譚卓琳+董禹

摘要：指出了近年來(lái)基于低影響開(kāi)發(fā)的雨水花園污染物滯留技術(shù)在國(guó)外得到廣泛應(yīng)用。從氮、磷污染物、金屬污染物和病原菌三方面介紹了污染物滯留機(jī)制，并分別綜述了生物、復(fù)合介質(zhì)、植物等方面的污染物滯留技術(shù)。

關(guān)鍵詞：雨水花園；污染物滯留；低影響開(kāi)發(fā)

中圖分類號(hào)：X52

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：1674-9944（2016）20-0098-04

1 引言

不斷加快的城市化進(jìn)程逐步蠶食著自然生態(tài)的土地，不透水地面引發(fā)的雨水徑流導(dǎo)致城市內(nèi)澇問(wèn)題頻發(fā)。雨水?dāng)y帶各類工業(yè)廢氣及汽車尾氣等大量污染物通過(guò)地表徑流流入自然水源中，造成水資源污染，嚴(yán)重破壞生態(tài)環(huán)境。針對(duì)這一問(wèn)題，國(guó)外學(xué)者經(jīng)過(guò)多年研究及實(shí)踐，在利用雨水花園控制徑流污染這一領(lǐng)域取得了成效。

2 雨水花園與污染物滯留概述

雨水徑流中往往富集大量污染物，包括總懸浮物、油脂、有機(jī)氮、重金屬、毒性有機(jī)物、病原菌等[1]。當(dāng)降雨發(fā)生時(shí)，雨水?dāng)y帶污染物通過(guò)地表徑流排入鄰近水體，造成水體污染。同時(shí)，污染物中的氮磷元素又可以引發(fā)水體富氧化。城市雨水徑流被美國(guó)國(guó)家環(huán)保署（EPA）列為導(dǎo)致河流、湖泊污染的第三大污染源，占到對(duì)河流污染比例的9%，在129種對(duì)水資源產(chǎn)生影響的重點(diǎn)污染物中約半數(shù)在城市徑流中出現(xiàn)[2]。

雨水花園也被稱為生物滯留系統(tǒng)，起源于20世紀(jì)90年代的美國(guó)，通常是指被設(shè)計(jì)用來(lái)減弱和管理雨水徑流的洼地[3]。具體而言是在低洼處設(shè)置可收集并利用雨水的小花園，用來(lái)減少因不透水地面而引發(fā)的一系列地表徑流問(wèn)題。通常由含水層、覆蓋層、植被種植土層、人工填料層、礫石層組成，通過(guò)各介質(zhì)層，利用物理、化學(xué)、生物作用滯留和去除污染物。雨水花園作為低影響開(kāi)發(fā)（LID）技術(shù)體系中的重要措施，已被證實(shí)能夠有效減少地表徑流流量、削減洪峰流量、增加地下水補(bǔ)給、滯留并去除污染物等。

3 雨水花園污染物滯留機(jī)制

3.1 氮磷的滯留機(jī)制

對(duì)雨水徑流中氮（N）、磷（P）等污染物的滯留，按照時(shí)間順序可分為兩個(gè)階段：在持續(xù)降雨階段，塵埃、地表沉積物隨地表徑流進(jìn)入雨水花園中，徑流中的固體污染物和大顆粒物質(zhì)會(huì)吸附部分金屬離子并在蓄水層沉淀，雨水在下滲的過(guò)程中，一部分溶解性污染物質(zhì)和固體顆粒會(huì)被植物吸收，剩余污染物則會(huì)被土壤吸附或與填料層中的介質(zhì)發(fā)生化學(xué)反應(yīng)；在降雨間隔階段，滯留下來(lái)的污染物慢慢被植物根系吸收并與填料層介質(zhì)產(chǎn)生反應(yīng)，逐步消解。

