李海燕，魏 鵬，張 悅

(北京建筑大學(xué)城市雨水系統(tǒng)與水環(huán)境省部共建教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100044)

與傳統(tǒng)的“灰色排水設(shè)施”［1］相比，生態(tài)雨水設(shè)施是一種全新的環(huán)保排水設(shè)施。生態(tài)排水理念將雨水視為一種資源［2］，強(qiáng)調(diào)運(yùn)用小型、分散且兼具景觀效果的綠色基礎(chǔ)設(shè)施來(lái)減小場(chǎng)地開(kāi)發(fā)對(duì)周邊區(qū)域水文特性帶來(lái)的影響，并從源頭上對(duì)徑流中的污染物進(jìn)行控制。與傳統(tǒng)的管道排水系統(tǒng)相比，其屬于“微排水系統(tǒng)”，具有占地面積小、布置靈活的特點(diǎn)，可用于高密度城市區(qū)域。目前，生態(tài)雨水設(shè)施已形成了一套較為科學(xué)的設(shè)計(jì)規(guī)范與管理體系。

20世紀(jì)70年代，生態(tài)雨水設(shè)施在美國(guó)興起，隨后由于其具有構(gòu)造簡(jiǎn)單、截污效果好、維護(hù)成本低等優(yōu)點(diǎn)，在世界各地得到了廣泛的應(yīng)用。但部分學(xué)者對(duì)其長(zhǎng)期運(yùn)行對(duì)環(huán)境帶來(lái)的風(fēng)險(xiǎn)表示擔(dān)憂［3］。歐美等國(guó)由于起步較早，已經(jīng)積累了大量的工程案例，并率先開(kāi)展了生態(tài)雨水設(shè)施的污染物積累效應(yīng)研究，試圖對(duì)生態(tài)雨水設(shè)施的運(yùn)行壽命及運(yùn)行風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行預(yù)測(cè)，得出較為合理的管理方案。而國(guó)內(nèi)生態(tài)雨水設(shè)施的建設(shè)進(jìn)程相對(duì)滯后，存在設(shè)施類型單一、運(yùn)行時(shí)間較短、監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)匱乏等問(wèn)題，難以構(gòu)建較為完善的污染物積累效應(yīng)評(píng)估體系。部分學(xué)者試圖通過(guò)室內(nèi)模擬等手段彌補(bǔ)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)匱乏的不足，但室內(nèi)模擬結(jié)果與實(shí)際運(yùn)行情況仍有差距。本文通過(guò)分析植被淺溝、雨水花園及雨水塘3種典型生態(tài)雨水設(shè)施內(nèi)污染物積累特性，指出這3種典型生態(tài)雨水設(shè)施在運(yùn)行過(guò)程所面臨的污染風(fēng)險(xiǎn)，并據(jù)此提供相應(yīng)的管理、維護(hù)建議，以期為國(guó)內(nèi)生態(tài)雨水設(shè)施的建設(shè)及管理提供參考。

1 典型生態(tài)雨水設(shè)施污染物積累特性

1.1 植被淺溝

植被淺溝是一種開(kāi)放式的地表溝渠排水系統(tǒng)，主要分為傳輸型淺溝、干式淺溝(下設(shè)滲排管)和濕式淺溝(長(zhǎng)期處于淹水狀態(tài)，淺溝內(nèi)多栽種濕地植被)3種，與其他生態(tài)雨水設(shè)施相比，植被淺溝更注重排水特性，水力停留時(shí)間略短，因此其污染物積累特性與其他設(shè)施相比有顯著區(qū)別。

植被淺溝污染物積累研究主要包括淺溝表層顆粒態(tài)污染物積累特性、有機(jī)物積累效應(yīng)和重金屬積累效應(yīng)3個(gè)方面。重金屬及部分持久性有機(jī)污染物主要以顆粒態(tài)的形式存在于地表徑流中［4］，其中絕大部分顆粒物在流經(jīng)植被淺溝時(shí)在植被截留和吸附作用下沉降在淺溝表層，具有潛在的污染物釋放風(fēng)險(xiǎn)，Backstrom［5］據(jù)此對(duì)淺溝表層顆粒物進(jìn)行了采樣分析，發(fā)現(xiàn)傳輸型植被淺溝表層顆粒物中Cd、Cr、Pb、Zn等10種重金屬及致癌性多環(huán)芳烴(PAHs)含量均未超過(guò)土壤污染濃度限值，表明在徑流的淋洗作用下，顆粒態(tài)污染物有向淺溝種植土中遷移轉(zhuǎn)化的趨勢(shì)。

