对城市喀斯特地役流的观测为绿色雨水基础设施的规划、设计和建设提供了重要参考依据

《Journal of Hydrology》：Observation of urban karst flows inform planning, design and construction of green stormwater infrastructure

　　凯瑟琳·M·博宁-乌尔曼 | R·安德鲁·蒂尔帕克 | 杰伊·F·马丁 | 亚历山德拉·S·布拉斯韦尔 | 威廉·F·亨特 | 瑞安·J·温斯顿
俄亥俄州立大学食品、农业与生物工程系，590 Woody Hayes Dr., 哥伦布, OH 43210, 美国

**摘要**
全球人口的快速增长导致以高连接性不透水表面为特征的区域不断扩大。在这些表面之下，存在着复杂的基础设施层，如管道、填充了碎石的沟渠和电线，它们用于输送公用设施和水资源。工程师们越来越多地采用渗透型雨水控制措施（SCMs）来更接近地模拟开发前的水文状况，并减轻不透水覆盖对接收水域的负面影响。在建造SCMs时，存在雨水通过地下基础设施的其他路径意外排放的可能性，尤其是在对现有城市设施进行改造时，这可能需要扰动地基并可能重新布置公用设施。渗透的雨水与这一复杂的地下基础设施系统之间的相互作用，或称为“城市喀斯特”现象，是地质中存在可溶性岩石（如石灰岩）时自然形成的隧道和地下通道的人为对应物。迄今为止，关于城市喀斯特路径对渗透型SCMs性能影响的研究相对较少。本研究探讨了美国俄亥俄州和北卡罗来纳州三个已知存在城市喀斯特相互作用的SCMs案例，以更好地理解城市喀斯特对SCMs潜在的影响。通过长期监测、污水检查摄像头和色素示踪研究等方法确认了替代排水路径的存在。此外，还提出了设计建议，例如在SCMs安装中使用不可渗透的衬里材料，以尽量减少城市喀斯特效应。鉴于城市喀斯特可能带来的意外后果以及全球地下基础设施的普遍性，建议工程师在所有SCMs设计中考虑这些技术。

**1. 引言**
在世界上许多地方，城市化与第一次（1790-1830年）和第二次（1860-1910年）工业革命同时发生（Bretagnolle等人，2015年）。这些革命推动了制造业和工业增长，使得周边地区发生了快速的土地开发。一个多世纪后，从农村向城市的迁移继续导致高密度的城市发展，从而对市政基础设施和公用设施的需求不断增加，以维持现代生活标准（Tacoli等人，2015年）。在城市地区建设不透水表面（如道路、屋顶和停车场）导致了城市水分平衡的根本变化，以及相关的下游影响，如河岸侵蚀、洪水和河流健康状况恶化（Walsh等人，2005年；Vietz等人，2016年）。城市发展还减少了地下水补给，并降低了地表水和地下水的整体质量（Chilton等人，1999年；Grischek等人，2002年；O’Driscoll等人，2010年；Wong等人，2012年）。越来越多的工程师利用绿色基础设施（GI），包括雨水控制措施（SCMs），如生物滞留池（BRC）、透水铺装（PP）和绿色屋顶来应对雨水管理问题。GI型SCMs的设计目的是通过临时储存雨水并在干旱时期使其蒸发或渗入周围土壤来减少径流量和峰值流量（Cousins和Hill，2021年）。

除了地表水文外，城市地区为地下公用设施、建筑物基础和其他地下基础设施所做的改动也可能影响当地的地下地质状况以及地下水流或非限制含水层的水文特性。挖掘和大规模的土壤整理导致城市土壤中的土层要么受到严重破坏，要么完全消失。随着城市的不断发展和扩张，城市填充材料的来源发生了变化，不同的施工方法和土地用途形成了由混凝土残渣、地下障碍物和非本地土壤材料组成的这个人为层（LaBianca等人，2022年）。城市地区还包括庞大的地下公用设施网络，如污水系统、天然气、饮用水和通信线路，这些设施安装在不同深度的地下，对回填材料有不同的要求（Hao等人，2012年）。在许多情况下，这种回填材料是多孔的（例如， open-graded aggregate）。结构填充材料与周围材料之间的差异导致水力传导性差异显著，形成了高度导水的输送路径网络（Berthier等人，2004年）。公用设施及其相关的沟渠也为快速水流和渗透创造了优先路径，尤其是在存在泄漏或未密封连接的情况下（Sharp等人，2003年；Bonneau等人，2017年；D’Aniello等人，2021年）。LaBianca等人（2022年）发现，地下公用设施网络对地下水流动路径和流动时间产生了最大的地质影响，表明优先路径网络可以显著改变浅层地下水系统。渗透的雨水也可能沿着地下公用设施网络流动，并穿过被高孔隙度土壤或碎石包围的污水管道，从而在降雨事件中使污水系统超负荷运行，导致污水溢出（图1；Bonneau等人，2017年）。Kausal和Belt（2012年）是最早研究城市地下由于这些常被忽视的水文路径而增加的连通性的学者之一；他们将其称为“工程源头”，因为其与地表水文中的源头溪流相似。后来，由于这些路径与自然喀斯特地貌中的水文过程相似，这些路径被称为“城市喀斯特”现象（Bonneau等人，2017年）。本文使用“城市喀斯特”现象来描述城市地下特有的高连通性、土壤性质的增加异质性以及由于土壤变化、管道中的裂缝和裂隙以及城市公用设施和基础设施网络的复杂性而存在的水力路径。

