不同下墊面暴雨徑流氮賦存形態分布特性及控制技術

摘 要：以重慶地區5種用地類型為例，探討了城市暴雨徑流中氮賦存形態的分布特性。研究結果表明，總氮的場次降雨平均濃度（Event Mean Concentrations，EMCs）以交通干道最高（10.6 mg/L），校園匯水區最低（2.4 mg/L）；交通干道和商業區暴雨徑流氨氮的EMCs（3.4～4.6 mg/L）明顯大于水泥屋面和瓦屋面（1.2～1.6 mg/L）。盡管初期暴雨徑流總氮的平均濃度（Partial Event Mean Concentrations，PEMC10）大于EMCs，但氮賦存形態構成并未發現明顯區別；氮以溶解性總氮為主（占總氮的73%～82%），而溶解性總氮中又以無機氮為主（占總氮的63%～82%）；商業區、水泥屋面、校園綜合匯水區、瓦屋面暴雨徑流中氮賦存形態所占比例最高的均為硝酸根，分別占各自總氮濃度的39%、39%、44%和52%，而城市交通干道的總氮濃度中比重最大的組分為氨氮，占總氮的43%。改良暴雨管理措施可有效提高暴雨徑流中總氮的去除率，其關鍵為人工創造反硝化所需要的條件，延長暴雨徑流在控制系統內的水力停留時間，并選擇低氮含量的填料作為控制系統的使用材料。

關鍵詞：暴雨徑流；氮賦存形態；分布；控制

中圖分類號：X508 文獻標志碼： 文章編號：16744764（2012）05014107

隨著城市化的快速推進，大量的天然綠地被不透水下墊面取代，給流域的正常水循環帶來了巨大沖擊。一方面，不透水用地類型的增加導致了城市區域暴雨產流系數的增加，使得較小的降雨也能產生較大的暴雨徑流；另一方面，不透水覆蓋率的提高和植被減少等因素大大降低了暴雨期間城市區域的氮滯留能力，與自然環境相比，城市暴雨徑流中的氮濃度處于較高水平。隨著點源污染控制率的不斷提高，城市暴雨徑流產生的氮污染逐漸成為受納水體的主要污染源。氮是植物、藻類和微生物生長的首要營養性限制因素，水體中氮的過量輸入和富集往往導致水生生態環境的改變[1]。華盛頓政府大都市委員會把城市河流接納的大部分氮歸于不透水下墊面含氮暴雨徑流[2]；在澳大利亞昆士蘭州摩頓灣，氮被認為是影響生態可持續性的關鍵污染物質[3]；另外，美國2/3河口水環境功能退化的原因被歸結為暴雨徑流中的氮污染[4]。河流中氮濃度和形式與流域特性緊密相關，如人類活動、氣候、地質、土地利用、土壤類型等；河水中氮的賦存形態不同，其生態功能、對水生生物的毒理作用以及管理方式也不同，相對于固態氮來說，溶解性無機氮更容易被簡單生物體吸收利用，從而引起水體的富營養化問題[1，5]。受污染物累積規律和環境背景的影響，城市區域用地類型不同暴雨徑流氮污染的特性也不同[6]。因此，了解城市地區不同下墊面暴雨徑流中氮污染物的賦存形態對于暴雨徑流氮污染的高效控制具有重要導向作用。〖=D（〗 何 強，等：不同下墊面暴雨徑流氮賦存形態分布特性及控制技術〖=〗