淺溝土壤中有機(jī)質(zhì)含量過(guò)高會(huì)增大重金屬及磷的溶出風(fēng)險(xiǎn)［6］，但為了保證植被的正常生長(zhǎng)，種植土中有機(jī)質(zhì)含量一般要求維持在1%～3%范圍內(nèi)。已有研究指出有機(jī)質(zhì)主要在0～5 cm土壤內(nèi)積累，且與運(yùn)行年限有較強(qiáng)的相關(guān)性，不同類型淺溝有機(jī)質(zhì)的積累狀況有顯著差別，見(jiàn)表1［7-8］。在此基礎(chǔ)上Boucharda等［8］利用回歸分析估算了植被淺溝的最大有機(jī)質(zhì)積累年限，其值約為21.5a。

表1 植被淺溝有機(jī)質(zhì)積累狀況

相比有機(jī)污染物，重金屬作為不可降解污染物得到的關(guān)注與研究更多，起步也較早。早期研究［9-11］認(rèn)為多數(shù)重金屬在傳輸型淺溝表層5 cm深度內(nèi)土壤中沉積，且僅有0.3% ～5.5%的重金屬在植物內(nèi)富集;干式淺溝中重金屬的積累規(guī)律與傳輸型淺溝類似，Ingvertsen等［7］指出重金屬在植被淺溝中的積累量與道路交通狀況并無(wú)明顯相關(guān)性，重金屬積累量更多地取決于淺溝運(yùn)行年限、土壤性質(zhì)、植被種類等因素。根據(jù)目前的重金屬積累速率，當(dāng)干式淺溝用于市政道路排水時(shí)，其壽命為20～30 a。

干式淺溝由于在底部設(shè)置了滲排管，在徑流的淋洗作用下，具有更大的重金屬溶出風(fēng)險(xiǎn)，目前研究指出重金屬在干式淺溝中的遷移能力與種植土中總有機(jī)碳(TOC)含量有很強(qiáng)的相關(guān)性，其溶出風(fēng)險(xiǎn)由大到小分別為Cr、Cu、Cd、Zn，但該結(jié)論與重金屬在干式淺溝中的含量分布有很大區(qū)別［12］，這也表明在干式淺溝中，重金屬的存在形態(tài)對(duì)其遷移能力有著巨大的影響。目前對(duì)濕式淺溝中重金屬積累狀況的研究還較少，但由于濕式淺溝種植土中有機(jī)質(zhì)含量較高，重金屬遷移風(fēng)險(xiǎn)較大，因此有必要加大研究力度。

1.2 雨水花園

與植被淺溝的橫向傳輸作用相比，雨水花園更強(qiáng)調(diào)垂向凈化效果和雨水滯蓄作用，具有較長(zhǎng)的水力停留時(shí)間，因此其污染物積累特征也有所不同，相關(guān)研究目前主要集中在兩方面:一是通過(guò)圓柱試驗(yàn)對(duì)雨水花園土壤中污染物積累狀況進(jìn)行分析，并得出合理的預(yù)測(cè)模型;二是通過(guò)實(shí)際監(jiān)測(cè)，對(duì)雨水花園運(yùn)行狀況及壽命進(jìn)行評(píng)估。

雨水花園對(duì)總懸浮顆粒(TSS)有非常好的去除效果，但徑流中過(guò)多的黏土顆粒也會(huì)帶來(lái)因滲透性降低而導(dǎo)致的運(yùn)行不暢等問(wèn)題。目前在試驗(yàn)條件下所得出的TSS最大穿透深度(也稱介質(zhì)更換厚度)約為10 cm［13］，而實(shí)地監(jiān)測(cè)過(guò)程中這一深度可達(dá)20 cm。因此從延長(zhǎng)運(yùn)行壽命及降低維護(hù)頻次的角度考慮，雨水花園不宜作為工地等徑流雨水中黏土含量較高地區(qū)的雨水處理設(shè)施，同時(shí)為了防止堵塞，雨水花園中所選擇植物的根系深度應(yīng)盡可能滿足20 cm的最低要求。