**图1. 当在集料和回填材料不均匀的城市地区安装生物滞留池等渗透型SCMs时，预期的渗透路径（蓝色）和意外的城市喀斯特路径（红色）。城市喀斯特路径允许渗透的水部分或大部分绕过SCM处理，可能影响最终的水文和水质表现。（关于该图例中颜色参考的解释，请参阅本文的网络版本。）**

喀斯特地貌覆盖了地球上20%的陆地面积，在以碳酸盐或其他高溶性岩石为主的地质区域尤为常见（Ford和Williams，2013年）。喀斯特地貌很容易识别，因为它们具有独特的地形和水文特征。这些地貌包括地下洞穴、下沉的溪流以及喀斯特丘陵和峡谷。城市化的其中一个挑战是土壤异质性（Parise等人，2015年），即使是在相邻的母岩区域，岩石的溶解也不均匀，这可能导致不稳定的、容易断裂的地貌。此外，过度开采喀斯特地区的地下水会加剧断裂并导致天坑，影响建筑环境和公共安全（Milanovic等人，2002年；Zhou和Beck，2005年；Yechieli等人，2006年；Song等人，2012年；Anchuela等人，2015年）。

与喀斯特地貌相比，城市喀斯特现象的影响和范围没有那么明确。监测SCMs的完整城市水预算（即地表和地下路径）非常复杂，在准确测量渗透水的去向方面存在巨大挑战（Newcomer Johnson等人，2014年；Bonneau等人，2017年）。预测地下水流动和任何随水传播的污染物的去向存在不确定性。由于渗透的雨水有可能重新 mobilize 周围土壤中先前隔离的污染物（Clark和Pitt，2007年；Weiss等人，2008年；Fram和Belitz，2011年；Tedoldi等人，2016年），因此认为它是地下水污染的一个来源；在具有城市喀斯特特征的地区，这种路径可能构成更大的风险，因为雨水径流与地下水位之间的连通性更强。此外，基于渗透的SCMs（如透水铺装、生物滞留池）与城市喀斯特特征的结合可能导致地下水积聚，由于过高的补给率而对建筑物基础、地下室和其他基础设施造成结构风险（Bonneau等人，2017年）。

最近，市政部门开始关注现有SCMs和污水系统应对未来气候变化带来的降雨量增加和极端天气事件的能力（Hathaway等人，2024年）。此外，SCMs不仅仅用于雨水输送或临时储存，因为许多管辖区要求从SCMs中回收和再利用水资源（Jefferson等人，2017年；美国环保署，2018年）。GI型SCMs可以安装在新开发的项目中，也可以改造到现有的城市区域中。在改造应用中，需要挖掘现有的填充材料，并根据需要重新布置地下公用设施，从而可能引入雨水与地下水之间的新连接。Poozan等人（2023年）开发的模型表明，在现有土壤与附近基础设施周围的集料之间水力传导性差异较大的地区，城市喀斯特相互作用的可能性更高。Poozan等人（2023年）假设分流的渗透流会迅速通过碎石沟渠和高传导性路径排出；然而，模型无法确定水的最终去向。GI与城市喀斯特之间的相互作用尚未得到充分理解，从而继续对当地含水层、溪流和现有基础设施构成风险（Bonneau等人，2017年）。需要制定标准工程实践来解决这些城市喀斯特相互作用问题。

本研究旨在基于Bonneau等人（2017年）关于城市喀斯特的讨论，通过展示三个现场规模SCMs中的城市喀斯特现象观察结果及其对SCM设计和实施的潜在影响来进行进一步探讨。在美国俄亥俄州和北卡罗来纳州记录了三个GI与城市喀斯特相互作用的案例。使用了多种调查工具来观察SCMs内部的水位并确定这些处理系统中水的去向。这些研究的结果可以用于（1）城市喀斯特的识别；（2）在城市喀斯特区域中的SCM监测；（3）设计和施工指南，以减少城市喀斯特相互作用；（4）在雨水设计和研究社区内的讨论，以确保未来的GI性能能够应对复杂城市环境的各种挑战。

**2. 材料和方法**
**2.1. 场地描述**
从之前的研究中选取了三个已知存在GI与城市喀斯特相互作用的案例进行探讨。两个案例位于美国俄亥俄州的中央地区（Lenappe和Meijer），从2019年到2021年进行了监测。第三个案例位于美国北卡罗来纳州的北卡罗来纳中央大学（NCCU），从2012年到2014年进行了监测（图2）。

