Transport Research >

2023 , Vol. 9 >Issue 2: 42 - 52

DOI: https://doi.org/10.16503/j.cnki.2095-9931.2023.02.005

Technology Frontier

A Runoff Pollution Control Technology in Sponge Service Area Based on Concept of Low-Impact Development

  • HAN Chun-li , 1 ,
  • XIONG Xin-zhu , 2 ,
  • CHEN Yao 2 ,
  • LIU Xue-xin 2
Expand
  • 1 Poly Changda Engineering Co., Ltd., Guangzhou 510620, China
  • 2 China Academy of Transportation Sciences, Beijing 100029, China

Received date: 2022-11-07

  Online published: 2023-05-31

Fold

Abstract

In order to solve the problems of high drainage pressure and imperfect stormwater runoff treatment system in current expressway service areas, a ecological planting trough purification technology based on the concept of low-impact development was developed. In addition, a design method of ecological planting trough system was constructed to reduce the pollution load of rainwater runoff. The ecological planting tank test device was used to treat the simulated rainwater. The samples were taken at the inlet of the system and along the bottom of the planting soil layer and the osmotic purification layer. The concentrations of COD, TN, NH3-N and TP at each point were monitored, and the purification effect of different layers of the ecological planting tank and the removal rate along the way were analyzed. The results showed that the ecological planting tank had a good effect on the removal of pollutants, and the average removal rates of COD, TN, NH3-N and TP in the effluent were 58%, 60.28%, 84.62% and 83.71% respectively. The concentration of pollutants in the planting soil layer and the infiltration purification layer showed a decreasing trend along the way, and the first 0.4m section declined faster than other sections. In order to verify the purification effect of the ecological planting trough, the monitoring and technical performance analysis of technical indicators were carried out in an application project of a highway service area. The application results showed that the runoff water quality index was gradually reduced in the longitudinal migration of the ecological planting trough, and the system effluent could reach the surface water class Ⅲ of water quality standard, and the treatment effect was remarkable, which was far better than the current conventional grass planting ditch treatment process. It means that the optimized ecological planting tank process can effectively reduce rainwater runoff pollutants, alleviate the problem of rainwater runoff pollution in service areas, and can be applied to control runoff pollution in sponge service areas in China.

Key words： low-impact development technology; highway service area; runoff pollution; planting trough; sponge city

Cite this article

HAN Chun-li , XIONG Xin-zhu , CHEN Yao , LIU Xue-xin . A Runoff Pollution Control Technology in Sponge Service Area Based on Concept of Low-Impact Development[J]. Transport Research, 2023 , 9(2) : 42 -52 . DOI: 10.16503/j.cnki.2095-9931.2023.02.005

