生物滞留 (或雨水花园) 是城市雨水管理和影响开发的主要措施之一，广泛应用于不透水地表径流水量、水质控制^[1].近年来随着国内城市雨洪、地表径流污染问题频现，以地表径流源区控制为目标的海绵城市建设蓬勃兴起，生物滞留技术的应用受到广泛关注.

生物滞留是指由0.7~1 m深的砂质壤土或壤质砂土及其种植其上的植物组成，用于减少或滞留不透水地表径流以及去除地表径流携带的污染物^[1].研究与实践表明，生物滞留系统不仅能够有效降低城市地表径流总量和峰值流量^[2]，而且可有效控制城市地表径流中颗粒污染物、磷和重金属，主要通过沉淀、过滤与吸附等物理化学过程去除^{[1, 3~7]}.但是对城市地表径流N的去除变化较大，从最高可达到60%的滞留去除到淋溶输出^[8~10].为此部分研究选择种植特定植物和设置饱和带，通过加强植物吸收与促进微生物反硝化，减少NO₃^-的淋溶输出，提高对城市地表径流N的去除^[11~13].但是也有的研究表明生物滞留底部设置饱和带没有显著提高对城市地表径流N的去除作用^{[14, 15]}.究其原因与不同研究地表径流水文、水质的差异有关.生物滞留对城市地表径流N的去除涉及不同形态N的沉淀、过滤、基质吸附以及生物转化 (植物吸收、微生物硝化、反硝化)^{[1, 9]}.城市地表径流水文、水质变化势必会影响N在生物滞留中的迁移转化与去除过程.而水文、水质的时、空差异性正是城市地表径流的基本特征.因此生物滞留的设计与配置应以当地城市地表径流水文、水质特征为依据.鉴于城市地表径流水文、特别是污染程度的区域差异^[16~18]，那么如何设计与配置生物滞留值得进一步研究.

本研究根据武汉城市地表径流污染水文、水质变化特征，参考国际上生物滞留设计指南与最新研究进展设计了3种典型的生物滞留设施，在变化水文、水质条件下，模拟研究生物滞留种植植物、设置饱和带及添加碳源对城市地表径流溶解性N (NH₄⁺-N、NO₃^--N) 去除的影响，揭示植物吸收与饱和带 (反硝化) 对N去除影响机制，以期为国内生物滞留组成与结构设计提供科学依据.

生物滞留模拟柱选择直径300 mm的PVC管和有机玻璃管制作，PVC管高度90 cm，顶部接30 cm有机玻璃管，便于植物生长与储水 (图 1).选取河砂 (75%) 与武汉当地黄粽壤 (25%，体积比) 混合形成壤砂质基质，基本理化性质见表 1.种植植物选择城市观赏草紫穗狼尾草 (Pennisetum alopecuroides).紫穗狼尾草属禾本科狼尾草属多年草本植物，秆直立，丛生，高60~120 cm，须根发达、生长速率快，能够适应频繁的淹水和干旱，并具有较高的观赏价值^[19].

图 1

Fig. 1

图 1 生物滞留模拟柱结构配置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the bioretention columns

表 1 (Table 1)

表 1 生物滞留土砂混合基质理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of soil-sand mixtures used to construct test bioretention systems 项目 河砂 黄棕壤 壤砂基质 (1:3，体积比) 颗粒分布 砂粒/% 96.6 29.4±2.34 79.8 粉粒/% — 59.7±2.4 14.9 黏粒/% — 10.9±0.06 2.7 容重/g·cm-3 1.58 1.29 1.74 饱和导水率/mm·h-1 — — 180±2.8 pH 7.44±0.22 6.52±0.07 6.71±0.01 EC/μS·cm-1 24.8±1.6 79.6±5.8 89.8±6.7 OM/% — 1.1 0.28 TN/mg·kg-1 — 200 50 TP/mg·kg-1 161.5 323.1 201.9 Si/% 38.6 31.6 36.9 Al/% 6.67 9.71 7.43 Fe/% 0.50 3.83 1.34 Mg/% 0.08 0.56 0.20 Ca/% 0.46 0.24 0.41 Na/% 1.31 0.36 1.07 K/% 3.12 1.64 2.75