雨水花園的另一重要作用是去除徑流中的營(yíng)養(yǎng)元素磷，當(dāng)填料中磷積累過(guò)多時(shí)，很可能因?yàn)閺搅鞯牧芟醋饔枚l(fā)生磷酸鹽溶出現(xiàn)象。圓柱試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)［14］，在不栽種植被的情況下，雨水花園土壤中磷含量在5 a內(nèi)就會(huì)達(dá)到飽和。而實(shí)地監(jiān)測(cè)表明，當(dāng)匯水面積與設(shè)施面積之比為12.6，入水磷平均質(zhì)量濃度為0.4 mg/L時(shí)，已運(yùn)行9 a的雨水花園僅表層0～10 cm厚種植土對(duì)磷的吸附能力達(dá)到了飽和狀態(tài)［15］，若要使10～30 cm種植土達(dá)到磷飽和狀態(tài)至少需要67a(表2)，這也表明植被對(duì)磷的吸收在雨水花園磷循環(huán)過(guò)程中發(fā)揮了重要作用。同時(shí)隨著種植土深度的增加，植物及微生物的活性降低，對(duì)磷的吸收作用減弱，土壤中的有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著升高［16］，當(dāng)土壤深度達(dá)到30 cm時(shí)，有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)基本穩(wěn)定在14×10-6。因此在徑流的淋洗作用下，有效磷不斷沿垂向遷移，依然有可能導(dǎo)致出水磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)增高的結(jié)果，為此應(yīng)多栽植根系較深的喬木，以降低有效磷含量。

表2 雨水花園各層填料的磷吸附能力

雨水花園中有機(jī)質(zhì)的有效積累深度約為30 cm［12］，其中表層0～3 cm種植土中有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高［17］，其均值可達(dá)17%。而入口處由于受徑流侵蝕作用，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)略低(約為1.9%)，在距徑流入口4 m附近種植土層中有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)基本穩(wěn)定，因此，為充分發(fā)揮雨水花園的徑流凈化效能，雨水花園應(yīng)盡可能滿足均勻配水或多端進(jìn)水的設(shè)計(jì)要求。總石油烴(TPH)是雨水花園中有機(jī)污染物的常見(jiàn)組分，由于其中含有難降解的PAHs，因此易于在土壤中積累。但目前的研究［18］指出雨水花園中存在能降解TPH的微生物，所監(jiān)測(cè)的雨水花園(雨水花園監(jiān)測(cè)總數(shù)71，匯水面積與設(shè)施面積之比平均值為24.3，徑流中 TPH質(zhì)量濃度為0.2～277 mg/L)種植土中TPH含量均小于3 μg/kg，遠(yuǎn)低于10000 μg/kg的控制標(biāo)準(zhǔn)。因此當(dāng)雨水花園用于處理道路徑流時(shí)，TPH的積累風(fēng)險(xiǎn)較低。

雨水花園種植土中重金屬的垂向分布規(guī)律能夠有效表征重金屬的遷移特性［9，13］。Zn、Pb 主要在種植土表層0 ～12 cm 范圍內(nèi)積累，見(jiàn)表 3［13，17］，由于有機(jī)結(jié)合態(tài)Cu的高遷移特性，導(dǎo)致Cu在80～90cm深度范圍內(nèi)依然維持在較高的水平，Zn和Pb的可交換態(tài)含量分別為18%和1%，因此Zn的下行淋洗風(fēng)險(xiǎn)較大，與雨水徑流中重金屬在顆粒物上的可交換態(tài)含量相比［19］，Zn的可交換態(tài)含量略低，這主要是由于種植土通過(guò)碳酸根離子、磷酸根離子等的固定作用［20］降低了重金屬的遷移能力。但Pb在花園表層種植土中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)遠(yuǎn)超出了當(dāng)?shù)鼐幼^(qū)規(guī)范中的限值(350×10-6)，且具有生物有效性的Pb比例高達(dá)25%，有潛在的風(fēng)險(xiǎn)，因此雨水花園植被層宜選用對(duì)Pb有較強(qiáng)結(jié)合能力的植物，以降低其所占比例。

表3 雨水花園表層種植土中金屬積累量均值［13，17］

1.3 雨水塘

雨水塘是歐美國(guó)家廣泛使用的生態(tài)雨水設(shè)施，具有良好的雨水滯蓄效果，且維護(hù)簡(jiǎn)單，污染物去除效果穩(wěn)定，深受雨水工程師的青睞。雨水塘不同于人工濕地，按照美國(guó)環(huán)?？偩?EPA)的定義，其水深一般不超過(guò)1.5 m，植被覆蓋率小于40%，而且作為一種長(zhǎng)期處于淹沒(méi)狀態(tài)的雨水設(shè)施，其污染物積累特性也與其他設(shè)施有較大區(qū)別。

