闽江口近岸海域无机氮污染来源分析研究

王 军，朱天依，逄 勇,3，李 森

(1.安徽省环境科学研究院，合肥 230088；2.河海大学 环境学院，南京 210098； 3.河海大学 浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，南京 210098)

1 研究背景

近年来，我国河口地区的水环境现状不容乐观，主要超标的水质因子包括无机氮和石油类[1-2]。而其中无机氮是导致河口地区水体富营养化，引发海水赤潮的主要因素之一[3]。随着我国经济的高速发展，大量生活生产废水、海水养殖废水等排放入海，大大加剧了无机氮超标的现象[4]。

国内外诸多学者对河口地区无机氮的主要来源展开了大量研究。侯昱廷等[5]通过实验测定水体中的无机氮含量、悬浮物含量及沉积物中的总氮含量，并对各形态的氮进行相关性分析，发现闽江河口区氮元素大都来源于陆源输入；刘胜玉等[6]通过计算珠江无机氮年入海通量并将其与国内生产总值等经济数据进行相关性分析，得到河口地区污染物通量与经济发展呈正相关的结论；江涛[7]采用污染负荷统计模型对长江水体中的氮来源进行了分析，结果显示畜禽养殖造成的氮流失和大气中氮的干湿沉降对河口地区水体中的氮贡献最大；除此之外，欧美等国利用ECOM和FVCOM海洋数学模型模拟了洋流、咸潮入侵、污染物输运等过程[8～11]，更好地研究了无机氮在河口地区的物理化学循环过程，从而提出有效的监测手段及管理措施。

闽江口海域是福建省重要的经济发展区，但其环境污染问题也较为严重。杨玉波[12]通过对闽江口陆源入海排污口开展调查和监测，发现陆源排污口中的氨氮、总氮和总磷超标严重。郑小宏[13]根据2008年闽江口海域水质监测数据，对COD、DO的分布状况进行分析，并计算了其环境容量，得出近岸海域COD容量仍然较大的结论。这些大都是以实验或监测数据为基础对闽江口海域水质展开研究，而本文将以构建二维水质模型的方式，从超标污染权重入手，对闽江口近岸海域无机氮污染来源进行分析，从而提出合理可行的无机氮水质提升措施，为近岸海域水环境监测管理提供科学依据和技术支撑。

2 研究区域和计算方法

2.1 研究区域

闽江为福建省最大河流，主流全长541 km，流域面积60 992 km2，福州市境内流域面积8011 km2，长约117 km，贯穿整个城区。本文研究范围包括闽江上游水口水库以上(三明和南平)至外海马祖列岛、白犬列岛在内的区域。为了更好地研究各区域无机氮源来源和贡献，确定各污染源对闽江口近岸海域无机氮超标的影响权重，本文把闽江口近岸海域划分为4个区域开展研究(图 1)，分别为闽江干流福州区界外(水口电站以上)区域、水口电站至闽安区域、闽江口区域和闽江口外海区域。其中，闽江口近岸海域现有两个国控站位，闽江口川石岛监测站位和闽江口外监测站位，一个省控站位，闽江口梅花东监测站位。2015～2018年《近岸海域环境质量公报》显示，2016年闽江口近岸海域水质类别为“极差”，其余三年水质类别均为“差”，因此，急需提出合理可行的水环境管理措施改善闽江口近岸海域水质。

图1 闽江口近岸海域无机氮来源研究区域分布图Fig.1 Distribution of the sources of inorganic nitrogen in Minjiang estuary coastal waters

2.2 计算方法

2.2.1 水动力基本方程

连续方程：

(1)

动量方程：

(2)

(3)

2.2.2 水质基本方程

污染物在二维非均匀流中的对流扩散基本方程可以表示为：

(4)

方向的扩散系数，m2/s；S为源(汇)项，g/m2/s；Sk为动力转换项，g/m2/s。

2.2.3 权重计算方法

2.2.3.1 超标通量概念

考虑污染流域水质与总量的关系，以考核断面的水质目标进行测算，超过水质目标的排放总量即对考核断面的超标污染物通量(超标通量)。

2.2.3.2 计算方法

利用已构建模型，将闽江口川石岛考核断面某时间步长的超标浓度与对应流量相乘得到该时间步长内的超标通量，通过叠加计算得到全年超标通量。超标通量公式(式5)和超标污染权重计算公式(式6)如下：

(5)

其中，W为各影响区域污染源对闽江口川石岛考核断面无机氮的年超标通量；Ci为i时刻川石岛断面模型计算浓度，C0为川石岛断面无机氮标准值，0.30 mg/L；Qi为i时刻川石岛断面模型计算流量；T为计算时间步长。

(6)

