2019, Vol. 39
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2. 同济大学长江水环境教育部重点实验室, 上海 200092
2. Key Laboratory of Yangtze River Water Environment, Ministry of Education, Tongji University, Shanghai 200092
根据《室外排水设计规范》, 我国新建城区普遍采用了分流制排水系统, 与合流制排水系统相比, 旨在降低排水系统的雨天溢流污染.但我国分流制排水系统自建成以来, 雨污混接问题普遍, 雨水管网旱天污染排放已成为制约水环境水质改善的突出问题, 因此, 有必要研究雨水管网旱天排放污染特征.
自20世纪70年代以来, 国外学者逐步开展了城市排水系统溢流污染特征研究(Gupta et al., 1996;Gromaire et al., 1999; Kim et al., 2004; Rule et al., 2006; Barco et al., 2008).如法国路桥大学在1994年启动了OPUR(Observatory of Urban Pollutants)研究计划, 研究法国巴黎合流制排水系统溢流效应.该研究的第一阶段(1996—2001)主要针对巴黎历史文化中心的Marais排水系统(面积0.41 km2), 研究尺度相对较小的合流制排水系统污染效应(Chebbo et al., 2001)；该研究的第二阶段(2002—2008)扩展到巴黎市中心6个不同规模的排水系统(面积为0.41~25.81 km2), 对比研究不同尺度排水系统的溢流污染效应(Mounira et al., 2008).此外, 法国还建立了QASTOR数据库, 提出了合流制系统和分流制系统的溢流事件平均浓度(Brombach et al., 2005).在上述研究工作中, 科研人员还通过入流和出流的污染物质量守恒原理, 对旱流污水、地面径流、溢流口出流水质进行了分析, 建立了入流和出流污染物输移质量平衡关系, 定量分析了雨天溢流中旱流污水、地表径流、管道沉积物冲刷等携带污染物的构成比例(Saul et al., 2003).
我国从20世纪90年代起开展合流制排水系统溢流水质特征研究(徐祖信等, 2003；李贺等, 2006), 比较典型的如上海市中心城区苏州河沿岸排水系统雨天溢流水质特征研究(华明等, 2004)及雨天溢流污染负荷研究(谭琼等, 2005), 并探讨了溢流水质的主要影响因素.随后研究人员在我国北京、陕西、武汉等地相继开展了合流制排水系统雨天溢流水质特征研究, 并分析了城市排水系统在不同降雨量水平和截流倍数条件下的雨天溢流污染负荷效应(何庆慈等, 2005；韩芸等, 2007；鹿海峰等, 2012).此外, 近年来对城市道路降雨径流污染特征也有较多的研究(丁庆玲等, 2017；王海邻等, 2019；牛司平等, 2019).
然而相对于排水系统雨天溢流污染特征和城市道路径流污染特征的研究, 对分流制排水系统雨水管道混接旱天排放污染特征还缺乏研究且重视不够.为此, 本文以上海市中心城区某混接分流制排水系统为研究对象, 通过开展雨水管网旱天排放水质监测(SS、COD、BOD5、NH3-N、TN等), 以及雨水管网旱天污染输移质量平衡分析, 研究混接雨水管网旱天排放污染特征、成因及污染效应.
2 研究方法(Methods) 2.1 研究区域概况研究区域为上海市中心城区某分流制排水系统(图 1), 面积为3.74 km2.该系统于1986年兴建, 自建成以来雨污混接问题严重, 雨水管网旱天排放严重污染了周边河道水质, 造成河道黑臭.
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| 图 1 研究区域雨水管网混接污染源调查结果 Fig. 1 Investigated sewage entries into the storm drains in this study site |
为查明该系统雨水管网旱天混接污染来源, 对该区域污染源混接进行了调查.混接污染源的调查分为2个阶段：第1阶段是现场调查, 对研究区域内30 km雨水管网的检查井逐个开井调查, 重点调查居住区、企事业单位出门井与雨水管道联通的检查井, 期间同步开启雨水泵站的雨水泵对雨水管网预抽空, 以降低雨水管道充盈度, 目测判断雨水检查井内是否有混接污染源接入, 确定混接点位置；第2阶段是混接点流量调查, 对确定的混接点, 采用管道流量计测量的方式确定其混接水量.
研究区域混接污染源调查结果如图 1所示.根据混接污染源调查结果, 该区域内有工业企业混接源1家(为某半导体企业, 如图 1中标注), 其厂区污水站出水直接接入附近的雨水管网, 混接水量约2090 m3 · d-1.生活污水混接则来自于区域内200多个混接污染源, 混接水量约15346 m3 · d-1.在开展混接污染源调查的同时, 还开展了雨水管网旱天水量平衡分析, 确定雨水管网地下水入渗量约为3624 m3 · d-1(Xu et al., 2014).