Taylor等[7]研究了澳大利亞墨爾本不同匯水區雨天暴雨徑流中氮類污染物的結構組成，結果表明，墨爾本地區雨天暴雨徑流中的氮以TDN（Total Dissolved Nitrogen）為主（占TN的80%左右），與其他研究相比，墨爾本地區DIN比例較高（約占TN50%）。 Jin等[8]研究了中國浙江省CaoE河流域氮類污染物時空分布情況，研究表明，源頭水中硝酸根濃度高于氨氮濃度，而在城市區域TON（Total Organic Nitrogen）和氨氮是氮的主要存在形態，分別占總氮的54.7%和32.1%，從整個河流系統看，氨氮濃度隨距離城市區域的增加而降低，而硝酸根濃度隨匯水區中農業用地的增加而增加。Pitt等[6]從國家污染物排放控制系統中收集和評估了美國暴雨徑流代表性數據，發現用地類型不同，總氮中各種形態氮的比重不同，總體來說，DIN約占TN的50%左右。然而，以上研究多針對綜合性流域，研究結果并不一致，而針對用地類型組成簡單、位置設置相對分散的不透水下墊面暴雨徑流中氮類污染物組分構成的研究相對較少。在未來的城市雨洪管理模式中，LID（Low Impact Development）、BMPs（Best Management Practices）、SUDS（Sustainable Urban Drainage Systems）等理念被譽為解決城市雨洪問題的根本出路，其核心思想是通過一系列分散式、小型化的控制措施實現對不透水下墊面暴雨產流的原位消減[9]，因此，了解分散化的各種不透水下墊面暴雨徑流的氮類污染物構成規律，對于城市暴雨徑流氮污染的更好控制很有必要。重慶地處三峽庫區環境敏感區域，其暴雨徑流氮污染對于水庫富營養化以及影響水庫水質安全有直接影響，所以，研究該地區城市暴雨徑流氮賦存形態的分布特性對于庫區水質保障意義重大。1 材料與方法

1.1 研究區域介紹

重慶位于中國內陸西南部、長江上游，屬亞熱帶季風性濕潤氣候，年平均氣候在18 ℃左右，冬季最低氣溫平均在6～8 ℃，夏日最高氣溫均在35 ℃以上。極端氣溫最高43 ℃，最低-2 ℃。日照總時數1 000～1 200 h，常年平均降水量1 100 mm左右， 夏季占年降水量40%～50%， 冬季只占4%～5%。

在重慶市沙坪壩區和江北區選取交通干道、水泥屋面、商業區廣場、瓦屋面和大學校園綜合性匯水區作為研究對象，監測地點空間分布圖如圖1所示。所選取城市交通干道位于重慶市沙坪壩區沙楊路和江北區龍脊路，取樣點分別為交通干道的雨水口，路面匯水區用地類型均為商住混合區，道路覆蓋材料為瀝青，坡度約2.0%～2.5%，清掃頻率為1次/d；所選取不透水屋面為重慶大學校園內樓頂，該樓頂為混凝土結構，并進行了防水處理，匯水面積200 m2，取樣點為雨水排水立管底部出水口；所選取商業區廣場位于重慶市三峽廣場中的一塊較封閉匯水區，匯水面積約500 m2，坡度2.5%，取樣點位于匯水區雨水口；校園綜合性匯水區位于重慶大學虎溪校區，匯水區內融合了瓦屋面（1.5 hm2）、道路（1.7 hm2）、草地（1.5 hm2）、廣場（1.0 hm2）4種城市區域的典型下墊面，分別占匯水區總面積的25%、30%、26%、19%，匯水區總面積約5.7 hm2，取樣點設在匯水區總出水口雨水管道檢查井內。

1.2 監測方法

降雨期間的取樣方法為自產流起30 min內，每隔5 min采1個樣，30～60 min時段內，每隔10 min采1個樣；之后每隔30 min采1個樣，直至徑流結束或趨于穩定為止。降雨量由監測點附近的雨量計（JDZ1，中國）自動記錄。校園綜合性匯水區流量測試采用超聲波流量計（MHPM，中國）進行，首先將檢查井底部的斷面形狀改造成直角三角堰，將超聲波傳感器固定在直角三角堰底部正上方2.5 m處，流量監測過程中，水位波動信號由傳感器反饋給主機，由流量計主機根據預設計算模型計算出流量并存儲，測試完畢后下載即可，流量輸出時間間隔為5 min。

取樣瓶為1.5 L聚氯乙烯瓶，采樣前先用自來水沖洗，再用1+3硝酸蕩洗一次，然后用自來水和去離子水洗滌后備用[10]。水樣采集后，立即帶回實驗室檢測。水樣測試按照《水和廢水監測分析方法（第四版）》的要求進行。混合水樣直接消解測試總氮，混合液用0.45 μm醋酸纖維濾膜抽濾后的濾液用來測試NH3-N、NO3-N和TDN，如圖2所示。顆粒態有機氮（Particulate Organic Nitrogen，簡稱PON）、溶解性有機氮（Dissolved Organic Nitrogen，簡稱1.3 數據分析

