生物滯留系統(tǒng)對城市降雨徑流病原微生物的去除效果及機(jī)理研究進(jìn)展

李亞嬌， 趙凌志， 李家科， 張兆鑫

(1.西安科技大學(xué) 建筑與土木工程學(xué)院，陜西 西安710054； 2.西安理工大學(xué)省部共建西北旱區(qū)生態(tài)水利國家重點實驗室，陜西 西安710048)

1 研究背景

隨著城市化進(jìn)展，水資源短缺、水環(huán)境污染、城市水文循環(huán)破壞及內(nèi)澇等問題加劇，尤其是非點源污染十分嚴(yán)重[1]，在不透水路面如街道、停車場和屋頂，在降雨時會產(chǎn)生大量地表徑流，經(jīng)過地面時，會吸收污染物并最終進(jìn)入地表或地下水體中。生物滯留系統(tǒng)是一種基于源頭控制理念的城市雨水低影響開發(fā)技術(shù)，最初通過對某一區(qū)域進(jìn)行挖掘后回填，并對土壤、沙石及植被進(jìn)行改良，用于處理城區(qū)污染物濃度較高的初期雨水的一種設(shè)施[2]，后來由于其水質(zhì)凈化和污染負(fù)荷消減能力強(qiáng)[3]，且能有效削減雨水徑流和延緩雨水洪峰而被逐漸廣泛應(yīng)用于海綿城市建設(shè)中[4]。

目前國內(nèi)外對于生物滯留系統(tǒng)的研究方向主要集中在徑流中重金屬及N、P等污染物的去除，雖然對于病原微生物去除的研究相對較少，但已有研究表明，病原微生物可以通過生物滯留系統(tǒng)進(jìn)行有效去除[5]。

本文在介紹生物滯留系統(tǒng)對病原微生物去除效果的基礎(chǔ)上，探討了病原微生物去除的機(jī)理及相關(guān)研究的進(jìn)展，旨在為解決病原微生物去除的相關(guān)問題提供參考。

2 城市降雨徑流中病原微生物類型及含量特點

雨水中的病原體會降低溪水、河流、河口及沿岸水域的水質(zhì)，可以通過食物、空氣、皮膚接觸等途徑引發(fā)腸道及呼吸系統(tǒng)疾病。在城市水環(huán)境中，雨水徑流中部分病原微生物來自人類或動物糞便，主要包括細(xì)菌、病毒、原生動物和病原蠕蟲[6]。此外，不同病原微生物具有不同的致病劑量及濃度，故選取合適的指示微生物十分重要。城市降雨徑流中的病原微生物主要種類、含量及感染劑量如表1所示。

由表1可以看出，徑流中的病原微生物大多感染劑量較低。Quilliam等[7]指出:每年沿海地區(qū)因徑流污染引起的胃腸道疾病有1.2×108多例，呼吸系統(tǒng)疾病5 000多萬例。甘麗萍等[8]在三峽庫區(qū)苧溪河5個采樣點對地表徑流指示菌濃度進(jìn)行了測定，其中糞大腸桿菌均高于Ⅴ類地表水要求的4 000 CFU/100 mL。王蘊琦等[9]對長春市的天然雨水、路面和屋面徑流中單位體積的總大腸菌群數(shù)量進(jìn)行了測定，結(jié)果分別為120個/L、260個/L以及340個/L。王建軍等[10]對上海市區(qū)路面徑流中大腸菌群數(shù)量進(jìn)行了測量，發(fā)現(xiàn)高架橋地表初期徑流中大腸菌群濃度約為1.32×105CFU/100 mL。江磊等[11]調(diào)查發(fā)現(xiàn)我國四大海域中糞大腸菌群數(shù)量范圍約為20～106個/L，其中青島海域數(shù)量大于2.4×104個/L。李敏[12]從雨水中分離培養(yǎng)出了200株細(xì)菌并進(jìn)行了耐藥性研究，發(fā)現(xiàn)96.95%的細(xì)菌具有耐藥性，62.30%具有多重耐藥性，具有三重、四重、五重耐藥性細(xì)菌占比分別為15.13%、47.90%、18.49%，所占比例較高。Mccarthy等[13]研究認(rèn)為城市徑流中糞便所含總懸浮物的許多特征與大腸埃希菌相似，會對地表水水質(zhì)造成損害。

