水污染总量控制（精选九篇）
水污染总量控制 篇1
污染物总量控制又称污染物排放总量控制、污染负荷总量控制或污染物流失总量控制, 是指在一定时间内综合经济、技术和社会等条件, 采取通过向环境排放污染物的污染源规定污染物允许排放量形式, 将一定空间范围内污染源产生的污染物量控制在环境质量容许限度内而实行的一种污染控制方法[3]。总量控制的实质是在环境质量要求与技术经济条件之间寻求最佳的结合点。总量控制回答了三个最为关键的问题, 一是回答了水体现状情况及按照目标要求需解决的问题;二是回答了实现水体保护目标对污染物的削减量或允许排放量, 要对哪些源削减及削减方法与削减量, 或限制各污染源的排污量为多少;三是回答了削减这些污染物所需的投资为多少, 具体每家污染源的削减方案是什么、相应投资多少。根据这三个问题的实际情况, 设定目标和方案, 以及相应的投资需求, 为领导决策提供依据。
环境污染总量控制的实施可分为三个阶段:a.初级总量控制。它是对重点污染源的重点污染物实行排放总量控制和削减量的规划分配。通过规划计划或排污许可证制度, 将某种污染物允许排放量的削减分配到排污单位。b.中级总量控制。对整个区域的重点污染物的环境容量总量控制。它是运用环境质量模型进行计算, 反推环境允许纳污量。c.高级的总量控制。它是对环境质量的综合控制, 它不仅控制全部污染物的污染源排污量, 而是主动改善生态环境, 增加环境容量, 扩大允许排污总量, 提高环境质量, 实现环境质量的综合控制, 避免局部的环境“过保护”或“不足保护”。
2 国外研究的发展与现状
国外的总量控制政策从20世纪70年代就已经开始, 典型的主要有美国、日本等。1972年美国颁布实施了《清洁水法》。《清洁水法》303 (d) 条款要求各州、领地及部族每两年必须向美国环保局 (EPA) 汇报当地水体的整体卫生情况及水体是否达到了水质标准。如果采用了最优的水处理技术, 仍然没有达到相应的水质标准, EPA则要求州、领地和部族对这类水体制定并实施TMDL (Total Maximum Daily Load, 日最大总负荷) 计划。TMDL定义为在满足水质标准的条件下, 水体能够接受的某种污染物的最大日负荷量。它的目标之一就是将可分配的污染负荷分配到各个污染源, 包括点源和非点源, 同时要考虑安全临界值和季节性的变化, 从而采取适当的污染控制措施来保证目标水体达到相应的水质标准。TMDL的主要步骤依次为:a.标识并列表表示那些应用现有控制手段 (诸如最低污水处理技术) 仍无法满足水环境质量标准的水体;b.确定实施TMDL控制的水体或流域的优先顺序;c.为列表表示实施TMDL的水体, 必须首先确定在允许季节变化与适当安全域情况下, 满足水环境质量标准的TMDL。
日本环境保护走的是典型的先污染后治理的路子, 为此日本曾经付出沉重的代价。从1878年前后的尾铜山矿毒事件到20世纪50、60年代经济高速发展引起的公害问题逐渐跨区域化并呈现出复杂化、长期化的特征, 严重阻碍了经济的正常运行和可持续发展, 因此引起的社会矛盾和冲突也日益突出和尖锐。日本在1971年就开始对水质总量控制计划问题进行研究, 于1973年制定的《赖户内海环境保护临时措施法》中, 首次在废水排放管理中引用了总量控制, 以CODCr指标限额颁发许可证;并于1978年6月修改了部分水污染防治法, 以CODCr为对象, 开始了总量控制工作;到1984年, 日本将总量控制法正式推广到东京湾和伊势湾两个水域, 并严禁无证排放污染物。由于采取了上述方法, 日本的这3个海湾80%以上的污染大户受到控制, 水环境状况得到改善。日本总量控制的经验主要在于将法律手段、经济手段和行政手段有效的结合, 同时加强科学研究, 发挥公众和中介组织的监督作用。
3 国内研究的发展及现状
在1988年召开的第三次全国环境保护会议, 国家环保局提出了同时实行浓度控制和总量控制的污染控制对策, 确定了由浓度控制向总量控制发展的方向。1996年, 全国人大通过《国民经济和社会发展“九五”计划和2010年远景目标纲要》, 把污染物排放总量控制正式定为中国环境保护的一项重大举措, 确定了对12种污染物实行全国总量控制。进入“十五”以后, 中国总量控制的思路和做法作了进一步的调整, 针对水污染的控制, 将国家、流域的宏观目标总量控制管理与基于控制单元水质目标的容量总量控制管理相结合。因此, 如何科学、合理的在各种污染源以及污染单位之间分配允许排放污染物量, 成为总量控制的核心问题。总量控制是对环境管理政策的改革, 也是对环境法律制度的突破。建立总量控制法律法规保障体系是实现总量控制目标的重要保证, 也是总量控制体系运行模式的组成部分。但是, 在我国目前法律体系中没有专门的有关总量控制的统一法规。如1989年颁布的《水污染防治法实施细则》、1995年颁布的《淮河流域水污染纺织暂行条例》等。1996年修订的《水污染防治法》中规定“省级以上人民政府对实现水污染物达标排放仍不能达到国家规定的水环境质量标准的水体可以实施重点污染物的总量控制制度, 并对有排污量削减任务的企业实施该重点污染物排放量的核定制度, 具体办法由国务院规定”, 这是迄今最高级别的法律规定。但国务院的具体办法久未出台, 作为基本法的《环境保护法》中也没有总量控制的有关规定, 这就使得排污总量控制法律保障明显不足, 从而经常出现无法可依。许多学者在总量控制的负荷分配方面也进行了研究。我国学者将负荷总量分配的方法分为等比例分配法、费用最小分配法和按贡献率削减排放量分配法三类。对分配模型的研究起步较晚, 以线性规划的研究最为广泛和成熟。从理论上来说, 所有的数学规划方法都可以用于优化分配。整数规划、动态规划、离散规划等都在实际中得到了应用。
4 水污染物总量控制研究前景
近年来, 由于国家对污染控制力度的加大, 总量控制得到了重点关注, 发展非常迅速, 提出了许多新规划方案、总量分配方法, 对政策框架也进行了很多研究。但总量控制的发展是一个涉及面很广, 需要技术、经济、政策等诸多方面研究的配合, 因此还有很多问题需要解决。在技术方面, 实施污染物排放总量控制给环境监测提出了很高的要求, 它要求监测的数据能够较为准确、及时地反映污染源污染物排放量和环境质量的变化情况, 甚至还要求能反映污染物排放量与环境质量的响应关系, 而现有基于浓度控制的环境监测手段将不能满足总量控制的需要。因此, 为适应总量控制的要求, 必须加强环境监测网络和环境监测能力建设, 包括环境监测站的标准化建设, 环境监测人员的技术培训, 应用现代网络技术、实时在线监测监控系统、利用地理信息系统技术实现总量控制数据信息管理的系统化、可视化等等。在行政、法规框架方面, 中国的总量控制思路主要来源于美国的TMDL框架。TMDL计划在美国的实施表明, 该计划无论在点源还是非点源的污染综合控制方面成效显著。中国可以更多的借鉴美国TMDL计划制定和实施经验, 开发研究与中国污染物总量控制制度相结合的TMDL计划, 科学合理地在点源与非点源、各个污染单位之间分配污染物允许排放量。在经济方面, 对地方行政主管单位来说, 最容易接受、并且最乐于推行的总量控制方案应该是对GDP的影响尽可能小 (甚至能增大绿色GDP的) 、管理手段最简单的、效果相对比较明显的那种方案。因此, 在进行总量分配的时候, 如恶化兼顾公平和效率, 以最小的成本获得最大的减排效果, 还需要更深入的研究。
总之, 在未来很长一段时间内, 污染物总量控制方法和实践都将是环境管理中的重点工作, 对总量控制的研究更需要易于实践, 使总量控制的环境规划与区域当地的国民发展规划更好的结合。
参考文献
[1]韩佳明.环境污染总量控制与环境监测实用技术手册[M].北京:中国环境科学出版社, 2007.[1]韩佳明.环境污染总量控制与环境监测实用技术手册[M].北京:中国环境科学出版社, 2007.
[2]刘兴盛, 张防修, 陈丹枫.太湖流域污染物总量控制研究[J].中国水利, 2004, 15.[2]刘兴盛, 张防修, 陈丹枫.太湖流域污染物总量控制研究[J].中国水利, 2004, 15.
水污染物排放总量控制编制方法研究 篇2
水污染物排放总量控制编制方法研究
水污染物的总量控制是建立在天然水体对污染物具有稀释扩散和自净作用理论上,即天然水体对污染物具有一定环境容量的基础上.污染源应根据纳污水体的环境容量来确定其污染物排放总量.污染物总量控制的`技术关键是污染源与水质目标之间的响应关系.总量控制的核心是污染负荷的分配.
