合流制溢流控制指标与标准制定研究

李俊奇，周金成，杨 正，张建新

(1.北京建筑大学城市雨水系统与水环境省部共建教育部重点实验室，北京 100044； 2.北京建筑大学国家级水环境实验教学示范中心，北京 100044； 3.中国地质大学(北京)水资源与环境学院，北京 100083；4.北京市排水集团有限责任公司，北京 100044)

2017年，全国城镇污水处理率达到94.54%[1]，城市点源污染得到有效控制，但城市水环境状况依然不容乐观，合流制溢流(combined sewer overflow， CSO)污染的治理成为水环境质量提升的关键。《海绵城市建设评价标准》对CSO排口提出年径流总量控制率不应小于50%、处理设施处理SS质量浓度月均值不应大于50 mg/L的量化要求[2]；《城市黑臭水体治理攻坚战实施方案》将削减合流制溢流污染作为治理黑臭水体的重要举措[3]。在兴建大型截污工程、提高系统截流倍数改善CSO直排现象时，未充分考虑污水处理系统各部分的收集处理容量，三部委印发的《城镇污水处理提质增效三年行动方案(2019—2021年)》可从污水处理全系统补齐短板、完善基础设施建设、科学调度等方面实现提质增效、改善水环境[4]。部分城市在CSO控制过程中也提出了相关的设计要求，如昆明的DB 5301/T 43—2020《城镇污水处理厂主要污染物排放限值》针对污染物提出分区分级的执行要求，并针对雨天CSO提出在雨季污水处理厂处理量为1.1倍的设计处理规模时，超量的溢流污水经一级强化处理，BOD5、COD及TP需达到E级标准后排放[5]。国家层面尚未形成针对CSO污染控制的专项法规政策，仅在部分标准中对相关要求有所提及，并且现有的CSO排放标准与截流倍数标准、污水处理厂雨季排放标准、就地处理设施的排放标准等其他CSO控制系统的标准衔接程度不足。

1 CSO控制指标

根据CSO排口衔接管网及水体的位置特征，CSO控制指标可按基于技术的排放控制指标和基于受纳水体水质保障的控制指标两种方式划分。美国CSO长期控制规划多以年均溢流频次、年溢流体积控制率及年均污染物去除率作为主要控制指标；欧洲国家更侧重于基于受纳水体水质保障的相关指标；我国目前多以溢流频次、溢流体积控制率以及污染物排放限值作为指标进行监管。

1.1 基于技术的排放控制指标

基于技术的排放控制指标包括溢流频次、溢流体积控制率、污染物排放浓度限值、CSO效率及稀释度等。

a. 溢流频次。溢流频次是衡量CSO发生频率的指标，常用年均值来表示，也可用季节限值(如可游泳季节)来表示。部分城市在海绵城市建设和黑臭水体治理时，多将其编入规划及实施方案中，以溢流频次的削减作为水环境质量提升的考核指标。本底条件和受纳水体敏感度是溢流频次标准制定的主要依据，管网类型及养护水平、降雨量、城市化程度等因素导致不同城市的本底溢流频次数值有较大差异。研究发现，上海苏州河南岸合流制管网系统与日本的192座城市的合流制管网系统相比，降雨特性参数类似，截流倍数设计标准低，但因苏州河南岸合流制管网系统连通性高、坡度小、管径大以及大流域下降雨时空分布差异性大，溢流频次仅为日本192座城市的平均溢流频次的1/5[6]。不同类型的受纳水体的水环境容量不同，对应的溢流频次也有较大差距，苏格兰环保局(Scottish Environment Protection Agency)针对不同用途的受纳水体设计不同的溢流频次标准，可游泳的水体溢流频次在可游泳的季节不超过3次，贝类捕捞区水域的溢流频次每年不超过10次，或者CSO排放许可证申请者可通过建模证明排放符合水质标准，溢流量超过50 m3时被认为是严重溢流[7]。溢流频次作为排放控制指标，与受纳水体系统衔接度不足，Lau等[8]研究发现溢流频次和溢流体积削减率不是量化城市排水对受纳水体影响的最优指标。

