2021, Vol. 42
2. 中国科学院大学资源与环境学院, 北京 100049
2. College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
陆源污染是近岸海域生态环境恶化的主要原因[1~6].在全球尺度上, 陆源污染物占海洋污染来源的80%[7], 其中85%是经河流输入[8].我国近岸水环境污染也以陆源污染为主[5], 其中, 无机氮是影响我国近岸海域水质环境的主要污染因子, 而入海河流携带的陆源总氮是海域无机氮的主要来源[9, 10].改善近岸海域水环境, 关键在于陆源总氮的排放控制, 但陆域社会经济活动种类繁多, 污水排放强度、结构差异巨大, 因此厘清各类污染源的总氮排放量底数、来源结构和空间分布等特征尤为重要.
诸多学者对我国主要河流流域[11~13]和海湾[14, 15]的陆域污染排放量进行了研究, 尤以非点源污染为主.非点源污染具有空间上的广泛性和时间上的不确定性[16], 其负荷计算方法应用较多的有: 统计分析法[17, 18]、输出系数法[15, 19]和机制模型[20, 21]等.其中, 输出系数法将非点源污染产生的复杂过程简化, 对监测数据的依赖性较小, 侧重于分析污染源规模和强度, 适用于范围较大的社会经济活动污染排放压力估算, 已被广泛应用[22~24].但这些研究多以单一行政区或流域为研究对象, 对其内部不同区域之间的总氮污染来源结构的探索仍不够充分, 同时对海域不同岸段污染排海压力及其陆域来源缺乏空间定位, 因而难以为制定区域协调和陆海统筹的环境管理政策提供有效支撑.
近年来, 粤港澳大湾区(大湾区, GBA)经济迅猛发展, 工农业和生活排污随之增加, 近岸海域由于接纳大量含氮污水, 水质持续呈重度富营养化[25]. 2010~2019年, 大湾区近岸海域无机氮浓度持续超标[26], 水质长期为劣四类, 海域氮污染风险居高不下[27].本文以大湾区为研究对象, 从行政单元和流域单元两个角度, 分析研究区内部各城市和流域间总氮排放空间分布和结构, 将流域污染排放压力分配至海域岸段, 解析陆源污染压力与海域环境污染之间的空间对应关系, 以期为大湾区陆源总氮污染排放总量控制及海域污染防治研究提供决策支持.
1 材料与方法 1.1 研究区与数据 1.1.1 研究区概况研究区域主要包括大湾区11个城市(肇庆、东莞、珠海、江门、广州、深圳、惠州、佛山、中山、香港及澳门).由于上游地区污染物排放对大湾区入海污染总量有重要影响, 将大湾区周边的8个城市(阳江、云浮、清远、韶关、河源、汕尾、梧州和贺州)考虑为外来污染源, 将其纳入氮污染排放估算的研究范围, 总面积10.41×104 km2, 位于东经110°19′~116°13′, 北纬21°30′~25°31′之间(图 1).研究区整体地势为北高南低, 地形相对封闭, 属亚热带季风气候, 雨量充沛, 但年内分布不均.区域内河网密布, 水道纵横交错, 相互贯通, 汇集了西江、北江、东江、潭江和漠阳江等众多河流.研究区河口海湾众多, 如珠江河口、大亚湾、大鹏湾、广海湾及海陵湾等.
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图 1 研究区域示意 Fig. 1 Location of the study area |
本文所使用的数据包括社会经济统计数据、数字高程模型(digital elevation model, DEM)、土地利用数据以及污染普查资料等.研究区2018年社会经济统计数据来自各市统计年鉴和联合国粮农组织数据库, 2018年1 km人口空间分布数据来自LandScan全球人口动态统计分数据集(https://landscan.ornl.gov/index.php/), 2018年30 m土地利用数据来自中国科学院资源环境科学数据中心(http://www.resdc.cn/data.aspx?DATAID=264), DEM来自MERIT DEM(multi-error-removed improved-terrain DEM)(http://hydro.iis.u-tokyo.ac.jp/~yamadai/MERIT_DEM/), 输出系数参考文献资料和污染源普查手册.
本文基于与总氮污染排放相关的社会经济统计指标对大湾区陆源污染排放量进行估算, 由于社会经济数据以行政区为统计单元, 为实现社会经济统计数据由行政单元向流域单元的转换, 基于用地面积权重法[28], 以行政单元计算每类土地利用类型的面积, 再计算各社会经济指标在不同土地利用类型的密度值[公式(1)], 将社会经济统计数据的空间表征由行政区替换为与之具有空间依附关系的土地利用类型单元.
