2018, Vol. 38
[PDF全文]
2. 陕西省西咸新区沣西新城开发建设有限公司海绵城市技术中心, 咸阳 712000
2. The Technology Research Center for Sponge City, Fengxi New City Development and Construction Group Co. Ltd of Shaanxi Xixian New Area, Xianyang 712000
雨水花园是城市低影响(LID)开发雨水系统中普遍使用的重要设施之一, 主要通过其独特的下垫面(透水填料基质)对降雨径流起缓冲作用, 滞留径流水量, 延缓出流峰值(Mullane et al., 2015; 罗红梅等2008);其次, 通过设施结构优化, 增加淹水区高度, 提高硝氮的反硝化作用, 去除降雨径流中的氮化物(Chandrasena et al., 2014; 李俊奇等2010;He et al., 2016); 同时, 也可通过添加改良填料, 增强基质吸附、微生物降解等物理化学作用提高对降雨径流中氨氮、颗粒态磷等污染物的去除作用, 实现城市良性水文循环, 提高对径流雨水的渗透、调蓄、净化、排放等能力.雨水花园作为我国海绵城市建设过程中重要的海绵体, 具有涵养水资源、调蓄洪水、净化水质、维持生物多样性、调节局地小气候、提供美学景观等多种功能, 是单位面积服务价值较高的生态系统.
由于雨水花园运行管理简单, 具有良好的生态效益和景观效果, 因而日益受到行业关注.相应地, 对雨水花园的研究工作也越来越深入, 国内对雨水花园的研究主要包括其构造及养护、设计方法和植物选择与配置、雨水花园控制和去除各类污染能力研究, 雨水花园水文渗透及可控径流量研究, 以及模拟柱、暴雨雨水管理模型等几个方面.与此同时, 在我国南京、武汉、重庆、上海等地陆续有建造与应用雨水花园的典型案例.例如, 阐述绿色基础设施理念在城市化进程中的实践性应用(王建军等, 2013); 在农业景观设计中, 将雨水花园技术与规划设计相结合(王文亮, 2011); 在居住小区水景设计中, 利用地域自然生态要素体现雨水花园和生态水池的各项设计策略(向璐璐等, 2008; 马越等, 2017; 贺文彦等, 2018).国外对雨水花园的研究主要侧重于水文模拟研究、土壤渗透力研究、污染物滞留能力研究、不同植物应用对水文的影响、雨水花园的建造及应用研究等方面(Li et al., 2014; Iqbal et al., 2015).但针对雨水花园在长期运行条件下径流量削减能力和污染物净化效果评价研究相对较少, 即在长期运行条件下, 对雨水花园的运行寿命分析仍未见报道(Mehring et al., 2016).此外, 目前人们对雨水花园的生态和景观效益价值认识不足, 计算方法相对缺乏, 不能对其各功能的价值进行量化.
基于此, 本文主要以西安理工大学3个不同的雨水花园为研究对象, 针对雨水花园在不同运行时期年径流量削减率和污染负荷削减率的差异性, 参考人工湿地填料吸附饱和、堵塞等运行寿命分析的相关文献(徐德福等, 2009;朱洁等, 2009), 分析雨水花园运行寿命.同时, 借鉴草地生态系统、河道生态基流的价值估算方法对雨水花园各功能的价值进行估算.以期为LID设施的进一步研究及海绵城市建设的可持续发展提供理论支撑.
2 研究区域与方法(Study area and methods) 2.1 研究区域试验雨水花园位于陕西省西安市西安理工大学校园内.西安市位于黄河流域中部的陕西关中盆地, 属于大陆性季风气候, 平均气温13.3 ℃, 冷热干湿, 四季分明, 冬季干冷, 春季干燥, 夏季湿热, 秋季多雨, 属半湿润气候区.根据西安市1951—2008年(58 a)的降雨统计资料, 多年平均降雨为580.2 mm, 降雨量年际变化相差较大, 年最大年降雨量达903.2 mm(1983年), 是多年平均降雨量的1.63倍, 年最小降雨量仅为312.2 mm, 是多年平均降雨量的56%.西安是缺水城市, 人均水资源占有量仅为全国的1/6, 且地下水超采严重.本研究涉及3个雨水花园(排水型、入渗型和混合型).