總體來說，城市降雨徑流中病原微生物的存在較為普遍，可通過雨水沖刷匯入地表水體，且降雨初期濃度較高，具有一定初期效應(yīng)。

表1 城市降雨徑流中常見病原體及其感染劑量

3 生物滯留系統(tǒng)對降雨徑流中病原微生物的去除效果及影響因素

早在1988年，德克薩斯州奧斯汀市就已經(jīng)將生態(tài)滯留系統(tǒng)應(yīng)用于去除細(xì)菌。Coffman等[14]對Davis[15]和Rusciano等[16]的研究進(jìn)行了總結(jié)，結(jié)果顯示生物滯留系統(tǒng)對細(xì)菌的去除效率約為70%～90%。Hathaway等[17]于北卡羅來納州測量了6個最佳雨水管理措施(BMPs)的細(xì)菌去除率，最高可達(dá)89%～92%。Lau等[18]采用改性后的生物炭作為生物滯留系統(tǒng)的填料，發(fā)現(xiàn)在進(jìn)水大腸桿菌濃度為0.3×106～3.2×106CFU/mL時，對大腸桿菌的去除效率可達(dá)92%～98%；Chandrasena等[19]研究發(fā)現(xiàn)生物滯留系統(tǒng)對大腸桿菌的去除率可達(dá)到90%以上。以上研究均表明生物滯留系統(tǒng)對病原微生物的去除具有很大潛力，其中主要影響去除效果的因素有:

(1)微生物種類。Liu等[20]將大腸桿菌(750.5 g/kg)與枯草芽孢桿菌(893.6 g/kg)在金屬改性的填料上培養(yǎng)，對比后發(fā)現(xiàn)枯草芽孢桿菌在金屬改性培養(yǎng)基中的去除率更高，由于大腸桿菌和枯草桿菌的粘附均會減少鐵和鋁的氫氧化物表面正電荷并降低Zeta電位，因此這可能與枯草芽孢桿菌所帶負(fù)電荷數(shù)量更多有關(guān)。有研究表明:輪狀病毒在金屬改性培養(yǎng)基中因蛋白質(zhì)外殼結(jié)構(gòu)受損而失活，而大腸桿菌噬菌體(MS2)則是被可逆地吸附在金屬改性培養(yǎng)基的表面[21-22]，也有人認(rèn)為MS2是被氧化鐵產(chǎn)生的的靜電力所分解[23]。由此可見，對于不同的微生物，其去除機(jī)理及效果均存在差異性。

(2)間歇性地表徑流。間歇期對雨水的處理也有很大影響，有研究表明:空氣與水的兩相界在沖刷和誘導(dǎo)剪切力的共同作用下，微生物在間歇的流動過程中可能會發(fā)生遷移，其驅(qū)動力取決于降雨歷時和填料的異質(zhì)性[24]。Mohanty等[25]在進(jìn)行生物炭模擬柱實驗后，認(rèn)為干濕的間歇循環(huán)可以略微提高吸附點的恢復(fù)速度，當(dāng)模擬柱中存在天然有機(jī)物(NOM)時，大腸桿菌的濃度略高于沒有NOM的模擬柱，其推測這是由于NOM在干燥期從填料表面擴(kuò)散到顆粒內(nèi)孔時會堵塞表面孔隙，從而影響了去除效果[26]。

(3)降雨量及降雨強(qiáng)度。Park等[27]利用小型柱進(jìn)行模擬實驗，發(fā)現(xiàn)隨著柱內(nèi)流速的增加，細(xì)菌的去除率降低，這很可能是由于較高的流速導(dǎo)致過濾填料表面剪切力增加，從而減少了細(xì)菌在填料中的去除率。Coffman等[14]的研究則有所不同，他們在不同的填料中進(jìn)行模擬柱實驗，在規(guī)定時間內(nèi)使用最大設(shè)計流量和旁路容積對復(fù)合物進(jìn)行體積檢測，其實驗結(jié)果顯示:在高流速條件下，糞大腸菌群的去除率仍可達(dá)77%～99%，而進(jìn)水量較低時，去除效率會明顯提高，若增加生物滯留系統(tǒng)的表面積或減少排水面積，均可使相關(guān)微生物指標(biāo)的去除率達(dá)到90%以上，因此其認(rèn)為降雨量是主要限制因素。綜上所述，降雨量和降雨強(qiáng)度也是影響生物滯留系統(tǒng)微生物去除能力的重要因素，但具體影響關(guān)系仍待研究。

