2種生態(tài)植草溝對路面徑流凈化效果的對比

張瑞斌

1.江蘇龍騰工程設計股份有限公司 2.江蘇省雨污水資源化利用工程技術(shù)研究中心 3.南京市生態(tài)河道工程技術(shù)研究中心

隨著城鎮(zhèn)化的發(fā)展，城市不透水路面增加，容易出現(xiàn)城市內(nèi)澇、洪峰徑流過大等問題，同時雨水徑流攜帶大量的污染物進入市政管網(wǎng)后增加下游有機物負荷，因此海綿城市建設意義重大[1-2]。常規(guī)植草溝的截面大多以梯形為主[3-4]，邊坡順直，雨水流動速度快，無法緩解徑流峰流量，在暴雨季節(jié)雨水猛烈沖刷下容易坍塌，凈化雨水的過濾層又多以簡單的上下疊加形式設置，嚴重影響雨水的滲透和快速排出，且過濾層的凈化效果較差，這些都限制了植草溝的推廣和應用[5-6]。作為給水廠生產(chǎn)過程中的副產(chǎn)物，鋁污泥含有大量鋁離子及其聚合物，用作生物填料時可有效提高脫氮除磷效果[7-8]。筆者將鋁污泥生物填料與臺階型植草溝相結(jié)合，以常規(guī)植草溝作為對照，構(gòu)建臺階型生態(tài)植草溝系統(tǒng)，研究并分析該系統(tǒng)凈化路面徑流水質(zhì)的效果，以期為海綿城市建設提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

鋁污泥取自給水廠，主要成分為Al2O3，濃度為38.62%～45.84%，體積密度為(1.18±0.10)g/cm3，孔隙率為40%，比表面積為21.54～36.50 m2/g，電導率為0.010 4～0.014 0 S/m。鋁污泥原料經(jīng)過攪拌、造粒后，在105～120 ℃下烘干2～3 h，以去除水分；在500～600 ℃下無氧焙燒6～8 h，自然冷卻后制備成鋁污泥生物填料。

1.2 試驗設計

試驗地點位于南京市江寧區(qū)某新建小區(qū)，該小區(qū)建設時間短，綠地率高，適合試驗的開展。在小區(qū)主干道一側(cè)的綠地上沿縱坡方向建造2種滲透型干式植草溝，分別記作設施Ⅰ和設施Ⅱ(圖1)，承接路面雨水。經(jīng)計算，2種植草溝匯水面積均為150 m2。設施Ⅰ為常規(guī)植草溝，縱向全長10 m，坡度0.5%，最大深度0.3 m，橫向為倒梯形剖面，底寬0.6 m，側(cè)面坡度為1∶2，底部設置了種植土層、砂層及穿孔下排水管道。其中，種植土層為混有腐殖質(zhì)、動物糞便、膨潤土和灰土的營養(yǎng)土，厚度8 cm；砂層選用粒徑為2～3 mm的粗砂，厚度30 cm，且種植土層和砂層之間鋪設有透水土工布；穿孔下排水管道管徑100 mm，縱向布置，表面開孔直徑2 mm，管底距礫石層底部10 cm。設施Ⅱ為臺階型生態(tài)植草溝，在設施Ⅰ基礎上將兩側(cè)坡面改造，設置三級臺階，每級臺階水平面寬15 cm，水平面從上往下依次設置厚度均為5 cm的碎石過濾層(粒徑10～20 mm)、礫石過濾層(粒徑5～10 mm)、鋁污泥過濾層(粒徑1～5 mm)；過濾層采用石籠網(wǎng)裝填，且籠孔直徑小于所裝材質(zhì)的粒徑。設施Ⅰ和設施Ⅱ的表面均種植多年生草本植物黑麥草，種植后需經(jīng)10～15 d維護管理，以確保栽種成活，待生長至約10 cm即可進行試驗。試驗期間選擇2020年3月中的2場降雨事件，設施Ⅰ和設施Ⅱ均有出流，具體數(shù)據(jù)如表1所示，根據(jù)中國氣象局降水強度等級劃分標準，降雨事件1為中雨(24 h內(nèi)降雨量為10.0～24.9 mm)，降雨事件2為大雨(24 h內(nèi)降雨量為25.0～49.9 mm)。下文用設施Ⅰ-1代表設施Ⅰ在降雨事件1中對路面徑流的處理情況，其余類同。

