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海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法

杨松文, 陈铁, 周志鹏, 董文艺, 孙飞云, 洪德松, 张斌, 孙丹平. 海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117
引用本文: 杨松文, 陈铁, 周志鹏, 董文艺, 孙飞云, 洪德松, 张斌, 孙丹平. 海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117
YANG Songwen, CHEN Tie, ZHOU Zhipeng, DONG Wenyi, SUN Feiyun, HONG Desong, ZHANG Bin, SUN Danping. Construction method of monitoring network for runoff index evaluation in sponge city[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117
Citation: YANG Songwen, CHEN Tie, ZHOU Zhipeng, DONG Wenyi, SUN Feiyun, HONG Desong, ZHANG Bin, SUN Danping. Construction method of monitoring network for runoff index evaluation in sponge city[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117

海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法

    作者简介: 杨松文(1993—),男,博士研究生。研究方向:海绵城市监测与评估。E-mail:songwen315@qq.com
    通讯作者: 孙飞云(1982—),男,博士,副教授。研究方向:海绵城市、面源污染等。E-mail:sun_fy@hit.edu.cn
  • 基金项目:
    深圳市技术攻关项目(JSGG20170414101900541);深圳市基础研究项目(JCYJ20160406162038258)
  • 中图分类号: X84;X820.2

Construction method of monitoring network for runoff index evaluation in sponge city

    Corresponding author: SUN Feiyun, sun_fy@hit.edu.cn
  • 摘要: 针对当前海绵城市径流监测网络的构建方法存在不系统、不实用,导致监测数据无法追溯、评估数据不全面等问题,对海绵城市径流指标评估中监测网络的系统化构建和布点问题进行探讨,并以深圳市某海绵城市试点区域为例进行应用。探讨结果表明,系统化构建监测网络需按照“源头-过程-末端”3个层级对“海绵设施-建设地块-排水分区”监测点位进行全方位布置,以便达到监测数据全过程记录和可追溯的目标。“源头-过程-末端”3个层级监测点位选取和布置时需要满足实用性、代表性及经济性等原则。系统化监测网络的构建思路和布点方法能较好地适用于该试点区域,满足该区域径流指标评估的需求,可为海绵城市建设效果的定量化考核和评估提供借鉴。
  • 进入环境中的重金属具有高毒性、持久性、不可生物降解性和生物累积性等的特点,不仅会威胁生态系统的安全,而且还可以通过食物链危及人群的身体健康[1-4]。底泥是重金属的重要载体。随着全球城镇化和工业化进程的加快,大量的重金属排入湖泊、水库和河流等地表水体,最终汇集到底泥中,造成水体底泥的重金属污染[1-4]。当外界环境条件合适时,底泥中累积的重金属会释放出来进入上覆水体中,成为水体重金属污染的内源,对水体造成二次污染[3-4]。目前,水体底泥的重金属污染已成为世界范围内的一个重要环境问题[5-6]。因此,控制水体污染底泥中重金属的释放刻不容缓。

    水体底泥重金属释放控制技术可分为两大类:异位和原位控制技术[5-7]。原位覆盖/改良技术,即将修复材料覆盖到底泥-水界面上方或直接添加进底泥中,被认为是一种极具应用前景的水体底泥重金属释放控制技术[5-7]。该技术具有运行简单、修复成本低、修复速度快和环境友好等的优点[5-7]。选择合适的修复材料,对于利用原位覆盖/改良技术控制底泥中重金属释放而言是非常重要的。目前,许多重金属污染底泥的修复材料已引起了人们的关注,包括磷灰石[8]、生物炭[9]、碳纳米管[10]、零价铁[10]、沸石[11]和铁氧化物[12]等。

    铜(Cu)和铅(Pb)是两种底泥中广泛存在的重金属。沸石是一种含水的碱或碱土金属铝硅酸盐矿物,不仅来源广泛、价格低廉,而且对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的吸附性能较好[13-14]。Xiong等研究发现,2 cm厚天然沸石覆盖层对底泥中Pb释放的抑制率可达85.7%[11]。方解石是一种分布很广的碳酸钙矿物。研究发现,方解石对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的去除性能较好[15-17]。另外,最近的研究发现,采用铁盐对方解石进行改性所获得的铁改性方解石(铁方解石)是一种非常有应用前景的用于控制水体底泥磷释放的活性覆盖材料[18]。考虑到铁氧化物对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子具有较好的吸附能力[19-20],因此天然沸石和铁方解石的联合覆盖预计也可用于水体底泥中Cu和Pb等重金属释放的控制。但是,目前对天然沸石和铁方解石联合覆盖控制水体底泥Cu和Pb释放效果及机制的了解尚不十分清楚。

    为此,本研究分析了天然沸石和铁方解石对水中Cu2+和Pb2+的吸附特性,考察了天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu和Pb浓度动态变化的影响,辨析了联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响,观察了联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的影响,分析了被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的赋存形态,探讨了天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥中Cu和Pb释放的控制机制,以期为联合利用天然沸石和铁方解石作为覆盖材料控制水体底泥中重金属释放提供科技支撑。

    底泥取自上海市浦东新区上海海洋大学校园景观水体,自然风干并过100 目筛。氯化铁、硝酸铅、硝酸铜、硝酸、乙酸、盐酸羟胺、过氧化氢、乙酸、乙酸铵、氢氧化钠和盐酸等化学药剂均购自国药集团化学试剂有限公司,均为分析纯。天然沸石(NZ)来自浙江省缙云县某矿山。方解石(CA)来自浙江省长兴县某矿山。Chelex DGT(薄膜扩散梯度)装置由南京智感环境科技有限公司提供。实验所用的水为去离子水。分别采用Cu(NO3)2·3H2O和Pb(NO3)2配制硝酸铜和硝酸铅的储备液,再通过稀释的方式获得硝酸铜和硝酸铅的使用液。使用液中铜和铅的浓度均以元素铜和铅计。

    铁方解石(FeCA)的制备步骤为:称取20 g 过200 目筛的方解石粉末放入到500 mL 锥形瓶中,然后再向该锥形瓶中加入5 g FeCl3·6H2O,随后再向该锥形瓶中加入100 mL 去离子水并摇匀;接着,将该锥形瓶放置到磁力搅拌器上,再用1 mol·L−1氢氧化钠溶液以稳定的速度滴入到锥形瓶中,将悬浮液的pH值调节至10,然后继续搅拌反应1 h;随后采用离心分离的方式获得固体材料,再采用去离子水清洗材料5遍;再将所获得的固体材料放入到105℃的烘箱中进行烘干,烘干后将材料研磨收集即得到FeCA,并用自封袋密封备用。