作 者：丛春林 王英 Cong Chunlin Wang Ying 作者单位：黑龙江省环境监测中心站,黑龙江,哈尔滨,150056刊 名：环境科学与管理英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE AND MANAGEMENT年，卷(期)：23(9)分类号：X52关键词：水污染物 总量控制 研究
水污染总量控制 篇3
我国水环境污染严重, 目前全国532条河流中, 有438条污染, 占82.3%, 其中局部水域污染十分严重[1]。对于水污染物控制工作, 我国先后经过了浓度控制和目标总量控制阶段, 目前正逐渐进入容量总量控制。容量总量控制避免了“一刀切”的盲目性, 体现了以水体水质保护目标为基础的水污染物排放总量需要控制的水平[2,3]。但在容量总量控制应用的过程中, 也发现一些问题, 如河段总的入河量达到容量要求, 但是局部断面仍然出现水质超标的现象。因此, 基于容量总量控制及断面达标控制的“双控”已成为水污染控制的一条新路。本文以如泰运河小流域为例, 通过历史资料收集以及现状调查, 对如泰运河的水污染情况及其污染源进行了分析和测算, 根据水功能区的水质目标要求对水环境容量进行了计算。通过控制断面水质与上游各污染源排污量之间的函数关系的建立确定污染控制方案, 既实现了该河段的排污总量达标又能保证控制断面达标, 不仅为如泰运河水环境管理提供依据, 也将为其他河流的水环境整治提供参考。
1研究区域概况
如泰运河西起泰兴市长江边的过船港闸, 东至南通市如东县的东安闸, 横贯泰兴、如皋和如东腹地, 全长149 km, 其中泰兴境内长46.5 km, 如皋境内长42.0 km, 如东境内长60.5 km。由于历史原因, 如泰运河在泰兴与如皋交界处一直未打通, 泰兴段西引长江水, 经东姜黄河、西姜黄河、季黄河等主要支流南排长江, 不直接排海, 故未纳入研究范围;如皋段经通扬运河、如海运河等南引长江水, 经如东入海。如泰运河南通段是南通地区串江入海的重要骨干航道之一, 全线将通扬运河、如海运河、焦港河等干支线航道串成一体, 是南通地区重要的交通运输、农田水利、排灌、战备等多功能的综合航道。
经过现场踏勘调研, 在充分考虑河网区水系特征、污染物排放情况的基础上, 根据水流流向以及汇水面积的范围, 以如泰运河及对运河水质影响较大的支流所在区域确定研究范围, 北至沿河各镇北界, 南至沿河各镇南界, 涉及如皋及如东县的18个镇, 区域总面积1 800 km2。区域概况见图1。
2流域污染背景分析
2.1水环境污染程度分析
2006-2008年如泰运河自西向东水质沿程变化趋势见图2。图2中邓元苗圃桥、环东大桥、堰东大桥位于运河如皋段, 其余位于运河如东段。从时间变化上看, 3年水质变化规律不明显, COD于2007年污染最轻, NH3-N、TP于2006年污染最轻。从空间分布上看:①COD。从如皋到如东COD浓度总体呈现上升趋势, 如皋段基本达Ⅳ类标准, 如东段大部分超标。②NH3-N。从如皋到如东NH3-N浓度总体呈现先上升后于入海口东凌闸大幅度下降的趋势, 如皋段基本达Ⅳ类标准, 如东段基本超标。③TP。从如皋到如东TP浓度总体呈现先上升后于丰港桥逐渐下降的趋势, 如皋段部分年份达Ⅳ类标准, 如东段均超标。④总体看来, 如泰运河流经的5大集镇中, 马塘和掘港2个集镇的河段水质较差, 主要原因是马塘镇为如东化工企业相对集中镇, 水污染物排放总量大, 而掘港镇因大量的生活污水未经处理以及上游工业污水的影响, 水质呈工业污染和生活污染交叉型污染特征。
2006-2008年如泰运河小流域不同水期水质达标率见图3。从图3可以看出, 如皋单元达标率:枯水期> (平水期、丰水期) , COD>NH3-N>TP;如东单元达标率:丰水期>平水期>枯水期, 除丰水期外, COD>NH3-N>TP。如皋单元的全年水质达标率在73%以上, 明显高于如东单元 (35%～55%) 。可见, 无论从水质浓度还是水质达标率看, 如东均为高污染区域, 该单元将作为整治的重点区域。
2.2主要污染源调查分析
本区域的污染物来源主要为2大类:①点源。来自流域的城镇生活污水和工业污染源排放。②面源。来自流域的农村生活排放、农田径流、村落集约化畜禽养殖、水产养殖及其他面源。根据2007年污染源普查数据、各地区环境统计、企业排污申报、各地区统计年鉴以及各相关部门资料, 统计得如泰运河小流域各单元的污染源排放状况 (见表1) , 计算方法参见[4], 绘制各类污染源污染负荷比见图4。结果显示:①如皋单元共排放COD 9 486 t/a, 氨氮877 t/a, 总磷194 t/a;其中, 未接管的生活源污染物入河量所占比重最大, 各类污染物均为30%～54%, 其次为畜禽养殖业, 所占比重均为10%～40%。②如东单元共排放COD 10 057 t/a, 氨氮940 t/a, 总磷163 t/a;其中, 未接管的生活源污染物入河量所占比重最大, 各类污染物均为38%～55%, 其次为直排工业源, 所占比重均为15%～30%。比较2单元的污染物入河量发现, 2个单元排污总量相差不大, 但污染结构有所不同, 如东单元工业源比重偏大, 工业源作为点源污染物具有直接入河、对水质影响迅速的特点, 是导致如东单元水质明显差于如皋单元的一个重要原因。
3水污染控制方案
3.1容量总量控制目标
水环境容量, 是指水体在规定的环境目标下所能容纳的污染物的最大负荷, 其大小与水体特征、水质目标及污染物降解特性有关[5], 通常以单位时间内水体所能承受的污染物总量表示。采用河网区水环境容量计算模型[5,6]进行研究区各控制单元水环境容量计算, 对于饮用水源区、保护区采用的水环境容量取环境容量计算值和现状面源污染物入河量中的较小值作为水环境容量。河网区环境容量具体计算公式如下:
式中:αij为不均匀系数, αij∈ (0, 1], 河道越宽、水面越大, 则αij越小;Wij为计算中的最小空间计算单元和最小时间计算单元, 计算中最小空间计算单元为河段 (河段为两节点之间的河道) , 最小时间计算单元为1 d;水质降解系数K取值依据2006年6月10日对盐城通榆河段的实验测定数据求解而得, K (CODcr) 为0.006～0.073 d-1, K (CODMn) 为0.1～0.15 d-1, K (氨氮) 为0.08～0.1 d-1。根据确定的边界水文条件, 利用研究区域河网水量数学模型, 计算出研究区域最小空间单元和最小时间单元的环境容量值, 再根据式 (1) 汇总出各控制单元的环境容量值。
经计算, 在90%水文保证率的枯水期水量状况下, 达《江苏省地表水 (环境) 功能区划》2012年 (近期) 及2020年 (远期) 的水质目标, 各控制单元内河道水环境容量见表2。表2还给出了为达水质目标各控制单元所需削减的入河污染物量W削, 根据各控制单元现状污染物入河量以及经济发展趋势预测2012年和2020年的污染物入河量W污, W削的计算公式为W削=- (W环境容量-W污) , 削减率为W削/W污。结果显示, 近期如皋单元的总量控制值为COD 8 016 t/a, NH3-N 532 t/a, TP 87 t/a;如东单元的总量控制值为COD 9 268 t/a, NH3-N 547 t/a, TP 77 t/a。
3.2控制断面水质可达性分析
控制断面水质达标分析的基本思路是:利用一维稳态水环境数学模型式 (3) 建立控制断面水质与上游各污染源排污量之间的函数关系, 在此基础上确定各种污染控制方案。本研究区域水质控制断面选取为行政交界断面 (控制断面1) 与入海断面 (控制断面2) (见图1) 。
式中:x为预测点离排放口的距离, m;c为预测点x处污染物的浓度, mg/L;c0为排放口处污水、河水完全混合后的污染物浓度 (但不包括河流本底) , mg/L;ux为河流流速, m/s;Mx为河流纵向混合 (弥散) 系数, m2/s;K为河流中污染物降解速率, 1/d。由于计算区域位于江苏省沿海地区, 计算时选取的水质降解系数COD为0.1 d-1;非离子氨为0.08 d-1。
计算方案设计与计算结果:根据总量平衡分析对污染源入河量 (Wi) 设置3个方案:①规划污染源随着社会经济增长而增大排放量;②规划城市生活污染源接管率由原来的18%提高至36%;③不能达标排放的企业均接管, 原直排工业污染源均按《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 一级A标准排放。建立控制断面水质与上游排污量之间的关系:C1=C1 (W1, W2) , C2=C2 (W1, W2, W3) 。由于排污口1离下游2个断面距离较远, 水质响应关系不明显, 主要给出排污口2及排污口3与控制断面的污染源～水质响应关系图 (见图5) 。
由图5可知:①当污染源排放量随着经济增长而持续增加时, 2个控制断面3项水质指标无论现状或者远期都无法达标。②当规划城市生活污染源接管率由原来的18%提高至36%时, 如泰运河水质将有所改善, 所有断面COD都可以达标, 但氨氮以及总磷仍然超标严重。③当将原直排工业污染源均按《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 一级A标准排放, 不能达标排放的企业全部接管时, 所有断面COD均可以达到IV类水标准, 但氨氮以及总磷仍然超标。④当将城市生活污染源接管率增加到60%, 原直排工业污染源均按《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 一级A标准排放, 未达标排放的企业全部接管, 并对污水厂增加脱氮除磷处理工艺后, 所有污染因子均可达到Ⅳ类水规划目标。
4结论与建议
通过对如泰运河沿线主要监测断面水质分析发现, 如泰运河流经的5大集镇中, 马塘和掘港2个集镇的河段水质较差, 如泰运河从如皋到如东水质总体呈现下降趋势, 如皋单元的全年水质达标率在73%以上, 而如东单元仅为35%～55%。2个单元排污总量相差不大, 但污染结构有所不同, 如东单元工业源比重偏大, 是导致如东单元水质明显差于如皋单元的一个重要原因。水环境容量计算结果显示, 近期如皋单元的总量控制值为COD 8 016 t/a, NH3-N 532 t/a, TP 87 t/a;如东单元的总量控制值为COD 9 268t/a, NH3-N 547 t/a, TP 77 t/a。控制断面水质可达性分析结果显示, 为保证行政交界断面及入海断面达标, 必须将城市生活污染源接管率提高到60%, 原直排工业污染源均按GB18918-2002一级A标准排放, 未达标排放的企业全部接管, 并对污水厂增加脱氮除磷处理工艺。研究表明, 以容量总量控制为基础, 结合控制断面达标方案, 采取生活、工业、农业治理以及垃圾和船舶污染治理等综合整治措施, 结合河道整治和生态修复工程, 并加强环境管理和监控, 才能从根本上改善流域水质, 并保证局部控制断面达标。
参考文献
[1]程炜, 颜润润, 刘洋, 等.基于控制单元的流域水污染控制与管理[J].环境科技, 2010, 23 (1) :70-74.
