基于水質目標的流域排放管控模式與案例研究

劉天石，董 欣，劉雅玲，佘 佳，賈濱洋，鄭 菁，劉 毅＊

（1.清華大學環境學院，北京，100084；2.生態環境部環境規劃院，北京 100012；3.成都市環境保護科學研究院，四川成都 610072）

引言

早在20 世紀70 年代，我國就已經開展了流域水環境污染防治綜合規劃的研究[1]，“九五”期間確定了污染物總量控制指標[2]，逐步將總量控制技術和達標管理相結合，形成了以污染總量控制和濃度控制為主的一系列管控方法。我國的污染物濃度控制主要體現為各類排放標準，以最佳可行技術為出發點，同時總量控制也呈現出目標總量控制的特點[3,4]。這些控制方式便于行政管理和考核，但未考慮污染物排放量與水環境質量之間的響應關系[5]，難以滿足流域水環境管理的需求[6]。

本研究通過對國內外流域水環境污染管控制度和方法的梳理提煉，結合我國流域水質管理需求，嘗試構建一種能夠覆蓋流域全空間和全口徑污染源的流域綜合排放管控體系，并提出差異化的固定源排放管控模式，以提高管控體系在不同地區的適用性。本研究通過案例實踐對管控體系和模式進行驗證和對比分析，提出了流域水環境污染管控建議，以幫助實現我國改善流域水質的目標。

1 流域水環境污染管控研究進展

為了改善流域水環境質量，一些發達國家陸續實行了各類水環境污染控制政策與措施，并在流域水環境管理中進行了大量的實踐，取得了顯著的成績[7-9]，如歐盟萊茵河總量控制管理方案[10]，日本工業集中灣區的流域污染總量控制計劃[11,12]，以及美國TMDL 計劃[13]。其中以TMDL 計劃為代表的容量總量管理模式，從水質目標出發，根據區域的實際環境容量確定污染物控制方案，截至2010 年，美國已開展四萬余個TMDL 計劃，成為保障流域水質的關鍵技術[14,15]。以上各國流域水質管理的核心是控制污染物排入受納水體中的量，污染物排放管控的形式從單獨的濃度控制到濃度與總量雙達標的轉換。在空間尺度上，從基于行政區的管控向基于流域生態水功能區轉變；在時間尺度上，隨著對流域污染源類型和污染負荷特征研究的加深，從基于年的總量控制逐漸精細到以日為時間單位的污染物排放負荷控制。

自“十一五”以來，我國也開始推動“目標總量控制”向“容量總量控制”的轉變，2016 年以來逐步探索形成以水質目標為核心的水環境管理路線。管理者和學者也對流域水質目標管理在我國的應用做了積極的嘗試，例如，雷坤等[16]在“分區、分類、分級、分區”的理念下，將控制單元水質目標管理技術方法在遼河水系進行了實踐；單保慶等[17]提出了一套基于水質的河流治理方案制定方法，包括水質問題診斷、目標確定與負荷分配、河流治理任務實施和實施效果評估4 個基本部分，并在滏陽河邢臺段進行了實際應用；張培培等[18]基于“三線一單”的思路對濟南市的水環境控制單元進行了細化，基于水質目標核算了不同管控區的年允許排放量，并進行了等級的劃定。

上述國內外研究都顯示出基于水質目標的水環境污染物排放管理對于改善我國流域水環境具有巨大的潛力，然而目前我國流域尺度上還沒有形成一個真正具有系統性和一定普適性的水環境污染物排放管控體系。我國目前的水環境污染物排放管理體系的不系統主要體現在管控空間、管控手段和管控對象三個方面：

（1）管控空間不系統。水環境污染物排放管控仍然以行政區為主，劃分主觀性較強[19]，割裂了流域中水體—岸邊帶—陸域要素之間的整體性，忽視了上下游及河岸水生態環境的系統性。