    称取2 kg的风干底泥置于容器中;分别称取4.53 g Cu(NO3)2·3H2O(等同于向底泥中添加600 mg·kg−1的Cu)和3.20 g Pb(NO3)2(等同于向底泥中添加1000 mg·kg−1的Pb)置于同一个烧杯中,再加入500 mL去离子水,配成含硝酸铜和硝酸铅的混合溶液;然后将该混合溶液倒入到含有风干底泥的容器中并加以搅拌,接着分2次加入 500 mL去离子水;再手动搅拌40 min,然后静置过夜,制备得到重金属污染底泥。

    通过批量吸附实验研究溶液初始浓度对NZ和FeCA去除水中Cu2+的影响。实验步骤为:将25 mg NZ或FeCA加入到50 mL玻璃瓶中,再加入25 mL硝酸铜溶液,溶液的初始pH值设置为6,再将锥形瓶放置于水浴振荡器中恒温振荡24 h,温度设为25 ℃,转数为250 r·min−1;反应结束后离心分离获得上清液,再用原子火焰法测定上清液中铜的浓度。对于NZ吸附铜离子实验,初始浓度分别为5、10、15、20、25、30 mg·L−1。对于FeCA吸附水中铜离子实验,初始浓度分别为5、10、15、20、25、30、35、40、50 mg·L−1

    通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ吸附水中Cu2+的影响。实验步骤为:分别称取质量为15、20、25、30、40、50、60 mg的NZ置于一系列的100 mL锥形瓶中,再加入pH值为6、浓度为10 mg·L−1的硝酸铜溶液50 mL,再置于水浴振荡器中振荡反应24 h;反应时间结束后,通过离心分离的方式获取上清液;然后采用原子火焰法测定上清液中残留的铜浓度。对于吸附剂投加量对FeCA去除水中铜离子的影响实验,吸附剂质量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,初始浓度为20 mg·L−1,实验步骤同上。

    通过批量吸附实验考察初始浓度对NZ和FeCA吸附水中Pb2+的影响。对于NZ的吸附实验,溶液体积为25 mL,吸附剂投加量为25 mg,溶液pH值为6,初始Pb浓度分别为75、100、125、150、200 mg·L−1,反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验,溶液体积为100 mL,吸附剂投加量为10 mg,溶液初始pH值为6,初始Pb浓度分别为10、20、40、60、80、100、150、200 mg·L−1,反应时间为24 h。

    通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ和FeCA吸附水中Pb2+的影响。对于NZ的吸附实验,溶液体积为50 mL,初始Pb浓度为10 mg·L−1,初始pH值为6,吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验,溶液体积为50 mL,初始Pb浓度为20 mg·L−1,初始pH值为6,吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,反应时间为24 h。

    NZ和FeCA对水中Cu(II)和Pb(II)的单位吸附量(Qe,mg·g−1)和去除率(RE,%)分别采用公式(1)和(2)进行计算。

    Qe=(C0Ce)×VM (1)
    RE=C0CeC0×100% (2)

    式中,C0Ce分别代表初始时刻和平衡时刻水中Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)的浓度(mg·L−1);V代表Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)溶液的体积(L);M代表NZ或FeCA的投加量(g)。

    称取634 g 湿的重金属污染底泥置于1.3 L玻璃瓶中,并对玻璃瓶中底泥进行以下处理:① 底泥不进行任何处理(对照组);② 将20 g NZ覆盖于底泥-水界面上方,并铺设均匀(沸石覆盖组);③ 将20 g FeCA均匀铺设到底泥-水界面上方(铁方解石覆盖组);④ 先将20 g NZ覆盖到底泥-水界面上方,再将20 g FeCA均匀铺设到沸石覆盖层上方(联合覆盖组)。配制含10 mmol·L−1 NaCl、1 mmol·L−1 NaHCO3和1 mmol·L−1 CaCl2的溶液,并将其pH值调节至7.5,然后采用亚硫酸钠氧化法去除溶液中的溶解氧(DO),使 DO浓度低于 0.5 mg·L−1。将配制好的溶液加入到玻璃瓶中,直至上覆水位到达玻璃瓶的瓶口,然后塞上橡胶塞,并用白凡士林涂抹封口,营造底泥处于缺氧状态的环境。每间隔一段时间采用便携式溶氧仪测定上覆水中DO 浓度,并采用原子吸收法测定上覆水中Cu和Pb的浓度。培养339 d之后,插入Chelex DGT测定上覆水和底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度。

    DGT膜中积累的Cu或Pb的质量(m,mg)根据公式(3)进行计算[21]

    m=Cl×(Vgel+Vacid)fe (3)

    式中,Cl为HNO3提取液中Cu或Pb的浓度(mg·L−1);Vgel是DGT凝胶的体积(L);Vacid为HNO3提取液的体积(L);fe为Cu或Pb的提取率。

    DGT有效态Cu或Pb浓度(CDGT,mg·L−1)根据公式(4)进行计算[21]

    CDGT=m×ΔgDd×A×T (4)

    式中,∆g为扩散层和滤膜的厚度(cm);Dd为Cu或Pb的扩散系数(cm2·s−1);A为DGT膜暴露面积(cm2);T为DGT放置时间(d)。

    底泥-水界面Cu或Pb的表面扩散速率[J,µg·(m2·d)−1]采用以下公式进行计算[22]

    J=Dw(CDGTxw)(x=0)ϕDs(CDGTxs)(x=0) (5)

    式中,Dw为Cu或Pb在水中的扩散系数(cm2·s−1);Ds为Cu或Pb在底泥中的扩散系数(cm2·s−1);(CDGTxw)(x=0)(CDGTxs)(x=0)分别为Cu或Pb在水相和底泥相中的浓度梯度[µg·(L·mm)−1]。Ds可根据以下公式进行计算[22]

    Ds=ϕ2DW (6)

    底泥培养实验结束之后,收集覆盖材料,并采用改进的BCR连续提取法[4]对覆盖材料中Cu和Pb的赋存形态进行分析。该方法将重金属的形态定义为可交换态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)和残渣态(F4)4种形态。取0.5 g覆盖材料置于50 mL离心管中,然后分别采用不同的提取剂对覆盖材料中各形态Cu和Pb进行分级提取,再采用原子吸收法测定提取液中各形态Cu和Pb的含量。另外,本研究也采用改进的BCR连续提取法[4]对底泥中Cu和Pb的赋存形态进行分析。