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(1) |
式中, i为一种土地利用类型, n为社会经济统计指标所对应的行政单元内土地利用类型数; S为行政单元的统计指标值; di为行政单元内第i种土地利用类型的统计指标密度值, Ai为行政单元内第i种土地利用类型的面积.
本文将总氮污染源分为林业种植(主要为果树种植)、农田种植、畜禽养殖、水产养殖、居民生活和工业生产等6类社会经济活动, 参考王辉[29]研究成果, 构建6类活动与土地利用类型的对应关系(表 1), 将土地利用数据的26个二级类合并为8类, 分别为水田、旱地、园地、高、中覆盖草地、坑塘、城镇用地、农村居民点和工矿用地, 将社会经济统计数据空间化在对应的土地利用类型上, 提高总氮污染排放量估算准确性.需要说明的是, 现有的区域尺度的土地利用解译很难提取出规模化的养殖设施用地, 因此, 本研究利用中、高覆盖草地代表畜禽养殖用地[29].这种方式在以牲畜放牧为主的区域较为合理, 而在规模化家禽养殖地区, 可能会存在一定偏差.
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表 1 土地利用类型与社会经济活动对应关系 Table 1 Correspondence between land use types and socio-economic activities |
由于居民数量分布具有明显的聚集特征, 因此对于城镇农村人口, 本文使用2018年Landscan 1km分辨率的人口分布数据产品, 用城镇用地和农村居民用地进行掩膜处理, 基于统计年鉴对其进行修正, 使得居民生活源的总氮排放空间分布更符合实际.
1.2 研究方法在对社会经济统计数据进行空间化后, 首先基于DEM对研究区进行了流域划分, 然后使用输出系数法构建6类社会经济活动的总氮排放估算模型, 在此基础上对各行政单元和流域分区的总氮排放规模和来源结构进行估算, 并采用岸段污染压力来表示流域氮污染排海强度.
1.2.1 流域划定陆源水污染主要是通过河流入海, 因此, 通常将水污染源的范围界定为流域, 本文基于修复后的DEM数据, 在Arc Hydro Tool水文分析工具的支持下, 使用层级嵌套多尺度流域提取方法[30], 来划定流域边界, 将大湾区及周边地区划分为L1~L8共8个流域(图 2), 各流域拥有入海口或连续岸线且空间不重叠, 各流域内水污染物由入海口或沿海岸线排入大湾区近岸海域, 近岸海域为由陆域研究区的岸段两端点向离岸方向至领海基线所围成海域范围.
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图 2 流域单元划定结果 Fig. 2 Result of watershed delineation |
采用输出系数法来估算林业种植、农田种植、畜禽养殖、水产养殖和居民生活的总氮排放量, 其模型方程如下:
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(2) |
式中, L为总污染负荷量(kg·a-1), n为污染源(人口、种植和养殖等)的数量, Ei为第i种污染源的污染物输出系数, Ai为第i类污染源的指标项, Ii为第i种污染源的污染输入量, P为降水输入的污染物量, 本文未考虑降雨因素的影响.
参照模型所需参数, 综合考虑指标的可操作性和获取便利性, 筛选出影响总氮污染排放的社会经济指标(表 2).
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表 2 与氮污染排放有关的主要社会经济指标 Table 2 Main socio-economic indicators of the impact of nitrogen emissions |
输出系数模型的合理应用关键在于确定输出系数的值, 现场监测和查阅文献是确定系数值的两个基本途径, 本文主要应用文献查阅法来确定各污染源的输出系数.
农业种植、林业种植的总氮排放输出系数: 主要考虑水田、旱地和园地中施用的农用氮肥随地表径流或地下径流进入水体.园地氮肥施用量与水田和旱地氮肥施用量按3∶1分配[31], 复合肥施用量按33%折纯为氮肥施用量[32].水田、旱地和园地的总氮入河系数取1.052%、1.079%和1.331%[33].
畜禽养殖总氮排放输出系数: 主要考虑各种畜禽排泄物中的总氮含量和进入水体的量来确定输出系数, 各类型畜禽的排污系数和入河系数参考文献[34]确定, 广东省2018年畜禽污水综合利用率约为64%[35], 根据文献[36], 取总氮去除率为11.4%, 对总氮输出系数进行修正, 具体数值见表 3.