氮在地表徑流中主要以有機(jī)氮和氨氮（NH3-N）的形式存在，有機(jī)氮通過(guò)氨化作用轉(zhuǎn)化為氨氮，氨氮經(jīng)過(guò)好氧硝化作用轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮。硝酸鹽氮被土壤和填料層介質(zhì)吸附，而后通過(guò)反硝化作用以一氧化二氮（N2O）和氮?dú)猓∟2）的形式被除去。

磷在地表徑流中主要以顆粒態(tài)磷（PP）和溶解態(tài)磷（DP）的形式存在，PP和DP與土壤填料中含有的有機(jī)質(zhì)（OM）在礦化作用下轉(zhuǎn)化成羥基氧化鐵（FeOOH）、氫氧化鋁Al（OH）3及磷酸鈣Ca3（PO4）2等沉積物，并通過(guò)過(guò)濾、吸附和沉淀作用從雨水中去除[4]，其過(guò)程如圖1所示。

3.2 金屬物質(zhì)的滯留機(jī)制

金屬物質(zhì)的滯留機(jī)制主要通過(guò)滯留、過(guò)濾和沉淀機(jī)制以及填料層中介質(zhì)的吸附作用完成。其中，重金屬主要以溶解態(tài)和顆粒態(tài)的形式存在。前者可直接被植物吸收或被填料層介質(zhì)吸附，后者通常會(huì)附著在總懸浮物（TSS）上，被地表的植物系統(tǒng)截留、分解后，再被植物吸收或被填料層介質(zhì)吸附[5]，其過(guò)程如圖2。

雨水花園對(duì)于金屬物質(zhì)的去除主要是通過(guò)表層植物的截留作用、內(nèi)部填料層介質(zhì)的吸附作用以及植物根部的吸收和吸附作用。其中，表層植物截留顆粒物的效果最好，但大部分的重金屬顆粒在下滲的過(guò)程中不易被分解，較大的金屬顆粒將會(huì)堵塞填料層。因此，如何消解被表層植物截留后的顆粒物，仍需要進(jìn)一步的研究。

3.3 病原菌的滯留機(jī)制

對(duì)雨水中所攜帶的病原菌（如大腸桿菌等）主要以生物處理的方式去除。生物處理是以混合微生物群體作為工作主體，對(duì)雨水中的各種有機(jī)污染物進(jìn)行吸收、轉(zhuǎn)化，同時(shí)通過(guò)擴(kuò)散、吸附、氧化分解、沉淀等作用去除污染物。根據(jù)微生物對(duì)氧氣（O2）的需求量不同還可分為好氧處理、厭氧處理兩類。好氧處理是在有溶解氧存在的條件下借助好氧菌群的作用對(duì)病原菌進(jìn)行處理；厭氧處理則是在無(wú)氧條件下，通過(guò)厭氧菌的作用來(lái)分解和消化水中的有機(jī)物。厭氧處理首先將復(fù)雜的有機(jī)物在微生物作用下降解為簡(jiǎn)單的有機(jī)物（如有機(jī)酸、醇等），并由產(chǎn)氫、產(chǎn)乙酸細(xì)菌群將有機(jī)酸等轉(zhuǎn)化成乙酸、氫氣及二氧化碳，在產(chǎn)甲烷細(xì)菌作用下將乙酸（包括甲酸）、二氧化碳、氫氣轉(zhuǎn)化為甲烷（CH4）（圖3）。雖然在雨水花園中對(duì)于病原菌去除方面的研究已經(jīng)開(kāi)展，但目前的研究有限，關(guān)于去除機(jī)理及去除效果方面仍需試驗(yàn)探索。

4 污染物滯留技術(shù)研究進(jìn)展

國(guó)外在雨水花園污染物滯留技術(shù)方面的研究從最開(kāi)始的實(shí)驗(yàn)室研究逐漸發(fā)展到實(shí)踐項(xiàng)目的監(jiān)測(cè)與研究。當(dāng)前研究主要包括生物、混合介質(zhì)、植物以及暗渠等污染物滯留技術(shù)。