此外, 该区域四周被河道包围.受潮汐的影响, 当河道水位上升时, 河水倒灌雨水管网还会造成雨水管网末端的水位达到设定的警戒水位, 引发旱天雨水泵开启.当旱天雨水泵开启排放时, 每次1台雨水泵运行(2.3 m3 · s-1), 平均开启历时180 min, 期间泵站前池水位由2.6 m降低至1.0 m, 排放水量平均高达28593 m3(Xu et al., 2014).
2.2 雨水管网旱天排放水质监测在雨水管网末端的泵站前池安装水质自动采样器(ISCO6712), 采集雨水管网旱天重力流排放和雨水泵站排放过程水样.采样时间段为2011年3月—2012年5月, 期间在降雨量集中的6—8月不采样.采样工况与前期雨水泵不开启天数(Antecedent Non-Pumping Days, ANPD)的对应见表 1, 其中, 重力流排放采样10个批次, 雨水泵站排放采样13个批次.
| 表 1 雨水管网旱天排放水质监测工况 Table 1 Monitored events of dry-weather discharges from the storm drains |
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水质监测指标包括SS、COD、BOD5、NH3-N、TN.其中, SS采用重量法测量(GB11901-89), COD采用重铬酸盐法测量(GB11914-89), BOD5采用稀释接种法测量(GB7488-87), NH3-N采用纳氏试剂分光光度法测量(GB7479-89), TN采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法(UV-754紫外可见分光光度计)测量(GB11894-89).
2.3 雨水管网旱天排放质量平衡过程雨水管网旱天排放的污染物质量平衡过程如图 2所示.根据图 2, 建立的雨水管网旱天污染物质量平衡公式如下所示：
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| 图 2 雨水管道旱天污染物质量平衡示意图 Fig. 2 Schematic diagram of mass balance within the storm pipes on dry-weather days |
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(1) |
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(2) |
式中, W排放为雨水管网旱天排放污染负荷(g · d-1), W排放=Q排放×C排放, 其中, Q排放为雨水管网旱天排放水量(m3 · d-1), C排放为雨水管网旱天排放水质(mg · L-1)；W污水为混接污水污染负荷(g · d-1), 即W污水=Q生活污水×C生活污水+ Q工业废水×C工业废水, 其中, Q生活污水、Q工业废水分别为雨水管网混接生活污水和工业废水水量(m3 · d-1), C生活污水、C工业废水分别为生活污水和工业废水水质(mg · L-1)；W地下水为入渗地下水污染负荷(g · d-1)；W河水为倒灌河水污染负荷(g · d-1)；W沉积/冲刷为雨水管网内淤积和冲刷过程携带的污染负荷(g · d-1).
根据式(1), 对雨水管网旱天污染物质量平衡效应的研究还涉及到混接入流水质的采样监测, 包括生活污水、工业废水、地下水及其周边河道水质, 具体如表 2所示.水质监测指标和分析方法同上.
| 表 2 雨水管网旱天入流水质监测 Table 2 Monitoring methods for illicit discharge types |
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雨水管网旱天入流和出流水质监测结果见表 3.根据表 3可知, 雨水泵站排放的SS、COD、BOD5明显高于重力流排放相应值, 这与雨水泵站排放期间的管道底泥冲刷有关, 同时表明重力流排放条件下管道内存在淤积.雨水泵站排放和重力流排放的NH3-N、TN基本接近, 出流水质浓度降低的情形与河水倒灌的稀释效应有关.
| 表 3 雨水管网旱天入流和出流水质监测结果统计 Table 3 Statistics of monitored water quality for dry-weather inflow and outflow of storm drains |
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如上分析, 可将5项水质监测指标归为两类：对于SS、COD、BOD5 3项指标, 雨水泵站排放水质与混接源水量水质及管道沉积物淤积或者冲刷、河水倒灌有关；对于NH3-N、TN两项指标, 雨水泵站排放水质与混接源水量水质及河水倒灌相关, 与管道沉积物基本无关.为此, 本文选取两项代表性指标(COD、NH3-N), 分析代表性监测事件水质浓度随时间变化曲线, 结果如图 3所示.