2.2.1 排水型雨水花园排水型雨水花园于2010年建成, 分为3个面积相同的雨水花园(A、B、C), 长、宽、高分别为3、4、0.85 m, 顶部均设有0.15 m的蓄水层, 花园A从上到下结构层依次为15 cm蓄水层、55 cm种植土层和15 cm砾石层; 花园B和C从上到下结构层依次为15 cm蓄水层、20 cm种植土层、20 cm细沙层、20 cm粗砂层和15 cm砾石层.3个花园主要接纳某办公楼屋面雨水径流, 以排水与污染物净化为主, 称为排水型雨水花园.入流口和出流口均安装30°的三角堰, 园内种植黑眼苏珊(Thunbergiaalata)和硫华菊(Cosmos sulphureus)等植物, 汇水区域面积为216 m2, 汇流比为6:1, 用径流量削减和污染物净化能力评价其运行寿命.
2.2.2 入渗型雨水花园入渗型雨水花园建成于2011年, 填充天然土壤, 用于处理办公楼屋面雨水径流, 以入渗为主, 称之为入渗型雨水花园, 面积为30.24 m2, 设计处理的初期降雨为10 mm, 汇流面积为604.7 m2, 汇流比为20:1.入流口安装45°三角堰, 溢流口安装30°三角堰, 园内种植万寿菊(Tagetes erecta L)、常春藤(Hedera nepalensis var. sinensis (Tobl.) Rehd)等植物, 主要用于分析雨水花园对降雨径流的削减情况.
2.2.3 混合型雨水花园混合型雨水花园建成于2012年, 大致为椭圆形, 长6 m、宽2 m, 花园中间用隔板分割为两个面积相同的雨水花园, 每个花园的面积大约为9.42 m2, 一侧做防渗处理, 底部埋设出水管, 称之为排水型雨水花园(D), 另一侧不做防渗处理, 称之为入渗型雨水花园(E), 故该雨水花园统称为混合型雨水花园.在花园入流口安装两个45°三角堰, 防渗一侧底部出水管安装30°三角堰, 以汇集路面和屋面雨水为主, 主要用于排除路面雨水和净化污染物.园内种植万寿菊、常春等植物.雨水花园的位置图、现场图和剖面图见图 1~3.
 |
| 图 1 雨水花园位置图 Fig. 1 Location of the experimental rain gardens |
 |
| 图 2 西安理工大学雨水花园现场图(a.排水型雨水花园, b.入渗型雨水花园, c.混合型雨水花园) Fig. 2 Rain-gardens in Xi′an University of Technology |
 |
| 图 3 雨水花园剖面图(a.排水型雨水花园, b.入渗型雨水花园, c.混合型雨水花园) Fig. 3 Cross-section profile of rain-gardens |
记录各场次降雨入流、出流的瞬时流量并采集进、出水水样, 现场采集的水样及时放入-4 ℃冰箱内, 水质指标5 d内分析完毕, 氨氮用流动分析仪(荷兰SKALAR)进行测定, 总氮采用碱性过硫酸钾消解-分光光度法进行测定, 总磷采用过硫酸钾消解-钼锑抗光度法进行测定, 监测进程见表 1.
| 表 1 试验进程表 Table 1 Process of the test |
 |
对于排水型和混合型雨水花园, 入流和出流的差值反映了填料层对径流的拦蓄能力.本文通过径流量削减效果评价填料层的功能, 利用公式(1)计算3个花园某一时刻入流、出流和溢流水量.
|
(1) |
式中, Q为流量过程(L·min-1); h为堰前几何水头(m); t为监测降雨时间(min); θ为堰口夹角; μ为流量系数, 约为0.6;g为重力加速度, 取9.808 m·s-2.
根据降雨过程所监测的流量过程, 计算得到某一时刻入流量和出流量Qi, 则入流或出流总量V及对径流量削减率(Rv)分别为：
|
(2) |
|
(3) |
式中, V为入流或出流总量(L); Qi为第i时段的入流或出流量(L·min-1); Δt为监测时间段(min); Rv为径流量削减率; V入为监测时段内的入流总量(L); V出为监测时段内的出流总量(L).