(4)接觸時間。Coffman等[14]和Park等[27]的相關(guān)研究都得出了同一結(jié)論:隨著時間推移、過濾填料的成熟和生物層多樣性的發(fā)展，會促進(jìn)微生物群落的捕食活動，使系統(tǒng)對細(xì)菌的去除率增加，因此接觸時間也會間接影響去除效果。

(5)介質(zhì)的類型及表面改性。Zhang Lan等[28]在不同多孔填料組成的實驗柱中進(jìn)行了模擬，結(jié)果顯示微生物去除率為56%～98%，并發(fā)現(xiàn)多孔填料的組成以及填料層的厚度會影響微生物的去除效率，去除效果最好的是涂有氧化鐵(IOCS)的細(xì)砂。但是，與其他填料相比，IOCS中的微生物存活率較高，在隨后的降雨徑流中可能會成為微生物污染的輸入源。

填料的表面改性主要是通過在原始填料表面引入不同的結(jié)構(gòu)或化合物，從而影響生物滯留系統(tǒng)對微生物的去除。

Li Yali等[32]制備了15種金屬改性顆粒活性炭(GAC)及沸石用于增強(qiáng)對細(xì)菌的去除，Cu沸石對大腸桿菌具有較好的去除效果，這是因為Cu2+的固-液界面和Cu(OH)2涂層的沉積作用會增強(qiáng)靜電吸附使病原微生物失活。相反Cu-GAC的去除率相對較低，因為其去除機(jī)理主要為電子間的相互作用。Lau等[18]研究了H2SO4、H3PO4、KOH和氨基改性的4種生物炭對大腸桿菌的去除效果，與原生物炭相比，H2SO4改性生物炭對大腸桿菌去除率略有提高，H3PO4和KOH改性的生物炭對大腸桿菌去除率無顯著差異。XPS分析顯示:增加親水性表面面積會使氨基改性生物炭的大腸桿菌去除率低于原始生物炭，此外，有研究顯示如果使用抗微生物劑TPA改性的樹型填料可以去除更多的大腸桿菌，這可能是由于其破壞了細(xì)菌的細(xì)胞結(jié)構(gòu)或是將細(xì)菌永久固定在了多孔填料上[26]。

4 生物滯留系統(tǒng)對病原微生物的去除機(jī)理

城市降雨徑流是受納水體中病原體的重要來源，研究表明生物滯留系統(tǒng)可以去除徑流中的大腸桿菌噬菌體及產(chǎn)氣莢膜梭菌[35]，即使表面沒有種植植物的生物滯留設(shè)施，大腸桿菌和糞大腸桿菌的去除效率依然可達(dá)90%[34]。由此可見，大部分病原體會被截留過濾。在不同濕度下對除菌效果研究表明:干燥會使填料形成裂縫和大孔隙并使細(xì)菌脫落，干、濕交替會使空氣與水的界面發(fā)生移動并沖刷顆粒表面的細(xì)菌。因此一定濕度可以減少細(xì)菌脫落，設(shè)計浸潤區(qū)并提供足夠碳源可以提高生物滯留設(shè)施對大腸桿菌的去除率。

此外，植物能促進(jìn)有益細(xì)菌在根系部位的生長，使其吸附和捕食病原菌[36]。雖然許多研究小組對各種類型的生物滯留填料進(jìn)行了一系列實驗，但是迄今為止，關(guān)于雨水處理領(lǐng)域的實地研究有限，但飲用水處理方面有大量文獻(xiàn)資料，這些研究結(jié)果為病原微生物的去除機(jī)理提供了一些思路。主要的去除機(jī)理分述如下。

(1)物理應(yīng)變。在生物滯留濾池中，應(yīng)變作用被認(rèn)為是去除病原體微生物的重要機(jī)制之一。在雨水徑流中微生物會與高濃度可沉降顆粒高度結(jié)合，并且可以在傳統(tǒng)填料(TM)模擬柱中通過物理應(yīng)變進(jìn)行有效去除。此外，降低孔隙率或增加分散性，均會促進(jìn)生物膜的形成并增加停留時間，從而促進(jìn)應(yīng)變作用[33，36]。