b. 溢流体积控制率。溢流体积控制率是指通过雨污分流、截流、调蓄、处理等措施削减或收集处理的雨天溢流的合流污水体积与总溢流体积的百分比。美国、加拿大等国家将溢流体积控制率作为CSO污染控制的主要指标，各州/省针对溢流体积控制率提出具体的指标值。溢流体积控制率也是我国目前主要采用的CSO控制指标，从实施层面来说，存在着系统雨季运维调度的相关问题。如我国污水处理系统设计标准偏低，多数污水处理厂不具有雨季处理高负荷运行的能力，合流制截流干管将雨季合流污水输送到污水处理厂，在超过污水处理厂处理能力时，调蓄能力不足的水厂其超量污水在厂前溢流至水体，这部分未达标排放的体积使得溢流体积控制率较现实情况偏高。由于存在此类不合规排放现象，溢流体积控制率不能较好地反映CSO控制项目建设后受纳水体的水质特征。

c. 污染物排放浓度限值。美国《清洁水法》制定国家污染物排放削减制度(national pollutant discharge elimination system, NPDES)，传统污染物排放限值采用最佳传统污染物控制技术法(best conventional pollutant control technology, BCT)，非传统污染物和有毒污染物的排放限值采用最佳技术经济可行法(best available technology economically achievable, BAT)分析确定基于技术的污染物排放限值。奥地利综合考虑区域规模与溢流量制定固体污染物的排放限值，规定若人口数与溢流量之比小于25人/(L·s-1)时，应遵循50 mg/L的排放限值[9]。我国GB/T 51345—2018《海绵城市建设评价标准》中提出污水处理厂一级处理后采用就地处理设施处理，固体悬浮物(SS)排放质量浓度的月均值不应大于50 mg/L[2]。应注意的是，规定的月均值50 mg/L的限值要同时满足所有溢流口的年均溢流体积控制率达到50%的要求。在溢流体积削减标准的基础上，根据溢流量变化的特征，制定CSO处理的出水水质标准。

d. CSO效率。CSO效率是由奥地利水与废水协会(Austrian Water and Waste Management Association)颁布的《合流制溢流设计指南》中提出的一项控制指标，是指不产生溢流的径流雨水占雨水径流总量的百分比[10]。CSO效率的计算需通过水文模型进行10年以上的降雨连续模拟，CSO效率计算应确定合流制管网的服务面积，用以将溢流量或径流量的体积单位转化为深度单位。其计算公式为

(1)

式中：η为CSO效率，%；QVO为年均溢流量(不考虑外水入渗)，mm/a；QVR为年均雨水径流量，mm/a。

欧洲的许多国家对CSO效率的适宜性进行了研究，奥地利的相关研究发现年均降水量与CSO效率之间的相关性一般情况下较低，但在降雨历时超过12 h的情况下，相关性较好，奥地利立法将CSO效率作为控制指标[11]，此外，在颁布的《合流制设施设计指南》中提出溢流率可接受度(1/η)的概念，并将其作为设计指标。

e. 稀释度。稀释度是合流制管网的总流量与管网的污水流量的百分比，如稀释度为5则表明管网流量20%为污水流量。稀释度指标又分为平均稀释度和最小稀释度。平均稀释度与我国的截流倍数定义相似，平均稀释度指溢流事件中管网总流量与污水流量的百分比，而截流倍数指截流雨水量与旱季污水量的百分比，与截流倍数相比，平均稀释度在反映溢流事件的水量占比上更具优势；最小稀释度是在管网无反坡的情况下，首次溢流的溢流量与旱季流量的百分比。两个溢流频次和溢流量相同的CSO区域可能有不同的污染负荷，对稀释程度的估计有助于量化这一点。对于稀释，不同国家和地区的要求不同，美国佐治亚洲环境保护局(Environmental Protection Division, EPD)要求CSO设施排放遵守水质标准，不允许稀释[12]。英国标准协会颁布的BS EN752—2008《室外排水与污水系统设计标准》中规定：当受纳水体自净能力不受到影响时，可将稀释倍数(溢流前稀释5～8倍的旱季流量)用作排放标准。

