2018, Vol. 38
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2. 中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室, 北京 100085;
3. 上海市水务规划设计研究院, 上海 200233;
4. 中国生态城市研究院, 北京 100048;
5. 温岭市建设规划局, 温岭 317500
2. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085;
3. Shanghai Water Planning and Design Research Institute, Shanghai 200233;
4. China Eco-city Academy, Beijing 100048;
5. Wenling Construction and Planning Bureau, Wenling 317500
快速城市化进程增加了城市地表硬化率, 改变了原有自然水文循环机制, 进而加剧了地表径流对受纳水体的污染危害(USEPA, 1995; Chen et al., 2017; Ali et al., 2016).城市面源污染因其随机性和广泛性而难以控制, 其发生过程通常分为两个阶段：一是晴天街尘的静态累积；二是雨天径流对下垫面街尘的动态冲刷(Chiew et al., 1997).从国内外相关研究成果来看, 上述城市面源污染过程研究主要集中在以下几个方面：①静态街尘所含污染物的种类和数量及粒径分布(Zhao et al., 2009; Zhao et al., 2011; Sansalone et al., 2008)；②不同降雨特征对街尘冲刷量及径流水质污染负荷(Egodawatta et al., 2007; 唐文锋等, 2017)；③不同下垫面对径流水质的影响(张千千等, 2017; 任玉芬等, 2005)；④径流初期冲刷及其他影响径流水质因素(晴天累积天数、土地利用类型、人类活动等)等(Modugno et al., 2015; 车武等, 2011).这些研究大部分是基于传统硬化地表与水泥管道排水设施这一背景, 多集中于径流污染的产生, 缺乏对已经建成LID成片区域内城市面源污染发生全过程及污染输出规律的研究.传统设施背景下的城市面源发生规律未必适用于海绵城市(以LID设施为主), 而目前对静态街尘累积-地表径流-LID设施-受纳水体这一整体性的定量化研究数据更是匮乏.
海绵城市主要以LID设施为主, 将自然途径与人工措施相结合, 从源头上利用渗透、滞留等进行径流控制, 减少洪峰径流量, 减少水污染, 实现雨水资源可利用化(Dietz et al., 2007; Ahiablame et al., 2012; Pyke et al., 2011; Fletcher et al., 2015; 刘文等, 2015; 车伍等, 2015).LID作为我国海绵城市建设中最为重要的技术手段, 能够有效解决大概率小降雨事件带来的面源污染问题(唐克旺, 2016).目前, 国内外学者对LID的理念、各种单项设施的设计及效果已经做了较为深入的研究, 已取得不少有价值的成果(Berndtsson, 2010; Davis et al., 2001; 李妍, 2015).然而, LID开放式排水措施和传统排水措施的串联使用, 形成了有机整体的雨水排放系统, 但目前对在该系统下面源污染发生的机理及“源”与“汇”之间的动态变化关系关注较少, 也是目前研究亟需解决的一个实际难题(匡彬等, 2015).海绵城市建设的目标是径流调蓄与污染物削减, 对这两个目标的定量评估是海绵城市建设的必要环节(王虹等, 2015; Hong et al., 2016a).
鉴于此, 本研究以我国温岭市海绵城市试点区为例, 开展城市面源水污染发生过程观测, 集中关注晴天地表街尘累积污染负荷、雨天径流输出污染负荷、LID设施削减污染及溢流后对河流水体的输出负荷, 以揭示海绵城市试点区域内面源污染发生的过程机理和LID设施对阻滞污染发生的贡献.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区域概况温岭东部新区位于浙江省东南沿海、台州市区南, 是经历30多年围垦而成的东海塘围区.东部新区面积为36.9 km2, 分北片、中片、南片3个区域.本研究选取位于北片区域的一条城市道路——金塘北路为监测区域.金塘北路长度为4320 m, 横跨21街至29街8个街道.
该道路在机动车道与非机动车道之间设置有8.5 m宽的低位绿地, 非机动车道两侧是排水渠.机动车道、低位绿地和非机动车道三者宽度比为3.2：1.7：1.由道路产生的径流通过低位绿地-溢流口-管道这一模式将径流雨水排入河道.野外观测地点选取金塘北路21街和22街之间作为“单元体”, 且研究区域以机动车道中心线成对称, 单元体总面积为41500 m2, 其中, 路面采样点汇水面积约为150 m2, 低位绿地和溢流口采样点的汇水面积约为1625 m2, 管道汇水面积约为20750 m2(单元体一半的汇水面), 单元体内LID设施占比为35%.LID设施以低位绿地为主, 低位绿地内溢流口设置有过滤作用的砂石, 溢流口的排水管道与入河口管道相连(图 1).据现场调查统计, 日交通流量约为2000辆.机动车道采用冲刷式清扫车清洁, 非机动车道采用人工清洁.
