東江流域突發水污染風險分區研究

周夏飛, 於 方, 劉 琦, 曹國志,*, 馬國霞, 楊威杉

1 生態環境部環境規劃院, 北京 100012

2 北京師范大學地理科學學部, 北京 100875

東江是珠江流域三大水系之一,發源于江西省尋烏縣,進入廣東省后流經河源、惠州、東莞等城市。東江流域水系發達,水資源豐富,流域上游至下游土地利用類型由森林區、農田區向工業、制造區和居民密集住宅區過渡[1]。同時,東江是廣州、深圳、東莞等沿岸經濟最發達城市的飲用水源,承擔著向香港供水的任務,總供水人口達4×107人[2]。然而,近年來隨著經濟的快速發展與人口的大規模集聚,東江流域產生了一系列環境問題,其中突發性水污染事件風險尤為突出[3],據統計,2006—2015年,生態環境部調度的東江流域突發水污染事故約26起。突發性水污染事件具有大量污染物突然集中排放的特點,嚴重影響城鎮居民的生活生產[4- 6],對流域生態環境和人體健康構成潛在危害[7]。因此,研究東江流域突發水污染風險具有重要的理論和現實意義。

區域水污染風險分區評估是環境風險評估中的重要組成部分,是環境風險管理的基礎和有效工具,通過評估可識別水污染高風險的熱點區域,進而為決策者提供更具針對性的環境風險管理措施[8- 10]。目前,國內外許多學者在區域水環境風險分區評估等領域做了大量的研究[11- 18],如邢永健等[18]采用集對分析法構建了基于風險場的區域突發性水污染風險評估方法,該方法充分考慮了水體擴散的流域性特征；肖瑤等[19]以水功能區控制單元為基礎,采用壓力-狀態-響應(Pressure-State-Response)環境分析模型構建環境風險源危險性指標體系,進行流域風險源識別及危險性等級評價,并對不同等級區提出相應的管理方案。薛鵬麗等[10]在環境風險系統理論的指導下,借鑒“自上而下”和“自下而上”傳統區劃方法對上海市突發環境風險進行區劃研究,針對上海市布局型環境風險和不同風險區提供了相應的管理措施。綜上,區域環境風險分區研究是識別突發水污染高風險熱點區域的重要工具,但現有研究大多基于縣級或流域以上行政單元,以柵格為單元的微觀尺度研究相對較少,評估結果不能較好地反映區域內風險的差異性。

基于此,本研究以2015年為基準年,利用環境統計數據、DEM數據、水質監測斷面數據和基礎地理數據,引入地理信息系統空間分析法、區域生長法,綜合考慮了水系流向、水系級別及水質等因素,以1 km×1 km網格為基本單元,對東江流域開展突發水污染風險分區,分析其區域內部風險分布特征,以期為東江流域生態環境管理提供基礎數據和理論支撐。

1 數據與方法

1.1 研究區概況

東江是珠江的主要河流之一,地理范圍為113.32°—115.53°E,22.32°—25.11°N,流域面積約32749 km2(圖1)。其主要支流有浰水、新豐江、秋香江、公莊河、西枝江、淡水河、石馬河和增江等。各支流流經市縣見圖1所示,主要產業從流域上游以農業、農產品加工業和采礦業為主逐漸過渡到流域下游以大型產業、制造加工業、對外貿易為主[20]。

圖1 研究區范圍

1.2 數據來源

(1)DEM數據。來源于中國科學院資源環境科學數據中心(http://www.resdc.cn/),空間分辨率為1 km×1 km。

(2)中國1∶100萬河流分布數據。來源于國家基礎地理信息中心(http://www.webmap.cn/main.do?method=index)。

(3)中國1∶100萬湖泊水庫分布數據。來源于國家基礎地理信息中心(http://www.webmap.cn/main.do?method=index)。

(4)2015年國家水質監測斷面數據。來源于中國環境監測總站(http://123.127.175.45:8082/)。

(5)2015年環境統計數據。來源于中國環境監測總站。

(6)2006—2015年生態環境部調度的突發水污染事故。來源于生態環境部。

1.3 數據預處理

(1)2015年環統數據Q值獲取

Q值指風險源環境風險物質最大存在量與臨界量的比值[21]。本研究以生態環境部2010年在全國范圍內開展的“重點行業企業環境風險及化學品調查”數據及江蘇省、天津濱海新區、烏魯木齊等其他區域調查數據(企業名稱、經緯度、Q值)為基礎,篩選與2015年環境統計數據中相對應的企業；然后,以這些企業的Q值為基礎,基于行業類別代碼、企業規模等參數,推導其他企業的Q值,即其他企業Q值取與其具有相同企業規模、相同行業已有企業Q值的平均值。

