旅游古镇河道水体水质评价.pdf

旅游古镇河道水体水质评价 * 李义禄1张玉虎1， 2贾海峰2 1. 首都师范大学 资源环境与旅游学院， 北京 100048; 2. 清华大学 环境学院， 北京 100084 摘要 依据 20082010 年 2 年间江苏甪直镇河道水质监测资料， 运用 CWQI 模型、 多元统计方法和 GIS 技术对河道水 质进行综合评价。结果表明 甪直镇水体总体上表现为 N、 P 和有机污染， 识别出洋泾港和金巷浜水质污染最严重， 甫 里塘、 清晓江和田肚港水质较好; 层次聚类分析显示该区域水质污染存在空间差异性并且监测断面可以简化， 提出应 采取河道分类整治措施， 控源截污并加大河道连通性等综合手段进行整治。 关键词 甪直镇; CWQI 模型; 多元统计方法; 水质评价 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201410015 WATEＲ QUALITY ASSESSMENT FOＲ THE ANCIENT TOWN OF LUZHI Li Yilu1Zhang Yuhu1， 2Jia Haifeng2 1. College of Ｒesources Environment ＆ Tourism，Capital Normal University，Beijing 100048， China; 2. School of Environment， Tsinghua University，Beijing 100084， China AbstractWater- quality index modeling，hierarchical cluster analysis HCAwere used to analyze data sets of river network water quality for 14 parameters monitored at 22 different sites in ancient town of Luzhi during 20082010． With the help of GIS plat， the quantitative uation of water quality and a comprehensive characterization of the existing monitoring network were studied． The results showed that TN， TP and organic pollutants were the major pollutants of river network in ancient town of Luzhi． The stations closed to farmers market or Urban villages， such as Yangjinggang and Jingxiangbang，had the highest pollution risk than the upstream;the HCA showed spatial variations of water pollution，meanwhile，the monitoring sections in the ancient town of Luzhi also could be simplified． Finally，it was proposed the measures like collecting the domestic sewage through network of drains and sending it to sewage treatment plant，dredging river，enchencing the communication between channels to improve the water quality． KeywordsLuzhi;CWQI;multiple statistical techniques;water quality assessment * 国家科技重大专项 “水体污染控制与治理” 2011ZX07301- 003 ; 国 家科技支撑计划课题 2012BAC19B03- 005 。 收稿日期 2014 －03 －07 0引言 河流水质评价是水环境治理中的重要基础性工 作， 通过对水质监测数据的合理评价， 能准确反映水 体质量和污染状况， 掌握水体受污染程度， 判定水体 的功能类型， 为水污染治理、 水功能区划分、 水环境保 护和水资源规划管理提供理论支撑［1- 2 ］; 同时， 河流水 质监测断面位置及数量也要科学依据， 合理布局监测 断面也是水质基础数据处理前的一项关键任务［3- 4 ］。 目前， 常用的河流水质评价方法有单因子评价 法、 污染指数法、 模糊数学评价法、 灰色系统评价法、 人工神经网络模型等。各类模型都有其自身的优缺 点和适用范围， 在水质评价工作中得到了不同程度的 应用 ［2， 5 ］。景观水环境评价中宜采用哪种方法需要 结合研究区实际 ［6 ］。对现有监测网络进行优化最常 采用的方法为数理统计方法， 该方法常用来分析河流 监测断面监测结果是否相近， 以此判断邻近断面是否 需要优化去除 ［4 ］。