流域生態補償標準測算方法研究
——基于水資源與水體納污能力的利用程度＊

劉俊威， 呂惠進

(浙江師范大學地理與環境科學學院，浙江金華 321004)

0 引言

流域內不同區域的水資源利用經常存在不同程度的競爭性．水資源價值的內涵包括稀缺性、資源產權和勞動價值，由于水量、水質的差異性存在，在補償測算中需要體現產權因素、自然因素和人為因素對水資源的影響．按照產權因素劃分區域的總量控制指標，并在基于水資源與水體納污能力利用程度的補償標準測算中扣除自然因素的影響，盡可能地得到僅由區域間水資源利用與保護的人為因素的補償量．

由于流域上下游各方利益主體對生態補償問題認識的差異，在操作層面上很難嚴格執行測算的補償標準，往往需要經過補償主體和對象之間協商或上級部門協調后達成“協議補償量”才能執行．因而，本文從區域間水資源利用與保護的外部性出發，分別基于區域未充分利用水資源量或納污能力的損失和區域過度利用水資源量或納污能力的效益，測算補償標準的上限和下限，估算補償標準的合理范圍，為通過協商來確定補償的標準提供依據．

1 區域可用水資源的耗用系數評價

在水資源評價中，通常采用耗用水量與水資源總量之比對水資源利用程度進行評價．但這種方法存在兩方面的問題:其一是未能直接反映水資源利用對生態需水的擠占程度;其二是采用耗水量進行計算未能反映經濟社會用水的水資源耗用量及其耗用程度．為衡量區域社會水循環的耗水量對生態需水的擠占程度，本文參考水資源承載力的相關研究成果［1］，提出區域可用水資源耗用系數的計算公式為

式(1)中:H1為區域1可用水資源的耗用系數;WS1為區域1社會水循環耗水量;WSM1為社會可利用水資源量，包括地表水和地下水的可利用量．經濟社會可利用水資源量的計算方法為

式(2)中:W1為區域1的總水量;WE1為區域1的生態需水量，包含河道內生態需水和河道外生態需水;WE12為區域1需為區域2預留的生態需水量;W01為區域1從過境水或外調水中取得實際水權的水資源量．在缺乏生態需水量研究成果的地區，可采用經驗公式進行估算，即

式(3)中，α為生態需水系數，與氣候帶及其生態環境的生態類型和功能有關，其取值可參照表1．

表1 不同氣候區生態需水系數α的參考范圍

可用水資源的耗用系數H1代表了區域水資源的耗用程度，從水量的角度反映了社會水資源消耗量對生態需水的補償程度．若0＜H1＜1，說明區域1的社會水消耗量小于社會可利用水資源量，生態需水能夠得到充分滿足，且H1越小，社會水資源利用的剩余空間越大;若H1＞1，則說明區域1的水資源利用過度，擠占了生態用水，且H1越大，生態用水被擠占的程度越高．可見，可用水資源的耗用系數H1在概念上比較清晰，計算方法簡單實用，可以有效地從水量上評價區域水資源利用對生態需水的擠占程度．

2 水體納污能力利用程度評價

水域納污能力是指在設計水文條件下，某種污染物滿足水功能區水質目標要求所能容納的該污染物的最大數量［2］．水域納污能力的大小與水功能區的范圍、水質目標要求、水文水力學特性、水體自凈能力和污染物的理化性質有關，是制定污染物排放總量控制的重要依據．由于設計水文條件不能反映實際的納污能力(往往僅考慮點源污染)，因而，必須按照實際的水文條件對水域實際的納污能力進行計算．

2．1 水域納污能力利用系數的計算

根據研究區域水功能區的水功能保護目標，按水域納污能力估算方法計算某年份n的水域納污能力Nn，則可以按計算水域納污能力的利用系數Ln，對利用程度進行評價:

水域納污能力的利用系數Ln從水質上反映了對水域納污能力的利用程度:若0＜Ln＜1，則說明污染物入河量小于水域納污能力，污染物的排放對水生態的影響較小，Ln越小，未利用的水域納污能力越大;若Ln＞1，則說明污染物過量排放，入河量超過了水域納污能力，Ln越大，對水生態環境安全和下游用水安全造成的危害越大．

2．2 污染物入河量的估算

污染物入河量的估算通常采用入河系數法，即由污染物的排放量乘以某一固定的入河系數得到污染物的入河量，對于大尺度區域長時段的入河量估算［3］，這種方法是比較簡便有效的．影響污染物入河系數的因素很多，尤其是面源污染，主要受降雨強度、降水量的影響，還有土地利用結構、地形條件及與河道的距離等因素．本研究試圖根據降雨產生的地表徑流量的變化，對面源污染采用徑流量修正的變入河系數對入河量進行計算，見下式:

(t/a);λ1，λ2，…，λ8分別為各污染源的污染物入河系數;μn為第n年相對于參照年入河系數的產流修正數;Rn為第n年的地表徑流量;R0為參照年的地表徑流量．通過年際產流變化的倍比關系，對參照年的面源污染物入河系數進行修正．點源污染物的入河系數可采用典型調查法進行估算，選取設置有獨立入河通道或入河排污口的污染源，分別在污染源排放口和入河排污口監測污染物排放量和入河量，進而得到入河系數．本研究對大尺度區域的長時段入河量進行估算，且要綜合考慮點源與面源污染，因而需要在掌握研究區廢污水排放、入河方式、水質和入河量等資料的基礎上，將普查年份的入河系數作為參照年的入河系數，并對面源污染采用修正的變入河系數，進而估算區域的總入河量．

2．3 大尺度區域污染物入河量的估算

將各類污染源進行歸納，把污染物的入河過程劃分為污染物的產生和入河2個階段［4］，以“年”為時間尺度，建立流域尺度的污染物入河量估算模型．

2．3．1 污染物的入河過程

1)污染物的產生．污染物的來源主要分為點源和面源兩大類(見表2)．點源污染主要指城鎮工業和生活污水的集中排放;面源污染按污染物的不同運移特性可分為溶解性污染物和吸附性污染物，其中溶解性污染物主要來源于農村生活污水與廢棄物、規模化畜禽養殖、農藥化肥和城市地表徑流，吸附性污染物主要來源是水土流失等．根據污染物的分類體系，分別對各項污染源建立污染物排放量的估算方法．

表2 流域水污染源分類體系

2)污染物的入河．點源污染物產生以后，一部分直接排入河道;另一部分經污水處理設施處理后排入河道．由于點源污染物集中排放、集中入河，其入河系數較高．非點源污染的分布范圍較廣，主要受降雨徑流過程的影響，入河系數較小．面源污染物產生以后，或滯留在土壤中，或通過下滲進入地下水中，剩下的隨產流過程到達河湖等水體，遷移過程復雜，其入河量的定量計算難度很大，且存在很大的不確定性．點源污染主要是由人類的活動因素造成的，而面源污染則受人類活動因素和自然因素的雙重影響．

2．3．2 污染物排放量的估算方法

1)點源．點源污染集中在點上，在小范圍內排放污染物的污染源，其特點是污染源排放的地點固定，所排放污染物的種類、特性、濃度和排放時間相對穩定［5］．因此，點源污染的污水排放量和污染物濃度往往可以通過調查統計得到．

①城鎮工業廢水．工業廢水污染物排放量估算的基礎是工業污染源調查，主要包括一般工業污染源調查、規模化和集約化養殖場污染源調查等．由于不同地區的工業結構和工業生產工藝的不同，需要采用與研究區工業廢水中污染物濃度實際相符的污染物濃度進行估算，見下式:

式(6)中:P1為某種工業污染物的排放量(mg);Q1為工業廢水排放量(t);C1為工業廢水中污染物的濃度(mg/t)．

②城鎮生活污水．城鎮生活污水污染物排放量是在具有排水管網系統的城市和城鎮生活污水中的污染物排放量．需要根據城鎮生活污染源調查統計資料，掌握城鎮生活污水排放量和城鎮生活污水中污染物濃度的調查值，按下式進行計算:

式(7)中:P2為某種城鎮生活污染物排放量(mg);Q2為城鎮生活污水排放量(t);C2為城鎮生活污水中污染物濃度(mg/t)．

2)面源．根據全國水資源綜合規劃的最新成果，面源污染正成為我國水體的主要污染源，已成為我國河湖水環境惡化的主要原因之一．已有學者對面源污染的估算進行了研究，在估算方法上已取得一些成果，但由于面源污染的調查評價難度較大，且缺乏充分的基礎資料，這些研究成果在實際應用性方面比較欠缺．筆者根據《全國水資源綜合規劃技術細則》，對農村生活污水和廢棄物、規模化畜禽養殖、農田化肥、城鎮地表徑流和水土流失等5類面源污染物的排放量進行估算．

①農村生活污染物．農村生活污染物包括生活污水和固體廢棄物，其排放量可以根據農村人口數量、污水和固體廢棄物的排污當量系數進行計算．在缺乏資料的情況下還可以根據農村人口總體生活排污當量系數計算，見下式:

式(8)中:P3為某種農村生活污染物排放量(t/a);Pr為農村人口數量(萬人);Kr為農村人均生活排污當量系數［kg/(人·a)］;Ks為農村人均生活污水排污當量系數［kg/(人·a)］;Kg為農村人均生活固廢排污當量系數［kg/(人·a)］．根據有關學者［6］在江浙地區進行的人糞尿和生活污水取樣監測分析，得到了農村人均排污當量系數，COD，NH3-H和TP的排污當量系數分別為18．3，1．2和0．5［kg/(人·a)］．根據在無錫市 13 處化糞池進行的現場測試，化糞池去除率約為30%．