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[3]孟伟, 刘征涛, 张楠, 等.流域水质目标管理技术研究 (II) ——水环境基准、标准与总量控制[J].环境科学研究, 2008, 21 (1) :1-8.
[4]田旭东, 汪小泉.钱塘江流域污染负荷及水环境容量研究[J].环境污染与防治, 2008, 30 (7) :74-77, 81.
[5]罗缙, 逄勇, 罗清吉.太湖流域平原河网区往复流河道水环境容量研究[J].河海大学学报 (自然科学版) , 2004, 32 (2) :144-146.
污染物总量控制与削减的思考 篇4
关于污染物总量控制与削减的思考
面对依然严峻的环境资源形势,中国必须采取有效可行的措施,实现污染物排放总量控制和削减.本文分析了中国目前污染物总量控制制度实施现状,剖析了存在的制约因素,从而提出了针对性的.对策,即建议通过建立完善总量控制法律法规、严格环境准入、加大科研投入、加强污染源环境监管、实施污染物集中处理、推广排污权交易等手段和措施,完成总量控制和削减,逐步改善和优化生态环境质量.
作 者：袁晓娟 周斌 Yuan Xiaojuan Zhou Bin 作者单位：通州市环境保护局,江苏,通州,226300 刊 名：环境科学与管理 英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE AND MANAGEMENT 年，卷(期)： 32(11) 分类号：X32 关键词：污染物 总量控制 削减水污染总量控制 篇5
1概念
依据环境标准的定义[1], 可将入海污染物总量控制标准定义为:国家根据人群健康、生态平衡和社会经济发展对海洋环境质量和生态系统服务功能的要求, 在综合考虑本国自然海岸带环境特征、科技水平和经济条件的基础上, 对入海污染物总量控制的概念、各项具体工作内容和某些技术要求加以限定的规范。
入海污染物总量控制标准体系是由指导入海污染物总量控制技术实施、具有内在联系的标准组成的科学的有机整体[2], 它包括确保入海污染物总量控制制度顺利实施, 有效完成所需的现有的、正在制定的和应着手制定的各种标准, 并由多个相互制约、相互作用、相互依赖和相互补充的分体系构成。
2研究现状
近年来, 我国虽然在水污染的全过程控制方面进行了许多探索, 但利用环境标准进行全过程控制却显得不够, 大量的环境标准停留在末端治理阶段, 源头性、全过程性环境标准很少。21世纪初, 部分地方政府开始意识到从源头、全过程控制污染物排放的重要性, 并制定了一系列相关的地方标准。如福建省人民政府在2001年制定了《九龙江流域水污染物排放总量控制标准》DB35/424—2001和《闽江水污染物排放总量控制标准》DB35/321-2001, 在2004年制定了《晋江、洛阳江流域水污染物排放总量控制标准》DB35/529-2004。为了规范污染物排放总量的测定, 2002年中国环境监测总站制定了《水污染排放总量监测技术规范》HJ/T92-2002。
随着海洋工作的快速发展, 海洋行政管理与执法、海洋环境保护、海洋公益服务、海洋科技调查等各项工作对标准的需求急剧增加。《全国海洋标准化“十一五”发展规划》中提出突出污染物入海控制、污染物排海监测、海洋环境容量评价等领域标准的制定, 以改善海洋生态环境, 提高海洋环境质量, 实现海洋经济与生态文明建设协调发展。《全国海洋标准化“十二五”发展规划》再次提出了加大入海污染物总量控制标准研究工作的力度。
随着入海污染物总量控制研究的深入和实施的推广, 对其标准的需求越来越大, 而目前涉及入海污染物总量控制的标准比较欠缺。“十一五”期间, 国家海洋环境监测中心对渤海入海污染物总量控制监测与评价技术进行了研究, 从不同的入海污染源进行分析, 建立了渤海江河入海、入海排污口、陆源非点源、海洋大气、海上污染源入海污染物排放总量监测与评价技术指南和渤海优先控制污染物筛选评价技术指南等标准草案, 并得到相关专家的肯定, 但此系列标准草案并未能实现标准立项及编制。国家海洋环境监测中心制定了《陆源入海排污口及邻近海域监测技术规程》HY/T 076-2005和《江河入海污染物总量监测技术规程》HY/T 077-2005, 但只是局限于入海污染物总量监测技术方面, 还缺少入海污染物总量控制指标及控制量确定、规划编制技术、管理信息系统建设、总量分配技术和海洋环境容量计算模式和控制条件选取等方面的技术标准。总体来说, 入海污染物总量控制标准体系正处于构建阶段, 无法满足入海污染物总量控制技术实施及管理的需要, 应该加紧构建该标准体系, 制定相关标准, 争取在“十二五”期间完成该标准体系构建。
3标准体系构建的意义
入海污染物总量控制技术标准体系是对入海污染物总量控制技术所需标准的科学总结, 其建立的意义体现在以下几方面。
(1) 它能描绘入海污染物总量控制技术的标准化工作和整体框架, 科学合理地确立入海污染物总量控制技术对标准的类目、内容、现状和发展趋向的总需求和具体需求, 并指导相关标准的制定和修订工作。
(2) 为入海污染物总量控制技术系统的建设者选用所需遵循的标准、掌握标准的现状和发展趋向提供了翔实的信息, 通过标准体系表, 可以全面系统地了解入海污染物总量控制技术所需的全部标准的情况, 能系统地了解国内和国际标准, 通过比较寻找差距和不足, 为进一步采用国际标准和国内先进标准提供了可能性。
(3) 为入海污染物总量控制技术主管部门提供标准化总体框架和发展蓝图, 指明未来标准化工作重点和发展方向, 提供相关决策依据和编制年度 (或季度) 入海污染物总量控制技术行业标准制修订计划依据, 避免盲目和与实际脱节。
(4) 为入海污染物总量控制技术标准体系逐渐趋向科学化合理化和实用化打下基础。
4标准体系框架构建的原则
4.1科学性原则
科学性是标准化的最基本原则, 是采用所述标准的有关应用系统和技术系统安全、可靠、稳定运行的根本保障。入海污染物总量控制标准体系的构建应建立在对入海污染物总量控制减排技术和管理技术进行深入研究、细心求证、逐一论证的基础上。
4.2全面性原则
入海污染物总量控制涉及管理、技术和工程等各种活动, 入海污染物总量控制标准也应当涵盖入海污染物总量监督管理的各个方面, 形成一个完整、全面的整体, 避免留有空白领域。同时, 各单项标准应有各自明确的领域范围, 不能出现标准之间雷同交叉的现象。
4.3系统性原则
系统性是标准体系中各个标准之间内部联系和区别的体现。在编制入海污染物总量控制标准体系框架过程中, 在内容和层次上要充分体现系统性, 按照标准体系的编制要求和组成原则, 恰当地将具体类目的标准安排在相应的位置上, 做到层次合理、分明, 标准类目之间体现出互相依赖、衔接的配套关系。
4.4先进性原则
入海污染物总量控制工作要随着科学的发展、技术的进步以及管理的规范而不断创新, 这就要求标准体系也要不断地更新和充实, 以保证标准体系的先进性[3]。
5标准体系的基本框架
入海污染物总量控制标准体系是入海污染物总量控制标准按其内在联系形成的科学有机整体, 是入海污染物总量控制标准制定的主要依据, 它可以避免标准制订计划安排的盲目性, 并保证入海污染物总量控制标准的系统性、配套性和完整性, 因此, 入海污染物总量控制标准体系框架的构建是一项重要的基础性工作。
根据上述原则, 除了入海污染物总量控制基础标准外, 入海污染物总量控制标准体系可分为入海污染物总量监测调查规范、入海污染物总量控制管理技术标准、入海污染物总量减排技术政策与规范、入海污染物总量控制信息标准4个类别;每个类别包括若干标准, 形成总的生态环境标准体系 (图1) 。
(1) 入海污染物总量控制基础标准。
入海污染物总量控制基础标准是为了制定、修订和执行入海污染物总量控制标准所需定义和统一的术语、符号、代码标准等。
(2) 入海污染物总量监测调查规范。
入海污染物总量监测调查规范是对各类不同来源、不同排海方式的污染物的排海总量进行监测、调查、估算的技术规范, 包括江河入海污染物总量、陆域直接排海污染物总量、陆域非点源污染物入海量和大气污染物沉降入海量等的监测、调查和估算技术规范。
(3) 入海污染物总量控制管理技术标准。
入海污染物总量控制管理技术标准是入海污染物总量控制管理过程中提供科学管理依据的技术和方法标准, 包括入海污染物总量控制目标制定指南、海域环境容量评估指南、海域排污总量分配指南、入海污染物总量控制规划编制技术指南、入海污染物总量控制考核评估规范等。
(4) 入海污染物总量减排技术政策和规范。
