ACTA Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis
Water Source Apportionment of Pollutions in Shenzhen Bay Basin
SONG Fang1, QIN Huapeng1, CHEN Sidian1, ZHAO Zhijie2,†
1. School of Environment and Energy, Peking University at Shenzhen Graduate School, Shenzhen 518055; 2. College of Environmental Sciences and Engineering, Peking University, Beijing 100871; † Corresponding author, E-mail: zhaozhijie@pku.edu.cn
Abstract By using pollution source survey data, sewage treatment plant data, sediment monitoring results and SWMM, this study estimated the non-point source and overflow load of the basin. By analyzing the spatial and temporal distribution of major pollutants, the following results were obtained. 1) The chemical oxygen demand (COD), ammonia nitrogen (NH3-N) and total phosphorous (TP) loads in Shenzhen River basin in 2015 were 36760 t/a, 5715.65 t/a and 494.36 t/a, respectively. The COD, NH3-N and TP loads of the point source were 26300 t/a, 5496.9 t/a, and 463.55 t/a. The point source accounts for 72% of COD, 96% of NH3-N, and 94% of TP of the whole year. The COD, NH3-N and TP loads of the non-point source were 8608 t/a, 99.8 t/a and 18 t/a. The COD, NH3-N and TP loads of the overflow in rainy season (April to September) were 1894.05 t, 118.95 t and 12.81 t. 2) The COD, NH3-N and TP loads in Shenzhen Bay basin in 2015 were 116.5 t/d, 15.75 t/d and 1.412 t/d; the sewage outlets and the leakage sewage to tributary were the largest proportion of all source during the dry season. The COD, NH3-N and TP loads of the point source were 71.94 t/d, 15.06 t/d, and 1.27 t/d during the dry season. During the rainy season, the non-point source COD accounted for the largest proportion (34.21%), followed by and the leakage sewage to tributary and the sewage outlets, which were 28.73% and 22.3%. 