②規模化畜禽養殖．根據規模化飼養的豬、牛、羊和家禽的數量及其排污當量系數，可以對畜禽養殖的污染物產生量進行估算，見下式:

式(9)中:P4為規模化畜禽養殖的某種污染物的排放量(t/a);m為規模化畜禽養殖種類數;Xi為第i種畜禽的數量(頭或只);Kxi為第i種畜禽的排污當量系數［kg/(頭·a)］;ri為畜禽污染物流失率(%)．由豬牛羊和家禽年存欄量的統計數據，分別按表3所示的畜禽糞便排放系數和糞便中污染物含量，計算各類畜禽的糞便排放量和污染物排放量，得到畜禽污染物排放的當量系數，進而計算污染物流失量［7］．文獻［4］通過在太湖流域的調查和試驗得到畜禽糞尿中污染物的流失率為5．06% ～19．44%，取流失率為10%．

表3 畜禽糞便排放系數的污染物含量

③農田化肥．根據農田的養分平衡，施用于農田的化肥，一部分被作物吸收，一部分被土壤持留，余下的部分以溶解態進入農田徑流．因而，農田化肥污染物排放量可以根據耕地面積、單位面積施肥量、化肥養分含量、作物利用系數和土壤流失率進行估算，見下式:

式(10)中:P5為農田化肥中某種污染物的排放量(t/a);i為耕地類型(1代表旱地，2代表水田);Gi為第i種類型耕地的面積(km2);Fi為單位面積化肥施用量［kg/(km2·a)］;Ci為化肥中的養分含量(%);Zi為化肥中養分的作物利用系數(%);Si為土壤養分流失率(%)．根據水田或旱田的面積，可按單位面積污染物的排污系數估算農田化肥中污染物的流失量．據張大弟等［8］在江浙地區的調查和觀測，水田徑流的TP排污系數為1．65 ～2．37 kg/hm2，旱田徑流的 TP 排污系數為 1．54 ～2．21 kg/hm2．

④城鎮地表徑流．城鎮地表徑流污染物的排放量采用常量濃度法計算，即通過降水量和徑流系數得到城鎮地表徑流量，假設所有城鎮徑流中某一污染物具有相同的常量濃度，將產生的城鎮地表徑流量于常量濃度相乘得到污染物的排放量估算值，見下式:

式(11)中:P6為城鎮地表徑流中某種污染物的排放量(t/a);Ac為城鎮面積(km2);Pc為城鎮年降水量(mm);Ic為城鎮地表徑流系數;Cc為城鎮地表徑流中某種污染物的常量濃度(mg/L)．參考呂俊［9］在江浙地區進行的調查結果，采用城鎮徑流系數為0．72，城鎮徑流中的 COD濃度為84．43 mg/L．

⑤水土流失．在侵蝕性降雨沖刷的作用下，水土流失會攜帶表層土壤的吸附態氮磷元素進入河湖等受納水體，造成土壤貧瘠化和地表水環境的富營養化．國外很多學者對氮磷養分的污染進行了遷移轉化過程模擬、時空分異特征和流失量估算等的研究．總結以往的研究成果建立大尺度區域吸附態氮磷［10］的流失量計算模式，見下式:

式(12)中:P7為吸附態污染物流失量(t/a);A為土壤侵蝕量(t/a);Qa為流失土壤中污染物的背景含量(mg/kg);η為污染物富集比．土壤侵蝕量A采用通用土壤流失方程USLE進行計算，見下式:

式(13)中:R為降雨侵蝕力，描述降水對土壤顆粒的侵蝕性能;K，C，P，TLS分別為土壤可侵蝕性、作物、水土保持和地形等下墊面因子對土壤流失的影響．降雨侵蝕力R的計算采用已在我國得到廣泛應用的Wischmeier經驗公式為

其中:Pi為第i月的區域平均降水量(mm);P為區域全年降水量(mm)．

3 結語

在我國現有的水資源管理體制中，實行了水資源開發利用的總量控制與取水許可相結合，以及污染物排放總量控制與排污許可相結合的管理制度．在執行過程中，水資源開發利用與保護會在區域之間產生外部效應的補償問題，應按照“誰開發誰保護，誰污染誰治理”的原則，進行外部成本的內部化，需要通過掌握各區域的總量控制情況和實際執行情況研究區域間補償標準的測算方法．通過考慮水文條件和水體自凈能力的變化來體現自然因素的作用，首先需要使總量控制隨不同的水文條件而相應變動，在基于水體納污能力利用程度的補償標準測算中，需要扣除水體的天然納污自凈能力的作用．

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