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| 图 1 研究区域和采样地点 Fig. 1 Study area and sampling locations |
金塘北路是一条按照海绵城市标准建设的生态化道路, 主干路与辅路之间设置低位绿地(宽度8.5 m)控制小降雨事件中的径流污染, 辅路两侧主要利用道路两侧低位绿地、溢流口等LID设施以削减洪峰流量和降低城市面源污染对水体的危害, 其设计标准为20年一遇降雨不发生城市内涝, 出水水质达到国家Ⅳ类水标准(GB3838—2002), 因此, 选择金塘北路进行LID设施对城市面源污染控制的研究具有一定的代表性和适宜性.本文的整体研究思路框架按照城市面源污染发生过程来展开(图 2).
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| 图 2 城市面源污染过程研究示意 Fig. 2 Urban diffuse pollution process schematic |
为探究街尘静态累积及其动态变化, 开展了为期26 d(2017年4月10日—5月5日)的监测, 期间街尘采集次数为19次, 每次采集样品6个, 总样品量114个.为研究LID设施对城市面源污染的控制效率, 雨水采集时间为3个月(2017年4月10日—6月27日), 共采集12场降雨(表 1).
| 表 1 2017年4月—6月降雨特征 Table 1 Rainfall characteristics from April to June in 2017 |
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街尘样品于2017年4月10日—5月5日(共26 d)进行采集, 期间有8场降雨和一次清扫.为使样品具有代表性, 所有采样面积均选取1 m2, 并在每天同一时间范围内完成采集.同时为避免重复采样, 采集结束后在路面做标记(图 1).其中, 1号点地处工厂附近, 其厂区占地面积约为20000 m2, 员工密集、车流量大；2号点在中间段, 多为草地；3号点位于金塘桥北.由于金塘北路主要是这3种土地利用类型, 所以该采集点具有代表性.
为了探究降雨径流过程中在路面上不同附着程度的街尘颗粒物的质量变化及附着形态变化, 分别进行“自由态(free)”、“固定态(fixed)”两种附着状态的街尘样品采集(Vaze et al., 2002).具体采集方法如下:首先利用手持式便携真空吸尘器(PHILIPSFC6168)在固定样方内采集, 样品记为自由态, 之后用纤维毛刷轻刷地面, 使其释放出更细微的颗粒物, 然后再次用吸尘器采集, 样品记为固定态, 二者质量和为总质量.
2.2.2 径流样品采集按照雨水径流的排放路径, 雨水样品采集选择4个点, 分别是马路边、低位绿地、溢流口、排水管道, 具体监测点分布见图 1.
径流的采集方法：当马路有降雨径流产生时, 即开始采样, 在初期径流15 min内采样间隔是5 min, 其后采样间隔根据径流情况增加为10 min或20 min.低位绿地、溢流口和管道的采集依据汇水量选择10、20、30 min为采样间隔.马路边、低位绿地和溢流口监测点在采样的同时分别测径流量, 具体方法为(Zhao et al., 2010)：采用校准的5 L和20 L聚乙烯桶, 当径流量较大时用20 L桶, 径流量较小时用5 L桶, 管道内流量数据可由流量计测得.
为研究不同雨量雨强对街尘冲刷和LID设施对水质水量的控制效率, 在采样点附近安装RG3-M型翻斗式雨量计(Onset Computer Corporation, 美国HOBO)以观测降雨量, 同时管渠内安装HOH-L-01型超声波流量计(北京金水中科科技有限公司)以监测径流外排量.
2.3 样品处理与分析街尘样品处理：将所采集的街尘样品(自由态、固定态)放入烘箱, 在100 ℃下烘24 h, 称重(袁宏林等, 2015).
径流样品分析：雨水径流水质主要分析SS、COD、NH4+-N、TN、TP 5种污染物, 均采用国家标准分析方法进行分析(侯立柱等, 2006).
SS粒径分级：将采集的径流样品按照路面、低位绿地、溢流口、管道分为4组, 然后每一组分别用250、150、105、44、10 μm的筛子进行过滤(李淮等, 2016).
2.4 数据分析 2.4.1 场次降雨平均浓度分析对金塘北路各个监测点的样品数据, 利用式(1)计算每一次径流中污染物的流量加权平均浓度(EMC).
