上，为81.6%~87.9%，如图3（e）所示。研究结果表明，蛭石改良介质土较其他同类型介质土具有更高的TN去除率，分别为87.9%和82.7%。分析认为，生物滞留系统对TN的去除同时受NH₃-N和NO₃ ^--N的去除影响^{［39，40］}，且反硝化是限制生物滞留系统对TN去除的主要因素^［41］，虽然前述证实生物炭可促进反硝化作用，但其氮本底值为其他填料介质的数十倍（表1），淋溶后会增加水中的TN含量，在一定程度上降低系统的除氮率。因此由于蛭石改良介质土对NH₃-N和NO₃ ^--N的去除高于或仅次于同类别的生物炭改良介质土，最终表现为BR1和BR5较强的除氮效能。

（6）总磷（TP）。所有滤柱对TP的去除效果均维持在很高的水平，去除率中位数在92.9%~94.8%［图3（f）］。生物滞留系统对磷的去除主要通过填料吸附、化学沉淀和过滤作用等途径实现，其中颗粒态磷可附着于SS上而随介质土对SS的截留作用得以去除，而溶解态磷可通过填料吸附作用或与雨水迳流中的铁、铝等离子发生化学沉淀而被有效去除。本研究中，所有滤柱的介质土均含有高吸附能力的填料介质，从而表现出较高的TP去除率，且相较于TN的去除率更稳定，这与Palmer等人的研究结论相似^［42］。

2.3 介质土综合性能评价

研究采用效益型指标（NO₃ ^--N、NH₃-N、TN、TP和COD去除率，以及渗透系数）和成本型指标（填料单价）对各滤柱介质土综合性能进行评价。其中，渗透系数采用实验后期的测定结果，而污染物去除率则采用去除率中位数进行计算。为消除各二级指标量纲和数量级对评价结果的影响，采用极差归一化法对各指标初始数据进行归一化处理。其中，污染物去除率和渗透系数越高，归一化值越接近1，填料单价则相反。各介质土经归一化后，利用PP法对各二级指标的权重进行求解，最终可通过加权求和得到8种介质土的综合性能得分（表4）。综合得分从高到低的介质土依次为：BSM1+2% Ver.>BSM1>BSM1+2%BC>BSM1+2%Per.>BSM2+8%Ver.>BSM2+8%BC>BSM2>BSM2+8%Per.。研究结果表明，壤砂土型介质土综合性能优于砂土型，其中，添加生物炭和珍珠岩这类高比面积的多孔性改良剂反而降低了BSM1的综合性能，而蛭石由于其比表面积显著低于生物炭和珍珠岩，在一定程度上缓减了BSM1中黏土的团聚效应，进而使改良介质土（BSM1+2％Ver.）表现出最优的综合性能。砂土型介质土（BSM2）由于其黏土含量极低，使其对污染物去除能力较弱，添加多孔性改良剂可提高介质土的表面吸附能力，增强介质土综合性能。因此，对于原土为壤砂土时，可考虑采用低表面积的多孔隙介质进行改良，如添加细砂按1∶9质量比配置成BSM1介质土，或在此基础上添加2%的蛭石改良剂配置成BSM1+2％Ver.介质土（壤砂土∶细砂∶蛭石=4.9∶44.1∶1）。而当原土为砂土时，建议以细砂和蛭石进行综合改良配置成BSM2+8%Ver.介质土（砂土∶细砂∶蛭石=9.2∶36.8∶4）。

表4 介质土综合性能归一化值及综合得分

Tab.4 Normalized value of comprehensive performance and ranking of soil media

滤柱编号	介质土类型	去除率					渗透系数	填料单价	综合得分	排序
滤柱编号	介质土类型	NO₃ ^--N	NH₃-N	TN	TP	COD	渗透系数	填料单价	综合得分	排序
BR1	BSM1+2％Ver.	0.96	1.00	1.00	1.00	0.85	0.18	0.60	0.60	1
BR2	BSM1+2％BC	1.00	0.61	0.77	0.38	0.78	0.04	0.41	0.41	3
BR3	BSM1+2％Per.	0.58	0.54	0.42	0.77	0.89	0	0.40	0.40	4
BR4	BSM1	0.87	0.68	0.75	0.86	1.00	0.18	0.52	0.52	2
BR5	BSM2+8％Ver.	0.57	0.57	0.18	0.41	0.60	1.00	0.33	0.33	5
BR6	BSM2+8％BC	0.69	0.13	0	0.28	0.62	0.95	0.23	0.23	6
BR7	BSM2+8％Per.	0.59	0	0.03	0.84	0	0.13	0.14	0.14	8
BR8	BSM2	0	0.44	0.13	0	0.16	0.84	0.15	0.15	7

3 结论

（1）壤砂土和砂土经不同填料介质改良后，均可形成具有较高初始渗透系数的介质土，但表现出不同的水力衰减规律。总体而言，砂土型介质土的水力性能优于壤砂土型。其中BSM2+8%Ver.介质土的水力渗透系数最稳定，研究期内稳定在41~53 mm/h，而BSM1+2%BC介质土衰减最快。