入海污染物总量减排技术政策和规范是对入海污染物总量控制涉及的各重点行业、各种总量控制指标进行总量控制和减排的技术政策、工程技术规范。入海污染物总量减排技术政策包括畜禽养殖业排海总量控制、农村生活污染排海总量控制、城镇污水处理厂脱氮除磷等的技术政策。入海污染物总量减排工程技术规范包括农村面源污染物总量控制工程、滨海湿地生态修复工程、畜禽养殖污染整治工程等的技术规范。
(5) 入海污染物总量控制信息标准。
入海污染物总量控制信息标准是入海污染物总量控制所需运用的数据库、系统建设的标准, 包括入海污染物控制总量管理信息系统建设指南、入海污染物总量监测系统监测指南。
(6) 标准的规划符合性。
根据《全国海洋标准化“十二五”发展规划》, 入海污染物排放总量控制系列标准被列入海洋污染控制和环境整治标准体系中, 用于确保污染物排放得到有效控制, 隶属于生态海洋标准体系。构建的入海污染物总量控制标准体系中, 江河入海污染物总量监测与估算技术指南、污染物入海总量控制管理信息系统建设指南、陆源非点源污染物入海量评估技术指南、大气污染物沉降入海通量评估技术指南、入海污染物总量控制目标制定指南、海域排污总量分配指南、海洋环境容量评估指南、入海污染物总量监测与核查规范等标准均已列入“十二五”期间计划主要修订或制定的海洋国家标准和行业标准项目中。
6入海污染物总量控制标准的制定原则与研究重点
6.1入海污染物总量控制标准的制定原则
6.1.1 坚持陆海统筹、河海兼顾的原则
入海污染物总量控制涉及沿海陆域和入海河流的污染防治与近岸海域的环境保护, 因此, 入海污染物总量控制标准的制定应综合考虑海陆关系, 贯彻海陆一体, 统筹协调的思想。
6.1.2 坚持以环境容量为基础的原则
入海污染物总量控制的核心是基于海域环境容量研究的基础上, 确定规划区域内主要污染负荷的允许排放总量, 从而制定对应的分配、规划、减排管理制度和政策, 实现污染控制从浓度控制向总量控制的真正转变[4,5], 因此制定入海污染物总量控制标准应以环境容量为基础, 坚持以海域环境容量核定排污总量的容量总量控制策略。
6.1.3 坚持因地制宜、突出重点的原则
入海污染物总量控制标准应根据我国沿海不同地区的海域自然属性特征、生态环境特征, 实行分类指导, 体现区域差异。
6.1.4 坚持符合实际, 可操作性和前瞻性相结合的原则
入海污染物总量控制标准的制定应立足当前实际, 使规划具有可操作性, 又要充分考虑发展的需要, 使规划具有一定的前瞻性。
6.1.5 坚持协调衔接、互相依存补充的原则
入海污染物总量控制标准的制定应与现有的环境保护标准体系和海洋环境保护标准体系相衔接协调, 标准体系内各标准之间应该相互依存、相互衔接、相互补充, 使其结构相对合理, 具有一定的兼容性和协调性, 避免标准内容重复。
6.2入海污染物总量控制标准的研究重点
入海污染物总量控制管理技术标准和入海污染物总量控制信息标准是入海污染物总量控制标准体系的主体标准, 制定难度较大, 因此应着重开展对这两类标准的研究与制定。其中, 入海污染物总量控制目标制定标准、入海污染物总量控制规划编制技术标准和入海污染物总量控制管理信息系统建设标准是入海污染物总量控制相关标准制定的关键, 应予以关注并优先制定。
6.2.1 关于入海污染物总量控制指标及其控制量标准的研究
入海污染物总量控制指标指的是进行总量控制时, 针对某些对人类和海洋生态健康有较大影响的污染物进行控制, 这些需要控制的主要污染物定为控制指标。污染物总量控制指标的筛选应遵循人体健康与海洋生态保护原则、分类、分区、分级原则、代表性原则、海陆统一原则、可控性和可操作性原则、经济效益原则等原则, 通过规定的筛选技术流程, 根据不同海湾的环境功能与生态保护需求选取适合的入海污染物总量控制指标。 入海污染物总量控制指标控制量的确定, 应以现行的海水质量标准、沉积物标准与生物质量标准为基础, 综合考虑社会发展需求、经济现状、削减技术效率与工程成本分析, 因地制宜地确定污染物总量控制目标, 并通过环境容量计算, 考虑削减技术与削减成本约束, 确定海域污染物控制量。
6.2.2 关于入海污染物总量控制规划编制技术标准的研究
入海污染物总量控制规划是入海污染物总量控制工作的成果集成, 是总量控制政策和战略的具体体现, 制定入海污染物总量控制规划编制技术标准能够指导入海污染物总量控制规划的编制工作, 为海洋环境管理和总量控制提供科学依据。
规划编制技术标准应从规划编制的工作程序和提交的主要成果方面对入海污染物总量控制规划的编制提出程序及成果上的要求, 并从现状和污染源调查与评价、海域环境容量计算、总量控制规划目标制定、总量控制与减排规划主要任务、总量控制与减排重点建设项目、总量控制监测与核查方案和保障措施等6个方面对入海污染物总量控制规划编制的原则、内容和方法提出具体的要求。
6.2.3 关于入海污染物总量控制管理信息系统建设标准的研究
目前, 海洋行业已建立《海域管理信息系统建设技术规程》和《海洋功能区划管理信息系统建设技术规程》, 但入海污染物总量控制管理信息系统的建设实例并不多见, 急需建立技术规程以规范系统建设。
入海污染物总量控制管理信息系统建设标准应从污染物排海总量控制管理信息系统建设的目标、方针及应遵循的各项技术要求等方面加以规定, 从而规范系统建设的技术流程和系统中以数字形式存在的各种信息, 保证系统平台的总体一致性和数据存贮、交换格式的统一。
7结论
(1) 入海污染物总量控制标准体系框架应遵循科学性、全面性、系统性和技术性的原则构建, 包括基础标准、入海污染物总量监测调查规范、入海污染物总量控制管理技术标准、入海污染物总量减排技术政策与规范和入海污染物总量控制信息标准5个类别。
(2) 入海污染物总量控制标准的制定应坚持以环境容量为基础的原则, 因地制宜、突出重点的原则, 符合实际、可操作性和前瞻性相结合的原则, 以及协调衔接、互相依存补充的原则, 并且应以入海污染物总量控制管理技术标准和入海污染物总量控制信息标准这两类标准为重点, 积极开展入海污染物总量控制标准的编制。
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水污染总量控制 篇6
本研究从总量控制的概念出发, 分析了国内外的研究现状和我国实施入海污染物总量控制存在的问题, 并在此基础上提出了完善我国入海污染物总量控制制度的建议。
1 入海污染物总量控制的概念及意义
1.1 总量控制的概念及分类
污染物总量控制又称污染物排放总量控制、污染负荷总量控制或污染物流失总量控制, 是指在一定时间内综合经济、技术和社会等条件, 采取通过向环境排放污染物的污染源规定污染物允许排放量形式, 将一定空间范围内污染源产生的污染物量控制在环境质量容许限度内而实行的一种污染控制方法[3]。将污染物总量控制应用于海洋环境管理领域, 便提出了“入海污染物总量控制”的概念。
污染物总量控制按照环境质量目标的不同表达方式, 可分为目标总量控制、容量总量控制、行业总量控制3种类型[4]。目标总量控制以排放限制为控制基点, 从污染源可控性研究入手, 进行总量控制负荷分配, 它简单易操作, 但具有一定盲目性和人为主观性;容量总量控制则以水质标准为控制基点, 从污染源可控性、环境目标可达性两个方面进行总量控制负荷分配, 它是最科学合理的, 但研究周期长、工作量大, 且污染物因子的降解规律、自净能力不易把握;行业总量控制是我国从工作概念角度提出的以能源和资源合理利用为控制基点, 从最佳生产工艺和实用处理技术两个方面进行总量控制负荷分配, 它主要针对一些生产工艺比较落后, 资源和能源的利用率均偏低, 且浪费严重, 应及时改革生产工艺的区域[4,5,6]。当前, 我国主要实行目标总量控制, 同时辅以在部分海域开展容量总量控制, 但目标总量控制只能被视为当容量总量控制条件不成熟时的过渡阶段, 总量控制的最终目标是实现容量总量控制。
1.2 总量控制的主要内容及核心技术
总量控制既是一种环境管理思想, 也是一种环境管理手段, 它包含了3个方面的内容:① 排放污染物的总量;② 排放污染物总量的地域范围;③ 排放污染物的时间跨度[7]。入海污染物总量控制的核心内容是研究目标海域污染物的产生、治理、排放规律和保护资金的需求与经济、人口发展的协调关系, 以便从客观上定量地把握经济、人口发展对海洋环境的影响, 并提出保护对策, 促进海洋资源的永续利用海洋环境的可持续发展[8]。
污染物允许排放量的分配是总量控制的核心和关键。污染物允许排放量是指在现有污染物排放条件下, 海洋中污染物浓度不超过海洋功能区划所规定的环境质量标准条件下, 水体中所能容纳的污染物含量[9]。如何根据研究区域内的污染源分布、污染物种类、排放方式、排放量、技术和经济条件以及其他自然和社会因素制定出污染物允许排放量的分配方案是总量控制需要解决的核心问题[2]。