0 引言

高速公路服务区车辆往来频繁、行驶模式复杂，因受机动车轮胎磨损、尾气排放等影响，环境中累积了大量悬浮颗粒物、氮氧化物和碳氢化合物等，这些物质随初期降雨迁移入地表径流，对地表水体和土壤环境造成严重污染，若未及时收集处理将威胁附近水体水质安全[1-2]。因此，如何实现服务区场区雨水净化和收集再利用成为绿色公路建设亟待解决的关键技术问题。
为缓解路面径流对周边敏感水体的影响，国内外提出了一些对地表径流的入渗、沉淀和蓄积管理措施。其中，低影响开发（Low Impact Development, LID）最早于2000年由美国提出，其作为集生态环保和经济美观的可持续雨水管理措施，用生态化的“源头控制”技术降低径流污染负荷，同时控制地表径流量、补给地下水，保护受纳水体[3⇓-5]。国内外基于LID技术的应用大多聚焦于城市道路雨水径流处理，普遍采用雨水花园、下凹式绿地、透水铺装、生物滞留槽等设施下渗过滤雨水[6⇓-8]。近年来，针对我国高速公路服务区场区不透水面积占比较大、排涝压力大的现状，一些服务区如云南楚姚高速公路大姚服务区、信阳高速公路服务区等，开始应用基于LID技术的渗透路面、屋面绿化、下凹式绿地、渗透式植被浅沟等设施收集回用雨水，但雨水收集净化效果有待进一步考察。
国内外基于LID技术的研究主要集中于模拟分析层面，大多以某城市地区或服务区为研究对象，通过构建地表径流或雨水管理模型，模拟分析LID设施径流控制效果以确定最佳LID建设方案[9⇓⇓⇓-13]。LID设施主要包括生态植草沟、下凹式绿地、雨水花园、绿色屋顶等，需根据不同区域特点选取适宜的LID技术。植草沟技术因具有经济、易管理养护等优点[14]，已被一些发达国家应用于路域空间充足的公路路面雨水径流处理中[15⇓⇓⇓-19]。现有植草沟技术能充分满足我国服务区场所对经济性的需求，但从处理效果和适用范围角度分析，将其直接应用于我国服务区仍存在不足。一方面，服务区场区对工艺雨水净化能力和耐久性要求更高。由于我国公路路域径流缺乏相关技术和强制收集处理规定，常规植草沟大多仅采用植草皮覆盖形式，水流导排能力和草皮过滤净化能力有限，且传统生态植草沟与底层路基间没有封闭设施，水沟下渗入侵导致路基病害严重。另一方面，常规植草沟技术设施对占地面积要求较高[20]，多用于空间更为充足的市政道路绿化带或园区绿化区域，而我国公路用地普遍紧张，服务区设置集约化要求高，因此常规植草沟工艺无法从其他应用场景直接照搬用于公路服务区。
为进一步完善植草沟处理系统，近年来国内学者开展了大量研究，通过优化植草沟形式、设计参数、改变填料种类等提高植草沟的雨水净化效果，如张辰[21]在武汉地区某道路采用基质-土工布-级配碎石结构构建植草沟，选用煤渣或珍珠岩改良基质，发现当基质和级配碎石厚度为30cm时，可使雨水径流内的COD、NH3-N、TN、TP和TSS减少70%以上；黄俊杰等[22]在城市道路一侧建造改良土壤层-砾石层-穿孔排水管结构的植草沟设施，发现其对TN的去除效果波动较大，个别降雨时段会出现磷释放现象。
总体上，常规植草沟技术被广泛应用国内外市政道路绿化带等区域以实现径流总量和污染控制，而应用于服务区场区径流控制的相关研究较少，有必要针对我国服务区需求和特点优化常规植草沟系统，以增强其净化能力，达到服务区雨水处理标准。另外，依托实例工程服务区场区的新型生态种植槽系统雨水径流处理效果有待验证。
为此，本文将针对公路服务区特点和需求，研发基于植草沟LID的生态种植槽技术，开展室内模型试验，并依托某服务区路侧绿化带开展工程应用实践，基于数据统计分析生态种植槽技术在服务区场区径流污染控制应用场景中的实际效果，探讨生态种植槽各结构层对污染物的去除作用，以优化生态种植槽技术，实现高速公路海绵服务区场区径流的污染控制。

1 基于LID的生态种植槽技术

1.1 水气连通结构单元

针对服务区场区集约设置、排水通畅需求、绿化带浇水养护困难及现有结构不具备水质净化及再利用功能等行业问题，基于植草沟技术对各个结构层级进行明确定义及功能划分，提出一种集收集、净化、蓄水并为植物绿化利用功能于一体的生态种植槽技术。生态种植槽基本单元结构如图1所示。
图1 生态种植槽基本单元结构示意图
各生态种植槽结构单元底部与侧面封闭，从上至下由植被层、种植土壤层、渗透净化层、支撑层、蓄水层与防渗层等构成。种植土壤层多采用当地土壤，可按适宜的渗透系数进行配置，并栽种植物；渗透净化层采用具有脱氮除磷效果和高吸附过滤能力的多种填料复配，为核心净化单元；支撑层由土工格栅和无纺布组成；蓄水层填充大粒径块石，起支撑和存水作用；防渗层采用防渗土工布以防止危化品泄漏污染地下水。多个生态种植槽单元沿公路纵坡方向从高到低顺序串接，每一高位的生态种植槽蓄水层与低位的生态种植槽的渗透净化层相连接，实现相邻生态种植槽间蓄积水自动排导和综合利用。为实现系统纵向的空气连通，除了考虑总体结构中的水平结构层，还需对纵向水气管道结构布置进行设计，在每个水气连通结构单元设一处导气管，使本结构兼具通气的作用。