3) Due to a large amount of pollutant load were transported into the waterbody, the pollutant load from non-point source and overflow considerably effected the water quality during the rainy season that could not be ignored, especially in the rainy days, and it took a long time to return to normal water quality. Key words Shenzhen Bay basin; water source apportionment of pollution; SWMM; non-point source pollution
受深圳市城市发展的影响, 深圳河湾水质呈“驼峰”式变化, 曾经受到广泛关注○ 1。随着深圳市基础设施的不断完善, 污水的收集处理能力逐步提高, 水污染严重的趋势得到有效遏制, 但水环境质量的进一步提升有赖于对污染来源的详细解析。
水污染源解析一直是水环境治理的热点, 主要通过解析污染源与水体之间密切相关的特征污染物来实现。首先要掌握污染物的性质, 评估水环境污染与污染源之间的关系, 才能准确地追踪污染物来源[1]。河流污染源解析就是识别流域内河流污染物及其来源的因果对应关系, 以便提出减少和控制流域河流污染物输入的途径和措施, 是流域水安全管理研究的重要内容之一[2–3]。
从广义上看, 水污染源解析有两层含义: 一是运用多种技术手段, 定性地识别水污染物不同来源;二是通过建立污染物与来源的因果对应关系, 定量地计算各来源的相对贡献, 如清单分析法、扩散模型和受体模型等, 其中受体模型包括成分/比值法、指纹图谱法、化学质量平衡模型和多元统计法等[1–13]。水环境中多环芳烃(PAHS)的源解析对象多数集中在
[14]沉积物, 应用方法和模型有比值法、CMB模型
[15] [12]和多元统计法 等。李昆等 在武当山剑河流域水污染源解析中得到点源和非点源各污染物的排放量与实际入河量, 结果表明城镇生活污水对COD、氨氮和 TN负荷量的贡献率最高, 畜禽养殖污水对TP负荷量的贡献率最高。黄振旭等[16]采用调查和数学模型, 估算溧阳重点流域内点源和非点源典型水污染物的排放量和贡献率, 发现渔业养殖、种植、农村生活污水和污水厂是溧阳主要的水污染源。Pekey等[17]在沉积物金属污染源解析中应用正定矩阵因子分解(PMF)法区分各种污染源, 发现该方法有较好的区别能力。近年来, 对深圳河湾污染问题开展了多项研究[18–26], 集中在珍稀动植物等生物群落、流域内重金属、有机物及相关水质模型模拟等特性研究方面。例如, 任华堂等[18]基于 EFDC模型建立深圳湾水质模型, 模拟深圳湾在潮汐周期内水环境指标的时空分布规律, 指出其浓度与潮汐
[20]特征具有较强的相关性。陶亚等 基于 TMDL (total maximum daily load)的思想, 以BOD5指标为例, 估算深圳湾点源和非点源负荷, 并给出改善水质的具体方案。目前, 尚缺乏对深圳河湾水污染负荷和来源的详细解析, 采用适当的源解析方法, 详细计算水污染来源构成, 有助于进一步改善深圳河湾的水环境质量。
1 流域概况
深圳河湾流域(图1)位于珠江口东侧, 东起梧桐山, 西至珠江口东岸, 北起牛尾岭、鸡公山和羊台山, 南至香港新界四排石山和四方山。流域内有国家级福田红树林鸟类自然保护区和香港地区的米埔自然保护区, 具有不可替代的生态功能。深圳市属亚热带海洋性气候, 每年4—9月为雨季, 年降雨量为 1924.7 mm。常年主导风向为东南偏东风, 气候温和, 雨量充足, 日照时间长。
深圳河是深港界河, 发源于梧桐山牛尾岭, 自东北向西南流入深圳湾。深圳河干流起于三岔河口, 长 12.9 km, 河床比降为0.9‰, 为感潮河段, 三岔河口以下为平坦的冲积海积平原, 下游河段为感潮河段, 潮流界可达三岔河口以上。流域内有大小河流36 条, 一级支流有8条: 深圳侧的莲塘河、沙湾河、布吉河、福田河和皇岗河; 香港侧的平原河、梧桐河和元朗河。