水产养殖总氮输出系数: 主要考虑各种水产品排泄物的总氮含量, 使用文献[37]中的各种淡水养殖品种的排污系数, 本研究主要针对池塘养殖, 查得研究区的池塘养殖输出系数如表 4所示.由于香港、澳门、梧州市及贺州市的淡水水产养殖产量统计年鉴仅统计了总量, 因此对该4个城市的水产养殖总氮输出系数取4种水产类型的平均值, 为3.371 g·(kg·a)-1.
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表 4 水产养殖总氮输出系数[37] Table 4 Nitrogen discharge coefficient of different species of pond culture |
居民生活总氮排放输出系数: 主要考虑人类生活过程中产生污水的总氮含量.生活污水排放量基于人均日生活用水量和折污系数计算[38].根据各城市的发达程度确定城镇和农村居民总氮输出系数(表 5). 2018年广东省城镇生活污水处理率为94.84%, 污水总氮脱氮率为26%[39], 考虑到城镇生活污水的净化处理因素, 在此基础上对处理后的城镇生活污水总氮输出系数进行修正.
工业生产的总氮排放量估算: 大湾区工业门类齐全, 各行业排污特征差异较大, 采用输出系数法估算工业各行业的污染物排放量不具有可操作性, 本文利用广东和广西第二次工业污染源普查数据, 基于单位工业废水总氮含量估算工业生产的总氮排放量:
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(3) |
式中, n为城市个数, TN2017为广东省或广西壮族自治区2017年第二次污染源普查结果中的工业源总氮排放量, 广东为1.31万t, 广西为0.47万t; IW2017为2017年工业废水排放量, IWi为2018年i城市工业废水排放量, 假设2018年较2017年排放强度保持不变, 则TN2018为2018年工业源总氮排放总量.
1.2.3 岸段污染压力强度岸段污染压力强度指每千米海岸线上承载的相对应的陆源污染排放负荷量的大小[40], 反映单位长度海岸线上承载的陆源污染排放量, 本文使用岸段污染压力强度来表达流域污染排放对海洋环境的压力, 计算公式如式(4):
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(4) |
式中, P为岸段污染压力强度, t·(km·a)-1, S为流域内的年总氮污染排放量, C为流域对应的岸段长度.
2 结果与分析 2.1 不同城市总氮污染排放结构与空间分布以研究区19个城市为单元, 对居民生活、林业种植、农田种植、畜禽养殖、水产养殖和工业生产总氮排放进行估算, 得出2018年大湾区及周边地区总氮污染排放量为33.25万t, 污染源结构如表 6所示.
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表 6 2018年各社会经济活动总氮排放量和结构 Table 6 Nitrogen pollution emissions from socio-economic activities and emission structures in 2018 |
居民生活污染排放是大湾区总氮污染的最主要来源, 城镇居民排放量约13.48万t, 占总量的40.54%, 农村居民总氮污染排放量约4.94万t, 约占总量的14.86%, 城镇居民显著高于农村居民.农业污染源方面, 林业种植总氮污染排放量为5.62万t, 约占总量的16.9%, 是研究区第二大污染源.农田种植总氮污染排放量为3.75万t, 约占总量的11.28%, 畜禽养殖和水产养殖的总氮污染排放量分别为2.98万t和1.27万t, 约占总量的8.96%和3.82%.工业生产总氮污染贡献最低, 2018年工业生产总氮排放量为1.18万t, 占总量的3.55%.整体上看, 总氮污染主要来源于居民生活和种植业, 二者占总量的80%以上, 养殖业与工业不是主要来源.
以行政区为单元统计各污染源的总氮污染排放量, 得到大湾区11个城市及周边8个城市的总氮污染排放量的空间分布(图 3)及排放结构(表 7).
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图 3 大湾区及周边地市总氮污染排放量的空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of nitrogen pollution emission in cities in and around GBA |
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表 7 大湾区及周边城市总氮污染排放结构/万t Table 7 Composition of nitrogen pollution emission in cities in and around GBA/104 t |
总氮排放量最大的是广州, 超过4万t, 其次为佛山, 为3.46万t, 东莞、深圳、肇庆、江门和清远均超过2万t.大湾区内, 香港、惠州和中山小于2万t, 珠海和澳门小于1万t.大湾区周边8个城市除清远外, 其他城市总氮排放量均小于1万t.
总量上看, 大湾区11个城市总氮排放量为23.14万t, 周边8个城市为10.11万t, 大湾区约为周边的两倍多.从污染源看, 大湾区居民生活和工业生产的总氮排放量分别为16.08万t和0.98万t, 分别约为周边城市的8倍和5倍, 而周边城市的种植业和养殖业总氮排放更高.区域内部结构上, 大湾区与周边城市的总氮污染来源结构存在明显差异, 大湾区内, 总氮主要来源于居民生活, 占总量70%左右, 而种植业在周边城市的占比更高, 为52.84%, 畜禽养殖业也是重要污染源, 占比为19.68%.