4.1 污染物生物滯留技術(shù)

污染物生物滯留技術(shù)在雨水花園中十分重要，主要分為厭氧污染物去除技術(shù)和好氧污染物去除技術(shù)。

厭氧污染物去除技術(shù)是指在無(wú)氧的條件下通過(guò)厭氧微生物的作用，將雨水中各種復(fù)雜有機(jī)物分解轉(zhuǎn)化的過(guò)程。Davis[6]等人在雨水花園中設(shè)置厭氧區(qū)，得出該雨水花園可以滯留70%～85%之間的磷和55%～65%之間的總凱氏氮（TKN），除了硝態(tài)氮（NO3-N）的含量降低程度小于20%外，大部分的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)都能被有效地滯留。Kim[7]等人為了提高對(duì)硝態(tài)氮的滯留能力，在雨水花園中設(shè)置了一層報(bào)紙和沙子混合在一起的厭氧層，結(jié)果表明報(bào)紙是一個(gè)良好的反硝化電子體，可以去除80%的硝態(tài)氮。Hsieh[8]等人同樣通過(guò)設(shè)置厭氧層來(lái)促進(jìn)生物滯留介質(zhì)反硝化作用的方法，提高生物滯留系統(tǒng)的脫氮能力，通過(guò)實(shí)驗(yàn)證明，缺氧反硝化反應(yīng)可以通過(guò)在介質(zhì)層中添加木屑來(lái)實(shí)現(xiàn)。

好氧污染物去除技術(shù)則主要是指好氧硝化技術(shù)和好氧細(xì)菌反硝化技術(shù)，Hsieh[9]等人通過(guò)對(duì)實(shí)驗(yàn)室模擬制造的生物滯留柱（Bioretention column）進(jìn)行監(jiān)測(cè)與實(shí)驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)生物滯留系統(tǒng)中好氧硝化反應(yīng)可以通過(guò)硫磺來(lái)實(shí)現(xiàn)。

4.2 復(fù)合介質(zhì)污染物滯留技術(shù)

復(fù)合介質(zhì)滯留技術(shù)是指在雨水花園的填料層中填入一些可以提升雨水花園滯留能力的介質(zhì)，不同的介質(zhì)對(duì)雨水花園的滯留效果有著不同的影響。

4.2.1 沙土介質(zhì)污染物滯留

傳統(tǒng)的雨水花園結(jié)構(gòu)中包括了0.7～1 m的沙土層，Hsieh[10]等人通過(guò)研究表明，加入砂土介質(zhì)可以大大提升雨水花園的污染物滯留能力，然而，砂土介質(zhì)滯留污染物的效率會(huì)因土壤基底的生態(tài)活動(dòng)干擾而降低。在馬里蘭州，Zhang[11]等人在砂土層中加入氧化鐵砂后，發(fā)現(xiàn)通過(guò)加強(qiáng)生物滯留介質(zhì)層的辦法可以提高17%的對(duì)O157大腸桿菌、H7大腸桿菌和B6914細(xì)胞的滯留能力，且該能力會(huì)隨著時(shí)間增加而加強(qiáng)，6個(gè)月后，其滯留效率從72%提高至97%。Li[12]等人在對(duì)比干、濕條件下除菌效果的研究中發(fā)現(xiàn)，干化使砂土介質(zhì)形成的裂縫和大孔隙會(huì)導(dǎo)致微生物脫落，在雨水花園中設(shè)計(jì)浸潤(rùn)區(qū)并保證充足的碳含量可以提高雨水花園對(duì)大腸桿菌的去除。