早期對(duì)雨水塘中污染物積累特性的研究主要集中在污染物的物理特性上，雨水塘底部沉積的顆粒物粒徑從入口到出口逐漸減?。?1］，其中90%的沉積物粒徑小于 72 μm［22-23］，且入口處的沉積物以粗砂為主，出口處主要是黏土和細(xì)沙，其中黏土的質(zhì)量分?jǐn)?shù)由入口處的1%增加至出口處的54%。沉積物厚度的增長(zhǎng)速率約為 0 ～4 cm/a［24］。

穩(wěn)定運(yùn)行的雨水塘底部沉積物中有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，一般介于66% ～74%之間［23］。沉積物中有機(jī)質(zhì)的積累速率很大程度受岸邊植被帶的影響，對(duì)于有植被帶的雨水塘，其沉積物中有機(jī)質(zhì)積累速率約為140.6g/(m2·a);而無(wú)植被帶的雨水塘由于微生物的消耗作用以及缺少植物殘?bào)w的補(bǔ)充，其有機(jī)質(zhì)含量反而有降低的趨勢(shì)［25］。PAHs是雨水塘沉積物污染水平的重要指標(biāo)，由于雨水塘底部長(zhǎng)期處于缺氧狀態(tài)，氧化還原電位較低，因此對(duì)其降解過(guò)程有一定的抑制作用，有較大的積累風(fēng)險(xiǎn)。Istenic等［26］指出雨水塘沉積物中PAHs以大分子為主(環(huán)數(shù)大于5)，且沿流向PAHs含量逐漸降低。當(dāng)雨水塘處于干濕交替的變化環(huán)境時(shí)［27］，會(huì)在一定程度上抑制微生物對(duì) PAHs的降解作用，造成 PAHs的積累(PAHs質(zhì)量分?jǐn)?shù)38×10-6～65×10-6)，因此在雨水塘的運(yùn)行過(guò)程中水位有必要保持相對(duì)穩(wěn)定。

雨水塘沉積物中重金屬積累效應(yīng)一直是研究的熱點(diǎn)，沉積物在受到外界擾動(dòng)時(shí)極有可能發(fā)生重金屬釋放現(xiàn)象，目前已發(fā)現(xiàn)雨水塘有Ni溶出現(xiàn)象［22］。Wium等［28］對(duì)雨水塘沉積物中重金屬含量及形態(tài)的分析表明，Zn和Ni的可交換態(tài)含量最高，因此釋放風(fēng)險(xiǎn)也最大，Cd次之，約為12%，Cr和Pb最為穩(wěn)定(主要以顆粒態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)存在)，約占0.7%。

由于沉積物中重金屬種類眾多，單一重金屬含量難以衡量沉積物的整體污染狀況，Marsalek等［29］利用SPI(sediment pollution index)指數(shù)法對(duì)雨水塘沉積物的重金屬污染狀況進(jìn)行了更為直觀的評(píng)價(jià)，計(jì)算公式如下:

式中:S為SPI指數(shù);Ci為第i種重金屬在沉積物中的質(zhì)量分?jǐn)?shù);Li為第i種重金屬的最高質(zhì)量分?jǐn)?shù)規(guī)范限值;n為監(jiān)測(cè)的重金屬種類數(shù)。

雨水塘沉積物中重金屬污染狀況評(píng)價(jià)結(jié)果見(jiàn)表4，從中可以看出，雨水塘的重金屬積累狀況與其匯水面類型顯著相關(guān)，其中公路旁雨水塘中沉積物污染狀況最為嚴(yán)重，位于商業(yè)區(qū)的雨水塘次之，公園區(qū)和居民區(qū)的雨水塘沉積物的污染水平相當(dāng)，SPI指數(shù)最低。這一結(jié)論與各功能區(qū)雨水徑流中重金屬含量的研究結(jié)果基本吻合［30］，因此在對(duì)雨水塘中累積沉積物進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)劃分時(shí)，可將其所處功能區(qū)作為劃分的基本依據(jù)。

表4 雨水塘沉積物中重金屬污染狀況評(píng)價(jià)結(jié)果

相比污染物含量分析，生理毒性評(píng)價(jià)能夠更加直觀地反映沉積物的危害性。沉淀是降低雨水徑流毒性的有效手段之一［31］，同時(shí)也會(huì)增加雨水塘中沉積物的毒性，早期研究認(rèn)為雨水塘中沉積物的毒性從徑流入口至出口遞減［32］，但近期研究指出:雨水塘中沉積物的毒性主要表現(xiàn)在小粒徑顆粒上，因此在小粒徑顆粒物集中的末端沉積物往往表現(xiàn)出更強(qiáng)的生理毒性［26］。與雨水調(diào)蓄池相比，雨水塘更接近自然環(huán)境，其底部沉積物中所含污染物多為微生物難于降解的有毒物質(zhì)，因此也具有更強(qiáng)的毒性［29］。