2.2 流域总氮排放规模与结构将各城市总氮排放量汇总到8个流域单元上, 获得流域总氮排放的空间分布(图 4), 表 8显示了各流域的总氮排放规模和结构.总氮基本来自于L5和L4两个分区, 排放量占整个区域85%以上, 最大为L5分区, 为16.14万t, 占48.79%, 其水污染物通过东江排入以珠江口海域为核心的伶仃洋, 也是大湾区近岸海域最大污染源, 对应的海域污染十分突出, 以无机氮为指标进行水质评价的结果显示伶仃洋水质为最差的劣四类.
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图 4 各流域总氮排放量及其对应的近岸海域无机氮污染状况 Fig. 4 Total nitrogen emissions from each watershed and marine inorganic nitrogen pollution |
L4分区的总氮排放量略低于L5, 为12.47万t, 占污染总量的37.7%, 水污染物排入珠海金湾及其附近海域, 是大湾区近岸海域第二大污染源.L3总氮排放量为1.58万t, 主要覆盖潭江流域, L1为1.36万t, 覆盖漠阳江流域, L3和L1是除L4和L5以外主要的两个污染输出单元, 分别影响海陵湾和黄茅海海域的水质环境, 水质以劣四类和三类为主.其他4个分区的总氮排放量均小于1万t, 其对应的海域污染状况相对要好, 除大亚湾近岸部分水质为劣四类外, 其他海域均好于二类水质.
从结构上看(表 8), 居民生活和工业生产两类污染源总氮排放量最大的是L5, 分别为12.36万t和0.62万t, 占区域总量的67.1%和53.45%.农业污染源总氮排放量最大的污染输出单元为L4, 其畜禽养殖总氮排放为0.68万t, 占全区的53.5%, 水产养殖为1.95万t, 占65.7%, 农田种植为2万t, 占54%, 林业种植为2.95万t, 占53%.居民生活也是其他分区总氮主要排放源, 林业种植是L3、L1、L7和L8的重要氮排放源.
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表 8 各流域总氮污染排放构成/万t Table 8 Composition of nitrogen pollution emission in each watershed/104 t |
2.3 不同岸段陆源氮污染排放压力
图 5显示了8个流域分区单元的岸段总氮污染排放的压力强度, 其中扇形环状表明各分区的海岸线承载的排放压力, 扇形环状堆积越高表明单位岸线承载的污染压力越大.研究区陆源总氮污染的排海压力主要对应集中在三大海域, 其中金湾海域的岸线压力强度最大, 其次是珠江口伶仃洋海域和黄茅海海域, 其他海域的压力相对较小.
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图 5 各流域对应岸线承载的陆源氮污染压力强度 Fig. 5 Nitrogen pollution emission intensity per kilometer coastline of each watershed |
污染压力分析结果显示, 大湾区的岸段污染压力强度分布与近岸海域污染状况在空间上具有一致性, 西北江三角洲流域内的L4、东江流域内的L5和潭江流域内的L3是总氮污染排放量较大的区域, 分别对应的金湾、珠江口伶仃洋和黄茅海的无机氮污染也更严重.
L4的岸段总氮排放压力为1309.84 t·(km·a)-1, L5约400.31 t·(km·a)-1, 以上两个分区的岸段污染压力远高于其他地区, 高强度的污染排放使得这两个区域成为大湾区近海水质差的最主要污染源; L3对应岸段的污染排放压力约127.94 t·(km·a)-1, 该区域的陆源污染主要影响黄茅海, 造成黄茅海海域污染也相对突出.其他分区的沿岸海域污染相对较轻, 对应岸段污染压力也较小, 在8~65 t·(km·a)-1之间.岸段污染压力分析结果表明, 大湾区近岸海域氮污染状况与沿岸的总氮污染排放压力存在高度的空间关联性.
3 讨论有研究表明, 在全球尺度上, 造成水体富营养化的氮排放超过安全阈值2倍以上, 处于最高风险状态[41].广东省的情况更为严重, 总氮排放量已超出安全阈值的3倍之多[42].厘清陆域总氮排放的来源结构和空间分布是总氮的排放控制和污染治理的基础和前提.