表 1 生物滞留土砂混合基质理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of soil-sand mixtures used to construct test bioretention systems

2015年5月在湖北省林业科学院温室共构建12个生物滞留模拟柱，设计了对照 (CK)、传统生物滞留 (CB)、改进生物滞留设置饱和带不加碳源 (MB1) 和改进生物滞留设置饱和带并添加碳源 (MB2) 这4个处理，每个处理设置3个重复 (见表 2).生物滞留模拟柱自上而下依次装填过滤基质层45 cm壤砂、15 cm过渡层[10 cm河砂、5 cm砾石 (直径0.6 cm)]、储排水层30 cm卵石 (直径1.6 cm).饱和带设置高度为45 cm，添加杨木块 (直径1.6 cm，10%，体积比) 为碳源 (图 1). 3种生物滞留与对照的不同设计配置共形成3种对比关系：① 壤砂基质不种植物 (CK) 与传统生物滞留壤砂质基质种植植物 (CB)，② 传统生物滞留壤砂质基质种植植物 (CB) 与改进生物滞留设置饱和带不加碳源 (MB1)，③ 改进生物滞留设置饱和带不加碳源 (MB1) 与改进生物滞留设置饱和带并添加碳源 (MB2).因此根据生物滞留种植植物与否、设置饱和带与否、饱和带中添加碳源与否，分析种植植物、设置饱和带与添加碳源对城市地表径流NH₄⁺-N和NO₃^--N去除的影响.

表 2 (Table 2)

表 2 生物滞留模拟柱设计配置 Table 2 Bioretention column design configuration 处理 过滤基质 植物 饱和带 碳源 对照组CK 45 cm壤砂 无 无 无 传统生物滞留CB 45 cm壤砂 紫穗狼尾草 无 无 改进生物滞留MB1 45 cm壤砂 紫穗狼尾草 45 cm饱和带 无 改进生物滞留MB2 45 cm壤砂 紫穗狼尾草 45 cm饱和带 杨木块10%(体积比)

表 2 生物滞留模拟柱设计配置 Table 2 Bioretention column design configuration

根据国内典型城市不透水地表径流水质测定研究结果 (表 3)^[16~18]，重点研究溶解性N (NH₄⁺-N和NO₃^--N) 和P (PO₄^3--P).模拟城市地表径流N、P浓度设计了3个水平 (表 3)，低污染水平代表城市不透水地表径流污染平均污染程度.考虑到城市地表径流污染时空差异以及生物滞留设施通常用于处理初期地表径流，对应中等污染水平.另外为了研究生物滞留不同配置对地表径流N、P去除机制，特设计了高污染水平.模拟城市地表径流采用放置24 h自来水，通过添加分析纯NH₄Cl、KNO₃和KH₂PO₄达到设计的N、P浓度.

表 3 (Table 3)

表 3 典型城市地表径流水质及模拟地表径流水质设计 Table 3 Typical urban storm water quality and synthetic storm water inflow characteristics 水质指标 /mg·L-1 典型城市地表径流 模拟城市地表径流 来源 武汉 重庆 上海 低浓度 中浓度 高浓度 TN 11.58±8.31 6.02±1.60 7.74±5.34 6.0 12.0 18.0 DN 3.51±3.20 — — 6.0 12.0 18.0 NH4+-N 1.45±1.11 2.77±1.33 4.85±4.56 3.0 6.0 9.0 NH4Cl NO3--N 1.82±2.33 1.62±0.60 — 3.0 6.0 9.0 KNO3 TP 1.28±1.03 0.61±0.45 0.57±0.44 0.50 1.0 1.5 PO43--P 0.15±0.22 — — 0.50 1.0 1.5 KH2PO4 N:P 8.9 10.0 13.6 12 12 12