1.3 我国施行入海污染物总量控制制度的意义
入海污染物总量控制制度是建立在海洋纳污能力 (环境容量) 国家所有权和国家对海洋环境管理权基础上的综合性的环境资源管理制度, 是调整海洋环境容量利用、控制海洋污染、管理入海污染物排放活动所产生的一系列社会关系和法律规范的总和, 它由有关法律的条文和专门的法规、行政规章构成, 包括管理机构及其出现和管理原则、办法、措施、程序等规定, 是综合性的海洋自然资源保护利用和环境管理制度[10]。《中华人民共和国海洋环境保护法》明确规定:“国家建立并实施重点海域排污总量控制制度, 确定主要污染物排海总量控制指标, 并对主要污染源分配排放控制数量。”目前, 这一规定尚未得到有效落实。面对日益严峻的海洋环境保护形势, 建立实施重点入海排污总量控制制度, 是减少入海污染物排放总量、有效改善海洋环境质量的最强有力的措施, 对于保护和改善海洋环境、促进和保障沿海地区社会经济发展、促进沿海地区海洋产业结构和发展方式的转变具有重大意义。
2 国内外研究的现状
入海污染物总量控制是水环境总量控制的组成部分, 它是伴随着水环境总量控制的发展而逐步形成和发展起来的。水环境总量控制是国外20世纪六七十年代发展起来的一种比较先进的水环境保护思想和管理方法。日本《濑户内海环境保护临时措施法》、美国的《清洁水法》和欧盟的《欧盟水框架指令》均有相应的总量控制和减排规定。国内这方面的研究始于20世纪70年代, 从“九五”至“十一五”期间, 提出了主要污染物排放总量政策和指标体系。近年来, 总量控制在水环境保护中的作用日益凸显, 国内外相关研究方兴未艾。本研究主要从水环境总量控制的立法与政策、总量控制方法与技术、总量控制下的排污权交易制度3方面对国内外的相关研究进行阐述。
2.1 立法与政策
2.1.1 国外研究的现状
水环境污染物总量控制, 最早出现于日本和美国的水质规划[11]。20世纪60年代末, 日本为改善日益恶化的水环境状况, 提出污染物排放总量控制的问题, 使日本成为最早提出总量控制理论的国家。1971日本开始组织力量对水质总量控制计划问题进行了研究, 并于1973年批准了《濑户内海环境保护临时措施法》, 首次在废水排放管理中引用了总量控制, 以化学耗氧量 (COD) 为指标限额颁发许可证, 并制定了三年的总量控制目标[12]。70年代末, 日本开始在国家环境管理上实施了以部分区域总量控制为核心的综合防治, 先后提出和实施了一些总量控制的方法和措施。1977 年, 日本环境厅提出了“水质污染总量控制”方法, 主要是以COD为控制因子进行总量控制工作[13]。1978年将《濑户内海环境保护临时措施法》改为永久性法律, 同时制定了包括COD总量控制制度的《濑户内海环境保护特别措施法》[14]。1984 年日本的水质污染总量控制制度在东京湾、伊势湾及濑户内海实行, 并严禁无证排放污染物, 致使这3个海湾80%以上的主要污染源受到控制, 水环境状况得以改善[15]。经过近40年的努力, 日本在总量控制技术与政策方面建立了理念先进、措施具体、效果明显的水环境污染防治立法体系[16]。
在美国, 污染物总量控制方法的研究最早是由美国国家环保局提出的。美国环保局于1972 年在实施“最大日负荷总量” (Total Maximum Daily Loads, TMDL) 制度的过程中, 提出了总量分配及应考虑的因素[17]。从 1972 年开始在全国范围内实行污染物排放许可证制度, 即所谓的“泡泡政策”, 并使之在技术路线和方法上不断得到改进和发展[18]。1983年美国正式立法, 实施以水质限制为基点的排放总量控制。在立法的基础上, 美国各州根据本州的实际情况, 分别灵活采用了不同的总量控制方法, 如季节总量控制方法[19]、变量总量控制方法[20]、污染负荷排污交易制度[21]、污染负荷兑换制度[22]等来具体应对环境恶化的趋势。自实施水污染排放总量控制制度以来, 美国的水环境污染控制取得明显的成效。
20 世纪80年代, 欧洲波罗的海沿岸国家通过排海污染物总量控制和综合治理措施, 使得该海域生态环境一定程度上得到恢复和改善。联邦德国和欧洲共同体各国采用水污染总量控制管理方法后, 使 60%以上排入莱茵河的工业废水和生活污水得到处理, 莱茵河水质明显好转。其他国家如瑞典、苏联、韩国、罗马尼亚和澳大利亚等也相继实施了以污染物排海总量为核心的水环境管理方法[15,23]。
2.1.2 国内研究的现状
我国的污染物总量控制始于20世纪70年代的水环境领域。70年代初, 我国从控制污染源排放着手, 开始对污染物排放实行浓度控制, 并颁布了一系列海洋污染物浓度排放标准、海洋环境质量标准及多项海洋环境保护政策[24]。70年代末, 以制定松花江BOD总量控制标准为先导, 进行了最早的探索和实践;接着于80年代陆续在黄河、淮河、长江和沱江的一些河段和白洋淀、胶州湾、泉州湾等水域, 以总量控制规划为基础, 进行了水环境功能区划和排污许可证发放的研究[25,26], 并开始对我国近海海域环境污染物自净能力和环境容量进行了一些有益的探讨[27,28]。1988年3月, 国家环保局关于以总量控制为核心的《水污染排放许可证管理暂行方法》和开展排放许可证试点工作通知的下达, 标志着我国开始进入总量控制、强化水环境管理的新阶段[29]。1996 年全国人大通过的《国民经济和社会发展“九五”计划和 2010 年远景目标纲要》标志着污染物总量控制正式作为我国环境保护的一项重大措施[30]。针对在总量控制实施中的问题和情况, 国务院于2000年3月20日颁布了“水污染防治法实施细则”, 在其中用多项条款对总量控制作了细化和更具有可操作性的规定。《国家“十二五”海洋科学和技术发展规划纲要》明确将“深入研究基于区域承载力的海域总量控制模型、基于近岸海域环境质量的流域污染总量控制技术等”列为“海洋生态修复与污染控制”中的重点任务。入海污染物总量控制已逐渐成为我国实施海洋环境管理的重要措施, 并且将在经过浓度控制、目标总量控制2个阶段之后, 逐渐过渡进入到容量总量控制阶段。
2.2 方法与技术
对于某一海域进行入海污染物总量控制一般采取的技术流程为:确定海域环境质量控制目标→调查入海污染源, 并计算海域环境容量→污染物允许排放总量优化分配到各污染源→确定排放总量的削减与总量控制方案→总量控制的反馈。其中海域环境容量计算和污染物允许排放量的优化分配是实施总量控制计划的主要技术。
环境容量是指海域水体在规定环境目标下所能容纳污染物的量, 它的大小与海域的大小、各环境要素的特征规律、功能属性和污染物的物化性质有关[31]。控制海域的水体容积一般来说较大, 具有很大的稀释容量, 但水体的环境容量只有当污染物输运和扩散到时才能被利用, 常见的情况是, 海域中部的环境容量没有被利用, 但是排污口周边海域的环境容量已经超标, 因此, 现在更多计算的是海洋环境容量体系中的污染物允许排放量, 即在现有污染物排放条件下, 水体中污染物浓度不超过海洋功能区划所规定的环境质量标准限值条件下, 水体中所能容纳的污染物的量[9]。目前海洋环境容量的计算方法大致分为两类:一类基于海域的物理、化学、生物自净能力这一客观现实, 从水动力和包含主要污染物的水质模型出发, 结合控制海域和控制目标, 建立环境容量估算模型, 确定并优化特定海域主要污染物的允许排放量, 结合污染物的现状排放量, 给出污染物的排放余量或者削减量[9], 分为分担率法[32]和最优化法[33];另一种是基于翔实的环境监测数据的方法计算海域的环境容量, 如箱式模型法[34]。在实际应用中, 要根据研究海域的实际情况, 参照各种方法的利弊和适用范围来选择合适的计算方法。
污染物允许排放量分配是实施总量控制的关键技术, 是落实总量控制措施, 实现水质规划管理目标的重要环节[35]。在总量分配过程中, 应综合考虑各方面的影响因素并平衡各方利益, 选择一定分配原则和方法对环境容量进行公平、合理的分配。总量控制中污染物允许排放量分配方式很多, 归纳起来主要有等比例分配法、费用最小分配法、按贡献率削减排放量的分配法3种。等比例分配法是在承认各污染源排污现状的基础上, 将总量控制系统内的允许排污总量等比例地分配到污染源, 各污染源分担等比例排放责任, 该方法是一种在承认排污现状基础上简单易行的分配方法, 但在一定程度上起到鼓励落后的消极作用;费用最小分配法是以治理费用为目标函数, 以环境质量目标作为约束条件, 使系统的污染治理投资费用总和最小, 求得各污染源的允许排放负荷, 该方法所得结果能反映系统整体的经济合理性, 但并不能保证每个污染源的负荷分担都是合理的;按贡献率削减排放量分配方法是按各个污染源对总量控制区域内水质影响程度来削减污染负荷, 对水质影响大的污染源要多削减, 反之则少削减, 该方法对排污者来说是一种公平的分配方法, 有利于企业提高效率开展竞争, 但是, 这种分配方法在污染治理费用方面存在一定不公平性[36,37,38,39]。