雨水塘沉積物孔隙水中污染物的含量能夠有效表征沉積物受到外界擾動(dòng)時(shí)的釋放風(fēng)險(xiǎn)，有研究指出孔隙水中污染物濃度是雨水塘表層水的數(shù)倍［33］，因此當(dāng)雨水塘底部受到擾動(dòng)時(shí)，極有可能造成水質(zhì)惡化等問(wèn)題，特別在冬季和春季，大量含氯融雪劑進(jìn)入雨水塘導(dǎo)致微生物降解能力降低，孔隙水往往具有更強(qiáng)的毒性。

2 典型生態(tài)雨水設(shè)施的管理和維護(hù)建議

綜上所述，植被淺溝、雨水花園和雨水塘等3種典型生態(tài)雨水設(shè)施均面臨著較為嚴(yán)重的污染物積累及溶出風(fēng)險(xiǎn)。目前國(guó)內(nèi)還沒(méi)有出臺(tái)生態(tài)雨水設(shè)施的維護(hù)細(xì)則，也沒(méi)有對(duì)設(shè)施的運(yùn)行壽命做出要求，對(duì)設(shè)施的管理主要集中在雜物的清除和植被的日常收割上，基本上屬于景觀管理的范疇，缺乏科學(xué)的管理依據(jù)，特別是在壽命評(píng)估方面，還處于空白階段。

2.1 植被淺溝

國(guó)內(nèi)的植被淺溝維護(hù)過(guò)于隨意，頻繁的收割不但影響淺溝對(duì)污染物的去除效果，而且還會(huì)減少水力停留時(shí)間，增大徑流對(duì)淺溝土壤的抗侵蝕效果;殘留在淺溝內(nèi)的植被殘骸還會(huì)增大表層土壤中的有機(jī)質(zhì)含量，增大重金屬的溶出風(fēng)險(xiǎn)。因此為了保證淺溝的正常運(yùn)行，國(guó)外通常只要求每季度對(duì)淺溝植被進(jìn)行一次收割(生長(zhǎng)緩慢的植被可半年收割一次)，同時(shí)為了控制徑流的侵蝕作用，收割后的植被應(yīng)當(dāng)保持在5 cm左右的高度［34］。

德國(guó)用于道路排水的植被淺溝其壽命約為20～30 a，我國(guó)地表徑流中重金屬含量相對(duì)較高［6，35-37］，在設(shè)計(jì)干式淺溝時(shí)，其合理運(yùn)行年限可參考德國(guó)的設(shè)計(jì)標(biāo)準(zhǔn)并適當(dāng)減少，如我國(guó)的道路地表徑流重金屬污染約為德國(guó)的3倍，則淺溝的運(yùn)行壽命應(yīng)約為德國(guó)的1/3(年限可設(shè)計(jì)為10a)。為保證重金屬溶出風(fēng)險(xiǎn)最小，可按單因子進(jìn)行估算，超過(guò)淺溝運(yùn)行年限時(shí)，應(yīng)及時(shí)對(duì)淺溝表層的種植土進(jìn)行更換，根據(jù)目前研究得出的結(jié)論，更換深度以5cm為宜。

2.2 雨水花園

相比植被淺溝，雨水花園中雨水徑流的滲透量更大，面臨的主要問(wèn)題是表層鉛的積累以及路面TSS含量較高而導(dǎo)致的堵塞問(wèn)題。因此在日常的運(yùn)行維護(hù)中，應(yīng)保證雨水花園系統(tǒng)具有足夠的植被覆蓋率，以防含鉛顆粒物被風(fēng)卷起而被人體吸入，進(jìn)而對(duì)人體機(jī)能造成危害。若雨水花園因顆粒物的積累而堵塞，可更換表層20 cm厚種植土;當(dāng)重金屬有超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)，可通過(guò)更換表層10 cm厚種植土的方法予以解決;當(dāng)雨水花園運(yùn)行過(guò)久時(shí)，表層磷已趨于飽和，在沖刷作用強(qiáng)烈的暴雨事件中大量的磷會(huì)通過(guò)溢流口進(jìn)入水體，造成較大的沖擊負(fù)荷，為解決上述問(wèn)題，可在沖刷嚴(yán)重的入口區(qū)鋪設(shè)樹(shù)皮等覆蓋物，以減緩徑流對(duì)土壤的侵蝕效應(yīng)，同時(shí)也能夠有效吸附徑流中的磷，降低磷釋放風(fēng)險(xiǎn)［38］。

