1)生物滞留池填料。本研究中，生物滞留池所用填料主要包含C33混凝土砂、土、普通生物炭(SWT)和铁改性生物炭(GXT)。各种填料理化性质如表1所示。

2)主要试剂。六水合三氯化铁(FeCl₃·6H₂O，99.99%)、磷酸二氢钾(KH₂PO₄，99.50%)、氯化铵(NH₄Cl，99.50%)、硝酸钾(KNO₃，99.99%)、无水氯化钙(CaCl₂，96.00%)、无水乙醇(CH₂CH₃OH，99.70%)、浓硫酸(H₂SO₄，95%~98%)、浓盐酸(HCl，36%~38%)。

3)主要仪器。水质浊度仪(2100Q，美国哈希水质检测有限公司)、水质色度仪(SD9001，上海昕瑞仪器仪表有限公司)、紫外-可见光分光光度计(TU-1900，北京普析通用仪器有限责任公司)、离心机(TGL-16M，贝克曼库尔特有限公司)、超声清洗仪器(KQ-500DE，杭州法兰特超声波有限公司)、马弗炉(SXL1008，中国科学院上海光学精密机械研究所)。

实验采用直径为300 mm，高1 250 mm的HDPE圆柱箱体。实验柱编号及填料层填料类型见图1。箱体内部结构自上而下为超高层(45 mm)、淹没层(255 mm)、覆盖层(100 mm)、填料层(700 mm)、砾石排水层(150 mm)。沿实验柱外壁设有不同高度填料取样口，柱底设有上翻的出水口控制淹没区高度。为了减少外界环境温度的影响，实验柱外壁使用保温膜包裹，同时为避免植物干扰，实验柱中不种植物。

覆盖层使用粒径为10~20 mm的碎石，砾石排水层使用粒径为30~40 mm的砾石。参考北卡罗纳州雨洪最佳管理手册^[15]，对照组填料T1采用88%混凝土砂、12%土的质量百分比均匀混合而成，pH为8.03±0.03；改良填料T2为填料T1均匀混合4% SWT，pH为7.33±0.09；改良填料T3为填料T1均匀混合4% GXT，pH为6.94±0.04。

1)生物炭制备及改性方法。SWT原料为稻壳，采用热裂解法制备，热解升温速率为15 ℃·min，最高热解温度为500 ℃。使用FeCl₃溶液对SWT进行改性^[13]，取100 g SWT浸泡于1 L浓度为1.0 mol·L⁻¹的盐酸溶液中1 h，然后淋洗，直至淋洗液为中性；于75 ℃烘干12 h后，按照铁炭的质量比为0.70，将上述生物炭放置于FeCl₃溶液中，混合均匀并静置1 h，再用去离子水淋洗至中性，最后于75 ℃烘干，铁改性生物炭被标记为GXT。

2)生物炭淋洗实验。采取淋洗实验评价不同生物炭在去离子水(DI)或人工模拟降雨径流(SW)连续淋洗条件下营养物的释放特征。称取1 g干燥的SWT或GXT分别加入有40 mL DI或SW离心瓶中，在150 r·min⁻¹频率下振荡24 h后以500 r·min⁻¹高速离心20 min，取上清液经0.45 μm孔径滤纸过滤，重复10次后分析${\rm{PO}}_4^{3-} $-P含量，设置只装有DI或SW无生物炭的离心瓶作为对照组，做2组重复实验。SW使用pH为7.0±0.20且含有8 mg·L⁻¹ ${\rm{NH}}_4^{+} $-N、8 mg·L⁻¹ ${\rm{NO}}_3^{-} $-N和120 mg·L⁻¹ CaCl₂的溶液^[16]。

3)生物炭对磷的等温吸附实验。实际应用中，生物滞留池的填料将被入渗的雨水径流不断淋洗，会导致可溶物浸出。为检验淋洗后的生物炭对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的实际吸附能力，本研究使用在淋洗实验中经DI淋洗10 d后的SWT和GXT作为实验材料。${\rm{PO}}_4^{3-} $-P等温吸附实验在室温条件下进行，每种生物炭做2组重复实验^[16]。0.1 g的SWT(或GXT)加入50 mL不同浓度${\rm{PO}}_4^{3-} $-P溶液中(0、10、20、30、40、50、60、70、80和100 mg·L⁻¹)，在室温下于150 r·min⁻¹振荡24 h，吸附液通过0.45 μm滤头过滤后测定其中的${\rm{PO}}_4^{3-} $-P浓度。吸附平衡浓度采用式(1)计算。