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(1) |
式中, EMC为一次径流污染的平均浓度(mg·L-1)；M为整个径流过程中污染物的量(g)；V为径流总量(m3)；t为时间(min)；ct为t时刻污染物的浓度(mg·L-1)；qt为t时刻径流流量(m3·min-1)；Δt为采样间隔时间(min)；T是指降雨径流持续时间(min).
2.4.2 城市地表径流污染负荷由一场降雨所引起的地表径流排放污染物总量称为次降雨污染负荷.按照污染负荷的概念, 某种污染物的径流污染负荷可用地表径流量与该污染物浓度的乘积来表示：
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(2) |
式中, L为某污染物径流污染负荷, 其他各字母含义同式(1).
3 结果(Results) 3.1 街尘静态累积及其动态变化规律街尘颗粒物是引起城市面源水污染的重要载体, 其单位面积质量及与下垫面附着程度决定其对地表径流污染负荷贡献的大小(Davis et al., 2010；Zhao et al., 2013).由图 3可知, 3个采样点中自由态街尘颗粒物含量分别为9.48~24.17、7.75~24.37和6.28~27.37 g·m-2, 固定态街尘颗粒物含量分别为1.33~6.84、1.54~5.91和1.37~5.99 g·m-2.其中, 自由态占街尘总量的80.8%~82.5%, 固定态则占17.5%~19.1%, 且前者是后者的4.2~4.7倍.相比北京、西安、宝鸡等未建设LID的区域, 本研究中街尘单位面积累积量低2~3倍(房妮等, 2017；雷凯等, 2007；刘春华等, 2007).
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| 图 3 机动车道3个采样点街尘自由态和固定态静态累积及动态变化 Fig. 3 Static accumulation and dynamic change of free and fixed state in three street area |
前期晴天累积天数影响着街尘在下垫面上的附着形态及单位面积质量(图 3).晴天累积天数达到5 d时, 自由态街尘累积量增加了8.3%, 固定态街尘累积量减少了8.3%, 总量增加了33.5%.可见随着晴天累积天数增加, 自由态街尘单位面积质量呈增加趋势, 而固定态街尘单位面积质量则呈下降趋势, 但二者之和呈增加趋势.这可能是因为随着晴天累积天数的增加, 路面湿度减小, 固定态的吸附与固着能力下降, 因而会释放出部分颗粒物成为自由态.同时, 人类活动及自然因素产生的自由态街尘的增加量远大于固定态街尘的减少量, 故街尘总质量随着晴天累积天数的增加而增加.总的来看, 在清扫、降雨冲刷等作用下, 自由态街尘负荷急剧减少；在无清扫、降雨冲刷等外力时, 晴天累积天数达5 d时趋于质量动态平衡.
3.2 街尘在降雨冲刷过程中对径流颗粒污染物的贡献降雨冲刷是地表径流污染发生的驱动力, 而街尘对其贡献的大小取决于被降雨冲刷进入水体的街尘所负载的污染负荷(Zafra et al., 2017; 赵洪涛等, 2012; Zanders et al., 2005).为深入研究不同降雨对街尘的冲刷效应和街尘冲刷量, 采用2种方法, 即场降雨平均浓度(Event Mean Concentration, EMC)污染负荷法和街尘差值法同时估算径流颗粒污染负荷.
表 2为采用EMC法估算的径流中颗粒物负荷量, 5场降雨路面径流产生的污染负荷分别为0.29、0.70、2.39、4.90、3.98 g·m-2, 表明不同降雨特征对径流颗粒物负荷冲刷量有着重要影响(表 1), 大降雨量和高降雨强度能够增加径流冲刷负荷, 而晴天累积天数的影响并不明显.同时, 大降雨强度具有较大的雨滴击溅侵蚀能力, 可能促进固定态颗粒物向自由态转变, 进而向地表径流输出；而大降雨量易形成较大的径流搬运能力, 对自由态颗粒物影响较大些.
| 表 2 次降雨事件中SS污染负荷 Table 2 SS pollution load in runoff rainwater |
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利用街尘差值法计算5场降雨后各形态街尘的变化, 街尘总量减少量分别为0.40、1.42、2.50、5.66、4.95 g·m-2, 自由态负荷减少量分别为1.17、1.49、2.97、6.22、4.33 g·m-2, 固定态负荷减少量分别为0.73、0.08、0.47、0.54、-0.62 g·m-2.街尘的减少率分别为2.14%、6.56%、12.37%、21.76%、17.55%, 同样也表明较大的雨量和雨强增加了街尘向地表径流污染负荷输出能力.
