改進綜合水質(zhì)標識指數(shù)法在珠江口水系水質(zhì)評價中的應(yīng)用

林 濤，尹 靜，張 博，單永體，楊 鵬，楊 穎，余義瑞，3

(1.中交第一公路勘察設(shè)計研究院有限公司，陜西 西安 710075；2.西安中交環(huán)境工程有限公司，陜西 西安 710075； 3.深圳市寶安區(qū)水務(wù)局，廣東 深圳 518101)

準確評估流域水質(zhì)污染程度、精準掌握河道水質(zhì)分布特點是流域水環(huán)境治理與管理的基礎(chǔ)工作，對水環(huán)境安全保障、水資源科學管理等具有重要意義[1-5]。目前，應(yīng)用于水質(zhì)評價的方法中，模糊數(shù)學評價法的結(jié)果不夠直觀[6]，污染指數(shù)法無法定量分析污染程度[7]，灰色聚類評價法和人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)法分析過程復(fù)雜且無法定性評價水質(zhì)[8-9]，單因子指數(shù)評價法結(jié)果趨于保守[10]，而綜合水質(zhì)標識指數(shù)法[11]則可以定量分析水質(zhì)優(yōu)劣、定性評價水質(zhì)類別以及判別單項水質(zhì)指標與綜合水質(zhì)結(jié)果是否滿足水環(huán)境功能區(qū)劃目標。

綜合水質(zhì)標識指數(shù)法在流域水質(zhì)評價領(lǐng)域應(yīng)用越來越廣，但其結(jié)果是基于單因子水質(zhì)標識指數(shù)的算術(shù)均值，未考慮各項水質(zhì)指標所反映信息量的差異性和主觀權(quán)重影響[12]。目前，對其權(quán)重進行改進的研究較多，如程衛(wèi)國等[13]采用變異系數(shù)法、張龍玲等[14]采用主成分分析法、王濤等[15]采用熵權(quán)系數(shù)法、王琳等[16]采用超標倍數(shù)賦權(quán)法以及張鋮鋮等[17]采用組合賦權(quán)法等對綜合水質(zhì)標識指數(shù)權(quán)重進行改進，但這些改進方法在一定程度上缺乏對指標的信息量權(quán)重、超標污染權(quán)重或主觀權(quán)重影響的綜合反映。本文將熵權(quán)系數(shù)法和超標倍數(shù)賦權(quán)法組合集成后運用于綜合水質(zhì)標識指數(shù)法的權(quán)重改進，提出了改進權(quán)重綜合水質(zhì)標識指數(shù)法，將其應(yīng)用于珠江口水系水質(zhì)評價，并通過與多種水質(zhì)評價方法進行比對來檢驗方法的合理性和適用性。

1 研究區(qū)概況與研究數(shù)據(jù)

1.1 珠江口水系概況

珠江口水系位于廣東省深圳市西部(22.44°N～22.74°N、113.76°E～113.93°E)，東起羊臺山，西至珠江口東岸，北接茅洲河流域，南臨深圳灣；屬亞熱帶海洋性氣候，年均氣溫22.4 ℃，降雨集中于4—9月，年均降水量為1 926 mm[18]；共有河流41條，總長度約為163.8 km(暗涵段約占26%)，集水面積約為363.8 km2，水源主要依靠降水補給，河道主要功能為城市防洪(潮)排澇、生態(tài)環(huán)境、景觀及雨洪利用，但受河道硬化、暗涵化的影響，導(dǎo)致部分河道功能喪失[19-20]。根據(jù)《珠江口流域綜合治理方案》，珠江口水系被劃分為大空港、前海、鐵石以及南山四大片區(qū)，各片區(qū)采樣點位置見圖1。

