顆粒物對滲濾系統(tǒng)去除公路徑流重金屬的影響

孔繁昕，左曉俊，楊一夫

（1.南京信息工程大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 南京 210044；2.南京市市政設(shè)計研究院有限責(zé)任公司，江蘇 南京 210018）

0 引 言

隨著我國高速公路里程的大幅增加，高速公路周邊環(huán)境污染問題日益嚴(yán)峻。日益增加的車輛來往造成高速公路地表徑流中含有大量懸浮顆粒物（SS）、氮磷、重金屬等其他污染物[1-2]，逐漸危害道路附近生態(tài)環(huán)境的安全。重金屬是地表徑流的重要污染物成分，它不類似于SS、氮磷等其他污染物，它不易在自然中降解，易于在生物體內(nèi)大量聚集，且污染影響持久、影響區(qū)域廣泛、治理難度大。重金屬以水和食物等方式進入人體，并在人體中大量富集，達到一定濃度后會對人體造成毒性作用。若不加以處理控制直接排放到環(huán)境中，極易引起環(huán)境系統(tǒng)的惡化，最終威脅人類生命安全。

從20世紀(jì)70年代開始，國內(nèi)外諸多專家相繼展開了有關(guān)公路地表徑流的取樣研究工作，已有大量的數(shù)據(jù)參考資料。其中，涉及到徑流重金屬的研究聚焦在其來源、濃度負荷、賦存形態(tài)、初期效應(yīng)、毒性分析、遷移特性、與其它污染物的關(guān)系，以及相關(guān)影響因素等方面[3]。這些研究為探究高速公路地表徑流中重金屬的污染控制提供了基礎(chǔ)的數(shù)據(jù)參考。目前，高速公路附近雨水徑流控制方式主要有道旁植被截留、生物滯留池、土壤滲濾系統(tǒng)、氧化塘、人工濕地系統(tǒng)等。然而，由于高速公路里程長、面積大的特點，降雨地表徑流通常水量大，且遠離市政管網(wǎng)的覆蓋范圍，因而對高速公路地表徑流的收集、處理難度較大。可見，當(dāng)前高速公路路面徑流控制應(yīng)采取就地分散處理的策略，以高速公路道旁邊坡植被攔截與土壤滲濾系統(tǒng)為主要手段。目前已有的研究集中在土壤的滲濾作用對高速公路地表徑流中重金屬的去除效果、土壤對重金屬的吸附效果，以及不同pH對土壤吸附重金屬的影響上[4-6]，而有關(guān)高速公路地表徑流顆粒物對徑流重金屬在碎石-土壤滲濾去除過程中的影響尚未見研究報道。

考慮Cu和Zn在高速公路地表徑流重金屬污染中濃度較高，因此，該項研究選取Cu、Zn[7]作為指標(biāo)因子，以碎石-土壤滲濾柱為對象，研究此裝置對高速公路地表徑流中重金屬的滲濾去除特性、對顆粒物的截留特征，重點闡明不同粒徑顆粒物截留與重金屬滲濾去除的關(guān)系。同時，探討季節(jié)、pH值等環(huán)境因素對碎石-土壤滲濾去除徑流重金屬的影響，揭示高速公路地表徑流顆粒物對徑流中重金屬滲濾去除的作用。

1 材料與方法

1.1 采樣地點及方法

南京位于北亞熱帶季風(fēng)氣候的影響區(qū)域，年均溫度15.3℃，年降水量1106.5mm，每年6月中下旬至次月初為南方的梅雨季節(jié)，降雨多，晴天少，而7~8月常出現(xiàn)極端高溫，超過38℃，降雨多集中于6月至9月。南京高速公路網(wǎng)發(fā)達，其中，南京繞城高速馬群段是一條重要通道，它北接南京二橋高速，南連滬寧和寧杭等主要高速公路，也是入寧的交通要道，此路段日均車流量超過38000輛，車輛往來密集。故，選取南京繞城高速馬群段作為試驗對象進行采樣監(jiān)測，取樣位置如圖1所示。該地區(qū)路面降水徑流經(jīng)由落水管收集排放，采集落水管出流作為試驗樣品，區(qū)域匯水面積約1100m2。采樣地區(qū)特征如下：采樣路面為鋪設(shè)瀝青路的高架，寬度為雙向六車道，周邊用地類型主要為道路運輸用地。

