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附录一中文译文
现场处理和处置系统对沿海城市水域水质影响的评价
摘要：
问题提出了关于现场污水处理和处置系统（OSTDS）对毗邻水体的冲击，特别在海岸地区。
如果OSTDS没有适当地选址并且没有被维护，他们对公共健康形成一种潜在的风险，并且可能导致接受水体的退化。
为了量化从现场污水处理和处置系统毗邻到沿海运河的污染物，两个相似的单身家庭的居民区被评估。
一个连接了到卫生的污水管道，另一个由化粪池完全服务。
水质采样，集中于营养素和病原体指标，在季节性的高水位和季节性的低水位期间在配对的站点进行。
在季节性的高水位期间，被测的运河水质，根据营养素和微生物病原体指标在毗邻区域看上去被现场污水处理和处置系统冲击。
然而，在季节性的低水位期间，对化粪池没有明显的冲击。
这表明当地下水位低的时候，现场污水处理和处置系统可以恰当地操作，在历年期间的某一部分，当地下水位海拔相对地高时，现场污水处理和处置系统对沿海污染是可以量化的，虽然由于潮汐稀释和缺乏近海研究，对顺流海洋环境的冲击是不确定的。
关键词：
化粪池；水质；沿海污染；营养素；病原体指标
1 引言
现场污水处理和处置系统是为相对小容量污水（每天<5000加仑）典型设计的，充分地预处理，以便排放到周围的地表水，地下水和土壤。
根据F.S第381.0065部分，FloridaAdministrativeCode第64E-6章节，现场污水处理和处置系统涉及的任一个系统中都包含一个或更多以下组分：
（1）地下，填补，或丘流失外地；
（2）好氧处理单元；（3）灰水系统池；（4）洗衣污水系统池；（5）化粪池；（6）油膏拦截机；（7）配料池；（8）固体或污水泵；（9）无水，焚烧或者有机废物堆肥池；或（10）卫生的坑厕。
2000年，OSTDS在美国服务了大约25%人口，并且USEPA（2000）报道至少这些系统的10%适当地停止了工作，在某些社区也许超出70%.DeBorde的图（1998）发现所有与水有关的疾病中42%与饮用被化粪池冲击而未处理的地下水有关。
他们也发现病毒有长久的存活时间和低吸附，所以当有感染性并且在数量上可能导致传染的时候，病毒运输距离最好超过30m（100ft）。
在佛罗里达，2000年估计2.3百万OSTDS是运转中，大约为4.5百万人民服务（FDEP2001）。
几乎那些系统的40%沿佛罗里达的东南大西洋海岸线被找到，并且根据佛罗里达健康部门（FDoH），注册的承包商安装的OSTDS的数量在佛罗里达东南地区是过去30年的两倍（图1）。
全州，这些系统每天排放超过426百万加仑
到地下土壤环境。
Arnade（1999）回顾了在PalmBay,FL（40,000位居民）沿海的污染井和化粪池季节性的交互作用。
区域描绘为高密度的化粪池、多孔含沙土壤和季节性高水位海拔。
季节和粪便大肠菌群的发生、到化粪池的距离和维护之间的关系被发现了。
Dillon等（1999）在FloridaKeys使用了硫磺六氟化合物，SF6，作为化粪池流出物的追踪剂。
测量的地下水透射速率是0.11到1.8m/h。
根据与化粪池的距离，浓度存在于地表水在几天内（或几小时内）。
随后工作显示，SF6追踪剂以波浪形式前后移动（Dillon等1999）。
在Marco海岛的一个专题研究，由BloetscherandVanCott（1999）报道的FL，表明了在毗邻水面由化粪池服务的区域和粪便大肠菌发生之间的一种关系。
在这个沿海社区，粪便大肠菌水平在化粪池邻里太多以至于不能计数，而运河下水道区域粪便大肠菌数一般在检测之下。
Miami-Dade,Broward,Monroe,andPalmBeach等县的大区域主要由化粪池服务。
在每个县之内，毗邻海域区域由化粪池系统直接服务。
当在适当的条件下经营时，OSTDS对悬浮物质（TSS）可达到50-70%去除率。