对比2种方法可知, 路面减少的街尘并未全部冲刷进入径流水体中, 究其原因可能是街尘在降雨过程中自由态易转化为固定态, 同时由于沥青路面比较粗糙, 使得街尘难以完全被冲刷和搬运(Hong et al., 2016b；Angrill et al., 2017).由图 4可知, 5场降雨事件后自由态街尘颗粒负荷皆减少, 固定态街尘颗粒负荷除在5月2—4日连续3 d降雨情况下减少外, 其余场次均增加, 表明自由态街尘是雨水径流中污染负荷的主要输送源.
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| 图 4 不同降雨特征对街尘各形态的影响 Fig. 4 Effects of rainfall characteristics on different forms of RDS |
LID设施对地表径流的水量和水质具有调控效应(Grant et al., 2015；Dressing et al., 2016).为评估LID设施对不同雨量的调蓄效果, 选取5场典型降雨(雨量分别为8.8、13.4、21、32、52.6 mm).其中, 6月19日(8.8 mm)和4月21日(13.4 mm)的雨水全部下渗到低位绿地, 无径流外排现象.基于12场降雨观测分析, 21 mm以上的降雨开始产生外排水, 表明LID设施的调蓄能力符合其设计降雨量(21 mm)的标准.大于其设计降雨量时，即6月11日(降雨量21 mm)、4月25日(降雨量32 mm)、6月13日(降雨量52.6 mm)进入LID设施的水量依次为392.2、597.6、982.3 m3(表 3), 管道外排水量分别为47.1、78.9、117.9 m3, 径流水量削减率分别为86.8%、88.1%、88.0%.
| 表 3 场次降雨单元体进出水量 Table 3 The amount of rainoff inflow and outflow |
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由图 5可知, 4月25日、6月11日、6月13日3场降雨路面冲刷掉的SS污染负荷分别为4.9、4.0、7.6 g·m-2.经低位绿地后SS污染负荷显著降低, 其削减率范围为95.1%~96.3%, 溢流口削减率范围为5.9%~8.3%, 整个LID设施对SS污染负荷的削减效率为95.5%~96.6%.削减SS污染负荷占街尘累积量的13.1%~16.7%.由3场降雨径流数据可知, 雨水中污染负荷量与降雨量呈相同变化趋势, 雨量大时, 其携带走的污染负荷也较多(Pitt et al., 2004).
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| 图 5 径流过程中SS单位面积负荷变化 Fig. 5 Variation of SS unit area load in runoff process |
径流污染控制量由设计降雨量而定, 是一个具有统计学意义的参数, 主要取决于当地的降雨条件(潘国庆等, 2008).查阅相关资料, 选取温岭附近城市杭州, 得到其设计降雨量为21 mm时的控制率为75% (中华人民共和国住房和城乡建设部, 2015).温岭实际监测结果小于21 mm时雨水不外排, 与资料值相符, 因此, 可以推测金塘北路LID设施的年径流总量控制率为75%.根据《海绵城市建设技术指南―低影响开发雨水系统构建(试行)》年SS总量去除率=年径流总量控制率×低影响开发设施对SS的平均去除率这一方法, 可计算其他污染物的去除率, 从而可以评估LID设施的运行效果, 同时也可得出该地区径流雨水对河流污染负荷的贡献率.
选取3场21 mm以上的降雨, 污染物平均浓度见表 4, 其中, SS、COD、NH4+-N、TN、TP 5种污染物在路面和排水口(入河前)平均输出浓度分别为191.31、28.36、0.41、1.72、0.06 g·L-1和26.17、15.03、0.02、0.54、0.09 g·L-1.其中, 进水中氨氮和总磷与北方天然雨水水质相比(赵晓光等, 2016), 其含量较低, 可能与梅雨季节前期冲刷有关, 且街尘颗粒物中石英砂较多, 含有有机质少, 因而对径流贡献污染物较少.整体而言, 经过LID设施的径流雨水对水体的污染贡献率控制在0.07%~10%, 且SS输出量占街尘累积量的0.6%~3.8%, 占径流冲刷量的3.9%~5%.同时, 对比雨水径流进出水水质, 污染物进水时的浓度均超出国家Ⅴ类标准, 但出水水质均达到《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)Ⅳ类水标准.综上, LID设施运行效果较好.