(2)中國1∶100萬河流水質功能區劃分

本研究基于國家水質斷面數據將中國1∶100萬河流進行分段,分段河流水質由相對應的國家監測斷面水質確定,即國家監測斷面上游分段河流水質取該監測斷面水質。

(3)中國1∶100萬湖泊水庫水質功能區劃分

本研究基于國家水質監測斷面數據確定湖泊水庫水質,如一個湖泊(或水庫)有多個監測斷面,取水質最好的監測斷面水質作為該湖泊(或水庫)的水質。

1.4 方法

本研究參考《行政區域突發環境事件風險評估推薦方法(環辦應急[2018]9號)》[22]及基于風險場的區域突發性網格化環境風險評估方法[18, 23-24],開展東江流域突發水污染風險分區評估,主要有兩個方面的改進：(1)引入區域生長法來具體確定風險源真實的影響范圍(通過高程搜索計算)；(2)根據不同河流湖庫的級別和水體功能區涉及的不同區域的敏感性確定水環境風險受體易損性指數。

1.4.1網格劃分

本研究基于東江流域區劃數據,利用ArcGIS的create fishnet功能將東江流域劃分為1km×1km的網格,并對其進行編號。

1.4.2網格突發水環境風險場強度計算

(1)水環境風險場強度計算

水環境風險主要通過水系(或流域)擴散,本方法采用線性遞減函數構建水環境風險場強度計算模型,假設最大影響范圍為10 km(可根據評估區域地理水文特征適當調整)[24]。區域內某一個網格的水環境風險場強度可表示為：

(1)

式中,Ex,y為某一個網格的水環境風險強度；Qi為第i個風險源環境風險物質最大存在量與臨界量的比值；Px,y為風險場在某一個網格出現的概率,一般可取10-6/a[18, 23-24](可根據評估區域風險源特征適當調整)；li為網格中心點與風險源的距離,單位為km；n為風險源的個數。

由于水具有一定的流動性,一般會從高處往低處流,風險源所處的網格的高程應高于周邊網格的高程,才能對周邊的網格造成影響。因而,本文首先將每個風險源的影響范圍限定在風險源周邊10km范圍內,然后采用區域生長法來確定風險源真實的影響范圍,即從距離風險源最近的第一圈網格開始,比較這些網格的高程值是否小于風險源的高程值,如果小于,則風險源周邊的這個網格被視為受影響的網格,這樣依次由近至遠搜索,一旦遇到大于風險源的高程值的網格或達到了10km之外的范圍,則停止搜索。

為了便于各個網格水環境風險場強度的比較,本方法對各個網格的水環境風險場強度進行標準化處理,公式如下：

(2)

式中,Ex,y為某一個網格的水環境風險場強度；Emax為整個研究區網格的最大水環境風險場強度；Emin為整個研究區網格的最小水環境風險場強度。

1.4.3. 網格環境風險受體受損性

(1)水環境風險受體易損性計算

水環境風險受體易損性指數Vx,y主要參考Cao等[24]相關研究成果,根據不同河流的級別以及一級水體功能區涉及的不同區域的敏感性確定,具體方法見表1所示。

表1 Vx,y確定方法

1.4.4網格水環境風險值

網格環境風險值計算參考《行政區域突發環境事件風險評估推薦方法(環辦應急[2018]9號)》[22],具體公式如下：

(3)

式中,Rx,y為網格水環境風險值；Ex,y為網格水環境風險場強；Vx,y為網格水環境風險受體分值。

1.4.5網格水環境風險分區

本研究基于《行政區域突發環境事件風險評估推薦方法(環辦應急[2018]9號)》[22],根據網格環境風險值的大小,將環境風險劃分為四個等級：高風險(R> 80)、較高風險(60