    图1是吸附剂投加量对NZ和FeCA去除水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响。从图1可见,吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,NZ对水中Cu(Ⅱ)的去除率由25.2%增加到67.0%,而NZ对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量则由8.39 mg·g−1逐渐下降到5.58 mg·g−1。当吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,FeCA对水中Cu(Ⅱ)的去除率逐渐从43.0%增加到97.2%,这与吸附剂投加量影响NZ对水中Cu(Ⅱ)去除率的规律类似。与NZ略微不同的是,随着吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,FeCA对水中Cu(Ⅱ)吸附量先略微增加(当吸附剂投加量从0.3 g·L−1增加到0.4 g·L−1时,吸附量从28.7 mg·g−1增加到31.5 mg·g−1)而后持续下降(当吸附剂投加量从0.4 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,吸附量从31.5 mg·g−1下降到16.2 mg·g−1)。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)去除率随着吸附剂投加量增加而增加的原因主要是:吸附剂投加量越大,提供的吸附剂活性点位越多,更有利于水中的Cu2+被吸附剂所吸附去除[23]。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)单位吸附量随着吸附剂投加量增加而降低的原因主要是:吸附剂投加量的增加导致了吸附剂表面上活性位点的聚集以及吸附质扩散路径长度的增加[23]。从图1中还可见,当吸附剂投加量由0.3 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的去除率基本保持不变,分别位于98.6%—99.7%和99.7%—99.9%。此外,当吸附剂投加量由0.3 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的单位吸附量则会逐渐下降,分别由33.0 mg·g−1下降到8.30 mg·g−1和由66.6 mg·g−1下降到16.6 mg·g−1。由以上分析可见,NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)均具有较强的吸附去除能力。

    图 1  吸附剂投加量对天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响
    Figure 1.  Effect of adsorbent dosage on Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) adsorption onto natural zeolite and iron-modified calcite

    图2为NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线。由图2可见,NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量随着吸附平衡浓度的增加而增加,直至达到吸附饱和或者接近饱和。随着水中Pb(Ⅱ)平衡浓度的逐渐增加,NZ和FeCA对Pb(Ⅱ)的单位吸附量逐渐增加直至达到吸附饱和或者接近饱和。进一步采用Langmuir [式(7)][24]和Freundlich [式(8)][24]等温吸附模型对图2中的实验数据进行拟合分析,所获得模型参数值列于表1。根据模型参数值计算得到的Langmuir和Freundlich等温线也列于图2

    图 2  天然沸石和铁方解石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线
    Figure 2.  Adsorption isotherms of Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) on natural zeolite and iron-modified calcite
    表 1  天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温线模型参数拟合结果
    Table 1.  Fitting results of isotherm models for Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake by natural zeolite and iron-modified calcite
    等温吸附模型Isotherm model参数Parameter天然沸石Natural zeolite铁方解石Iron-modified calcite
    Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)
    LangmuirQMAX/(mg·g−1)7.9875.427.21150
    KL/(L·mg−1)4.290.25217.49.29
    R20.6850.5150.9830.722
    FreundlichKF5.4043.820.3685
    1/n0.1530.1140.1320.119
    R20.9680.7410.7700.454
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    LangmuirQe=QMAXKLCe1+KLCe (7)
    FreundlichQe=KFC1/ne (8)

    式中,Qe代表吸附剂对水中吸附质的吸附量(mg·g−1);Ce代表水中残留的吸附质浓度;QMax代表吸附剂对水中吸附质的最大单分子层吸附量(mg·g−1);KL代表Langmuir常数(L·mg−1);KF和1/n均代表Freundlich常数。

    表1中可见,与Langmuir模型相比,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为更适合采用Freundlich模型加以描述。与之相反的是,FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为则更适合采用Langmuir模型加以描述,说明FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附属于单分子层吸附。根据Langmuir等温吸附模型,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g−1和75.4 mg·g−1,接近根据实验确定的最大吸附量(Cu:8.69 mg·g−1;Pb:75.7 mg·g−1)。FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为27.2 mg·g−1和1150 mg·g−1,接近根据实验确定的最大吸附量(Cu:28.4 mg·g−1;Pb:1099 mg·g−1)。这说明,采用Langmuir等温吸附模型预测NZ和FeCA对水中Pb和Cu的最大吸附量是可靠的。很显然,FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量高于NZ。这进一步说明了FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附能力强于NZ。

    表2为国内外先前文献报道的沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单位吸附量。从表2中可见,本研究所用的天然沸石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量(7.98 mg·g−1)小于先前文献报道的天然沸石(26.24 mg·g−1),也小于先前文献报道的人工合成沸石(57.803—202.76 mg·g−1)。另外,本研究所用的天然沸石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量(75.4 mg·g−1)介于先前文献报道的天然沸石的最大吸附量(14.2—89.096 mg·g−1)之间,但小于先前文献报道的人工合成沸石最大吸附量(109.890—441.336 mg·g−1)。虽然天然沸石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量小于人工合成沸石,但是前者的成本通常是小于后者的。因此,从性价比的角度看,应用天然沸石作为覆盖材料控制底泥中Cu和Pb的释放预计是更有希望的。虽然铁方解石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量小于先前文献报道的碳酸盐基材料(大理石),也小于人工合成的沸石,但是铁方解石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量明显大于先前文献报道的天然沸石、人工合成沸石和碳酸盐基材料(碳酸盐基尾矿渣和球霰石型碳酸钙)。所以,从吸附容量的角度看,利用铁方解石作为覆盖材料控制底泥中Pb的释放是很有希望的。

    表 2  国内外沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量
    Table 2.  The maximum Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake capacities for zeolite, carbonate-based material and iron oxide reported in previous literatures
    序号Number吸附剂名称Adsorbent nameCu(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g−1)Copper maximum adsorption capacityPb(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g−1)Lead maximum adsorption capacity确定方法Determination method参考文献Reference
    1天然沸石14.2Langmuir模型[13]
    2天然沸石26.24(0.410 mmol·g−189.096(0.430 mmol·g−1Langmuir-Freundlich模型[14]
    3FAU型沸石57.803109.890Langmuir模型[25]
    4NaA型沸石202.76Langmuir模型[26]
    5NaY型沸石431.60Langmuir模型[27]
    6钙霞石型沸石133.18 (2.081 mmol·g−1)441.336 (2.130 mmol·g−1)Langmuir模型[28]
    7碳酸盐基尾矿渣832实验[29]
    8大理石222.84Langmuir模型[30]
    9球霰石型碳酸钙499.86实验[31]
    10NZ7.9875.4Langmuir模型本研究
    11FeCA27.21150Langmuir模型本研究
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    先前研究[23,32-33]已对沸石吸附水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的机制开展了研究,结果发现,阳离子交换和静电吸引是沸石吸附水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的重要作用机制。因此,笔者推测,本研究所用NZ吸附水中Cu2+和Pb2+的主要机制涉及阳离子交换和静电吸引。Tang等研究发现,方解石溶解和含铜沉淀物形成是方解石去除水中Cu2+的重要机制[34]。Song等研究发现,方解石去除水中Cu2+的机制主要为表面吸附和化学沉淀作用[35]。内层配合物形成是铁氧化物吸附水中Cu2+和Pb2+的重要机制[36]。所以,笔者推测,铁方解石去除水中Cu2+和Pb2+的主要机制涉及表面吸附和化学沉淀。