表2 不同過濾填料對雨水徑流中病原微生物的去除能力

(2)介質(zhì)和疏水性的影響。姚舜譯等[37]在石英砂介質(zhì)中進(jìn)行了模擬實驗，發(fā)現(xiàn)隨著石英砂粒徑的減小，石英砂柱中大腸桿菌數(shù)量增加，其推測這是由于粒徑減小，介質(zhì)比表面積增大，能為細(xì)菌提供更多吸附點位，從而提高了介質(zhì)對大腸桿菌的去除效率，但由于某些細(xì)菌的細(xì)胞體積較大，一些微孔無法被細(xì)菌附著，因此常在多孔結(jié)構(gòu)中引入其他材料以改善殺菌性能[38]。

此外，有研究發(fā)現(xiàn):疏水性(CSH)越高，細(xì)菌對碳?xì)浠衔锏奈侥芰υ綇?qiáng)，對疏水性非極性表面的吸附能力也越強(qiáng)[39]，這主要是受填料表面疏水性的量度自由能(SFE)的影響，SFE越高，則表面疏水性越強(qiáng)[40]。

(3)靜電作用。Hong等[41]研究發(fā)現(xiàn)枯草芽孢桿菌能使針鐵礦表面的正電荷明顯減少，也有研究認(rèn)為帶正電荷的填料表面與帶負(fù)電荷的病毒粒子之間可產(chǎn)生靜電相互作用，甚至可以使病毒分解，因此微生物與金屬表面之間的靜電力作用有助于微生物的去除[42]。

(4)生物膜的形成。Bradley[43]推測生物膜的形成取決于水中微生物濃度、營養(yǎng)物、DO水平、水溫等因素，生物膜表面疏水性和大腸桿菌與生物膜之間的聚合也影響著大腸桿菌的分布，且生物膜可通過機(jī)械捕獲、吸附、捕食和自然死亡增強(qiáng)病原體去除。然而，這些相關(guān)研究只是在培養(yǎng)基上進(jìn)行實驗，可能并不代表實際上存在生物膜的形成[44]。

(5)其他可能的機(jī)理。有研究表明:鋁凝固劑在水解過程中會形成中間聚合物，并強(qiáng)烈吸附病毒，使其失去傳染性[45]，這可能會成為基于氧化鋁的給水廠污泥(WTR)病毒去除的潛在假設(shè)[46]。

傳統(tǒng)填料(TM)只能通過物理過濾去除少量的病原微生物，處理城市降雨徑流的效果并不理想。而金屬改良的給水廠污泥(WTR)可以結(jié)合上述大多數(shù)機(jī)制去除大量病原體，并且WTR及其金屬改性形式具有去除病原體的潛力。總之，生物滯留系統(tǒng)在去除城市降雨徑流中的微生物方面具有良好效果，并涉及一種或多種機(jī)理，但具體機(jī)制仍需探討。

5 生物滯留系統(tǒng)對病原微生物去除的模擬

為進(jìn)一步了解城市降雨徑流中病原微生物的去除機(jī)理，模型模擬是重要途徑之一。Zhang等[28]利用一維對流擴(kuò)散方程模擬了徑流條件下6 h內(nèi)大腸桿菌在生物滯留填料中的遷移，然而只考慮了單一降雨事件期間的吸附和污染物遷移削減過程，沒有描述操作因素或模擬干旱期的影響，因此具有一定局限性。Chandrasena等[19]使用模型連續(xù)模擬流出濃度，但是不能揭示整個生物滯留系統(tǒng)中微生物的真實傳輸，另外，還有一些因素的影響如溫度不包括在內(nèi)。Randelovic等[47]則提出了"三桶法"模型，該模型將水流和污染物的傳遞分別建模，其中吸附—擴(kuò)散方程用于模擬污染物的傳遞，雖然該模型能夠預(yù)測一定規(guī)模生物滯留系統(tǒng)中不同微污染物的去除，但是該模型模擬微生物的去除不夠準(zhǔn)確，此外，該模型既不能模擬不同植物之間蒸散率的差異，也不能反映植物根系從生物滯留系統(tǒng)不同部位吸水的能力，但其中的水流模型方程可以較為準(zhǔn)確地模擬生物滯留系統(tǒng)中徑流的主要傳遞過程。Vezzaro等[48]則對相關(guān)模型進(jìn)行了一些改進(jìn)，并將該模型用于模擬水中微生物濃度的變化以及微生物的吸附、解吸和滅活過程。綜上所述，目前主要的兩個模型為水流模型及微生物質(zhì)量模型。

