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生物滞留技术控制城市面源污染的作用与机理 * 李平王晟 同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室， 上海 200092 摘要 生物滞留设施可以有效削减降雨径流， 并通过过滤、 吸附和生物降解去除雨水径流水中的氮、 磷、 多环芳烃、 油 脂、 重金属、 细菌和病毒等， 其主要设计参数是 暴雨重现期、 面积、 稳定下渗率、 下凹深度和淹水时间。建议改造城市 附属绿地为生物滞留， 加快该技术在我国的推广应用。 关键词 城市面源污染; 合流制管道溢流; 生物滞留; 低影响开发 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201403018 EFFECT AND MECHANISM OF BIOＲETENTION TECHNOLOGY FOＲ UＲBAN NON- POINT SOUＲCE POLLUTIONS CONTＲOL Li PingWang Sheng State Key Laboratory of Pollution Control and Ｒesources Ｒeuse， Tongji University，Shanghai 200092， China AbstractBioretention can not only abate stormwater runoff volume but also remove pollutants such as nitrogen，phosphorous， polycyclic aromatic hydrocarbon pollutants，oil and grease，heavy metals，pathogen and viruses through filtration，adsorption and biological degradation． The critical parameters of bioretention design include rainfall recurrence interval，bioretention area，infiltration rate，depth and flooding duration．Ｒetrofitting the affiliated green spaces into bioretention can be a breakthrough in the application of bioretention technology during urban non- point source pollution control in China． Keywordsurban non- point source pollutions;combined sewer overflow;bioretention;low impact development * 国家自然科学基金 51008219 ; 国家科技支撑计划 2012BAJ21B06- 03 。 收稿日期 2013 －08 －16 0引言 城市雨水径流含有很多来自人类活动和自然过 程产生的污染物， 包括悬浮固体、 油脂、 有机碳、 营养 物、 重金属、 毒性有机物、 病原菌等 ［1 ］。作为城市面 源污染的主要来源， 合流制管道溢流 Combined Sewer Overflow，CSO 自 20 世纪 50 年代成为很多老 城区在水环境管理中普遍关注的问题［2 ］。当强降雨 发生时， 如果进入合流制管道的雨水超过排水系统能 力， 雨污混合水就被直接排入邻近水体。雨污混合水 由于流量大裹挟着管道沉积物， 其污染物的浓度甚至 比污水中还要高［3 ］。美国纽约市有 70 的管道是合 流制管道， 每年向城市水体排放1. 02 亿 m3的溢流污 水 ［4 ］。我国的很多老城区， 比如上海、 武汉， 也都同 样遇到了合流制管道溢流引起的水环境污染问题。 美国和欧洲一些国家就雨水径流造成的城市面 源污染问题开展了较全面的研究。近年来， 美国提出 低影响开发 Low Impact Development， LID ［5 ］和绿色 基础设施 ［6 ］， 对雨水进行分散控制， 强调在雨水径流 产生的地方尽可能地就近蓄存和处理雨水， 从而通过 降低管道中雨水流量峰值来减少 CSO， 并在一定程度 上缓解城市管道排水能力不足导致的积水或内涝问 题， 同时降低地面雨水径流中的污染物浓度。作为 LID 雨水管理措施的一种， 生物滞留 Bioretention 最 早于 1990 年代初期在美国马里兰州乔治王子县被提 出和应用 ［7 ］， 该县第一次发布了生物滞留设计指南， 认为将不透水区域 5的面积改造为生物滞留设施， 就能使服务区域内的初期雨水 1. 