郭 超, 謝 瀟, 李家科

(1.陜西省土地工程建設集團 自然資源部退化及未利用土地整治工程重點實驗室, 陜西 西安 710075;2.陜西省土地工程建設集團 陜西省土地整治工程技術研究中心, 陜西 西安 710075; 3.陜西省土地工程建設集團自然資源部土地工程技術創(chuàng)新中心, 陜西 西安 710075; 4.西安理工大學 水利水電學院, 陜西 西安 710048)

傳統城市化帶來的城市內澇、水環(huán)境污染與地下水缺乏補給等嚴峻問題，人們通過反思與研究，提出了許多應對之策，如美國的低影響開發(fā)(LID)、英國的可持續(xù)城市排水系統(SUDS)、澳大利亞的水敏感城市設計(WSUD)等[1]，均取得了良好效果。中國根據自身的水文、地理條件，提出了建設自然積存、自然滲透、自然凈化的“海綿城市”的要求。在中國的海綿城市建設中，雨水花園、生物滯留設施等雨水徑流集中入滲設施應用較多。這類措施主要利用入滲性能和污染物吸附性能較好的改良材料作為填料，使降雨徑流攜帶的污染物經填料吸附、過濾、離子交換、微生物降解等物理、化學、生物作用得到自然凈化，然后下滲補給地下水或收集再次利用，具有減緩城市內澇、凈化水質與涵養(yǎng)地下水資源的綜合功能。由于城市雨水徑流存在嚴重的面源污染，且集中入滲的水量負荷與污染負荷強度大，長期集中入滲會造成填料堵塞，污染物吸附飽和等眾多問題，降低設施運行效率，縮短設施運行壽命，這些都是眾多專家非常關注的科學問題[2]。

目前，國內外研究大多針對雨水花園、生物滯留設施等LID設施本身的結構、效果、影響機制與模擬研究展開[3-5]。如王璐等[6]將雨水花園與工程隔鹽技術相結合，通過室內模擬和正交試驗方法，提出適于上海濱海鹽堿地區(qū)的3種雨水花園結構模式。Gurung等[7]研究表明雨水花園對降雨徑流中氮、磷、重金屬具有較好的去除效果。羅鳴等[8]基于下凹綠地和雨水花園構建了SWMM模型，模擬1 年一遇、2 年一遇、5 年一遇重現期暴雨時的出水口徑流過程及各污染物負荷總量，表明下凹綠地和雨水花園對徑流和水質均有一定的削減作用，且雨水花園作用效果更顯著。對低影響開發(fā)(LID)模式下雨水徑流集中入滲對土壤的影響開展了一些研究，如Kim等[9]研究了雨水花園中重金屬在土壤中的遷移特性，證實了其會對土壤產生污染；Gunawardena等[10]論述了城市雨水徑流中常用的雨水入滲技術和城市雨水中主要的污染物，并對這些污染物入滲后的去向進行了調查； Tedoldi等[11]認為SUDS的普遍應用會對土壤造成影響，并通過文獻回顧分析了解決問題的方法。Tedoldi[11]和Xie[12]研究了流體中攜帶的污染物在土壤環(huán)境中的遷移行為和分布規(guī)律。但是，近年來，雨水花園集中入滲雨水徑流對土壤影響過程的量化分析缺乏系統研究，影響了這類措施的合理使用。

本文對運行8～9 a的雨水花園土壤進行多次取樣分析，重點研究黃土地區(qū)雨水徑流集中入滲對土壤氮、磷、重金屬含量的影響過程，以期為黃土地區(qū)雨水徑流集中入滲措施的合理配置與推廣應用提供科學依據和理論支撐，促進中國海綿城市的健康發(fā)展。