在受控情况下，OSTDS可去除90%的BOD5和TSS（Andreadakis1987），通过氮的硝化作用去除70%的氨氮（Bunnelletal.1999）。
Wilhelm等（1996）发现，当污水流入碳肥沃的土壤时，由于反硝化作用硝酸盐减少了，强碱性物质增加了。
（Bunnell等1999）发现随后反硝化作用在第1至2m的土壤中发生了。
然而，DeBorde等（1998）的研究发现，当OSTDS没有恰当的选址，安装或者没有被维护时，在OSTDS的处理数量极大地减少了，部分处理的污水可能对公众健康和环境产生更高的潜在的风险（Scalfetal。
1997年；Roeder2004）。
因此在地下水位里淹没的排水领域OSTDS不能去掉污水中的氮气，并且可能更加容易地产生微生物。
遍及佛罗里达，地下水位高（<4ft在地面下），OSTDS从水资源的角度证明有问题（BloetscherandVanCott1999；MeeroffandMorin2005）。
影响追溯到缺乏法规之前，1980年和在沿海地区高密度的相对小的化粪池很多。
旧的OSTDS也许经历一般未被注意的操作的问题，直到降雨量给含水土层充量。
一般，在海岸附近，在地下水位海拔高峰值和低峰值之间有2到4英尺波动。
当污水管道完全在地面水位之上时，污水渗入土壤，处理可以按照设计进行。
但是，当地下水位上升时，排水管可能由于水力局限不能有效地从池子释放化粪池污水，也可能直接地与地下水混合。
过去，这个问题未被注意到，由于晚夏初秋期间，地下水位最高时，大部分的居民不在佛罗里达。
然而，当永久居民占领这些沿海家，贡献潜在地变得更加深刻。
多孔土壤在饱和条件期间加载速率较
高增加了生物和化学污染物被运输的线性距离，因为几乎没有机会为土壤处理（Arnade1999；Lippetal.2001）。
因此，在地下水和地面水污染的潜力被增加，特别沿海。
在美国，至少部分的5200个水体由于病原生物不符合为他们选用的质量标准，并且几乎4800个水体由于营养污染被削弱（USEPA2000）。
在许多情况下，失败的OSTDS被列为其中一个潜在的贡献者。
OSTDS失败可能造成直接接触未经充分处理的污水，地下和地面水的污染和贝类病床的污染。
现场处理系统失败的最普遍的原因，和潜在地削弱自然水域，是土壤中系统的布置的同化能力不足。
系统失败的另一个普遍的原因是安装故障等，只有可实际使用土壤的一个很小的比例，由于限制很多大小，位置毗邻运河和水道，或土壤类型。
而且，排水沟槽长度在市区被限制，也许禁止处理并且增加地下水污染的风险。
缺乏定期清除累积固体因为减少了有效的处理量而进一步恶化问题。
结果是污水中充满固体，阻塞了排水管。
scandura和Sobsey（1997）报告指出化粪池或土壤吸收系统处理生活污水由于肠道病毒而污染地下水。
在许多情况下，当一个沿海水域质量出现问题时，在可能的起因名单里立刻包括化粪池。
然而，去除化粪池和安装卫生的下水道不是一个小事，因为每次安装的费用可能超出$10,000。
如果污染从化粪池是最小的，转换的成本负担将受到质疑。
显然环境退化定量的需要是归因于OSTDS的存在。
要求保持可接受的水质水平是不能被忽略的优先权，并且同样地，污水从OSTDS到达和污染沿海运河和供应的地下水可能性是一种风险，必须更好的了解。
本研究的目的是调查OSTDS对沿海运河的潜在污染物负荷，尤其是营养物质和致病菌指标。
也估计了季节性之间的区别，文献表明，地下水位升高和降水影响数量和营养物质和病原体的运动（Arnade1999；Alhajjaretal.1988；Cableetal.1997；DeBordeetal.1998；Harmanetal.1996；Lippetal.2001；Morin2005）。
该假说是有OSTDS根据水质直接地冲击沿海运河的时期。
2 方法
正在研究的地区（图2）特点是沙质土壤和受潮汐影响的包含咸水的沿海运河。