入渗型雨水花园无出流, 只有溢流, 利用公式(1)可计算某时刻的入流和溢流量Qi, 根据公式(2)可计算出入流和溢流总量, 故径流量削减率为：
|
(4) |
式中, Rv为径流量削减率, V入为监测时段内的入流总量(L), V溢为监测时段内的溢流总量(L).
2.2.2 污染物净化能力寿命分析方法本研究雨水花园对污染物的去除主要用污染物负荷去除率(RL)表征, 根据公式(5)计算.
|
(5) |
式中, RL为污染物负荷去除率, Tin为入流污染物负荷量(mg), Tout为出流污染物负荷量(mg).
2.2.3 雨水花园价值估算方法雨水花园作为海绵城市建设过程中必不可少的海绵体, 其功能包括：涵养水资源、调蓄洪水(F1)、净化水质(F2)、调节局地小气候(F3)、维持生物多样性(F4)、提供美学景观(F5), 其中前两项(F1、F2)为主要功能, 后3项(F3~F5)为辅助功能.
雨水花园经济价值评价是基于雨水花园提供的服务, 运用适宜的评价方法将抽象的服务转化为人们能感知的货币, 直观反映雨水花园各项服务所创造价值的评判过程.雨水花园的“功能”是提供服务的基础和前提, 其“价值”是人们对雨水花园所有服务的支付意愿的货币表达总和.本文主要采用生态价值法、市场价值法, 并参照已有文献资料中的相关研究方法对一般排水型、入渗型雨水花园的服务功能价值进行估算, 以西安理工大学校园内3个雨水花园为例.
涵养水资源、调蓄洪水的价值：采用水平衡法计算涵养水资源量, 应用市场价值法计算涵养水资源的价值量, 公式如式(6)所示.
|
(6) |
式中, Bw为涵养水资源量的价值(元·a-1), θ为径流系数, Rv年均径流量削减率, D为年均降水量(mm), A为汇水面积(m2), T为市政用水水价(元·m-3).
水质净化的价值：采用生态价值法, 用污染物(主要是COD和氨氮)的当量数(Qc)与污染当量征收标准(Pc)的乘积表示, 即：
|
(7) |
式中, 污染当量数(Qc)为各污染物的排放量(进入雨水花园污染负荷量)与污染当量值的比值之和.
辅助功能：调节局地小气候、提供美学景观、维持生物多样性的价值参考谢高地等(2008)的研究结论进行计算.
3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 运行寿命分析 3.1.1 雨水花园径流量削减能力寿命分析排水型雨水花园(A、B)、入渗型雨水花园和混合型雨水花园(D)的年平均径流量削减率见图 4.2011年3月—2017年10月对排水型雨水花园A进行了36场次降雨径流量削减效果监测, 2011年3月—2013年9月对排水型雨水花园B进行了23场次降雨径流量削减效果监测.排水型雨水花园A和B的年均径流量削减率呈先增大后减小的趋势, 雨水花园建设完成的前3年, 径流量削减率逐年增大, 进入2016年以来, 排水型雨水花园A的平均径流量削减率逐渐降低.
 |
| 图 4 雨水花园年均径流量削减率(a.排水型雨水花园, b.入渗型雨水花园, c.混合型雨水花园D) Fig. 4 The average runoff reduction rate of three rain gardens |
2011年7月—2017年10月对入渗型雨水花园(不防渗)的40场降雨过程进行了监测, 仅有5场降雨出现短历时溢流, 径流量削减率较高, 对于研究区一次显著降雨过程, 雨水花园的蓄水深度在20~30 cm范围内可拦蓄其表面积20倍范围内的地表径流(唐双成, 2016).入渗型雨水花园的年径流量削减率较高.与全年入流总量相比, 溢流量较小, 大部分降雨径流入渗补给地下水, 涵养了地下水资源.随着运行时间的推移, 雨水花园的年径流量削减率有所降低, 这与园内土壤毛孔导度和土壤入渗率有关.2011年, 雨水花园土壤入渗率为2.346 m·d-1, 2012—2014年, 园内土壤入渗率分别为2.215、2.459、2.253 m·d-1, 土壤入渗率总体有所降低(除2013年).这主要是在水压力和土壤自然沉积作用下, 园内土壤基质发生了堵塞现象, 年径流量削减率逐渐降低.