1.2 基于受纳水体水质保障的控制指标

基于受纳水体水质保障的控制指标包括常规污染物、急性氨中毒、溶解氧浓度、细菌标准及其他毒理指标等，其中应用较广的指标主要有急性氨中毒、溶解氧浓度和细菌标准。

a. 急性氨中毒。合流污水除携带SS、BOD等常规污染物外，往往还存在高氮现象，NH3含量过高会损害水生生物健康。研究发现，NH3对鲫鱼、鲢鱼、鳙鱼和草鱼有不同程度的急性和慢性中毒影响[13]。即使在非致死浓度下，也可能危害水生生物健康，而较低的溶解氧浓度会加强其中毒效果[14]。

急性氨中毒指标主要在欧洲国家应用较广，英国的临时标准(fundamental intermittent standards，FIS)对鲤鱼科与鲑鱼科为主的水体的CSO污水1 h的氨质量浓度进行了细分，鲤鱼科不应高于 5 mg/L，鲑鱼科不应高于2.5 mg/L。

b. 溶解氧浓度。溶解氧浓度在欧洲国家的CSO标准中通常与氨中毒指标并行监管，英国的临时标准FIS针对鲤鱼类和鲑鱼类水体制定了不同重现期的NH3和溶解氧的限值。奥地利规定，若在旱季流量中无厌氧性微生物且河流坡度大于3～5 m/km 时，无须考察溶解氧浓度指标。美国各州也对不同用途水体的溶解氧浓度制定了不同的标准。

c. 细菌标准。美国环保署(Environmental Protection Agency， EPA)建议各州对淡水用大肠杆菌活肠球菌指标，海水用肠球菌指标。在34个存在合流制溢流现象的州中，有12个州采用了1986年细菌环境水质标准。

1.3 现有指标总结

除上述已列指标外，不同国家对CSO事件间隔时间的划分方式也存在差异性，间隔时间的划分方式决定着溢流次数，相关CSO控制指标[11-18]见表1。

指标的选取应统筹考虑当地合流制区域规模、管网本底条件、区域调蓄能力、污水处理厂处理工艺规模及受纳水体敏感程度及水环境容量，科学制定因地制宜的指标体系，通过灰绿结合的技术措施实现削峰和受纳水体水质保障的双重目标。

溢流频次和溢流体积控制率与受纳水体的衔接度不足，难以量化合流制排水系统对受纳水体的影响。与上述两个指标相比，CSO效率和稀释度更能反映合流制管网的雨水流量占比及雨季运行情况。因CSO的污染物与悬浮固体一般存在相关性，故CSO的污染物排放浓度限值通常以SS或TSS作为代表污染物，此指标从一定程度上能够反映水质情况，但依旧缺少与其他污染物相关性的量化论证。基于受纳水体水质保障的指标主要考虑水体用途和生物舒适度，包括娱乐、垂钓、游泳的可接触用途实现及水生生物的正常生存条件实现，此类作为目标导向的指标与基于技术的排放指标缺少量化关系。

表1 CSO控制指标一览

1.4 系统性指标

1.4.1雨季CSO污染负荷占比

总体来说，现有的CSO控制指标是基于效果或基于目标导向，并不能很好地衔接产汇流和溢流。本文在此提出雨季CSO污染负荷占比的概念，雨季CSO污染负荷占比是雨季合流制区域产生溢流的径流雨水(管网中)污染负荷与该区域产汇流的地表雨水径流污染总负荷的百分比，用以表征径流雨水对CSO的贡献率及合流制管网中雨污水污染负荷的比率，典型污染物可选取SS、BOD、COD、TN、TP等。

(2)

式中：α为雨季CSO污染负荷占比，%；C1为合流制区域产生溢流的径流雨水(管网中)污染物质量浓度，mg/L；V1为合流制区域产生溢流的径流雨水(管网中)体积，L；C2为合流制区域地表雨水径流污染物质量浓度，mg/L；V2为合流制区域地表雨水径流雨水体积，L。该指标适用于因降雨产生的合流制溢流事件(场次值或年均值)。