CWQI 模型［7 ］对城市景观水体及 水体富营养化污染的监测尤其敏感， 在水质综合评价 中取得了满意的效果［7- 8 ］。Terrado［7 ］对 CWQI 模型应 用于城市排放污水、 富营养化水体、 氨水泄露对鱼类 的危害三种情形的响应敏感度进行了对比研究， 得出 CWQI 模型能灵敏地监测到城市污水排放对城市水 体水质的影响; Espejo［3 ］应用 CWQI 模型对智利半干 16 水污染防治 Water Pollution Control 旱北部中心区域水质污染状况进行了研究， 并通过聚 类分析对水质监测网络进行了优化。 考虑到国内关于水体监测与分析多集中于流域 或城市， 乡镇农村尺度的研究区较少， 同时已有研究 多以单指标或多元统计分析评价为主， 故本文综合应 用了 CWQI 模型、 多元统计分析方法和 GIS 空间技 术， 以研究区 20082010 年 2 年水质监测数据为数 据源， 对江南水乡古镇河道景观水体开展了监测与评 价工作。评价结果能够对该区域水环境综合改善工 程措施实施前的关键问题识别提供理论支撑。 1材料与方法 1. 1研究区概况 甪直镇隶属于苏州市吴中区， 位于长江下游苏南 平原河流地区， 区域内河道交错， 呈网状分布。密布 的河网为乡镇经济和社会发展提供了便利的水运和 充足的水量， 同时也接纳了大量的污染物［1 ］， 根据研 究监测评价需要， 在研究范围内布设了 22 个监测断 面 见图 1 。 图 1研究区位置及监测断面分布 Fig．1Location map of study area and distribution of monitoring sites 1. 2数据与分析 22 个监测断面20082010 年共监测11 次， 其中 流量 Q、 流速 V 于2009 －4、 2009 －6、 2009 －8、 2009 － 11、 2010 －1 与水质取样同步监测 5 次。所有样本采 集、 保存、 运输、 分析化验等严格按照 GB 38382002 地表水环境质量标准 ， 数据描述结果见表 1。 表 1水质指标的统计描述及地表水环境质量标准 Table 1Statistical description of water quality variables and the environmental guideline of national quality standards for surface waters 参数极小值极大值均值标准误差标准差 地表水环境质量标准 Ⅰ类Ⅱ类Ⅲ类Ⅳ类Ⅴ类 pH6. 9208. 5407. 4080. 0150. 2286 ～9 透明度0. 1503. 7100. 4370. 0160. 243 电导率387. 000856. 000554. 4805. 72088. 975 DO0. 8207. 4203. 5560. 0821. 2747. 56532 COD3. 94016. 8227. 7440. 1542. 3952461015 BOD51. 63030. 7408. 0740. 2994. 652334610 SS17. 000224. 00055. 4981. 32420. 593 PO3 － 4 0. 0400. 9600. 2560. 0080. 120 TP0. 0901. 1300. 3540. 0100. 1500. 020. 10. 20. 30. 4 NH3－N0. 0068. 5811. 1360. 0721. 1150. 150. 51. 01. 52. 0 NO － 3 0. 0504. 2001. 3670. 0550. 855 TN0. 46012. 3603. 3480. 1041. 6160. 20. 51. 01. 52. 0 Q0. 0074. 0570. 7950. 0711. 107 V0. 0070. 1430. 0330. 0020. 027 注 表中各参数的单位， pH 无单位， 透明度为 m， 电导率为 μS/cm， Q 为 m3/s， V 为 m/s， 其余均为 mg/L。 1. 3研究方法 1 Spearman 相关检验是以两变量 X 与 Y 是否具 有同步性来检验两变量之间是否存在相关性， 对分析 的变量数据不需要正态性假设。不仅能发现线性关 系， 也能发现单调的非线性关系， 还可以适用于等级 数据 无法定量的顺序数据 ， 对异常数值敏感 度低 ［9- 10 ］。 2 CWQI 模型由加拿大环保部开发， 该水质指数 模型与其他水质指数模型相比具有运算简单、 参数可 以结合研究区水质保护提升目标而设定［7 ］。模型根 据输入水质监测数据将采样点水质归一化到 0 ～ 100， 并根据水体污染的程度， 从 0 到 100 将水质分为 差 0 ～44 、及格 44. 1 ～64 、一般 64. 1 ～79 、 好 79. 1 ～94 、极好 94. 1 ～100 ， 5 个水质状态。 26 环境工程 Environmental Engineering 3 聚类分析 CA 是根据对象距离远近或相似性 大小进行分类的多元统计方法。本文采用的层次聚 类分析 HCA 是应用最广泛的聚类方法， 该法以逐 次聚合的方式将距离最近或者最相似的对象聚成一 个类簇， 直至最后聚成一类 ［11 ］。 2结果与讨论 2. 1水质综合评价 2. 1. 1评价因子筛选与水质标准的确定 指标间存在的相关性， 会使监测数据反映的信息 在一定程度上有所重叠， 既增加了评价工作量， 又掩 盖了系统的某些特征［2 ］。