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| 图 3 代表性监测事件的旱天雨水泵站排放浓度随时间变化曲线 (a.NH3-N, b.COD) Fig. 3 Time-series concentrations of pumping discharge associate with four typical monitoring events (a.NH3-N, b.COD) |
NH3-N浓度变化可分为2种情形：①旱天排放NH3-N浓度基本不受河水倒灌的影响.对应2011年5月4日、11月29日和12月13日的监测工况, 前期不开泵天数(Antecedent Non-Pumping Discharge Days, ANPD)分别为41、12、2 d；原因是开泵前泵站前池水位较高(2.50 m左右), 河道水位与泵站前池水位差值不明显, 因此, 开泵前雨水管道中蓄存的水量为混接污水和地下水.不同的监测工况中, 旱天排放NH3-N浓度的波动与开泵前河道与雨水泵站前池水位差的波动有关.②旱天排放NH3-N浓度明显受到河水倒灌的影响, 对应图 3中2012年3月27日的监测工况.原因是该次监测前日发生了雨水泵开启, 导致泵站前池水位急剧降低(由2.60 m降低至1.00 m), 该次监测事件前大量河水倒灌, 并蓄存在雨水管网中, 导致开泵时浓度明显降低.因此, 河水倒灌对雨水泵站排放NH3-N浓度的显著影响出现在连续发生泵站开启的情形(通常两次泵站开启时间间隔小于1 d).
进一步可通过雨水泵排放的NH3-N浓度变化确定河水的最大水量比例, 即：
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(3) |
式中, P污、P河水分别为雨水管道中蓄存水量和河水水量比例；C污, NH3-N为未受河水倒灌影响时管网旱天排放NH3-N浓度, 取值为29.3 mg · L-1(对应2011年11月29日的监测事件浓度)；C河水, NH3-N为河水的NH3-N浓度.表 3中, 当开启雨水泵排放时, 监测的河水NH3-N浓度显著升高(最高达13. 8 mg · L-1), 因此, 按照浓度上限取值, 即C河水, NH3-N=13.8 mg · L-1, 以反映连续发生泵站开启排放时的河道水质；C泵, NH3-N为受河水倒灌影响时的雨水泵排放NH3-N浓度, 取值为18.9 mg · L-1(对应2012年3月27日的监测事件浓度).据此估算雨水管网中河水最大比例为P河水=67%.
雨水泵排放COD与前期不开泵天数有关.随着前期不开泵天数的增加, 管道淤积程度加重, 相应雨水泵开启后排放的COD也随之增加；前期不开泵天数越长, 这一趋势越明显, 例如, 2011年5月4日对应的前期不开泵天数达41 d, 雨水泵开启后旱天排放COD峰值达969 mg · L-1.
通过对泵站排放监测事件平均浓度与前期不开泵天数进行拟合, 发现总体上满足函数关系(图 4).同时, 本研究也给出其他两项水质指标(SS、BOD5)监测事件平均浓度与前期不开泵天数的拟合函数关系式.
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| 图 4 前期不开泵天数与泵站排放事件平均浓度拟合曲线 Fig. 4 Fitting function between antecedent non-pumping days and event mean concentrations of COD, SS and BOD5 under pumping discharge |
同样, 选取两项代表性指标(COD、NH3-N), 绘制代表性监测事件重力流排放水质浓度随时间变化曲线(图 5).决定重力流排放水质浓度变化的因素是河水倒灌水量的高低.图 5所示的4个代表性监测工况中, 2011年9月4日的雨水管道重力流排放COD、NH3-N浓度低于其他3次监测事件浓度.原因是2011年9月4日的重力流排放监测事件紧接着发生在旱天雨水泵开启排放之后(距离前次旱天雨水泵排放的时间间隔仅为0.35 d), 雨水管道中蓄存了大量河水, 导致重力流排放浓度明显降低.同理, 可通过重力流排放的NH3-N浓度变化, 确定倒灌河水的最大水量比例, 计算方法同公式(2).根据监测结果, 在频繁发生雨水泵旱天排放的情况下, 重力流排放NH3-N浓度与雨水泵排放NH3-N浓度基本相同(表 3).因此, 重力流排放时的最大河水比例与雨水泵开启排放时的计算结果基本一致, 即重力流排放时的最大河水比例为67%.如前所述, 重力流排放水量基本稳定在21060 m3 · d-1, 相应重力流排放时排放的河水水量最高为14110 m3 · d-1.
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| 图 5 NH3-N(a)和COD(b)旱天重力流排放浓度随时间变化曲线 Fig. 5 Time-series concentrations of gravity discharge associate with four typical monitoring events (a.NH3-N, b.COD) |
当前期不开泵天数为1 d时, 雨水管网旱天入流水量来自混接生活污水、工业废水、地下水和河水, 其水量分别为15346、2090、3624和14110 m3 · d-1, 其中, 重力流排放排出水量为21060 m3 · d-1；此时雨水管网水位还未恢复到正常水位, 其余水量蓄在雨水管网中.根据公式(1)和表 3, 计算出沉积物淤积污染负荷(SS、COD、BOD5)分别为1454、1799、730 kg · d-1.其中, 重力流排放时的SS、COD、BOD5按照事件平均浓度下限取值, 河水浓度按照上限取值.