2.3 排污权交易制度
排污权交易制度是当前受到世界各国广泛关注的环境经济政策之一, 它是在满足环境质量目标要求的条件下, 通过创建市场, 有效配置污染削减责任 (容量资源) , 来降低污染控制的社会成本, 因而成为有效实施总量控制的方法[40]。
排污权交易起源于美国, 由美国经济学家、多伦多大学教授戴尔斯于1968年最先提出了排污权交易的理论。该理论率先被用于对大气污染物削减的环境经济政策中, 之后排污权交易的方法被一些经济发达国家 (如美国、澳大利亚等) , 以及一些发展中国家的发达地区 (如我国上海、智利的圣地亚哥等) 应用于水污染物削减的控制政策中[41]。它的理论来源于著名的“科斯定理”——只要市场交易成本为零, 无论初始产权如何配置, 市场交易总可以将资源配置达到最优[42]。1992年里约热内卢环境与发展大会后, 排污权交易制度作为环境保护的一种有效手段在世界范围内被广泛采用[43]。我国从20世纪80年代开始试行水污染物排放许可证制度, 1987年国家环保局在上海、杭州等18个城市进行了排污许可证制度试点工作, 然后在全国范围内逐步推广, 1989年的第三次全国环保会议上, 排污许可证制度作为环境管理的一项新制度被提了出来[44,45,46]。
总量控制是实行排污权交易制度的基础, 而排污权交易制度正在成为实施总量控制的主要和有效的手段。通过市场作用, 使社会以最低成本实现污染物减排, 环境容量资源实现高效率的配置。
3我国实施入海污染物总量控制制度存在的问题
自“九五”以后, 实施污染物排放总量控制成为我国环境保护工作的重要内容。在各级政府的不懈努力下, 我国海洋环境不断恶化的趋势得到了有效遏制, 重点海域的环境质量有了明显的改善和提高。随着我国入海污染物总量控制工作的全面展开, 一些需要正确认识和处理的问题也陆续出现, 主要体现在以下几个方面。
(1) 缺乏总量控制相关的配套法规制度。
我国目前仅在《海洋环境保护法》中有关于重点海域排污总量控制制度的原则性规定, 并没有建立一整套的法规制度体系, 缺乏具体操作所需的办法、措施、程序等规定。同时, 没有确定实施总量控制的重点海域, 也尚未建立相应的总量分配、核查监督和跟踪评估机制。这样就导致管理者在总量控制制度具体操作时无所适从, 形成错误决策, 给国家造成巨大损失。
(2) 开展总量控制的工作体制机制有待完善。
建立实施重点海域排污总量控制制度, 既涉及国家产业财政政策等宏观调控措施, 又涉及污染源监管的微观管理行为;既涉及环境保护、海洋、水利、农业、交通运输、住房和城乡建设等负有污染监管职责的职能部门, 又涉及发展和改革委员委、财政部等综合管理部门, 还涉及不同地方政府的跨区域和跨流域合作。要使这么多区域、部门、领域充分协调配合, 形成合力, 是一个非常复杂的系统工程。至今, 我国还没有建立这样一个完善的工作体制。
(3) 实施总量控制的污染物种类有待增加。
我国现阶段的水污染物总量控制指标主要包括COD和氨氮, 而当前我国海洋环境的主要超标污染物为氮、磷、石油类等, 而且不同海域可能存在不同的特征污染物 (重金属、持久性有机物等) , 这些指标并未列入总量控制指标范畴。此外, 现行的水污染物总量控制基本上是针对点源污染, 还没有将非点源污染纳入总量控制计划。
(4) 总量控制还停留在目标总量控制阶段。
我国现阶段主要采用的是简单易操作的目标总量控制, 并未考虑各纳污水体的环境容量及其可能对海洋生态系统健康造成的污染影响。长期以来的实践表明, 这样的环境保护政策并不能有效地控制近岸海域环境质量的下降趋势。
(5) 总量控制的监测与管理力度有待加强。
目前, 我国海洋环境管理中针对排污单元的动态监测能力不足, 无法准确计量污染物排放量;对偷排、漏排的企业无法全面有效监管并根据违规程度进行处罚。这些在一定程度上影响了污染物总量控制制度的实施效果。
4完善我国入海污染物总量控制制度的几点建议
针对我国入海污染物总量控制制度上述实际情况和现存问题, 作者认为, 应分清主次矛盾, 集中力量, 分阶段、分步骤的加以解决。
(1) 建设总量控制相关法律法规。
根据依法行政和建设法治型政府的要求, 建立实施重点海域排污总量控制制度, 首先应由国务院制定出台“重点海域排污总量控制管理办法”。并由国务院组织编制重点海域总量控制制度的一整套的法规制度体系, 同时, 配以具体的操作办法、措施、程序等。只有这样, 实施总量控制制度才能有法可依、有章可循。
(2) 完善相关体制机制。
在我国实施总量控制制度, 牵涉面广, 涉及各行各业, 需要各有关部门通力合作, 实现资源共享、优势互补、互相监督。要充分利用市场经济的优势, 实行排放污染物许可证制度。鼓励向海排污权在不同行业、不同排污者之间以交易方式进行流转, 从而不断提高海洋环境容量的经济和社会效能。
(3) 实施排污总量控制的重点海域优先控制污染物名录制度。
综合分析我国海域海洋生态环境状况及变化趋势、排海污染物状况及变化趋势, 并考虑海域的水交换能力、经济和人口规模等因素。筛选确定需要实施排污总量控制的重点海域污染物名录, 同时, 研究非点源污染总量控制的理论机制, 并逐步制定非点源污染总量控制制度。
(4) 由目标总量控制阶段逐步过渡到容量总量控制阶段。
目标总量控制只能被视为容量总量控制条件不成熟情况下的过渡阶段, 只有建立基于海洋环境容量理论的入海污染物总量控制制度, 才能够充分利用海洋的自净能力, 促进沿海地区社会经济和环境保护同步协调发展。
(5) 加强排污行为的监测和核查制度。
建立科学、完备的监测、核查工作体系, 以保证排污者按照行政机关规定的数量、时间和方式排放污染物;否则, 将会因为公平问题引发排污企业的抵触心理, 使总量控制政策收不到预定的效果。
5 结 论
水污染总量控制 篇7
可持续发展作为人类发展的新战略已成为全球的公识。而总量控制是控制污染发展趋势、改善环境质量、实现经济持续发展的重要途径, 总量控制就是指在规定时间内, 对某一区域或某一企业在生产过程中所产生的污染物最终排入环境的数量的限制[1]。
环境规划则可定义为人类为使环境与经济、社会协调发展, 把“社会-经济-环境”作为一个复合生态系统, 依据社会经济规律、生态规律和地学原理, 对其发展变化趋势进行研究而对人类自身活动和环境所做的时间和空间的合理安排。环境规划遵循和追求的战略思想和根本目标是可持续发展, 其基本出发点是保障人们享用环境权和公正地规定享用环境经济权时所应遵守的义务。环境规划的基本任务是依据有限的环境承载力, 规定人们经济和社会活动的约束要求, 并提出保护和建设环境的方案。环境规划的作用是促进环境与经济、社会可持续发展;保障环境保护活动纳入国民经济和社会发展计划;合理分配排污削减量、约束排污者的行为;以最小的投资获取最佳的环境效应;实行环境管理目标的基本依据[2]。
我国的环境规划是伴随着环境保护工作的发展而发展的, 20多年来, 我的的环境规划从探索到逐渐成熟, 已经初步形成了一套从宏观到微观, 从理论到实践, 从规划编制到实施的环境规划体系、程序和方法, 在我国的环境保护工作中起着举足轻重的作用。目前, 我国环境规划的内容一般包括城市环境质量控制、污染排放控制、污染治理、自然生态保护和其他有关方面。每个方面都提出了目标任务、指标和措施。而规划的内容、指标体系和编报格式由国家计划委员会会同国家环境保护局统一制定[3]。
在污染物排放方式上, 我国最早实施的是污染物排放浓度限制。但是, 由于浓度限制存在着可以人为稀释后再排放、只按最高浓度的污染物进行收费等诸多不足, 其在强制企业进行污染处理、控制污染物排放量、改善环境质量等方面所呈现出的弊端越来越多。在借鉴国外的一些成功的经验以后, 我国在近年来开始慢慢地推行污染物排放的总量控制制度。其基本的做法就是定出区域允许排放的污染物总量, 进行逐级的分配, 直到最终的企业一级。企业每年只能排放少于其分配到的数量的污染物, 但是不足的部分可以向其他有盈余的企业进行购买。
