摘要：近年來，珠海市的黑臭水體治理取得了一定成效，然而城中村合流制溢流污染問題成為城市水環(huán)境進一步改善的難點，迫切需要對其控制策略進行深入研究。為此，采用管道實時水質(zhì)水量監(jiān)測和暴雨洪水管理模型（SWMM）模擬相結(jié)合的方法，提出了通過理論截流倍數(shù)判別，低影響開發(fā)（LID）源頭管控與截流-調(diào)蓄相結(jié)合的城中村合流制溢流污染控制策略，并精準確定相關(guān)設(shè)計參數(shù)，旨在為珠海市城中村合流制排水系統(tǒng)的改造和優(yōu)化運行，以及黑臭水體治理提供理論支撐。
合流制溢流污染是導致珠海市城市水體黑臭的一個重要原因。目前，珠海市的合流制排水系統(tǒng)主要位于成建制的連片城中村。珠海市的農(nóng)村60%以上以城中村的形式存在，且將與城市長期共存。加之，珠海市屬于典型的南方濱海城市，雨季暴雨強度大，降雨場次多，合流制溢流量大且持續(xù)時間長，雨季合流制溢流污染問題尤為突出。雖然部分城中村在前期進行了分流制改造的規(guī)劃設(shè)計，但由于施工難度大，且城中村的監(jiān)管特性造成建成后難以維系完全分流制，故珠海市城中村分流制改造無法全面落地。因此，迫切需要對珠海市城中村合流制溢流污染控制策略展開研究。
筆者采用在線監(jiān)測與SWMM相結(jié)合的方法，充分發(fā)揮實時監(jiān)測數(shù)據(jù)的定量反演作用和對模型的率定驗證功能，評估不同工程措施下珠海市典型城中村的合流制溢流污染負荷，以合流制排水系統(tǒng)年溢流污染負荷不高于分流制排水系統(tǒng)年雨水徑流污染負荷作為溢流污染控制的最低標準，以就地化工程措施控制合流制溢流污染為原則，精準確定珠海市城中村合流制溢流污染控制策略的理論截流倍數(shù)、各種實際場景下的LID措施和截流-調(diào)蓄的相關(guān)設(shè)計參數(shù)，并以此為理論支撐，提出了城中村合流制排水系統(tǒng)的改造、優(yōu)化運行和黑臭水體治理的具體措施。
1 研究方法
1.1 代表性區(qū)域的選取
目前，珠海市共有城中村108 個，主要集中在香洲區(qū)和斗門區(qū)，大多城中村為成建制且密集型分布。界涌村位于香洲區(qū)前山河流域上游的前山拱北105國道排洪渠流域北端，合流制排水系統(tǒng)服務(wù)面積約為0.23km2，是典型的成建制城中村，土地利用以混凝土道路、綠地和密集住宅為主，拆建難度大，合流制排水體系可能長期存在；而且其合流制排水系統(tǒng)從前山河流域分流制污水主干管起端接入，雨季溢流污染嚴重，導致受納水體（105國道排洪渠）黑臭嚴重。為此，選取界涌村合流制排水系統(tǒng)為典型代表進行研究。該村原有合流制排水系統(tǒng)的匯水區(qū)域邊界、合流制干管、市政分流制污水主干管、溢流口和溢流受納水體的位置見圖1。
根據(jù)資料收集和現(xiàn)場踏勘，界涌村合流制干管（DN500）埋設(shè)于界涌村排洪渠底，該干管末端接入珠海市105國道分流制市政污水主干管，進入前山河流域排水系統(tǒng)。界涌村內(nèi)各合流制支管接入干管前均設(shè)有溢流井，雨季合流制溢流污水直接排入界涌村排洪渠，并最終匯入溢流受納水體105國道排洪渠。
1.2 監(jiān)測方法
本研究前期對界涌村合流制排水系統(tǒng)的流量及液位進行了一年的實時在線監(jiān)測，并對水質(zhì)進行了一年的人工采樣檢測，分別獲取了合流制系統(tǒng)旱流流量和水質(zhì)的逐時變化曲線，并作為基于SWMM的界涌村現(xiàn)狀合流制模型的節(jié)點旱流輸入。