1.2 设计方法

根据当地气候条件和场区功能分区情况，提出生态种植槽理论设计方法。首先，确定生态种植槽中的植被层类型、种植土壤层的材料、渗透净化层及蓄水层的填充材料。然后，通过试验测定或查阅资料获取设计材料的基本参数，主要包括种植土壤层和渗透净化层材料渗透系数、拟收集路面的径流系数及当地设计暴雨强度。接下来，计算单位长度生态种植槽设计雨水径流量。最后，计算生态种植槽的种植土壤层与渗透净化层可蓄积的水量及各层高度。整体设计难点主要为确定各层间纵向高度，即根据水量平衡原理，采用区域暴雨强度、径流系数等参数计算调配种植土壤层、渗透净化层与蓄水层高度。
（1）计算汇水单元长度范围内生态种植槽汇集路面径流总量，即单元种植土壤层容积（m3） Q 1[23]：
Q 1 = q ψ F t 1000
式（1）中： q为设计暴雨强度（L/(s·hm2)）； ψ为径流系数，根据径流路面类型确定，按表1取值； F为汇水面积（hm2），根据公路实际的路面汇水及坡面汇水总面积计算确定； t为集雨时间（s），可根据当地初雨径流污染程度确定，一般取1200~1800s。
表1 径流系数表
径流路面类型 径流系数 ψ
各种屋面、混凝土和沥青路面 0.90
大块石铺砌路面、沥青路面处理的碎石路面 0.60
干砌砖石和碎石路面 0.40
非铺砌土地面 0.30
绿地和草地 0.15
（2）确定单元种植土壤层的尺寸。对于单元种植土壤层的宽度和深度，根据实际情况通过经验确定取值范围。对于单元种植土壤层的长度 L 1（m）则根据体积公式计算，即：
L 1 = Q 1 b 1 h 1
式（2）中： b 1为单元种植土壤层的宽度（m），根据路侧场地空间确定，一般取0.8~2m； h 1为单元种植土壤层的深度（m），为能容纳足够的单元初期雨水径流，根据植物根系生长对土壤空间的要求，生态种植槽一般选用低矮的草坪、灌木及草本地被植物，对应的根系长度分别约为0.1m、0.2~0.4m和0.3~0.5m，因此种植土壤层深度 h 1在0.1~0.3m范围内给出设计厚度。
（3）确定单元种植土壤层可蓄水量。种植土壤层干容重、种植土壤层饱和含水率可通过采集土壤样品进行试验测定。由于土壤含水率受土壤湿度影响而发生变化，采用风干土壤样品的含水率（即一般自然状态下的含水率）代表土壤层原含水率。种植土壤层可蓄水量计算公式为：
D 1 = b 1 L 1 h 1 ρ 1 ω 1 1 - ω 1 - ω 1 ' 1 - ω 1 '
式（3）中： D 1为种植土壤层可蓄水量（m3）； ρ 1为种植土壤层干容重（kg/m3）； ω 1为种植土壤层饱和含水率，用重量百分数表示（%）； ω 1 ' 为种植土壤层原含水率，用重量百分数表示（%）。
（4）确定单元渗透净化层的尺寸。考虑施工便捷性和机械化，单元渗透净化层的宽度 b 2宜与 b 1一致；单元渗透净化层的长度 L 2宜与 L 1一致；渗透净化层的设计厚度 h 2根据植物根系生长范围，取0.2~0.4m。
（5）确定单元渗透净化层可蓄水量，其计算公式类似 D 1，即：
D 2 = b 2 L 2 h 2 ρ 2 ω 2 1 - ω 2 - ω 2 ' 1 - ω 2 '
式（4）中： D 2为渗透净化层可蓄积水量（m3）； ρ 2为渗透净化层干容重（g/cm3）； ω 2为渗透净化层饱和含水率（%）； ω 2 '为渗透净化层原含水率（%）。
（6）确定单元蓄水层需蓄积的水量，其计算公式为：
D 3 = Q 1 - D 1 - D 2
式（5）中： D 3为渗透净化层需蓄积水量（m3）。
（7）确定单元蓄水层厚度。在完全不填充和块石满填的两种情形下，以 h m i n和 h m a x分别表示蓄水层的最小厚度与最大厚度，则蓄水层厚度处于 h m i n~ h m a x范围，其中：
h m i n = D 3 L 3 b 3
h m a x = D 3 r L 3 b 3
式（6）~式（7）中： h m i n为蓄水层厚度 h 3的最小值（m）； h m a x为蓄水层厚度 h 3的最大值（m）； r为块石满填情形下的孔隙率。