目前, 我国污染物总量控制主要有两种模式, 即目标总量控制和容量总量控制。目标总量控制是指环境保护行政主管部门依据环境统计资料, 根据环保目标要求和技术经济水平, 确定污染物排放总量控制指标, 也就是根据环境目标来确定总量控制指标, 现阶段我国大部分地区实行的是目标总量控制。容量总量控制是通过科学研究的成果, 根据当地实际的环境容量来确定污染物排放总量控制指标, 即主要是根据环境容量确定总量控制指标。容量总量控制显然更符合环保的要求, 也较科学, 但由于相关的技术要求高, 实施难度大, 目前允许二者并存, 先在社会经济条件好和环境容量要求严的地区实行容量总量控制, 进而逐步推广[4]。近年来, 随着我国环境规划工作和总量控制工作的深入开展, 在环境规划的过程中已经逐步地引入了总量控制的思想。总量控制已经逐步发展为环境规划的不可或缺的一项重要内容, 成为了环境规划中必须贯彻落实的一项内容。
二、总量控制环境规划应用的重要性
《国民经济和社会发展第十一个五年 (2006-2010年) 规划纲要》中提出:“十一五”期间主要污染物二氧化硫和化学需氧量排放总量在2005年的基础上减少10%。规划纲要指明将主要污染物二氧化硫和化学需氧量作为“十一五”经济社会发展的约束性指标之一。“十五”时期, 我国国民经济持续快速增长, GDP年均增长率高达9.5, 比世界平均水平高出5.5个百分点。2005年增速高达10.2, 是“十五”时期增长最快的一年。但是, 经济社会的快速发展使得环境问题接踵而至。一是我国环境事故进入高发期。在经济高速增长和社会转型的背景下, 由于环境问题多年的积累和欠账、落后的环境治理和监管水平, 我国环境污染积重难返, 事故进入高发期, 呈现出一触即发的危险态势。二是我国城市和区域的水环境和空气严重污染状况还将持续下去。长期积累的环境问题尚未解决, 新的环境问题又在不断产生, 发达国家上百年工业化过程中分阶段出现的环境问题, 在我国集中出现, 呈现结构型、压缩型、复合型的特点。三是自然灾害、生态灾害将频繁出现。四是环境问题的国际化。随着经济的持续高速增长, 我国正在成为带动全球经济发展的重要引擎。然而, 增长并非全无代价, 环境的急剧恶化就是其中之一, 在国际社会造成的影响越来越大。总之, 中国环境问题的严重性在于一方面粗放的经济增长方式, 对能源、资源的巨大需求, 使得我国在较长时期内, 严重污染的趋势仍将难以改变;另一方面地方保护主义、资金投入不足、治污工程建设滞后、结构性污染依然突出等多种原因, 使得治理污染的速度赶不上环境破坏的速度。“十一五”阶段, 将是我国环境与发展矛盾最为突出的时期。在这个问题上, 我们没有任何别的选择, 只有坚持节约发展、清洁发展、安全发展, 才是实现经济又好又快发展的正确道路。
自从在环境规划方法中引入总量控制的思想以来, 污染物总量控制在环境规划方法论中便一直是一个重要准则[5]。无论是为区域的开发, 新经济开发区的开辟, 还是城镇的环境整治所作的环境规划, 从污染物总量控制的角度, 规划项目所在区域的功能区划和项目布局, 都将更有利于该规划区的环境不受破坏或环境质量的改善, 都将更有利于当地环境、经济与社会的协调发展。因此, 在环境规划中贯彻污染物总量控制显得非常必要, 污染物总量控制已成为环境规划的一种有重要意义的理论方法而得到了广泛应用。
在环境规划中贯彻实施环境污染物总量控制的必要性具体体现在:污染物总量控制不但是环境规划与环境管理的重要基础;它还为接下来的环境质量评价、环境预测和宏观战略的研究、以及清洁生产等鼓励节能、降耗、减污、改善环境的经济技术政策的建立提供了理论和技术方法方面的依据;同时也使该区域的排污收费和排污许可证制度的建立和管理更加科学[6]。
三、总量控制在环境规划中应用的优点
在我国, 实行浓度控制与总量控制相结合的污染控制对策虽然已经有一定时间了, 但是在大部分的地区污染物的总量控制措施却一直仍未能得到很好的落实, 其主要原因是在实施污染物的总量控制过程中还存在着不少的障碍和问题, 包括了不能确定地区的总量、总量计算模式落后、总量指标难以下达、行业主管部门不协调、法规不完善等方面[7、8]。如果以地区级为单位的目标总量控制区可以较好地解决这些问题。环境规划中吸取了我国的环境管理制度之长, 环境规划的过程中贯彻总量控制, 具有以下优点:
1、环境规划要对当地的污染源进行调查和统计, 这时的污染源调查涵盖了包括工业污染源、农业污染源、生活污染源、交通污染源在内的所有污染源, 这种大范围全方位的调查比起项目的环境评价或其他工作能更好地真实反映当地的污染物排放情况, 从而也避免了这项污染防治政策在落实过程中的盲目性和随意性。
2、环境规划中对老污染源的削减方案对这些企业具有法律的约束怍用。这是达标排放和限期冶理措施所赋于的权利。可根据环境规划的进度要求安排进行检查和督促.这种检查与新建的建设项目并不直接发生关系, 因此不论此项目是否上马, 对削减方案并无影响, 它的削减量还可用于其它项目。
3、环境规划可统筹考虑目标容量的分配, 本地区和地区间的统一调配, 而不必要每上一个项目就要政府开会下文, 便于管理和审批, 有利于环境影响评价和“三同时”制度的实施。
4、通过环境规划的基础工怍可摸清当地环境允许开发的目标总量, 根据环境规划中的每年削减量可有的放矢地招商引资, 增强计划性和审批速度。
5、通过地区级的环境规划可以通过总量分配的倾斜政策而使工业布局日趋合理, 产业结构得到优化。有利于城市环境综台整治和污染物集中处理。
6、由于新老企业没有任何直接关系, 因此没有污染权的转让问题, 不会产生污染大户垄断污染量, 出卖污染权的不合理现象。符合公平竞争的原则, 有利于实施排污许可证制度和排污收费制度[9]。
四、总量控制环境规划应用的建议
污染物排放实行总量控制是我国要逐渐深入实施的一项污染物排放政策, 把它贯彻于环境规划的过程中来实施, 不但是环境规划本身的要求, 有很大的必要性, 而且这种贯彻于环境规划中实施的污染物排放总量控制还有很大的好处, 可以克服在总量控制中经常遇到的一些问题, 因此, 在环境规划过程中必须贯彻执行污染物总量控制。
然而要把环境规划当中的总量控制做好还存在着一定的问题, 否则, 可能影响其实施的效果。因此还必须要进一步做好以下的一些措施:
1、加快总量计算模式的研究
一些地方对国家污染减排相关政策、核算方法的认识还不够深入, 理解还不十分准确。一些地方环保部门对国家环保总局“淡化基数、算清增量、核准减量”的原则把握不准。减排量计算数据的问题, 可以归结为工作和制度两个方面。工作方面的问题主要有:污水处理厂只有出水数据, 没有进水数据;深度处理设施只有前处理进水数据和深度处理后出水数据, 缺少深度处理阶段的进水浓度数据;多个文件中处理设施处理效率不一致等。制度方面的问题主要是:竣工验收监测数据只反映浓度, 没有水量或者烟气量, 难以测算总量数据, 更难以测算深度治理工程实施前后的变化量。只有加快总量计算模式的研究工作, 修正已有的计算模式或发展新的计算模式, 由此计算所得的环境容量与允许排放总量才能更加接近于实际情况, 才能在规划的过程中制定出更加准确的总量控制目标。
2、加强环境监管能力
我们在污染物排放总量核查中发现许多企业在线监控设施建设滞后。不少地方对企业日常监察不够深入, 不能及时发现和纠正问题, 影响了对总量减排数据的核实;加强监督管理, 强化污染源达标排放, 加强企业环境管理, 提高重点污染行业排放标准。
3、推动环境价格改革
探索建立由排污权初始价格、排污付费价格、治污收费价格和环保服务价格组成的环境价格体系, 运用价格杠杆, 引导企业珍惜环境、加强治污。目前我省在太湖流域和电力行业已分别开展了排污指标初始有偿分配以及提高全省COD和SO2排污费征收标准的试点工作。
4、推动循环经济发展
政府有关部门需对高污染行业的企业进一步优化组合, 以节能降耗减污为重点, 积极倡导引进先进生产技术以及全面推广清洁生产, 使主要污染物排放总量逐步削减, 把生产带给环境的负面效应减到最低水平
5、加强政府各部门之间的协调
过去, 许多政府部门之间工作没有相互协调好, 甚至是各自为政、我行我素, 使得许多污染物排放总量控制措施根本无法正常实施。因此今后必须要加强各相关政府部门之间的协调、统一步伐, 这样才能有效地逐级下达环境规划所形成的总量指标, 使制定的总量控制真正付诸行动。
6、完善立法、加强执法
必须要完善与总量控制相关的法规制度的立法, 这样总量控制对企业来说才更具有强制性, 而不至于变成可依可不依的一纸空文。完善立法的同时必须要加强执法的力度, 对于那些没有执行总量控制的企业必须要严厉处罚甚至责令停产, 力争总量控制目标全面得到落实, 达到环境规划制定的环境目标。
摘要：介绍了环境规划与污染物总量控制的定义以及两者在我国的发展状况及两者的联系, 分析了在环境规划中贯彻总量控制的重要性与优点, 提出了进一步做好环境规划中的总量控制的一些建议。
关键词：环境规划,总量控制,环境容量,分配
参考文献
[1]陈文颖:《总量控制优化治理投资费用分摊问题的分析与处理》, 《清华学报》, 1998 (4) :5—9。