表 3 典型城市地表径流水质及模拟地表径流水质设计 Table 3 Typical urban storm water quality and synthetic storm water inflow characteristics

试验运行进水量与间隔天数参考武汉气候、降雨特征.武汉属于亚热带大陆性季风气候区，多年平均降雨量1 344 mm.日降雨量分布特征为40%的降雨事件≤7.5 mm，60%降雨的降雨事件≤15.0 mm，80%的降雨事件≤22.5 mm.以生物滞留设施面积为不透水地表面积的10%设计计算，每次模拟运行进水量设计3个水平：5、10和15 L，分别对应7.5、15.0和22.5 mm降雨事件，可考察进水量变化对生物滞留去除NH₄⁺-N和NO₃^--N的影响.另外根据武汉日降雨量≥5.0 mm降雨事件的平均间隔时间为6 d，2次模拟运行间隔时间设计了3个水平：3、6、12d，以便考察2次降雨间隔时间、干湿交替对生物滞留去除NH₄⁺-N和NO₃^--N的影响.

2015年6月生物滞留模拟柱种植植物之后，每周1次用5 L自来水一次性浇灌. 2015年7~8月每周1次用5 L低N、P浓度模拟城市地表径流一次性浇灌.培育2个月植物逐渐长成后，在2015年9~11月开始正式试验运行监测.采用正交表L9(3⁴) 安排了9次试验 (表 4)，考察了进水N/P浓度、间隔天数、进水水量各3水平下，3种生物滞留与对照处理对NH₄⁺-N和NO₃^--N去除的影响. 2015年12月在第一轮试验结束后，对植物进行了收割. 2016年3月植物返青后，进行了第二轮试验，同样根据表 3进行了9次试验运行监测.

表 4 (Table 4)

表 4 生物滞留模拟运行试验设计 Table 4 Bioretention experimental design 试验编号 操作变量 进水N、P浓度/ mg·L-1 间隔天数/d 进水水量/d 1 1 (NH4+-N, 3.0)、(NO3--N, 3.0)、(PO43--P, 0.5) 3 5 2 1 6 10 3 1 12 15 4 2(NH4+-N, 6.0)、(NO3--N, 6.0)、(PO43--P, 1.0) 3 10 5 2 6 15 6 2 12 5 7 3(NH4+-N, 9.0)、(NO3--N, 9.0)、(PO43--P, 1.5) 3 15 8 3 6 5 9 3 12 10

表 4 生物滞留模拟运行试验设计 Table 4 Bioretention experimental design

2015~2016年对3种生物滞留设计与对照共运行监测18次.每次试验运行对于每个模拟柱进水方式为一次性浇灌，同时采集进水水样.每次试验分别收集每个模拟柱所有出水，测定水量，混匀采集1个水样.现场采用YSI便携式多参数水质仪 (ProPlus) 测定pH、EC、溶解氧 (DO) 和氧化还原电位 (ORP).采集的水样运回实验室，原样与过滤水样 (0.45 μm) 分别测定TN和TP，过滤水样测定NH₄⁺-N、NO₃^--N，NO₂^--N、PO₄^3--P，均按照文献[20]测定.

利用Origin 8.5与SPSS 21.0对数据分析处理.采用方差分析模块，分析生物滞留不同处理之间对出水水质影响的差异 (P=0.05)，分析生物滞留进水水量、间隔天数、水质变化对出水水质的影响 (P=0.01，P=0.05)，并进行多重比较 (P=0.05).

2015~2016试验期间生物滞留进水、出水累积负荷 (L_in、L_out)(mg) 计算公式表达为：

式中，c_in，i和c_out，i分别为生物滞留第i次进水、出水污染物浓度 (mg·L^-1)，V_in，i和V_out，i分别为生物滞留第i次进水、出水水量 (L)，a为试验期间总运行监测次数 (18).试验期间对进水N负荷去除率 (LR，%) 计算公式表达为：

在进水水量5~15 L变化范围下，CK、CB、MB1、MB2平均出水量分别为7.2、6.7、7.1和7.2L，水量减少率分别为27.8%、32.6%、28.7%和28.4%(表 5).生物滞留种植植物 (CB) 与对照 (CK) 相比仅提高水量控制率5%，增加饱和带设计 (MB1和MB2) 与CB相比减少水量控制率4%~5%.生物滞留通过蒸发和蒸腾可减少30%水量，增加饱和带设计不会显著减少对水量的控制功能 (P＞0.05).

