动态水环境容量研究——以潇河流域为例

张秀菊，王宝斌，徐小溪，李秀平，王灵生

（1.河海大学，南京210098；2.晋中市水利局，山西晋中030600）

0 引言

水环境容量即水体在符合水质规定级别下单位时间内所能容纳的污染物总量，是不影响水体正常功能时的最大纳污能力，也是环境部门用于确定某特定水域允许排入污染物的依据［1］。水环境容量计算量化了水域污染最大排放量，是经济发展与水质保护的纽带［2］，故成为相关部门制定水环境管理目标的基本依据，也是污染物总量控制的关键参数［3，4］，其大小与河道水文条件、目标水质、入河污染物有关［5］。现行的水环境容量计算方法通常以90%保证率下的设计枯水流量为计算条件［6］，采用一维或二维水质模型计算，其计算结果为某唯一数值，在管理控制上体现为河段年污染物排放量不超此计算结果。此种计算方法无法客观反映河段水环境容量随水文条件（如流量、流速等）而变化的规律，导致水环境管理中存在管控指标与污染实际不相符、管理工作不精细等问题。因此，现行水环境容量核算方法存在对水环境变化与水文过程变化内在联系机理剖析不足，对水文过程动态变化考虑不全的问题。

随着对水环境容量研究的不断深入，国内外学者积极尝试探索动态水环境容量的计算方法，近年来先后提出了线性规划模型［7］、QUAL2K模型［8］、非均匀分布系数法［9］、水量水质模型模拟水体污染扩散场等方法［10，11］。Deng等［7］在建立水质与污染物响应方程的基础上，利用线性规划方法计算了长江口及近海区域CODMn和氨氮的水环境容量，由于考虑的约束条件有限，常出现与实际情况不吻合或不可行等问题。杨玉麟等［12］基于SMS水质模型以蘑菇湖水库为例进行水质模拟并计算水环境容量，针对性地提出了改善水库水质的污染控制方案。王卫平等［13］基于QUAL2K 模型，采用模型试错法计算了九龙江北溪和西溪在年内不同时期来水条件下不同河段的水环境容量，制定水污染物总量控制方案。李乔臻等［14］以邕江河段为例建立水环境容量数学模型，分析水环境容量与流量呈正相关、与上游来水中污染物浓度呈负相关，并提出保证水体功能前提下污染物排放总量的控制方案。张剑等［15］以浑太河流域为例对水环境容量进行分期设计，反映其在不同时段的动态变化，但水环境容量计算过程中没有深入考虑背景浓度以及面源分配，降低了计算结果的精度。杜慧玲等［16］采用二维岸边排放水质模型，指出松花江干流哈尔滨段水环境容量在时间和空间尺度上分布不均匀。熊鸿斌等［17］以引江济淮涡河段为例，采用基于水动力水质模型的稀释比法计算了动态水环境容量。

目前，我国学者广泛使用MIKE11 进行水动力与水质耦合模拟［18，19］，而动态水环境容量是水文要素与水质时空变化过程的耦合结果，故本研究计算确定潇河不同水功能区的逐月动态水环境容量，运用MIKE11 模型构建晋中市潇河松塔水文站至潇河大坝的水动力-水质模型，计算满足水质目标的逐月入河污染动态控制方案，以期为流域水环境保护与管理提供新的思路与方法。

1 研究区域概况

本文研究对象为潇河流域晋中段，综合考虑流域中水文测站位置及计算边界确定等因素，研究河段为松塔水文站至潇河大坝。河段长59.5 km，在松塔镇里思村附近有木瓜河汇入，芦家庄村附近有白马河汇入，下至南合流村北附近有涂河汇入。将研究河段划分为两个水功能区，其位置见图1，上游潇河寿阳饮用农业用水区（文中称水功能区A）自松塔水库至赵金庄，目标水质为Ⅲ类；下游潇河寿阳榆次农业用水区（文中称水功能区B）自赵金庄至东赵水质断面，目标水质为Ⅳ类，具体见表1。潇河流域松曲河段附近水质类别（年均值）为Ⅱ类，总体水质优良。但部分河段，例如白马河与潇河干流交汇点附近河段单因子水质评价结果为Ⅳ或Ⅴ类，部分月份水质较差，东赵河段处的水质评价（年均值）结果为Ⅲ类，采用单因子评价法时，其1、2月份水质分别为Ⅴ类和劣Ⅴ类。超标因子主要为COD 及氨氮。因此，有必要研究水环境容量在年内各月的变化，以期为水环境保护及污染物控制提供依据。

图1 研究区域概化图Fig.1 Generalized map of the study area

表1 潇河各计算区域的现状水质及目标水质情况表Tab.1 Current water quality and target water quality of the water function zone