| 表 4 3场降雨LID进出水各污染物EMC浓度 Table 4 The EMC concentration of pollutants in and out of water |
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粒径是表征城市面源颗粒物地球化学行为的重要指标, 也是控制冲刷形成径流污染的重要参数.已有研究表明, 城市面源颗粒物的晴天累积、雨天冲刷及所携带污染物种类、浓度等均受到粒径大小的影响(Zhao et al., 2014；何小艳等, 2012).然而, LID设施对径流中不同粒径段颗粒物的去除效果鲜有报道.研究发现(图 6), LID设施对径流中不同粒径段间的SS颗粒物的去除具有选择性, 路面径流雨水流经低位绿地之后, 小于10 μm和大于250 μm粒径的颗粒质量分数减少, 而44~105 μm粒径颗粒的质量分数增加, 说明低位绿地对于径流中大粒径和小粒径颗粒的去除率相对较高；出现各粒径颗粒质量比例差异可能是由于水流速度改变和植被阻滞所致：道路的径流流速较高, 所携带颗粒物较多, 当径流汇入低位绿地时其速度减缓, 造成大粒径颗粒物(>250 μm)发生沉淀, 而比表面积较大的小粒径颗粒物(＜10 μm)由于流速减缓则易被植物叶片和土壤胶体吸附, 故两者经过低位绿地时质量比例均下降；中间粒径(44~105 μm)颗粒物由于相对不易沉淀及被吸附, 可在一定速度下继续向前运移, 所以相对减少比例较小(Sansalone et al., 2008；Al et al., 2017).上述研究发现将对LID设施设计和改进提供重要参数, 从而可以更好地利用工程设施来削减降雨径流中的污染物.
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| 图 6 降雨径流-冲刷过程中SS的粒径分布 Fig. 6 Particle size distribution of SS during the rainfall-runoff process |
颗粒物的迁移分布受到降雨与坡度的共同作用, 坡度是影响土壤颗粒物流失最主要的地形因子之一(袁溪等, 2016；傅涛等, 2003), 而街尘实质上也是细小的土壤颗粒物, 因此, 坡度也是影响街尘分布的重要因素之一.
小降雨发生时, 坡度对街尘迁移的影响并不明显, 而当雨量和雨强都增加时, 坡度的影响较为明显.对比分析两场不同降雨条件下3个采样点降雨前后街尘质量变化, 发现两场降雨均使各个样点的街尘质量减少, 但小雨时(4月17日)地势低洼(样点2)采样点的减少率较大雨时(4月25日)其减少率更多(图 7), 分析此现象发生的机理：颗粒受雨滴打击后, 其移动方向取决于坡向和坡度, 在斜坡上土粒在击溅作用下向下坡移动的量大于向上坡移动的量.一般情况下坡度越大, 溅蚀导致的移动土粒向下坡移动的愈多, 移动距离也愈远(柯克比, 1987).对比样点1和3, 发现样点1的街尘减少率是样点3的2.1倍, 可知相同雨强下, 坡度对街尘分布影响显著.
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| 图 7 降雨发生时微地形对街尘质量变化的影响 Fig. 7 Effect of micro-topography on RDS mass during runoff |
同时, 研究过程中发现坡度对街尘粒径分布具有影响.降雨事件发生后, 3个采样点的细粒径街尘均有不同程度的增加, 但样点2的细粒径(＜150 μm)街尘比例增加较多(图 8).主要是因为粗颗粒在降雨过程中能够被侵蚀, 而粗颗粒是由一些细颗粒组成, 从而削弱了粗颗粒的百分比含量.当坡度比较小时径流仅能搬运粒级小的粘粒和细粉粒, 这些细粒径随径流滞留在低洼处, 因而样点2细粒径比例较高.
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| 图 8 微地形对街尘粒径分布的影响(a. 4月16日, b. 4月18日, c. 4月24日, d. 4月26日) Fig. 8 Effect of micro-topography on particle size distribution of RDS |
以上结果表明, 地势低洼的道路更易蓄滞街尘, 且小于150 μm的颗粒受坡度影响迁移更为显著, 此现象在中小雨条件下更为明显(Hong et al., 2016b).在中小雨情况下, 微地形对细粒径颗粒有一定的“贮存”作用, 但大雨时可能会被冲刷, 其径流中的细粒径颗粒会急剧增多, 从而加剧面源污染的产生.