27cm 就地下 渗 ［8 ］。在 此 之 后，该 技 术 也 被 称 为 雨 水 花 园 Ｒaingardens 、 生物下渗 Bioinfiltration 等， 并迅速 成为在美国和其他一些地方最为常用且应用形式最 多样 化 的 雨 水 最 佳 管 理 实 践 Best Management Practice 措施 ［9 ］。生物滞留技术特征是一片有植物 57 水污染防治 Water Pollution Control 的洼地接受雨水的汇入， 洼地表面可以放一些护根 物， 垫层可以进行专门设计以提高渗水性能， 并配以 雨水的进口、 排口和溢流口。生物滞留设施汇集雨水 并通过蒸腾、 蒸发和下渗作用减少外排雨水径流强 度， 同时通过沉降、 生物降解、 营养循环和生物吸收等 机制去除污染物［7 ］。 为了明确生物滞留技术控制城市面源污染的效 果和实际应用的价值， 本文对生物滞留技术削减雨水 径流量的效果和设计要点， 以及生物滞留技术对径流 中的氮、 磷、 多环芳烃、 油脂、 重金属、 细菌和病毒的去 除机理和净化效果进行了分析， 为该技术更好地应用 于城市面源污染控制提供参考。最后， 举例说明了生 物滞留技术在费用效益方面的优势， 并对加快该技术 在我国的推广应用提出了设想。 1生物滞留对雨水的蓄渗作用 1. 1生物滞留对雨水径流的削减效应 生物滞留设施通过对拦截雨水的蓄存、 下渗和蒸 发作用， 能有效削减雨水径流量。马里兰大学对两块 生物滞留设施经历 49 场降雨的现场监测结果表明， 在 18的降雨事件中， 生物滞留设施没有溢流出水， 因此， 该技术可以完全控制小降雨事件＜0. 5 m 的 雨水径流， 并且可使雨水径流的平均峰值减少49 ～ 58［10 ］。Dietz 等对康涅狄格州两个雨水花园进行 了 12 个月的研究， 发现这两个雨水花园对服务区域 雨水径流的削减量高达 99. 2， 并且经历了冬季频 繁的冻土， 该结果表明即使在不停的结冻 － 融化的循 环里下渗作用对于拦截雨水依然有效［11 ］。Hunt 等 对北卡莱罗纳州的一个生物滞留设施进行了长达 12 个月的监测， 结果显示此生物滞留设施削减雨水径流 量比例的平均值， 夏季高达 93， 冬季由于缺少蒸发 降至 46， 全年平均为 78［12 ］。 1. 2雨水蓄渗量的计算 在建有生物滞留设施的地方， 雨水径流首先汇入生 物滞留设施， 当水量超过其蓄渗能力时， 生物滞留设施 才开始对外产生径流。根据物质守恒原理， 在一定时段 内各水文要素之间存在着水量平衡关系 ［ 13- 14 ］ Q1 U1 S Z U2 Q3 式中 Q1为计算时段内进入生物滞留设施的雨水径流 量， m3; U1为计算时段开始时生物滞留设施的蓄水量， m3; S 为计算时段内生物滞留设施的雨水下渗量， m3; Z 为计算时段内生物滞留设施的雨水蒸发量， m3; U2为计算时段结束时生物滞留设施的蓄水量， m3; Q2为计算时段内生物滞留设施流出水量， m3。 将生物滞留设施作为雨水排水的最终去向， 可以 提出生物滞留设施的计算公式。李俊奇等对某住宅 小区进行了分析， 将占小区面积 27. 8 的公共绿地 改造为生物滞留设施， 下凹深度取 60 ～80 mm， 可以 满足重现期为 1 年的雨水排水要求， 绿地淹水时间为 0. 7 h， 并推荐生物滞留设施的设计重现期取 0. 33 ～ 1 a［13 ］。程江等延续这一思路， 进一步分析了不同情 况下恰好使服务面积内雨水完全蓄渗的临界下凹深 度和临界服务面积， 以及既定的生物滞留设施在不同 降雨时对服务面积内雨水径流的削减比例［14 ］。张光 义等分析了上海市从 19852004 年的降雨资料， 统 计得出上海市降雨的概率分布函数， 并将其引入到生 物滞留设施对服务面积内雨水径流蓄渗效率的分析 中， 结果表明以不低于 30 的面积比例和 80 mm 的 下凹深度将现有绿地改造为生物滞留设施后， 90 的 降雨事件将不再对外形成雨水径流［15 ］。 相关研究表明， 生物滞留设施设计的主要参数 是 设计暴雨重现期、 土壤稳定下渗率、 生物滞留设施 对服务区域的占地比例、 生物滞留设施的下凹深度和 淹水时间， 其中下凹深度和占地比例是两个关键参 数 ［13- 14， 16 ］。由于受到植物耐淹时间限制和安全方面 的考虑， 下凹深度不能无限增加［15 ］。比如 对北京某 小区的分析表明， 设植物耐淹时间为 1 ～3 d， 下凹深 度宜控制在 5 ～25 cm［13 ］; 对于上海市区的分析表明， 鉴于人口密度、 绿地景观等因素限制， 下凹深度采用 5 cm 较为合适 ［17 ］。