Dania海滩的Cut-Off/C-10的运河，位于Broward县，佛罗里达州，控制好莱坞和达尼亚滩的城市排水并且触及大西洋港口沼泽地，设在FortLauderdale或好莱坞国际机场东边。
运河的主要部分流向东伴随着退潮并且接受雨水,从S-13水控制结构控制淡水发行（在东部C-11运河佛罗里达收费公路东边）,较小潮汐从新河的南叉输入，位于研究区域的南
部。
没有主要西部淡水运河排放到这个水体（DPEP2001）。
执行现场描述目的是为水池收集关于水用途、潮汐冲击和气侯条件的信息。
使用GIS数据和空中相片，配对的采样地点选在Dania海滩的独立河段Cut-Off和C-10运河。
要评估OSTDS对沿海运河的冲击，沿Dania海滩的Cut-Off和C-10运河，两个相似的单身家庭的居民区被选择了（即相似的批量、住房开发密度、社会经济的特征、财产价值等等）。
这两个相似的单身家庭的住宅地点由沿海运河包围：
一个连接到公共下水管道系统（好莱坞，FL）另一个在没有污水的区域（Dania海滩，FL），由化粪池完全服务。
除每一个住宅邻里之外，采样地点的其他三个类型被鉴定了：
海滩站点（F），一个下游站点（E）和两个不同背景站点（即被孤立的内地运河C和上游自然区域D）。
在每个站点之内编组（A-F），多个定时水样从下游向上游收集，避免交互污染（Bocca2007）。
在不同的季节，在同样采样地点进行采样。
2.1 季节性地下水位海拔的决定
OSTDS失败很可能是在地下水位海拔在地面表面（<0.6m）附近时，因为排水管和地下水水位之间的距离不足导致不充分的处理（Meeroff和Morin2005）。
在许多海岸地区，地下水位通常高，在高降雨量的期间到达地表面海拔。
因此，排水管道系统可能被淹没。
由于这个事实，有必要决定在研究区域的季节性高水位（SHWT）和季节性低水位（SLWT）事件发生的时间。
为此，运用了几种方法。
这些方法包括从公共布告纪录，土壤调查和潮汐考虑分析地下水显示器井测量、降雨雪纪录、运河水平面阶段高度、历史水质监视数据、用水统计。
从1995年到2004年，对USGS地下水位海拔数据的分析（USGS2004），为位于好莱坞的几口显示器井，FL表示，最高水位海拔在10月典型地发生（接近飓风季节的结束），最低的水平在3月典型地发生（图3）.南佛罗里达有一个被定义的雨季和旱季。
雨季的结束通常发生在秋天，旱季的结束发生在晚春。
降雨量每年是易变的，在整个干湿的季节，应该在接近雨季结束时收集样品，那时地下水位海拔是最高的；在旱季期间的结尾时，情况是相反的，同时尽量减少因暴雨径流混杂的影响。
从1977年到2007年在FortLauderdale国际机场对月平均降雨雪数据的分析（NOAA2007）表示，最高的期望的降雨量通常在夏天开始并延伸到秋天（5月到10月）。
每年的最干燥的时段通常发生在12月到4月（图4）。
因此，在旱季期间，采样显示，径流仅与灌溉有关，与暴雨水无关。
季节性高低地下水位海拔的决定也考虑了运河水平面高度。
根据南佛罗里达水管理区提供的数据，从1990年到2006年分析，月度高水位为S13结构（位于采样点西边，
如图2所示）（SFWMD2007）。
图5显示分析的结果。
最高水位发生在9月到11月，最低水位一般发生在1月到4月。
为确定季节性区别是否存在也分析历史水质数据。
评估了从1991年到2006年在上游S13控制结构每月采样得到的数据。
从2月到10月，硝酸盐水平变化在0.02-0.04mgN/L之间，但从11月到1月水平从0.07-0.15mgN/L变化；然而，总凯氏法氮（TKN）在一年中是相对恒定的（1.4-1.5mgN/L）。
从Dania海滩城市提供的在1999年和2006年期间用水纪录也得到了用水数据。
这个区域的水需求是相对恒定的。
数据表明平均月流量从平均值2.5MGD变化少于10%（范围，2.27MGD[9月]到2.58MGD[3月]）。
峰值倾向于发生在2月到5月，相符于旱季。