2.3 雨水塘

雨水塘維護(hù)的主要環(huán)節(jié)是底泥的清理，EPA［39］提出:當(dāng)雨水塘調(diào)蓄體積減小10%或者運(yùn)行10 a以上時(shí)，需要對(duì)雨水塘進(jìn)行清理以降低污染物釋放風(fēng)險(xiǎn)，但該方案未考慮雨水塘所處的功能區(qū)對(duì)污染物積累與釋放風(fēng)險(xiǎn)的影響。基于SPI指數(shù)法，若居民區(qū)雨水塘沉積物的清理年限為10 a，可利用公式(2)估算其他不同匯水區(qū)域雨水塘的清理年限，結(jié)果見(jiàn)表5。由于沉積物在春季和冬季的毒性較強(qiáng)，因此選擇春季作為清理季節(jié)，以減小其在夏季多雨季節(jié)的釋放風(fēng)險(xiǎn)。對(duì)于沉積物中PAH含量較高的干塘，應(yīng)酌情增加清理次數(shù)以保證出水水質(zhì)。

式中:a為雨水塘中沉積物清理年限;Sm為居民區(qū)雨水塘沉積物的污染狀況指數(shù);Sn為評(píng)價(jià)區(qū)域內(nèi)雨水塘沉積物的污染狀況指數(shù)。

表5 不同匯水區(qū)域雨水塘清理年限

3 結(jié)語(yǔ)

本文對(duì)植被淺溝、雨水花園及雨水塘3種典型的生態(tài)雨水設(shè)施的污染物積累特點(diǎn)進(jìn)行了總結(jié)分析，結(jié)果表明3種設(shè)施對(duì)有機(jī)污染物都有一定的降解能力，但均面臨著一定的重金屬積累風(fēng)險(xiǎn)。植被淺溝種植土中重金屬的淋溶釋放風(fēng)險(xiǎn)與土壤有機(jī)質(zhì)含量呈顯著正相關(guān)，因此為降低有機(jī)質(zhì)的富集速率，延長(zhǎng)植被淺溝運(yùn)行壽命，應(yīng)規(guī)范淺溝內(nèi)植被的收割操作，避免因植物殘?bào)w滯留、腐爛所導(dǎo)致的土壤有機(jī)質(zhì)過(guò)快積累。同時(shí)結(jié)合國(guó)內(nèi)道路雨水徑流水質(zhì)特征確定植被淺溝的運(yùn)行年限，到達(dá)運(yùn)行年限后，至少應(yīng)對(duì)表層5 cm深度范圍內(nèi)的土壤進(jìn)行置換;為避免阻塞問(wèn)題的發(fā)生，雨水花園不宜作為工地等徑流中黏粒含量較高地區(qū)的雨水處理設(shè)施，其栽種植物的根系應(yīng)盡可能滿足20 cm的最低要求。此外，雨水花園種植土中總石油烴的積累風(fēng)險(xiǎn)較小，但0～10 cm深度土壤中磷飽和問(wèn)題較為突出，當(dāng)雨水花園超期運(yùn)行或出水磷含量較高時(shí)，可考慮在雨水花園表層敷設(shè)樹(shù)皮等對(duì)磷具有吸附性能的材料，同時(shí)雨水花園底部土壤有效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，下行淋洗風(fēng)險(xiǎn)較大，為此應(yīng)多栽植根系較深的喬木，以降低土壤有效磷含量。參考目前的研究結(jié)論，雨水花園土壤中Pb和Zn等重金屬的富集深度約為12 cm，宜作為雨水花園土壤重金屬超標(biāo)的置換深度;雨水塘沉積物中PAHs和重金屬含量較高，具有較強(qiáng)的生理毒性，且存在顯著的污染物釋放現(xiàn)象。道路旁的雨水塘沉積物污染最為嚴(yán)重，商業(yè)區(qū)次之，居民區(qū)和公園區(qū)的污染物含量最低。結(jié)合SPI指數(shù)法得出居民區(qū)、公園、商業(yè)區(qū)、道路旁的雨水塘中沉積物清理年限分別為10.0 a、10.5 a、3.5 a 和 2.7 a。

［1］李俊奇，王文亮，邊靜，等.城市道路雨水生態(tài)處置技術(shù)及其案例分析［J］.中國(guó)給水排水，2010，26(16):60-64.(LIJunqi，WANG Wenliang，BIAN Jing.Ecotechnologies and case study on disposal of urban road runoff［J］.China Water ＆ Wastewater，2010，26(16):60-64.(in Chinese))

［2］AHIABLAME L M，ENGEL B A，CHAUBEY I. Effectiveness of low impact development practices: literature review and suggestions for future research ［J］. Water，Air ＆ Soil Pollution， 2012， 223( 7) : 4253-4273.