**图2. 美国东部的地图，突出显示了研究中的GI位置，包括两个俄亥俄州的BRC（A：Lenappe，B：Meijer）和一个北卡罗来纳州的PP（C：NCCU）。**
每个地点的GI型SCMs在类型、规模和周边土地利用方面各不相同（表1）。一个地点位于住宅区的峡谷中（Lenappe；图3），负责排干东侧住宅房屋和草坪的径流。另外两个SCMs分别负责排干停车场（Meijer；图4）和机构用地（NCCU；图5）的径流。在改造前，使用USDA土壤水分特性计算器根据分类的现场土壤类型确定了饱和水力传导性（ksat）（Saxton和Rawls，2009年）。Meijer的土壤被分类为粉质粘壤土（ksat：7.8毫米/小时），Lenappe为粉质粘壤土（ksat：18毫米/小时），NCCU为砂质壤土（ksat：45毫米/小时），NCCU为粘土（ksat：2.5毫米/小时）（美国地质调查局网站土壤调查2023年；表1）。Lenappe的BRC具有最高的负荷比（即集水区与SCM表面积之比；706:1）和最低的不透水覆盖率（即30%），与排入BRC的住宅和部分森林覆盖的集水区相关。这与排入NCCU PP和Meijer BRC的高不透水覆盖率（>74%）的商业和机构集水区形成对比，后者的负荷比分别为6.6:1和60:1（表1）。场地位置概览、相应的绿色基础设施（GI）系统（SCMs）及其各自的城市岩溶指示器，以及确认方法。

| 场地 | Lenappe | Meijer | NCCU |
| --- | --- | --- | --- |
| 位置 | 俄亥俄州哥伦布市 | 俄亥俄州雷诺兹堡市 | 北卡罗来纳州达勒姆市 |
| 原土类型 | 粉砂壤土 | 粉粘壤土 | 砂壤土 |
| SCM类型 | BRC | BRC | PPS |
| 内部水分储存（IWS）存在 | 是 | 是 | 是 |
| 表面积（m2） | 54.7 | 100.0 | 76.2 |
| 流域面积（ha） | 3.86 | 0.6 | 0.05 |
| 流域土地利用 | 单户住宅 | 商业停车场 | 机构停车场 |
| 流域不透水性（%） | 30% | 74% | 95% |
| 装载比* | 70:1 | 60:1 | 6.6:1 |
| 城市岩溶指示器 | 无法测量地下排水流量 | 高排水率且IWS区域无水 | 无法测量地下排水流量 |
| 城市岩溶确认方法 | 染色剂追踪测试 | 下降测试 | 染色剂追踪测试、污水管道摄像头 |
| *装载比是指流域面积与GI表面积之比。 |

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**图3.** Lenappe BRC的空中地图，其中包括表示GI实践表面面积和流域范围的阴影多边形。图片包含2017年安装后的生长季节数据。
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**图4.** Meijer BRC的空中地图，其中包括表示GI实践表面面积和流域范围的阴影多边形。图片包含2017年安装后立即以及2019年两个生长季节后的数据。
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**图5.** NCCU PPS的空中地图，其中包括表示GI实践表面面积和流域范围的阴影多边形。图片包含2013年安装后立即以及几周后安装减速带以更好地引导径流到实践区域后的数据。

Lenappe BRC位于俄亥俄州哥伦布市克林顿维尔社区的一个城市峡谷中的路边（图3）。该系统按照当时的俄亥俄州指南（OEPA, 2014）设计，包括15厘米孔径的PVC排水管，周围覆盖30厘米厚的AASHTO #57石料（直径9.5–25.4毫米），再覆盖7.5厘米厚的AASHTO #8石料（直径6.3–12.7毫米），60厘米厚的工程生物滞留介质（包含约80%的沙子、15%的细颗粒和3–5%的有机物质），以及5厘米厚的硬木碎屑。水流通过30厘米厚的钢筋混凝土管道输送到BRC，该管道由现有雨水管道中的堰式结构引导低流量水流。Lenappe BRC的种植种类包括本地物种，如紫色紫锥菊（Ehinacea purpurea）、黑眼苏珊（Rudbeckia fulgida）、柳枝稷（Panicum virgatum）和菊科植物（Symphotrichum ericoides）。原始设计计划要求在施工过程中降低穿过BRC的现有燃气管道的高度。

另一个BRC于2017年改建于俄亥俄州雷诺兹堡市Meijer超市的停车场内（图4）。Tirpak等人（2021）根据当时的州指南（OEPA, 2014；表1）提供了设计细节和施工方法描述。Meijer BRC的排水系统被抬高以创建30厘米厚的内部水分储存（IWS）区域（Tirpak等人，2021）。系统中种植的本地物种包括沼泽马利筋（Asclepias incarnate）、矮乔派杂草（Eupatorium）、野 bergamot（Monarda fistulosa）和紫色爱草（Eragrostis spectabilis）。

最后，在2013年，NCCU法学院的停车场内改造了5个停车位（总面积76.2平方米），安装了一个PP（图5）；500平方米的沥青地面的径流被引导到PP里（表1）。透水互锁混凝土路面（PICP）铺设在50–92厘米厚的AASHTO #2石料（直径38–50毫米）上；虽然基层是平的，但PICP表面是倾斜的，导致底层骨料深度有所不同。在#2石料之上，还铺有10厘米厚的AASHTO #57石料（直径9.5–25.4毫米）和5厘米厚的AASHTO #78石料（直径7.6–12.7毫米）。10厘米直径的孔洞排水管设有15厘米厚的IWS区域，以促进水分渗入排水不良的本地土壤。排水系统连接到一根污水管道，该管道将水排放到距离PP边缘19米的现有集水池。