為了獲取更精確的逐分鐘降雨數(shù)據(jù)，用于分析合流制溢流污染規(guī)律，本研究同步對界涌村2020年4月—2021年3月的降雨進行了實時在線監(jiān)測。統(tǒng)計數(shù)據(jù)顯示，在一年的監(jiān)測期內(nèi)，該村的年總降雨量為1 822.7mm，與珠海市九州港近15年的年均降雨量（1 704.3±214.5）mm相比，具有一定的代表性，亦可作為SWMM模型的年降雨數(shù)據(jù)輸入。
為了對SWMM模型中透水區(qū)與不透水區(qū)的洼蓄量和曼寧糙率系數(shù)，入滲模型、污染物累積模型和污染物沖刷模型的相關(guān)參數(shù)進行準確率定與驗證，避免合流制旱流污水的短時水質(zhì)水量的波動性和不可預測性對此帶來的干擾，提高率定精度，本研究選取界涌村一處已進行過分流制改造的地塊進行SWMM模型的率定與驗證，并對三場降雨條件下，該區(qū)域分流制雨水管道排口處的水質(zhì)和水量進行了實時監(jiān)測。
1.3 SWMM模型的建立、率定及驗證
根據(jù)界涌村原有的合流制排水系統(tǒng)摸排圖、規(guī)劃的及部分已實施的分流制雨水管道系統(tǒng)設(shè)計圖，以及區(qū)域用地性質(zhì)圖、區(qū)域高精度地形圖，分別建立基于SWMM的原有合流制排水系統(tǒng)和規(guī)劃中的完全分流制排水系統(tǒng)水質(zhì)水量動態(tài)模型（簡稱：合流制模型和分流制模型），如圖2所示。
本研究利用Morris法對模型參數(shù)進行了敏感性分析和率定，采用兩場實際降雨事件（降雨量分別為51.5、10.5mm，重現(xiàn)期P分別為0.7、0.2a）率定區(qū)域雨水管排口處的水量及水質(zhì)實測數(shù)據(jù)，對模型的參數(shù)進行了逐一率定。此外，選用另外一場實際降雨事件（降雨量為27.5mm，P=0.3a）的實測流量和水質(zhì)數(shù)據(jù)，對率定后的模型進行了驗證。
2 結(jié)果與討論
2.1合流制理論截流倍數(shù)的取值
考慮到城中村合流制溢流污染控制工程的實施難度，本研究僅以合流制排水系統(tǒng)年溢流污染負荷不高于對應分流制排水系統(tǒng)年雨水徑流污染負荷作為城中村溢流污染控制的最低標準（以下簡稱：合流制溢流污染最低控制標準），確定城中村合流制理論截流倍數(shù)n0（即不考慮下游處理系統(tǒng)的能力）。采用該理論截流倍數(shù)作為珠海市城中村合流制系統(tǒng)是否需要進行溢流污染控制的參考標準，當城中村合流制系統(tǒng)實際的截流倍數(shù)低于該理論截流倍數(shù)時，則必須要考慮采取源頭控制或過程調(diào)蓄等就地化的溢流污染控制工程措施。
首先將2020年4月—2021年3月的逐分鐘降雨數(shù)據(jù)輸入分流制模型，模擬結(jié)果顯示，研究區(qū)域年雨水徑流污染負荷如下：SS負荷為21867.0kg/a，COD負荷為4423.7kg/a，TN負荷為885.9kg/a，NH3-N負荷為648.2kg/a，TP負荷為120.9kg/a。