根據(jù)低潮時海岸線遙感影像，自1979年以來海岸線平均外推約1.44 km，研究區(qū)內(nèi)海岸變遷較大，河道在107國道斷面下游，其比降變緩，水動力條件變差[21]。珠江口水系主要包括寶安區(qū)和南山區(qū)部分街道，是深圳經(jīng)濟特區(qū)和社會主義先行示范區(qū)的核心區(qū)域，經(jīng)濟發(fā)達、工商企業(yè)密集。經(jīng)濟的發(fā)展不僅帶來了機遇，也帶來源源不斷的污染物質(zhì)，使得城市河道生態(tài)環(huán)境面臨著巨大壓力[22]。另一方面，受珠江口海潮頂托影響，海域污染物隨潮汐水動力作用返回河道，對感潮河段的水質(zhì)產(chǎn)生了很大的影響，入海口雖有擋潮閘攔截了大量污染物，但也影響了河流水動力條件，對河道水環(huán)境造成正反兩方面的影響[23]。

1.2 水樣采集和分析方法

選用珠江口水系2018年1月至2020年12月51個采樣點逐月水質(zhì)數(shù)據(jù)，數(shù)據(jù)來自深圳市生態(tài)環(huán)境局和深圳市寶安區(qū)水資源公報。

水質(zhì)指標有流速、透明度、溶解氧(DO)、化學需氧量(COD)、氨氮(NH3-N)、總磷(TP)、氟化物(F-)、氧化還原電位(ORP)和陰離子表面活性劑(LAS)。在采樣過程中，嚴格按照HJ 494—2009《水質(zhì) 采樣技術(shù)指導(dǎo)》中的河流地表水采樣要求，利用聚乙烯瓶收集河道水樣并冷藏(4 ℃)轉(zhuǎn)運至實驗室，其中流速、透明度和DO由便攜式流速儀(LS1206B)、便攜式超聲波探測儀(ZMSS-100)和YSI多參數(shù)探頭測定，其余水質(zhì)指標由室內(nèi)化驗分析得到。參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第4版)》的要求，樣品測試分析過程均使用標準試劑配備的溶液，并利用平行樣品進行數(shù)據(jù)質(zhì)量把控，其中COD采用重鉻酸鉀法、NH3-N采用納氏試劑比色法、F-采用離子選擇電極法、TP采用鉬酸銨分光光度法、LAS采用亞甲基藍分光光度法測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理方法

采用Microsoft Excel 2010整理數(shù)據(jù)，SPSS 20.0分析數(shù)據(jù)，ArcGIS10.6、AutoCAD2007、CorelDraw12繪圖。

2 研究方法

2.1 水質(zhì)評價指標的篩選

水質(zhì)是由多因子共同作用的結(jié)果，且不同因子之間存在較大的相關(guān)性，如果直接對水質(zhì)數(shù)據(jù)進行評價，會使評價結(jié)果所反映的水質(zhì)信息存在一定程度的重疊和掩蓋。因此，本文利用主因子分析法對水質(zhì)基本指標進行主因子提取，確定各變量對主因子影響的大小，并以此來評判水質(zhì)指標對綜合水質(zhì)的影響程度，并將選取的指標運用水質(zhì)標識指數(shù)法進行水質(zhì)評價與時空分布特征分析[24]。

2.2 評價指標賦權(quán)方法

a.熵權(quán)系數(shù)法。熵權(quán)系數(shù)法是根據(jù)指標所代表信息量的大小來賦權(quán)的方法[25]。該方法綜合考慮各指標間內(nèi)在聯(lián)系對評價結(jié)果的影響，是一種客觀型指標賦權(quán)方法，通過對水質(zhì)數(shù)據(jù)進行標準化處理并計算指標熵值，進而確定熵權(quán)。熵權(quán)系數(shù)法計算公式為

(1)

(2)

式中：Zij為水樣j水質(zhì)指標i的標準值；m為水質(zhì)指標的總數(shù)；n為水樣的總數(shù)；ei為水質(zhì)指標i的熵權(quán)值；w′i為水質(zhì)指標i的熵權(quán)系數(shù)法權(quán)重。

b.超標倍數(shù)賦權(quán)法。超標倍數(shù)賦權(quán)法是根據(jù)指標的標準值與限定值之間的差異來賦權(quán)的方法[26]。該方法強調(diào)指標在所有指標中的重要性和其對評價結(jié)果的影響力，是一種突出型指標賦權(quán)方法。超標倍數(shù)賦權(quán)法計算公式為

(3)