若要使生物滞留设施发挥削减雨 水径流的功效， 就要保证有足够大的占地比例， 并最 大限度地根据情况均匀布置 即硬化面大的地段周 围生物滞留设施的面积也应该较大 。生物滞留占 地比例为 20 时， 可以使外排径流雨水量减少 30 ～90， 甚至实现无外排雨水 ［18 ］。 2生物滞留净化污染物的机理和效果 2. 1氮磷污染物 生物滞留设施对磷元素去除的主要机制是吸附 和沉淀， 正磷酸盐 PO3 － 4 - P 与铁、 铝或钙等金属离子发 生化学反应形成难溶解化合物沉淀， 从水中得到去 除 ［19 ］。因此， 无论颗粒状磷还是溶解性磷， 通常都主 要是在表层几厘米范围内被去除［20- 21 ］。在没有种植 植物、 有机质含量低的砂质土壤滞留系统中， 磷的去 除率为 74［22 ］; 相对于单纯的沙子介质组成的滞留 设施， 在其中掺入含少量有机物的土壤能提高除磷能 67 环境工程 Environmental Engineering 力 ［20 ］; 直接增加介质中铝和铁氧化物含量， 则可显著 促进磷的沉淀 ［19 ］。 氮元素的去除相对来说比较复杂， 在生物滞留设 施这样一个自然系统中， 微生物硝化反硝化是其脱氮 的主要机理。Davis 等 ［23 ］研究表明生物滞留可以较 好去除 TKN 55 ～65 、 氨氮 70 ～85 ， 但对 硝态氮不仅没有去除作用， 反而还发现有额外硝态氮 产生。为了提高硝酸盐去除效果， 研究者们提出了几 个方案。Lucas 等在生物滞留设施的中试试验中观测 到 当雨水滞留时间增加到 12 ～18 h， 就会产生缺氧 土壤条件， 出现反硝化反应， 出水中氮氧化物 NO － x 含量减少 ［24 ］。Kim 等建议在生物滞留设施底层建立 一个永久存在的浸润区域以增加反硝化反应［25 ］。但 是有研究发现， 硝化细菌和反硝化细菌随着土壤深度 的增加而减少， 尽管底层介质会处于较长时间的浸润 状态， 这些区域的反硝化菌和总细菌含量依然很 低 ［26 ］。因此， 仅在生物滞留设施底部保持浸润状态 是不够的， 浸润时间、 介质材料和有机碳源含量都可 能影响生物滞留设施总的反硝化能力。 2. 2有机污染物 油脂是路面雨水径流中的一种主要污染物， 它们 主要来自汽车尾气排放。生物滞留设施的表面护根 层能通过过滤和吸附作用有效去除油脂。实验结果 表明去除率可达 80 ～ 95 萘、 甲苯、 油和颗粒状 萘在降雨期间先被护根层吸收， 在之后的 3 d、 4 d、 8 d和 2 d 内分别降解 ［27 ］。与该研究结果相似， 在另 一项研究中的没有植物的生物滞留设施对萘的去除 率为 78， 种植植物的地块去除率为 93， 表明萘的 主要去除机理是土壤吸附和微生物作用［28 ］。 雨水径流将多种污染物带入到城市水体中， 其中 也包括多环芳烃 Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Pollutants， PAHs 。DiBlasi 等研究了生物滞留设施对 16 种美国国家环保局列出的优先控制 PAHs 的去除 效果， 结果表明平均浓度降低了 31 ～99， 平均每 年可使经雨水径流排入到受纳水体的 PAHs 负荷减 少 87［29 ］。和油脂的去除一样， PAHs 主要在雨水 入口和土壤表层几厘米范围内被去除， 因此从降解污 染物的角度来说， 采用浅水深大面积的设计更有利。 此外， 植物密度对 PAHs 净化效果有明显影响。 Siciliano 等报道种植植物的生物滞留设施对 PAHs 生 物降解速率是没有种植植物系统的两倍［30 ］。种植根 系发达的原生草原牧草能增加 PAHs 的降解速率。 Gregory 等指出相对于浅根植物或者仅覆盖护根层的 雨水花园， 种植深根植物的雨水花园中石油碳氢化合 物 Total petroleum hydrocarbon， TPH 功能基因和总 细菌 16SrＲNA 基因的数量更多 ［31 ］， 同样证明了植物 有利于同化降解 TPH。 2. 3重金属 生物滞留设施通过沉淀， 以及植物和土壤的吸收 和吸附作用去除重金属， 植物种类和介质材质是重金 属去除的关键因素 ［32 ］。在很多研究中把铜、 铅和锌 离子选为生物滞留试验重金属去除效果的代表种 类 ［33 ］。实验室研究表明 生物滞留设施对铅离子、 铜 离子和锌离子的去除率接近 100， 铜离子和铅离子 出水浓度一般低于 5 μg/L， 锌离子出水浓度低于 25 μg/L［33 ］。而在马里兰大学现场的生物滞留设施 铜离子去除率为 43 ～ 97， 铅去除率为 70 ～ 95， 锌去除率为64 ～95， 钙离子去除率为27［ 34 ］。 现场生物滞留设施的处理效果低于实验室研究结果 可能是因为对现场生物滞留设施缺少维护造成的。 此外， 生物滞留设施中存在一定浸润区域对重金 属去除影响显著。