郊野公园是位于城市边缘，有一定规模、以郊野自然景观为主，具有亲近自然、游憩休闲、科普教育等功能，具备必要服务设施的绿地。其依托广阔的城市边缘区绿色空间，相较城市公园拥有更大面积的可渗透地表及蓄水空间，因而郊野公园与低影响开发（Low Impact Development,LID）设施更加契合^[1]。

雨洪调控效益作为景观绩效的重要部分，涵盖了环境、经济、社会等多方面效益，自2015年《海绵城市建设绩效评价与考核办法》颁布以来，对雨洪调控环境效益的研究^[2]，主要通过软件模拟或现场实测的方法，对径流控制效果进行量化研究；对其经济效益的研究，则集中于评估的整体框架与具体准则，具备一定的量化分析潜质但缺乏与案例结合的定量研究；对其社会效益的研究，因易受政策、地域的影响，导致多数指标相对主观而难以定量。因此，本文选取指标相对客观且可统一量化的环境效益与经济效益进行研究，以石家庄市龙泉湖郊野公园东区为对象，利用SWMM模型模拟、量化分析其传统开发模式和低影响开发模式在不同情景中单次降雨产生的环境效益、经济效益，综合研究其雨洪调控效益，并以此指导研究区域低影响开发设计方案的优化。

石家庄市地处河北省西南部，属我国半湿润区，年总降水量为401.1～752.0mm，降水时空分布极不均匀，6～9月降水占全年降水量的63%～70%，西部山区年降雨量达628.4mm以上。

龙泉湖郊野公园位于石家庄西郊山区地带，面积354.63hm²，地势西高东低。全园分为西、中、东三区，其中西、中两区已建设完成，本文选取拟建的公园东区为研究区域，面积100.6hm²。公园东区为全园地势最低点，现状分布鱼塘、水库共计114 800m²，具有良好的雨洪调控条件。由于西、中两区LID体系的缺失，公园东区不仅需消纳其自身的场地降水，还需消纳上游254.03hm²公园及西部801hm²山区汇入的雨水径流。

研究区域的雨水据来源分为内源雨水与外源雨水两部分。内源雨水即为研究区域直接承接的降雨，降雨进入研究区域发生下渗、蒸发以及形成地表径流，径流进入一系列LID设施最终汇入水体。外源雨水由上游公园水体收集，直接排入研究区域水体，水体无法存蓄的过量雨水排入市政雨水管网。研究区域雨水排放体系见图1。

研究区域LID设施体系可分为与公园景观高度融合的点状滞留、线状截流-传输、面状调蓄三大体系：透水铺装场地、绿色屋顶及雨水花园为点状滞留体系的载体，透水铺装场地、雨水花园可下渗自身承接及周边绿地汇入的雨水，绿色屋顶则靠滞留雨水阻止其进入地表；线状截流-传输体系为依托于全园交通体系的透水路及植草沟，园内部分的二级路和全部的三级路均使用透水路面，避免了雨水在路面上快速堆积，形成水量大、水速快的路面径流，植草沟连接了各LID设施，承接上游雨水向下游传输。面状调蓄体系由总面积23hm²的水体构成，部分水面预留0.5 m的调蓄水位，强降雨时，雨水蓄积在0.5m的调蓄范围内并自然下渗，过量雨水由水坝溢流至下游水体，形成跌水景观。

雨洪调控环境效益包括了雨水涵养、峰值控制、排放削减、径流净化等方面，由于研究区域位于市郊山区，基本无径流污染情况，径流净化效果可忽略不计。因此通过模型概化、参数确定以及周期选择，建立研究区域的SWMM模型，进而对研究区域不同开发模式、不同降雨情景的雨洪调控环境效益进行定量模拟、分析。

(1）模型概化：据下垫面类型及地形特征，将研究区域概化为120个子汇水区，含117个内源雨水区和3个外源雨水区，12个储水节点，堰口12个及末端出水口1个，见图2。