### 2.2. 数据收集
在三个案例研究地点进行了内部水位、进流量和出流量监测。在Meijer BRC，Hobo U-20数据记录仪（Onset, Bourne, MA）分别使用位于过滤介质中的水位计测量了BRC内的内部水位，并使用V形堰测量了总排水流量（Tirpak等人，2021）。在NCCU，安装了带有730气泡模块的自动化ISCO 6712便携式采样器（Teledyne ISCO, Lincoln, NE），用于测量PP上游排水沟和排水系统出口处的进流量。Hobo U-20数据记录仪和ISCO 6712便携式采样器在Lenappe BRC的不同监测期间也被使用。数据收集时间分别为：NCCU站点2013年9月至12月、Meijer站点2018年3月至12月、Lenappe站点2019年10月至2020年4月。在野外部署之前和每次降雨事件后，都会检查监测设备的测量或校准错误，包括电池终端和太阳能电池板的维护、每月更换干燥剂、手动检查测量点的水位并使用这些数据校准气泡传感器或面积-速度传感器的读数、检查传感器漂移情况、比较计算出的峰值流量和径流量与使用Rational方法和Curve Number方法估计的数值，并根据制造商的建议进行传感器维护（Teledyne ISCO, Lincoln, NE）。在每个研究地点，数据收集了几个月，直到由于难以平衡每次降雨事件的进流量和出流量而对水文性能产生疑问。在Lenappe和NCCU，一旦识别并确认了城市岩溶效应，监测就停止了，监测设备被重新分配到其他项目。

### 3. 识别GI-城市岩溶相互作用
#### 3.1. 识别可能的城市岩溶相互作用
初步监测结果用于识别可能归因于城市岩溶相互作用的排水模式。SCM内的低体积储存能力和大量无法解释的渗出量（即无法通过SCM内的内部水位测量得到证实）促使进一步调查可能的渗出路徑。
首次发现城市岩溶相互作用的迹象是在大降雨事件中未测量到地下排水流量。当SCM内的可用水分储存耗尽后，渗流会通过排水系统进行（Davis等人，2012）。在没有IWS区域的排水不良土壤上的BRC中，通常观察到排水系统能够快速排水，因为其水力容量远高于渗入周围土壤的速率。相比之下，NCCU PPS和Lenappe BRC在超过设计降雨量（分别为25毫米和19毫米）的降雨事件后，地下排水流量均为零。鉴于这些SCM下方的土壤排水非常不良且主要由粘土构成，这些结果出乎意料。在NCCU，雨水渗入路面，因为表面没有发生堵塞；然而，PP的设计预期在超过6.5毫米的降雨量时应产生一些地下排水流量，但实际并未发生。同样，在Lenappe生物滞留表面储存区域也未观察到雨水积聚，除非在强降雨期间，这表明雨水最初渗入了BRC系统。对于Lenappe和NCCU，由于SCM下方的IWS区域，内部水位测量本应显示长时间储存的渗透雨水（由于渗入土壤的渗出速率低）。然而，这些区域在事件后立即迅速排水（即急剧下降的水位曲线）。这种现象结合在非常大的降雨事件中未观察到地下排水流量，可能表明水通过其他未被监测的路径排出SCM。如果其他SCM也存在类似的渗水问题，应使用Lenape和NCCU采用的方法进一步确认城市岩溶效应（见第3.2节）。

另一个城市岩溶相互作用的指示器是出乎意料的优异径流减少性能。与其他两个SCM相比，在Meijer BRC观察到了地下排水流量；然而，考虑到排水不良的底层土壤（Tirpak等人，2021）、设计特点和类似的系统之前的监测数据（Davis, 2008, Davis等人，2012, Winston等人，2016），流量相对于进流量来说异常低。安装BRC后，径流量减少了83%，与改造前的沥青停车场相比（Tirpak等人，2021）。这样的显著减少发生在主要由直接连接的排水不良土壤（水文土壤组C/D）组成的流域中，而类似的BRC仅减少了20–59%的径流量（Luell, 2011, Winston等人，2016）。鉴于这种差异，有必要进一步调查是否存在与城市岩溶特征相关的其他渗出路徑。

#### 3.2. 确认城市岩溶相互作用的方法
#### 3.2.1. 染色剂追踪测试
染色剂追踪测试用于观察从Lenappe BRC和NCCU PPS系统渗出的水的去向。长期以来，染色剂追踪测试被用于社区中识别岩溶含水层、地下水流动和污水流动路径（Brown等人，1984；Goldscheider等人，2008；Assari和Mohammadi，2017）。将无毒荧光示踪剂添加到消防栓或水箱的水中，然后排放到SCM中，通过观察应用后的染料传输情况来验证这两处SCM的城市岩溶效应。
大约910升的有色饮用水一次性排放到Lenappe BRC中，15分钟后染料渗透到BRC的土壤介质中。然而，在出口堰处未观察到或测量到任何地下排水流量。通过手动挖掘暴露排水系统，确保其未堵塞。随后直接向排水系统加入更多染色水，但在出口结构附近（距加水点约5米）未观察到任何流量。最终，在距离BRC出口结构约78米的Adena Brook溪流两岸观察到染料渗透（图6A）。假设渗透的雨水通过BRC排水系统排出，并拦截了围绕出口结构和出口管道的多孔骨料。水流随后沿着雨水管道外部流动，穿过道路下方，直到与污水管道相交。然后水位下降约1.5米，流入污水管道外的多孔砾石中，最终从下游78米的溪流岸边渗出。这一观察表明，城市岩溶流动路径可能非常曲折，水的排放方式可能与工程设计时的预期大不相同。