（2）管控手段不系統。排放管控體系與環境質量標準體系脫鉤，管控要求的制定多是基于行業污染治理技術可達性，較少考慮受納水體特征差異，污染排放標準與水環境質量現狀脫節，造成現行流域水環境污染管控要求與污染物排放標準、水環境質量改善要求等不能有效關聯，重點污染源對所屬流域水環境質量保護的責任未能有效落實，主要污染物的實際排放量遠遠超過水環境容量。

（3）管控對象不系統。目前的管控主要以重點固定源為主，對以農村和城市面源及無組織排放等非點源污染重視度不夠，非點源污染由于時間和空間分布的不確定性而增加了流域水質管控難度[20]。

我國的水環境污染早已超越局部和“點源”的范圍，成為流域性污染問題。從調控尺度的角度，以流域為管控單元進行水資源綜合管理是世界范圍內資源、環境與經濟社會協調的重要途徑，從自然地理特征的角度，流域是一條河流或水系的集水區域，應當是具備水文和環境生態功能的連續系統。以水環境容量為基礎，協同考慮流域各類污染源，在現有濃度控制和總量控制手段的基礎上，研究制定體現出系統性和整體性的流域水環境污染物排放綜合管控體系，建立基于污染源排放—水環境質量響應關系的流域固定源排放管控模式刻不容緩。

2 流域水環境污染物排放綜合管控體系與模式構建

基于以上對我國流域污染物排放管理現狀的分析，在吸取國外流域管理的相關經驗、綜合考慮我國流域水環境管理的需求和特點的基礎上，考慮以下四個準則：①以水質目標為核心，以污染物排放—水體水質響應關系為基礎進行污染排放負荷的計算，體現出水體自然環境特征；②考慮流域所有污染源的影響，并對流域全空間進行管控，體現出流域整體性；③對流域進行適當的細化和優先級劃分，將復雜環境問題簡化，實現差異化管控；④充分考慮流域內源、小散亂污等污染源以及現存污染源污染物排放增量的影響，在進行污染負荷分配時考慮設定安全余量以應對水質超標風險。基于以上思路，本文提出適合我國未來流域水環境管理的綜合排放管控體系（圖1），并進一步提出三種不同的固定源污染物排放管控模式。管控體系主要包括：污染物排放管控單元確定及目標核定，流域污染源污染物排放清單編制，污染物排放管控單元分級并確定污染物排放管控模式和要求，流域污染物排放管控方案的形成及實施。

2.1 流域水環境污染物排放管控單元劃定與管控目標核定

在國家流域水生態功能分區三級控制單元劃分的基礎上，兼顧匯水邊界與行政邊界，統籌陸域與水域分區，根據水系結構、各級控制斷面位置、排污口位置、水環境質量狀況、污染源特征、行政區域邊界等因素，進一步選擇性細化污染物排放管控單元。每個三級流域管控單元可以包含一個或多個污染物排放管控單元；一個污染物排放管控單元不能分屬不同的流域管控單元，且唯一對應一個國家、省或市級水質控制斷面，以方便進行水質達標責任劃定。

圖1 流域水污染物排放綜合管控體系

本研究利用單因子評價法、污染指數法和模糊評價法等方法分析各管控單元的水環境問題和主要污染對象。根據國家法規，各地方水污染防治行動計劃，各流域水環境質量限期達標規劃，以及相關流域、城市水環境規劃等目標要求，應考慮斷面水質達標情況、水體環境質量變化，兼顧地方經濟社會發展水平，明確污染物排放管控單元內水環境功能的需求，核定對應控制斷面水質目標，并可以按階段設定不同的水質目標。

2.2 流域水環境污染源污染物排放清單編制

在編制時，應調查各控制單元內各類污染源的排污特征，包括污染源位置、污水排放量、污染物排放濃度、排放去向等信息。調查對象包括工業源、城鎮生活源、農村生活源、城市非點源、農業非點源與集約化畜禽養殖源、內源等污染源，在具備數據基礎的情況下，還可以考慮大氣干、濕沉降的影響。