對于合流制系統(tǒng)，其截流倍數(shù)決定了溢流污染總量。因此，本研究在合流制干管末端不同過流能力條件下（即不同理論截流倍數(shù)n0條件下），將2020年4月—2021年3月的實測分鐘降雨數(shù)據(jù)輸入合流制模型中，模擬計算年溢流次數(shù)和年溢流污染負荷，如表1所示。值得注意的是，當n0=0.2～4.8時，合流制系統(tǒng)的年溢流SS污染負荷均低于對應的分流制系統(tǒng)的年雨水徑流SS污染負荷，這可能緣于合流制系統(tǒng)對高SS的初期雨水的有效收納。
通過非線性擬合發(fā)現(xiàn)，截流倍數(shù)n0與各項污染物的年溢流污染負荷均滿足二次函數(shù)關(guān)系，如圖3所示。因此，可通過這些函數(shù)關(guān)系計算出不同n0對應的各項污染物年溢流污染負荷。由圖3可知，當合流制系統(tǒng)的COD、TN、NH3-N、TP年溢流污染負荷分別等于分流制系統(tǒng)年雨水徑流污染負荷時，n0分別為4.4、1.1、1.6和0.3。故按最不利原則，當界涌村合流制系統(tǒng)的n0≥4.4時，才能確保達到合流制溢流污染最低控制標準，即城中村合流制理論截流倍數(shù)為4.4，參考《室外排水設(shè)計標準》（GB 50014—2021）中的n0推薦值2～5，該取值在推薦范圍內(nèi)。但根據(jù)界涌村合流制干管末端的流量監(jiān)測數(shù)據(jù)，雨季該合流制系統(tǒng)受下游市政主干管壅水的影響，實際截流倍數(shù)約為1.2，低于設(shè)計值2.0，且遠小于4.4。為就地控制合流制溢流污染，不將溢流轉(zhuǎn)嫁至系統(tǒng)下游，應當考慮采用LID源頭管控和截流-調(diào)蓄相結(jié)合的措施對原合流制系統(tǒng)進行改造。
圖3 截流倍數(shù)n0與各項污染物年溢流污染負荷的關(guān)系
2.2 LID控制策略
雨水徑流的源頭減量和凈化是削減合流制系統(tǒng)雨天溢流污染的重要措施，故本研究提出通過海綿措施削減雨水徑流，減輕降雨時合流制排水系統(tǒng)的壓力，以有效控制溢流污染。研究借助合流制模型計算得到2020年4月—2021年3月界涌村的年徑流總量控制率僅為38%，遠未達到《珠海市海綿城市規(guī)劃設(shè)計標準與導則（試行）》（修訂版）中提出的
居住用地年徑流總量控制率（改建、擴建項目）需達到60%的要求。因此，根據(jù)界涌村以居住用地為主、建筑物密度大、屋面和道路硬化、徑流系數(shù)偏大的特點，本研究設(shè)置了植草溝、雨水花園及透水瀝青路面三種可行的非入戶LID措施（具體布置見圖4），將年徑流總量控制率控制在60%。
將2020年4月—2021年3月的降雨數(shù)據(jù)輸入加載了LID措施的合流制模型中進行計算。當n0分別為2.0、1.2和0.2時，采用LID措施后合流制溢流污染的削減情況見表2。采用LID措施后，年徑流總量控制率達到了60%，年溢流水量和污染負荷都有明顯的削減，年溢流水量削減率均達到了60%左右，年溢流次數(shù)削減了21%～33%。當截流倍數(shù)為0.2時，各污染物的年溢流總量削減率在45%～55%之間，當截流倍數(shù)為1.2和2.0時，各污染物的年溢流總量削減率在55%～60%之間。因此，采用LID措施后，即使合流制系統(tǒng)雨季排水嚴重受阻，截流倍數(shù)低至0.2，仍能滿足合流制溢流污染控制最低標準。
2.3 調(diào)蓄池控制策略