1.4.2基于受纳水体水质保障的指标体系

现阶段，应监测雨季合流制区域排水分区、管网、排口及受纳水体不同区段的水量、峰值流量及典型污染物浓度，量化源头、管网、河(湖)水质水量的响应关系，分析污染物之间的相关性，确定适宜的排放指标和受纳水体水质保障指标。另外，宜将黑臭水体特征指标的感官指标、水体生态流速指标及单位面积种群生物量指标等舒适度指标纳入基于受纳水体水质保障的指标体系，从而完善指标体系。

2 CSO控制标准确定依据

CSO控制标准制定依据主要分为类比分流制污染负荷确定CSO污染物排放限值、依据工程实践效果制定CSO效果标准及依据水体用途对CSO制定不同控制水平的标准。

2.1 类比分流制污染负荷确定CSO污染物排放限值

制定区域CSO污染物排放限值时可假定该区域为分流制，概算出分流制情况下的污染物负荷量，将其转化为浓度限值。日本针对水环境质量在《环境基本法》的基础上制定了《水污染防治法》，强调在全国范围内使用统一的水环境质量标准和排放标准[19]。2004年，日本对《水污染防治法》的执行令进行了修订，建立了污水排放水质技术标准，标准针对旱季雨季两种情形制定日本的CSO排放水质标准，旱季对溢流口和污水处理厂出水制定pH值、大肠菌群数、悬浮固体、BOD5、磷、氮的标准限值；雨季规定各CSO排口全年外排的污染物(以BOD5计)的平均质量浓度不高于40 mg/L，该考核限值是根据相同情况下分流制排水系统的水质情况确定的，相当于90%的累积出水水质数值。

2.2 依据工程实践效果制定CSO效果标准

CSO控制标准可依据工程实践效果制定，美国CSO效果标准的确定方法有推定法和实证法，推定法以效果标准代替基于水质的排放限值，实证法需通过建模证明水质达标[18]。美国各州多以推定法通过CSO项目实践来制定CSO性能标准。实证法所需的数据较多，应用的规模较小，如美国纽约州奥尔巴尼海滩天然泳池，考虑到受纳水体水质模型模拟结果，采用实证法来制定CSO控制计划，达到《细菌水质标准》所衡量的监管合规性，研究结果显示，细菌和漂浮物是表征水质标准情况的主要污染物。

实证法通常用于验证基于推定法确定的标准限值合理性。田纳西州要求纳什维尔供水和下水道服务部证明CSO是否为水体溶解氧浓度低的原因。首先，田纳西州、纳什维尔供水和下水道服务部初步将年均溢流频次定为8次；其次，利用推定法对年均溢流频次8次的方案进行了重新评估，进而将限值设定为6次；之后，研究机构对纳什维尔的坎伯兰河上的奇特姆湖进行建模，通过实证法来验证并预测各种CSO控制方案可能取得的水质水量控制效果，将每年的CSO削减效果与建设成本及改善水体水质的效益进行比较筛选；实证法利用模型，确定年均溢流频次为2次、4次、8次、16次条件下引起的水质影响[20]，结合推定法确定最终的年均溢流频次限值。

2.3 依据水体用途对CSO制定不同控制水平的标准

2.3.1按水体用途评估及分类

CSO控制标准制定应最终以受纳水体水质达标为导向，不同用途的受纳水体需要制定的限值标准也有差异，可针对水体用途(可接触、濒危物种生存等)进行评估。如美国的水质可达性分析(use attainability analysis， UAA)、欧洲的城市污染管理指南(urban pollution management， UPM)、加拿大的市政污水排放管理战略(management of municipal wastewater effluent， MWWE)等。

UAA是对《清洁水法》规定的水体“可捕捞/可游泳”的可行性科学评估。综合考虑水质限值和成本效益，用以评估及中止水体不科学用途的使用，分析结果纳入州水质标准并提交EPA审核，以符合《清洁水法》和《濒危物种法》。水体用途分为现有用途和指定用途，现有用途是水体的实际用途，无论其是否符合水质标准；指定用途是水质标准中规定的水体用途，无论此用途是否可使用，如印第安纳州指定所有的水体用于人体可接触的娱乐用途，而并非所有水体均已用于全身可接触的娱乐项目。存在CSO的区域进行水体水质可达性分析用以确定受纳水体用途是否受到损害及依据水体用途指定控制标准[21]。