    本研究所用底泥中可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Cu的含量分别为43.5、10.2、381 mg·kg−1和196 mg·kg−1,可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Pb的含量分别为209、326、86.9、592 mg·kg−1。在采用BCR法提取的4种形态重金属中,可交换态重金属被认为是最容易释放和最具生物有效性的[4]。可还原态重金属主要是指与铁锰氧化物/氢氧化物所结合的重金属,在缺氧条件下容易被释放出来[4]。本研究所用底泥中F1+F2态Cu和Pb含量分别为53.7 mg·kg−1和535 mg·kg−1。这说明本研究所用底泥中Cu和Pb存在释放的风险。底泥培养期间对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中DO浓度的最大值分别为0.65、0.17、0.79、0.25 mg·L−1。这说明,底泥培养期间各反应器中上覆水均处于缺氧状态。图3为对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率。从中可见,对照组上覆水中Cu浓度位于0.223—0.447 mg·L−1。这说明缺氧条件下底泥中Cu会释放出来进入上覆水中。NZ覆盖组上覆水中Cu浓度为0.105—0.236 mg·L−1,低于对照组。计算得到的NZ覆盖对上覆水中Cu的削减率为37%—66%。这表明,天然沸石覆盖可以有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放。通常,底泥中物质向上覆水体释放的过程包括两个基本过程:(1)底泥中物质先释放进入间隙水中;(2)间隙水中溶解态物质通过分子扩散机制穿过底泥-水界面向上覆水迁移[37-38]。天然沸石对水中Cu2+具有较好的吸附能力(图1图2)。底泥间隙水中Cu2+穿越底泥-水界面时可被天然沸石覆盖层所吸附,进而导致底泥-水界面Cu扩散通量的下降,从而导致上覆水中Cu浓度的下降。从图3中还可见,FeCA覆盖组上覆水中Cu的浓度为0.044—0.066 mg·L−1,低于对照组。计算得到的FeCA覆盖对上覆水中Cu的削减率为80%—86%。这说明,铁方解石覆盖可有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放风险。铁方解石对水中Cu具有较好的吸附能力(图1图2)。铁方解石覆盖层可通过吸附作用拦截底泥间隙水中Cu向上覆水体的扩散,从而降低上覆水中Cu的浓度。铁方解石覆盖对上覆水中Cu的削减率高于天然沸石。这说明铁方解石覆盖控制底泥中Cu释放的效果优于天然沸石。联合覆盖组上覆水中Cu的浓度明显低于对照组,天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu的削减率为81%—89%。由此可见,天然沸石和铁方解石联合覆盖同样可以有效控制底泥中Cu向上覆水体中的释放。这主要归功于联合覆盖层中天然沸石和铁方解石对底泥中Cu释放的拦截作用。另外,NZ/FeCA联合覆盖对底泥中Cu向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

    图 3  各实验组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率
    Figure 3.  Change in Cu concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Cu by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

    图4为各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率。

    图 4  各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率
    Figure 4.  Change in Pb concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Pb by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

    图4中还可见,对照组上覆水中Pb的浓度为0.220—0.303 mg·L−1,说明底泥中Pb可被释放出来进入上覆水中。与对照组相比,NZ覆盖组和FeCA覆盖组上覆水中Pb的浓度更低。NZ覆盖和FeCA覆盖对上覆水中Pb的削减率分别为45.5%—75.0%和63.6%—81.3%。显然,前者对上覆水中Pb的削减率低于后者。这说明NZ覆盖和FeCA覆盖均可有效控制底泥中Pb向上覆水体中的释放,且后者控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效果优于前者。NZ对水中Pb2+具有一定的吸附能力,而FeCA对水中Pb2+的吸附能力强(图1和2)。NZ覆盖和FeCA覆盖之所以能有效控制底泥中Pb释放的主要原因之一是:NZ或FeCA覆盖层会吸附底泥间隙水中溶解态Pb,从而阻止了底泥间隙水中溶解态Pb向上覆水体中的扩散。从图4还可见,NZ和FeCA联合覆盖层同样可以有效地阻止底泥中Pb向上覆水体中的释放,导致上覆水中Pb的浓度明显低于对照组。NZ/FeCA联合覆盖层对上覆水中Pb2+的削减率为68.2%—87.5%。这主要归功于联合覆盖层中NZ和FeCA对底泥中Pb释放的拦截作用。另外,NZ/FeCA联合覆盖控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

    图5是对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的分布特征。从中可见,对照组中底泥-水界面附近DGT有效态Cu和Pb浓度呈现显著的梯度变化。当深度从20 mm下降到0 mm时(正值表示底泥-水界面上方),上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度分别从1.20 µg·L−1增加到2.72 µg·L−1和从1.55 µg·L−1增加到3.48 µg·L−1。当深度从0 mm下降到-40 mm(负号表示底泥-水界面下方)时,底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度分别由2.72 µg·L−1急剧增加到12.7 µg·L−1和由3.48 µg·L−1急剧增加到18.6 µg·L−1。这证实了本研究所用底泥中Cu和Pb会逐渐从下层底泥向上层底泥迁移,而后穿越底泥-水界面再向上覆水体中释放。对于联合覆盖组而言,不同深度处上覆水中DGT有效态Cu和Pb的浓度水平差异很小,但是不同深度处底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度仍存在的差异。当深度从−30 mm下降到−40 mm时,底泥中DGT有效态Cu浓度会由1.49 µg·L−1增加到4.31 µg·L−1。当深度从0 mm下降到−40 mm时,底泥中DGT有效态Pb浓度会从0.219 µg·L−1增加到8.95 µg·L−1。这说明,NZ和FeCA联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb仍存在向间隙水和上覆水中释放的风险。

    图 5  对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb的分布特征
    Figure 5.  Distribution of DGT-labile Cu and Pb in overlying water/sediment profile in control and natural zeolite/iron-modified calcite combined capping columns

    图5中还可以看出,联合覆盖组上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于对照组。计算确定的联合覆盖对上覆水中DGT有效态Cu和Pb的削减率分别为54.3%—78.5%和84.1%—93.7%。这说明NZ和FeCA联合覆盖可有效降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险。

    与对照组相比,联合覆盖组底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低。产生这种现象的原因推测是:利用DGT对底泥中有效态金属的测量结果不仅体现了间隙水中溶解态金属的浓度,而且体现了底泥中弱吸附态金属向液相的补给能力[39];在联合覆盖作用下,NZ和FeCA会吸附间隙水中溶解态Cu和Pb,可导致间隙水中溶解态Cu和Pb浓度的降低;当间隙水中溶解态Cu和Pb浓度下降后,底泥表面弱吸附态Cu和Pb会释放出来,以弥补间隙水中损失的溶解性Cu和Pb;NZ和FeCA对间隙水中Cu和Pb的吸附速率预计会大于底泥向间隙水的补充速率,从而导致联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于无覆盖条件下的浓度。计算确定的联合覆盖对底泥中有效态Cu和Pb的削减率分别为69.3%—81.2%和51.9%—91.7%。这说明,NZ和FeCA联合覆盖可以有效降低底泥中Cu和Pb向间隙水中释放的风险。