1.4.6子流域提取

研究針對東江干流及主要的一級支流進行子流域提取。基于ArcGIS水文模塊,以一級支流與干流的匯流點為泄流點,提取干流和各一級支流的不嵌套子流域(圖1)。

2 結果分析

2.1 水污染風險場強及風險受體易損性分布

東江流域突發水污染風險場強及風險受體易損性分布如圖2所示。從風險場強分布來看,流域上游地區風險場強相對較低,流域中下游地區風險場強較大,風險場強較高區域主要集中分布在浰水流域西部、新豐江流域東部、秋香江流域東北部、公莊水流域西部、淡水河流域、石馬河流域,其中,浰水流域西部風險場強較高,主要是由于其周邊選礦及采礦廠較多所致；新豐江流域風險場強較高,主要是由于其周邊水泥及鋼鐵企業較多所致；秋香江流域風險場強較高,主要是由于其周邊水泥及制藥企業較多所致；公莊水流域西部風險場強較高,主要是由于其周邊石灰廠、紡織廠較多所致；淡水河流域、石馬河流域風險場強較高,主要是由于其周邊化工廠、制造加工廠較多所致；從風險受體分布來看,受體較為敏感的區域主要分布在東江干流兩岸。

圖2 東江流域突發水污染風險場強及風險受體易損性分布

2.2 風險分區評估結果與分析

2.2.1風險分區評估結果

通過突發水污染風險評估方法,得到東江流域突發水污染風險評估結果,如圖3所示。高風險區主要集中分布在龍川縣、博羅縣、東莞市、深圳市等地,這主要是由于這些地區風險企業較多,且距離東江干流較近。高風險區面積為696.7 km2,占評估區總面積的1.99%；較高風險區面積為1458.4 km2,占比4.17%；中風險區面積為2762.0 km2,占比7.90%；低風險區面積為30031.7 km2,占比85.93%(表2)。

圖3 東江流域突發水污染風險分區圖

表2 東江流域突發水污染風險分區面積統計

從各子流域平均風險值來看,石馬河流域風險最高,其次為淡水河流域、公莊水流域(圖4)；從各子流域風險區面積來看,石馬河流域高風險區域面積最大,其次為公莊水流域、淡水河流域(表3)；從各子流域風險區面積所占比例來看,石馬河流域高風險區域面積占比最大,其次為公莊水流域、淡水河流域(圖5)；石馬河流域較高風險區域面積占比最大,其次為淡水河流域、公莊水流域(圖5)。

圖4 各子流域平均風險值對比

圖5 東江流域突發水污染風險分區面積占比

表3 各子流域突發水污染風險分區面積統計

2.2.2高風險熱點區域分析

評估結果顯示,在東江流域各子流域中,石馬河流域、淡水河流域、公莊水流域風險相對較高(圖4),通過進一步分析,這主要是由于這些地區企業個數較多,總計890個,占東江流域全部企業的23.9%,且每100 km2企業個數遠超過東江流域的平均值,石馬河流域約是平均值的4.5倍,淡水河流域約是平均值的3.8倍(表4)。

表4 各子流域風險企業個數統計分析

從沿東江干流兩岸分布來看,高風險區面積沿東江上游至下游呈逐漸增加趨勢,主要集中分布在龍川縣、博羅縣、東莞市、深圳市等地,通過分析,東江干流1km范圍內風險企業個數有1048家,10km范圍內風險企業個數有5389家,約占總數的8.7%；從沿東江主要支流兩岸分布來看,高風險區主要分布在惠州市、深圳市等地(圖3)。

2.2.3水污染風險與水污染事件數對比分析

根據2006—2015年生態環境部調度的突發水污染事故空間分布顯示(圖6),突發水污染事故主要發生在東江流域下游,以龍川縣、惠州市、東莞市、深圳市居多,這與本文估算的東江流域風險空間分布結果基本一致,表明本研究計算的結果具有一定的可靠性。

圖6 2006—2015年東江流域突發水污染事故空間分布

3 討論

3.1 水污染風險空間分布原因分析

從突發水污染風險空間分布來看,石馬河流域、淡水河流域風險較高,這與段錦[3]、劉琦[2]等研究成果基本一致；由于突發水污染風險主要受風險源強度及風險受體敏感性兩個因素影響,進一步分析可發現,石馬河流域、淡水河流域風險較高,主要是由于風險源場強較大所致(圖2),其中,石馬河流域單位面積風險企業數約是平均值的4.5倍,淡水河流域約是平均值的3.8倍；從行業類型來看,淡水河流經深圳市、惠州市,而石馬河流經深圳市、東莞市,以上城市均屬于廣東省經濟發達城市,以化學原料和化學制品制造業、制造加工業及對外貿易為支柱產業,這些行業均為高風險行業、涉水環境風險物質使用、存儲、轉運量大,同時,取水量和排水量大,易由生產安全事故或非法排污等引發突發水污染事件。