混合型雨水花园D的径流量削减率相对较低, 2014年5月—2017年10月对混合型雨水花园D进行了16场次降雨径流量削减效果监测, 其径流量削减率总体呈先增大后减小的趋势, 但由于混合型雨水花园建设较晚, 数据量较少, 以后需加强监测, 研究其径流量削减率随监测时间的变化过程.
雨水花园对径流量的削减与花园填料基质的入渗性能密切相关, 当雨水花园基质土壤毛孔导度相互连通, 其导水能力较好, 入渗率较大, 对降雨径流具有较好的疏导作用, 大部分雨水通过基质入渗补给地下水, 涵养地下水资源, 对降雨径流量削减率越大.若长期接纳降雨径流, 雨水花园过流水量较大时, 在水分压力和土壤自然沉积作用下, 园内基质土壤毛孔导度会逐渐闭合, 发生堵塞, 导水能力逐渐减弱, 入渗率减小, 对降雨径流的削减逐渐降低, 雨水花园的运行寿命逐渐缩短, 直至运行寿命终止.
3.1.2 雨水花园污染物净化能力寿命分析运行7年的排水型雨水花园A对氨氮、总氮和总磷的污染负荷削减情况见图 5.雨水花园运行的前3年, 即2011—2013年对氨氮的污染负荷削减率大于95%, 对总氮和总磷的污染负荷削减率大于85%, 说明此时雨水花园对污染物净化能力较强, 对污染物的去除效果明显.随着运行时间的推移, 雨水花园对污染负荷的削减率逐渐降低, 2016—2017年所监测的11场降雨事件, 雨水花园对氨氮、总氮、总磷的负荷削减率保持在50%~80%之间, 削减效果有所降低, 说明雨水花园对污染负荷的去除逐渐减弱.
 |
| 图 5 排水型雨水花园污染负荷削减率随时间的变化 Fig. 5 Pollutants load reduction with monitoring time of drainage type rain garden |
降雨径流进入雨水花园后, 颗粒态污染物(TSS、颗粒态磷、颗粒态氮等)通过花园基质和表层植被拦截被大量去除, 而溶解态污染物通过径流量削减与基质吸附留存于花园内, 使其得到有效去除, 降低了出水中污染物的浓度(Li et al., 2014; Liu et al., 2014).其主要净化机理为：在降雨期间, 雨水花园对污染物的去除以基质吸附为主, 不同的花园基质类型对污染物的吸附能力也不同(赵亚乾等, 2015; Mehring et al., 2016); 但溶解态污染物在短时期内很难被大量去除, 主要通过径流水量在花园内蓄积, 部分溶解态污染物暂时留在花园内, 降雨结束后通过植物吸收、微生物降解及物理、化学、生物反应转化为难溶的沉淀而得以去除.一般来讲, 雨水花园等雨水处理设施对污染负荷的去除过程中, 基质吸附占70%~80%, 植物吸收、微生物降解等占20%~30%(Li et al., 2016; LeFevre et al., 2012).在一定汇流面积上, 若某一雨水花园长期接纳径流污染物时, 一方面由于花园基质堵塞降低了雨水花园水量削减率, 污染物负荷削减率也随之减小; 另一方面, 在雨后干燥期内, 当园内植物吸收、微生物降解污染物的速率小于基质吸附污染物的速率时, 将会导致基质吸附污染物的量逐年增加, 雨水花园对污染物的净化能力逐渐减弱, 即雨水花园吸附污染物的容量会慢慢趋于饱和, 逐渐丧失大量吸附污染物的能力, 可认为此时雨水花园的污染物净化寿命已终止.这与徐德福等(2009)关于人工湿地运行寿命的研究结论基本一致, 在人工湿地中当磷的积累达到人工湿地基质的饱和吸附点时, 人工湿地不再去除磷; 相反的, 随着人工湿地的运行, 吸附的磷将被释放出来, 此时, 人工湿地变成了磷的释放源, 这意味着人工湿地的使用寿命结束, 应该考虑更换基质.