表 5 (Table 5)

表 5 3种生物滞留设计与对照对进水NH4+-N和NO3--N平均去除作用1)(n=18) Table 5 Average stormwater inflow and outflow nitrogen concentrations and removal rates for the three bioretention treatments and control 项目 进水 CK CB MB1 MB2 水量/L 10.0±4.2a 7.2±4.1(28%)b 6.7±4.2(33%)b 7.1±4.2(29%)b 7.2±4.2(28%)b TN/ mg·L-1 12.46±5.00a 11.87±4.11 (4.7%)a 4.68±3.28(62.4%)b 1.20±1.48(90.4%)c 0.91±0.68(92.7%)c DN/ mg·L-1 11.97±4.85a 11.23±3.77(6.2%)a 4.40±3.09(63.2%)b 1.02±1.37(91.5%)c 0.52±0.63(95.7%)c NH4+-N/ mg·L-1 5.45±2.21a 0.06±0.02(99.1%)b 0.08±0.02(98.5%)b 0.08±0.08(99.1%)b 0.18±0.16(97.4%)b NO3--N/ mg·L-1 5.88±2.32a 10.27±3.16(-74.7%)b 4.04±2.64(31.3)c 0.84±1.18(85.7%)d 0.26±0.48(95.6%)d EC/μS·cm-1 370.7±62.7 389.2±76.3 387±60.3 488.4±90.5 504.9±93.8 DO/ mg·L-1 7.25±0.66 7.3±1.05 7.08±1.24 1.72±1.31 1.15±0.31 ORP/mV 174.0±36.2 175.7±47.6 208.6±40.9 120.4±85.8 -138.5±41.2 pH 7.66±0.11 7.93±0.14 7.64±0.17 7.30±0.08 6.93±0.11 1) CK：对照壤砂不种狼尾草；CB：壤砂种植狼尾草；MB1：壤砂种植狼尾草并设置饱和带；MB2：壤砂种植狼尾草设置饱和带并添加碳源；不同小写字母代表不同处理间差异性显著 (P＜0.05)，括号内代表平均去除率

表 5 3种生物滞留设计与对照对进水NH4+-N和NO3--N平均去除作用1)(n=18) Table 5 Average stormwater inflow and outflow nitrogen concentrations and removal rates for the three bioretention treatments and control

18次模拟试验CK、CB、MB1、MB2进水、出水TN、DN、NH₄⁺-N、NO₃^--N、EC、DO、ORP和pH综合结果见表 5.在进水NH₄⁺-N浓度平均值为 (5.45±2.21) mg·L^-1情况下，CK、CB、MB1和MB2出水NH₄⁺-N浓度的平均值分别为 (0.06±0.02)、(0.08±0.02)、(0.08±0.08) 和 (0.18±0.16) mg·L^-1，CK、CB、MB1、MB2对进水NH₄⁺-N均具有显著的去除作用 (P＜0.05)，去除率分别为99.1%、98.5%、99.1%和97.4%.与对照 (CK) 相比，生物滞留种植紫穗狼尾草 (CB) 与设置饱和带 (MB1) 不会显著影响NH₄⁺-N去除 (P＞0.05).尽管生物滞留设置饱和带并添加碳源 (MB2) 与设置饱和带不添加碳源 (MB1) 相比，使出水NH₄⁺-N浓度升高0.10 mg·L^-1，但不显著 (P＞0.05)，整体不会降低对TN的去除作用.