2 生态种植槽室内模拟

2.1 模拟装置

为验证生态种植槽的净化效果，通过配置路面径流模拟雨水，研究生态种植槽净化路面径流的适宜性和有效性，同时获取设计的各试验参数，明确其水质净化能力。模拟装置尺寸为700mm×400mm×950mm，下部设有支架和滚轮。采用5mm厚PVC板加工制作装置的主要外壳壳体，为便于观察，400mm×950mm的一侧壁板采用有机玻璃板，另一侧布设取样口。集水管采用DN20给水PVC管穿孔制作，孔眼直径为2mm，分两排布置，斜向45°开孔。试验模拟装置中从上而下依次为10cm厚的种植土壤层，20cm厚的渗透净化层，40cm厚的蓄水层（见图2）。
图2 试验模拟装置实物图
渗透净化层以沙子、锯末和砾石的混合物为填充滤料，这主要考虑到原材料廉价易得、化学性质稳定、渗透性良好，其中锯末本身可提供碳源，能促进后续的反硝化反应，增强除氮能力，同时对悬浮物有一定过滤吸附作用。试验装置填充填料、移栽高羊茅完毕后，连续进清水2周，确保土壤饱含水分，并将土壤、滤料的各类杂质冲洗干净，然后置于温室，保持室内温度、湿度环境指标处于合理范围内（温度为20~25℃，湿度为40%~60%），尽量减弱外界气候条件及其变化的影响，以强化装置应用的可靠性和适宜性。

2.2 材料与方法

种植槽试验所用种植土壤取自某公路服务区绿化带，基本理化参数见表2。基于环刀法采用渗透系数测定装置测试土壤和填料的渗透系数，基础填料沙子、锯末、砾石的渗透系数分别为0.008cm/s、0.09cm/s和0.14cm/s，配置的混合填料渗透系数为0.019 4cm/s。
表2 试验用土壤理化性质
指标 有机质（%） 土壤溶液pH值 容重
/（g/cm3）		 孔隙率（%） 渗透系数
/（cm/s）
数值 1.3 9.79 1.58 40 0.06
模拟装置共开展了6次试验，每次间隔一周，试验进水为配置模拟路面径流，采用间歇进水方式，进水水力负荷为1.5m3/(m2·d)，每次进水4h，落干2d。共设7处水质监测采样点，包括：配置进水采样点1处；种植土壤层底端采样点3处，即沿水流方向在沿程0.4m, 0.8m, 1.2m处设置3个采样点，编号为A, B, C，以研究种植土壤层对污染物的沿程去除效果；渗透净化层底端采样点3处，即沿水流方向在沿程0.4m, 0.8m, 1.2m处设置3个采样点，编号为D, E, F，以研究渗透净化层对污染物的沿程去除效果。水质监测指标重点关注COD以及影响水体富营养化的NH3-N, TN, TP。试验模拟装置采样点示意如图3所示。
图3 试验模拟装置采样点分布示意图

2.3 试验结果与讨论

生态种植槽经2周启动期后，系统处理效果稳定，对系统不同层间的COD, NH3-N, TN, TP相关水质指标进行连续监测，分析水质沿程净化效果。

2.3.1 COD去除效果分析

种植土壤层出水COD浓度沿程变化规律如图4所示。由于采用配水方式，进水COD浓度波动不明显，浓度范围为84~98mg/L，平均为93mg/L。由图4可知，试验初期，COD浓度明显呈沿程逐渐递减的趋势，出水COD浓度最低为38mg/L。土壤中生长的植物可吸收有机物质，其根系也为微生物附着提供了载体；另外，可以通过根系供氧、根系分泌物等改变系统的微生境，促进有机污染物的氧化分解。试验后期，COD浓度在种植床体的前0.4m降解较快，后部分去除速率减缓。污水在土壤表面流动，COD的去除主要是通过土壤对其过滤截留作用，后期去除率降低是由于装置在运行过程中出现草叶凋落现象，枯落物进入装置后释放出有机物质，造成出水COD浓度升高。
图4 种植土壤层出水COD浓度沿程变化规律
渗透净化层出水COD浓度及去除率沿程变化规律如图5所示，沿程1.2m处F出水口COD浓度为28~50mg/L，平均为39mg/L，优于地表水Ⅴ类水质。COD去除率为47.92%~68.18%，平均为58%。但相较于其他径流污染物，种植槽系统对于COD的去除率相对较低，这可能是由于高速公路径流中的COD主要是难降解的有机物颗粒，且生物化学降解性较差[24-25]。污水中的COD流经填料层，其中有机颗粒或有机胶体物质先被过滤截留附着在滤料颗粒表面，进而被滤料表面的生物膜降解而去除。
图5 渗透净化层出水COD浓度及去除率沿程变化规律