4.2.2 混合介質(zhì)污染物滯留

由于砂土介質(zhì)對(duì)某些污染物的滯留效果不佳，一些學(xué)者嘗試用化學(xué)穩(wěn)定性較好、孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)、吸附能力強(qiáng)的介質(zhì)與砂土相混合作為填料層。Fuerhacker[13]等人經(jīng)研究發(fā)現(xiàn)，5%的蛭石或珍珠巖與低PH值的砂質(zhì)土壤或活性炭相混合，可以提高雨水花園的吸附能力并延長(zhǎng)其使用壽命。ONeil等[14]將5%的水處理殘?jiān)?%的碎硬木樹(shù)皮與砂土相混合，進(jìn)行監(jiān)測(cè)與研究。發(fā)現(xiàn)經(jīng)混合介質(zhì)過(guò)濾后的水中磷的含量比原來(lái)減少了88.5%，總磷（TP）質(zhì)量濃度平均值小于25 μg/L，最大值僅為70 μg/L。而原來(lái)的砂土介質(zhì)過(guò)濾后的磷比原來(lái)減少了71.2%，可見(jiàn)此混合介質(zhì)的除磷效果顯著。Zhang[15]等用5%的煤灰粉與砂土混合，經(jīng)過(guò)對(duì)比后發(fā)現(xiàn)，未經(jīng)混合的介質(zhì)有40%的磷未被滯留，而改良后的介質(zhì)幾乎將磷全部滯留。

目前，國(guó)外已有雨水花園的相關(guān)設(shè)計(jì)規(guī)范，并對(duì)混合介質(zhì)的選擇做了一定的推薦。如美國(guó)的馬里蘭州推薦使用50%的砂土、30%的表層土和20%的碎樹(shù)皮作為混合介質(zhì)[16]；北卡羅來(lái)納州推薦混合介質(zhì)使用相對(duì)成本較低的介質(zhì)，混合比例為85%的砂、12%的黏土和粉砂、3%有機(jī)物[17]；特拉華州推薦使用砂土、泥炭以及有機(jī)物各1/3的混合介質(zhì)[18]（圖4）。

4.3 植物污染物滯留技術(shù)

植物在污染物滯留中同樣起到了重要作用。表層植物可以截留較大的顆粒污染物，植物發(fā)達(dá)的根系可以附著并吸收氮磷物質(zhì)及重金屬，根系還為微生物的生長(zhǎng)提供了附著的載體，對(duì)消除一些病原菌有著十分重要的作用。

4.3.1 植物吸收

植物龐大的根系不僅能夠疏松土質(zhì)，同樣可以吸收土壤中的氮磷和重金屬，并通過(guò)光合作用等轉(zhuǎn)化成自身所需的物質(zhì)，從而幫助土壤層提高滯留能力。Davis[19]等人通過(guò)研究發(fā)現(xiàn)植物可以吸收雨水徑流中48%的氮、70%～85%的磷，后者中的0.05%～1%為植物生長(zhǎng)所用。Bratieres[20]等人在研究時(shí)發(fā)現(xiàn)，苔屬植物和灌木對(duì)金屬物的去除效果最佳。另外，Henderson[21]等人通過(guò)實(shí)驗(yàn)室研究，對(duì)比種植植物和不種植植物的生物滯留柱對(duì)人工合成的雨水徑流中氮磷物質(zhì)的去除情況。結(jié)果表明當(dāng)用自來(lái)水沖洗兩種生物滯留柱時(shí)，可以觀察到有氮從非植物滯留柱中溢出，但是在植物滯留柱中幾乎沒(méi)有氮的溢出。另外，Lucas和Greenway[22]也做了類似的研究，并證實(shí)種植植物的雨水花園比未種植植物的氮磷的去除率高。

4.3.2 微生物降解

植物的根系還為微生物提供了生長(zhǎng)的場(chǎng)所，Rusciano[23]等人通過(guò)實(shí)驗(yàn)證明植物根系中微生物可吸附和消化病原菌。LeFevre[24]等指出相對(duì)于種植淺根植物雨水花園，種植深根植物的雨水花園中可降解石油碳?xì)浠衔铮═PH）的微生物及細(xì)菌數(shù)量更多，證明深根植物更有利于同化降解石油碳?xì)浠衔铩?/p>