进水NO₃^--N浓度的平均值为 (5.88±2.32) mg·L^-1情况下，CK、CB、MB1和MB2出水NO₃^--N浓度的平均值分别为 (10.27±3.16)、(4.04±2.64)、(0.84±1.18) 和 (0.26±0.48) mg·L^-1，相应去除率分别为-74.7%、31.3%、85.7%和95.6%.同对照CK相比，生物滞留种植植物 (CB) 可显著降低出水NO₃^--N浓度，减少NO₃^--N淋溶输出，增设饱和带不加碳源 (MB1) 可显著降低出水NO₃^--N浓度，提高NO₃^--N去除率.设置饱和带并添加碳源 (MB2) 可进一步降低出水NO₃^--N浓度，NO₃^--N去除率提高9.9%.另外生物滞留设置饱和带与添加碳源显著降低出水DO、ORP与pH (见表 5).

进水水质、水文变化 (水量、间隔天数) 对3种设计生物滞留与对照出水TN、DN、NH₄⁺-N、NO₃^--N浓度影响的方差分析结果见表 6.进水NH₄⁺-N浓度变化对CK出水NH₄⁺-N浓度存在显著影响 (P＜0.05)，而进水流量与间隔天数的变化对CK出水NH₄⁺-N的浓度没有影响 (P＞0.05).进水NH₄⁺-N浓度、进水水量、间隔天数对生物滞留CB和MB1出水NH₄⁺-N浓度不存在显著影响 (P＞0.05).进水NH₄⁺-N浓度变化对MB2出水NH₄⁺-N浓度没有影响 (P＞0.05)，而进水水量与间隔天数变化对MB2出水NH₄⁺-N浓度存在显著影响 (P＜0.05).

表 6 (Table 6)

表 6 进水水文、水质变化对3种设计生物滞留与对照出水NH4+-N、NO3--N浓度影响方差分析1)(F值) Table 6 F values from co-variance (ANCOVA) analysis of total nitrogen (TN), ammonium, and nitrate concentrations in effluent in relation to inflow nitrogen concentration, inflow volume and antecedent dry days in the three bioretention and control treatments 处理 TN DN NH4+-N NO3--N CK 进水浓度 44.09** 50.28** 3.98* 22.12** 间隔天数 1.47 2.35 1.60 1.16 进水流量 3.25 4.76* 0.84 1.11 CB 进水浓度 35.66** 32.24** 0.89 35.66** 间隔天数 9.54** 9.59** 1.42 6.42** 进水流量 40.39** 32.42** 0.14 40.58** MB1 进水浓度 9.76** 10.80** 2.45 10.80** 间隔天数 5.52* 5.42* 1.23 4.85* 进水流量 5.21* 5.66* 0.87 5.45* MB2 进水浓度 3.08 5.45* 0.73 3.93* 间隔天数 5.54* 4.06* 3.92* 3.93* 进水流量 5.01* 4.89* 5.60* 5.24* 1) **表示差异极显著 (P＜0.01)，*表示差异显著 (P＜0.05)

表 6 进水水文、水质变化对3种设计生物滞留与对照出水NH4+-N、NO3--N浓度影响方差分析1)(F值) Table 6 F values from co-variance (ANCOVA) analysis of total nitrogen (TN), ammonium, and nitrate concentrations in effluent in relation to inflow nitrogen concentration, inflow volume and antecedent dry days in the three bioretention and control treatments

进水NO₃^--N浓度变化对CK出水NO₃^--N浓度存在极显著影响 (P＜0.01)，而进水流量与间隔天数的变化对CK出水NO₃^--N浓度没有影响 (P＞0.05).进水NO₃^--N浓度、进水水量和间隔天数对3种生物滞留设计CB、MB1、MB2均存在显著或极显著影响.由此可说明，城市地表径流NO₃^--N浓度、水文变化 (水量、间隔天数) 是影响3种生物滞留 (CB、MB1、MB2) 出水NO₃^--N重要因素.另外对比进水NO₃^--N浓度和水文变化对3种生物滞留 (CB、MB1、MB2) 影响的差异 (F值)，进水NO₃^--N浓度和水文变化对CB的影响最大，依次为MB1、MB2，说明饱和带设置与碳源添加可增加生物滞留对NO₃^--N去除的缓冲作用.