本研究表明, 居民生活、农业种植和畜禽养殖是大湾区总氮排放的主要来源.这一研究结果与我国其他湾区的总氮排放结构基本一致.在已有研究中, 渤海湾总氮污染源以居民生活为主, 占比超过55%, 养殖业和种植业也是重要污染源[43].环杭州湾区的主要城市, 如上海、杭州和宁波等, 其陆域氮源主要来自人畜排泄物和农业种植施用的化肥[44], 这与本文对大湾区总氮排放结构的估算结果较为吻合.
大湾区陆域氮污染的高强度排放, 决定了海域水环境的改善必须以陆域生活生产活动为管理调控的关键.从总氮排放的空间分布看, 大湾区总氮污染主要来自两个大型流域单元, 并且由于流域覆盖范围广, 区域内分散的污染水系在河口或海岸汇聚后, 对海域造成很大的污染排放压力.针对此特点, 需要对东江流域和西北江三角洲流域内的城市、农村和农业生产实行全面的流域综合治理.
对居民生活污水排放实施源头管控和处理, 是减少氮排放的重要手段.当前我国对城市污水的收集和处理效能不高, 仅有56%的污水处理厂有脱氮设施, 落后于发达国家湾区[45].东京、纽约和旧金山的污水管网密度分别为15.19, 15.30和11.94 km·km-2, 污水收集处理率基本上达到100%[46].而当前大湾区主要城市如广州、深圳等的管网缺口仍然巨大, 导致污水收集率低, 大量的污水未经处理就流入河道[47], 大湾区污水处理基础设施建设还有较大的提升空间.肥料使用过度浪费、氮素利用效率低下是种植业面源污染大量氮排放的根源.旧金山湾区在二十世纪六十年代以前水环境污染严重, 加利福尼亚州通过实施《灌溉土地管制计划》来限制污染物排放, 湾区水环境得到显著改善[48].未来大湾区农业种植减排调控可根据作物的生长特性、需肥规律和土壤供肥能力等, 因地制宜优化调整施肥方式和强度, 调整种植结构, 可有效遏制农业种植氮污染[49, 50], 避免氮养分过度流失.未经处理和利用的畜禽养殖场排泄的废弃物中含有大量污染物质, 氮磷污染负荷极高.广东省农业面源污染总氮和总磷的排放源均由畜禽养殖主导, 且排放量与排放强度均高于全国平均值[51].近几年, 畜禽养殖废弃物处理取得一定成效, 但依然存在历史污染严重、监管不全面等问题, 需要建设和完善必要的粪污处理和资源化利用设施, 进行粪污无害化处理.
从国内外水污染治理经验看, 立法建设是改善水质的重要保障.国际先进湾区均制定了专门化、精细化的法律法规, 为水污染治理提供充分的法制保障.加利福尼亚州通过实施“清洁水案法”和“加利福尼亚波特-科隆水质控制法案”等来严格限制污水排放[48].纽约湾区所属的纽约州严格遵守“清洁水法案”, 建立了河口保护区, 还颁布“污水排放知情权法案”[46], 进一步规范了生活污水溢流现象.在东京湾, 自1970年始, 日本陆续制定了“水污染防治法”、“公用水面环境标准”和“港湾法”, 水污染治理的法律体系框架基本建立起来.我国也陆续出台与保护水资源、治理水污染相关的法律法规, 如“中华人民共和国水法”和“中华人民共和国水污染防治法”等, 但这些法规仅对共性问题提出了建议, 缺乏针对大湾区的专门化的法律法规.此外, 由于大湾区涉及一个区域、两种制度和三个行政区, 围绕大湾区水污染的治理需要协同立法, 建设完善的法律体系.
4 结论(1) 大湾区及周边地区共19个城市的2018年总氮污染排放量为33.25万t, 总氮污染主要来源于居民生活, 占总量的50%以上, 其次为种植业, 约占28.18%, 养殖和工业氮排放贡献率较低.
(2) 大湾区城市的总氮排放量(23.14万t)显著高于其周边城市(10.11万t), 且排放结构存在差异.大湾区内总氮污染主要来源于城镇和农村居民生活排放, 占其总量65%以上.而周边8个城市的种植业在其总氮排放占比更高, 为45.48%, 其次为居民生活, 占33.73%.
(3) 各流域分区对应岸段的污染排放压力与其对应海域的污染状况具有空间一致性, 污染排放量最高的分别是位于东江流域内的L5、西北江三角洲流域内的L4和潭江流域的L3等流域单元, 其岸段承载的总氮污染排放压力也最大, 对应的伶仃洋、珠海金湾和黄茅海污染严重.
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