1 研究區(qū)概況

試驗雨水花園位于陜西省西安市西安理工大學校園內。西安市位于黃河流域中部的陜西關中盆地，屬于大陸性季風氣候，平均氣溫 13.3 ℃，冷熱干濕，四季分明，冬季干冷，春季干燥，夏季濕熱，秋季多雨，屬半濕潤氣候區(qū)。根據西安市1951—2008年(58 a)的降雨統計資料，多年平均降雨 580.2 mm，2017年研究區(qū)降水總量為642.9 mm，降雨量年際變化相差較大，年最大年降雨量達903.2 mm(1983年)。西安市是缺水城市，人均水資源占有量僅為全國的1/6，且地下水超采嚴重。西安市所在地區(qū)的黃土層極為豐厚，黃土入滲性能非常好，且為入滲、滯留自然降雨徑流提供了天然的屏障。故以LID設施為單個海綿體，用于排除和蓄存雨水徑流是海綿城市建設過程中重要的措施，為緩解城市內澇災害和補充地下水資源匱缺提供良好的天然條件。本研究涉及兩個雨水花園RD1和RD2。

雨水花園RD1(圖1a)建成于2011年，用于處理辦公樓屋面雨水徑流，屋面面積，即匯水面積約為605 m2，雨水花園面積為30.24 m2，匯流比為20∶1。上部蓄水層15 cm，下部結構層填充西安市本地黃土20 cm，滲透系數大約為2.346 m/d，結構層以下為原狀土層(未受擾動)，花園底部不做防滲處理，雨水徑流經土壤基質直接入滲補給地下水。入流口安裝45°三角堰，溢流口安裝30°三角堰。雨水花園RD1東側30 m處有一垃圾場，主要用于收集校園內生活垃圾以及枯枝落葉等，垃圾場底部為水泥混凝土硬質地面，垃圾滲濾液不會發(fā)生垂向或水平滲漏，主要是清理不及時帶來的少量垃圾碎屑沉積物隨徑流雨水沖刷而進入花園內。

雨水花園RD2(圖1b)建成于2012年，大致為橢圓形，長抽為6 m，短軸為2 m，雨水花園面積約為9.42 m2，主要匯集路面和屋面的混合雨水，匯水面積約為140 m2，匯流比為15∶1?；▓@中間用隔板分割為兩個面積相同的雨水花園，其中一側做防滲處理，底部埋設穿孔排水管，排水管周圍填筑15 cm礫石反濾層；另一側不做防滲處理，雨水徑流可直接入滲補給地下水。在花園入流口安裝兩個45°三角堰，出水口和溢流口安裝30°三角堰。上部蓄水層50 cm，下部填充西安市本地黃土60 cm，底層為原狀土層(未受擾動)。雨水花園結構見圖2。

a RD1結構圖 b RD2結構圖

圖2 雨水花園中土壤N，P和TOC垂向分布特征

2 試驗方法

每次降雨開始時在入流、出流、溢流三角堰處記錄各場次降雨的入流、出流瞬時流量，降雨初期一般每隔5 min采集一次進、出水水樣，在降雨持續(xù)20 min后可按照每隔10 min采集1次進、出水樣，降雨持續(xù)1 h后按照每隔20 min或30 min采集1次進、出水樣，一般降雨水樣采集數量大于8個，現場采集的水樣及時放入-4 ℃冰箱內，水樣分析指標包括TSS，COD，NH4-N，NO3-N，TN和TP，水質指標一般在3～5 d內分析完畢。

2017年4月至2019年2月在兩個雨水花園RD1和RD2(入滲一側)內共采集了7次土樣(距離花園RD1西側5 m處的綠化地中采集一對照土樣CK)，土壤含水率保持在11.3%～30.1%，pH值保持在7.55～7.76，呈微堿性，主要測定土壤N，P，TOC，重金屬含量。為了保持取樣的一致性，一般定于降雨后2～3 d內進行土樣采集，采用3點(花園RD1為同心圓上3點，花園RD2為直線上3點)取樣混合法采集土樣?；▓@RD1土層深度較深，分5層進行采集，分別為0—10，20—30，40—50，70—80，90—100 cm；雨水花園RD2土層較淺(60 cm)，分3層進行土樣采集，分別為0—10，20—30，40—50 cm；對照組CK分4層采集，分別為0—10，20—30，40—50，70—80 cm。樣品采集后分成兩部分，一部分立即進行含水率測定，另一部分晾在陰涼處，在自然狀態(tài)下進行通風陰干，剔除其中的草根等雜物，將其充分混勻，采用四分法取少量陰干土壤，過2 mm篩，測定NH4-N，NO3-N，另一部分過1 mm篩測定TN，TP，重金屬Cu，Zn，Cd，超出最小檢測線值記為0。經處理后的土樣放入-20 ℃冰箱內待測，兩周內分析完畢。7次土樣采集前降雨情況見表1，水樣和土樣分析方法見表2。重金屬Cu，Zn，Cd的形態(tài)采用經典的Tessierr等連續(xù)5級提取法[13]，包括可交換態(tài)(S1)、碳酸鹽結合態(tài)(S2)、鐵—錳氧化物結合態(tài)(S3)、有機結合態(tài)(S4)和殘渣態(tài)(S5)。