图 2进一步比较了进水NO₃^--N浓度、间隔天数、进水流量不同水平对3种生物滞留 (CB、MB1、MB2) 和CK出水NO₃^--N浓度的影响差异.对于CB，随着进水NO₃^--N浓度和进水水量增加，出水NO₃^--N浓度显著增加；而间隔天数不是影响CB出水NO₃^--N浓度的主要因素.对于MB1，只在进水NO₃^--N高浓度情况下，显著增加出水NO₃^--N，随着间隔天数的增加，显著降低出水NO₃^--N浓度，进水水量3个水平对出水NO₃^--N浓度不存在显著差异.对于MB2，随着进水NO₃^--N浓度增加，出水NO₃^--N浓度有所增加，但是不存在显著差异.进水间隔隔天数增加，可降低MB2出水NO₃^--N浓度.进水水量3个水平下MB2对应出水NO₃^--N浓度的差异不显著.在城市地表径流水文、水质变化情况下，种植植物CB、设置饱和带MB1和设置饱和带并添加碳源MB2对有效去除NO₃^--N的适应能力依次增强.

图 2

Fig. 2

CK：对照壤砂不种狼尾草、CB：壤砂种植狼尾草、MB1：壤砂种植狼尾草并设置饱和带、MB2：壤砂种植狼尾草设置饱和带并添加碳源；同一处理不同小写字母代表操作变量不同水平差异性显著 (P＜0.05) 图 2 3种生物滞留设计与对照进水NO3--N浓度、水量、间隔天数对出水NO3--N浓度的影响 Fig. 2 Effects of inflow nitrate concentrations, inflow volume, and antecedent dry days on the outflow nitrate concentrations in the three bioretention and control treatments

表 7总结了试验期间 (18次) 对照CK与3种生物滞留 (CB、MB1、MB2) 累积进、出水TN、DN、NH₄⁺-N和NO₃^--N浓度、负荷以及去除率.累积进水量180 L，CK、CB、MB1、MB2对水量的削减分别为27.8%、32.6%、28.7%、28.4%，种植植物增加5%水量削减，设置饱和带减少5%水量削减.累积进水NH₄⁺-N、NO₃^--N、TN负荷为982.7、1 054.9和2 250.5 mg，CK对NH₄⁺-N与NO₃^--N负荷削减率分别为99.3%和-24.8%，基质通过吸附或离子交换可有效去除NH₄⁺-N，但是NO₃^--N存在淋溶输出，因而对TN负荷削减率总体表现为27.8%.同CK相比，种植植物CB显著减少了NO₃^--N淋溶，NO₃^--N负荷的去除率达到42.3%，TN负荷去除率增加至68.0%.种植植物通过植物吸收或根际促进了微生物硝化、反硝化至少可使TN负荷削减率提高36.3%.生物滞留设置饱和带不添加碳源MB1与CB相比，设置饱和带可显著提高对NO₃^--N负荷去除率 (88.8%)，设置饱和带促进微生物反硝化，使NO₃^--N负荷去除率提高46%.生物滞留设置饱和带添加碳源MB2与不添加碳源MB1相比，碳源添加尽管仅提高了NO₃^--N负荷去除率6.7%，但是NO₃^--N出水浓度从0.92 mg·L^-1(MB1) 显著降低至0.39 mg·L^-1(MB2)，添加碳源显著增加了饱和带微生物的反硝化能力.另外生物滞留饱和带中添加碳源没有明显增加出水NH₄⁺-N负荷，整体上不影响对TN负荷的去除.