圖1 2種植草溝結(jié)構(gòu)示意Fig.1 Structure of two kind of grass swales

表1 降雨事件的降雨特征Table 1 Characteristics of rainfalls in rainfall events

1.3 樣品采集與分析

設施 Ⅰ 和設施 Ⅱ 沿道路縱向布置且與道路之間無開口路緣石，沒有集中進水點，因此選擇距植草溝起始端1、3、5、7、9 m處作為5個水質(zhì)測量點，取平均值；由于2種植草溝的匯水面位于同一條道路的一側(cè)且面積相同，監(jiān)測時發(fā)現(xiàn)進水水質(zhì)幾乎相同，因此選取設施Ⅱ的進水作為進水水質(zhì)。分別在2個設施出水口處采集水樣，出水流量采用Hydro Vision流量計測定。降雨初期每5～10 min采集1個樣品，后期采樣間隔時間取30～60 min，具體根據(jù)降雨強度而定。所有水質(zhì)指標均實行過程樣的連續(xù)監(jiān)測，結(jié)合流量過程的監(jiān)測獲得單次降雨事件的污染物平均濃度(整個降雨徑流事件中該污染物質(zhì)量與徑流總體積之比)。使用SL3-A翻斗式雨量計監(jiān)測研究區(qū)域的降雨特征數(shù)據(jù)。

SS粒徑采用光電感應法(激光粒度粒形分析儀，Mastersizer 3000，Malvern)測定；CODCr采用重鉻酸鹽法測定；TP濃度采用鉬酸銨分光光度法(紫外可見分光光度計，UV1200，MAPADA)測定；TN和NH3-N濃度采用氣相分子吸收光譜法(氣相分子吸收光譜儀，GMA3510，森普)測定。

2 結(jié)果與分析

2.1 植草溝徑流量削減效應

植草溝徑流總量削減效應統(tǒng)計結(jié)果如表2所示。由表2可見，設施 Ⅰ 在2次降雨事件中徑流總量削減率分別為51.45%和44.79%，而改良后的設施 Ⅱ 水量削減效果優(yōu)于設施Ⅰ，徑流總量削減率分別達到63.04%和55.21%。2種植草溝在2次降雨事件下的出水口流量擬合曲線如圖2所示。由圖2可知，由于植草溝土壤初始的孔隙存儲和滲透[9]，設施 Ⅰ 和設施 Ⅱ 均完全消納了最初降雨產(chǎn)生的進水，且隨著降雨的進行，設施 Ⅱ 特有的臺階型構(gòu)造延長了徑流路徑和植草溝的消納時間，使設施 Ⅱ 出流時間大幅延緩。在隨后的降雨過程中設施 Ⅰ、Ⅱ 均發(fā)生了出流；相較于設施 Ⅰ，設施 Ⅱ 出流的峰值流量顯著削減，峰值時間至少延遲24～30 min，出流總流量減小。

表2 植草溝徑流總量削減效應統(tǒng)計Table 2 Statistical analysis of runoff volume reduction by grass swales

圖2 2種植草溝在2次降雨事件下的出口流量擬合曲線Fig.2 Fitting curve of outlet flow of two kind of grass swales under two rainfall events

2.2 植草溝SS和CODCr削減效應

植草溝進出水中顆粒物粒徑分布及SS、CODCr污染物的削減統(tǒng)計結(jié)果見表3和表4。由表3和表4可知，設施Ⅰ和設施Ⅱ均可有效降低出流SS濃度和粒徑較大的顆粒物占比，設施Ⅰ對徑流中SS濃度和總量的削減率分別可達66.28%和83.63%，設施Ⅱ?qū)搅髦蠸S濃度和總量的削減率分別可達79.54%和92.44%。研究表明，城市地表降雨徑流中其他污染物濃度與SS濃度有著相似的變化趨勢，且這種相關(guān)關(guān)系能夠保持相當一段時間[10]，植草溝對徑流中CODCr的去除易受到SS去除效果的影響。

表3 2種植草溝進出水中顆粒物粒徑分布Table 3 Particle size distribution in the inlet and outlet water by two kind of grass swales

表4 植草溝SS、CODCr污染物削減效應統(tǒng)計Table 4 Statistical analysis of SS, CODCr reduction by grass swales

在中雨條件下，設施Ⅰ對徑流中CODCr和總量削減率分別可達51.11%和76.26%，設施Ⅱ?qū)搅髦蠧ODCr和總量削減率分別可達67.08%和87.83%，設施Ⅱ的去除效果顯著。