    间隙水和上覆水之间溶解态物质浓度差大小是影响间隙水中溶解性物质向上覆水中扩散的重要因素。联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度的下降,导致了底泥中Cu和Pb向间隙水中释放风险的降低,进而可降低底泥间隙水中Cu和Pb的浓度,从而可降低间隙水和上覆水之间Cu和Pb的浓度差,最终导致了联合覆盖组上覆水中Cu和Pb浓度明显低于对照组。由此可见,NZ和FeCA联合覆盖层对底泥中DGT有效态Cu和Pb的削减作用,对于其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放而言是至关重要的。

    根据公式(5)和(6),利用图5中的实验数据,计算得到对照组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为11.3 µg·(m2·d)−1和35.9 µg·(m2·d)−1,而联合覆盖组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为1.17 µg·(m2·d)−1和2.92 µg·(m2·d)−1。这说明,无覆盖条件下底泥中Cu和Pb可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中,并且联合覆盖条件下底泥中的Cu和Pb也可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中,分子扩散是无覆盖和联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的重要机制。进一步计算确定,天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减率分别为89.7%和91.9%。这说明,天然沸石和铁方解石的联合覆盖可有效降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率。因此,天然沸石和铁方解石的联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减,是其控制底泥中Cu和Pb释放进入上覆水体中的重要作用机制。

    分析覆盖层中重金属的形态分布特征,进而评估被覆盖层所吸附重金属的稳定性,对于利用活性覆盖技术控制底泥中重金属释放是很重要的。这是因为,如果被覆盖层所吸附的重金属会重新释放的话,那么活性覆盖技术控制底泥中重金属释放的长效性将很难得到保证。因此,分析NZ和FeCA联合覆盖层中Cu和Pb的形态分布特征,进而评估被该联合覆盖层所吸附Cu和Pb的稳定性,是非常必要的。从图6可见,联合覆盖层中各形态Cu含量从大到小依次为:可氧化态Cu(381 mg·kg−1)>残渣态Cu(196 mg·kg−1)>可交换态Cu(43.5 mg·kg−1)>可还原态Cu(10.2 mg·kg−1)。进一步计算确定,联合覆盖层中可氧化态、残渣态、可交换态和可还原态Cu占总可提取态Cu的比例分别为60.4%、31.1%、6.89%和1.62%。从图6中还可以看出,联合覆盖层中各形态Pb含量从大到小依次为残渣态Pb(592 mg·kg−1)>可还原态Pb(326 mg·kg−1)>可交换态Pb(209 mg·kg−1)>可氧化态Pb(86.9 mg·kg−1)。进一步计算确定,联合覆盖层中残渣态、可还原态、可交换态和可氧化态Pb占总可提取Pb的比例分别为48.8%、26.9%、17.2%和7.16%。培养实验结束之后,联合覆盖层中含一定数量的Cu和Pb,这证实了NZ和FeCA对底泥间隙水中溶解性Cu和Pb的吸附作用是联合覆盖层控制底泥中Cu和Pb释放的重要机制。

    图 6  被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征
    Figure 6.  Fractionation of Cu and Pb in natural zeolite and iron-modified calcite combined capping layer after its application
    L1:可交换态exchangeable form;L2:可还原态reducible form;L3:可氧化态oxidable form;L4:残渣态residual form

    固体材料中重金属的生物可利用性和迁移能力与其赋存形态是密切相关的[40-42]。F1态金属对外界环境变化非常敏感,在偏酸性和中性条件下通常很容易释放出来[40-42]。F2态金属被认为在水体氧化还原电位降低或缺氧条件下较容易被释放出来[40-42]。F3态金属稳定性较高[42]。在强氧化条件下,F3态金属存在重新释放的可能性[42-43]。F4态金属通常情况下很难被释放出来[42]。联合覆盖层中F1和F2态Cu之和占总可提取态Cu的比例仅为8.51%。这说明被NZ和FeCA所吸附的Cu大部分(91.49%)以较为稳定或非常稳定的形态存在,重新释放的可能性很低。联合覆盖层中F1和F2态Pb之和占总可提取态Pb的比例为44.1%,而F3和F4态Pb之和占总可提取态Pb的比例为55.9%。由此可见,被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb中超过半数以较为稳定或非常稳定的形态存在,被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb总体上释放风险较低。需要指出的,F1+F2态Pb占总可提取态Pb的比例仍达到了44.1%。这说明,NZ和FeCA联合覆盖层吸附底泥中Pb饱和后,对其进行回收处理仍然是很有必要的。

    (1)与Langmuir模型相比,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据更适合采用Freundlich模型加以描述;与Freundlich模型相比,Langmuir模型更适合用于描述FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据;根据Langmuir模型预测得到的NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g−1和27.2 mg·g−1,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的最大分子层吸附量分别为75.4 mg·g−1和1150 mg·g−1

    (2)NZ单独覆盖、FeCA单独覆盖和NZ/FeCA联合覆盖均可以有效地降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险,并且NZ和FeCA的联合覆盖控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的效率要高于NZ的单独覆盖。

    (3)NZ和FeCA联合覆盖不仅可有效地降低上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的浓度,而且可降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散通量。

    (4)被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Cu的存在形式为可氧化态(60.4%)>残渣态(31.1%)>可交换态(6.89%)>可还原态(1.62%),而Pb的存在形式则为残渣态(48.8%)>可还原态(26.9%)>可交换态(17.2%)>可氧化态(7.16%)。

    (5)NZ和FeCA联合覆盖对底泥中DGT有效态Cu和Pb以及底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的削减,是其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的关键。

  • 图 1  监测网络系统化布点思路

    Figure 1.  Systematic site distribution of monitoring network

    图 2  监测网络构建流程图

    Figure 2.  Flow chart of monitoring network construction

    图 3  G区域地形图及DEM高程图

    Figure 3.  Topographic map and DEM elevation map of G area

    图 4  管网数据、用地规划数据及管网节点与用地类型间拓扑关系图

    Figure 4.  Network data, land use planning data and topological relationship between network nodes and land use types

    图 5  C道路生物滞留带及透水铺装示意图

    Figure 5.  Schematic diagram of road biological detention zone and permeable pavement

    图 6  B学校绿色屋顶下接生物滞留带示意图

    Figure 6.  Schematic diagram of biological detention zone under the green roof of the school

    图 7  过程监测点位设置

    Figure 7.  Process monitoring point setting

    图 8  末端监测点位

    Figure 8.  Terminal monitoring point

    图 9  G区域监测网络

    Figure 9.  G regional monitoring network

    表 1  源头监测点的布置原则

    Table 1.  Layout principle of source monitoring points

    原则内容
    实用性源头监测点与所评估的海绵设施或项目紧密相连,便于实际操作
    代表性监测使用占比高、建设条件相对成熟的海绵设施或项目,避免相同项目或设施监测点位的重复设置
    经济性综合考虑时间、成本、人力等问题,监测点可以实现“一点多测”的目的,即一个监测口可同时获取两个或多个设施的数据
    原则内容
    实用性源头监测点与所评估的海绵设施或项目紧密相连,便于实际操作
    代表性监测使用占比高、建设条件相对成熟的海绵设施或项目,避免相同项目或设施监测点位的重复设置
    经济性综合考虑时间、成本、人力等问题,监测点可以实现“一点多测”的目的,即一个监测口可同时获取两个或多个设施的数据
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    表 2  源头监测点的布置方法