2 研究原理与方法

2.1 一维水质模型

传统一维水质模型以确定的设计流量、设计流速、综合衰减系数进行计算，通过频率适线法选取90%频率对应的月平均流量作为设计流量，根据控制断面的实测流量和面积计算设计流速。

水体具有自净作用，在无入河污染物的情况下，河道中污染物浓度随距离而不断衰减，其计算见公式（1），其对应的水环境容量计算见公式（2）。

式中：C1为水功能区上断面河道水体的污染物浓度，mg/L；C2为距离上边界L距离（正向）的水体污染物浓度，mg/L；L为沿河道的纵向距离，m；u为设计流量下河道断面的平均流速，m/s；K为该污染物综合衰减系数，1/d；Wi为水功能区水环境容量，t；Q为水功能区设计枯水流量，m3/s；q为水功能区中入河污水量，m3/s；Cs为水功能区水质目标，mg/L。

水功能区中的河道流量、污水排放量、水体浓度等水文水质条件是随季节、随空间位置而变化的，故而水环境容量亦应是随外部条件变化，逐月各不相同，例如汛期河道水量多、水位高，当月水环境容量通常会高于枯季。一维水质模型计算的水环境容量为对应于90%设计枯水流量下的固定数值，其计算结果与实际污染情况不符，导致管控指标“不细致”、污染管控“不灵活”。在水环境保护与经济发展存在竞争的情况下，管理部门可以根据其实际情况计算逐月的动态水环境容量，依据河道水质实际对污水排放控制进行灵活管理［20］。

2.2 动态水环境容量

水体污染物的演变及运移与水文过程密切相关。河道流量、流速等水文条件在年内各月均有不同，同时，水功能区中不同位置的点源输入、时段降雨带入的面源污染负荷都具有空间变化特性［21］，导致水环境容量在时间与空间上呈现动态性变化。因此，在动态水环境容量计算中，（2）式中的河道流量、入河污水量、水质断面污染物浓度等均应取动态数值。

在式（1）中，综合衰减系数K可依据下式进行计算。

式中：K为污染物综合衰减系数，1/d；C1为河段上断面水体污染物浓度，mg/L；C2为河段下断面水体污染物浓度，mg/L；L为河段计算河长，km；u为河段平均流速，km/d。

根据式（3），综合衰减系数K是河道水文要素及水体本底浓度的函数，随河道流量、污染物浓度而变化。在河道流速变化不大的情况下，可将其视为一常数。

水环境容量计算时需考虑入河污水与河道水体的混合稀释作用，其混合浓度为：

式中：Q为水功能区上边界来水流量，m3/s；q为水功能区的污水排放量，m3/s；C1为水功能区上断面水体中污染物的浓度，mg/L；CS为水功能区污染物水质目标浓度，mg/L；Cw为入河污水中污染物的浓度，mg/L；Wi为水功能区水环境容量，t。

动态水环境容量Wi公式可由（2）和（4）推导出：

式中：C2、Q2为计算区域下断面实测的污染物浓度和河道流量。计算时，以目标水质的上、下限浓度计算对应的动态水环境容量。

2.3 入河污染物动态管控

依据水环境容量动态计算公式，部分月份，例如非汛期，由于河道流量小，水动力条件缺乏，污染物的稀释扩散缓慢、自净能力弱，计算得到的水环境容量会比较小甚至可能为负值，河道水质劣于水功能区水质目标，须对时段入河污染物进行控制［22］。入河污染物控制包括总量及排放强度两个方面［23］，具体包括对面源、点源及其入河位置等时空分布进行管控，以期使逐月的河段水质满足目标要求。

确定入河污染负荷允许值可以采用试算方法。由于研究范围内面源入河量及沿程分布系根据MIKE11 模型计算，不易调控，故试算时假设面源不变，仅对沿程的点源进行调整。具体如下。①根据河道当月平均流量、现状污染物入河量、水体本底浓度等模拟计算下断面水体的污染物浓度；②若下断面水体的污染物浓度大于目标水质对应的浓度，逐步减少入河污染负荷，并重新计算下断面水体的污染物浓度，直至下断面浓度达到或低于目标水质浓度，此时对应的污染负荷量即为满足水功能区水质目标条件下的允许的最大入河负荷量；③若①计算的下断面水体污染物浓度小于目标浓度，则逐步增加入河污染负荷，得到满足水功能区水质目标条件下的允许排放负荷。其计算流程见图2。

图2 允许入河污染负荷量试算过程Fig.2 The calculation process of the dynamic pollutant load in the river