对监测数据进行 Spearman 相关 分 析，结 果 见 表 2 显 示 CODMn与 BOD5 0. 694 ， TP 与 PO3 － 4 0. 770 ， TN 与 NH3－N 0. 516 以及 Q 与 V 0. 625 有较强的相关性。由表 1 可知 CODMn的均值要比 BOD5小， 保留 BOD5作为河道水 体耗氧污染物污染的度量指标。TN 是度量水体富营 养化的重要指标， 同时， NH3－N 主要反映水体遭受生 活污水含氮有机物污染的程度， 故需将其都考虑在模 型内。PO3 － 4 、 Q、 V 在 地 表 水 环 境 质 量 标 准 GB 38382002 中未做相应规定， 在此未作考虑。 表 2污染指标间 Spearman 相关系数 Table 2Spearman correlation coefficient between water quality variables pH透明度电导率DOCODMnBOD5SSPO3 － 4 TPNH3－NNO － 3 TNQV pH1. 000 透明度－0. 212＊ ＊1. 000 电导率－0. 149*－0. 0941. 000 DO－0. 1000. 348＊ ＊0. 0231. 000 CODMn0. 032 －0. 252＊ ＊0. 292＊ ＊－0. 375＊ ＊1. 000 BOD5 0. 244＊ ＊－0. 456＊ ＊0. 207＊ ＊－0. 473＊ ＊0. 694＊ ＊1. 000 SS－0. 0450. 1060. 008－0. 198＊ ＊0. 266＊ ＊0. 0601. 000 PO3 － 4 －0. 112－0. 187＊ ＊0. 221＊ ＊0. 0730. 186＊ ＊0. 0760. 0681. 000 TP0. 014－0. 224＊ ＊0. 321＊ ＊0. 0380. 224＊ ＊0. 158*0. 134*0. 770＊ ＊1. 000 NH3－N 0. 221＊ ＊－0. 414＊ ＊0. 025－0. 381＊ ＊0. 170＊ ＊0. 446＊ ＊－0. 0290. 128*0. 181＊ ＊1. 000 NO － 3 0. 0950. 0050. 0200. 219＊ ＊－0. 0430. 105－0. 143*0. 004－0. 010－0. 242＊ ＊1. 000 TN0. 133*－0. 350＊ ＊0. 0900. 0130. 0780. 262＊ ＊－0. 154*0. 354＊ ＊0. 325＊ ＊0. 516＊ ＊0. 296＊ ＊1. 000 Q0. 0460. 042－0. 0300. 171＊ ＊－0. 332＊ ＊－0. 192＊ ＊－0. 198＊ ＊－0. 154*－0. 181＊ ＊－0. 1220. 132*－0. 0861. 000 V0. 1030. 039－0. 0810. 079－0. 290＊ ＊－0. 206＊ ＊－0. 083－0. 088－0. 152*－0. 127*0. 182＊ ＊－0. 0530. 625＊ ＊1. 000 注 ＊ ＊在置信度 双测 为0. 01 时， 相关性是显著的; * 在置信度 双测 为0. 05 时， 相关性是显著的。 模型水质目标选取需要综合考虑研究区水质监 测数据和河道水质污染现状。表 1 统计显示 TN 已 经超出地表水 V 类水标准限值， TP 和 BOD5属 V 类 水水质。同时结合甪直镇河道景观水体功能定位， 选 用地表水 V 类水标准作为模型水质目标， 对研究区 河道水质污染状况进行综合分析。 2. 1. 2CWQI 评价结果 以 pH、 DO、 BOD5、 TP、 NH3－N、 TN 作为模型的水 质变量， 以 GB 38382002 中 V 类水为模型水质目 标， 对 20082010 年 22 个监测断面的 11 次监测数 据进行评价分析。由图 2 和表 3 看出 22 个监测断 面 11 次监测结果中 TN、 NH3－N 的超标率最高， TN 中超标率最高的是 M20， 为 100， 位于西市河上; 最 低的 M10 和 M17 超标率为 63. 6， 分别位于团结河 和吉家浜; 其余均在 80 以上。同时 TP 和 BOD5也 表现出较高的超标率， 说明甪直镇河网水体主要表现 为氮磷和有机污染。 图 2甪直镇水质污染状态空间尺度差异性 Fig．2Spatial variation of the water pollution status in the town of Luzhi 22 个监测断面水质污染程度综合评价结果 图 2、 图 3 显示 M1 和 M4 的水质污染程度最低， 水质状态 为一般; M6 和 M12 污染程度最严重， 水质状态为差; 其余 18 个监测断面水质状态为一般。 断面 M1 和 M4 分别位于甫里塘和田肚港上， 同 36 水污染防治 Water Pollution Control 表 3 CWQI 评价结果 Table 3The result of CWQI 编号监测断面 f1f2f3 CWQI DOBOD5TPNH3－NTN 超限次数 比例/超限次数 比例/超限次数 比例/ 超限次数 比例/超限次数比例/ M1水利站旁50. 021. 27. 468. 30218. 2436. 40872. 