深圳湾为半封闭海湾, 东接深圳河, 西连珠江口内伶仃洋, 湾内纵深约为14 km, 平均宽度为7.5 km, 平均水深仅2.9 m, 湾内水域面积为92.17 km2,湾口至湾顶长18.5 km, 海床高程大部分在-7~-1 m之间, 比降约 0.3‰。
深圳河湾流域陆域面积为596 km2, 其中深圳侧 340 km2, 香港侧256 km2。流域内2015年常住人口达 437.7 万人, 其中深圳侧 348.4 万人, 香港侧89.3万人。深圳侧建成污水处理厂8座, 污水处理量共 194 万 t/d; 香港侧建成污水厂2座, 污水处理量共 16.2 万t/d。深圳河湾流域已经建成较完善的污水收集处理系统, 主要支流也进行了沿河截污。目前, 大沙河、新洲河、福田河、布吉河下游、沙湾河下游和莲塘河截排系统均已完善。深圳河的深圳集水区属深圳经济特区的心脏地带, 城市化水平较高, 人口稠密, 经济发达, 主要包括罗湖区、福田区和龙岗区布吉街道一带。2 方法与数据本文对深圳河湾污染源的解析只分析深圳一侧
的污染来源, 采用实际断面水文水质监测数据结合流域非点源模型的方法, 通过物料平衡核算, 得到各类污染物的来源及负荷量。首先, 建立流域非点源模型, 对降雨过程中污染物的迁移转化过程进行模拟, 获得降雨径流污染物在管道和河流水系中的动态过程, 精确估算降雨径流的入河污染负荷量。由于深圳河湾流域支流众多, 沿河截排工程分散, 雨污分流措施不彻底, 雨季存在截排系统沿河溢流和污水厂混流污水溢流现象, 雨季溢流污染负荷是不可忽视的水污染物来源。利用SWMM (Storm Water Management Model)溢流模型, 估算流域内截排系统沿河溢流污染负荷和污水厂溢流污染负荷, 评估雨季溢流负荷对河道水质的影响。根据实际监测数据, 用 SWMM模型计算非点源。
2.1 污染来源概化
深圳河湾水污染主要来自生活污水和降水径流非点源, 污染物主要为好氧有机物、氨氮和TP, 主要污染指标为COD、氨氮和TP, 受影响指标为溶解氧(DO)。深圳一侧是水污染的主要来源, 其水污染物主要来源于污水直排口、污水厂尾水、底泥、小区漏排、雨季非点源和雨季截污系统溢流等(图2), 其中雨水污水收集和处理系统主要有截污系统(小区分流系统、支干管、沿河截污和总口截污)、支流排洪系统和污水处理厂。考虑污染源类型、排放路径和污染治理方式的差异等因素, 将深圳河湾的入河污染来源分为点源和非点源两大类, 具体包括沿岸直排口、污水处理厂尾水/补水、支流漏排污水、底泥、雨季非点源和雨季溢流, 时间上按旱季和雨季分别考虑。
2.2 数据来源
污染源解析数据来源和估算方法如下。1)排污口调查: 排污口的数据来源于2015 年 11月份深圳
河湾排污口实地排查结果; 2)污水厂尾水/补水: 根据 2015年流域内所有污水厂逐日进出水数据及各河补水数据, 计算排入河湾的负荷; 3)支流漏排污水: 根据流域内的用水数据、雨污分流比例、截排工程及污水厂收集范围和水量确定; 4) 底泥: 采用经验估算结合实际监测法[27–30]进行对比确定; 5) 雨季非点源污染: 通过SWMM的非点源污染模型模拟估算; 6)雨季截排溢流: 通过SWMM的截排系统溢流模型模拟估算。
建立SWMM模型相关数据: 2011 年 8月 17日的雨水和水质监测数据; 2013—2015年深圳市内40个雨量站逐小时降雨数据; 2015年4—10月草铺径流站逐时径流数据; 2015年深圳市土地利用数据;深圳市排水管网规划; 深圳河定期连续水文测验及分析任务年度报告汇总(2008—2015年)。2.3 解析方法2.3.1 沿岸直排口
排污口的数据来源于2015 年 11月深圳河湾排污口实地排查结果。经过整治, 深圳河仍有7个排放口存在污水排放(表 1), 总排放量为7.6 万 m3/d;深圳湾(即深圳河河口至南海酒店约24 km岸线)共有16个排污口(表2), 排放量为12.15万m3/d。2.3.2 污水处理厂尾/补水流域内城市污水处理厂尾水最终进入深圳河湾, 其污染负荷不容忽略。截至2015年底, 深圳湾流域建成集中式污水处理厂8 座, 总处理能力为194×104 m3/d。污水处理厂出水采用2015年全年的监测数据, 给深圳河湾带来的负荷主要分两部分:再生水补水和尾水直接排放。