2.3 植草溝NH3-N和TN削減效應

植草溝對NH3-N、TN污染物的削減效應統(tǒng)計結(jié)果如表5所示。由表5可見，設施 Ⅰ 在2次降雨事件中對NH3-N濃度的削減率分別為-15.22%和0.93%，對TN濃度的削減率分別為27.74%和35.83%；設施 Ⅱ 在2次降雨事件中對NH3-N濃度的削減率分別為30.43%和34.75%，對TN濃度的削減率分別為57.92%和63.61%。在2次降雨事件中，設施 Ⅰ 對NH3-N總量的削減率分別為44.06%和45.31%，對TN總量的削減率分別為64.92%和64.57%；設施 Ⅱ 對NH3-N總量的削減率分別為74.29%和70.77%，對TN總量的削減率分別為84.45%和83.70%。

表5 植草溝對NH3-N、TN污染物削減效應統(tǒng)計Table 5 Statistical analysis of NH3-N, TN reduction by grass swales

2.4 植草溝TP削減效應

植草溝TP污染物削減效應統(tǒng)計結(jié)果如表6所示。由表6可見，在2次降雨事件中，設施Ⅰ對TP濃度的削減率分別為44.83%和49.12%，對TP總量的削減率分別為73.21%和71.91%;設施Ⅱ?qū)P濃度的削減率分別為72.41%和78.36%，對TP總量的削減率分別為89.80%和90.31%，設施Ⅱ?qū)α椎娜コЧ黠@優(yōu)于設施Ⅰ。

表6 植草溝TP污染物削減效應統(tǒng)計Table 6 Statistical analysis of TP reduction by grass swales

3 討論

由試驗可知，設施Ⅱ?qū)S的凈化機制除了植被、土壤層和砂層的過濾、截留作用[10-11]外，較長的徑流路徑和三道過濾層使SS更容易被截留，很少存在沉淀顆粒物受徑流沖刷再懸浮的問題。設施Ⅰ出流NH3-N濃度不降反升(表5)，一方面可能是大粒徑顆粒優(yōu)先沉降，小粒徑顆粒具有更高的污染物吸附效應[10]；另一方面是植草溝表層土壤中部分污染物更易通過淋溶和解吸進入徑流，導致出流污染物濃度不降反升[12]。設施Ⅱ的去除效果優(yōu)于設施Ⅰ，主要原因是一般路面徑流的pH為6.5～8.0[4]，鋁污泥等電點約6.4，此時鋁污泥表面帶負電，帶正電的NH3-N通過靜電作用和分子間作用力吸附在多孔結(jié)構(gòu)的過濾層上[13-14]，尤其過濾層內(nèi)部的微生物硝化反硝化作用大量削減水流中的NH3-N[15-16]，而絕大部分小粒徑SS則通過三道過濾層的截留被去除(表4)，小顆粒的污染物吸附效應大幅減弱；另外，過濾層能夠營造雍水環(huán)境，降雨強度越大，徑流與過濾層的接觸面積越大，增強了過濾層對污染物的去除效果。

徑流污染物總量削減率與進出水污染物濃度及徑流量有關(guān)，徑流總量的量級遠大于污染物濃度的量級，因此，受徑流總量削減效應影響，污染物總量也呈現(xiàn)出較好的削減效應，再加上植草溝對污染物的過濾吸附作用，其污染物總量削減率高于徑流總量削減率。設施Ⅰ對溶解態(tài)污染物濃度影響較小，下滲作用[21]成為設施Ⅰ去除污染物的主要機制；而設施Ⅱ的臺階型坡面延長了徑流路徑，臺階水平面上設置的填料過濾層強化去除徑流污染物，造成設施Ⅱ徑流總量和峰值流量減少，峰值時間大幅延遲，污染物濃度和總量削減率提高。由試驗結(jié)果可知，2次降雨事件設施Ⅱ出流水質(zhì)均優(yōu)于GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅳ類水質(zhì)標準，甚至部分指標達到Ⅲ類水質(zhì)標準，而設施Ⅰ除了TN指標，其他指標均達到Ⅳ類水質(zhì)標準，說明臺階型生態(tài)植草溝可取得較好的水質(zhì)控制及污染負荷削減效果。

4 結(jié)論

(1)在2次降雨事件中，改良后的設施Ⅱ徑流量削減效果優(yōu)于設施Ⅰ，徑流總量削減率分別為63.04%和55.21%，峰值流量顯著降低，峰值時間至少延遲24～30 min。

(2)設施Ⅱ具有較好的水質(zhì)控制及污染負荷削減效果，對徑流中SS、CODCr、NH3-N、TN和TP濃度削減率分別可達79.54%、67.08%、34.75%、63.61%和78.36%，對總量削減率分別可達92.44%、87.83%、74.29%、84.45%和90.31%。

(3)設施Ⅱ在2次降雨事件中，出流水質(zhì)均優(yōu)于GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅳ類水質(zhì)標準，部分指標達到Ⅲ類水質(zhì)標準。