在2010年7月至2011年9月期間，共監測了14場降雨，各場降雨的雨情如表1所示。EMCS是場次降雨徑流中污染物濃度的加權平均值，被廣泛用來估算各個下墊面暴雨徑流產污負荷[11]。PEMCs是指場次降雨中部分暴雨徑流污染物濃度的加權平均值，其計算方法與EMCS相同，區別在于所統計的暴雨徑流時間段。在多場次的降雨徑流觀測中發現，單一下墊面前10～15 min的徑流水質明顯高于后期徑流，在文中統一以暴雨產流后前10 min的暴雨徑流作為PEMCS的計算對象，記為PEMC10。具體計算方法如式（1）、（2）所示。

2.1 不同下墊面暴雨徑流氮濃度分析

統計了各種下墊面暴雨徑流的TN、TDN、NH3-N和NO3-N的EMCs（圖4所示）。所監測5種城市用地類型，暴雨徑流總氮EMCs由高到低依次是城市交通干道（10.6 mg/L）>商業區（9.3 mg/L）>水泥屋面（5.6 mg/L）>瓦屋面（4.0 mg/L）>校園綜合匯水區（2.4 mg/L），分別是地表水環境質量標準（GB 3838—2002）Ⅲ類標準值[13]的10.6、9.3、56、4.0和2.4倍；NH3-N的EMCs由高到低依次是城市交通干道（4.6 mg/L）>商業區（3.4 mg/L）>水泥屋面（1.6 mg/L）>瓦屋面（1.2 mg/L）>校園綜合匯水區（0.5 mg/L），分別是地表水環境質量標準（GB 3838—2002）Ⅲ類標準值[13]的4.6、3.4、1.6、1.2和0.5倍。商業區、水泥屋面、瓦屋面和校園綜合匯水區暴雨徑流中NO3-N的EMCs均大于NH3-N的EMCs，這與城市交通干道恰好相反，這可能與匯水區污染物的累積和傳輸特性有關。在校園綜合匯水區，由于在線流量計直角三角堰的修建，導致下水道內長期積水，這種情況有利于自養硝化菌的生長，可能對暴雨徑流中的氨氮起到了稀釋和硝化作用，從而導致氨氮濃度最低。瓦屋面和水泥屋面的主要污染來源是大氣干濕沉降，由于夏季的高溫，氨氮很容易轉化，這可能是導致屋面徑流中硝酸根濃度較高的原因。商業區的硝酸根濃度（3.7 mg/L）略大于氨氮濃度（34 mg/L），其污染來源除大氣干濕沉降外，還有行人的日常活動，行人活動的遺落物也是暴雨徑流污染的重要來源，可能是行人活動污染強度較弱的緣故，導致硝酸根濃度略大于氨氮。交通干道的主要污染來源是交通車輛、行人活動、路邊店鋪等，其污染強度、污染復雜性遠高于其他4種用地類型，這可能導致其氮形態濃度分布不同的重要原因。

2.2 不同下墊面暴雨徑流中氮賦存形態濃度構成分析

為進一步分析不同下墊面暴雨徑流的氮賦存形態構成特點，對所監測的5種城市用地類型的暴雨徑流進行了詳細解析（圖5），同時，統計了其他學者對城市不同用地類型暴雨徑流中氮類污染物的研究結果（表2）。在表2中，Taylor等[7]研究了墨爾本綜合性排水區的暴雨徑流情況，該匯水區用地類型包括居民區、商業區和公園等主要用地類型；Gan等[14]分析了廣州天河區交通道路暴雨徑流的總氮和硝態氮濃度。Lee等[15]研究了韓國大田和清州居住區、工業區的徑流水質特性，根據作者的研究數據，將各類用地類型雨天徑流的氮類污染物濃度值平均化處理后列于表2。

盡管PEMC10與EMCs有明顯不同（校園匯水區除外），但兩者氮賦存形態構成比例并無明顯區別（混凝土屋面和校園匯水區除外）。在校園匯水區中，PEMC10中NH3-N比重小于EMCs，可能是由于初始徑流中受下水道原有水流的混合稀釋作用，導致PEMC10中NH3-N比重低而NO3-N比重高。水泥屋面PEMC10的PON比重低于EMCs，可是受到暴雨沖刷作用的影響。