5.1 水流模型

生物滯留系統(tǒng)的主要結(jié)構(gòu)如圖1所示[49]:

圖1 生物滯留系統(tǒng)模型

圖1中過濾填料頂部為積水區(qū)(PZ)，中間為充滿不飽和過濾填料的不飽和區(qū)(USZ)，下層為始終處于飽和狀態(tài)的飽和區(qū)(SZ)，模型方程中均假設(shè)不飽和區(qū)的飽和度(S)在整個USZ上是均勻的，具體相關(guān)方程如下。

(1)從積水區(qū)至不飽和區(qū):

(1)

式中：Qpf為滲透到USZ的流量,m3/s；Ks為過濾填料的水力傳導(dǎo)率，m/s；A為主體區(qū)水平面積，m2；hp為PZ水深，m；husz為USZ水深，m；Ap為PZ水平面積，m2；Qin為入流量，m3/s；Qrain為降水量，m3/s；S為USZ的飽和度；nusz為USZ的孔隙率。

(2)從積水區(qū)至周圍土壤:

(2)

式中：Qinf，p為PZ至USZ土壤的流量，m3/s;Kf為周圍材料的水力傳導(dǎo)率，m/s；Cs為側(cè)滲透系數(shù)；Pp無襯里周長，m。

(3)通過溢流堰溢出時:

(3)

式中：hover為溢流堰深度，m；Qover為溢流流量，m3/s;CQ為堰溢系數(shù)；B為溢流堰長度，m；

(4)PZ的質(zhì)量平衡可表示為:

(4)

(5)USZ及SZ的整體飽和度可表示為:

(5)

式中：nsz為SZ的孔隙率；hsz為SZ水深，m。

(6)USZ和SZ的總蒸發(fā)量計算如下:

當(dāng)Sentire≤Sw時:

Qet=0

(6)

當(dāng)Sw≤Sentire≤Ss時:

(7)

當(dāng)Ss

Qet=A·KC·ET0

(8)

式中：Qet為USZ和SZ的總蒸發(fā)量，m3/s；Sentire為USZ及SZ的整體飽和度；Sw為萎蔫點。

(7)來自USZ的蒸發(fā)量:

(9)

式中：Qet_usz為USZ的蒸發(fā)量，m3/s。

(8)毛細(xì)管上升引起流動時:

當(dāng)Ss≤S≤Sfc時:

Qhc=A·Cr(S-Ss)(Sfc-S),

(10)

否則:

Qhc=0

(11)

式中：Qhc為毛細(xì)管上升引起流動時的流量，m3/s;Ss植物潛在蒸散發(fā)的閾值；Sfc為USZ在現(xiàn)場容量下的飽和度。

(9)從USZ滲透到SZ:

(12)

式中：Qfs為USZ滲透到SZ的流量，m3/s；γ為相對導(dǎo)流系數(shù)(隨土壤類型而變化)。

(10) USZ中的水質(zhì)量平衡可表示為:

(13)

(11)來自SZ土壤水分蒸發(fā)蒸騰損失總量:

=Qet-Qet-usz

(14)

(12)從SZ到周圍土壤滲透：

(15)

式中：Qinf，sz為SZ到周圍土壤的滲透流量，m3/s；Cs為側(cè)滲透系數(shù)；Psz為SZ區(qū)域周長，m。

(13)流經(jīng)排水管：

(16)

式中：Qpipe為流經(jīng)排水管的流量，m3/s；hpipe為排水管埋深，m。

5.2 微生物質(zhì)量模型

該模型也分為PZ，USZ和SZ 3個部分，方程中USZ和SZ中微生物相的傳遞采用一維平流——彌散方程建模，微生物質(zhì)量模型的相關(guān)計算方程如下[47，49]:

(1)PZ中微生物的質(zhì)量平衡可表示為:

Qinf,p)-μ·cp·hp·Ap

(17)

式中：Cp為流入USZ的微生物濃度，mg/L；Cin為流入PZ的微生物濃度，mg/L；Qin為流入PZ的徑流量，m3/s。

(2)USZ微生物相的質(zhì)量平衡可表示為:

(18)

式中：Cusz為USZ的微生物濃度，mg/L；Katt為吸附率，s-1；Kdet解析率，s-1；ρ為容重,N/m3;M1為USZ中吸附的固相中微生物的濃度，mg/L；D1和D2為從示蹤法研究的結(jié)果中獲得的參數(shù)；q1為USZ的平均單位流量，m3/s；μ為各部分的衰減率。