通常，水需求量与污水产生有关，可作为没有下水道地区化粪池的废水容积负荷的一项指标。
编写所有这些分析，假定之间的过渡时期对这一事件是最坏的情况下，季节性高水位现场研究在10月到11月被举行，与SHWT的峰值相符，并且第二次采样竞选在2月到4月被举行，与SLWT的高度相符。
在海岸地区，由于潮汐运动在水平面上的变化也影响地面水流量。
在地下水位的周期性反应跟随周期潮汐造成在退潮期间地下水净流出。
另一项研究正在调查浪潮对水质参数的周期性影响。
港Laudania位于DaniaCut-Off运河大约2英里，港Everglades和内陆水路南部。
从2000年到2005年为港Laudania对潮汐水平的分析（USC2007），表示最高的潮汐水平通常发生在9月到11月，最低的水平发生在1月到3月。
这些分别与SHWT和SLWT的起始相符。
此外，因为报告了肠球菌、大肠杆菌噬菌体和粪便大肠菌，递减次序，与潮汐水平重大负相关（Lipp1999），抽样时期应该仔细地选择与退潮相符。
2.2 野外采样
野外采样活动在季节性高水位（10月到11月）和季节性低水位（2月到4月）期间举行。
样品汇集在退潮时被计时，这期间水平面从高潮向低潮起伏。
这做得到从地面来源潜在污染的一个更好的表示法。
样品在巨浪期间未收集，这期间水平面从低潮向高潮增加，因为这个情况由于海洋稀释倾向于内地或地面来源的低估。
收集野外测量使用一条非动力的小船防止任何交互污染和不愿意混合的水柱。
副本样品收集在表面之下30-45cm（1.0-1.5ft）深度，通过附有一个不旋转的袋子作为汇集杆。
其他样品深度未被调查；然而，所有站点的运河深度根据季节从1.5-4m（5-13ft）变化。
小组样本转移到了有防腐剂的适当的样品容器，必要时，在分析之前要在4摄氏度储存。
在野外，一般水质物理的数据（酸碱度，传导性、盐分、水温，溶解氧）使用了YSI556多探头收集。
记录另外的测量包括一般天气情况、自由流通的空气温度、潮汐状况、早先降雨量、Secchi深度、渠道深度和当前方向和强度。
2.3 试验室分析
标准的做法，抽样处理和分析是在概述的程序之后（APHA、AWWA和WEF2005）。
实验室在6h之内汇集分析了细菌样品为设计的环境解答（实验室EES），使用了产色素基体技术。
为测试总大肠菌和E.coli（SM9223B），使用了IDEXXColilertTM，为测试肠球菌（SM9230C），使用了IDEXXEnterolertTM。
所有样品消毒水稀释为1:
10以减少离子强度。
野外副本和实验室复制品，占大约10%的样品被分析了。
化学参数，具体地，硝酸盐和化学耗氧量（COD）也被监测了。
测量硝酸盐（SM4500-NO3-D）使用了Hach硝酸盐探针模型5920（Loveland，CO）。
后来进行了测量使用咸水的具体情况，自动气体分段连续流动法（张，Fisher和Ortner2000）。
测量COD（SM5220D）使用了Hach闭合的回流，比色法（Loveland，CO）。
在测试COD期间，遇到高的氯化物干涉（>2000mg/l），特别在SLWT采样期间收集的样品。
通过增加0.50g硫酸汞（HgSO4）到每个COD小瓶，以提高最大容许的氯化物含量到4,000mg/l，问题得以解决。
使用试剂水样品被稀释在4,000mg/l氯化物以下。
COD测量只发生在2004年，当时盐分价值是足够低，使用COD测试用额外的水银以阻止氯化物干涉。
然而，在2004年以后，盐分干涉很强以至于水银加法不能掩没它的影响。
从这开始，COD被中断了而TOC值使用阿波罗9000TOC/TN分析仪被分析了。
未进行COD和TOC肩并肩测试。
3 结果和讨论
3.1 季节性高水位（SHWT）采样
在2004年SHWT采样期间共计收集了66个样品，从2004年10月20日到2004年11月10日有三次。
在站点A（OSTDS）和站点B（下水道）之内，每次每个站点采取了四个到十个样品。