除采取源頭控制的LID措施以外，修建調(diào)蓄池也是合流制系統(tǒng)控制溢流污染最常用的措施之一。調(diào)蓄設(shè)施可以用于削減峰值流量、控制地表徑流污染，并且當雨水水質(zhì)較差時，調(diào)蓄池能對雨水徑流進行高效收集和分質(zhì)截流。借助合流制模型模擬計算發(fā)現(xiàn)：當截流倍數(shù)n0>1.6時，除COD外，其余污染物的年溢流污染負荷均低于對應的分流制系統(tǒng)雨水徑流污染負荷。因此，調(diào)蓄池的理論容積只需滿足合流制年溢流COD負荷≤分流制年雨水徑流COD負荷。本研究進一步借助合流制模型計算出不同截流倍數(shù)和不同調(diào)蓄池理論容積下的年溢流COD負荷。通過非線性擬合發(fā)現(xiàn)，調(diào)蓄池理論容積與年溢流COD負荷之間呈顯著指數(shù)函數(shù)關(guān)系（R2>0.999），如圖5所示。通過該函數(shù)關(guān)系，可以準確計算出不同截流倍數(shù)條件下調(diào)蓄池的理論容積，如表3所示。根據(jù)《室外排水設(shè)計標準》（GB 50014—2021）中推薦的合流制溢流調(diào)蓄池調(diào)蓄量的計算方法，可以根據(jù)調(diào)蓄池容積計算調(diào)蓄池建成后的截流倍數(shù)。
調(diào)蓄池的最大排空周期與相鄰兩場降雨的間隔時間有關(guān)。對珠海市2020年5月—9月（雨季）112場降雨的相鄰間隔時間進行累積頻率分析，如圖6所示�？芍�，雨季珠海市相鄰兩場降雨的平均間隔時間為33h，50%和70%累計頻率對應的間隔時間分別為14h和24h。
綜上，從設(shè)計的角度進一步考察了調(diào)蓄池最大排空周期在12～48 h之間變化時對調(diào)蓄池容積的影響，結(jié)果如表4所示�？芍谏鲜鰠^(qū)間范圍內(nèi)，調(diào)蓄池容積的變化系數(shù)為1.3，可作為選擇安全系數(shù)時的參考。雖然前山河流域污水處理系統(tǒng)旱季處理能力的冗余量與調(diào)蓄池的運行密切相關(guān)，但鑒于整個排水系統(tǒng)的上下游各子系統(tǒng)調(diào)蓄池的復雜性，難以量化其對局部單一調(diào)蓄池運行的影響。故對調(diào)蓄池的實際運行而言，可依據(jù)上游泵站站前液位或污水廠廠前液位的實時反饋來控制。
3 結(jié)論與建議
①以合流制系統(tǒng)年溢流污染負荷等于分流制系統(tǒng)年雨水徑流污染負荷作為溢流污染控制的最低標準，從污染負荷角度分析，珠海市城中村合流制系統(tǒng)的實際截流倍數(shù)不應低于4.4，當?shù)陀诖酥禃r，則應采用溢流污染控制的工程措施。
②根據(jù)溢流污染最低控制標準，在城中村合流制干管降雨時排水嚴重受阻的情況下，采用LID措施進行合流制溢流污染控制，需將年徑流總量控制在60%以上。
③根據(jù)溢流污染最低控制標準，調(diào)蓄徑流深度與合流制系統(tǒng)實際截流倍數(shù)滿足二次函數(shù)關(guān)系。故不同實際截流倍數(shù)下，設(shè)計調(diào)蓄徑流深度可按該函數(shù)關(guān)系進行取值，并可按規(guī)范考慮1.1～1.5的安全系數(shù)以計算調(diào)蓄池容積。
④為了提高整個城市污水系統(tǒng)的雨季處理能力的可操作性，以及降低上下游子系統(tǒng)與之匹配運行的控制難度，對匯入主干管的各子系統(tǒng)（如城中村合流制排水系統(tǒng)）應進行科學合理地限流，分散控制溢流污染，避免降雨時下游子流域混合污水無限制、無序地涌入排水主干管，占據(jù)上游子系統(tǒng)正常的排水下行通道，導致上游子系統(tǒng)雨季溢流污染加重。