3.1.3 雨水花园“三阶段净化能力”概念的提出雨水花园作为重要的LID设施, 其对污染物去除主要通过基质吸附作用.根据3.1.2节的分析, 结合雨水花园等雨水处理设施对污染物净化能力的相关研究(Li et al., 2013; 赵晓红等, 2015), 本文提出雨水花园“三阶段净化能力”的概念(Three-stage purification Concept), 即净化增长期、净化稳定期和净化衰弱期, 简称TSP概念.同时, 绘制P-F概念图(Pollutant load reduction-Fate曲线), 结果如图 6所示.一般情况下, 雨水花园建设完成后的1~3 a内, 基质对径流污染物的吸附能力较强, 并且园内植物较小, 微生物群落单一, 植物吸收和微生物降解污染物的能力小于基质吸附污染物的能力, 此时, 雨水花园处于污染物净化能力增长期, 对降雨径流污染负荷的削减率较高, 定义该时期的雨水花园为“青年雨水花园”.随后的5~8 a内, 随着园内植物的生长及微生物群落的扩张, 植物吸收和微生物降解污染物的能力逐渐提高, 基质吸附污染物的能力与植物吸收和微生物降解污染物的能力相当, 达到动态平衡状态, 此时, 雨水花园处于净化能力稳定期, 对降雨径流污染负荷的削减率保持稳定, 定义该时期雨水花园为“中年雨水花园”.雨水花园继续运行10~15 a后, 基质吸附位逐渐趋于饱和状态, 吸附能力逐渐丧失, 主要依靠植物吸收和微生物降解作用来去除降雨径流中的污染物, 此时, 雨水花园处于净化能力衰弱期, 定义该时期雨水花园为“老年雨水花园”.此时, 雨水花园对污染负荷的削减速率会快速下降, 不能发挥净化污染物的功能, 雨水花园寿命近似认为已终止, 应考虑基质换填或新建雨水花园.这一结论与国内外有关人工湿地中填料使用寿命的分析结果基本吻合, 由于人工湿地的水质净化机理与雨水花园相似, 故可借鉴人工湿地中填料使用寿命的研究结论来佐证雨水花园的运行寿命.例如, 澳大利亚Richmond的砾石人工湿地在运行1~2 a后, 除磷效率开始下降(Mann, 1997); 美国某人工湿地在开始运行时对磷的去除率超过90%, 但经过4~5 a的运行和磷积累后, 对磷的去除率开始降低(Kadlec et al., 1996); 当同时考虑基质和植物对人工湿地使用寿命的影响时, 种植芦苇的人工湿地使用寿命为8117.920 d, 约为22.423 a, 种植黄花鸢尾的人工湿地使用寿命为8117.497 d, 约为22.424 a(徐德福等, 2009);以铝污泥为基质填料处理普通生活污水时, 人工湿地的使用寿命为4~17 a(赵晓红等, 2015).此外, 世界水协会(IWA)所给出的人工湿地设计中的参考寿命为15 a(Kadlec et al., 2000).
 |
| 图 6 P-F概念图 Fig. 6 P-F concept figure |
根据公式(6)计算3个雨水花园涵养水资源、调蓄洪水的价值(简称涵养水资源的价值), 结果见表 2.水价按照西安市市政用水收费标准为5.80元·m-3, 径流系数取0.9, 西安市年均降雨量为580.2 mm.
| 表 2 涵养水资源的价值 Table 2 The value of water conservation |
|
应用式(7)计算水质净化效益, 经查阅《排污费征收使用管理条例》, 每一污染当量征收标准(Pc)为0.7元, 结算结果见表 3.
| 表 3 水质净化的价值 Table 3 The value of water quality purification |
|
谢高地等(2008)在《一个基于专家知识的生态系统服务价值化方法》的研究结果表明, 草地生态系统单位面积气候调节、维持生物多样性、提供美学景观的价值分别为700.60、839.82、390.72元·hm-2·a-1, 参考以上研究结论, 雨水花园辅助功能的价值计算结果见表 4.
| 表 4 雨水花园辅助功能的价值 Table 4 Auxiliary value of rain-gardens |
|
综合雨水花园主要功能和辅助功能的价值, 将混合型雨水花园各功能的价值按照排水型和入渗型两种方式分别与排水雨水花园和入渗型雨水花园合并, 得出两种类型雨水花园的综合价值Bcs, 并利用公式(8)计算其单位面积的价值Bu, 排水型/入渗型雨水花园面积之和用Ar表示, 计算结果见表 5.