其中，β为超标污染权重；Wi为式(5)计算所得各影响区域年超标通量；W总为计算所得各区域超标通量之和。

3 模型建立及率定验证

3.1 模型建立

3.1.1 模型网格划分及水下地形

本文所构建的闽江水口电站～闽江外海水环境模型，全长160 km，计算采用三角形网格，内河网格边长约120～140 m，外海网格边长约为350～400 m，开边界网格边长800 m，并对部分深窄河道进行加密，共划分节点28 504个、网格53 751个，模型计算网格及高程示意图见图 2和图 3。

图2 模型计算网格示意图Fig.2 Computational grid diagram of model

图3 模型计算地形高程图Fig.3 Topographical map of model

3.1.2 模型计算条件

3.1.2.1 初始条件

初始水位设为3m(取水位年鉴资料平均水位)，实用盐度取0.06，温度20℃，水质浓度取为常规监测均值，起始时刻流速设0。

3.1.2.2 边界条件

上游水口电站大坝水动力边界为2016 年逐日下泄流量，水质边界采用附近雄江断面2016年水质浓度逐日监测值；外海潮位利用34个开边界点调和生成水位数据并经过2016年3月10～15日黄岐站的实测潮位资料验证[14]，水质边界采用外海监测站位2016年实测浓度值；各支流均以概化排口形式入江，各概化排口处水动力边界采用水文站数据，无水文站监测数据利用汇水面积进行平均径流量计算，而水质边界则根据污染物入江量进行合理均匀分配获取，点源(包括直排工业、污水厂出水、畜禽规模化养殖)按全年平均分配，面源(包括农业生活、农田面源、畜禽散养等)根据降雨量按不同水期比例分配；闽江口区域大气沉降、底泥内源释放等水质影响利用入江量考虑空间均匀释放。

降雨、蒸发资料来源于2016年闽江流域水文年鉴；风场(风速风向)等气象资料来源于中国气象网。

3.1.3 排污口概化

根据研究区域内各街道乡镇地形条件以及各类入闽江污染源的空间分布，本文共概化24个排污口，具体分布见图 4。

图4 概化排口具体位置图Fig.4 Location of the concentrated sewage outlets

3.2 模型率定验证

3.2.1 水动力模型率定验证

利用2016年水文年鉴中竹岐、文山里水文站逐日流量及白岩潭、琯头水位站(位置见图 3)逐日水文数据对模型水动力进行率定验证。模型流量率定及潮位验证误差值见表 1，从表1可见，模型流量计算模拟值与实测值相对误差最大为21.98%，水位平均绝对误差最大为20cm，相对误差最大为27.62%，其结果与实测值相对误差基本控制在30%以内，模拟结果良好，可适用于水口至外海区域的水动力模拟。率定验证结果见图 5和图 6。

其中，根据率定得到水口电站至外海模型Smagorinsky系数Cs为0.28，底部糙率系数范围为0.018～0.035，水口至闽安内河河道范围糙率为0.018～0.022，而闽安至外海海域范围糙率为0.024～0.035；风拖曳系数模型范围内取0.001～0.0015。

表1 各断面流量率定、潮位验证误差值结果表Tab.1 The calibration error of discharge and the verification error of water level of each section

图5 竹岐、文山里流量率定结果图Fig.5 Calibration of discharge of Zhuqi and Wenshanli

图6 白岩潭、琯头潮位验证结果图Fig.6 Verification of water level of Baiyantan and Guantou

3.2.2 水质模型率定验证

利用2016年福建省海洋渔业局提供外海水质资料对川石岛、梅花东及闽江口外3个监测站位(位置见图 3)丰、平、枯三个水期进行模型无机氮浓度值率定。各监测站位无机氮误差分析结果见表 2，从结果可以看出，不同水期平均相对误差为14.28%，其结果控制在30%以内，率定结果可信。其中，根据率定得到无机氮降解率为0.07～0.15 d-1。

表2 各监测站位无机氮率定平均相对误差值结果表Tab.2 Average relative error of inorganic nitrogen of each monitoring stations (%)

利用2018年11月17日琅岐、川石渡口(位置见图 3)两个断面同步水质监测数据对无机氮浓度值进行验证，各断面的无机氮误差分析结果见表 3。从结果可以看出两个断面平均相对误差也控制在30%以内，验证结果表明建立的模型适用于该区域的水质模拟，验证结果见图 7。

表3 各断面无机氮验证平均相对误差值结果表Tab.3 Average relative error of inorganic nitrogen varification in each section (%)

4 研究结果

4.1 计算条件

本文在分析闽江口近岸海域无机氮污染来源时，忽略外海海水对闽江口近岸海域的水质影响，因此在利用构建的二维水质模型进行计算时，外海水质边界设置为考核断面评价限值(第Ⅱ类海水水质标准，即0.30 mg/L)。