(2）各项参数确定：选择Horton模型为下渗模型，并根据地勘报告确定土层类型，使用IN12-W双环入渗仪测试各层土壤下渗效果，率定各项参数。结果表明，表层0.6～1.3 m厚杂填土渗透系数约为8×10^-6 m/s；第二层0.5～0.8m厚黄土状粉质粘土渗透系数约为3×10^-7 m/s；第三层1.2～6.6m厚粉质粘土层渗透系数约为5×10^-7 m/s；第四层0.5～7.0 m厚碎石层渗透系数约为1.8×10^-3 m/s。由于表层杂填土需更换为种植土，无法完整对其率定，故根据种植土特性及查阅《绿化种植土壤》（CJ/T 340-2016）等规范^[3]，设置最大入渗速率、最小入渗速率、衰减常数分别为76.2mm/h、10mm/h、4/h。地表径流模拟采用非线性水库模型，管道传输系统采用运动波方程；不透水铺装、普通绿地曼宁系数取值0.01、0.6，面积及坡度依实施方案设定。蒸发强度取石家庄市雨季6～8月平均值（6.63mm/d）；水面以“汇水区+储水节点”组合方式概化，不渗透比例100%，曼宁系数取0，坡度取极小值0.001，各水体面积依实施方案设定，各储水节点以堰连接，依方案调节堰口高、宽参数，从而设定各连接点过水断面，模型中其他各项参数依据施工方案设计、模型手册及文献进行设定^[4]。

LID设施依据实际设计情况分别进行定义，参数见表1。调蓄水体依据实际情况调节储水曲线进行模拟，对调蓄水体的渗透区域下渗速率取种植土的饱和土下渗速率10mm/h。

(3）模拟周期确定：根据当地气象站1994～2014年降水资料，以不小于1年一遇的1h暴雨强度（9.23mm）作为统计标准，统计暴雨事件至下一次降雨事件的时间间隔。发现暴雨后平均间隔3.8d将发生降雨事件，所以将模拟周期定义为4d，在暴雨发生后的第4天排空所有LID设施的蓄水，并计入公园末端排放的雨水量中。

(4）暴雨强度计算与设计雨强选取：依据当地规划局公布的单一重现期暴雨强度计算公式，计算出设计重现期为1年、2年、5年、10年及20年的1h降雨量：9.23 mm、35.19 mm、51.14 mm、61.63mm、70.64mm。相关研究表明，华北地区短历时降雨多为单峰雨型^[5]，故本文选用芝加哥降雨型为设计雨型，雨峰位置0.4。

单次降雨发生后，雨水直接进入水体或在地表发生蒸发、下渗及产生径流，下渗的雨水一部分由植物蒸腾重回大气，地表径流最终汇入景观水体，过量的雨水由景观水体排入市政管网。

不考虑其他因素，除去蒸发及植物蒸腾损失后，降雨最终结果为涵养地下水、排入市政管网，故单次降雨所产生的经济效益U为涵养水源价值U_涵与雨水排放成本U_排差值，计算流程见图3。

涵养水源价值可参照《森林生态系统服务功能评估规范》（LYT 1721-2008）计算，分为调节水量价值及净化水质价值两大部分，见式（1）～式（3):

式中V_涵———单次降雨回补地下水量，由式（2）得到，m³/d;

C_库———水库单位库容的投资成本，元/m³;

K_净———单位净水成本，元/m³。

参照森林生态系统服务功能评估社会公共数据表，对C_库、K_净分别取值6.11、2.09。

式中V_渗———初始下渗量，由SWMM模型模拟结果得到，m³/d;

V_蒸腾———园林植物蒸腾量，据式（3）计算得到，m³/d。

式中ET₀———参照作物需水量，mm/d;

K_L———园林系数。

据石家庄市气候类型及相关文献，得出ET₀=7.62 mm/d^[7]，并依照研究区域种植设计方案对K_L取值，得到研究区域夏季植物单日蒸腾量V_蒸腾=2 885.3m³，从而得到涵养水源收益U_涵。

我国尚未明确界定雨水排放费用，故参考国外成熟雨水管理体系及相关研究对其取值。国外的雨水排放费用与排污费差距较小，如德国雨水排放征收费用和排污费相当，而我国设定排污费与雨水排放费单价比1∶（1～2）为宜^[8]。故参考石家庄市发展和改革委员发布的最新水价，雨水排放费用取排污费等值1.4元/m³，得到式（4):

式中V_排———单次降雨外排总水量，可由SWMM模型模拟计算求得，m³。

最终通过计算U_涵和U_排差值得到单次降雨所产生的降雨经济效益U。

分别模拟历时1h，重现期为1年、2年、5年、10年、20年的设计降雨情景，模拟时间24h，得到研究区域传统模式、低影响开发模式下的下渗、末端雨水外排及洪峰情况，得到不同重现期末端出水口流量曲线，见图4。增设LID设施后，在不同重现期模拟情景中，公园外排水量削减率100%、44.82%、33.65%、29.07%、25.52%；峰值流削减率100%、68.07%、45.19%、37.37%、24.07%，峰现时间推迟情况为：完全消失、推迟124%、60%、40%、31%。结果表明LID设施径流控制能力随重现期增大而减弱。低影响开发后，较传统模式各模拟情景雨水涵养量分别增加6 434.0 m³、25 423.4 m³、30 439.2m³、32 031.0m³、35 293.3m³，通过查验SWMM模型，发现设置LID设施后，所有子汇水分区的下渗量均有所上升、径流量均有所下降，原因在于水流在LID设施所在子汇水分区及其下游子汇水分区流速变慢、流动时间增长，增加了水流下渗的时间。