［3］BARBOSA A E，F(xiàn)ERNANDES J N，DAVID L M.Key issues for sustainable urban stormwater management［J］.Water Research，2012，46(20):6787-6798.

［4］SADEGHI S H R，HARCHEGANI M K，YOUNESI H A.Suspended sediment concentration and particle size distribution，and their relationship with heavy metal content ［J］. Journal of Earth System Science，2012，121 ( 1) : 63-71.

［5］BACKSTROM M.Grassed swales for stormwater pollution control during rain and snowmelt［J］.Water Science and Technology，2003，48(9):123-132.

［6］YANG Yuangen，HE Zhenli，WANG Yanbo，etal.Dissolved organic matter in relation to nutrients(N and P)and heavy metals in surface runoff water as affected by temporal variation and land uses:a case study from Indian River Area，south Florida，USA ［J］.Agricultural Water Management，2013，118:38-49.

［7］INGVERTSEN S T，CEDERKVIST K，RéGENT Y，et al.Assessment of existing roadside swales with engineered filter soil:I characterization and lifetime expectancy ［J］.Journal of Environmental Quality，2012，41(6):1960-1969.

［8］BOUCHARDA N R，OSMONDB D L，WINSTONA R J，et al.The capacity of roadside vegetated filter strips and swales to sequester carbon ［J］.Ecological Engineering，2013(54):227-232.

［9］WIGINGTON P J，RANDALL C W，GRIZZARD T J.Accumulation of selected trace metals in soils of urban runoff drain swales［J］.Water Resour Bull，1996，22(1):73-79.

［10］MARSALEK J. Advances in urban stormwater and agricultural runoff source controls ［M］. Dordrecht: Kluwer Academic Publishers， 2001.

［11］LANCASTER C D，BEUTEL M W，YONGE D.Evaluation of roadside infiltration to manage stormwater runoff in semiarid eastern washington ［J］. Environmental Engineering Science，2009，26(5):935-940.

［12］INGVERTSEN S T，CEDERKVIST K，JENSEN M B，et al.Assessment of existing roadside swales with engineered filter soil:Ⅱtreatment efficiency and in situ mobilization in soil columns ［J］.Journal of Environmental Quality，2012，41(6):1970-1981.

［13］LI H，DAVIS A P.Urban particle capture in bioretention media:I laboratory and field studies ［J］.Journal of Environmental Engineering，2008，134(6):409-418.

［14］HSIEH C H，DAVIS A P.Bioretention column studies of phosphorus removal from urban stormwater runoff［J］.Water Environment Research，2007，79(2):179-184.

［15］KOMLOS J，TRAVER R G.Long-term orthophosphate removal in a field-scale storm-water bioinfiltration rain garden［J］.Journal of Environmental Engineering，2012，138(10):991-998.

［16］CHEN Xiaolu，PELTIER E，STURM B S M，et al.Nitrogen removal and nitrifying and denitrifying bacteria quantification in a stormwater bioretention system［J］.Water Research，2013，47(4):1691-1700.

［17］JONES P S，DAVIS A P.Spatial accumulation and strength of affiliation of heavy metals in bioretention media［J］.Journal of Environmental Engineering，2013，39(4):479-487.

［18］LEFEVRE G H，HOZALSKI R M，NOVAK P J.The role of biodegradation in limiting the accumulation of petroleum hydrocarbons in rain garden soils［J］.Water Research，2012，46(20):6735-6762.

［19］FERREIRA M，LAU S L，STENSTROM M K.Metals concentration on particlesin highway runoff ［J］.Proceedings of the Water Environment Federation，2011(7):4294-4300.

［20］許燕波，錢春香，陸兆文.微生物礦化修復(fù)重金屬污染土壤［J］.環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2013，7(7):2763-2768.(XU Yanbo，QIAN Chunxiang，LU Zhaowen.Remediation of heavy metal contaminated soil by bacteria biomineralization［J］.Chinese Journal of Environmental Engineering，2013，7(7):2763-2768.(in Chinese))

［21］MARSALEK J，MARSALEKPM.Characteristics of sediments from a stormwater management pond［J］.Water Science and Technology，1997，36(8):117-122.