例如 雨天、 旱天间歇的运行条件 下， 保留一块浸润区域能消除旱天的负面影响， 使铜 离子的去除率增加 12 左右， 即便是在很长的干旱 时期之后， 出水铅离子浓度仍保持在很低的水平［35 ］。 而温度对生物滞留设施去除重金属的影响不明显。 在 4 ℃ 气温下生物滞留设施对锌的去除率超过 90［36 ］， 并且生物滞留对融雪水中铜、 锌、 铅和铝离 子的去除效果也很好， 去除率在 81 ～99［37 ］。 2. 4细菌和病毒 未经处理的雨水径流常被确认为受纳水体中病 原体的来源之一， 因此降低雨水径流中的病原体浓度 也是雨水管理关注的内容之一。生物滞留设施可以 有效去除城市径流雨水中的产气荚膜梭菌和 F- ＲNA 大肠杆菌噬菌体 ［38 ］， 大肠杆菌和粪大肠杆菌的去除 效率超过 90［39 ］。大部分病菌被表层介质截留， 即 使表面没有种植植物的生物滞留设施对大肠杆菌的 去除率也超过90［40 ］， 可以推出， 过滤是去除微生物 的关键因素。对比干、 湿条件下除菌效果的研究表 明， 干化会使介质形成裂缝和大孔隙并导致细菌脱 落， 设计浸润区并保证碳源充足可以提高生物滞留设 施对大肠杆菌的去除［38 ］。此外， 干、 湿交替会移动空 气 － 水的界面， 进而冲刷颗粒表面的细菌， 保持浸润 状态则可以减少之前附着细菌的移动 ［41 ］。另外， 植 77 水污染防治 Water Pollution Control 物能促进根区生长有益的细菌， 吸附和捕食病原菌， 从而提高微生物的去除效果［42 ］。 3生物滞留技术的应用 生物滞留技术作为低影响开发技术的一种， 由于 其在费用效益分析中表现出的优势， 正使其成为许多 城市雨水管理和控制面源污染的手段之一。波特兰 市曾考虑采用修复和替换老旧管线的方法加强对波 特兰市东南地区的雨水管理， 项目面积为5.96 106m2， 所需费用为 1. 44 亿美元， 2007 年该市决定采用 LID 与传统管道修复相结合的方法来管理雨水， 新方案的 费用为 8 600 万美元， 与原方案相比减少 40。目 前， 该区域已建成 70 个绿色街道， 可以管理 383 000 平方英尺面积上每年产生的 26 500 m3雨水［43 ］。以 纽约布鲁克林区 Gowanus Canal 为对象进行 CSO 控 制方案的经济分析得出， CSO 调蓄池与 LID 结合可使 项目的费用效益最优 ［44 ］。2010 年， 纽约市正式决定 在改造传统设施的基础上采用 LID 来加强对全市 CSO 的控制， 计划在该市 10 的不透水区域上建雨 水就地滞留和下渗设施， 在达到相同效果的条件下， 如果只采用传统方法 增大管径、 建设调蓄池等 所 需费用为 39 亿美元， 采用传统设施改造与 LID 结合 的方案所需费用可减少至 24 亿美元， 其中还包含了 9 亿美元的非市政投资， 也就是说政府实际投入仅为 15 亿美元 ［6 ］。LID 措施有相当一部分建在企事业单 位和居住小区内， 并由业主承担这一部分的费用， 从 而大大降低市政投资的压力， 这是 LID 技术应用的一 大优势。 相比之下， 我国城市对雨水的管理还仅限于末端 快速排放， 缺乏源头控制的理念和措施， 在城市规划 中没有充分利用城市绿地、 公园、 水体等开放空间的 滞蓄和下渗能力， 没有形成如低影响开发模式 LID 等可持续的新型城市雨水系统规划设计理念［45 ］。根 据 CJJ/T 852002城市绿地分类标准 ， 城市绿地 分为公园绿地、 生产绿地、 防护绿地、 附属绿地和其他 绿地。在短期内， 想要改变现状利用公园及公共绿地 滞蓄雨水尚有难度， 但是把附属绿地拿来改造还是可 能的 首先， 企事业单位中的附属绿地产权属于业主， 业主容易根据自身意愿和要求进行建设和改造; 其 次， 附属绿地零碎分散， 不需要大型的园林绿化部门 和设计单位参与， 有利于避开部门之争。因此， 将附 属绿地改造为生物滞留设施， 有可能成为加快生物滞 留技术在我国城市雨水管理和城市面源污染控制中 应用的重要推动。 参考文献 ［1］Davis A P，McCuen Ｒ H．Stormwater Management for Smart Growth［M］． New YorkSpringer， 2005． ［2］Burton J G A， Pitt Ｒ． Stormwater Effects Handbook A Toolbox for Watershed Managers，Scientists，and Engineers［M］． Boca Ｒaton FlaCＲC， 2002． ［3］叶闽，杨国胜，张万顺． 城市面源污染特性及污染负荷预测模 型研究［J］． 环境科学与技术， 2006， 29 2 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