|
(8) |
| 表 5 雨水花园综合价值与单位面积价值 Table 5 Comprehensive value of rain-gardens |
|
通过生态价值法和市场价值法估算得出雨水花园各功能的价值.由表 5可以看出, 排水型和入渗型雨水花园各功能的价值排序均为：涵养水资源、调蓄洪水>水质净化>维持生物多样性>调节局地小气候>提供美学景观, 并且主要功能(涵养水资源、水质净化)的价值大于辅助功能(维持生物多样性、调节局地气候和提供美学景观)的价值, 说明雨水花园的主要功能是涵养水资源和水质净化.其中, 入渗型雨水花园主要功能的价值较排水型雨水花园大, 分别是排水型雨水花园的4.20和4.79倍.这主要是由于本研究两个入渗型雨水花园(入渗型雨水花园和混合型雨水花园E)底部不做防渗处理, 水量削减率较大, 对调蓄降雨径流具有显著作用, 并且大部分雨水经花园基质入渗补给了地下水, 涵养了地下水资源, 并且随着水量削减径流污染物均留在雨水花园内, 水质净化效果较好.
此外, 入渗型雨水花园综合价值和单位面积价值较大, 分别是排水雨水花园的4.16和4.84倍, 这就说明入渗雨水花园综合利用价值较排水型雨水花园高.但值得注意的是, 应用入渗型雨水花园时, 降雨径流直接入渗补给了地下水, 实际工程中应考虑利用入渗型雨水花园调蓄和净化污染较轻的屋面雨水或绿地雨水, 避免雨水花园集中入渗对土壤和地下水造成不良影响.也可将排水型雨水花园和入渗型雨水花园结合使用, 在充分利用前者净化径流污染物的同时, 利用入渗型雨水花园二次削减径流、调蓄洪水、补给地下水、涵养地下水资源的功能.
4 讨论(Discussion) 4.1 雨水花园运行寿命的影响因素水量削减和污染物净化是雨水花园的两大重要功能, 随着雨水花园的运行, 花园基质密实度不断增强, 污染物不断累积, 当雨水花园导水能力逐渐减弱、入渗率较小时, 基质发生了堵塞, 或者花园基质吸附位达到饱和吸附位时, 这意味着雨水花园使用寿命结束, 应考虑更换基质.因此, 雨水花园是具有使用寿命的.与人工湿地类似, 雨水花园的使用寿命受多种因素的影响, 如填料类型和粒径、植物种类、花园有效过流面积、入流污染物分类、来水水量和水质大小、管理水平等, 这些因素直接影响雨水花园水分入渗和污染物净化能力, 是引起雨水花园基质堵塞、污染物去除效果逐年下降的重要原因(赵亚乾等, 2015).本试验在一定填料类型和汇流比条件下, 对雨水花园进行了7年的径流水量和水质监测, 探索花园基质填料的使用寿命, 可以作为雨水花园设计的参考依据.但本研究未考虑来水水量大小和水质对雨水花园水量削减和污染物净化能力的影响, 也未分析入流污染物分类(不可滤物质含量大小)对花园基质堵塞的贡献率(叶建锋等, 2008).
4.2 雨水花园价值估算方法的探究雨水花园主要功能价值的体现受填料基质、汇流面积、降雨强度及类型、入流污染物含量大小等因素的影响, 深入研究雨水花园服务功能的价值需同时考虑以上各参数的取值.雨水花园辅助功能的价值受估算方法的直接影响, 不同的估算方法其功能价值差异性较大.本文中雨水花园辅助功能的价值主要参照谢高地等(2008)的草地生态系统服务功能价值进行计算.事实上, 雨水花园维持生物多样性、调节气候和提供美学景观等功能与草地生态系统有所不同.首先, 雨水花园汇流比较草地生态系统大, 雨水过流能力较大, 花园基质长期处于干湿交替状态, 其维持生物多样性、调节气候等均介于湿地和草地之间, 而湿地生态系统维持生物多样性的价值远大于草地生态系统; 其次, 雨水花园一般位于城市建筑小区或道路两旁, 园内植物耐淹、耐旱、美观等性能经前期试验研究后进行选种, 景观功能也较草地生态系统大, 故文中估算的雨水花园辅助功能的价值有所偏低.