4.3 清扫对街尘的影响清扫是去除街尘最有效的方式, 一般分为机械清扫和非机械清扫, 不同的清扫方式不仅对街尘的去除效率不同, 而且影响粒径再分布(Hong et al., 2016a; Kim et al., 2008; 段丙政等, 2014; 邹常亮等, 2017).两次清扫后(图 9), 扫帚和清扫车均对不同形态的街尘有较高的去除率.对比两种清扫方式去除率可知, 扫帚的去除效果优于清扫车, 尤其是对固定态街尘的去除.但由清扫前后的粒径组成可知, 扫帚清扫前细粒径(＜150 μm)颗粒占比为35.0%~41.0%, 清扫后占比升高到75.0%~78.4%.因此, 扫帚虽然对街尘去除率高, 但同时也会增加细粒径颗粒比例, 而街尘中的细粒径颗粒是降雨径流中主要的来源, 且细粒径颗粒是污染物的主要载体(侯立柱等, 2006；何小艳等, 2012；Yee et al., 2005), 因此, 扫帚清扫方式在一定程度上增加了面源污染的风险.
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| 图 9 清扫前后街尘质量变化及粒径的分布 Fig. 9 The variation of RDS mass and particle size distribution before and after street cleaning |
机械清扫对街尘的去除率较扫帚清扫略低, 但因其在清扫的同时进行洒水, 在一定程度降低了扬尘的风险, 同时机械清扫去除细颗粒的效率较高, 因此相较而言, 清扫车对面源污染从源头控制的作用效果更好.为了提高工作效率同时兼顾环境效益, 应尽量用机械清扫, 同时改进清扫车的工作效率.
5 结论(Conclusions)1) LID建成区域内街尘的累积范围在7.82~33.36 g·m-2之间, 低于未建LID区域的2~3倍.从街尘在道路下垫面附着状态看, 自由态街尘单位面积质量是固定态的4.2~4.7倍.
2) 降雨径流对街尘的冲刷量为0.29~4.90 g·m-2, 冲刷率为2.14%~21.76%.不同附着形态的街尘冲刷量也不同, 降雨后往往自由态负荷减少, 而固定态负荷增加.
3) LID设施对径流中SS削减率达90%, 占街尘累积量的13.1%~16.7%, 溢流时SS输出量占街尘累积量的0.6%~3.8%, 占径流冲刷量的3.9%~5.0%.总的来看, 该LID径流调蓄能力大于其设计降雨量.
4) 溢流排放的水中污染物(COD、NH4+-N、TN、TP)浓度低于《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)Ⅳ类水标准值.
5) LID设施对SS的去除率具有相对选择性, 其中, 小于10 μm和大于250 μm的细颗粒物去除率更高.另外, 微地形和常规性清扫(人工清扫和机械清扫)均对街尘形态和迁移分布产生影响.
Al A S, Bonhomme C, Dubois P, et al. 2017. Investigation of the wash-off process using an innovative portable rainfall simulator allowing continuous monitoring of flow and turbidity at the urban surface outlet[J]. Science of the Total Environment, 609: 17–26.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.07.106
|
Ahiablame L M, Engel B A. 2012. Effectiveness of low impact development practices:literature review and suggestions for future research[J]. Water Air and Soil Pollution, 223(7): 4253–4273.
DOI:10.1007/s11270-012-1189-2
|
Ali S A, Bonhomme C, Chebbo G. 2016. Evaluation of the performance and the predictive capacity of build-up and wash-off models on different temporal scales[J]. Water, 8(8): 312.
DOI:10.3390/w8080312
|
Angrill S, Petitboix A, Moralespinzón T, et al. 2017. Urban rainwater runoff quantity and quality-A potential endogenous resource in cities?[J]. Journal of Environmental Management, 189: 14–21.
DOI:10.1016/j.jenvman.2016.12.027
|
Berndtsson J C. 2010. Green roof performance towards management of runoff water quantity and quality:a review[J]. Ecological Engineering, 36(4): 351–360.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2009.12.014
|
车伍, 张伟, 李俊奇. 2011. 城市初期雨水和初期冲刷问题剖析[J]. 中国给水排水, 2011, 27(14): 9–14.
|
车伍, 武彦杰, 杨正, 等. 2015. 海绵城市建设指南解读之城市雨洪调蓄系统的合理构建[J]. 中国给水排水, 2015(8): 13–17.
|
Chen J, Theller L, Gitau M W, et al. 2017. Urbanization impacts on surface runoff of the contiguous United States[J]. Journal of Environmental Management, 187: 470–481.
|
Chiew F H S, Mudgway L B, McMahon T A. 1997. Urban Stormwater Pollution[M]. Clayton: CRC for Catchment Hydrology.
|
Davis A P, Shokouhian M, Sharma H, et al. 2001. Laboratory study of biological retention for urban stormwater management[J]. Water Environment Research, 73(1): 5–14.
DOI:10.2175/106143001X138624
|
Davis B, Birch G. 2010. Comparison of heavy metal loads in stormwater runoff from major and minor urban roads using pollutant yield rating curves[J]. Environmental Pollution, 158(8): 2541–2545.