表1 7次土樣采集前降雨和入滲狀況

表2 水樣和土壤分析方法

3 結果與分析

3.1 雨水花園入流污染物濃度和負荷分析

2016—2018年對雨水花園RD1和RD2監(jiān)測了16～18場降雨事件，主要采集雨水花園入流水樣，測定其徑流中污染物含量，其徑流中各污染物EMC濃度和雨水花園單位面積受納污染負荷量見表3。

由表3可以看出，雨水花園RD1入流中COD，TSS，NH4-N，TN，TP等污染指標的平均EMC濃度較RD2大，但NO3-N和重金屬Cu，Zn，Cd含量均小于RD2。其中RD1中COD的EMC濃度是RD2的1.80倍，單位面積受納污染負荷量是RD2的2.44倍。說明RD1徑流受有機物污染較為嚴重，降雨徑流進入雨水花園后將破壞土體平衡，COD的降解將會消耗土體中氧氣，成為厭氧狀態(tài)，影響生物生存[14]。雨水花園RD1東側30 m處有一校園垃圾場，垃圾場3面設有高2 m的水泥圍墻(敞開一面背離雨水花園)，受校園垃圾日常清掃、垃圾裝卸等活動的影響，雨水花園RD1匯水渠中堆積的粉塵較多，夏季降雨突然來不及清掃時，粉塵隨徑流會進入RD1中，導致雨水花園RD1徑流中TSS，N，P等污染物含量較高。

表3 雨水花園入流EMC濃度和單位面 受納的污染負荷量(2016-2018年)

雨水花園RD2中重金屬含量較高，其中重金屬Cu，Zn的EMC含量分別是RD1的2.41，2.24倍，單位面積受納污染負荷量分別是RD1的1.81，1.69倍，說明重金屬含量主要來自路面徑流。主要是由于城市道路行駛車輛較多，汽車尾氣排放、油脂泄露、車胎磨損將導致路面沉積物中重金屬Zn含量升高。韋毓韜等[15]研究表明，道路雨水徑流中Cu，Zn，Cd，Pb等重金屬主要受交通因素的影響。