5 结论(Conclusions)1) 通过多年现场监测试验发现, 雨水花园的年均径流量削减率呈先增大后减小的趋势, 主要是由雨水花园基质土壤入渗率逐年降低引起的, 即基质土壤堵塞是缩短雨水花园径流量削减能力、降低其运行寿命的主要原因.
2) 试验前期(2011—2013年)雨水花园对氨氮的污染负荷削减率大于95%, 对总氮和总磷的负荷削减率大于85%;随着运行时间的推移, 雨水花园的污染负荷削减率逐渐降低, 2016—2017年雨水花园对氨氮、总氮、总磷的负荷削减率保持在50%~80%之间.雨水花园径流量削减量的减少(基质堵塞)与土壤基质吸附位的饱和是引起雨水花园污染物净化能力下降的重要因素.
3) 结合污染负荷削减, 提出了雨水花园寿命周期污染物净化的“三阶段净化概念”, 分别为净化增长期、净化稳定期和净化衰弱期, 简称TSP概念, 并绘制了P-F概念图.雨水花园寿命周期的3个阶段对应的雨水花园可分别定义为“青年雨水花园”、“中年雨水花园”和“老年雨水花园”.
4) 利用生态价值法和市场价值法估算了雨水花园各功能的价值, 排水型和入渗型雨水花园各功能价值排序均为：涵养水资源>水质净化>维持生物多样性>调节气候>提供美学景观; 入渗型雨水花园涵养水资源和水质净化的价值较大, 其分别是排水型雨水花园的4.20、4.79倍; 入渗型雨水花园综合价值和单位面积价值分别是排水型雨水花园的4.16和4.84倍.
试验过程中未监测场次降雨径流污染物在雨水花园土壤基质中的变化过程与累积效应, 也未考虑污染物在土壤基质中随运行年限的变化趋势及污染物随水分入渗发生的溶质运移过程, 后续研究可通过现场监测试验或模型模拟的方法定量掌握降雨径流中携带污染物在雨水花园中的留存过程.研究分析过程中未考虑花园填料类型、植物种类、入流污染物分类、管理水平等因素对雨水花园运行寿命的影响, 在今后的研究过程中要尽可能对这些因素进行综合考虑, 以掌握雨水花园运行寿命, 为雨水花园设计与运行维护管理提供依据.此外, 目前雨水花园服务功能的价值缺乏统一、规范的估算方法, 因此, 有待进一步深入研究雨水花园功能价值的估算方法.
致谢: 感谢扬州大学贾忠华教授和罗纨教授对本监测设施建设的帮助和支持！
Chandrasena G I, Pham T, Payne E G, et al. 2014. E.coli removal in laboratory scale storm-water biofilters:Influence of vegetation and submerged zones[J]. Journal of Hydrology, 519: 814–822.
DOI:10.1016/j.jhydrol.2014.08.015
|
贺文彦, 谢文霞, 赵敏华, 等. 2018. 海绵城市试点区域内面源污染发生过程及其对水体污染负荷贡献评估[J]. 环境科学学报, 2018, 38(4): 1586–1597.
|
He Y, Wang Y H, Song X S. 2016. High-effective denitrification of low C/N wastewater by combined constructed wetland and biofilm-electrode reactor (CW-BER)[J]. Bioresour Technol, 203: 245–251.
DOI:10.1016/j.biortech.2015.12.060
|
Iqbal H, Garcia-Perez M, Flury M. 2015. Effect of biochar on leaching of organic carbon, nitrogen, and phosphorus from compost in bioretention systems[J]. Science of the Total Environment, 521-522: 37–45.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.03.060
|
Kadlec R H, Knight R L. 1996. Treatment Wetlands[M]. Chelsea, MI: Lewis Publishers.
|
Kadlec R H, Knight R L, Vymazal J, et al. 2000. IWA Scientific and Technical Report[M]. London: IWA Publishing.
|
LeFevre G H, Hozalski R M, Novak P J. 2012. The role of biodegradation in limiting the accumulation of petroleum hydrocarbons in raingarden soils[J]. Water Research, 46: 6753–6762.