圖1 采樣點位置圖

每場降雨采集的水樣均使用聚乙烯塑料桶（內(nèi)徑40cm，高度50cm），采集前用稀硝酸溶液（體積比1∶499）進行清洗，采樣時將其放置在被監(jiān)測地段的道路邊緣處。

1.2 滲濾試驗裝置及方法

采用4個長70cm、直徑35cm的PVC材質(zhì)的滲濾柱作為試驗裝置，其底部和頂部均用粒徑20mm的建筑碎石進行鋪設(shè)（厚度為5cm），主體部分為粒徑范圍在300-2000μm范圍內(nèi)的采樣區(qū)域道路周邊表層土壤；裝置外部自上而下垂直設(shè)置三個采樣口，距離底部高度分別為55cm（1號采樣口）、30cm（2號采樣口）、5cm（3號采樣口），如圖2所示。滲濾試驗前，測得4個滲濾裝置的初始滲透速率（K值）分別為0.018cm/s、0.020cm/s、0.021cm/s及0.023cm/s。

圖2 碎石-土壤滲濾柱圖示

試驗開始前，將采集的水樣攪拌均勻后注入塑料桶（直徑80cm、高120cm）中，同時取1L水樣作為初始樣品，然后接入蠕動泵（BT100-2J），以預(yù)設(shè)流速將水樣泵入試驗裝置中，采用自上而下的進水方式，經(jīng)預(yù)設(shè)時間后，分別從裝置側(cè)面三個預(yù)留的采樣口采樣，采集量均為0.6L。

1.3 測定及分析方法

每次采樣結(jié)束后，及時使用馬爾文Mastersizer 2000激光衍射儀確定各水樣顆粒粒徑分布。參考《水與廢水標(biāo)準(zhǔn)分析方法》（第20版）[8]中的濕式方法對水樣進行消解，采用火焰原子吸收光譜法（日本島津，AA-6800）分別測定Cu、Zn的濃度。所有玻璃器皿在使用前均由（濃度50%）硝酸溶液過夜浸泡，試驗用水均為去離子水。水樣的溫度、ORP及pH值由pH-2602型臺式高精度酸度計（中國）測定。使用ORIGIN8軟件進行圖形繪制；使用SPSS11.5統(tǒng)計軟件對數(shù)據(jù)相關(guān)性進行分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬去除特性

圖3反映了碎石-土壤滲濾柱中重金屬Cu、Zn總的、溶解態(tài)的及顆粒態(tài)的濃度沿程分布情況。

圖3 Cu、Zn總濃度及其各自賦存形態(tài)濃度的沿程分布情況圖示

Cu、Zn總的、溶解態(tài)的及顆粒態(tài)的濃度沿碎石-土壤柱深度方向變化的程度各異，但總體的變化趨勢均表現(xiàn)為逐漸減少。這可能與重金屬在顆粒中的分布及土壤顆粒對重金屬的吸附有關(guān)。土壤滲濾去除包括截留、過濾、吸附及絡(luò)合等多個物理、化學(xué)或生物過程。就該項研究而言，碎石-土壤滲濾柱需應(yīng)對路面徑流污染負荷的隨機性和不連續(xù)性的影響，同時應(yīng)能滿足快速處理污染物的要求。可見，該系統(tǒng)與其它類似系統(tǒng)（如人工濕地等）的處理方式不同。其處理周期短、生物處理效果較差，而以基質(zhì)過濾、吸附去除為主要處理方式。試驗數(shù)據(jù)表明，1號出水口總Cu的濃度占初始進水總濃度的百分?jǐn)?shù)在70.43%到82.36%之間變化（均值為78.14%）；溶解態(tài)Cu的濃度與初始進水中的相比變化不明顯；而顆粒態(tài)Cu濃度的平均去除率為39.20%。Zn的濃度變化情況與Cu的相似。與1號出水口相比，2號出水口Cu、Zn的濃度繼續(xù)減少，且幅度分別為總Cu 24.39%，總Zn26.16%。這主要表現(xiàn)為Cu、Zn各自顆粒態(tài)濃度的減小。而3號出水口Cu、Zn的濃度與2號出水口的相差不大，平均降低幅度均不超過10%。這表明沿系統(tǒng)深度方向，重金屬Cu、Zn的濃度呈非線形遞減；徑流中大部分的可去除重金屬污染物被滲濾柱表層35cm的土壤填料截留吸附。