4.4 其他污染物滯留技術(shù)

4.4.1 暗渠設(shè)施

一般情況下，雨水花園的滯留能力相對(duì)穩(wěn)定，但雨季、土壤活動(dòng)等因素往往會(huì)對(duì)其滯留效果產(chǎn)生一定的影響。Dietz和Clausen[25]等人通過(guò)研究發(fā)現(xiàn)某雨水花園氨氮（NH3-N）、硝態(tài)氮、總氮以及總磷的含量都相對(duì)減少，但銅（Cu）、鉛（Pb）、鋅（Zn）以及總凱氏氮的含量變動(dòng)不大，且氧化還原物質(zhì)減少，造成這一結(jié)果的原因有很大一部分可能是受到了土壤干擾的影響。建議在必要時(shí)，雨水花園的建造中應(yīng)包含有暗渠設(shè)施。

4.4.2 建造活動(dòng)

建造活動(dòng)同樣可以影響雨水花園的污染物滯留能力，Brown和Hunt[26]對(duì)建造雨水花園的兩個(gè)挖掘方式（即鏟和耙）進(jìn)行了研究，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，用耙子的挖掘方法要明顯優(yōu)于用鏟子的挖掘方法，耙的這個(gè)挖掘方法可以最大地優(yōu)化生物滯留系統(tǒng)的性能，這個(gè)結(jié)論尤為適用于干燥土壤的條件下。其次，除了結(jié)構(gòu)設(shè)計(jì)以外，雨水花園的大小、植被的選擇、選址的考慮以及設(shè)施的維護(hù)等對(duì)提高雨水花園的滯留能力也十分重要。

5 結(jié)語(yǔ)

雨水花園是低影響開(kāi)發(fā)中的一項(xiàng)重要技術(shù)，其易于建造、方便管理、效益良好并能行成優(yōu)美景觀，是治理和凈化城市雨水徑流的重要技術(shù)手段。除能有效減少地表徑流外，在滯留污染物方面效果更為明顯：可滯留并消除氮磷物質(zhì)、金屬物質(zhì)以及消化和吸收有害致病菌。其中，對(duì)于氮磷物質(zhì)的去除率最高可以達(dá)到80%，對(duì)于金屬物質(zhì)的去除率最高可達(dá)到100%，對(duì)于病原菌的去除率在70%以上。

可以看出，雨水花園作為一種可持續(xù)的低影響開(kāi)發(fā)技術(shù)，相較傳統(tǒng)技術(shù)更加生態(tài)高效，在技術(shù)處理及滯留機(jī)制等方面加以深入研究，前景廣闊。

參考文獻(xiàn)：

[1]Davis A P， McCuen R H. Stormwater Management for Smart Growth [M].New York： Springer， 2005.

[2]USEPA. National Water Quality Inventory. Report to Congress Executive Summary[S]. Washington， D.C： USEPA， 1995：344.

[3]USEPA. Stormwater technology fact sheet[S]. Bioretention. Washington， D.C： Office of Water. 1999a， EPA832-F-99-012.

[4]張建強(qiáng)， 許 萍， 何俊超. 生物滯留池去除道路徑流雨水中氮磷的原理及研究現(xiàn)狀[J]. 市政技術(shù)， 2015（33）： 128～132.

[5]Ladislas S， Gerente C， Chazarenc F， et al. Performances of Two Macrophytes Species in Floating Treatment Wetlands for Cadmium， Nickel， and Zinc Removal from Urban Stormwater Runoff [J]. Water Air and Soil Pollution， 2013， 224（2）：1408.

[6]Davis A P， Shokouhian M， Sharma H， et al. Water quality improvement through bioretention media： nitrogen and phosphorus removal[J]. Water Environment Research， 2006（78）：284～293.