式中：w″i為水質(zhì)指標i的超標倍數(shù)賦權(quán)法權(quán)重；si為水質(zhì)指標i的水質(zhì)目標(根據(jù)《深圳市地表水環(huán)境功能區(qū)劃》，本區(qū)域水功能區(qū)劃水質(zhì)目標需滿足GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅴ類標準)。

c.組合集成法。組合集成法是對客觀型指標賦權(quán)和突出型指標賦權(quán)進行集成的方法[27]，組合集成的權(quán)重綜合了兩者優(yōu)點。本文采用乘法組合集成法計算各項水質(zhì)指標的綜合權(quán)重：

(4)

式中wi為水質(zhì)指標i的綜合權(quán)重。

2.3 改進權(quán)重的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法

本文通過組合集成法對綜合水質(zhì)標識指數(shù)法的權(quán)重進行改進，以進一步提升綜合水質(zhì)標識指數(shù)法的適用性和可靠性。綜合水質(zhì)標識指數(shù)I由整數(shù)位、小數(shù)點后3位小數(shù)位組成，其形式為

I=X1.X2X3X4

(5)

式中：X1為綜合水質(zhì)類別；X2為綜合水質(zhì)在X1類水質(zhì)變化區(qū)間內(nèi)所處位置；X3為參與綜合水質(zhì)評價的單項指標中劣于水環(huán)境功能區(qū)劃目標的個數(shù)；X4為綜合水質(zhì)類別與水環(huán)境功能區(qū)類別的比較結(jié)果，視水體的污染程度而定。X1～X4具體計算方法可參見文獻[10]?？赏ㄟ^綜合水質(zhì)標識指數(shù)值判定某水體的綜合水質(zhì)類別，具體的綜合水質(zhì)類別評價標準見表1。

表1 水質(zhì)類別評價標準

2.4 水質(zhì)時空變化評價方法

流域內(nèi)水質(zhì)隨時間和空間變化程度以時間變化率T和空間變化率S表示[28]，計算公式為

(6)

(7)

式中:It、It′分別為某采樣點在t、t′時期綜合水質(zhì)標識指數(shù)；Is、Is′分別某時期采樣點s、s′的綜合水質(zhì)標識指數(shù)。

通過對時間變化率T和空間變化率S的計算，分析判定水體水質(zhì)的時空變化規(guī)律，具體的水質(zhì)變化評價標準見表2。

表2 水質(zhì)時空變化評價標準

3 結(jié)果與分析

3.1 水質(zhì)評價指標的確定

對9項檢測指標數(shù)據(jù)進行主因子分析，結(jié)果表明第1、2、3主成分的特征值均大于1，且對水質(zhì)信息解釋方差的貢獻率分別為44.977%、26.914%和10.314%，3個主成分對水質(zhì)信息解釋方差累計貢獻率為82.205%，表明對這3個主成分進行評價可以揭示原始數(shù)據(jù)的基本信息。以各因子荷載的絕對值大于0.7的水質(zhì)指標作為水質(zhì)評價因子[29]，由表3可以得出與第1主成分關(guān)系密切的水質(zhì)指標有DO、NH3-N和LAS，與第2主成分關(guān)系密切的水質(zhì)指標為COD和F-，與第3主成分關(guān)系密切的水質(zhì)指標為TP，因此，將DO、NH3-N、LAS、COD、F-和TP這6個水質(zhì)指標用于綜合水質(zhì)評價。

表3 水質(zhì)旋轉(zhuǎn)因子荷載值

3.2 水質(zhì)評價結(jié)果與分析

3.2.1單因子水質(zhì)標識指數(shù)計算

利用單因子水質(zhì)標識指數(shù)法對研究區(qū)水質(zhì)進行評價，結(jié)果見表4。由表4可知，2018年采樣點R5的各項水質(zhì)指標評價結(jié)果最差，均低于劣Ⅴ類標準閾值，2019年采樣點R31和2020年采樣點R29的各項水質(zhì)指標評價結(jié)果最優(yōu)，均滿足Ⅲ類水質(zhì)標準，各項水質(zhì)指標的評價結(jié)果逐年改善。各年度不同采樣點的各項水質(zhì)指標評價結(jié)果表現(xiàn)出顯著差異，例如：2019年采樣點R1的F-和LAS的評價結(jié)果滿足Ⅱ類水質(zhì)標準，DO和COD的評價結(jié)果滿足Ⅳ類水質(zhì)標準，而NH3-N和TP的評價結(jié)果超過Ⅴ類水質(zhì)標準。由此可知，采用單因子指數(shù)評價法進行水質(zhì)評價時，受超標因子影響，導(dǎo)致評價結(jié)果差距較大，不能全面反映水質(zhì)狀況。