［22］GERMAN J，SVENSSON G.Stormwater pond sediments and water-characterization and assessment［J］.Urban Water Journal，2005，2(1):39-50.

［23］KARLSSONA K，VIKLANDERA M，SCHOLESB L，et al.Heavy metal concentrations and toxicity in water and sediment from stormwater ponds and sedimentation tank［J］.Journal of Hazardous Materials，2010，178(1/2/3):612-618.

［24］F?RM C.Evaluation of the accumulation of sediment and heavy metals in a storm-water detention pond ［J］.Water Science and Technology，2002，45(7):105-112.

［25］MOORE T L，HUNT W F.Ecosystem service provision by stormwater wetlands and ponds:a means for evaluation［J］.Water Research，2012，46(20):6811-6823.

［26］ISTENIC D，ARIAS C A，MATAMOROS V，et al.Elimination and accumulation of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban stormwater wet detention ponds［J］.Water Science ＆ Technology，2011，64(4):818-825.

［27］KAMALAKKANNAN R，ZETTEL V，GOUBATCHEV A，et al.Chemical(polycyclic aromatic hydrocarbon and heavy metal)levels in contaminated stormwater and sediments from a motorway dry detention pond drainage system［J］.Journal of Environmental Monitoring，2004，6:175-181.

［28］WIUM A T，NIELSEN A H，HVITVED J T.Heavy metals，PAHs and toxicity in storm water wet detention ponds［J］.Water Science ＆ Technology，2011，64(2):503-511.

［29］MARSALEK J，WATT W E，ANDERSON B C.Trace metal levelsin sediments deposited in urban stormwater management facilities［J］.Water Science ＆ Technology，2006，53(2):175-183.

［30］WICKE D，COCHRANE T A，O’SULLIVAN A D.Atmospheric deposition and storm induced runoff of heavy metals from different impermeable urban surfaces［J］.Journal of Environmental Monitoring，2012，14(1):209-216.

［31］KAYHANIAN M，STRANSKY C，BAY S.Toxicity of urban highway runoff with respect to storm duration ［J］.The Science of the Total Environment，2008，389(2/3):386-406.

［32］MARSALEK J，ROCHFORT Q，GRAPENTINE L，et al.Assessment of stormwater impacts on an urban stream with a detention pond ［J］.Water Science and Technology，2002，45(3):255-263.

［33］TIXIER G，ROCHFORT Q，GRAPENTINE L，et al.Spatial and seasonal toxicity in a stormwater management facility:evidence obtained by adapting an integrated sediment quality assessment approach ［J］.Water Research，2012，46(20):6671-6682.

［34］ERICKSON A J，GULLIVER J S，KANG J H，et al.Maintenance for stormwater treatment practices ［J］.Journal of Contemporary Water Research ＆ Education，2010，146:75-82.

［35］李倩倩，李鐵龍，趙倩倩，等.天津市路面雨水徑流重金屬污染特征［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2011，20(1):143-148.(LIQianqian，LITielong，ZHAO Qianqian，etal.Characteristics of heavy metal pollution in road rainfallrunoff of Tianjin city［J］.Ecology and Environmental Sciences，2011，20(1):143-148.(in Chinese))

［36］李靜靜，李云飛，張寧，等.合肥市經(jīng)開(kāi)區(qū)路面徑流中重金屬污染特征分析［J］.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40(30):14905-14908.(LI Jingjing，LI Yunfei，ZHANG Ning，et al.Analysis of characteristics of heavy metal pollution in road rainfall-runoff of economic development distinct in Hefei［J］.Journal of Anhui Agricultural Sciences，2012，40(30):14905-14908.(in Chinese))

［37］甘華陽(yáng)，卓慕寧，李定強(qiáng)，等.廣州城市道路雨水徑流的水質(zhì)特征［J］.生態(tài)環(huán)境，2006，15(5):969-973.(GAN Huayang，ZHUO Muning，LI Dingqiang，et al.Water quality characteristics of road runoff from urban area of Guangzhou ［J］.Ecology and Environment，2006，15(5):969-973.(in Chinese))

［38］YING Mei，YANG Xiaohua，GA Rongjian，etal.Phosphorus isothermal adsorption characteristics of mulch of bioretention ［J］.Thermal Science，2012，16(5):1358-1361.

［39］EPA.Stormwater wet pond and wetland management guidebook［M］.Memphis，Tennessee:Books LLC，2009.