根據(jù)圖3的結(jié)果，得出碎石-土壤滲濾柱對高速路面徑流Cu、Zn的去除效果，如表1所列。

由表1可知，路面徑流中重金屬Cu、Zn均得到不同程度的去除，且均在3號出水口處的滲濾去除最明顯。其中，重金屬總量的平均去除率均超過45%。經(jīng)過碎石-土壤滲濾處理后，末端出水中Cu、Zn均達到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838—2002）基本項目標(biāo)準(zhǔn)限值III類標(biāo)準(zhǔn)值，但Cu仍未完全達到《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB/T14848—9）基本項目標(biāo)準(zhǔn)限值II類標(biāo)準(zhǔn)值。這可能與該項研究路面徑流重金屬在小顆粒中的含量較高有關(guān)。在土壤深度為35cm處，重金屬Cu、Zn總量的去除均接近40%。而Rycewicz-Borecki等[9]對暴雨生物滯留系統(tǒng)中重金屬去除的研究發(fā)現(xiàn)，距土壤表層27cm深度處Cu、Zn等重金屬去除率大于92%。另外，由于地下水系統(tǒng)的自凈能力較差，路面徑流中的重金屬下滲到地下水系統(tǒng)后危害更持久、處理更困難。隨著土壤滲濾系統(tǒng)中pH值等環(huán)境條件的變化，被截留的重金屬易再析出。因此，經(jīng)碎石-土壤滲濾處理后的出水仍需作進一步處理。

表1 碎石-土壤滲濾對Cu、Zn的去除效果一覽表

2.2 顆粒滲濾截留及其與重金屬去除的關(guān)系

2.2.1 顆粒滲濾截留

根據(jù)該項研究路面徑流顆粒的研究結(jié)果，仍對碎石-土壤滲濾柱中的顆粒粒徑進行6個區(qū)間的劃分：0.45~10μm、11~20μm、21~75μm、76~150μm、151~300μm和大于300μm。圖4顯示了滲濾系統(tǒng)中不同粒徑范圍顆粒沿程分布及其變化情況。

滲濾系統(tǒng)進水中粒徑較小的顆粒（小于75μm）累積體積較大（見圖4），尤其是粒徑在0.45~10μm范圍的顆粒體積最大，占總顆粒平均體積的30.51%；粒徑范圍在11~20μm及21~75μm的顆粒次之；粒徑大于75μm的顆粒體積均較小，其平均體積與總顆粒平均體積的比值低于11%；這充分體現(xiàn)了路面徑流顆粒的沉降效果。在滲濾過程中，隨滲濾深度的增加，小顆粒（粒徑小于20μm）的累積體積在總顆粒體積中的占比也隨之增加，而較大顆粒（粒徑大于20μm）的累積體積的比例則隨之逐漸減小，尤以大于150μm的顆粒下降的趨勢最為明顯。這表明碎石-土壤滲濾柱對粒徑大于20μm的顆粒去除較為明顯，尤其是對粒徑大于150μm的顆粒更顯著（最終出水中Cu、Zn平均去除率均超過96%）。同時，0.45~10μm及11~20μm粒徑段的顆粒也得到一定程度的去除（最終出水中Cu、Zn平均去除率均超過55%）。另外，在該項研究中，小于0.45μm的顆粒被視為溶解態(tài)，且其累積體積變化不明顯，因而未作討論。