式中：q_e为吸附平衡时的吸附量，mg·g⁻¹；C₀为初始溶液浓度，mg·L⁻¹；C_e为吸附平衡溶液浓度，mg·L⁻¹；V是溶液体积，L；m是吸附剂质量，g。选择Langmuir模型对实验数据进行非线性回归拟合，结果见式(2)。

式中：q_max为Langmuir模型最大吸附量，mg·kg⁻¹；K_L为Langmuir模型亲和性参数，L·mg⁻¹。用系数R_L来判断是否容易发生吸附，计算方法如式(3)所示。

当0<R_L<1时，容易发生吸附；当R_L>1时，不易发生吸附；当R_L=0时，为可逆吸附；当R_L=1时，为线性吸附。

4)径流模拟实验。为研究不同淹没高度生物滞留池对于雨水径流中P去除效果，分别设置实验柱出口高度为0、300和600 mm，每一实验条件运行前实验柱预先运行3 d。不同淹没高度实验中的水力条件和污染物浓度一致，雨水径流根据《海绵城市建设技术指南》^[1]，按照西安市年径流总量控制率为85%的降雨量，生物滞留池和汇水区面积比为5%，径流系数0.8，实验开始连续进水6 h，进水流量56.69 mL·min⁻¹。为避免其他条件干扰，配水使用人工配水，模拟自然降雨，污染物浓度参考西安市道路、屋顶雨水径流污染物浓度平均值确定^[17-18]，具体污染物及浓度如下：${\rm{NH}}_4^{+} $-N 8 mg·L⁻¹，${\rm{NO}}_3^{-} $-N 8 mg·L⁻¹，${\rm{PO}}_4^{3-} $-P 2 mg·L⁻¹，COD 300 mg·L⁻¹。每次进水结束时取出水水样，然后间隔18 h重复实验，每一实验条件下重复11次。检测出水中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P、pH、浊度、色度等指标。

为研究不同落干期对生物滞留池去除P的影响，实验分别设置落干期2、3、4、5、6、7和8 d。淹没区高度采用300 mm，水力条件和污染物浓度等条件和上述实验一致。

5)填料分析实验。淹没区高度为300 mm的连续径流模拟实验结束后，取每根实验柱中不同高度的填料样品，取样高度自柱底向上分别为250、550和700 mm，样品数合计15个。土样各取1 g放入坩埚中，于105 ℃烘干24 h，测量湿度，其余样品通过风干处理^[19]待测。通过测定填料中有效磷含量来确定不同高度的填料对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的截流效果^[20]。

采用玻璃电极法检测填料pH；采用灼烧法检测填料灰分；采用乙酸铵法检测填料阳离子交换容量(CEC)^[21]；采用BET法检测填料比表面积；采用固体ZETA电位仪检测pH为0时填料ζ电位；采用钼锑抗分光光度法检测水样磷酸盐浓度；采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗分光光度法检测填料有效磷浓度^[20]；采用分光光度检测水质色度；采用分光光度法检测水质浊度。

从图2中可看出，在DI或SW淋洗条件下，SWT中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P累计淋失量远高过于GXT对应的数值，这说明GXT更适合作为生物滞留池填料的改良剂。在DI淋洗条件下，GXT累计淋失${\rm{PO}}_4^{3-} $-P量为0.555 μmol·g⁻¹；同样条件下SWT累计淋失${\rm{PO}}_4^{3-} $-P量为14.426 μmol·g⁻¹，约为GXT的30倍。在SW淋洗条件下，GXT中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P累计淋失量为0.755 μmol·g⁻¹，而SWT中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P累计淋失量为7.848 μmol·g⁻¹，约为GXT中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P累计淋失量的10倍。

图3为SWT和GXT对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的吸附等温线。Langmuir模型拟合结果表明SWT和GXT对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P均具有较好的吸附效果，SWT和GXT对应的R_L均在0~1之间，表明两者对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的吸附均容易发生。具体模型参数见表2。由表2可以看出，GXT对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的最大吸附量远高于SWT，这表明GXT对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的吸附性能更好，这可能与不同生物炭的比表面积、CEC等性能有关(见表1)。