表 7 (Table 7)

表 7 试验期间 (18次)3种设计生物滞留进、出水NH4+-N和NO3--N累积负荷及去除率 Table 7 Comparison of the influent and effluent water quality and pollutant mass loads for the three bioretention treatments 项目 进水平均浓度 /mg·L-1 多次出水平均浓度/mg·L-1 Lin /mg Lout/mg LR负荷去除率/% CK CB MB1 MB2 CK CB MB1 MB2 CK CB MB1 MB2 水量/L — — — — — 180.0 130.0 121.3 128.4 128.9 27.8 32.6 28.7 28.4 TN 12.50 11.82 5.94 1.35 1.03 2 250.5 1 537.2 720.9 173.7 133.4 31.7 68.0 92.3 94.1 DN 12.01 11.01 5.54 1.13 0.66 2 162.5 1 431.3 671.9 144.6 85.7 33.8 68.9 93.3 96.0 NH4+-N 5.46 0.05 0.08 0.09 0.17 982.7 7.1 9.2 11.8 22.0 99.3 99.1 98.8 97.8 NO3--N 5.86 10.13 5.02 0.92 0.39 1 054.9 1 316.7 608.8 118.1 49.8 -24.8 42.3 88.8 95.3

表 7 试验期间 (18次)3种设计生物滞留进、出水NH4+-N和NO3--N累积负荷及去除率 Table 7 Comparison of the influent and effluent water quality and pollutant mass loads for the three bioretention treatments

本研究根据武汉城市地表径流污染水文、水质变化特征，参考国际上生物滞留设计指南与最新研究进展设计了3种典型的生物滞留设施.在进水水文、水质变化条件下，研究了生物滞留种植植物、设置饱和带以及添加碳源对城市地表径流溶解性N (NH₄⁺-N、NO₃^--N) 去除影响. 3种生物滞留与对照的过滤基质都采用的是75%河砂与25%当地土壤混合而成，都能够有效去除进水NH₄⁺-N，且不受进水水文、水质变化的影响.在河砂中混合黄棕壤，基质吸附或离子交换是去除进水NH₄⁺-N的主要途径^[21].另外CB (种植植物) 出水pH低于对照 (不种植物) 出水的pH，与植物光合作用过程中吸收NH₄⁺-N降低pH有关^[22]，说明植物吸收也是NH₄⁺-N去除的重要途径之一^[11].

对照CK尽管可以有效去除NH₄⁺-N，但是出水NO₃^--N浓度显著高于进水NO₃^--N浓度，表现为淋溶输出，且不受进水水量与间隔天数的影响.因此对照CK壤砂基质对上次进水吸附去除的NH₄⁺-N，在2次运行间隔期内NH₄⁺-N硝化为NO₃^--N，下次运行与进水NO₃^--N同时淋溶输出，增加出水NO₃^--N浓度^{[23, 24]}.生物滞留种植紫穗狼尾草 (CB) 与对照CK相比，可显著降低出水NO₃^--N的浓度，减少淋溶输出.种植植物对NO₃^--N去除作用的提高可能包括3个途径：① 植物直接吸收NH₄⁺-N，从而减少硝化作用；② 植物可直接吸收NO₃^--N；③ 植物根际促进微生物反硝化^[25].但是生物滞留种植紫穗狼尾草 (CB) 对NO₃^--N去除作用的提高程度受进水浓度与进水水量影响，所以其有效去除NO₃^--N的适应性是有限的.

当生物滞留种植紫穗狼尾草和设置饱和带 (MB1) 可进一步显著降低出水NO₃^--N的浓度.饱和带的设置增加了水力停留时间，提供了缺氧条件 (ORP=120.4 mV±85.8 mV)，促进了微生物的反硝化作用.即使没有添加碳源，也可以有效去除NO₃^--N，可能紫穗狼尾草的根系分泌物可为NO₃^--N的微生物反硝化提供一定的碳源^[26].但是当进水NO₃^--N浓度、进水水量升高，间隔天数减少时，生物滞留MB1对NO₃^--N去除作用有所降低 (图 2)，可能与仅靠植物提供的碳源有限，不能完全满足NO₃^--N高负荷下微生物反硝化对碳源的需求.