当前期不开泵天数为2 d以上时, 重力流排放水量来自混接生活污水、工业废水、地下水, 与河水基本无关, 其水量分别为15346、2090、3624 m3 · d-1.根据公式(1)和表 3, 计算出淤积污染负荷(SS、COD、BOD5)分别为1265、1510、642 kg · d-1, 其中, 重力流排放时的SS、COD、BOD5按照事件平均浓度上限取值.
两种情形的计算结果相比, 由于在前期不开泵天数为1 d时, 倒灌河水带来了一部分污染负荷, 相应淤积污染负荷有所增加.
3.3.2 雨水泵排放的污染物输移平衡当前期不开泵天数为1 d时, 雨水泵排放水量来自于蓄存在管道中的水量和倒灌河水, 底泥冲刷量计算公式见式(4).
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式中, Q泵排为泵站排放水量(m3 · d-1)；C泵排为泵站排放的事件平均浓度(mg · L-1), 根据图 4中的拟合公式确定；W′污为管道蓄存污染负荷(g · d-1)；Q′污为蓄存在管道中的水量(m3 · d-1)；C′污水为不受河水倒灌影响时的重力流排放浓度(mg · L-1)；根据前面的讨论, 管道中蓄存水量和河水水量的占比分别为0.33和0.67.
当前期不开泵天数为2 d以上时, 雨水泵排放水量不受倒灌河水的影响, 来自于管道中蓄存的污水和地下水, 底泥冲刷量计算公式可进一步简化为：
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(7) |
基于上述公式, 对2011年雨水管网旱天排放的污染物质量平衡进行分析. 2011年(6—8月除外)旱天雨水泵站排放21次, 最长的旱天前期不开泵天数为41 d.图 6给出了2011年21次旱天雨水泵排放工况的前期不开泵天数统计及对应的底泥冲刷污染量计算结果.由图 6得出, 旱天雨水泵开启期间, 底泥冲刷污染负荷占雨水泵站排放污染负荷的比例为：SS 30%~57%, COD 37%~67%, BOD5 34%~58%.
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| 图 6 2011年旱季雨水泵站排放的底泥冲刷污染量计算 (SS、COD、BOD5) Fig. 6 Estimated pollutants associated with in-pipe sediments erosion for water quality indicators of SS, COD and BOD5 in dry-season period of 2011 |
进一步统计2011年旱天雨水管道冲刷与淤积污染的质量输移关系, 结果如表 4所示.全年旱季雨水管道底泥(以SS表示)淤积量约103.51 t, 其中59.37 t底泥随旱天雨水泵站排放进入河道, 占总质量的57%, 而剩余43%的底泥则可能会随雨天泵站排放冲刷排入河道.可见雨水管道的雨污混接不仅会造成严重的旱天排放污染, 也会加重雨天河道污染.
| 表 4 2011年旱季雨水管道底泥淤积与冲刷的质量输移关系 Table 4 Mass balance between sediments deposition and erosion in dry-season period of 2011 |
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1) 雨水管网旱天排放包括重力流排放和雨水泵站排放.重力流排放水质与混接源水量水质相关, 雨水泵站排放水质不仅与混接水量水质有关, 还与沉积物泛起有关.当旱天前期雨水泵不开泵时间小于2 d时, 河水倒灌还会对重力流排放和雨水泵站排放水质造成明显影响.
2) 旱天重力流排放时在雨水管道中的淤积底泥, 在雨水泵开启后受冲刷泛起, 导致雨水泵开启后的COD、BOD5和SS排放浓度显著高于重力流排放浓度.本研究区域中, 年度尺度上57%的淤积底泥通过旱天雨水泵开启排出, 其余43%的淤积底泥在雨天随雨水泵开启排出, 进一步加重了河道雨天污染.
3) 为解决分流制系统雨污混接排放污染, 建议采取如下措施：第一, 修复河水倒灌点, 减少河水倒灌诱发的旱天雨水泵开启排放.第二, 实施雨污混接改造, 对混接严重的雨水管网可建议现阶段采取末端截流措施.然而, 即使通过末端截流消除了重力流排放污染, 但管道淤积仍不可避免.因此, 一方面要加强管道日常清淤维护, 减轻管道淤积；另一方面, 可考虑采用连续流的就地快速净化装置(如旋流分离装置)代替离线式的调蓄池, 提高雨天排放污染的截流能力.第三, 远期可通过逐步实施雨污水分流改造, 有效解决雨污混接造成的雨水管网旱天和雨天排放污染严重问题.
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