淹没高度为0 mm时，不同实验柱对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果见图4(a)。可以看出，1^#和3^#实验柱对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果差异不明显，但都远高于2^#实验柱。这说明在不设置淹没区时，GXT改良填料与传统填料相比对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除性能没有显著提升，而SWT改良填料反而降低了${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除性能。2^#实验柱去除效果差，可能是因为SWT自身${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的释放，这一推断可通过上面淋洗实验得到验证。

淹没高度为300 mm时，不同实验柱对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果见图4(b)。可以看出，1^#实验柱对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果最好，2^#实验柱${\rm{PO}}_4^{3-} $-P去除率最低，这证明GXT改良填料可以显著减少${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的淋失。2^#实验柱对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果较差，这可能来源于生物炭自身磷的淋出，也可能是由于淹没区的设置造成。一方面，淹没区的设置产生的厌氧条件可能会引起溶解磷的淋出^[22]；另一方面，淹没区设置造成低氧条件可能导致滤料中离子键磷的移动和排出^[23-24]。而1^#实验柱因为GXT的改良，使得磷和填料形成更加牢固的化合键，不易脱落^[25]。

淹没高度为600 mm时，各实验柱对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除差异比淹没高度为300 mm时更明显，见图4(c)。可以看出，3^#实验柱对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果最好、1^#次之、2^#最差。1^#实验柱对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果虽然不及3^#实验柱，但平均去除率仍然稳定在80%以上；2^#实验柱在运行至第5 天后${\rm{PO}}_4^{3-} $-P去除率开始降低，在运行结束时${\rm{PO}}_4^{3-} $-P去除率下降至60%以下。

总体而言，除2^#实验柱外，其他2根实验柱不设淹没区时，对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果较好。对于1^#实验柱来说，在不设淹没区时对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果较好，平均去除率为98.03%，而设置300 mm和600 mm淹没高度时，平均去除率分别为88.70%和84.41%，去除效果有所降低。2^#实验柱和其他实验柱不同，当设置600 mm淹没高度时，其对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果最好，平均去除率可达71.26%；在不设淹没区和设置300 mm淹没高度时，对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的平均去除率分别为49.75%和47.35%，均低于同等条件下的其他实验柱。作为对照组的3^#实验柱，在不设置淹没区和淹没高度600 mm的情况下对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除性能均较好，平均去除率分别为97.86%和95.31%；但在淹没高度为300 mm时，去除率下降至76.20%。不同淹没高度下不同实验柱对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的平均去除率见图4(d)。

图5是淹没高度为300 mm条件下模拟径流实验结束后，不同实验柱在不同高度填料样品中 ${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的含量。通过对3根实验柱中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的含量对比，1^#实验柱在各区对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的截流均优于其他2根实验柱；同时，2^#实验柱在除高区外，对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的截流能力均低于其他2根实验柱。总体而言，每根实验柱对${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的截流量随填料深度增大而逐渐递减。以上结果说明，一定的填料高度对于磷的去除是有必要的^[26]。

图6为不同实验柱在不同落干期时进水和出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的浓度。总体而言，各实验柱均未发生填料中${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的淋出现象，且随着落干期的延长，各实验柱出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的浓度均呈降低趋势。3^#实验柱的平均出水浓度最低，但在落干期延长至6 d以上时，各实验柱出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的浓度相差不大，且均低于0.75 mg·L⁻¹。这说明，对于干旱气候来说，生物滞留池对P的去除效果较好。

1)在不设淹没区条件下，除生物炭改良填料生物滞留实验柱外，其他实验柱对于${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的去除效果较好，故在仅考虑除磷功能的前提下，一般生物滞留池可考虑不设置淹没区。

2)在设置300 mm淹没区高度条件下，铁改性生物炭改良填料生物滞留实验柱性能最优，且优于设置600 mm淹没区高度；添加生物炭的生物滞留池性能最差，平均去除率不足60%。因此，生物滞留池在同时考虑脱氮除磷的前提下，设置淹没区高度为300 mm且使用铁改性生物炭改良填料较好。

3)淹没高度300 mm时，不同落干期条件下所有实验柱均未发生P的淋出现象，且随着落干期的延长，各实验柱出水${\rm{PO}}_4^{3-} $-P的浓度均呈降低趋势，这种特性特别适用于干旱半干旱的西北地区。