计算得到不同重现期1h降雨事件的单次降雨经济效益，见图5。传统模式各情景中，单周期内降雨经济效益在重现期分别为2年、5年时为正数，重现期为2年时达到最大值17 225.6元，其余情景均为负数。该结果产生的原因在于，重现期小于2年的情景中降雨量较少，由于地表蒸发及植物蒸腾的作用，雨水涵养量为0，使本次降雨仅产生了外排雨水成本；而重现期介于2～5年时，雨量增大使得雨水在地表蒸发、植物蒸腾后仍余有下渗量，产生了涵养水源收益，但雨量逐步增大产生了更多的外排雨水成本，因而重现期为5年时较其为2年时的模拟情景降雨经济效益少；在10年及20年重现期情景中，雨水外排成本进一步加大使得降雨经济效益为负数。传统模式曲线在重现期为5年后趋近于呈线性变化，斜率趋近于-1.4，即每立方米雨水排放费取值的相反数，表明重现期为5年的情景中，绿地雨洪调控能力基本饱和。低影响开发后，各模拟情景中公园单场降雨产生经济效益均为正数，效益曲线1～2年重现期显著上升，之后平缓抬升并在重现期为10年时达到最大值31.6万元，约为传统模式最大值18.3倍。两种模式下的降雨经济效益差值曲线随重现期增大而上升。以上结果说明了传统模式下，研究区域有在一定的雨量区间内产生降雨经济效益的能力，低影响开发后，该能力显著提升，随雨量增大，差异越明显；且对比低影响开发径流控制效果与降雨经济效益，发现随重现期增大，径流调控效果下降，但单次降雨经济效益仍呈上升态势。

由于外源雨水占研究区域雨水的大部分，且不经陆地区域LID设施调蓄，LID设施削减径流主要依靠水体区域LID设施。计算不同模拟情景下各LID设施单位公顷径流量消减能力见图6，对比发现：重现期小于2年时，调蓄水体>透水铺装>雨水花园>绿色屋顶>植草沟；重现期2～20年时，调蓄水体>雨水花园>透水铺装>绿色屋顶>植草沟；重现期大于20年时，雨水花园>调蓄水体>透水铺装>绿色屋顶>植草沟。重现期为2年时各LID设施每公顷削减径流量较重现期为1年时明显上升，重现期为2年时，调蓄水体、绿色屋顶每公顷径流削减曲线均趋近于平缓，重现期为5年时，植草沟曲线不再随降雨强度变化而明显变化，雨水花园、透水铺装的单公顷径流削减量曲线始终呈上升态势。结果表明各LID设施在重现期为1年的情景中饱和度均较低；随着雨量增大，外源雨水及各子汇水分区的汇流使调蓄水体快速达到饱和；绿色屋顶蓄积空间有限且缺少下渗作用，因而迅速饱和；植草沟蓄水深度、下渗速率有限，模型中植草沟多为传输性植草沟，设置宽度小，多位于流速快、流量大的坡面，径流削减效果有限；雨水花园、透水铺装在各模拟情景中均未达到饱和，表明仅具备下渗功能的LID设施径流削减能力有限。研究发现，水体区域LID设施雨洪调控能力饱和时，陆地区域LID设施仍具有雨洪调控潜力，故可将陆地区域LID设施与水体区域LID设施进行连接组合，从而在雨量过大时将陆地区域LID设施作为水体渗透区使用，提升水体调控效能。

通过合理的低影响开发设计，能够有效提升公园的雨洪调控环境效益与经济效益，郊野公园可适当增加LID设施的建设以提升雨洪调控能力；雨洪调控的环境效益与经济效益具有统一量化的可行性，可用于公园雨洪调控效益的综合研究；SWMM模型量化模拟可直观反映方案雨洪调控效果，进而指导设计方案优化；低影响开发设计产生的下凹空间可能影响公园的其他功能，因此公园在进行低影响开发设计时，不能片面追求雨洪调控效益而忽视其他综合效益。