表4 單因子水質(zhì)標識指數(shù)的評價結(jié)果

3.2.2綜合水質(zhì)標識指數(shù)評價

根據(jù)單因子水質(zhì)標識指數(shù)的計算結(jié)果和研究區(qū)地表水環(huán)境功能區(qū)劃目標，結(jié)合不同賦權(quán)方法分別對各采樣點進行綜合水質(zhì)評價，結(jié)果見表5。

表5 綜合水質(zhì)標識指數(shù)的評價結(jié)果

由表5可知，采用不同賦權(quán)方法的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法與傳統(tǒng)方法相比，評價結(jié)果更加符合實際水質(zhì)情況，傳統(tǒng)方法將單項水質(zhì)指標的結(jié)果進行均衡化來反饋水質(zhì)類別，忽視了各項指標的信息量權(quán)重和主觀權(quán)重的作用，導(dǎo)致部分河道(R18、R48等采樣點)評價結(jié)果與實際情況不符；超標倍數(shù)賦權(quán)法賦權(quán)的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法充分考慮了超標污染物對水質(zhì)結(jié)果的貢獻，但實際水體中往往存在超標污染物指標的權(quán)重是未超標的幾倍以上，導(dǎo)致超標污染物指標權(quán)重的計算結(jié)果偏大，使得水質(zhì)評價結(jié)果較差(R31、R42等采樣點)；熵權(quán)系數(shù)法賦權(quán)的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法綜合考慮了各項水質(zhì)指標之間的聯(lián)系，但存在分攤各項水質(zhì)指標對水質(zhì)影響的缺陷，導(dǎo)致評價指標的權(quán)重差異不大，與傳統(tǒng)方法的評價結(jié)果相近；組合集成法賦權(quán)的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法綜合了超標污染物指標的貢獻與極值對評價結(jié)果的影響，同時客觀反映了各項水質(zhì)指標賦權(quán)的重要程度，其評價結(jié)果整體介于超標倍數(shù)賦權(quán)法和熵權(quán)系數(shù)法兩種賦權(quán)方法之間，其結(jié)果更加符合實際情況，該方法在大流域水質(zhì)評價方面具有較強的優(yōu)越性。

3.3 水質(zhì)時空分布特征分析

圖2和圖3分別為珠江口水系2018—2020年非汛期和汛期水質(zhì)時空變化分布。各河道水質(zhì)時空差異明顯，其中2018—2019年非汛期和汛期南山片區(qū)河道水質(zhì)優(yōu)于前海片區(qū)，鐵石片區(qū)河道水質(zhì)最優(yōu)，而大空港片區(qū)河道水質(zhì)最差；2020年非汛期和汛期大空港片區(qū)河道水質(zhì)優(yōu)于前海片區(qū)，鐵石片區(qū)河道水質(zhì)最優(yōu)，而南山片區(qū)河道水質(zhì)最差。評價結(jié)果與實際情況較為一致，由于鐵石片區(qū)河道上游水源豐富、居民區(qū)和工廠分布較少、污染排放量少，且該區(qū)域河道為飲用水源二級保護區(qū)，河道保護與管理較其他河道更嚴格，使得鐵石片區(qū)河道水質(zhì)最優(yōu)；而其他片區(qū)河道受城中村和企業(yè)漏排污水、城區(qū)非點源污染、攔潮閘影響以及海水污染，導(dǎo)致河道水質(zhì)受污染影響較大。大空港片區(qū)河道水質(zhì)改善效果較前海和南山片區(qū)河道顯著，這與片區(qū)內(nèi)治污基礎(chǔ)建設(shè)、污染來源分布差異以及河道治理進程有密切聯(lián)系。