    Table 2.  Layout method of source monitoring points

    方法方法介绍
    现场踏勘法工作人员实地踏勘海绵设施,现场确认海绵设施的类型、面积、雨水进出口,以及海绵设施之间的衔接方式等
    图纸分析法根据设计单位提供的规划图纸,确认海绵设施的边界及其进出口,同时提取其覆盖面积、地块占比等数据
    方法方法介绍
    现场踏勘法工作人员实地踏勘海绵设施,现场确认海绵设施的类型、面积、雨水进出口,以及海绵设施之间的衔接方式等
    图纸分析法根据设计单位提供的规划图纸,确认海绵设施的边界及其进出口,同时提取其覆盖面积、地块占比等数据
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    表 3  过程监测点的布置原则

    Table 3.  Layout principle of process monitoring points

    原则内容
    便利性过程监测点中地块的排水边界可能处于闹市区、机动车道或不便于采样人员靠近的地方,避免在此类位置设置监测点
    全面性不同用地类型地块的排水特征不同,过程监测点的设置要保证各类建设地块全覆盖,分析不同下垫面的径流控制效果
    对比性考虑相同类型地块之间的对比,地块内布设的海绵设施比例或地块的坡度、汇流集水时间不一定相同,径流控制效果存在差异
    原则内容
    便利性过程监测点中地块的排水边界可能处于闹市区、机动车道或不便于采样人员靠近的地方,避免在此类位置设置监测点
    全面性不同用地类型地块的排水特征不同,过程监测点的设置要保证各类建设地块全覆盖,分析不同下垫面的径流控制效果
    对比性考虑相同类型地块之间的对比,地块内布设的海绵设施比例或地块的坡度、汇流集水时间不一定相同,径流控制效果存在差异
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    表 4  过程监测点的布置方法

    Table 4.  Layout method of process monitoring points

    方法方法介绍
    现场踏勘法实地踏勘建设地块的种类及其边界、汇水方向以及总汇水点的位置等信息,综合现场实际情况和原则优化过程监测点
    图纸分析法根据研究区的用地规划图、卫星影像图、以及地块与道路雨水主干道的衔接方式,布置各类地块的排水口
    GIS水文分析结合用地地块的DEM高程数据,对其进行“流向”分析,确定地块的整体流向,结合现场踏勘或图纸布置监测点
    方法方法介绍
    现场踏勘法实地踏勘建设地块的种类及其边界、汇水方向以及总汇水点的位置等信息,综合现场实际情况和原则优化过程监测点
    图纸分析法根据研究区的用地规划图、卫星影像图、以及地块与道路雨水主干道的衔接方式,布置各类地块的排水口
    GIS水文分析结合用地地块的DEM高程数据,对其进行“流向”分析,确定地块的整体流向,结合现场踏勘或图纸布置监测点
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    表 5  末端监测点的布置原则

    Table 5.  Layout principle of terminal monitoring points

    布置原则内容
    便利性末端监测点汇入湍急河流的,避免在此类位置设施监测点,应进行“上溯”处理,或利用多点加和等方式间接获取监测数据
    经济性在水利部门长期设置监测断面的河段,可直接采用水利部门的监测数据,避免点位重复,导致浪费
    布置原则内容
    便利性末端监测点汇入湍急河流的,避免在此类位置设施监测点,应进行“上溯”处理,或利用多点加和等方式间接获取监测数据
    经济性在水利部门长期设置监测断面的河段,可直接采用水利部门的监测数据,避免点位重复,导致浪费
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    表 6  末端监测点的布置方法

    Table 6.  Layout method of terminal monitoring points

    方法方法介绍
    图纸分析法根据研究区管网走向,布置在区域内排水分区总排口或其上游的管网节点
    GIS水文分析结合研究区的DEM高程数据,对其进行河网定义和盆域分析,布置研究区域的排水分区,结合现场踏勘或图纸布置总排口
    方法方法介绍
    图纸分析法根据研究区管网走向,布置在区域内排水分区总排口或其上游的管网节点
    GIS水文分析结合研究区的DEM高程数据,对其进行河网定义和盆域分析,布置研究区域的排水分区,结合现场踏勘或图纸布置总排口
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    表 7  G区域监测网络点位信息

    Table 7.  Monitoring network point information in area G

    所属层级典型点位覆盖范围
    源头监测点J2、J3等绿色屋顶、生物滞留带、透水铺装等海绵设施
    过程监测点M1、G1等工业用地、商业用地、公共设施用地、绿地、行政用地、道路等地块
    末端监测点Q1、Q2等D片区、E片区等排水分区
    所属层级典型点位覆盖范围
    源头监测点J2、J3等绿色屋顶、生物滞留带、透水铺装等海绵设施
    过程监测点M1、G1等工业用地、商业用地、公共设施用地、绿地、行政用地、道路等地块
    末端监测点Q1、Q2等D片区、E片区等排水分区
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-12-19
  • 录用日期:  2020-05-10
  • 刊出日期:  2020-11-10
杨松文, 陈铁, 周志鹏, 董文艺, 孙飞云, 洪德松, 张斌, 孙丹平. 海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117
引用本文: 杨松文, 陈铁, 周志鹏, 董文艺, 孙飞云, 洪德松, 张斌, 孙丹平. 海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117
YANG Songwen, CHEN Tie, ZHOU Zhipeng, DONG Wenyi, SUN Feiyun, HONG Desong, ZHANG Bin, SUN Danping. Construction method of monitoring network for runoff index evaluation in sponge city[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117
Citation: YANG Songwen, CHEN Tie, ZHOU Zhipeng, DONG Wenyi, SUN Feiyun, HONG Desong, ZHANG Bin, SUN Danping. Construction method of monitoring network for runoff index evaluation in sponge city[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3225-3233. doi: 10.12030/j.cjee.201912117

海绵城市径流指标评估监测网络的构建方法

    通讯作者: 孙飞云(1982—),男,博士,副教授。研究方向:海绵城市、面源污染等。E-mail:sun_fy@hit.edu.cn
    作者简介: 杨松文(1993—),男,博士研究生。研究方向:海绵城市监测与评估。E-mail:songwen315@qq.com
  • 1. 哈尔滨工业大学(深圳)土木与环境工程学院,深圳 518055
  • 2. 深圳市新城市规划建筑设计股份有限公司,深圳 518000
基金项目:
深圳市技术攻关项目(JSGG20170414101900541);深圳市基础研究项目(JCYJ20160406162038258)