2.3.2 氮去除效果分析

种植土壤层出水TN、NH3-N浓度沿程变化规律分别如图6、图7所示。由于采用配水方式，故进水TN, NH3-N浓度波动不明显，浓度范围分别为4.33~7.55mg/L和2.88~6.53mg/L，平均为5.70mg/L和4.30mg/L；进水NH3-N占TN含量的74%。由图6~图7可知，TN, NH3-N浓度呈沿程递减的趋势，两者在种植床体的前0.4m去除较快，沿程0.4m处A出水TN, NH3-N浓度分别为4.21mg/L, 2.64mg/L。生态种植槽主要依靠硝化和反硝化、植物吸收、基质吸附与离子交换作用实现对氮的去除[26]。污水中的有机氮首先被种植土壤层截留或沉淀，在微生物作用下转化为氨氮。污水中的氨氮与硝氮可作为营养物质被植物吸收，土壤颗粒带有负电荷，很容易吸附铵离子，经硝化作用将铵离子转化为NO3-后，土壤恢复对铵离子的吸附功能[27]。后部分床体的TN和NH3-N去除率为负值，这可能由于污水中的有机氮被微生物转化成氨氮，但土壤表层缺乏严格的厌氧环境，不利于反硝化反应，造成沿程出水TN, NH3-N浓度增高。
图6 种植土壤层出水TN浓度沿程变化规律
图7 种植土壤层出水NH3-N浓度沿程变化曲线
渗透净化层出水TN, NH3-N浓度及去除率沿程变化分别如图8和图9所示，其中沿程1.2m F处出水TN浓度为1.11~3.53mg/L，平均为2.23mg/L，去除率为41.70%~80.31%，平均为60.28%；NH3-N浓度为0.12~0.98mg/L，平均为0.57mg/L，优于地表水Ⅲ类水质，去除率为66.47%~97.90%，平均为84.62%。土壤对负电荷的NO3-没有吸附功能，因此一部分NO3-在种植土壤层被植物根系吸收而成为植物营养成分，而另一部分NO3-会随水分下渗到渗透净化层，发生反硝化反应，最终转化成N2或N2O挥发[28]。种植土壤层和渗透净化层中存在植物根系，其对氧有传递和释放作用，从而形成连续的好氧、缺氧和厌氧环境，提供了硝化、反硝化反应所需的氧环境，促进了水中氮的去除。
图8 渗透净化层出水TN浓度及去除率沿程变化
图9 渗透净化层出水NH3-N浓度及去除率沿程变化

2.3.3 磷去除效果分析

种植土壤层出水TP浓度沿程变化规律如图10所示。由于采用配水方式，所以进水TP浓度波动不明显，浓度范围为0.43~0.80mg/L，平均为0.60mg/L。由图10可知，TP浓度呈现明显的沿程递减趋势，其在种植床体的前0.4m去除较快，此部分磷去除量占沿程磷去除总量的93.22%，后部分去除相对缓慢。污水在土壤表面流动，颗粒态磷经土壤物理性截滤和吸附后迅速减少，出水TP浓度为0.37mg/L，已达地表水Ⅴ类水标准。初步分析，该过程主要由于土壤胶体的吸附将含磷矿化物包裹固化，通过土壤沉积、沉淀作用而形成不溶性磷酸盐沉淀，配合植物和微生物对磷的吸收，从而达到除磷效果[29]。植物能直接吸收可溶性正磷酸盐，同时将其他无机磷同化变成有机养分，最终通过植物的收割而去除。
图10 种植土壤层出水TP浓度沿程变化规律
渗透净化层沿程出水TP浓度及去除率变化见图11，沿程1.2m F处出水口TP浓度为0.04~0.18mg/L，平均为0.09mg/L，达到地表水Ⅱ类水质标准。TP去除率达65.85%~94.55%，平均为83.71%。径流经种植土壤层的初步净化下渗至渗透净化层，该层中的填料为微生物提供生长介质，锯末比表面积相对较大且可降解，为微生物提供大量附着点位和碳源，使得大量微生物对磷同化吸收和过量积累，从而降低出水磷浓度。
图11 渗透净化层出水TP浓度及去除率沿程变化规律
试验过程中，污水投放到生态种植槽的种植层时，一部分污水沿土壤坡度向前水平流动，由于植被截留及土壤吸附作用，污染物得以削减，主要以物理作用为主；另一部分污水垂直下渗，污染物主要通过土壤、填料、微生物的物理、化学、生物作用得以去除。