图7 琅岐、川石渡口断面无机氮验证结果图Fig.7 Verification of inorganic nitrogen of Langqi and Chuanshidukou section

4.1.1 不同区域

在计算闽江干流福州区界外区域超标污染权重时，污染来源主要为上游来水，上游边界来水水质取雄江断面现状监测值，闽江干流福州段不添加点源和面源污染，利用模型求得闽江口川石岛断面逐时浓度值，根据式 5求得该区域超标通量。

在计算水口电站至闽安范围区域超标污染权重时，忽略福州区界外来水水质影响，上游边界取第Ⅱ类海水水质标准，添加闽江干流福州段污染源，利用模型求得闽江口川石岛断面逐时浓度值，根据式 5求得水口电站至闽安区域及闽江口区域两个区域超标通量之和，并利用水口电站至闽安区域点源及面源污染物入江量占闽江干流福州段污染物入江量之比，计算水口电站至闽安范围区域超标通量。

4.1.2 不同区县及不同行业

利用构建的二维水质模型，控制福州区界外来水为第Ⅱ类海水水质标准，以概化排口形式将某一区县或某一行业污染源单独释放，根据式(5)计算其超标通量。

4.2 计算结果

4.2.1 不同区域

各区域超标污染权重分析结果见图 8。闽江干流福州区界外超标污染权重占比最大，为66.05%，这主要是因为河流、湖库的水质标准与海水标准不衔接所引起的，因此建议适当提高雄江断面现有水质要求，从而减小福州区界外(即水口电站以上区域)对闽江口近岸海域水质影响。

图8 各区域超标污染权重分析结果Fig.8 Results of excessive pollution weight of each area

4.2.2 不同区县及不同行业

各区县超标污染权重占比见图 9，由图 9可见鼓楼区、仓山区超标污染权重占比最高，而福清县占比最低，仅为1%。鼓楼区、仓山区皆属于福州市区，城镇人口密集，排污量大，因此成为闽江口近岸海域无机氮超标的主要贡献来源。

图9 各区县超标污染权重分析结果Fig.9 Results of excessive pollution weight of each district

水口电站至闽安区域和闽江口区域不同行业超标污染权重占比见图 10。由图 10可见，两区域内未接管的城镇生活污水超标污染权重占比均最高，分别为63.68%及33.47%。由此表明，闽江口近岸海域无机氮超标污染来源主要来自陆域污染源，其中城区内未接管进入污水厂的生活污水排放则是闽江口近岸海域无机氮超标的重要贡献来源。相对于水口电站至闽安区域，闽江口区域未接管的城镇生活污水超标污染权重相对占比较小，而底泥释放所造成面源污染占比较高。这是由于闽江口区域大都为福州县区，城镇人口占比较少，相较于福州市区，其城镇生活污水排放对闽江口近岸海域无机氮超标的影响较小，且河口区域底泥易受风浪作用扰动起悬进入水体[15]。根据实地现状调查，闽江口近海海域海水养殖发达，养殖面积达13.77 km2，因此，底泥中营养物质丰富，所造成的面源污染超标通量占比较高。

图10 水口电站至闽安范围(a)及闽江口区域(b)不同行业超标污染权重分析结果Fig.10 Results of excessive pollution weight of each industry in the area from Shuikou hydropower to Minan (a) and the area of Minjiang Estuary (b)

4.2.3 无机氮来源分析

汇总上述超标污染权重计算结果，得到闽江口无机氮超标污染物来源最终分析结果，见图 11。由图 11可见，水口电站以上区域以及水口电站至闽安区域对闽江口无机氮超标贡献最大，其次，陆域污染源中未接管的城镇生活污水超标污染权重占比较高。

图11 闽江口无机氮超标污染物来源分析结果Fig.11 The sources of inorganic nitrogen pollution in Minjiang Estuary

5 结 论

本文构建了闽江水口电站～闽江外海二维水环境数学模型，并利用水文年鉴及常规水质监测资料，对模型进行了率定验证。通过划分研究区域、控制模型计算边界等方法，研究了不同区域、不同区县及不同行业污染源超标通量对闽江口近岸海域无机氮污染的贡献。结果表明，划分的四个区域中，闽江干流福州区界外区域超标污染权重占比最大，其次，在陆域污染源中，未接管的城镇生活污水对闽江口近岸海域无机氮超标影响最大。因此，建议在后续工作中，应加强对交界断面雄江监测断面的水质要求，并将污染防治重点放在提高城镇生活污水接管率方面，以控制生活污水所造成的面源污染。