根据深圳市水务集团及其他污水厂提供的数据, 深圳河、湾流域内排放的尾水/补水负荷量见表3和4。2.3.3 支流漏排污水流域内尚未彻底实现雨污分流, 仍有多处排污口直排入支流。利用各子流域社会经济、用水量数据、雨污分流情况及污水厂处理数据核算漏排污水量, 漏排污水的浓度参考各污水厂的实际进水及生活污水浓度确定, 即COD为 240 mg/l、氨氮为 50 mg/l 和 TP为 4.25 mg/l, 算出支流漏排负荷, 统计出深圳河湾流域支流漏排负荷, 如表5所示, 其中深圳河流域包括莲塘河流域至皇岗河流域, 深圳河湾流域包括莲塘河流域至赤湾流域。2.3.4 底泥内源释放在点源污染被逐渐收集处理的情况下, 深圳河底泥污染释放造成的内源污染成为亟待解决的关键问题之一。深圳河底泥中普遍存在的污染物为有机污染物、总有机碳、酸挥发性硫化物、铜、镍、锌、银和总石油烃。由《深圳河污染底泥治理策略合作研究(2015)》调查数据, 深圳河底泥的氧化还原电位(oxidation-reduction potential, ORP)都在-29~-238 mv 范围内, 平均值是-128 mv, 处于较严重的黑臭状态。底泥中氨氮和总磷含量都比较高, 平均值分别为187和 3.49 mg/kg, 在一定条件下会释放到水体中, 引起水体氮磷浓度升高。
[27–30]对苏州河的研究 表明, 底泥释放污染物的速率R与流速比φ呈指数关系, 与底泥中污染物的含量成正比:
k b , (1) R (10 ) C s/ Cso U / U , (2)
c式中: R为底泥耗氧速率, 单位为 g/m2âd; k为系数,苏州河取 0.65, 深圳河取 0.5; b为系数, 苏州河取0.38, 深圳河取0.2; φ是流速比; Cs为底泥中污染物(如COD和氨氮等)的表层含量; Cso为底泥中污染物的本底含量; U 为流速(m/s); Uc为临界流速(m/s)。
[27–30]参考苏州河的底泥释放参数 及《深圳河
水质臭气监测评估及生态调查》○1 , 底泥COD表层含量Cs与COD本底含量Cso的比值约为2; 底泥氨氮表层含量Cs与氨氮本底含量Cso比值约为1。由于深圳河底泥年限不长(小于10 年), 因此底泥污染物释放系数应该比苏州河估算的小, 可估算深圳底泥释放污染物的可能影响(表6和7)。模型计算得到的大潮情况下深圳河上、中、下游的流速如图3所示。假设深圳河与苏州河的临界流速相同(Uc=0.2 m/s), 由图统计出一个潮汐周期内深圳河上、中、下游的流速大于临界流速的时间占比。深圳河上游大部分时间流速小于启动流速, 底泥污染物释放量较小; 下游虽有50%左右的时间流速大于启动流速, 但下游水质和底质相对干净, 底泥污染物释放量也较小。因此, 深圳河底泥污染物释放主要在中游布吉河口至福田河口之间。结合深圳河上、中、下游的流速变化(图3)与泥沙启动流速(表 8), 得出 COD和氨氮的释放速率范围分别为3.17~22.0和1.6~11.0 t/d。在流速比U/UC约为1 时, 估算出COD和氨氮的平均释放速率分别为6.52 和 4.05 t/d。2.3.5 雨季非点源1) 模型建立及验证。根据深圳河湾流域的市政排水规划、深圳市排水管网规划、深圳河湾流域的《污水管网规划图》和《雨水管网规划图》及流域地形图, 利用GIS软件完成子汇水区划分(图4)、流域管网概化、土地
利用和下垫面类型统计。
SWMM模型需要的水文参数包括子汇水区渗透下垫面和不渗透下垫面的曼宁系数、洼地蓄水、下渗方程中的参数和管道曼宁系数, 参照文献[19],采用相应的取值范围; 水质参数主要是污染物累积模块和冲刷模块的参数, 结合研究区的污染物累积和冲刷特点, 污染物累积模块选择“饱和函数模型”,污染物冲刷模块选择“指数函数”。由于污染物冲刷系数和冲刷指数的差异性很大, 因此模型的水质参数取值需要根据实测数据率定。
地面降雨径流冲刷过程验证: 采用2011年8月17日的雨水监测数据和水质监测数据, 进行模型的验证。该场降雨历时50 分钟, 总降雨量为 13.45 mm。对居住用地、工业用地、商业用地和道路等4种土地类型的水质参数的模型输出结果进行验证。雨水监测数据点均匀分布于模拟得到的水质曲线两侧, 且与模拟曲线的拟合程度较好。模拟水质曲线的变化趋势和水质浓度与实测数据基本上吻合。因此, 模型中选取的数据是合理的。