DOI:10.1016/j.watres.2011.12.040
|
Li J K, Davis A P. 2016. A unified look at phosphorus treatment using bioretention[J]. Water Research, 90: 141–155.
DOI:10.1016/j.watres.2015.12.015
|
李俊奇, 向璐璐, 毛坤, 等. 2010. 雨水花园蓄渗处置屋面径流案例分析[J]. 中国给水排水, 2010, 26(10): 129–133.
|
Li L Q, Davis A P. 2014. Urban storm-water runoff nitrogen composition and fate in bioretention systems[J]. Environment Science&Technology, 48(6): 3403–3410.
|
Liu J Y, Davis A P. 2014. Phosphorus speciation and treatment using enhanced phosphorus removal bioretention[J]. Environmental Science & Technology, 48: 607–614.
|
罗红梅, 车伍, 李俊奇, 等. 2008. 雨水花园在雨洪控制与利用中的应用[J]. 中国给水排水, 2008, 24(6): 48–52.
DOI:10.3321/j.issn:1000-4602.2008.06.013 |
马越, 姬国强, 石战航, 等. 2017. 西咸新区沣西新城秦皇大道低影响开发雨水系统改造[J]. 给水排水, 2017, 43(3): 59–67.
DOI:10.3969/j.issn.1002-8471.2017.03.012 |
Mann R A. 1997. Phosphorus adsorption and desorption characteristics of constructed wetland gravels and steelworks by-products[J]. Australian Journal of Soil Research, 35(2): 375–384.
DOI:10.1071/S96041
|
Mehring A S, Hatt B E, Kraikittikun D, et al. 2016. Soil invertebrates in Australian rain gardens and their potential roles in storage and processing of nitrogen[J]. Ecological Engineering, 97: 138–143.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.09.005
|
Mullane J M, Flury M, Iqbal H, et al. 2015. Intermittent rainstorms cause pulses of nitrogen, phosphorus, and copper in leachate from compost in bioretention systems[J]. Science of the Total Environment, 537(10): 294–303.
|
唐双成.2016.海绵城市建设中小型绿色基础设施对雨洪径流的调控作用研究[D].西安: 西安理工大学
|
王建军, 李田. 2013. 雨水花园设计要点及其在上海市的应用探讨[J]. 环境科学与技术, 2013(7): 164–167.
DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2013.07.033 |
王文亮.2011.雨水生物滞留技术实验与应用研究[D].北京: 北京建筑工程学院
|
谢高地, 甄霖, 鲁春霞, 等. 2008. 一个基于专家知识的生态系统服务价值化方法[J]. 自然资源学报, 2008, 23(5): 911–919.
DOI:10.3321/j.issn:1000-3037.2008.05.019 |
向璐璐, 李俊奇, 邝诺, 等. 2008. 雨水花园设计方法探析[J]. 给水排水, 2008, 34(6): 47–51.
DOI:10.3969/j.issn.1002-8471.2008.06.012 |
徐德福, 李映雪, 方华, 等. 2013. 4种湿地植物的生理性状对人工湿地床设计的影响[J]. 农业环境科学学报, 2013, 28(3): 587–591.
|
叶建锋, 徐祖信, 李怀正. 2008. 垂直潜流人工湿地堵塞机制:堵塞成因及堵塞物积累规律[J]. 环境科学, 2008, 29(6): 1508–1512.
DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2008.06.009 |
赵亚乾, 杨永哲, AkintundeB, 等. 2015. 以给水厂铝污泥为基质的人工湿地研发概述[J]. 中国给水排水, 2015, 31(11): 124–130.
|
赵晓红, 赵亚乾, 王文科, 等. 2015. 人工湿地系统以铝污泥为基质的几个关键问题[J]. 中国给水排水, 2015, 31(11): 131–136.
|
朱洁, 陈洪斌. 2009. 人工湿地堵塞问题的探讨[J]. 中国给水排水, 2009, 25(6): 24–33.
DOI:10.3321/j.issn:1000-4602.2009.06.006 |