3 海绵服务区应用实例研究

3.1 应用概况

公路服务区在用地类型、功能等方面均与城市较为相似，因此在规划设计过程中可将服务区视为小尺度海绵城市。传统服务区的雨水管理理念及方法是“快集快排”，多为雨水的末端集中处理方式，缺乏在源头及径流输送过程中的雨水控制。海绵服务区在规划建设过程中，以LID理念及技术措施为核心，通过布设分散式、小尺度LID设施实现源头径流控制并提高服务区雨水涵养水平。本文提出的生态种植槽即为满足海绵服务区控制场区地表径流、实现雨水蓄存回用要求的一种LID技术。为更充分、全面地分析生态种植槽的实际应用效果，选取某公路服务区内路段旁一侧绿化带为生态种植槽试验区，对其后期处理效果进行监测。该路段为沥青路面，透水率低，所在地区气候湿润，降雨量大且集中，5~10月雨季降雨量占全年的85%~95%。路面径流污染物多为车辆尾气排放、轮胎磨损、油品泄漏及大气沉降等累积的悬浮颗粒、重金属、多环芳烃等，成分复杂且生化性差。

3.2 LID方案设计

通过模拟装置的室内试验，采用适宜公路服务区场区路面径流净化的填充滤料混合比，根据生态种植槽设计方法和理论，应用500m的生态种植槽开展实体工程试验研究。该生态种植槽宽2.5m；表层低于路面10cm；种植土壤层厚30cm，采用棕壤和沙子按体积比3∶1配置，渗透系数为5×10-3cm/s，其上撒播植草；渗透过滤层厚30cm，锯末和沙子按1∶4体积比混合填充；蓄水层按50%的填充率填充直径为20~40mm的块石。

3.3 径流污染控制效果

3.3.1 监测方案设计

监测方案按图12设置a, b, c, d共4处取样点，其中a为种植土壤层进水处；b为渗透净化层进水处；c为蓄水层进水处；d为系统出水处。每隔5min采样1次。降雨初期采样间隔为5min，后期间隔适当加长，如10min, 20min，根据降雨情况而定。每个样品测定NH3-N, TN, TP, COD, SS等指标。