PON是指以顆粒態形式存在的氮，該部分氮可通過過濾、沉淀等手段較容易的去除。交通干道EMCs的PON比例最高，但僅有26%。對于PON來說，所占比重由高到低依次為交通干道（26%）、水泥屋頂（21%）、校園匯水區（16%）、商業區（12%），這可能與各種用地布局的污染物來源有關。交通車輛所排放的污染物是交通干道污染物的主要來源，包括輪胎磨損、顆粒物散落等，這使得交通干道地表徑流的TSS濃度較高，相應的PON的比重也得到了提高；大氣干濕沉降是瀝青屋面污染物累積的主要來源，由于水泥屋面基本呈水平布置，容易造成污染物在屋頂的累積，加之清掃不及時，使得水泥屋頂暴雨徑流中的PON含量處于相對較高的水平；校園匯水區的污染物累積主要來自交通工具、行人活動等，但相對于交通干道來說，校園內的交通負荷明顯下降，這可能是造成校園綜合性匯水區暴雨徑流中的PON比重低于交通干道的原因之一；商業區行人密度高，輕型車輛通過的頻率較低，污染物主要來源為行人活動、汽車行過時產生的污染物，這使得商業區暴雨徑流中雖然總氮濃度比較高，但PON比例較低。總體來看，商業區和校園匯水區PON比重（12%～16%）接近，而交通干道和水泥屋頂（21%～26%）接近。

TDN 包括DIN和DON，DIN又包括NH3-N、NO2-N和NO3-N。通常情況下，地表水體中的NO2-N含量常被忽略[8]。不同用地類型暴雨徑流的氮賦存形態構成并不完全一致，總體看來，重慶地區暴雨徑流中氮賦存形態中以TDN占多數（73%～82%），這與墨爾本地區[7]和Francey等[12]總結的澳大利亞東南部地區農村居住區、鋁面屋頂和商業住宅混合區3種用地類型的研究結果十分接近，而澳大利亞東南部的商業區、中密度住宅區和高密度住宅區3種用地類型的TDN比重則稍低于本研究結果，但仍達到了50%以上。

DIN （NH3-N和NO3-N） 可直接被水藻吸收利用，常被認為是水體富營養化的最重要驅動因素[16]。盡管交通干道暴雨徑流TN濃度高于商業區，但對DIN來說，商業區暴雨徑流的EMCs反而大于交通干道。重慶地區暴雨徑流中DIN占到TN的63%～82%，其中瓦屋面和商業區暴雨徑流的DIN比重可分別達到82%和76%，與其他研究結果相比[68，12]，本研究中DIN/TN處于相對較高水平。整體上看，Pitt等[6]總結的美國暴雨徑流中DIN/TN值（平均46.9%）低于澳大利亞東南部地區（平均53.5%）；美國DIN/TN最高的為混合工業區（688%），在澳大利亞東南部DIN/TN最高的為農村居住區（62%）（表2），與本研究結果存在相似之處。

商業區、水泥屋面、校園綜合匯水區、瓦屋面暴雨徑流中氮賦存形態所占比例最高的均為硝酸根（NO3-N），分別占各自TN濃度的39%、39%、44%和52%，而城市交通干道的TN濃度中比重最大的組分為NH3-N，占TN的43%。受大氣沉降、降雨質量、降雨強度、匯水區下墊面特性、以及下墊面污染物來源的影響，降雨徑流中氮類污染物濃度變化很大[7]，此外，氮類污染物在水力輸送過程中其賦存形態有一定程度的遷移轉化，受匯水區地形地貌、用地景觀布局、降雨特征、徑流來源等因素的影響，即使相同的匯水面積，暴雨徑流的傳輸時間也不同，這也導致了氮類污染物轉化程度的不同，因此，應當針對具體的環境特性進行深入研究，以為暴雨徑流污染的控制提供切實的參考資料。3 控制技術