3.2 土壤N，P，TOC含量垂向分布

雨水花園0—100 cm不同土層深度N，P含量如圖3所示。

由圖2可以看出，雨水花園和CK土壤中NH4-N和TOC含量隨土層深度增加呈逐漸遞減的趨勢，上層土壤中NH4-N和TOC含量明顯高于下層土壤。其中RD1土壤中NH4-N含量由表層下10 cm的67.69 mg/kg降低至表層下100 cm的21.75 mg/kg，降低了211.18%。這主要是由于降雨徑流中NH4-N主要以顆粒態(tài)形式存在，進入雨水花園后被攔截在表層土壤。此外，NH4-N主要帶正電荷，而土壤大多帶負電荷，雨水徑流中NH4-N易吸附在土壤膠體表面，在降雨沖刷作用下不易隨水分向下遷移。RD1土壤中TOC含量由表層下10 cm的13.83 g/kg降低至表層下100 cm的5.42 g/kg，降低了155.38%。隨取樣深度增加，雨水花園和CK土壤中NO3-N含量呈增加趨勢，上層土壤中NO3-N含量小于下層土壤。RD1土壤中NO3-N含量由表層下10 cm的65.84 mg/kg增加至表層下100 cm的70.23 mg/kg，下層土壤NO3-N含量比上層增加了6.68%。這就說明降雨徑流中NO3-N進入土壤后發(fā)生了淋溶現象，NO3-N隨水分入滲易向下遷移。王祿等[16]通過人工濾柱試驗發(fā)現，NH4-N主要集中表層下50 cm土壤，并隨濾池深度增加呈逐漸降低的趨勢，而NO3-N隨水流被快速排除試驗系統。有關研究表明[17]，硝酸鹽作為陰離子不被土壤介質所吸附，在土壤/水系統中通常具有很強的移動性。與NH4-N含量的變化規(guī)律一致，雨水花園土壤中TN含量隨土層深度增加呈逐漸減小的趨勢。雨水花園土壤中TP含量隨土層深度增加逐漸增大，而CK土壤中TP含量隨深度增加呈減小趨勢。RD1不同層深度TP含量分別為250.56，239.93，273.09，366.49，485.83 mg/kg，表層下100 cm土壤TP含量較表層下10 cm增加了93.90%。說明雨水花園土壤中可溶性磷隨水分入滲發(fā)生了明顯的遷移作用，具有顯著的深層富集現象。因此，雨水花園、生物滯留設施不宜用于地下水位較高的地區(qū)，若確實需要應用，需做好前處理，避免硝酸鹽和磷酸鹽的淋溶而發(fā)生次生災害。

3.3 土壤重金屬垂向分布

將雨水花園2017年4月至2019年2月采集的7次土樣中3種重金屬含量分別取均值，得到雨水花園土壤重金屬含量在垂向上的分布規(guī)律(圖3)。

由圖3可以看出，雨水花園和CK土壤重金屬Zn和Cd大多富集在土壤表層下30 cm范圍內，并且土壤Cd含量隨土層深度增加呈逐漸減小的趨勢。土壤中重金屬Cu的分布較均勻，RD1的90—100 cm和RD2的40—50 cm土層中Cu含量略大于其他各層，而CK表層土壤重金屬Cu含量略大于其他各層。研究表明，城市道路徑流雨水中重金屬Zn的主要來源于車輛輪胎磨損、發(fā)動機潤滑油遺漏；重金屬Cu的主要來源于金屬電鍍、車輛軸承及制動部件磨損；重金屬Cd主要來源于車輛輪胎磨損[18]。董微礫[19]研究新疆烏魯木齊市城市道路雨水中重金屬Cu平均值為209.7～237.4 μg/L，Zn平均值為530.4～745.5 μg/L，Cd平均值為0.7～3.3 μg/L。Xie等[12]通過大量研究認為Zn在市區(qū)的主要來源是車輛的輪胎磨損、制動磨損、大氣干濕沉積和石油、天然氣的燃燒作用。

圖3 雨水花園土壤重金屬垂向分布特征

降雨徑流導致了雨水花園土壤中重金屬含量的增加，0—50 cm土層，雨水花園RD1和RD2土壤Zn含量分別為81.58，70.66，59.73，56.93，58.48 mg/kg和77.36，84.74，92.13，99.18，106.23 mg/kg，可以看出，除表層土壤(0—10 cm)外，其余各層土壤，雨水RD2中Zn含量分別是RD1的1.20，1.54，1.74，1.68倍，表明雨水花園土壤Zn含量受降雨匯水面類型的影響較大，匯水面為道路的雨水花園，其土壤中重金屬Zn含量明顯高于匯水面為屋面的雨水花園由于RD2主要接納路面徑流，故RD2入流水質中Zn濃度遠高于RD1。

不同匯水面對雨水花園土壤中重金屬Cd的影響也不同，0—50 cm各層土壤，雨水花園RD1土壤Cd含量分別為0.581，0.531，0.363 mg/kg，RD2土壤重金屬Cd分別為0.237，0.147，0.256 mg/kg，而CK土壤分別為0.277，0.165，0.233 mg/kg?？梢钥闯?，雨水花園RD2和CK土壤中Cd含量差異較小，但RD1土壤Cd含量遠大于RD2和CK，分別是RD2和CK的2.45，3.62，1.42，2.09，3.22，1.56倍。分析其原因，主要是受RD1東側的垃圾場影響。雨水花園RD1主要匯集屋面徑流，降雨徑流經坡屋面自由落水進入地面匯水溝后集中進入雨水花園，而垃圾場西側正好為雨水花園部分地面匯水溝，每天校園內清理垃圾時，有大量粉塵落入東側地面匯水溝和雨水花園RD1，粉塵中可能含有重金屬Cd，在降雨沖刷作用下進入了雨水花園，導致雨水花園RD1中Cd含量遠大于RD2。