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**图6.** Lenappe BRC（A）和NCCU PPS（B）的染色剂追踪测试地图。现有的雨水管道用浅蓝色显示。染料渗透到每个SCM后的位置用红色圈出。紫色圆圈表示如果渗出水流到达相邻的Adena Brook溪流（深蓝色），沿污水管道线发生渗透的位置。NCCU处观察到渗漏严重的污水管道接头和破裂的污水管道用橙色标出。（有关此图例中颜色参考的解释，请参阅本文的网络版本。）

在NCCU站点，将饮用水和荧光染料直接添加到PP安装的北部边缘（图6B）。尽管向PP排放了超过一小时的水，流量监测设备和内部水位均未显示任何地下排水流量变化。如果IWS区域正常工作，添加到PP的水量应导致内部水位上升9.8厘米。在加入染色水不到两分钟后，在附近的交通环岛的一个污水管道检修口观察到染料（图6B）。这表明水通过城市岩溶路径从PP IWS区域排出，几乎没有任何水力滞留时间。在染料测试期间（见第3.2.3节），通过机器人下水道摄像检测进行了进一步调查，以确认渗入的雨水是否流入了附近的卫生下水道。在Lenappe和NCCU使用染料测试证明了低成本染料测试在确定城市岩溶路径的存在以及渗入雨水通过SCM的命运方面的有效性。

3.2.2 内部水位下降测试
可以通过分析从水箱中注入已知体积的水或降雨事件后的内部水位变化来确定BRC的水位下降速率（Brown和Hunt，2011；Winston等人，2016；Spraakman和Drake，2021；Tirpak等人，2021）。BRC介质中与预期下降速率的偏差可能是由于SCM内部的短路或城市岩溶效应（即下降速率增加）或介质表面堵塞或排水系统堵塞（即下降速率降低）造成的。当用于确认城市岩溶相互作用时，下降测试将表明下降速率远高于底层土壤的水力传导性，这应在设计阶段进行测试（明尼苏达州污染控制局，2025）。将SCM建设前的下降测试结果与建设前的土壤渗透率进行比较，可以判断是否有水分通过高渗透性的城市岩溶路径渗出。这为工程师提供了调整设计的机会（例如，安装不透水衬垫、膨润土或其他防渗圈），以减少这些路径可能带来的负面影响。在整个GI实践期间持续进行下降测试可以提醒维护人员注意由于冻胀或土壤沉降等原因导致的城市岩溶的发展。

在Meijer BRC，2018年观测到了一次26.2毫米的降雨事件，并在降雨事件后的四天内分析了内部水位变化（图7；Tirpak等人，2021）。降雨导致内部水位超过了IWS区域的深度，水分通过排水系统排出。当内部水位降至排水系统顶部以下时，预计水分将以接近现场土壤水力传导性的速率继续渗出（考虑到相对较小的蒸散作用；Davis等人，2012）。然而，Meijer BRC IWS区域在30厘米深度的初始渗出速率为15毫米/小时。此外，在水位下降到9厘米之前，内部水位已经下降了9厘米，然后下降速率才开始接近底层土壤的渗透率。30至9厘米深度之间观察到的较高渗出速率表明存在比底层土壤具有更高渗透性的城市岩溶路径。如果该BRC正常工作，那么9厘米以下的水位下降速率应该发生在30厘米（即IWS区域的设计深度）。

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图7. 2018年5月Meijer BRC受到26.2毫米降雨事件后的内部水位下降速率。Meijer BRC的排水速率高于现场土壤的水力传导性，并且没有保持设计中规定的IWS深度（红色部分），这表明有水分通过未监测的路径渗出。理想的流动路径（虚线箭头）应该是通过介质流入抬高的排水系统，该排水系统的IWS深度为30厘米。然而，测试显示实际路径（实线箭头）快速穿过介质并进入了相邻交通岛路缘下的集料中，可能还通过了现有雨水管道外的多孔集料。数据来源：Tirpak等人，2021年。

Tirpak等人（2021）估计Meijer BRC通过现场土壤的渗出量占BRC水分平衡的30%。其余部分中，14%通过排水系统排出，56%通过未监测的路径排出。根据之前的研究（Brown和Hunt，2011；Winston等人，2016），其中一小部分（3-6%）是由于蒸发作用从BRC中流失的。因此，假设Meijer BRC的水分平衡中有50%通过城市岩溶路径排出，例如通过雨水管道周围的集料，流向未知的出口（图7）。这缩短了Meijer BRC IWS区域的水力滞留时间，可能限制了通过渗出和IWS区域反硝化作用去除氮的能力；然而，雨水仍然通过BRC介质和集料过滤，这可能有助于去除颗粒状污染物。由于没有通过染料测试确认渗出雨水的去向，因此无法确定雨水可能在哪里流动以及是否可能产生意外后果（见第4.1节的讨论）。