圖4 顆粒累積體積沿程分布情況圖示

2.2.2 顆粒消減與重金屬去除的關(guān)系

作為重金屬的主要載體之一，顆粒的吸附、絮凝、沉積和遷移作用決定著重金屬的去向和歸宿[10]。在該研究中，碎石-土壤滲濾柱主要起過濾與吸附作用；基質(zhì)填料對顆粒的去除以過濾作用為主，對重金屬的去除也以過濾為主。因而，碎石-土壤滲濾柱中顆粒去除對重金屬去除會有相當(dāng)程度的影響。根據(jù)顆粒粒徑分布的結(jié)果，不同粒徑段顆粒隨滲濾系統(tǒng)沿程去除的效果各異，這可推測出不同粒徑段顆粒去除對重金屬去除的影響程度亦不同；同時這種影響程度還可能受重金屬在初始顆粒中分布的制約。表2給出了不同粒徑段顆粒中重金屬的初始分布。

表2 Cu、Zn在不同粒徑段顆粒中的初始分布表 單位：%

由表2可知，0.45~10μm粒徑段顆粒中Cu、Zn的含量最高；11~20μm及21~75μm粒徑段顆粒中的次之；大于75μm的各粒徑段顆粒中的較小，且均接近10%。在距滲濾柱表層15cm深度處（1號出水口），粒徑大于75μm的顆粒累積去除效果較好，且與重金屬去除的相關(guān)性均較明顯（見表3）。

表3 Cu、Zn沿程去除率與不同粒徑段顆粒沿程去除率之間的Pearson相關(guān)系數(shù)表

這表明滲濾柱表層Cu、Zn的去除主要與大顆粒有關(guān)，但同時受Cu、Zn在大顆粒中分布的制約。在距滲濾柱表層40cm深度處（2號出水口），大于20μm的各粒徑段顆粒累積去除率均高于80%，但僅21~75μm粒徑段顆粒的去除對Cu、Zn去除的影響最大，這與該粒徑段顆粒中Cu、Zn含量較高有著相當(dāng)?shù)年P(guān)系。距離滲濾柱表層65cm處（3號出水口），大于20μm的各粒徑顆粒累積去除率均超過90%，但其對Cu、Zn去除的影響程度均低于小于20μm顆粒。可見，沿滲濾柱深度方向，小粒徑顆粒對Cu、Zn去除的影響越來越突出，而大粒徑顆粒的影響卻不斷減弱。

2.3 環(huán)境因素的影響

2.3.1 季節(jié)

因高速公路路面徑流水樣的溫度主要與季節(jié)有關(guān)，故在該項研究中，探討季節(jié)參數(shù)對重金屬去除的影響。所有碎石-土壤滲濾柱三個高度的出水口水樣中Cu、Zn濃度隨季節(jié)變化規(guī)律性不明顯（見圖5）。由此可知，滲濾柱中土壤對Cu、Zn的吸附作用受季節(jié)影響較弱。有研究顯示，吸附劑吸附溶液中重金屬的過程在不同溫度下變化明顯[11]。該項試驗的對象為高速公路徑流水樣，其中含有大量顆粒物，且多數(shù)為小顆粒；同時，小顆粒中Cu、Zn含量較高，這意味著小顆粒去除效果制約著季節(jié)對Cu、Zn吸附過程的影響。因此，在該項研究中，季節(jié)對滲濾柱中Cu、Zn去除的影響不顯著。