3.4 土壤重金屬與TOC的關系

由圖4可以看出，土壤中重金屬Cu和Zn與土壤有機碳(TOC)呈直線關系，R2分別達0.840，0.861，重金屬Cd與TOC呈二次曲線關系，R2達0.802。TOC是通過微生物作用所形成的腐殖質、動植物殘體和微生物體的合稱，土壤TOC是雨水花園徑流雨水中重金屬的重要載體，TOC含量較高的土壤可有效削減徑流雨水中的重金屬，從而減少重金屬對土壤中動、植物的危害，并且可防止重金屬向下遷移，影響地下水水質。王騰云等[20]通過福建沿海地區(qū)土壤—稻谷重金屬含量關系與影響因素研究，發(fā)現富含有機碳的土壤條件有利于阻斷稻谷對土壤Cd的吸收，降低土壤Cd污染的生態(tài)風險。謝娜等[21]通過研究不同土地利用方式土壤有機碳變化特征及與重金屬的相關性，發(fā)現典型土壤重金屬Hg，Cd，Cr，As，Pb與SOC儲量之間存在顯著相關性，園地和建設用地最高r=0.99，林地和耕地次之，分別為r=0.87和r=0.86?？梢娡寥乐蠺OC與土壤重金屬具有密切相關性。

圖4 雨水花園土壤重金屬與TOC的關系

3.5 土壤重金屬形態(tài)分布

可交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)兩種形態(tài)的重金屬不大穩(wěn)定，隨水分入滲易向下遷移，鐵—錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)在土壤中的存在形態(tài)較穩(wěn)定。重金屬Cu，Zn，Cd的各形態(tài)含量如圖5所示。

注：S1—S5為重金屬的不同形態(tài)，S1為可交換態(tài)，S2為碳酸鹽結合態(tài)，S3為鐵—錳氧化物結合態(tài)，S4為有機結合態(tài)，S5為殘渣態(tài)。

由圖5可以看出，雨水花園和CK土壤中重金屬Cu的5種形態(tài)關系為：S5>S3>S4>S2>S1，而Zn的5種形態(tài)關系為：S3>S5>S2>S4>S1。故雨水花園土壤中重金屬Cu和Zn主要以鐵—錳氧化物結合態(tài)和殘渣態(tài)形式存在，存在形態(tài)相對穩(wěn)定，隨水分入滲不易發(fā)生向下遷移。雨水花園和CK土壤中重金屬Cd的5種存在形態(tài)與Cu和Zn明顯不同，其關系為：S1>S2>S3>S4>S5，由此可見雨水花園土壤中Cd主要以可交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)形式存在，這就說明Cd在土壤中很不穩(wěn)定，隨水分入滲有向下遷移的風險，易進入地下水。

4 結 論

(1) 雨水花園匯水面類型影響降雨徑流中污染物濃度，雨水花園RD1入流中COD，TSS，N，P等污染物含量較高，而雨水花園RD2入流中重金屬含量遠高于RD1。

(2) 受降雨徑流集中入滲污染影響，雨水花園0—50 cm土壤NH4-N和TN含量較高。土壤NH4-N，TN和TOC隨土層深度增加逐漸減小，而NO3-N和TP隨土層深度增加逐漸增大，發(fā)生了明顯的淋溶。

(3) 雨水花園土壤重金屬大多集中在0—30 cm范圍。Cu和Zn主要以鐵—錳氧化物結合態(tài)和殘渣態(tài)形式存在，Cd主要以可交換態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)形式存在，隨水分入滲易向下遷移。雨水花園土壤重金屬與TOC具有較好的擬合關系(R2>0.8)。