根据计算的允许入河负荷及现状实际入河量，可以得到满足目标水质的剩余水环境容量或须削减的负荷量。剩余容量或削减量计算公式如下。

式中：qmax、qmin分别为水功能区下断面水体污染物浓度等于目标水质的浓度上限、下限时模型试算的入河污水量，m3/s；Cw为污水中的污染物浓度，mg/L；本文依据目标水质指标浓度的上限与下限对排入的污染物进行控制，当W余max＜0时，须削减入河污染负荷；当W余min＞0 时，该月有余量，可适当放宽管理，当W余min＜0且W余max＞0时，维持现状入河污染负荷。

3 计算结果

3.1 MIKE11参数率定与水质模拟

3.1.1 模型构建

MIKE11 模型通过构建水功能区的水动力-水质模型来模拟水量水质的时空变化过程。水动力模块是MIKE11模型的核心模块［24］，采用圣维南方程组对河道（明渠）非恒定流进行模拟；水质模块采用基于质量守恒定律的对流扩散方程对水流中污染物的迁移转化进行模拟。

MIKE11 模型以沿程断面的起始距和实测河床高程等为基础，根据流域水系对河网进行概化。河网上边界设在松塔水文站处，采用2019年逐月平均流量～时间序列数据；下边界设在潇河大坝处，为2019年逐月平均水位～时间序列数据。内部边界包括沿线的污水量及污染物浓度等数据，由于上断面松塔水文站处无水质监测资料，距离最近（6 km）的松曲水质断面与松塔水文站属于同一个水功能区，且两断面间无支流、污水汇入，故上断面水质资料采用松曲断面。根据晋中市潇河流域环保部门统计数据，现状年研究河段排入工业污水量约1 228.08 万t，其中COD 237.2 t、氨氮11.56 t。沿线有5 个生活污水排放口，位置分布具体见图1，2019年生活污水排放情况见表2。农业面源污染主要是由于施用化肥农药、畜禽养殖等造成的［25，26］，由于缺少详细资料，本文根据MIKE11 的NAM 模块进行率定，经计算，本河段随降雨径流携带的面源污染负荷为COD 630.74 t和氨氮145.91 t。

表2 2019潇河沿线生活污水排放情况Tab.2 Domestic sewage discharge along the Xiaohe River in 2019

3.1.2 参数率定及水质模拟结果

以2019年河道逐月平均流量及入河污染负荷为已知条件，利用模型进行河段模拟，并根据实测的水文、水质资料对水动力-水质模型参数进行率定。两水功能区的水质监测断面分别为赵金庄、东赵断面，两断面水质模拟结果见图3 与图4。河床粗糙度（曼宁系数）、扩散系数、衰减系数等参数率定结果见表3。

表3 水动力-水质耦合模型参数率定Tab.3 Calibration parameter value of water quantity and water quality coupling model

根据图3、图4，2019年赵金庄断面COD、氨氮模拟值与实测值的相对误差分别为16%和24%；东赵断面COD、氨氮模拟值与实测值的相对误差分别为12%和16%；总体误差均未超25%，模拟结果与实测数据较吻合，总体上模拟效果较好。除个别月份COD、氨氮指标模拟值与实测值偏差较大，大多数月份的模拟值与实测值较为接近，模拟出了水质的实际变化规律，故本模型中率定的参数较为合理，构建的一维水动力水质耦合模型模拟结果可信。

图3 赵金庄断面2019年化学需氧量、氨氮模拟值与实测值比较Fig.3 The comparison between the observed and simulated values of COD and NH3-N at Zhaojinzhuang cross section in 2019

图4 东赵断面2019年化学需氧量、氨氮模拟值与实测值比较Fig.4 The comparison between the observed and simulated values of COD and NH3-N at Dongzhao cross section in 2019

3.2 动态水环境容量结果

根据2019年逐月流量与现状水质资料，采用公式（5）计算两水功能区满足水质目标的动态水环境容量及水环境容量阈值区间。水功能区A 的COD、氨氮目标水质浓度区间分别为（15，20］mg/L 和（0.5，1］mg/L；水功能区B 的COD、氨氮目标水质浓度区间分别为（20，30］mg/L 和（1，1.5］mg/L，计算结果见表4、5。

表4 2019年水功能区A逐月水环境容量Tab.4 Monthly dynamic water environment capacity of water function area A in 2019

根据表4、5和图5的计算结果：

图5 研究河段水功能区2019年水环境容量区间计算结果Fig.5 Calculation results of the water environment capacity interval of different water function zones in the study area in 2019

（1）总体上说，水功能区B 的COD 及氨氮指标的水环境容量均大于水功能区A的容量，其主要原因为，水功能区A的河段长度为12.4 km，小于水功能区B的河段长度（21 km），且水功能区A的水质目标为Ⅲ类，较水功能区B的目标水质严格，故水功能区B的水环境容量大于水功能区A的容量。

表5 2019年水功能区B逐月水环境容量 tTab.5 Monthly dynamic water environment capacity of water function area B in 2019