（2）所有介质土均可有效去除径流中的SS，甚至部分滤柱出水可达回用水的浊度要求；对NH₃-N、NO₃ ^--N、TN和TP的去除率中位数分别可达787%~85.1%、79.7%~90.5%、81.6%~87.9%和92.9%~94.8%。其中，壤砂土型介质土对COD和NH₃-N的去除能力优于砂土型介质，而添加生物炭介质可显著提高生物滞留设施对NO₃ ^--N的去除能力。

（3）介质土综合性能评价结果排序为：BSM1+2%Ver.（0.60）>BSM1（0.52）> BSM1+2%BC（0.41）>BSM1+2%Per.（0.40）>BSM2+8%Ver.（0.33）>BSM2+8%BC（0.23）>BSM2（0.15）> BSM2+8%Per.（0.14）。当原土为壤砂土时，介质土组成及配比为壤砂土∶细砂=1∶9，或壤砂土∶细砂∶蛭石=4.9∶44.1∶1；而当以砂土为原土时，介质土组成及配比为砂土∶细砂∶蛭石=9.2∶36.8∶4。

参考文献

原文顺序 | 文献年度倒序 | 文中引用次数倒序

1	JIA H， WANG Z， ZHEN X， et al. China's Sponge City construction： A discussion on technical approaches［J］. Frontiers of Environmental Science & Engineering， 2017，11（4）：37-47. 本文引用 [1]

2	JIA L， SAMPLE DJ， BELL C， et al. Review and research needs of bioretention used for the treatment of urban stormwater［J］. Water， 2014， 6（4）：1 069-1 069. 本文引用 [2]

3	LOPEZ-PONNADA EV， LYNN TJ， ERGAS SJ， et al. Long-term field performance of a conventional and modified bioretention system for removing dissolved nitrogen species in stormwater runoff［J］. Water Research， 2020，170：115 336. 本文引用 [1]

4	YOU Z， ZHANG L， PAN SY， et al. Performance evaluation of modified bioretention systems with alkaline solid wastes for enhanced nutrient removal from stormwater runoff ［J］. Water Research， 2019，161：61-73. 本文引用 [1]

5	ZHANG L， LU Q， DING Y， et al. A procedure to design road bioretention soil media based on runoff reduction and pollutant removal performance ［J］. Journal of Cleaner Production， 2021，287：125 524. 本文引用 [1]

6	DIETZ ME， CLAUSEN JC. A field evaluation of rain garden flow and pollutant treatment ［J］. Water， Air， and Soil Pollution， 2005，167（1）：123-138. 本文引用 [1]

7	HUNT WF， SMITH JT， JADLOCKI SJ， et al. Pollutant removal and peak flow mitigation by a bioretention cell in Urban Charlotte， N.C.［J］. Journal of Environmental Engineering， 2008，134（5）：403-408. 本文引用 [1]

8	DAVIS A P. Field performance of bioretention： Water quality ［J］. Environmental Engineering Science， 2007，24（8）：1 048-1 064. 本文引用 [2]

9	BRATIERES K， FLETCHER T D， DELETIC A， et al. Nutrient and sediment removal by stormwater biofilters： A large-scale design optimisation study ［J］. Water Research， 2008，42（14）：3 930-3 940. 本文引用 [1]

10	SINGH R， ZHAO F， JI Q， et al. Design and performance characterization of roadside bioretention systems ［J］. Sustainability， 2019， 11（7）：2 040. 本文引用 [1]

11	HATT BE， MORISON P， FLETCHER TD， et al. Stormwater Biofiltration Systems-Adoption Guidelines ［M］. Cooperative Research Centre for Water Sensitive Cities， Australia， 2009：62-111. 本文引用 [3]

12	ZHANG W， SANG M， CHE W， et al. Nutrient removal from urban stormwater runoff by an up-flow and mixed-flow bioretention system ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 2019，26（17）：17 731-17 739. 本文引用 [1]

13	DAVIS AP， 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. 本文引用 [1]

14	HE Q， LIN Z， DONG P， et al. Decontamination performance of a bioretention system using a simple sand-based filler proportioning method ［J］. Environmental Technology， 2020， DOI： 10.1080/09593330.2020.1803416 . 本文引用 [2]

15	ASHOORI N， TEIXIDO M， SPAHR S， et al. Evaluation of pilot-scale biochar-amended woodchip bioreactors to remove nitrate， metals， and trace organic contaminants from urban stormwater runoff ［J］. Water Research， 2019，154：1-11. 本文引用 [1]

16	格屿，李海燕，张晓然. 城市径流雨水渗滤处理设施渗滤层改良研究进展［J］. 水利水电科技进展， 2015，35（6）：96-104.