在現場調查監測的基礎上，工業源以及納入環境統計范圍或排污許可管理范圍的污水處理設施，以現有環境統計數據和排污許可管理信息為基礎開展負荷總量核定；除上述污水處理設施外的城鎮生活源與農村生活源可以采用濃度系數法、產排污系數法等方法進行負荷總量核算；城市非點源應用場次降雨平均濃度法或SWMM 等模型模擬法進行負荷總量估算；農業非點源應用“農田降雨—徑流—產污”試驗、產排污系數法或SWAT 等方法進行負荷總量估算；集約化畜禽養殖源與內源應用產排污系數法進行負荷總量估算。

此外，還應調查控制單元內入河排污口的排放特征，包括排污口位置、污染源對應關系、污水排放量、污染物排放濃度、與環境水體的關系等信息。在污染源調查、水體污染負荷估算和排污口調查的基礎上，編制流域排放管控單元的水環境污染源污染物排放清單。

2.3 管控單元分級與排放管控要求制定

當水體生態環境功能為水源保護區、濕地保護區、江河源頭、珍稀瀕危水生生物棲息地等特殊功能區時，應將水面及其對應的排放管控單元劃定為優先管控單元。當水體生態環境不能滿足功能要求或有不滿足功能要求的風險時，應將水面及其對應的排放管控單元劃定為重點管控單元。流域內其他區域可劃定為一般管控單元。通過劃定不同的管控單元等級來實現差異化管理。

針對每個不同等級管控單元的不同空間（水體、岸邊帶、陸域匯水區）和污染源類型（固定點源和非點源）提出不同的管控要求。為了適應我國各地區發展水平差異大且環境管理能力基礎參差不齊的特點，本研究針對重點管控區陸域固定源提出三種不同的排放管控模式。各管控單元可根據其自然條件特征、環境質量狀況、社會經濟水平、污染防治能力等的差異性，選擇精細化水平不同的固定源排放管控模式，通過不同方法構建水質響應關系和負荷分配方法，確定各管控單元內固定源的定量化排放管控要求。

（1）流域精細管控模式。對于水質要求較高、環境管理水平和環境監測能力較強的管控單元，應采用受納水體模型和流域模型，利用“污染源排放行為—排放口允許排放量—控制斷面水質目標”的動態機理響應關系，通過負荷分配方法，確定排放管控單元內主要固定源的允許排放負荷，對污染源開展“一源一限值”的逐日或逐月管控。

（2）流域標準管控模式。對于具備一定環境管理能力和工作基礎的管控單元，可采用穩態水質模型，利用“入河排放口允許排放量—控制斷面水質目標”的半機理響應關系，通過負荷分配方法，確定排放管控單元內各污染排放口的允許排放負荷，再分配到排放口對應的固定源，對污染源開展“一排放口一限值”的逐季或逐月管控。

（3）流域簡化管控模式。對于環境管理能力與工作基礎較薄弱的管控單元，可采用統計回歸或負荷歷時曲線等非水質機理模型方法，利用“污染排放量—控制斷面水質”的統計響應關系，確定管控單元的總允許排放負荷，通過負荷分配方法分配到各類污染源和各固定點源，對污染源開展“流域同步減排”的逐季或逐月管控。

2.4 小結

流域精細管控模式的排放控制更加科學化和精細化，并且未來可結合物聯網技術進行實時監控、水質預測、突發污染事件預警等。但是需要大體量、高精度和長時間尺度的基礎數據支撐，對制度設計和基層管理能力要求較高。流域標準管控模式的排放管控要求與水質目標緊密掛鉤，方法相對簡單，對數據基礎要求較低，易于推廣和執行，但管控精細化程度不足，可產生一定不確定性。流域簡化管控模式的方法簡便，不需要模擬計算，便于基層管理，但環境條件的假設可能會與實際情況產生較大偏差，水質改善效果存在較大的不確定性。