在站点C和D（背景）之内，每次每个站点采取了二个到四个样品，站点E（下游）和F（海滩），每次每个站点采取了二个样品。
继续采样行动（13个样品，每个站点二到四个）在2006年10月23日进行了。
在表1显示了水质测量的结果。
根据运河几何，水温，和酸碱度，在配对的站点（p<0.05）之间发现没有区别。
然而，2004年OSTDS站点显示高水平的盐分（同时高的传导性和TDS）和低水平的溶解氧与下水道站点比较。
这两点观察可能归结于OSTDS站点更加接近海洋和抽样顺序符合潮汐情况，但它也可归因于2004年被描绘为极
端气象事件的异常的数字（飓风Charley8月11-14，飓风Frances・8月25日到9月10日和飓风Jeanne9月13日到28日）而2006年与之相对，是一旱年（低于正常水平22.1英寸降雨量）。
在2004年和2006年之间在下水道站点接近双倍盐分水平可能反映长时期的天旱情况。
在2004年在OSTDS站点观察的轻微低的溶解氧水平是通过看COD数据进一步调查的。
图6显示OSTDS站点的浓度和下水道站点的浓度的比率。
比率大于一表明在OSTDS地区高的COD水平。
主要的比率在4.2和5.1之间，根据有机组成部分（COD）表明在OSTDS站点和下水道站点之间至少有四个区别。
这些比率强烈表明潜在的贡献直接归因于OSTDS。
在被配对的站点测量的营养素，硝酸盐氮水平是极端高的，虽然比背景低。
2004年背景站点位于高尔夫球场附近，这些高的硝酸盐归因于施肥。
背景站点为随后因为采样事件被改变了。
接下来在2006年的测试显露了强的盐分影响，干扰了为COD和硝酸盐的分析方法。
关于病原微生物指标，大肠菌群计数预计从以往的工作升高，（BloetscherandVanCott1999），所有采样地点初步的测试显露总大肠菌计数一般是大约105/100ml。
2006年OSTDS站点和下水道站点之间的没有被发现真正的区别。
然而这是一异常地干旱年。
2004年，总共大肠菌水平OSTDS站点几乎高于下水道站点的三倍，背景的十倍。
如果这个大区别归结于OSTDS的贡献，则其他显示的水平也将跟随同一个趋向。
所以，E.coli和肠球菌物种被监测了。
这两个指示物种，2004年个OSTDS站点是下水道站点的三到五倍，2006年，接近两倍。
在站点之内，最高的微生物密度一般对应了于运河范围内孤立的岛。
然而，由于距离在下游方向从主要渠道减少，微生物密度在OSTDS地区比主要运河水平低。
结果，在下水道区域微生物计数正常化，OSTDS地区相比中部地区的下水道以指数的方式增加，暗示了OSTDS不利的贡献（图7）.然而，2006年我们没有看到这个趋势，也许与在这两个采样期间极端气象事件有关（即活跃飓风季节和天旱）。
3.2 季节性低水位（SLWT）采样
在季节性低水位期间从2005年2月7日到2005年3月8日的三次抽样中总共采取了117个样品。
两次后续采样在2006年3月29日（13个样品）和2007年2月20日（18个样品）被进行。
在SLWT期间，典型地与一个相对地长的干燥期间相符，OSTDS预计更好地执行。
所以，如果化粪池在试验基地高效率地经营，在这两站点之间水质参数的主要区别不会被预料到。
在SLWT采样期间水质测量结果在表2列出。
根据水温，在这些站点之中没有大（p>0.05）区别被发现。
Secchi深度值（Meeroff和Morin2005）比在季节性高水位期间低，表明更高的浑浊度和提高藻粪成长速度来自富营养化，但此未由硝酸盐水平证实，数量级
低于在SHWT记录的那些，但仍然在对海岸地区视为高水平之上（>0.07毫克N/L）。
在季节之间明显的盐分区别在下水道站点被观察了；然而，在被配对的站点之间溶解氧的水平是相似的。
在SLWT采样期间溶化氧浓度一般比在SHWT采样期间高。
这表示较少有机污染物或更强光合作用活动。
所以，在运河中，COD测量可以作为有机物浓度的指示。