圖2 珠江口水系非汛期水質(zhì)時空分布

圖3 珠江口水系汛期水質(zhì)時空分布

3.3.1時間分布

表6為與2018年非汛期相比的典型采樣點水質(zhì)時間變化率分布情況。

表6 與2018年非汛期相比典型采樣點水質(zhì)時間變化

a.2018年汛期。①大空港片區(qū)河道采樣點 R1～R5、R10、R13、R14、R17和R20～R23水質(zhì)變化不明顯，R6、R9、R15和R16輕微改善，R7、R8、R11和R12顯著改善，R19輕微惡化，R18明顯惡化。采樣點R18上游管網(wǎng)仍為雨污混流制，汛期污水溢流導(dǎo)致水質(zhì)惡化，R18所屬河道為R19河道的支流，R18水質(zhì)明顯惡化是導(dǎo)致R19水質(zhì)輕微惡化的直接原因。②前海片區(qū)河道采樣點R24、R25、R26、R33、R34、R39、R41和R43水質(zhì)變化不明顯，R35、R36和R38水質(zhì)顯著改善，R40水質(zhì)受山區(qū)雨洪污染影響發(fā)生輕微惡化，但R37受其上游兩岸工業(yè)園區(qū)(汽車維修廠等)的面源污染影響以及R42受汛期截污管溢流和入?？谖廴疚锏挠绊?，水質(zhì)明顯惡化。③南山片區(qū)河道采樣點R45、R46和R48～R51水質(zhì)變化不明顯，R47水質(zhì)輕微改善。④鐵石片區(qū)河道采樣點R29～R32水質(zhì)明顯惡化，汛期入河面源污染和農(nóng)業(yè)退水污染嚴重，已建管網(wǎng)區(qū)域仍有漏排污水口不斷出現(xiàn)，導(dǎo)致大量漏排污水直排入河，造成汛期河道水質(zhì)明顯惡化。

b.2019年非汛期。①大空港片區(qū)河道采樣點R8、R14和R1水質(zhì)變化不明顯，R7、R9、R13、R16和R24水質(zhì)輕微改善，R1～R6、R15、R17、R18和R20～R23水質(zhì)顯著改善，R10、R11、R12受當期河道清淤施工影響，沉積物污染上覆水體，導(dǎo)致水質(zhì)明顯惡化；②前海片區(qū)河道采樣點R33、R37、R38和R41～R44水質(zhì)變化不明顯，R25、R26、R35、R36和R39水質(zhì)顯著改善，而R40受新圳河上游工業(yè)園區(qū)污水口排污影響水質(zhì)明顯惡化；③南山片區(qū)河道采樣點R45～R48、R50和R51水質(zhì)變化不明顯，R49水質(zhì)顯著改善；④鐵石片區(qū)河道采樣點R29～R32水質(zhì)變化不明顯。

c.2019年汛期僅有采樣點R40水質(zhì)發(fā)生輕微惡化，R11、R27、R43受集水區(qū)內(nèi)污水溢流和非點源污染影響水質(zhì)明顯惡化，其余采樣點水質(zhì)均呈現(xiàn)出不同程度改善。

d.2020年非汛期和汛期水質(zhì)時間變化率分布情況相似，均呈現(xiàn)出水質(zhì)顯著或輕微改善的規(guī)律。

河道水質(zhì)持續(xù)改善要歸功于過去幾年政府采取的污染治理(如雨污分流、建管納污、生態(tài)清淤、多源補水等)、擋潮閘管理以及污水處理廠提質(zhì)擴容改造等措施，不僅提高了集水區(qū)生活、工業(yè)污水收集率和污水截流標準以及尾水排放標準，還清理了河道垃圾和淤泥。但在已建管網(wǎng)區(qū)域仍不斷有污水漏排，導(dǎo)致污水溢流入河[30]。另外，受下墊面硬化率增大的影響，污染積累量與降雨徑流量呈現(xiàn)出增大的趨勢，河道水質(zhì)往往在雨天會出現(xiàn)黑臭“反彈”現(xiàn)象[31]。