3.2.3 下水道检查或摄像确认
老化的下水道基础设施需要创新的技术来评估下水道网络的结构完整性，包括摄像头移动性、自主感知和地面穿透雷达等方面的进步（Makar，1999；Zuo等人，2020；Xu等人，2023）。用于检查下水道基础设施变形和裂缝的最常见技术是安装在移动式机器人检查车辆上的闭路电视摄像头（Makar，1999；Lai等人，2018）。在新建造的SCM进行染料测试时使用类似的摄像系统可以突出显示雨水可能渗入城市岩溶特征的裂缝或泄漏点，从而影响SCM的处理效果。在NCCU的染料测试之后，将摄像头送入首次观察到染料的雨水管道（图5），这是一条之前未知的、位于人行道下方的雨水管道。摄像头揭示了PP西侧附近一个未记录的盲式接线盒，以及接线盒上游管道连接处的两个主要泄漏点（图5）。当摄像头在下水道中时，向可渗透铺装层加入染色水，观察到PP的水力滞留时间少于1分钟。此外，还观察到从PP集料到相邻雨水管道的重大和轻微泄漏，水从管道的各种裂缝中进入下水道。这些额外的路径导致雨水迅速排入现有的雨水管道，完全破坏了IWS区域的功能，减少了水力滞留时间，消除了地下水补给的可能性，并降低了反硝化作用的可能性（Braswell等人，2018）。

4. 应对GI-城市岩溶相互作用
4.1 城市岩溶相互作用的重要性
在本文描述的每个案例中都观察到了与城市岩溶相互作用相关的替代流动路径。因此，雨水通过未监测的高渗透性路径渗出系统，增加了监测每个SCM的水分平衡的复杂性。这种不可量化的与GI-城市岩溶相互作用相关的路径可能对实现市政当局和管理机构要求的水文和水质目标产生影响（图1）。此外，它可能会消除（或大幅减少）SCM的地下水补给功能。由于地下水补给是一些流域实施SCM的重要管理目标（DeBusk等人，2010；Stewart等人，2017），因此设计SCM时必须防止或减少城市岩溶相互作用至关重要。

GI-城市岩溶相互作用还可能引入传统岩溶景观中常见的风险，包括天坑、裂缝、现有结构和地下设施的侵蚀、水进入建筑物地下部分以及对地下水质量的影响（Parise等人，2009）。在岩溶景观中，矿物的溶解并不均匀，导致不同区域的弱化程度不同，从而以不同的速率发生沉降（Gutiérrez等人，2014）。重力也在岩溶景观中起作用，加剧侵蚀并可能形成掩盖问题区域的沉降土壤。城市岩溶引入的危害的时间尺度也可能因周围土壤的易侵蚀性、地下管道的复杂性以及最终排放点的位置而有所不同，从而增加了GI-城市岩溶相互作用风险的不定性。岩溶景观以其高程度的含水层连通性而闻名，允许通过径流输送的污染物渗透通过土壤并迅速传播到其他地上和地下区域（Goldscheider和Drew，2007）。由GI-城市岩溶相互作用引起的优先路径预计会促进类似的流动。地下水位的季节性波动可能会影响通过城市岩溶路径输送的污染物的扩散，初始条件较干燥时影响更大（Poozan等人，2023）。最终，通过设施周围的集料的流量增加可能会随着时间的推移侵蚀原生土壤，形成更大的空隙空间，进一步限制了GI措施补充地下水的效果。由于许多市政机构和环境监管机构要求SCM具有记录在案的的成功指标，我们为规划者和设计师制定了一份检查清单，以在现有城市地区实施基于渗透的SCM时考虑这些因素（表2）。关于清单每个部分的详细建议可以在4.2节“通过有意图的设计选择减轻城市岩溶相互作用”和4.3节“施工和施工后的建议”中找到。

表2. 在设计、施工和施工后阶段限制基于渗透的SCM的城市岩溶相互作用的最佳实践。建议规划者和工程师至少采用清单中的每一项建议来减轻广泛的城市岩溶相互作用。
- **设计阶段**
- **详细设施测绘**：限制靠近SCM的设施沟槽或包络的数量，以减少通过比现场土壤和SCM土壤具有更高水力传导性的粗集料的路径。
- **防渗圈**：在现有和重新定位的设施连接处安装防渗圈。
- **不透水衬垫**：安装不透水衬垫，确保渗入的雨水留在系统中并通过预定路径排出（例如，可以用于靠近设施的SCM侧面）。

- **施工阶段**
- **水位下降测试**：在施工完成前使用已知体积的水淹没挖掘的SCM，以量化与现场土壤相比的排水速率。
- **染料示踪测试**：使用已知体积的水和无毒荧光染料监测渗出路径的流向（例如，流向下游检查井或地表水等）。

- **施工后**
- **水位下降测试**：使用已知体积的水淹没挖掘的SCM，以量化与现场土壤相比的排水速率。
- **水位监测**：在SCM内不同位置的压水井外壳中安装水位记录仪，连续监测下降和水位。
- **土壤湿度监测**：部署张力计在SCM内外及下方不同深度和位置监测土壤湿度。
- **染料示踪测试**：使用已知体积的水和无毒荧光染料监测渗出路径的流向（例如，流向下游检查井或地表水等）。