7 M2甫里塘66. 727. 314. 457. 60327. 3436. 4218. 2981. 8 M3清晓江66. 719. 78. 859. 50218. 219. 119. 1981. 8 M4田肚港50. 027. 314. 966. 00327. 3545. 501090. 9 M5南塘港北66. 725. 812. 758. 1218. 2327. 3218. 201090. 9 M6洋泾港东83. 343. 923. 244. 0436. 4436. 4545. 5763. 6981. 8 M7马公河断面83. 325. 812. 349. 1218. 2218. 2327. 319. 1981. 8 M8甫里塘出口83. 322. 79. 449. 819. 119. 1327. 319. 1981. 8 M9西市河西83. 324. 214. 649. 219. 119. 1436. 419. 1981. 8 M10团结河北66. 718. 213. 359. 40327. 319. 119. 1763. 6 M11一号桥西侧83. 330. 315. 248. 119. 1327. 3545. 5218. 2981. 8 M12金巷浜83. 345. 523. 243. 6218. 2763. 6545. 5654. 51090. 9 M13云家溇附近83. 328. 811. 048. 719. 1327. 3218. 2436. 4981. 8 M14一号河东端66. 736. 423. 754. 10327. 3654. 5545. 51090. 9 M15零号桥下游66. 721. 27. 559. 419. 1327. 3218. 20872. 7 M16眠牛泾浜桥66. 740. 931. 051. 40872. 7654. 5436. 4981. 8 M17张家厍83. 321. 28. 350. 119. 1218. 2327. 319. 1763. 6 M18界浦港66. 722. 711. 758. 819. 1327. 3218. 20981. 8 M19中市河83. 336. 414. 446. 8218. 2436. 4545. 5327. 31090. 9 M20西市河东83. 334. 813. 447. 319. 1545. 5545. 519. 111100. 0 M21西汇河83. 333. 317. 347. 2218. 2545. 5436. 4218. 2981. 8 M22龙潭港66. 737. 912. 755. 10763. 6763. 619. 11090. 9 注 各断面的采样次数均为11 次; pH 在各次采样中均满足 GB 38382002 中 V 类水标准， 各断面超限次数均为0 次。 图 3甪直镇水体污染物空间尺度差异性 Fig． 3Spatial variation of pollutants in the town of Luzhi 时除了断面 M1 和 M4 外， M2、 M3、 M5、 M10、 M15、 M18 的水质综合评价 CWQI 值也较高， 在 58 以上。 统计结果 图 3 显示断面 M1、 M2、 M3、 M4、 M18 有着 较高的水体流量 Q， 这些断面所处区域河道较宽且多 为上游， 水体流速相对较高; M10 和 M15 分别在团结 河和界浦港上游， 这 2 个断面周边受人类干扰少。 断面 M6 和 M12 水质污染程度最严重， M6 洋泾 港旁边就是农贸市场， 人口密集， 点源与非点源混合 污染; 金巷浜污染较重主要因为此处为城中村， 污染 源以生活污染为主。图 3 统计结果显示， M6 与 M12 溶解氧较低， BOD5和 NH3－N 浓度较高， 对应的水体 流量 Q 较小。这些断面河道连通性差， 人口密集， 生活污水未得到有效收集， 污染负荷几乎全部进入这 些断面所在河道。 其余监测断面水质污染程度为一般 M7、 M8、 M9、 M19、 M20、 M21、 M22 位于古镇保护区内， 虽然古 镇保护区内人口密集， 餐饮旅游业分布密集， 但由于 保护区污水收集处理设施相对完善， 河道保洁到位， 水质较外围下游河道要好; 并且 M7、 M8、 M9 位于古 镇保护区入镇河道， 水体流速相对较快。 2. 2水质监测网络优化 根据监测时段内 14 个监测指标和现场调研掌握 的资料， 利用层次聚类分析对研究区水质空间相似性 规律进行研究， 22 个监测断面在组间距离为 12 的情 46 环境工程 Environmental Engineering 况下分为 A、 B、 C 3 组; 在组间距离为 4 的情况下， A、 B、C 组可以分别细分为 A1、 A2、 A3， B1、 B2， C1、 C2、 C3。空间尺度聚类分析结果见图 4。 图 4甪直镇水体污染物的空间尺度聚类分析 Fig．