圖5 不同季節(jié)滲濾柱沿程出水中Cu、Zn平均濃度圖示

2.3.2 pH值與氧化還原電位

pH值和氧化還原電位（ORP）是影響重金屬在沉積物中運移的兩個主要因素[12-13]。圖6顯示了不同高度各出水口水樣中的ORP及pH值。

圖6 pH值及氧化還原電位沿程分布情況圖示

由圖6可知，所用滲濾柱沿程出水水樣的平均pH值呈下降趨勢，且從堿性逐漸過渡到酸性，這應(yīng)該與基質(zhì)土壤為弱酸性有關(guān)。出水水樣平均ORP沿滲濾柱深度方向的變化趨勢與pH值的變化恰好相反，且出水中ORP值均為負，且多數(shù)大于-300mv，表明所有滲濾柱在運行時為缺氧或兼氧狀態(tài)。有研究表明，pH值對土壤表面電荷量顯著影響調(diào)控土壤對重金屬離子的吸附過程[14]，而ORP則通過影響pH值間接改變重金屬的分布[15]。根據(jù)出水中pH值和ORP與滲濾柱沿程Cu、Zn去除率之間的Pearson相關(guān)系數(shù)（見表4）可知，滲濾柱各出水口pH值和ORP與其對應(yīng)的重金屬Cu及Zn的去除率之間的相關(guān)系數(shù)均沿程逐漸減小，表明pH值與ORP對滲濾柱中Cu、Zn去除的影響沿深度方向上呈減小趨勢；這可能與沿程各段出水中pH值逐漸降低有關(guān)。pH值較低的環(huán)境將有利于被吸附的重金屬再次溶出[16]，阻礙了重金屬去除。此外，ORP與Cu、Zn去除率之間的相關(guān)系數(shù)低于pH的（見表4），這反映了ORP對去除重金屬影響的間接性。

表4 出水pH值、氧化還原電位與相應(yīng)各段Cu、Zn去除率之間的Pearson相關(guān)系數(shù)表

2.3.3 系統(tǒng)干期時間

降雨事件的隨機性和不確定性會導(dǎo)致滲濾柱運行的不連續(xù)性，由此產(chǎn)生滲濾系統(tǒng)干濕期。圖7反映了滲濾柱干期時間與系統(tǒng)濕期重金屬去除之間的變化情況。

干期過程顯著影響重金屬在土壤或沉積物中的形態(tài)分布[17]。雨期土壤中溶解態(tài)重金屬濃度受干期影響而比干期土壤中的更高[18]，這表明干濕期對滲濾柱中重金屬去除應(yīng)該存在重要影響。但干期時間與雨期徑流重金屬去除之間并不存在明顯的變化關(guān)系（見圖7），這與前人文獻中提及的干濕期對未種植植物生物過濾池的影響并不顯著的研究結(jié)論[19-20]相類似。同時，Blecken等[21]的研究表明干濕期對種植植物生物過濾池去除重金屬的影響也主要與植物有關(guān)。雖然該項研究的滲濾介質(zhì)與上述文獻研究中的介質(zhì)不同，具有一定的保水性，但干期時間對滲濾柱去除路面徑流重金屬的影響沒有明顯的規(guī)律性，這應(yīng)該與滲濾柱主要依靠基質(zhì)的吸附截留去除重金屬的機理[22]有關(guān)。

圖7 干期時間與濕期重金屬去除之間的變化關(guān)系圖

3 結(jié) 論

（1）沿該滲濾柱深度方向，Cu、Zn濃度呈非線性遞減，其大部分被截留在表層35cm厚基質(zhì)中。

（2）粒徑較大顆粒（大于20μm）在總顆粒中的體積占比沿滲濾柱深度方向逐漸降低，而其對Cu和Zn去除的影響卻逐漸增加，但小顆粒對Cu、Zn累積去除影響逐漸顯著。若在實際工程中加以利用，可參照顆粒去除予以設(shè)計滲濾池。

（3）季節(jié)對滲濾柱中重金屬去除的影響受顆粒去除的制約。pH值與ORP對去除重金屬的影響程度沿程降低，且ORP對去除重金屬起到間接影響的作用。

（4）干期時間對滲濾柱中重金屬去除的影響不明顯。