4.2 通过有意图的设计选择减轻城市岩溶相互作用
尽管存在许多协同效益（例如生态系统服务），但雨水管理仍然是推动GI实施的主要目标（Benedict和McMahon，2002；Wang等人，2014；Haruna等人，2018；Coppola等人，2019）。由于许多关键的GI SCM设计参数都围绕水量和质量目标，因此渗入雨水的命运是最重要的。本例研究中的所有案例都至少包括一个额外的渗出路径，其中许多发生在SCM下方的现有或未知的设施线周围。当GI SCM的位置无法与现有设施分离时，可以通过安装防渗圈、重新定位设施或使用不透水衬垫来限制城市岩溶相互作用，确保水流要么渗入现场土壤（即通过限制渗出以防止冲突），要么通过排水系统排出（表2）。

4.2.1 最佳实践：设施的精确测绘
城市基础设施和设施由多种市政和私营公司拥有、运营和维护，这些公司在城市景观中共存。这可能导致设施记录和测绘的差异，从而影响地下基础设施的位置、运营和维护（Pickering等人，1993）。三十多年来一直需要更新和准确的设施和基础设施记录（例如，联合国城市管理计划；Pickering等人，1993）。地理信息系统（GIS）技术的进步及其可用性的提高使得全球各大城市能够创建更加全面的基础设施管理系统（Davidovic和Stoimenov，2011年），尽管数据管理和未知设施的问题仍然存在。最近的研究表明，在设施记录不可靠或不存在的地区，使用 ground penetrating radar（GPR）绘制地下设施地图具有明显优势（Lai等人，2018年）。然而，GPR 对数据要求较高，需要花费时间并对该区域进行多次扫描才能获得准确的基础设施和设施位置信息，从而生成基本的二维地图。像新加坡这样几乎没有新开发机会的城市，最近正致力于通过三维建模来精确了解地下设施的情况，以改善城市规划（Van Son等人，2018年；Yan等人，2018年）。更精确的设施地图将为设计和管理污水 kolektoren（SCMs）提供有价值的信息，从而限制潜在的设施相互作用，并减轻沿城市喀斯特地貌的径流风险。

4.2.2 最佳实践：防渗套管
研究表明，下水道的接头和裂缝会导致水污染物（如碳氢化合物）在管道内部和周围aggregate中迁移（Musolff等人，2010年；McHugh和Beckley，2018年）。对现有污水 kolektoren进行改造时，通常需要与现有下水道系统建立新的连接，这增加了系统泄漏的可能性；确保所有连接处都能良好密封对于减少污水 kolektoren与城市喀斯特之间的相互作用风险至关重要。应在所有这些连接处使用防渗套管，以防止水流通过污水 kolektoren。这些套管包裹在下水道管道接头周围，以密封并限制泄漏（Lung和Nice，2003年）。特别是在现有下水道管道靠近污水 kolektoren边缘的情况下，应使用防渗套管，以防止水流从管道外部优先流动（例如，在Lenappe和Meijer的项目中观察到的情况）。在某些情况下，用混凝土（或类似材料）封闭相邻的管道沟渠可能进一步减少与城市喀斯特的相互作用风险。

4.2.3 最佳实践：不透水衬垫
通过在污水 kolektoren底部或与周围设施可能存在相互作用的区域使用不透水衬垫，可以限制额外的渗漏。这些衬垫可以将大部分渗入的雨水保留在污水 kolektoren内，迫使水流仅通过预先设计的路径排出。宾夕法尼亚州的研究人员报告称，PVC衬垫的BRC系统减少了97%的渗漏量；然而，仍有部分水量无法解释，因为蒸发蒸腾本应是主要的径流损失机制，这部分水量可能通过衬垫泄漏（Adhikari和McPhillips，2025年）。因此，建议在安装前和安装过程中检查衬垫是否有撕裂、不平整或未密封的情况。