(3)吸附微生物在土壤中的吸附、解吸和死亡可表示為:

(19)

(4) USZ的分散系數(shù):

(20)

式中：λ為分散率差，m。

(5) USZ的平均單位流量:

(21)

其中：上邊界:α1+β1=1,α1=1

下邊界:β1=1

(6) SZ中微生物相的質(zhì)量平衡可表示為:

(22)

式中：M2為SZ中吸附的固相中的微生物濃度，mg/L；q2為SZ的平均流量，m3/s; 其他符號物理含義及單位同前。

(7)附微生物在土壤中的吸附、解吸和死亡可表示為:

(23)

(8) SZ的分散系數(shù):

(24)

(9) SZ的平均單位流量:

(25)

其中：上邊界:α2+β2=1，α2=1;

下邊界:β2=1。

(10) 各部分的衰減率:

μ=μ0θT-20

(26)

式中：μ0為給定參考條件下的標(biāo)準(zhǔn)衰減速率，s-1；θ為衰減溫度校正系數(shù),μ0為給定參考條件下的標(biāo)準(zhǔn)衰減速率，S-1。

該模型在不同操作條件下，吸附和解吸是交替主導(dǎo)的，這可能會影響模擬參數(shù)，例如:當(dāng)新流入的微生物濃度較高時，吸附可能占主導(dǎo)地位，而在沖洗時，解吸則起著更重要的作用。此外，捕獲的微生物可能會由于解吸而重新回到水中，但由于USZ和SZ中填料的吸附能力遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于PZ中植物的吸附能力，通常PZ中的吸附和解吸可以忽略不計。除此之外，降雨情況也會影響模擬參數(shù)，例如:在雨天，進(jìn)水可能會在滲透到USZ之前在PZ中停留幾個小時，而在干燥天氣下，微生物可能會在USZ和SZ中停留幾個小時到幾天，且這些參數(shù)也會受到后續(xù)降雨情況的影響[47，49]。

5.3 模擬效果

Shen Pengfei等[49]通過對5種不同的生物膜配置進(jìn)行44周的實驗室實驗測試上述兩種模型，其預(yù)測結(jié)果與測量數(shù)據(jù)基本一致，與Nash-Sutcliffe效率系數(shù)比較，模型中實現(xiàn)的微生物去除率約為46%～68%，效果良好。在經(jīng)過靈敏度分析后，其結(jié)果表明吸附和解吸過程占主導(dǎo)地位，但由于數(shù)據(jù)不足，不同參數(shù)之間的相關(guān)性尚不明了，因此相關(guān)模型還有待進(jìn)一步開發(fā)。

6 結(jié)論與展望

城市降雨徑流中的病原微生物主要包括細(xì)菌、病毒、原生動物和病原蠕蟲，會通過沖刷作用匯入地表水體，具有一定的初期效應(yīng)，因此運用生物滯留技術(shù)對城市降雨徑流中的病原微生物進(jìn)行去除有利于保護(hù)城市水環(huán)境。

病原微生物的去除主要受微生物的種類、間歇性地表徑流、降雨量、降雨強(qiáng)度、接觸時間、填料的類型及其表面改性等因素的影響。但是，目前國內(nèi)外對于生物滯留系統(tǒng)去除城市降雨徑流中的病原微生物的研究才剛剛起步，特別是國內(nèi)對于這一方面的研究鮮見，存在的主要問題是:

(1)目前得出的結(jié)論多參照飲用水處理的相關(guān)機(jī)理，且相關(guān)研究多來自實驗室數(shù)據(jù)，這與實際情況相差較大，因此具體的作用機(jī)理尚不明晰，還需要進(jìn)一步研究探討。

(2)相關(guān)模型的建立仍然是一個難題，目前應(yīng)用的模型考慮的條件不夠全面，如:只考慮了單一降雨事件的吸附和污染物遷移削減過程、沒有描述操作因素或模擬干旱期的影響，還有一些問題如溫度沒有考慮在內(nèi)、模型難以準(zhǔn)確模擬長期連續(xù)降雨條件下病原微生物的遷移和去除過程等，因此，建立更加完備的模型應(yīng)是目前的重點研究方向。

(3)基于模型，進(jìn)行設(shè)計參數(shù)優(yōu)化，以使系統(tǒng)達(dá)到最佳的去除效果，也是未來的研究重點。