原始COD结果解释是困难的，因为从SHWT到SLWT盐分明显增加（参考表1和表2），造成氯化物干扰比色法COD测试。
即使经过硫酸汞预处理以沉淀氯离的子干扰，COD测量依然是非决定性的。
从上游到下游COD明显的增量很可能是由于盐分干涉。
在2007年后续采样是测量TOC。
结果是数量级少于2005年COD测量的，并且在下游方向增加趋势被扭转了。
这很可能归结于自然有机颜色稀释，典型的是南佛罗里达地下水。
根据营养素，在SHWT和SLWT之间，硝酸盐氮含量在OSTDS站点显示了大型净减少而在被配对的站点近似同样水平。
在大多数情况下，然而，硝酸盐氮测试结果是难解释的，由于在潮汐期间易变的盐分水平影响运河和来自在上游高尔夫球场分水岭化肥径流的干涉。
来自典型的居民区的OSTDS的磷在碳酸钙肥沃的土壤预计显示最小的迁移（Postmaetal.1992），被测量的所有站点P是少于0.05mg/l。
关于病原微生物指标，E.coli和肠球菌种类被监测了就像早先为SHWT采样事件一样（表2）。
这两个指示物种，最高的密度对应于运河的最孤立处。
然而，由于从主水道的距离减少，比率没有变化和在SHWT期间一样多（图7）。
另外，比率值很接近一由于采样点移动到接近主渠道。
这表明OSTDS的贡献最小。
在SHWT采样期间OSTDS站点和下水道站点在E.coli水平上高达5倍的差异。
（见图7）.然而，在SLWT期间，在两个站点测量的E.coli浓度是相似的，尽管与SHWT比是高的。
2006年，仅一个采样的站点偏离了这个模式（E.coli相对倍数是2）。
如果在SHWT期间OSTDS站点和下水道站点在病原微生物指标水平上的被观察的区别可归属于OSTDS的贡献，而在SLWT期间由于化粪池的影响OSTDS的作用是几乎探测不到的。
在SHWT采样期间在OSTDS站点和下水道站点之间肠球菌水平有2倍的差异。
而，2004年肠球菌浓度在OSTDS站点下降，从在SHWT期间高于海滩封闭上限值到在SLWT期间低于该值，那年肠球菌水平在下水道站点观察保持相对不变。
此外，在SLWT期间在被配对的站点之间被测量的浓度基本上是相同的（p>0.05）。
如果在SHWT期间肠球菌水平之间的区别可归属于OSTDS的贡献，那么在SLWT期间，化粪池OSTDS的影响显然是减少了。
3.3 水质侵害
触发侵害对溶解氧，肠球菌和大肠杆菌进行了季节性影响的调查如表3所示，在下水道和非下水道站点列出每季侵害的比例。
正如所料，在SHWT期间溶解氧和肠球菌受到侵犯的比例一般都较高，，但大肠杆菌在两个季节都高。
在密切观察肠球菌数据，下水道的站点在两个季节有大约相同的侵害比例（<25%），但侵害百分比在OSTDS站点从在SLWT期间的18%增加到在SHWT期间的71%。
这是从化粪池潜在贡献的强烈信号。
好奇地，大肠杆菌的情况相反。
OSTDS站点在两个季节有同样非常高的侵害百分比（92-93%），但下水道站点在SHWT期间有较少侵害。
这种现象需要更多的研究。
3.4 大肠杆菌/肠球菌比率
有人认为由人类排放的粪大肠菌群（FC）和粪链球菌率（FS）的数量显然不同于通过动物排放的（Tchobanoglousetal.2003）。
coyne和Howell（1994）报告FC/FS比率通常动物源性污染小于1而人源性污染大于4，当粪便链球菌计数超出100CFU/100ml。
比率在1到2范围通常表明混杂的污染。
对FC/FS比率在领域的用途受到了批判（i.e.MaraandOragui1981；Pourcheretal.1991；Sintonetal.1998）由于FC/FS比率和污染来源之间的关系不一致。
作者承认比率的这些类型的比率已经证明作为一个有效的示踪价值有限；然而，当在背景下采取的多重示踪方法可能提供一些见解。
因此，这里提出这个比率变形
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