UPM定义是在雨季对管网和污水处理系统的雨污水排放进行管理，以便具有成本效益的方式满足受纳水体的要求。UPM既涉及监管方面又涉及工具(降雨、管网系统、污水处理工程和受纳水体的建模)。UPM提到临时标准FIS，即在短期高浓度污染事件中保护河流水生生物的限值，限值采用溶解氧和非电离氨在不同重现期的浓度/持续时间阈值。鲑鱼类水体营养盐含量通常较低，CSO排放会对水环境产生更大的影响，UPM将受纳水体按鲑鱼类适宜生存水体、鲤鱼类适宜生存水体、鲤鱼类临界生存水体3种不同类型分类限值。

加拿大的纽芬兰和拉布拉多省基于MWWE战略提出了《污水系统排水法规》(wastewater systems effluent regulations， WSER)，制定了CSO风险评估过程，包括:①监测计算在连续的12个月期间，合流制管网溢流流量与排口排放流量的比值(<10%、10%～25%、25%～50%或>50%)；②监测记录在12个月期间的溢流次数(<5次、5～15次或>25次)；③CSO通过每个溢流点沉积到环境敏感区域(如500 m范围内的贝类捕捞区、濒危物种等)的位置。对3个项目的不同表现水平分三类或四类水平评分，得出CSO排口的风险评分，进而制定适用于各类风险水平的控制方案及标准。若市政当局无监测数据计算时，可根据设计流量估算溢流点和排放点的旱季平均流量的比值，根据降雨事件和CSO设计能力粗略估算溢流频率。风险评估得分高的CSO排口应制定严格的控制标准[22]。

2.3.2按水体分类制定标准

美国CSO控制标准制定将国家公园、野生动物保护区等敏感水体作为高优先级考虑因素，综合评估水体用途后进行标准制定，针对敏感水体的标准制定宜采用实证法。美国内布拉斯加州奥马哈市制定密苏里河的水质标准时考虑密苏里河中的濒危物种浅色鲟鱼、蓝鲇等的生存条件，在氨标准制定方面制定限值[23]。堪萨斯州制定标准时也充分考虑了确定的7种受威胁或濒临灭绝的水生物种[24]。

加拿大安大略省CSO控制政策从3个目标出发：①消除旱天溢流；②尽量减少CSO对水生生物和人类健康的影响；③在每年6月1日至9月30日的4个月内，受CSO影响的海滩至少95%的时间实现大肠杆菌的省级水质目标。相较于美国“所有CSO排口符合清洁水法案基于技术和水质要求”的控制目标，美国CSO控制政策基于“可捕捞/可游泳”的目标、安大略省的CSO政策更侧重于海滩地区水体娱乐用途得以保障。而非海滩地区，CSO控制目标考虑排放指标，以90%溢流体积控制率为标准监管[16]。日本的公共用水域(河川、湖沼、海域)根据相应的水域类型(自来水、工业用水、农业用水、水产、环境保护等水体用途)制定试用的标准值[25]，提出针对河川、湖沼、海域的BOD、COD标准值；针对湖沼、内湾的氮磷限值；针对水生生物保护目标的化学物质和溶解氧限值。

总结上述欧美、日本、加拿大的CSO治理经验及相关标准，美国各州多根据EPA推定法规定的溢流频次4～6次、溢流体积控制率85%作为参考，结合本区域项目实践效果提出各州的效果标准，少部分区域尺度和规模较小、易于建模的受纳水体区域采用实证法对水质达标进行理论计算；日本合流制污染物去除标准按相同情况下分流制的水质情况设定；加拿大安大略省对海滩非海滩水体分类监管，敏感水体采用类似美国实证法的水质目标；欧洲国家特别是英国近年来将控制目标从排放指标到受纳水体水质指标转换，目前采用环境质量目标/环境质量标准(EQO/EQS)作为CSO的控制标准。