模型水量验证: 由于深圳河干流大部分河段为感潮河段, 受潮汐作用的影响很大, 因此对2015年深圳河干流罗湖潮流站和深圳河河口逐月径流总量进行比较。罗湖潮流站模拟逐月径流总量与实测径流总量的R2为 0.6715, 二者基本上吻合, 旱季与雨季月径流总量误差基本上一致; 全年模拟径流总量为 37410 万 m3, 实测径流总量为37157 万 m3, 相对误差为0.68%。河口模拟逐月径流总量与实测径流总量的R2为 0.7433, 二者基本上吻合。旱季径流模拟径流总量偏大, 雨季模拟径流总量偏小。
模型水文过程验证: 将 2015年4—10月布吉河上游草铺径流站逐小时实测径流数据作为模型验证数据。该时间段内, 该站点模拟径流过程的Nash效率系数为0.79, 模拟径流过程与实测径流过程基本上吻合。2) 非点源模拟结果。将 2015年深圳河湾流域的小时降雨数据作为SWMM模型的输入条件, 计算深圳河湾流域2015年全年非点源污染负荷产生量和河道水体非点源污染输入量, 结果如表9所示。
雨季非点源指通过2015年全年日负荷数据整理出4—9月的数据而得到的日均非点源; 暴雨天非点源指通过全年日负荷数据整理出日降雨量大于7
mm (共有56天)的数据而得到的日均非点源。雨季溢流和暴雨天溢流的统计方式同非点源。
SWMM模型模拟得出全年深圳河湾流域非点源负荷COD为 8608 t/a, 氨氮为99.8 t/a, TP为18 t/a;深圳河流域COD为 3701.44 t/a, 氨氮为 41.91t/a, TP为 7.92 t/a。其中, 深圳河湾流域雨季(4—9月) COD为 6261.0 t, 占全年COD的 73%, 氨氮为 72.5 t, 占全年氨氮的 72.5%, TP 为 13.2 t, 占全年 TP 的73.3%; 深圳河流域雨季(4—9 月)非点源总负荷为COD为2792.58 t, 氨氮为31.11t, TP为5.49 t。
由表9可知, 深圳河、湾流域雨季的非点源日负荷较大, 暴雨天的负荷是雨季的3~5 倍, 对当日水质造成较大影响, 故非点源和溢流污染不容忽视。2.3.6 雨季溢流1) 模型建立与验证。截排系统可以截排大部分旱季漏排污水, 减少河道旱季污染负荷, 提高旱季河流水体水质。但是,雨季截排系统会造成溢流, 溢流污水直接进入河道,大量混排污水大大增加雨季河道污染负荷量, 造成雨季河道水质恶化。溢流系统根据深圳河湾流域各支流的设计报告布置。在相关调查报告的基础上,通过对研究区内城市布局、人口分布和人均用水情况等核算得出沿河截留系统和河道污水数据。截排箱涵溢流污水主要分为沿河溢流和污水厂溢流。截排系统与河道之间通过孔口和管道的形式连接。旱季低流量时, 截排系统中的污水通过箱涵输往污水厂; 雨季高流量超过箱涵的过流能力, 则会发生溢流, 溢流污水通过孔口或管道直接排入河道。雨季混排污水通过箱涵输送到各污水处理厂,当水量超过污水处理厂的接纳能力时, 部分污水会从污水处理厂直接溢流排入河道。根据污水厂的服务范围, 模拟计算出各污水厂的逐日进流量, 得到污水厂雨季日溢流负荷量。
溢流模型概化图见图5, 在流域非点源模型的基础上, 增加沿河截排系统, 建立截排系统溢流口,
实现沿河溢流和总口溢流的模拟。
图6显示SWMM模型中3种不同的溢流建模方式。方式A通过底部孔口将低流量转换到截流器,高流量时, 堰被漫顶, 一些流量通过溢流出水口排放; 方式B采用普通管道来输送低流量; 方式C采用不同进水偏移的管道进行简单分流, 输送到截流器的管道进水偏移为零, 连接到河流的管道具有较大的进水偏移。本研究采用A和B两种方式建立溢流模型。
通过模拟雨季截排系统和河道径流过程, 计算由截排系统溢流到河道的污水量和污染负荷, 从而确定雨季溢流污染负荷对河道水质的影响。
溢流过程验证: 将 2015年笔架山河(布吉河支流)河口水闸实际运行过程与模拟溢流过程对比。模拟过程溢流45次, 而实际开闸38次。其中有32次开闸过程对应的模拟过程发生溢流, 开闸持续时间与模拟溢流过程持续时间的R2 为 0.7857。开闸过程与降雨径流过程相关, 但受人为因素干扰较严重,因此不能完全对应。总体而言, 笔架山河河口水闸开闸持续时间与模拟溢流持续时间基本上吻合。