摘要: 针对当前海绵城市径流监测网络的构建方法存在不系统、不实用,导致监测数据无法追溯、评估数据不全面等问题,对海绵城市径流指标评估中监测网络的系统化构建和布点问题进行探讨,并以深圳市某海绵城市试点区域为例进行应用。探讨结果表明,系统化构建监测网络需按照“源头-过程-末端”3个层级对“海绵设施-建设地块-排水分区”监测点位进行全方位布置,以便达到监测数据全过程记录和可追溯的目标。“源头-过程-末端”3个层级监测点位选取和布置时需要满足实用性、代表性及经济性等原则。系统化监测网络的构建思路和布点方法能较好地适用于该试点区域,满足该区域径流指标评估的需求,可为海绵城市建设效果的定量化考核和评估提供借鉴。

English Abstract

  • 海绵城市建设目标是指通过加强城市规划建设管理,充分发挥建筑、道路和绿地等生态系统对雨水的吸纳、蓄渗和缓释作用,有效控制雨水径流[1]。因此,对雨水径流指标控制效果的评估显得尤为重要。住建部发布的《海绵城市建设绩效评价与考核方法(试行)》中指出:应采取实地考察、查阅资料及监测数据分析相结合的方式,科学评估海绵城市建设成效[2]。由于海绵城市试点区域一般面积较大,涵盖商业区、工业区、行政区、居住区等不同下垫面类型;同时,不同下垫面类型区域又包含绿色屋顶[3]、生物滞留带[4]、透水铺装[5]等不同形式海绵设施。为做好不同类型下垫面和海绵设施基础数据的汇集和整理、科学评估试点区域的海绵城市建设效果,径流指标评估监测网络的构建是关键[6]

    现有海绵城市径流控制效果评估主要有监测法[7]、模拟法[8]和监测与模拟联合法[9]等方法。监测法选择代表场次日降雨,监测外排雨水径流流量和水质,计算径流控制效果。HU等[10]利用监测法评估某区域低影响开发设施对城市暴雨内涝的缓解效果,评估结果表明LID措施可以减少城市的洪水和内涝灾害,减少水深和灾害区域,但是这种单一的监测方法只适合小面积的研究区域。模拟法是指通过构建试点区域水文水质模型,模拟试点区域开发前后场次或全年雨水径流量水质,评估试点区域径流指标控制效果。MAO等[11]利用SUSTAIN软件实现了对LID-BMPs建设效果的模拟评估,评估对象包括总流量、峰值流量及COD、SS、TN、TP等污染因子。监测与模拟联合法融合监测法与模型模拟法的优点,利用有限次的监测数据和率定准确的模型对试点区域进行全过程监(预)测评估。郭效琛等[9]利用监测与模拟联合法对住宅小区海绵改造类项目进行评估,不仅获取到有效的监测数据,以支持监测期间项目径流总量控制率的计算分析,同时对模型参数进行率定和验证,进一步分析评估径流总量控制率,从而提高项目径流总量控制率计算的准确性和科学性。

    3种方法具备不同优缺点和适用范围,但均离不开系统化监测网络的构建。2019年实施的《海绵城市建设评价标准》仅对道路、停车场以及广场等地块的海绵城市建设实施有效性进行了说明,并未介绍如何具体监测海绵设施;同时,监测网络的构建仍存在不系统问题,导致监测数据无法追溯、评估数据不够全面等问题。本研究以海绵城市径流指标评估监测网络的系统化构建方法和布点方法为出发点,结合海绵城市监测评估的要求,对监测网络的构建方法进行了探讨和分析,以期为海绵城市建设效果的定量化考核和评估提供参考。

  • 海绵城市建设思路是构建“源头减排-过程控制-末端治理”的全过程理念,综合采用“渗、滞、蓄、净、用、排”多种措施,将自然途径与人工措施相结合,最大限度地实现雨水在城市区域的积存、渗透和净化,促进雨水资源利用和生态环境保护[12]。海绵城市径流控制指标监测网络的构建首先需要在试点区域进行“全过程、系统化”监测。

    通过人工监测或在线监测获取特定降雨条件下的径流流量和水质数据,对不同海绵设施、不同用地类型、不同排水分区的管网节点或雨水排口进行实地监测。全面、科学地评估各层级径流指标的满足情况,从而掌握海绵城市建设中试点区域在雨水径流控制方面的改善情况。

    基于“源头-过程-末端”的全过程理念,对海绵城市径流控制指标监测网络的系统化布点思路如图1所示。

    1)源头监测。监测试点区域的各种海绵设施进出水口水量及水质情况,为海绵城市建设效果评估提供依据。源头监测点的布设目的是监测水量和水质等基础数据,对海绵设施的径流控制效果和污染物削减率进行核算和收集。

    2)过程监测。对试点区域内典型地块排口、关键管网节点达标情况进行整体评估,典型地块排口的径流流量和水质监测可为海绵设施的组合应用效果评估提供过程数据。过程监测点的布设目的是监测水量、水质数据对地块内的径流控制效果和污染物削减率进行评估,同时对部分区域存在的内涝点进行监测。

    3)末端监测。根据试点区域的排水分区或区域整体,排水分区排口可为不同用地类型的地块组合对径流指标控制提供过程数据,区域总排口评估整个海绵城市试点区域内径流指标满足效果。末端监测点的布设目的是对试点区域整体水量进行监测,评估区域内的径流控制效果。

  • 监测网络构建分监测点位的空间布局和评估基础数据的获取2个部分:一是监测点位的系统化布局,“源头-过程-末端”3个层级的监测点位组成监测网络;二是监测点位对应的评估基础数据获取,评估基础数据包括监测点位对应的海绵设施、地块和排水分区的径流指标、服务面积、坡度、特征宽度等。监测网络构建流程见图2

    1)研究区域资料收集。调研试点区域的海绵城市建设目标和指标,确定该区域整体径流控制指标以及各排水分区、用地地块的类型、面积和规划设计的场次径流总量控制率、设计降雨量、场次径流污染削减率等数据。

    2)研究区基础数据需求分析。布置径流指标监测点位时应考虑试点区域雨水管网的布设方式、管网走向、管网之间的衔接方式等信息,区域内各地块用地类型以及该地块各种海绵设施布设比例、位置和海绵设施布设方式等数据。除此之外,还应了解各地块的坡度、面积以及排水分区的分界线等信息。获取这些数据和信息需要对该区域雨水管网图、用地规划图、DEM高程图等涉及到不同用途、不同文件类型的基础数据进行耦合、提取分析。

    3)监测点位布置。根据该区域现有管网数据以及对应的用地规划数据,可得到管网节点或入河口与海绵设施、建设地块、排水分区之间的拓扑关系[13],结合“源头-过程-末端”3层级监测点位的布置原则和方法,从众多管网节点中筛选出有代表性的、可系统化、全面评估海绵城市径流控制效果的监测点位,组成监测网络。针对管网混接点、合流制排口等问题,在选择监测点的时候尽量避开此类排口,或者通过监测临近区域点位的水量核减该部分水量。