我國地域廣闊，不同地區所處的發展階段差距巨大，通過構建不同的管控模式，能夠使排放管控體系更好地適應我國不同流域的社會發展水平、環境管理能力和需求的差異。而各地方管理部門也應根據自身條件，結合管理成本和環境效益進行綜合評判，選擇適合本地的管控模式。

3 江安河流域案例實踐

3.1 流域概況

江安河是成都岷江內江流域的四大干渠之一，全河長95.8km，匯水區面積341.4km2。江安河流經成都中心城區周邊，承載了巨大的城市發展壓力。然而，現有的水質管理體系已經不足以解決當前江安河面臨的水環境問題，迫切需要從流域整體出發，開展流域綜合排放管控，以幫助該流域實現水質達標。

本研究對江安河流域6 個監測斷面2011—2018 年的主要水質指標的監測值進行分析，發現流域上游江安橋、土橋、萬春橋及共耕村等斷面水質狀況總體平穩，能夠達到地表水II～III 類標準。水質明顯下降的區段為共耕村至二江寺河段，由III 類降至劣V 類，其中最主要的超標因子為氨氮，2018 年監測值年均濃度較V 類水標準超標倍數0.39，超標主要發生在枯水期（11 月至次年4 月），其中超標最高月份為4 月，超標倍數為7.73。

3.2 管控單元劃分及目標核定

本研究結合江安河所有的控制斷面的水質狀況、流域土地利用情況和控制斷面分布，對江安河進行了管控單元劃分，上游為江安橋—共耕村管控單元，下游為共耕村—二江寺管控單元，每個管控單元負責其出境斷面。以上兩個管控單元都不包含特殊水生態環境功能區域，因此不劃定優先管控區。根據流域水質現狀，共耕村斷面長期不超標，將江安橋—共耕村管控單元劃定為一般管控單元；二江寺斷面氨氮長期超標，將共耕村—二江寺斷面劃定為重點管控單元。

本研究以首要超標因子氨氮作為管控對象，根據成都市與四川省人民政府簽訂的水污染防治目標責任書，確定江安橋—共耕村管控區和共耕村—二江寺管控區的水質目標分別為III 類和V 類水質標準。

3.3 流域污染負荷核算

該流域的污染主要來自工業企業、污水處理廠、生活直排、畜禽養殖和農業種植等。工業企業排污數據來自2015 年的環境統計信息，污水處理廠的數據來自2015 年逐月統計數據。生活直排、畜禽養殖和農業種植，利用流域相關統計數量按照產排污系數法進行計算，并根據不同的污染源類型選擇合適的入河系數對入河污染負荷進行核算，污染負荷匯總結果見表1。

表1 2015江安河流域氨氮污染年負荷

為了能夠實現不同模式下更精細時間尺度的管控，需要對污染負荷在不同的月份進行核算。工業企業和生活直排可以認為在不同的月份排放較為一致，進行平均分攤；污水處理廠根據逐月統計數據核算不同月份的污染負荷。對于畜禽養殖和農業種植等面源污染來說，降雨是其產生的原動力和載體[21,22]，因此利用江安河流域長期的日降水數據，借鑒當地相關研究[23]，按照降水量在一年中各月份的分布對面源污染負荷進行逐月的分攤，得到江安河不同管控單元氨氮的逐月污染負荷。

3.4 管控方案制定

針對不同的管控等級，本研究對江安橋—共耕村管控單元和共耕村—二江寺管控單元進行差異化管控。

（1）一般管控區：江安橋—共耕村管控單元。對于一般管控區，應執行區域生態環境保護的基本要求，嚴格執行生態環境保護相關法律法規和區域生態環境保護要求。以維護生態安全和防止環境質量退化為原則，鼓勵提高環境管控要求，以降低環境風險。