城市暴雨徑流中的氮主要以TDN為主，而且可生物利用的DIN為TDN中的主要組分，傳統的城市暴雨管理方式已不能滿足氮的去除要求，如路邊溝坑[17]、快速過濾系統、以傳統方式構建的雨水滯留系統[18]等。因此，尋求城市暴雨的高效脫氮技術勢在必行。Taylor等[7]指出，暴雨徑流脫氮系統必須有好氧條件促使硝化反應發生，并兼有足夠的厭氧停留時間以促進反硝化反應的發生，由于硝酸根在總氮中的比例較高，反硝化反應是實現氮高效去除的關鍵步驟；Tamara等[9]也指出通過反硝化作用將氮轉化成氣體釋放出去是降低水體中氮含量的最終出路。根據5種城市用地類型暴雨徑流氮形態的研究結果以及“源-過程-匯”控制城市面源污染的思路[19]，提出城市暴雨徑流脫氮對策。

3.1 暴雨徑流氮源頭控制

1）綠色屋頂

通過城市不透水屋面的生態化改造，構建綠色屋頂是常用的暴雨徑流源頭控制技術之一。大量研究表明，水力停留時間是影響反硝化脫氮的關鍵因素[20]。但由于屋頂承重限制，增加暴雨徑流在綠色屋頂中的停留時間以實現反硝化往往顯得不可行[9]，綠色屋頂主要是完成了氮賦存形態的轉化而未從水體中脫除氮，因此，綠色屋頂出水可收集回用于城市綠化，這對于緩解城市用水壓力有重要意義，尤其在北方地區。綠色屋頂的構建應選擇低營養鹽含量的介質以及耐干旱脅迫能力強的植物，以避免綠色屋頂成為溶解性污染物的釋放源[21]。

2）滲透路面

滲透路面可廣泛用于廣場、人行道等地點，以促進暴雨徑流的下滲，通過改進滲透路面的設計也可以起到源頭除氮的作用。如滲透磚下面可鋪設一層石英砂、粉煤灰等物質，以提供微生物附著場所，促進硝化反應和NH3-N的吸附；在滲透系統底部設置水流升降設施，已形成反硝化脫氮的條件等[22]。

3.2 傳輸過程控制

在暴雨徑流產生源和排水管道之間設置傳輸系統，避免暴雨徑流直接經由排水管道排入受納水體，可有效降低氮濃度[23]。生物滯留系統是常用的傳輸過程控制技術之一。該系統是由植物、微生物、回填介質、排水系統等組成的陸生生態系統，通過植物吸收、微生物作用以及土壤細小顆粒的表面物化性質等的共同作用去除氮。一般說來，增加生物滯留系統深度，或者采取其他措施延長暴雨徑流在系統內的輸移途徑，從而延長排水時間，脫氮效果較好，但脫氮效果同時還受回填介質中氮的背景含量、反硝化脫氮電子供體的影響[24]。

3.3 暴雨徑流匯控制

當含氮暴雨徑流進入受納水體后仍可以采取措施脫除氮。常用的方式有人工濕地、生態浮島等技術。人工濕地主要通過植物吸收和反硝化作用脫除氮，而生態浮島則主要依賴植物吸收。人工濕地對氮的脫除效果具有一定的波動性，欲維持人工濕地良好的脫氮效果，應減少所用填料的氮含量，設置反硝化反應條件，并確保有充足的碳源[9]。4 結 論

1）氮濃度研究表明，交通干道暴雨徑流TN的EMCs最高（106 mg/L），校園匯水區最低（24 mg/L）；交通干道和商業區暴雨徑流NH3-N的EMCs（34～46 mg/L）明顯大于水泥屋面和瓦屋面（12～16 mg/L），而校園匯水區NH3-N的EMCs則滿足地表水環境質量標準（GB 3838—2002）Ⅲ類標準。

2）盡管城市不透水下墊面暴雨徑流TN的PEMCs大于EMCs，但氮賦存形態構成并未發現有明顯區別。暴雨徑流中的氮以TDN為主（占TN的73%～82%），而TDN中又以DIN為主（占TN的63%～82%）。

3）改良暴雨管理措施可有效提高暴雨徑流中TN的去除率，改良措施的關鍵為人工創造反硝化所需要的條件，延長暴雨徑流在控制系統內的水力停留時間，同時，選擇低氮含量的填料作為控制系統的使用材料。

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（編輯 胡英奎）doi：10.3969/j.issn.16744764.2012.05.024