    4)评估基础数据提取。海绵城市径流指标的评估离不开基础数据的提取。例如,对海绵设施绿色屋顶的评估,应了解绿色屋顶在不同降雨情景下对雨水径流的控制情况,根据实际监测的降雨量、绿色屋顶的面积和现场监测得到的外排流量和水质,计算其场次径流总量控制率和污染物削减情况,评估其对径流雨水的控制效果,对比相同或不同设施的控制效果,积累运行经验。评估包括海绵设施、地块或排水分区的面积、坡度、最大漫流长度等基础数据[14]

  • 源头监测主要指对海绵设施径流控制效果进行持续监测,布置原则见表1。源头监测点布置既要满足海绵设施运行效果的现阶段需求,又要满足积累海绵设施运行参数积累的长远需求。因此,源头监测点的布置应符合实用性、代表性以及经济性等原则。

    根据源头监测点布置原则,采用现场踏勘法或图纸分析法等对源头监测点的位置进行筛选和优化,其布置方法见表2

  • 过程监测点主要针对不同类型的建设地块,常见地块包括商业用地、绿地、行政用地、工业用地、居住用地、道路以及公共设施用地等[15]。过程监测点的布置需要兼顾对不同类型地块的建设效果监测,同时积累不同或相同类型地块内海绵设施的布设种类、组合方式以及地块自身的坡度和特征宽度对径流控制效果的影响。因此,过程监测点的布置应符合便利性、全面性以及对比性等原则(见表3)。

    过程监测点的布置方法见表4。常见的过程监测点布置方法有现场踏勘法、图纸分析法和GIS水文分析等;也可以采用多种方法联合的方式,如联合图纸分析法和现场踏勘法可迅速定位总排口位置,又可避免图纸与现场实际情况不符的情况。

  • 末端监测点主要针对的是试点区域内部的排水分区或区域整体,布置原则见表5。末端监测点主要实现对试点区域整体或区域内所含排水分区的雨水径流监测,评估区域整体径流指标的控制效果。针对不同排水分区进行监测,为各种用地类型建设地块组合方式对径流指标的控制效果研究提供数据支持。由于末端监测点的选择比较单一,在布置的时候主要考虑便利性和经济性原则。

    末端监测点布置方法见表6。常用末端监测点布设方法有图纸分析法和GIS水文分析等[16]。利用图纸分析法分析试点区域管网内雨水的最终流向,再根据GIS水文分析法确定雨水总排口的位置坐标。实地踏勘雨水总排口采样的便利性;若不便于采样,根据图纸选择总排口上游的管网节点。

  • 以深圳海绵城市试点区域G为例,根据其海绵城市径流控制效果评估的需要,确定对其基础数据进行需求分析,并分解其径流评估指标至“源头-过程-末端”3个层级,布置监测点位,构建G区域径流指标监测网络。

    G区域地形图和DEM高程图见图3。G区域位于深圳西北部,低山丘陵区,海拔为25~200 m;属南亚热带海洋性季风气候区,夏季长、冬季不明显;区域内年平均气温22.4 ℃,多年平均日照时间2 120 h;G区域土壤类型为第4系松散堆积层覆盖,分布广泛且深厚,以砂砾类土、粉质黏土、淤泥质土和淤泥等土类为主。

  • 通过分析G区域的管网数据(图4(a))、用地规划图(图4(b))、管网节点与海绵设施、建设地块或排水分区之间的拓扑关系(图4(c)),可确定G区域“源头-过程-末端”3个层级中监测点位的布置情况。

  • 1)源头监测点。选取G区域内基础海绵设施建设条件比较完善的A车站站前广场和B学校为源头监测点,研究这2个区域的海绵设施建设情况。其中,A车站C道路边侧采用“初雨沉砂+生物滞留”的海绵工艺。如图5所示,为便于界定流入及流出生物滞留带的雨水径流和水样的获取,在道路出流口设置生物滞留带的前端监测点(J1),滞留带溢流口入市政雨水管道处设置后端监测点(J2)。生物滞留带边侧人行道采用透水铺装路面,底部布设市政雨水管道。道路雨水检查井监测点(J2),可同时监测透水铺装和生物滞留带雨水径流出流的流量和水质。

    B学校教学楼屋顶采用绿色屋顶来削减径流流量和径流污染。为便于界定流入及流出绿色屋顶及生物滞留带的流量、方便水样获取,屋顶出水通过接地雨水管排入生物滞留带(见图6)。选择接地雨水管为监测点(J3),可同时获取绿色屋顶出流径流和流入生物滞留带的外部径流。在生物滞留带出水溢流入市政雨水管道处设置监测点(J4),可得到生物滞留带雨水径流出流流量和水质。

    2)过程监测点。G区域用地类型包含道路、绿地、居住用地、商业用地和行政用地。为横向和纵向对比分析各类典型地块的建设效果评估,过程监测点设置在兼顾典型性的同时,考虑相同用地类型控制效果的对比。共设置13个监测点,各过程监测点位置图如图7所示。在不同典型地块雨水汇集口设置监测点。以绿地为例,监测点分别设置在道路交界点,G1监测点的服务面积为7.41 hm2,G2监测点的服务面积为2.55 hm2,两者的平均坡度相差不大,可研究不同面积条件下,绿地类用地对径流指标的控制效果。

    3)末端监测点。结合现场踏勘和CAD图纸,2个排水分区最终流入D河流和E河流的支流。分别在D片区入D河流支流处设置末端监测点Q1和E片区入E河流支流处设置末端监测点Q2(图8),用于监测2个排水分区的径流流量以及水质情况。

  • “源头-过程-末端”3个层级监测点位的布置和确定,组成G区域径流指标评估需要的监测网络,监测网络各层级点位信息如图9所示,各点位信息见表7

  • 1)探讨了海绵城市径流控制效果评估中监测网络的系统化构建思路和布点方法。在系统化构建思路方面,监测网络按照“源头-过程-末端”3个层级对“海绵设施-建设地块-排水分区”的监测点位进行布置,可以实现监测数据的全过程记录和可追溯等目的。

    2)形成了研究区域资料收集→图纸及现场踏勘→点位分析及布置→评估基础数据提取→研究区监测网络的构建流程;在监测点位布置方面,“源头-过程-末端”3个层级监测点需要满足实用性、便利性和经济性等原则,可以对评估目标开展针对性分析。

    3)以深圳市海绵城市试点区域为例,探讨了该方法的实用性,满足该区域径流指标评估的需求。同时以该试点区域为例,提出了监测方法,尚缺乏对该方法的实验验证,期望在后续监测过程中对该方法进行验证和实施。

参考文献 (16)

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