DOI:10.1016/j.envpol.2010.05.021
|
Dietz M E. 2007. Low impact development practices:A review of current research and recommendations for future directions[J]. Water Air and Soil Pollution, 186(1/4): 351–363.
|
Dressing S A, Meals D W. 2016. Monitoring and Evaluating Nonpoint Source Watershed Projects[R]. Washington, DC: Developed under Contract to U. S. Environmental Protection Agency by Tetra Tech, Inc. 1-23
|
段丙政. 2014. 重庆老城区面源污染及街尘清扫措施研究[D]. 武汉: 华中农业大学
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10504-1014213875.htm |
Egodawatta P, Thomas E, Goonetilleke A. 2007. Mathematical interpretation of pollutant wash-off from urban road surfaces using simulated rainfall[J]. Water Res, 41(13): 3025–3031.
DOI:10.1016/j.watres.2007.03.037
|
房妮, 张俊辉, 王瑾, 等. 2017. 西安城市不同功能区街道灰尘磁学特征及环境污染分析[J]. 环境科学, 2017, 38(3): 924–935.
|
Fletcher T D, Shuster W, Hunt W F, et al. 2015. SUDS, LID, BMPs, WSUD and more-The evolution and application of terminology surrounding urban drainage[J]. Urban Water Journal, 12(7): 1–18.
|
傅涛, 倪九派, 魏朝富, 等. 2003. 不同雨强和坡度条件下紫色土养分流失规律研究[J]. 植物营养与肥料学报, 2003, 9(1): 71–74.
DOI:10.11674/zwyf.2003.0113 |
Grant S B. 2015. From rain tanks to catchments: Use of low-impact development to address hydrologic symptoms of the urban stream syndrome[C]//AGU Fall Meeting. San Francisco
|
何小艳, 赵洪涛, 李叙勇, 等. 2012. 不同粒径地表街尘中重金属在径流冲刷中的迁移转化[J]. 环境科学, 2012, 33(3): 810–816.
|
Hong Y, Bonhomme C, Le M H, et al. 2016. A new approach of monitoring and physically-based modelling to investigate urban wash-off process on a road catchment near Paris[J]. Water Research, 102: 96–108.
DOI:10.1016/j.watres.2016.06.027
|
Hong Y, Bonhomme C, Le M H, et al. 2016. New insights into the urban washoff process with detailed physical modelling[J]. Science of the Total Environment, 573: 924–936.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.08.193
|
侯立柱, 丁跃元, 冯绍元, 等. 2006. 北京城区不同下垫面的雨水径流水质比较[J]. 中国给水排水, 2006, 22(23): 35–38.
|
柯克比. 1987. 土壤侵蚀[M]. 北京: 水利电力出版社.
|
Kim J Y, Sansalone J J. 2008. Event-based size distributions of particulate matter transported during urban rainfall-runoff events[J]. Water Research, 42(10/11): 2756.
|
匡彬, 欧阳二明, 汪涛. 2015. 基于LID的小区绿色雨水系统径流量控制研究[J]. 中国给水排水, 2015, 31(23): 134–138.
|
李淮, 吴玮, 田永静, 等. 2016. 苏州市古城区降雨径流颗粒物粒径分布及污染物赋存形态[J]. 环境科学, 2016, 37(2): 565–572.
|
刘春华, 岑况. 2007. 北京市街道灰尘的化学成分及其可能来源[J]. 环境科学学报, 2007, 27(7): 1181–1188.
|
刘文, 陈卫平, 彭驰. 2015. 城市雨洪管理低影响开发技术研究与利用进展[J]. 应用生态学报, 2015, 26(6): 1901–1912.
|
李研. 2015. 基于SUSTAIN与SWC的城市雨水LID设施评价方法研究[D]. 北京: 北京建筑大学
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10016-1015350873.htm |
雷凯, 卢新卫, 王利军. 2007. 宝鸡市街尘中铅的污染与评价[J]. 环境科学与技术, 2007, 30(11): 43–45.
|
Modugno M D, Gioia A, Gorgoglione A, et al. 2015. Build-up/wash-off monitoring and assessment for sustainable management of first flush in an urban area[J]. Sustainability, 7(5): 5050–5070.