17	李迪，陈垚，吕波. 生物滞留系统对溶解性污染物的去除特性及优化途径［J］. 环境工程， 2020，38（10）：120-127. 本文引用 [2]

18	ZHANG L， LU Q， DING Y， et al. A procedure to design road bioretention soil media based on runoff reduction and pollutant removal performance ［J］. Journal of Cleaner Production， 2020，287（1）：125 524. 本文引用 [1]

19	王书敏. 山地城市面源污染时空分布特征研究［D］. 重庆：重庆大学， 2012：33-52. 本文引用 [1]

20	余义瑞. 山地城市雨水生物滞留系统的滤料层构建及特性分析［D］. 重庆：重庆交通大学， 2017：19-30. 本文引用 [1]

21	WANG S， LIN X， YU H， et al. Nitrogen removal from urban stormwater runoff by stepped bioretention systems ［J］. Ecological Engineering， 2017，106：340-348. 本文引用 [1]

22	高晓丽，张书函，肖娟，等. 雨水生物滞留设施中填料的研究进展［J］. 中国给水排水， 2015（20）：17-21. 本文引用 [1]

23	低影响开发雨水系统设计标准：DBJ50/T-292-2018 ［S］. 重庆：重庆市城乡建设委员会， 2018. 本文引用 [1]

24	陈垚，李欣芮，郑爽，等. 前期干旱天数对生物滞留系统除氮性能的影响［J］. 环境科学， 2021，42（1）：263-273. 本文引用 [2]

25	黄显峰，贾永乐，方国华. 基于投影寻踪法的城市水生态文明建设评价［J］. 水资源保护， 2016，32（6）：117-122. 本文引用 [1]

26	邵磊，周孝德，杨方廷，等. 基于自由搜索的投影寻踪水质综合评价方法［J］. 中国环境科学， 2010，30（12）：1 708-1 714. 本文引用 [2]

27	李琪，赵志怀. 基于投影寻踪与内梅罗指数组合模型的地下水水质评价［J］. 水电能源科学， 2019，37（11）：70-73. 本文引用 [1]

28	WONG J， CHEN Z， WONG A， et al. Effects of biochar on hydraulic conductivity of compacted kaolin clay ［J］. Environmental Pollution， 2018，234：468-472. 本文引用 [1]

29	LU S， ZONG Y. Pore structure and environmental serves of biochars derived from different feedstocks and pyrolysis conditions ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 2018，25：30 401-30 409. 本文引用 [1]

30	VILLAGRA-MENDOZA K， HORN R. Effect of biochar addition on hydraulic functions of two textural soils ［J］. Geoderma， 2018，326：88-95. 本文引用 [1]

31	FAN G， NING R， HUANG K， et al. Hydrologic characteristics and nitrogen removal performance by different formulated soil medium of bioretention system ［J］. Journal of Cleaner Production， 2021，290：125 873. 本文引用 [2]

32	刘增超，李家科，蒋春博，等. 4种生物滞留填料对径流污染净化效果对比［J］. 水资源保护， 2018，34（4）：71-79. 本文引用 [1]

33	赵云云，李骐安，陈正侠，等. 基于多目标评价的市政道路径流污染控制生物滞留设施填料优化［J］. 水资源保护， 2021，37（3）：96-101. 本文引用 [1]

34	SUBRAMANIAM DN， LOGESWARAN T， THARSHIKKA V， et al. Dynamics of clay particles in non-vegetated stormwater biofilters ［J］. Water Air and Soil Pollution， 2018，229（9）：3 021-30 213. 本文引用 [1]

35	曹书勤，刘畅. 珍珠岩的表面改性剂吸及性能研究［J］. 信阳师范学院学报（自然科学版）， 2008，21（4）：566-569. 本文引用 [1]

36	李金辉，周涛，曾超，等. 泡沫混凝土对模拟氨氮废水的吸附［J］. 环境工程学报， 2017，11（8）：4 718-4 724. 本文引用 [1]

37	SAQUING JM， YU YH， CHIU PC. Wood-derived black carbon （biochar） as a microbial electron donor and acceptor ［J］. Environmental Science & Technology Letters， 2016，3（2）：62-66. 本文引用 [1]

38	BORCHARD N， SCHIRRMANN M， MLUZ CAYUELA， et al. Biochar， soil and land-use interactions that reduce nitrate leaching and N₂O emissions： A meta-analysis ［J］. Science of The Total Environment， 2018，651：2 354-2 364. 本文引用 [1]

39	TIAN J， JIN J， CHIU PC， et al. A pilot-scale， bi-layer bioretention system with biochar and zero-valent iron for enhanced nitrate removal from stormwater ［J］. Water Research， 2019，148：378-387. 本文引用 [1]

40	DAVIS AP， SHOKOUHIAN M， SHARMA H， et al. Laboratory study of biological retention for urban stormwater management ［J］. Water Environment Research， 2001，73（1）：5-14. 本文引用 [1]

41	QIU F， ZHAO S， ZHAO D， et al. Enhanced nutrient removal in bioretention systems modified with water treatment residuals and internal water storage zone ［J］. Environmental Science Water Research & Technology， 2019，5（5）： 993-1 003. 本文引用 [1]

42	PALMER ET， POOR CJ， HINMAN C， et al. Nitrate and phosphate removal through enhanced bioretention media： Mesocosm study ［J］. Water Environment Research， 2013，85（9）：823-832. 本文引用 [1]

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收稿日期	出版日期
2021-08-04	2022-05-15
发布日期
2022-06-28

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