生物滞留种植紫穗狼尾草和设置饱和带，同时添加10%碳源 (MB2) 与MB1相比，尽管在进水NO₃^--N低、中负荷情况下对NO₃^--N去除作用基本相当，但是在进水NO₃^--N高负荷情况下，MB2对NO₃^--N去除作用高于MB1.生物滞留设置饱和带同时添加碳源，不仅增加了水力停留时间，而且可为微生物反硝化提供充足的碳源.从氧化还原电位ORP为 (-138.5±41.2) mV可以看出，添加碳源使饱和带中微生物反硝化作用更加彻底.生物滞留设置饱和带添加碳源 (MB2) 出水pH值为6.93±0.11，明显低于不添加碳源 (MB1) 出水pH (7.30±0.08).虽然微生物反硝化作用会使pH值升高，但是添加的碳源 (杨木块) 水解产生脂肪酸是出水pH降低的主要原因^[27]，也说明添加10%木块通过水解产生的溶解性有机物可为微生物反硝化提供充足的碳源.另外对比MB1和MB2出水NH₄⁺-N浓度，添加碳源的量没有显著增加出水NH₄⁺-N，略增加了出水颗粒态有机氮 (PON) 的浓度 (总氮TN与溶解性氮DN之差)(表 6).由此可说明生物滞留饱和带添加10%的木块，既可以充分满足微生物反硝化有效去除NO₃^--N对碳源的需求，又不会明显增加出水TN浓度，整体上达到了有效去除TN的目的.未来对种植紫穗狼尾草通过植物吸收与设置饱和带通过微生物反硝化对城市地表径流溶解性N去除的贡献应进一步采取直接定量的方法进行验证.

值得指出的是在进水水文、水质变化的情况下，本研究设计的含饱和带的生物滞留与含饱和带并添加碳源的生物滞留对TN和NO₃^--N浓度与负荷的去除均达到了85%以上，不仅高于生物滞留野外监测研究对TN和NO₃^--N的去除结果 (30%~60%)^{[9, 15, 21, 23]}，而且也高于多数室内模拟结果^[12~14].这种差异一方面反映了本研究采用了低有机质、高含砂量的基质，另一方面更为重要的是种植须根发达的紫穗狼尾草、设置饱和带以及添加适量碳源的协同作用.虽然本研究设计的生物滞留对城市地表径流溶解性N去除的结果在未进行验证的情况下不能直接推广到野外实践中，但是生物滞留不同设计对NH₄⁺-N和NO₃^--N的去除作用与相对差异，可为实际设计有效去除城市地表径流溶解性N的生物滞留提供重要科学依据.

(1) 在进水NH₄⁺-N浓度平均值为 (5.45±2.21) mg·L^-1情况下，3种设计的生物滞留出水NH₄⁺-N浓度的平均值分别为 (0.08±0.02)、(0.08±0.08) 和 (0.18±0.16) mg·L^-1，对NH₄⁺-N均具有显著的去除作用，去除率分别为98.5%、99.1%和97.4%.进水水文、水质变化不影响生物滞留对NH₄⁺-N去除作用.基质吸附、硝化与植物吸收是生物滞留有效去除城市地表径流NH₄⁺-N的主要途径.

(2) 在进水NO₃^--N浓度平均值为 (5.88±2.32) mg·L^-1情况下，3种设计的生物滞留出水NO₃^--N浓度的平均值分别为 (4.04±2.64)、(0.84±1.18) 和 (0.26±0.48) mg·L^-1，相应去除率分别为31.3%、85.7%和95.6%.生物滞留种植紫穗狼尾草、设置饱和带以及添加碳源均可显著降低出水NO₃^--N浓度，减少NO₃^--N淋溶输出，提高NO₃^--N去除率.植物吸收和微生物反硝化是生物滞留有效去除NO₃^--N的主要途径.

(3) 生物滞留采用低有机质、高含砂量的基质、种植紫穗狼尾草、设置饱和带并添加木块，在水文、水质变化情况下，仍可有效去除城市地表径流溶解性N.