DOI:10.3390/su7055050
|
潘国庆, 车伍, 李俊奇, 等. 2008. 中国城市径流污染控制量及其设计降雨量[J]. 中国给水排水, 2008, 24(22): 25–29.
|
Pyke C, Warren M P, Johnson T, et al. 2011. Assessment of low impact development for managing stormwater with changing precipitation due to climate change[J]. Landscape & Urban Planning, 103(2): 166–173.
|
Pitt R, Bannerman R, Sutherland R. 2004. The role of street cleaning in stormwater management[J]. American Society of Civil Engineers, 58: 1–9.
|
任玉芬, 王效科, 韩冰, 等. 2005. 城市不同下垫面的降雨径流污染[J]. 生态学报, 2005, 25(12): 3225–3230.
|
Sansalone J J, Kim J Y. 2008. Transport of particulate matter fractions in urban source area pavement surface runoff[J]. Journal of Environmental Quality, 37(5): 1883.
DOI:10.2134/jeq2007.0495
|
唐克旺. 2016. 海绵城市建设存在的误区[J]. 水资源保护, 2016, 32(4): 160–160.
|
唐文锋, 胡友彪, 何晓文, 等. 2017. 淮南城区传统开发模式下雨水径流水质污染特征研究[J]. 环境工程, 2017, 35(2): 53–58.
|
USEPA. 1995. National water quality inventory. Report to congress ex-ecutive summary[R]. Washington DC: USEPA
|
Vaze J, Chiew F H S. 2002. Experimental study of pollutant accumulation on an urban road surface[J]. Urban Water, 4(4): 379–389.
DOI:10.1016/S1462-0758(02)00027-4
|
王虹, 丁留谦, 程晓陶, 等. 2015. 美国城市雨洪管理水文控制指标体系及其借鉴意义[J]. 水利学报, 2015, 46(11): 1261–1271.
|
Yee C. 2005. Road Surface Pollution and Street Sweeping[D]. Los Angeles: University of California
http://www.cnr.berkeley.edu/classes/es196/projects/2005final/Yee_C.pdf |
袁宏林, 张恒, 李星星, 等. 2015. 西安市街尘中重金属赋存形态和污染特征分析[J]. 生态环境学报, 2015(10): 1682–1688.
|
袁溪, 潘忠成, 李敏, 等. 2016. 雨强和坡度对裸地径流颗粒物及磷素流失的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(10): 3099–3106.
|
Zafra C, Temprano J, Suárez J. 2017. A simplified method for determining potential heavy metal loads washed-off by stormwater runoff from road-deposited sediments[J]. Science of the Total Environment, 260: 601–602.
|
Zanders J M. 2005. Road sediment:characterization and implications for the performance of vegetated strips for treating road run-off[J]. Science of the Total Environment, 339(1/3): 41–47.
|
Zhao H, Li X, Wang X. 2011. Heavy metal contents of road-deposited sediment along the urban-rural gradient around Beijing and its potential contribution to runoff pollution[J]. Environ Sci Technol, 45(17): 7120–7127.
DOI:10.1021/es2003233
|
Zhao H, Li X, Wang X, et al. 2010. Grain size distribution of road-deposited sediment and its contribution to heavy metal pollution in urban runoff in Beijing, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 183(1/3): 203–210.
|
Zhao H, Li X. 2013. Understanding the relationship between heavy metals in road-deposited sediments and washoff particles in urban stormwater using simulated rainfall[J]. Journal of Hazardous Materials, 267(4): 246–247.
|
Zhao H, Yin C, Chen M, et al. 2009. Size distribution and diffuse pollution impacts of PAHs in street dust in urban streams in the Yangtze River Delta[J]. Environ Sci, 21(2): 162–167.
DOI:10.1016/S1001-0742(08)62245-7
|
Zhao H, Zhao J, Yin C, et al. 2014. Index models to evaluate the potential metal pollution contribution from washoff of road-deposited sediment[J]. Water Research, 59(1): 71.
|
邹常亮, 赵全升, 谢文霞, 等. 2017. 下垫面高度梯度对城市灰尘分布特性及其重金属污染的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(2): 729–736.
|
赵洪涛, 李叙勇, 尹澄清. 2012. 街尘与城市降雨径流污染的关系综述[J]. 生态学报, 2012, 32(24): 8001–8007.
|
张千千, 缪丽萍, 王龙, 等. 2017. 绿色屋面不同基质组分对降雨径流水质和水量的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(4): 1341–1348.
|
中华人民共和国住房和城乡建设部. 2015. 海绵城市建设技术指南-低影响开发雨水系统构建(试行)[M]. 北京: 中国建筑工业出版社.
|
赵晓光, 李雅楠. 2016. 西安市城区降雨路面径流水质分析与评价[J]. 能源与环境, 2016(3): 57–59.
|