3 研究展望

CSO控制过程具有长期性、复杂性的特点，治理思路宜以规划方案近远期衔接、标准监管近远期衔接、技术措施近远期衔接为原则来制定。我国近期可暂以排放限值监管，远期基于水体水质达标制定CSO控制标准中长期专项规划，统筹考虑近远期标准、技术措施的衔接，摸清本底、明确目标、系统治理，构建以受纳水体水质达标为目标导向的CSO控制标准体系及治理技术路线。

3.1 摸清本底——合流制管网溢流成因监测分析及水体敏感度判断

3.1.1溢流成因分析

合流制区域的溢流成因差异性较大，部分地区盲目的通过“合改分”、兴建调蓄设施控制CSO，缺乏系统本底的监测及地区CSO的成因分析。制定CSO控制标准前，应充分监测合流制管网本底条件，评估管网是否存在地下水、施工降水等外水入渗的情况及底泥沉积物淤积过多导致管网实际运行水位偏低的情况，底泥中沉积物的存在会使CSO的各类污染物形成协同效应，冲击水环境质量[26]。此类管网本底条件造成的CSO现象应本着“修复优先”的原则，协调排水管网养护公司对破损漏损的管网修复、对管网底部清淤，优先解决管网功能性、结构性缺陷，提高管网雨季运行流速、降低运行水位。

3.1.2受纳水体敏感度判断

基于水体功能属性保护的目标，划分不同水体、水体的不同区段的功能属性，明确CSO排放区域受纳水体的现有用途和潜在用途，综合考虑排放水质限值和成本效益，实时更新水体用途类型，中止水体不科学的用途。

3.2 明确目标——以水体水质达标为目标导向制定CSO控制标准

3.2.1“源-厂-网-河(湖)”控制标准衔接

CSO控制系统是由多个子系统衔接构成的，包括源头体积控制系统、截流管网系统、就地处理系统、调蓄系统、污水处理系统。目前在CSO控制的目标下，子系统标准相对独立，衔接程度不足，缺少系统统筹规划。应在子系统标准的基础上，充分考虑系统间水量水质转输削减规律，编制CSO控制中长期规划。在摸清系统本底的情况下，得到子系统的CSO控制效果，相同调蓄容积设计下的源头绿色设施和灰色调蓄设施截流污染物负荷不同，应制定的CSO排放标准也不宜相同。

3.2.2应对水体分类制定CSO排放标准

通过调研发现，欧洲多采用基于受纳水体水质保障的控制指标，并对不同类型受纳水体制定不同的标准阈值监管。CSO标准的制定宜从基于技术的排放限值转向基于受纳水体水质达标的排放限值，针对不同本底情况的合流制区域、不同敏感程度的受纳水体制定适宜的指标及限值。对娱乐、游泳、鱼类养殖、水生生物保护区等不同用途水体分类制定标准。娱乐、游泳等可接触水用途的水体可制定严格的季节性细菌水质标准；对于鱼类养殖水域，考虑鱼类生存所需的溶解氧和毒理化合物的限值要求；对湖泊、海湾等敏感脆弱水体应保障换水周期，制定更严格的氮、磷排放的地方标准，防止水体富营养化；对生态流速快，自净能力强的河道型水体可适当放宽控制标准。

3.3 系统治理——构建“源-厂-网-河(湖)”全流程多系统综合调控的CSO技术体系

针对多个子系统衔接的CSO控制系统，应推进以“河(湖)”水质达标为目标的“源-厂-网-河(湖)”全流程多系统综合调控CSO技术体系。“源-网”协同实现源头减量、径流分担，灰绿结合削减污染物负荷；“厂-网”一体化实现雨季合流污水实时调度、合理运营，提高污水处理厂雨季处理能力，改良雨季处理工艺，合理匹配污水处理厂和管网的转输和处理规模，避免污水直接排入水体的现象发生，进而实现全流程多系统衔接，综合调控CSO，实现水体长治久清。