4.3 建议：减少施工期间及施工后污水 kolektoren与城市喀斯特相互作用的方法
4.3.1 最佳实践：沉降测试
除了在污水 kolektoren设计阶段纳入预防措施外，还可以在施工过程中对挖掘区域进行洪水测试，以在安装排水系统之前识别城市喀斯特相互作用。了解污水 kolektoren底部原位土壤的沉降和排水速率，可以预测是否会发生过量渗漏，如果减少渗漏量是主要目标，则可能需要添加不透水衬垫。这有助于及时调整设计，以消除城市喀斯特相互作用的风险。施工完成后可以进行再次沉降测试，以确定是否存在原有的或新的城市喀斯特-污水 kolektoren相互作用，从而判断污水 kolektoren是否更像是一个雨水过滤器，而不是预期的蓄水池。沉降测试最适合初始识别城市喀斯特相互作用的存在，随后需要通过其他方法来确定渗入雨水的去向。
4.3.2 最佳实践：水位监测
施工完成后，可以安装廉价的监测设备来监测内部水位和排水系统的运行情况，特别是在潮湿天气下，这有助于主动识别城市喀斯特相互作用以及与施工相关的问题（例如，介质短路）。在Meijer项目中的监测数据显示，排水速率与原位土壤的水力传导率存在显著差异，这是城市喀斯特相互作用的主要指标。同样，在Lenappe项目中的水位变化表明，渗入的雨水未能到达排水系统。在这两种情况下，内部水位监测对于识别城市喀斯特相互作用至关重要。然而，仅凭内部水位数据无法确定渗入雨水在城市喀斯特网络中的最终去向；后续使用污水染料和污水摄像头进行调查才能有效确定雨水的最终去向。
4.3.3 最佳实践：张力计和土壤湿度监测
张力计用于记录基质水压或水力平衡，可用于研究水分在土壤中的移动情况，也可用来监测污水 kolektoren的渗漏模式（Sisson等人，2002年）。Razzaghmanesh和Borst（2019年）在堪萨斯州的一个PP停车场使用张力计和位于不同深度的监测井测量了地下水流。在较大的降雨事件中，从PP储存区向下的水流呈抛物线形状，储存区两侧的流量大于底部（Razzaghmanesh和Borst，2019年）。与设施测绘技术类似，使用张力计既耗时又耗资源。
4.3.4 最佳实践：染色示踪测试
染色示踪测试是一种比张力计成本更低的替代方法，它依赖于对路径的视觉检查（见第3.2.1节）。在污水 kolektoren施工期间和之后进行染色示踪测试，可以确认排水模式，并在发现城市喀斯特相互作用时提供修改设计的机会。然而，单独使用染色示踪可能无法确认所有城市喀斯特相互作用的情况，特别是在无法轻易确定或监测地表（例如城市沟壑）或地下（例如附近下水道检查口）排放点的情况下。

5. 结论
城市化形成了复杂的地下设施和人工结构网络，为全球城市提供关键的服务。这种被称为“城市喀斯特”的现象是指管道中的裂缝和具有高渗透性的地下aggregate的存在，导致了一种独特而复杂的水流系统，类似于自然发生的喀斯特地形，并引入了（可能不希望出现的）通过渗流型污水 kolektoren的替代排水路径的风险。城市喀斯特中的排水路径可能导致地下侵蚀和 sinkhole（天坑）的形成，降低污水 kolektoren的运行效率（例如，减少水力滞留时间，从而降低处理效果），并减少地下水补给。本文基于三个实地规模的污水 kolektoren研究结果，为雨水工程师、从业者和监管机构提供了设计、建造和监测污水 kolektoren的工具，以减少或消除城市喀斯特相互作用。在每个案例中，水分主要通过aggregate、破裂的下水道或周围设施周围的回填材料渗出。使用水压计或排水口处的堰来监测每个污水 kolektoren内的水力滞留时间或内部水位。这种监测通过沉降速率计算和染色示踪测试进一步研究了渗入雨水的非预期路径。在Lenappe和NCCU的长期监测中，尽管观察到了远大于设计暴雨强度的事件，但并未检测到显著的外流，这表明渗入的雨水通过之前未知的多孔网络绕过了排水系统。这些城市喀斯特相互作用表现为水分的替代路径，这些路径在最初的设计计划中未被考虑或未被及时发现。在Meijer的BRC项目中，大约50%的渗漏量无法通过传统的排水路径解释（即蒸发蒸腾、渗入周围土壤或排水系统）。这是由于50%的水分通过包裹污水 kolektoren的aggregate排出。这些案例表明，如果设计或施工阶段未解决与高度连通且高渗透性地下基础设施的相互作用问题，城市喀斯特网络会对污水 kolektoren的有效性构成威胁。研究结果还强调了尽量减少与设施（例如，穿过或紧邻污水 kolektoren的设施）的相互作用的重要性。建议在所有设施连接处或交叉点以及污水 kolektoren的进水口和出水口使用防渗套管。施工期间和施工后应考虑进行洪水测试、沉降测试和污水染料测试，并结合污水摄像头评估，以评估污水 colektoren与城市喀斯特相互作用的存在。通过有针对性的规划、设计、建造和监测工作来识别、减少和预防城市喀斯特相互作用，将提高污水 kolektoren提供预期水文效果的信心。不同地点的城市喀斯特-污水 kolektoren相互作用的根本原因和严重程度可能限制了对已知存在城市喀斯特相互作用的污水 kolektoren进行修复的能力。未来需要进一步研究城市喀斯特路径中的渗漏情况，以改进污水 kolektoren的设计。此外，还需要研究解决城市喀斯特-污水 kolektoren相互作用的实际可行性和成本，以优化环境管理措施。

未引用的参考文献：
Berthelot等人，2012年；Brown和Hunt，2012年；Davis等人，2009年；Goldsheider和Drew，2007年；Hooke，2000年。

作者贡献声明：
Kathryn M. Boening-Ulman：数据整理、正式分析、调查、方法论、可视化、初稿撰写及修订。
R. Andrew Tirpak：修订与编辑、方法论、调查。
Jay F. Martin：修订与编辑、监督、项目管理、资金获取、概念化。
Alessandra S. Braswell：调查、数据整理。
William F. Hunt：监督、项目管理、资金获取、概念化。
Ryan J. Winston：修订与编辑、资源管理、方法论、调查、概念化。