（2）水功能区A 在7-10月的水环境容量略大，占全年容量的一半以上；水功能区B 在5-8月份的水环境容量小于其他月份。其主要原因为，水功能区A 河段沿程入河污染负荷较少，且无支流汇入，水质类别基本处于Ⅱ类，故汛期来水多时水环境容量相应增加。水功能区B 中沿程的污染源排放较多，尤其是汛期时在白马河与潇河干流交汇点处汇入大量污水，导致水功能区B汛期水环境容量减小，水质变差。

（3）按照目标水质浓度上限计算，水功能区A 的逐月COD及氨氮指标水环境容量均为正值；按照目标水质浓度下限计算，在11月份COD 水环境容量结果为负值。因此，需要严格控制11月份的入河污染负荷，不应超过现状负荷。其余月份还有剩余容量，除现状入河污水外，还有一定的承纳负荷能力。水功能区B 中COD 按上限、下限浓度计算，各月均有一定的余量；水功能区B 在1月份、2月份时氨氮指标的上、下限计算结果均小于零，说明该月现状氨氮入河量超过目标水质承载能力，须削减氨氮入河量以满足水功能区水质目标要求，其他月份氨氮的上、下限计算结果均大于零，表明还余有一定的纳污能力。

3.3 入河污染动态管控

综合考虑水环境保护与经济发展两方面的需求，需要对入河污染负荷量进行动态管控。以河道目标水质的浓度作为控制，假设现状面源入河量不变的情况下，仅对点源进行调控，利用MIKE11 水质模型模拟试算出允许的点源污染负荷量，结合现状生活污水实际排放量及目标水质指标的上、下限浓度，计算得到逐月地削减/放宽污染负荷。不同水功能区的入河污染动态管控量的试算结果见表6、7。

依据表6、7的计算结果，得到：

表6 2019年水功能区A入河动态管控结果Tab.6 Dynamic management and control of pollutants entering water function zone A in 2019

（1）除11月份外，水功能区A 逐月允许的入河污染负荷均大于现状实际入河量，因此，该水功能区11月份应控制管理，排污量不应超过当前实际入河量。在其他月份，尤其是汛期，除现状入河负荷外，河段水体还有一定的承纳入河污染负荷的余量。

表7 2019年水功能区B入河动态管控结果Tab.7 Dynamic management and control of pollutants entering water function zone B in 2019

（2）水功能区B 在1、2月份须减少0.002、0.006 m3/s 的污水入河流量，削减氨氮入河负荷0.003、0.086 t，削减COD入河负荷0.05、0.143 t。其他月份河段仍有一定的环境余量，尤其是4-7月份，在满足目标水质的前提下可允许适当放宽入河污染负荷量。

4 结论及讨论

本文以潇河流域松塔水文站至潇河大坝河段为例，计算了两水功能区逐月的水环境容量动态变化，运用MIKE11 水质模型试算得到了满足目标水质的入河污染物动态管控量。研究表明：

（1）2019年水功能区A 汛期的水环境容量略大于其他月份，其COD 和氨氮水环境容量阈值区间分别为138.37～216.54和6.38～14.19 t；水功能区B在5-8月份的水环境容量小于其他月份，其COD 和氨氮水环境容量阈值区间分别为417.67～821.05 和9.32～29.49 t，与传统一维模型相比，本文计算结果更符合水体实际。

（2）在满足水功能区目标水质前提下，2019年水功能区A逐月允许的入河污染负荷均大于现状实际入河量，COD 和氨氮可放宽负荷总量分别为51.39、8.22 t，其中11月应加强污水管控，控制入河负荷量不超现状；水功能区B 在1、2月氨氮应分别削减0.003、0.086 t，COD 应削减0.05、0.143 t，其他月份，尤其是4-7月份，在满足目标水质的前提下可允许适当放宽入河污染负荷量。

（3）水功能区的入河污染有多个来源，既包括了水体自身携带的污染物，亦有河段范围内各排污口的点源与农业面源污染。各类污染源的排放位置、排放强度及总量、入河时间等均会影响下游控制断面的实测浓度。因此，在计算水功能区允许入河污染量及测算减排量时，应结合实际情况，考虑面源污染控制［26］及点源减排不同组合方案下的水体水质变化，提出切实可行的管控措施。由于本文采用MIKE11模型模拟计算得到水功能区的面源入河污染，且缺少水功能区沿线的农业种植、化肥使用、畜禽养殖等详细资料，故在试算入河污染负荷量时，将面源污染固定不变，未有考虑对其在时间与空间进行调整。同时，在对排污口入河污染进行管控时，忽略了其空间分布及排污量对水环境容量的影响，在污染减排管控时，仅对其减排总量进行了计算。因此，在今后的研究中，应在污染源的空间管控、减排方案组合等方面进行深入研究。□