3.3.2空間分布

珠江口水系多為各自獨立的小河流域，各河流之間不存在水文水動力、水環(huán)境等條件的必然聯(lián)系，但受區(qū)域地形地貌、氣象條件以及人類活動相似性的影響，各區(qū)域河道水質(zhì)存在客觀相似性，因此，對研究區(qū)內(nèi)采樣點超過兩個的河道進行水質(zhì)空間變化分析，結(jié)果見表7。由表7可知：①采樣點R5水質(zhì)在2018年汛期、非汛期以及2019年汛期較R4明顯惡化，其他時期水質(zhì)變化不明顯；②R8在2018年汛期、非汛期以及2019年汛期水質(zhì)較R7顯著改善，而其他時期水質(zhì)輕微改善；③R10水質(zhì)在2018年非汛期較R9顯著改善，而在2018年非汛期較R9明顯惡化，其他時期水質(zhì)改善不明顯；④R26水質(zhì)在2019年非汛期較R25明顯惡化，其他時期水質(zhì)改善不明顯；⑤R32水質(zhì)在2019年汛期較R31顯著改善，2020年汛期明顯惡化，而其他時期惡化不明顯；⑥R38水質(zhì)在2018年非汛期和汛期以及2019年非汛期較R37明顯惡化，其他時期變化不明顯；⑦R41水質(zhì)在2018年非汛期較R40輕微惡化，2019年汛期、2020年非汛期和汛期較R40顯著改善，其他時期水質(zhì)改善不明顯；⑧R42水質(zhì)在2018年汛期和非汛期以及2019年非汛期較R41明顯惡化，其他時期水質(zhì)輕微惡化；⑨R44水質(zhì)在2019年汛期較R43顯著改善，2019年非汛期和2020汛期較R43輕微改善，2020年非汛期較R43改善不明顯；⑩R48水質(zhì)在2018年和2019年非汛期較R47顯著改善，在2019年汛期較R47輕微改善，在2020年汛期較R47惡化不明顯；R51水質(zhì)在2018年和2019年非汛期較R50輕微改善，在2019年汛期較R50惡化但不明顯，在2020年汛期和非汛期較R50均顯著改善。可見，隨著水環(huán)境治理與管理工作的開展，河道整體水質(zhì)呈現(xiàn)出顯著改善趨勢，但河道上游水質(zhì)總體較下游水質(zhì)好，入?？谒|(zhì)隨季節(jié)波動較大。

表7 同一河道水質(zhì)空間變化

4 結(jié) 論

a.改進權(quán)重后的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法綜合考慮了超標污染物的影響，客觀反映了各項水質(zhì)指標賦權(quán)的重要程度。組合集成法賦權(quán)與其他方法賦權(quán)的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法對比表明，組合集成法賦權(quán)的綜合水質(zhì)標識指數(shù)法流域水質(zhì)評價結(jié)果合理可信且更符合實際情況，充分反映了主、客觀因素對水質(zhì)結(jié)果的影響，在大流域水質(zhì)評價方面具有較強的優(yōu)越性。

b.評價結(jié)果顯示，除采樣點R45和R46水質(zhì)在2018—2020年僅有輕微改善外(水質(zhì)類別持續(xù)為劣Ⅴ類)，其他河道采樣點水質(zhì)狀態(tài)均有顯著改善，劣于水環(huán)境功能區(qū)劃目標的單項水質(zhì)指標數(shù)顯著下降，各河道水質(zhì)類別由以劣Ⅴ類為主改善至以Ⅲ類為主，達到水環(huán)境功能區(qū)劃目標。

c.珠江口水系水質(zhì)在空間上呈現(xiàn)出東部河道優(yōu)于西部、河道上游總體較下游好、入?？谔幩|(zhì)隨季節(jié)波動較大的規(guī)律；在時間上，各河道水質(zhì)狀況逐年好轉(zhuǎn)，同年度汛期優(yōu)于非汛期，Ⅴ類水質(zhì)的河道達標率已由2018年汛期的25.64%提升至2020全年的97.43%，研究區(qū)內(nèi)黑臭水體基本被消除。過去幾年政府采取的一系列河道污染治理和管理措施，使得河道水質(zhì)狀態(tài)得到了持續(xù)提升，但隨著下墊面硬化率的增大，非點源污染風險仍然是制約流域水質(zhì)持續(xù)提升的瓶頸。