（2）重點管控區：共耕村—二江寺管控單元。在水域管控方面，針對部分地區沿河存在暗管排口和水邊娛樂設施污染等現象，應對排口進行排查處理，并清退水上娛樂設施減少水域污染。在岸邊帶管控方面，應開展相應的岸邊帶建設，特別是對有污染支流匯入及農村面源污染比較嚴重的河段，對河道周邊的農業散亂生產進行清退，并鼓勵建立人工濕地岸邊帶。

針對陸域固定源，分別采用流域簡化管控模式、流域標準管控模式和流域精細管控模式進行管控方案的制定。

3.4.1 流域簡化管控模式

利用負荷歷時曲線[24]，進行污染排放—水體水質輸入響應關系的構建。基于2011—2015 年的日均流量數據建立流量歷時曲線，以二江寺的水質目標繪制負荷歷時曲線，并與現狀負荷進行對比，見圖2。

圖2 二江寺氨氮負荷歷時曲線與實際負荷量

可以看出，二江寺斷面氨氮在中低流量區的實際負荷已經超過LDC 所得的日最大允許負荷。以同樣的方法，對日均流量數據重新以月為時間尺度構建負荷歷時曲線，得到逐月最大允許負荷，并按照以下方式在污染源之間進行分配：

式中，TMDL 為最大允許排放日負荷；WLA 為點源最大允許排放日負荷；LA 為非點源最大允許排放日負荷；MOS 為安全余量；BL 為自然背景負荷。

在本案例實踐中，為了能夠對不同的管控方案進行對比，所有方案制定時設置同樣的邊界條件。水文保證率設置為75%，安全余量設定為10%，生活直排和農業面源（包括畜禽養殖和農業種植）分別按現狀削減25%和20%，自然背景負荷按照上游來水水質達到江安橋—共耕村管控單元的水質目標設定。

對于固定源，首先將共耕村—二江寺管控單元的排口按照重心法概化為兩個主要排口，根據排口逐月現狀負荷與納污能力差異進行初始分配，以使得上游排口可以有更高的允許排放量。再根據主要排口對應的固定源按照現狀負荷進行等比例分配，得到流域簡化管控模式下的排放管控方案。

3.4.2 流域標準管控模式

由于江安河河寬遠小于河長，污染物在橫斷面上能夠很快混合，符合一維水質模型的假設，因此在流域標準管控模式中利用一維穩態水質模型[25]，計算出管控單元的允許排放負荷。

式中，W為管控單元水環境容量；Cs為斷面水質目標（單位為mg/L）；q為排污口廢水量（單位為m3/s），C0、Q0為上游河水濃度（單位為mg/L）和流量（單位為m3/s）；K為水質降解系數（單位為d-1）；x為距排污口的距離（單位為m）；u為流速（單位為m/s）。

流速根據實地監測確定，降解系數通過參考當地已有的研究確定。在計算出河段允許排放負荷后，按照同樣的方法對固定源進行分配，得到流域標準管控模式下的排放管控方案。

3.4.3 流域精細管控模式

在流域精細管控模式下，利用MIKE11 模型的水動力模塊和對流擴散模塊構建江安河的動態機理模型。河網概化重點考慮主河道，對于支流和支渠以排水口和取水口的形式做簡化處理，污染源按照實際位置和前述核算的負荷進行輸入。

根據2015 年的逐月水文數據和水質數據，利用試錯法對江安河水動力模型和水質模型中的參數進行率定和驗證。對比模擬數據與實測數據，得出水動力模擬的相關性為0.89，納什系數為0.86，水質模擬的月均值與逐月監測值平均相對誤差為27.1%，可以認為模型較好地反映了江安河的水質變化特征。

利用上述模型，對生活直排和農業面源進行同樣比例的削減，以現狀排放為基礎對各固定源逐月的排放進行等比例試算調整至月均水質達到二江寺斷面水質目標，得到流域精細管控模式下的排放管控方案。