[7]Kim H， Seagren E A， Davis A P. Engineered bioretention for removal of nitrate from stormwater runoff [J]. Water Environment Research， 2003， 75（4）：355～367.

[8]Hsieh C H， Davis A P， Needleman B A. Nitrogen removal from urban stormwater runoff through layered bioretention columns [J]. Water Environment Research， 2007（79）：2404～2411.

[9]Hsieh C， Davis A P. Evaluation and optimization of bioretention media for treatment of urban storm water runoff [J]. Journal of Environmental Engineering， 2005， 131（11）：1521～1531.

[10]Hsieh C H， Davis A P， Needleman B A. Bioretention column studies of phosphorus removal from urban stormwater runoff [J]. Water Environment Research， 2007（9）：177～184.

[11]Zhang L， Seagren E A， Davis A P， et al. Long-term sustainability of Escherichia coli removal in conventional bioretention media [J]. Journal of Environmental Engineering， 2011， 137（8）：669～677.

[12]Li. H.， Sharkey L. J.， Hunt W. F.， et al. Mitigation of impervious surface hydrology using bioretention in North Carolina and Maryland [J]. Journal of Hydrologic Engineering， 2009， 14（4）：407～415.

[13]Fuerhacker M， Haile T M， Monai B， et al. Performance of a filtration system equipped with filter media for parking lot runoff treatment [J]. Desalination， 2011， 275（1-3）：118～125

[14]ONeill S W， Davis A P， ASCE F. Water treatment residual as a bioretention amendment for phosphorus. II： Long-term column studies [J]. Journal of Environmental Engineering， 2012， 138（3）：328～350.

[15]Zhang W， Brown G O， Storm D E， et al. Fly-ash-amended sand as filter media in bioretention cells to improve phosphorus removal [J]. Water Environ Research， 2008， 80（2）：507～516.

[16]Maryland Department of the Environment（MDE）. Maryland stormwater design manual， Vols. I and II， Center for Watershed Protection and the Maryland Department of the Environment， Water Management Administration， Baltimore， 2000.

[17]Hunt W F， Lord W G. Bioretention performance， design， construction， and maintenance. North Carolina Cooperative Extension， Raleigh， N.C， 2006.

[18]Adoption Guidelines for Stormwater Biofiltration Systems. Facility for Advancing Water Biofiltration， Monash University， 2009.

[19]Davis A P， Shokouhian M， Sharmah. Water quality improvement through bioretention media： Nitrogen and phosphorus removal [J]. Water Environment Research， 2006， 78（3）：284～293.

[20]Bratieres K， Fletcher T D， Deletic A， et al. Nutrient and sediment removal by stormwater biofilters： A large-scale design optimization study [J]. Water Research， 2008， 42（14）：3930～3940.

[21]Henderson C， Greenway M， Phillips. Removal of dissolved nitrogen， phosphorus and carbon from stormwater by biofiltration mesocosms [J]. Water Science and Technology， 2007， 55（4）：183～191.

[22]Lucas W C， Greenway M. Nutrient retention in vegetated and nonvegetated bioretention mesocosms [J]. Journal of Irrigation and Drainage Engineering， 2008， 134（5）： 613～623.

[23]Rusciano G M， Obropta C C. Bioretention column study： fecal coliform and total suspended solids reductions [J]. Transactions of the ASABE， 2007， 50（4）：1261～1269.

[24]LeFevre G H， Hozalski R M， Novak P J. The role of biodegradation in limiting the accumulation of petroleum hydrocarbons in raingarden soils [J]. Water Research， 2012， 46（20）：6753～6762.

[25]Dietz M E， Clausen J C. A field evaluation of rain garden flow and pollutant treatment [J]. Water， Air and Soil Pollution， 2005（167）：123～138.

[26]Brown R A， Hunt W F. Impacts of construction activity on bioretention performance[J]. Journal of Hydrologic Engineering， 2010（15）：386～394.