3.3.2 监测结果分析

（1）监测结果与标准对比分析
该工程在夏季运行的系统出水NH3-N, TN, TP, COD, SS浓度如表3所示。从该表可看出，系统出水各项指标均可达到地表水Ⅲ类水质，其中出水的NH3-N及COD浓度均达到Ⅰ类标准，TP浓度为0.05mg/L，达到Ⅱ类标准。TN浓度接近Ⅲ类水质限值，可能是因为工程未设通气管，影响硝化过程。
表3 系统出水各项指标监测结果与标准对照表 单位：mg/L
监测指标 NH3-N TN TP COD SS
系统出水 夏季 0.12 0.97 0.03 15 8.1
《地表水环境质量标准》 Ⅰ类 0.15 0.2 0.02 15 —
Ⅱ类 0.5 0.5 0.1 15
Ⅲ类 1 1 0.2 20
Ⅳ类 1.5 1.5 0.3 30
Ⅴ类 2 2 0.4 40
（2）沿程出水各项指标浓度变化分析
夏季路面径流水质指标NH3-N, TN, TP, COD, SS在生态种植槽纵向迁移过程中的含量变化如图13所示，NH3-N, TN, TP, COD, SS的去除率分别为70.00%, 64.73%, 50.00%, 84.26%, 64.16%，而常规植草沟工艺对径流NH3-N, TN, TP, COD, SS的去除率仅为0.93%, 35.83%, 49.12%, 67.08%, 66.28%[30]，可见，优化后的植草沟技术处理效果有显著提升。通过分析各层级的污染物含量变化，可进一步探究不同功能层对污染物的处理效果。
图13 沿程出水各项指标浓度变化柱状图（单位：mg/L）
从图13可以看出：
（1）种植土壤层和渗透净化层对污水中的NH3-N有明显的去除效果，去除率分别为27.5%和42.5%，污水中NH3-N进入种植土壤层，一部分通过植物根系的吸收作用被去除，另一部分被土壤颗粒或植被吸附后，经附着在表面的微生物硝化菌氧化为NO3-或进一步经反硝化菌还原为N2，从而从水中脱除[31]；渗透净化层含有锯末与沙子的混合填料，具有较强的吸附作用，部分NH3-N在该层被吸附后经硝化作用被氧化为NO3-，由于锯末可为反硝化菌提供充足的碳源，从而能强化反硝化菌活性[32]，促使NO3-还原为N2，NO3-浓度降低的同时促进了硝化反应平衡正向移动，因此，在渗透净化层NH3-N的去除量最大。
（2）TN在种植土壤层、渗透净化层、蓄水层的去除率分别为13.82%, 36.36%和14.55%，其中，渗透净化层对TN的去除率最大，进一步说明了该层反硝化效果良好，锯末为反硝化菌提供了充足的碳源。
（3）COD在种植土壤层、渗透净化层、蓄水层的去除率分别为9.88%, 10.49%和63.89%，其中，蓄水层COD去除率最大，且该层对TN的去除也有一定贡献，而NH3-N未被去除，可能是由于该层块石附着的反硝化菌利用水中的COD将径流雨水中所含大量NO3-反硝化为N2，从而使TN浓度降低。
（4）TP主要在种植土壤层被降解，经土壤及植物根系的吸附，其中部分TP通过土壤沉积、沉淀作用转化为不溶性磷酸盐沉淀，从水中脱除，部分则通过附着的聚磷菌将溶解性磷转化为不溶性磷，储存在体内，从而达到水中除磷的效果[33]。
（5）SS在种植土壤层、渗透净化层的去除率分别为30.09%和40.71%，部分SS被种植土壤层中的植被及土壤拦截，部分则通过渗透净化层中锯末的吸附去除，表明渗透净化层的锯末和沙子混合填料具有良好的吸附效果，利于SS的去除。
总体来看，生态种植槽各功能层对污染物指标的去除均有不同程度的作用，其中渗透净化层对氮的去除贡献最大，种植土壤层对TP的去除贡献最大，而蓄水层对COD的去除贡献最大。值得注意的是，渗透净化层中的锯末和沙子混合填料对污水中氮、COD及悬浮物均有良好的去除效果。

4 结论

本研究通过对服务区植草沟技术进行结构优化，形成新型生态种植槽技术，并提出了系统性的设计方法，以实现服务区场区径流污染控制。为进一步验证优化设计的生态种植槽净水效果，采用生态种植槽试验装置处理模拟雨水，监测不同层COD, NH3-N, TN, TP浓度的变化。研究表明，生态种植槽对污染物的去除效果良好，出水COD, TN, NH3-N及TP浓度分别达到39mg/L, 2.23mg/L, 0.57mg/L及0.09mg/L，平均去除率分别为58%, 60.28%, 84.62%和83.71%, TN和NH3-N优于地表水Ⅲ类水质，COD和TP均优于地表水Ⅴ类水质。为探究新型生态种植槽技术应用于实际工程的可行性，依托某公路服务区应用工程开展水质监测和分析，发现生态种植槽各功能层对污染物指标的去除均有不同程度的作用，其中渗透净化层对氮的去除贡献最大，种植土壤层对TP的去除贡献最大，系统出水各项指标均达到地表水Ⅲ类水质，可被回用于服务区场区植被浇灌等。工程应用结果表明生态种植槽对场区路面径流污染净化效果较为显著，优于常规植草沟的处理效果，为LID设施在服务区中的成功应用提供了参考。
受疫情、天气、经费等客观条件限制，本研究对当前污染浓度指标进行的监测频率有限，随着LID等相关技术在绿色公路建设中的不断应用和发展，仍需持续投入一定的人力物力对种植槽技术应用效果进行跟踪监测，同时深入开展吸附饱和后的生物系统构建及分子机制研究，进一步关注生态种植槽的后续养护过程，加快相关管养操作手册及规范的制定。

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