3.5 管控方案對比分析

在同樣的邊界條件下，基于三種管控模式對直排入河的9 個固定源制定了管控方案，圖3 以其中的兩個固定源為例展現了不同月份的氨氮排放負荷現狀和管控方案對比情況。

圖3 部分固定源氨氮排放現狀與排放管控方案

從時間尺度看，固定源的氨氮允許排放負荷在豐水期時高于排放現狀，而在枯水期時低于排放現狀，這意味著在豐水期可以放寬對于固定源排放的管控，而在枯水期應采取更加嚴格的管控要求以保證水質達標。這能夠顯著提高不同時段水環境容量的利用率，降低管控要求全年“一刀切”帶來的環境超標風險。同時對于地方管理部門來說，這將有利于節約如污水廠運行費用等環保成本，從而使得將管控重點放在能夠更好地改善枯水期水質如提高生活污水管網收集率或小散亂污治理等措施上。

從管控模式看，隨著管控模式的精細化程度提高，對水環境機理的刻畫更加科學，在相同水質目標下能夠更高效地利用水環境容量。這首先是因為較為簡便的模式由于方法和數據的條件限制，對于排放輸入—水質輸出的響應關系存在一定簡化，對水環境容量存在低估。其次，由于簡便的模式普遍會采用較為保守的假設來避免水質改善的不確定性，從而使得可利用的水環境容量較更精細的模式低。由上述管控方案可看出，在水質目標設定相同的情況下，流域標準管控模式和流域精細管控模式對于固定源的允許排放負荷分別為流域簡化管控模式的1.3～1.6 倍和1.5～2.0 倍。雖然更精細的管控模式對于環境基礎管理能力和數據條件的要求會更加嚴格，但是對于如本案例地區這樣經濟發展水平較高、減排潛力小、減排難度大的地區來說，更加充分利用水環境容量則顯得十分有意義。

4 結論與展望

基于水質目標的污染管控方式已經被大量的實踐證明是緩解水污染、改善水環境質量的有效管理辦法。本研究通過理論梳理和案例實踐，得出以下結論：

（1）借鑒先進管理經驗并結合我國流域水環境的管理需求，以水質目標為核心，本研究構建了覆蓋流域全空間和全口徑污染源的流域綜合排放管控體系。根據水質響應關系構建方法、排放負荷分配方式和排放管控要求等的不同，在該體系下進一步提出三種不同的固定源排放管控模式，使得該體系更好地適應我國各地區環境管理能力和需求差異。

（2）通過案例實踐證明，本研究所提出的流域綜合排放管控體系和三種固定源排放管控模式在實現水質達標的同時，能夠提高不同時段水環境容量的利用率。且在水環境容量的利用率方面，流域精細管控模式優于流域標準管控模式，流域標準管控模式優于流域簡化管控模式。

（3）在固定源三種管控模式的適用性方面，流域精細管控模式對分時段水環境容量利用率最高，但對數據支撐和基礎管理要求較高，適用于經濟較發達、水環境管理基礎好、減排成本高的以精準治污為目標的地區。流域標準管控模式對水質變化模擬簡單因而降低了對基礎數據的要求，適用于我國大部分以水質達標為目的的地區。流域簡化管控模式方法簡單，不需要模擬計算，適用于以固定源為主且環境管理能力較弱，仍處于污染總量削減階段的地區。

鑒于以上模式在我國發展仍處于實踐探索階段，在未來的研究和應用中應注重：①進一步完善管控指標體系和管控目標。大部分國家所實行的是基于水生態系統健康的水質目標管理，而我國水環境治理仍以幾大類常規水質化學指標達標為主要目的。未來我國應進一步探索管控指標的合理性，針對不同管控地區的流域水環境基本特征、經濟技術水平，考慮動態水環境目標，并完成從水環境達標到水環境健康的轉變。②污染源清單的建立。目前我國大部分地區對于污染源的基礎數據比較薄弱，對污染源的排放強度、排放去向和排放形式等都不明晰，既影響了科學地設定合理的排放要求，也使得排放管控對象不明確。下一步應加強對污染源和排放口的調查，構建流域層面的污染排放清單，建立本地化的排放數據庫。