4Spatial cluster analysis of pollutants in the town of Luzhi 结合图 1 看出 空间分组 A 和 C 的监测断面空 间分布较为分散， 是一致的独立点， 需完全保留; 空间 分组 C 中的 M6、 M12 区域人口稠密， 水体流通性差， 是典型生活污水点源与地表径流非点源混合污染区 域， 可通过加密监测点作为研究水体水文特征与水质 关系的典型区域; 空间分组 B1 的 M1、 M2、 M3 分别位 于入镇主干河道甫里塘和清晓江上， M2、 M3 位于吴 淞江水进入镇区主干河道的上游， 是监测进入镇区水 质的基础监测站点， 必须保留; M2、 M1、 M8 分别位于 入镇主干河道甫里塘的上中下游， M8 是监测水体进 入古镇保护区水质的基础监测站点， 必须保留， 并且 M1 附近存在 M10、 M11， 存在数据重叠， 所以 M1 可以 剔除出监测网络; 空间分组 B2 的 M8、 M9 和 M7 存在 部分重叠， 由于 M8 的古镇保护区的基础监测站点地 位， 所以 M9 可以剔除。 结合空间聚类分析和实地调研资料， 将研究区现 有 22 个监测断面优化为 20 个， 减少监测断面 M1、 M9， 这样在保证可以全面反映研究区水环境资料状 况的前提下， 提高监测数据的有效性和代表性， 并避 免了重复设置带来的资金浪费。同时 M6 和 M12 的 洋泾港和金巷浜可以作为后续研究水体水文特征与 水体水质关系的典型区域。 3结论及展望 1 水质综合评价说明甪直镇河网水体污染类型 主要为氮磷污染和有机污染。 2 水质综合评价和时空聚类分析结果显示空间 区域上外围上游河道水质较好， 古镇保护区内水质要 好于下游及周边河道， 人口密集区河道及断头河道水 质污染严重; 对于河道水质差的河段应优先开展污染 治理， 在 “控源截污” 的基础上， 尤其要加大河道连通 性， 增加水的流动性。 3 通过空间聚类相似性分析， 可以将监测断面 进一步优化， 对于入镇上游河道甫里塘中游和古镇保 护区内西市河西的监测断面可以剔除出监测网络， 减 少监测断面的数量; 同时， 对于水质较差洋泾港和金 巷浜区域， 可以对水质监测点进行加密， 作为后续研 究水体水文特征与水体水质关系的典型区域。 参考文献 ［1］贾海峰， 杨聪， 张玉虎， 等． 城镇河网水环境模拟及水质改善情 景方案［J］． 清华大学学报． 自然科学版， 2013 5 665- 672. ［2］韩晓刚， 黄廷林， 陈秀珍． 改进的模糊综合评价法及在给水厂原 水水质评价中的应用［ J］ ． 环境科学学报， 2013 5 1513- 1518. ［3］Espejo L，Kretschmer N，Oyarzun J，et al． Application of water quality indices and analysis of the surface water quality monitoring network in semiarid North- Central Chile ［J］．Environmental Monitoring and Assessment， 2012， 184 9 5571- 5588. ［4］吴文强， 陈求稳， 李基明， 等． 江河水质监测断面优化布设方法 ［J］． 环境科学学报， 2010 8 1537- 1542. ［5］王晓鹏， 曹广超， 丁生喜． 基于多元统计的水质动态评价模型 研究与应用［J］． 环境工程， 2010， 28 5 90- 94. ［6］余根鼎， 江敏， 李利， 等． 模糊综合评价法在景观水体水质评价 中的应用［J］． 上海海洋大学学报， 2009 6 734- 740. ［7］Terrado M，Barcel D，Tauler Ｒ，et al．Surface- water- quality indices for the analysis of data generated by automated sampling networks［J］． TrAC Trends in Analytical Chemistry， 2010， 29 1 40- 52. ［8］Hurley T， Sadiq Ｒ， Mazumder A． Adaptation and uation of the Canadian council of ministers of the environment water quality index CCME WQIfor use as an effective tool to characterize drinking source water quality［J］．Water Ｒesearch，2012，46 11 3544- 3552. ［9］Shrestha S，Kazama F． Assessment of surface water quality using multivariate statistical techniquesA case study of the Fuji river basin，Japan［J］． Environmental Modeling ＆ Software，2007，22 4 464- 475. ［ 10］王开军， 黄添强． 基于趋势秩的 Spearman 相关方法［J］． 福建 师范大学学报． 自然科学版， 2010 1 38- 41. ［ 11］陈彦光． 地理数学方法 基础和应用［M］． 北京 科学出版社， 2011． 第一作者 李义禄 1990 － ， 男， 硕士研究生。li_yilu900524163． com 通讯作者 张玉虎 1975 － ， 男， 博士， 讲师， 主要研究方向为水质分析 评价和生态修复。zhang_yuhu163． com 56 水污染防治 Water Pollution Control