模型污染负荷估算验证: 以 COD为例, 验证深圳河干流污染负荷。根据2015年深圳河河口逐时实测径流数据和逐时实测水质数据, 计算逐月污染负荷通量, 2015年深圳河河口模拟逐月污染负荷通量与实测污染负荷通量的R2 为 0.783。全年模拟COD总量与实测COD总量的误差范围较小, 但监测值波动较大。2) 溢流模拟结果。通过计算截排系统溢流负荷和分析其分布规律, 可以对沿河截排系统的作用进行评估, 同时可从截排系统雨季溢流负荷对河道水质影响, 识别雨季河道污染负荷的主要来源, 指导治污措施的制订。结果如表10所示。由表10数据和SWMM截排系统溢流模型得出, 深圳河湾流域雨季(4—9月)溢流COD为 1894.05 t, 氨氮为118.95 t, TP为 12.81 t。深圳河流域雨季(4—9月)溢流COD为 1434.72 t, 氨氮为113.46 t, TP为 10.98 t。3 结果讨论3.1 总体负荷构成及旱雨季对比3.1.1 深圳河流域深圳河流域全年点源COD为 2.04 万 t/a, 氨氮为 4307 t/a, TP 为 357.7 t/a; 全年非点源 COD 为3701.44 t/a, 氨氮为 41.91 t/a, TP 为 7.92 t/a。雨季(4—9 月)非点源COD 为 2792.58 t, 氨氮为 31.11 t, TP为 5.49 t; 雨季(4—9月)溢流为COD为 1434.72 t,氨氮为 113.46t, TP为 10.98 t。深圳河流域全年入河负荷量为COD为 2.55 万 t/a, 氨氮为 4462.37 t/a, TP为 376.6 t/a。
如表11所示, 从深圳河流域的单日入河污染源总量上看, 旱季污染源中, 漏排污水(包括排污口和
支流漏排)占比最大, 点源总COD为 55.81 t/d, 氨氮为 11.8 t/d, TP为 0.98 t/d; 雨季污染源中, 非点源和溢流占比亦不少, COD 为 29%, 氨氮为 6%, TP为8%。从各指标来看, 不同污染源贡献比例不同,就氨氮而言, 除漏排污水外, 最大来源是底泥释放;就 TP来说, 除漏排污水外, 最大来源是污水厂尾/补水。由此可见, 需同时考虑不同污染源及不同污染指标, 才能有效地提高深圳河水质。3.1.2 深圳河湾流域深圳河湾流域全年点源COD为 2.63 万 t/a, 氨氮为5496.9 t/a, TP为 463.55 t/a; 全年深圳河湾非点源负荷COD为 8608 t/a, 氨氮为 99.8 t/a, TP 为 18 t/a。深圳河湾流域雨季(4—9 月) COD为 6261.0 t,氨氮为 72.5 t, TP 为 13.2 t; 雨季(4—9 月)溢流为COD为 1894.05 t, 氨氮为118.95 t, TP为 12.81 t。深圳河湾流域全年入河负荷量COD为 3.676 万 t/a, 氨氮为5715.65 t/a, TP 为 494.36 t/a。
如表12所示, 从深圳河湾流域单日的入河污染源总量上看, 旱季污染源漏排污水中, 各指标负荷属排污口和支流漏排的占比最大, 点源总COD为
71.94 t/d, 氨氮为15.06 t/d, TP为 1.27 t/d。雨季, 非点源的COD占比最大, 为 34.21%, 其次是支流漏排和排污口, 为 28.73%和 22.3%; 就氨氮而言, 除漏排污水外, 占比最大的是底泥污染; 就 TP来说,除漏排污水外, 占比最大的是污水厂尾/补水。
3.2 非点源和溢流负荷分析
深圳市降雨丰沛, 全年雨季集中在4—10 月,场次降雨量较大, 一次暴雨带来的非点源污染和溢流负荷量堪比全流域其他污染源产生的负荷量。有效地控制雨季非点源和溢流污染以及暴雨时洪水进入混排系统造成的溢流对水质冲击十分必要。
非点源计算结果见表9。深圳河湾流域2015年全年非点源COD总负荷量为8608 t, 其中深圳湾流域占 57%, 深圳河流域占 43%; 氨氮总负荷量为99.8 t, 其中深圳湾流域占58%, 深圳河流域占42%; TP为 18.0 t, 其中深圳湾流域占56%, 深圳河流域占44%。非点源污染负荷的空间分布与控制单元的面积正相关。同时, 非点源污染负荷的分布土地利用类型与下垫面类型有关。商业用地比例越高, 旱季非点源污染负荷累积量越大; 硬化路面比例越高,