3.2 東江流域重大以上水污染事件與水污染風險對比

從2006—2015年生態環境部調度的重大以上突發水污染事件來看,東江流域共發生2起,發生在浰水流域中部、秋香江流域東北部,與本文估算的子流域網格平均風險值有所偏差,這主要是由于本文主要是通過建立風險源和受體之間的空間關聯客觀評估可能發生的所有突發水污染風險,并未考慮各地環境風險防控與管理對風險的抑制和消減作用。對于管理因素抑制和消減作用,薛鵬麗等[10]、肖瑤等[19]、畢軍等[25]人已有一些理論研究,環境風險系統應考慮風險源危害性、傳輸途徑、風險受體脆弱性等3個方面,而受體脆弱性應包括暴露受體的敏感性和適應力兩個因素,適應力主要包括人口密度、經濟密度、事故預警、應急能力等指標,暴露受體敏感性越強,脆弱性就越大,而適應力越強,則脆弱性越低。然而,目前有關適應力因素的數據尚無法客觀準確的量化到1km×1km的空間網格。

從流域突發水污染事件來看,流域中上游水污染事件總數相對較少,但重大水污染事件數較多,流域下游水污染事件數較多,但重大水污染事件數較少,這可能與地區經濟發展水平、科研能力、事故預警、應急能力有關,下游地區經濟發達,科研投入、應急管理與事故預警投入較多,應急能力較高,使得下游地區雖然具有較高的水污染事件發生風險,但是卻鮮有重大水污染事件的發生。

需要指出的是,由于不確定性是風險的一個本質特征,東江流域下游等地高風險的分布特征仍可以從總體上反映區域的突發水污染風險水平,即具有較高的發生可能性,并在風險管控和應急措施失效的情況產生重大的后果；因此,從應急管理上,不僅僅需加強東江流域中上游應急能力建設,流域下游也需繼續加強。

3.3 對水環境管理的意義

與之前研究相比,本研究考慮水的流向問題,避免了以往研究中水環境風險影響范圍過大的問題[8,17]；同時研究引入了DEM數據(數字高程模型),并考慮到水從高處往低處流,對水環境風險場強影響范圍加以處理,提高了評估的精度。此外,研究在水環境風險受體賦值的過程中,充分考慮了水環境風險受體級別及水質的影響,相對于以往的研究,提高了評估結果的精度。

本研究參考人口數據空間化的方法[26],并將該方法擴展到社會經濟統計數據。統計數據的格網化打破了統計數據以行政界線為單元進行研究的限制,使研究的空間尺度縮小到格網范圍,消除了行政界線變動帶來的影響,并可以反映區域內部的空間差異性,提高研究結果的可信度和說服力。該方法能更好地幫助決策者辨別突發水環境風險熱點區域,為環境風險管理提供參考,同時也可為其他類似風險評估提供一個可行的解決思路。

4 結論與展望

本研究基于2015年環統數據、DEM數據、國家水質監測斷面數據和基礎地理數據,開展了東江流域突發水污染風險評估,獲得了如下主要結論：

(1)高風險區面積為696.7 km2,占評估區總面積的1.99%；較高風險區面積為1458.4 km2,占比4.17%；中風險區面積為2762.0 km2,占比7.90%；低風險區面積為30031.7 km2,占比85.93%。

(2)從各子流域平均風險值來看,石馬河流域風險最高,其次為淡水河流域、公莊水流域。

(3)從沿東江干流兩岸分布來看,高風險區面積沿東江上游至下游呈逐漸增加趨勢,主要集中分布在龍川縣、博羅縣、東莞市、深圳市等地；從沿東江主要支流兩岸分布來看,高風險區主要分布在惠州市、深圳市等地。

此外,由于數據缺失的原因,本研究僅僅評估了固定源的影響,并未考慮危化品運輸(陸運、水運)的影響,且未采用水環境風險物質排放量來計算突發水污染風險場強,而是利用Q值,導致結果具有一定的不確定性,這也是下一步需解決的問題。盡管本文存在一些局限,但并不影響展示東江流域突發水污染風險的空間分布總體特征。