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[3]陈泉生:《论环境规划的编制》, 《云南环境科学》, 2OOO, 19 (增刊) :80—81。
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[5]李贞:《浅谈环境规划学的发展与完善》, 《山西经济管理干部学院学报》, 2001, 9 (4) :49—50。
[6]赵军:《浅论污染物排放总量控制》, 《山东环境》, 2000 (增刊) :28—29。
[7]丁爱红:《总量控制工作的问题与对策》, 《山东环境》, (21) 02 (110) :21—22。
[8]唐敏:《对污染物总量控制的思考》, 《太原科技》, 2001 (5) :8—9。
水污染总量控制 篇8
污染物总量控制是指对规定环境单元之内的排污单位和个人排放的某一种或多种污染物的数量实行控制的制度。被控制的污染物和指标值, 可以根据不同时期和不同环境单元的环境质量要求确定。
污染物总量控制是一种控制长株潭城市群污染的科学管理方法, 其含义是将排入长株潭城市群的污染物总量控制在环境容量允许的范围之内。它是从定量的角度出发, 把长株潭城市群看做一个整体系统, 按其功能要求, 确定环境质量标准, 据此来反推计算和拟定长株潭城市群内各种污染负荷的允许总量及其应削减量, 并研究和确定各污染源的合理负荷分摊, 再通过行政、经济和技术措施加以实施, 达到保护和改善长株潭城市群整体环境, 满足环境质量标准要求的目的。
1.实行污染物总量控制的优点。对长株潭城市群范围内的污染进行系统的规划, 计算出长株潭城市群范围内环境容量和污染源的允许污染负荷量, 因而可以对长株潭城市群的环境质量进行有效控制。即使污染源发生变化, 长株潭城市群范围内污染负荷量也不会变化, 不至于加重水质污染。在长株潭城市群范围内实施合理的污染物总量控制方案, 可以消除浓度排放标准与环境质量标准之间脱节和矛盾的现象, 限制不符合环境质量要求的新建和扩建工程项目上马, 防止“浓度控制”中不合理的稀释排放现象, 促进长株潭城市群资源的合理利用。通过寻求最优化的污染负荷总量分配, 达到较明显的经济效益。强化长株潭城市群环境管理就是要从简单定量管理过渡到科学、经济、实用的定量管理, 其基点是在污染源与保护目标之间, 在确定的时间、空间范围、确定的污染物类型条件下建立输入响应关系, “污染物总量控制”就是最有效的方法之一。
2.污染物总量控制类型。按环境质量目标的不同表达方式, 污染物总量控制可分为两种类型, 即容量总量控制和目标总量控制。
容量总量控制是环境容量所允许的污染物排放总量控制。它是从环境质量要求出发, 运用环境质量模型计算, 根据环境允许纳污量反推允许排污量。通过技术经济可行性分析, 优化分配污染负荷, 确定出切实可行的总量控制方案。容量总量控制的特点是将污染源的控制水平与环境质量直接联系起来。
目标总量控制是根据环境目标提出污染物排放总量和削减量的控制。它是从现有的污染水平出发, 针对特定环境的质量目标要求, 确定分阶段的排放总量控制和削减量, 即控制→削减→再控制→再削减的程序, 将污染物排放总量逐步削减到预期目标。目标总量控制的特点是将环境规划管理根据实际情况制定的环境目标作为总量控制的基础。
二、初始排污权分配方法
排污权是指排放者在环境保护监督管理部门分配的额度内, 并在确保该权利的行使不损害其他公众环境权益的前提下, 依法享有的向环境排放污染物的权利。
排污权与水资源、矿产资源一样, 属于公共资源范畴。在传统的总量控制中, 控制区及污染源的排污权分配一般有两种途径, 一种是环境容量总量控制法, 另一种是管理目标总量控制法。
传统的排污权无偿分配模式不能很好地处理控制区与排污单位之间的公平性问题, 环保部门不能周全的考虑到企业的实际情况。企业之间也缺乏比较竞争机制。因此政府对于排放权的分配应当由有偿分配和无偿分配两种方式组成。将控制区域内的必要污染量划分为无偿分配的范围, 然而对于超过企业必要排污量的排污, 根据排污量的多少进行有偿分配。这样既承认了企业生产过程中不可避免的会产生废物污染, 也考虑了地区的技术现状和行业差异, 在一定程度上也促进了企业自身的净污工作。同时避免了无偿分配所带来的社会问题。
初始排污权计算方法详见以下步骤:
1.平权排污量Qe。首先将控制区所有污染源分成I类 (包括各主要行业和生活面源) , 由污染源资料统计各类污染源的实际排污量Qri (i=1, 2, …, N) 。本控制区的平权排污量, Qe为本控制区内各类污染源实际排污量的加权和, 即:
其中, i为第i类污染源的平权函数, 是生产技术水平因子ai, 污染治理水平因子bi和未来发展规划因子ci的函数。
对于工业污染源, Pi、ri、ei分别为本控制区第i类污染源的产污系数 (单位产品或产值的污染物产生量) 污染物去除率和经济增长速度, 分别为同级所有控制区第i类污染源的平均产污系数平均污染物去除率及平均发展速度;对于生活面源, ai可直接取1, bi和ci分别为本控制区相对于同级所有控制区的居民生活燃料气化率及人口增长率.t为规划时段。可见, 若本控制区生产技术水平 (工艺、设备、管理等) 越高, ai越小;污染治理水平越高, bi越大;规划发展速度越快, ci越大.从而, 平权函数值fi也就越大。
2.环境容量Qa。采用大气扩散箱模型估算控制区环境容量.该模型能基本反映在一定环境质量目标下, 区域自然环境对污染物的容纳 (承载) 能力, 而且简便易行, 同时也与当前中国实施的制定地方大气污染物排放标准的技术方法 (GB/T3840-93) 所规定的值法相一致, 从而在政策上具有一定的继承性.根据箱模式, 本控制区环境容量 (t/a) 可定义为:
其中, s为控制区面积 (km2) ;Cs为某污染物年均浓度标准限值 (mg/m3) ;Hi为混合层平均高度 (m) ;u为平均风速 (m/s) ;ud为干沉积速度 (m/s) ;R为年降水量 (mm/a) ;wr为清洗率, 取值1.9×10-5。
3.经济密度因子d。这里的经济密度主要是指控制区工业用地的比例。引入经济密度因子主要有两个方面的考虑, 其一, 按照本文总量控制区的划分方法, 同一级别的不同总量控制区, 其经济密度是不同的, 而且这种差别往往将长期存在.很明显, 在式 (1) 中, 如果不考虑经济密度的差别, 很可能会对经济密度低的控制区造成控制过松而使污染源失控, 而对于经济密度高的控制区造成控制过紧而使总量控制难以实施。其二, 本文用以估算环境容量的箱模型, 是假定箱内污染物浓度是均匀分布的, 而实际上, 由于污染源分布的不均匀造成浓度分布也很不均匀。在这种情况下, 要保证控制区各处环境质量均达标, 则区域污染物所能允许的排放量 (以下称有效环境容量) 必然小于箱模型所估计的环境容量, 而且污染源分布越不均匀, 此差别越大.假定工业用地范围内污染源是相对均匀的, 那么工业用地比例越大, 有效环境容量越接近于环境容量, 经济密度为1时, 两者相等。因此, 可以将有效环境容量定义为环境容量与经济密度的积, 它可以更真实地反映一定经济密度下的区域污染物的承载能力。
4.权重因子a。控制区排污权Qp (总量控制指标) 的大小主要取决于区域平权排污量Qe和区域环境容量Qa (或有效环境容量) 。显然, 总量控制指标 (排污权) 越接近平权排污量, 就越具现实性和可行性, 但环境质量目标未必能得到保障;相反, 若总量控制指标越接近环境容量, 则环境质量目标越有保障, 但可能会因脱离实际而降低可行性。为了使区域排污权的分配既现实可行, 又与环境质量目标相一致, 就需要同时兼顾平权排污量和环境容量。为此, 引入权重因子a来权衡它们之间的关系。通过控制a的大小, 决策者可以从宏观上控制污染治理强度和环境质量达标的速度。a的取值范围为0
5.总量调整系数β。除最高级控制区以外, 以下各级控制区的初始排污权的分配是采用逐级层层分解的方法。不过, 某控制区的排污权并不一定全部分解到下一级控制区, 而是先扣除一定的预留量, 一方面作为未来新增大型火电厂的排污指标, 另一方面是为今后的发展留有余地.某控制区的排污权应等于该区下一级所有控制区排污权及预留控制量之和 (以下称总量约束条件) 。若定义:Qpu为上一级控制区排污权;Qpr为上一级控制区预留控制量, 并定义:
式中, K为同级所有控制区的个数, 于是, 根据总量约束条件, 总量调整系数为:
至此, 利用式 (1) , 便可以确定任一控制区的初始排污权Qp。需要说明的是, 若令b=1, 则式 (1) 也可以作为确定最高级控制区排污权的重要依据。
三、初始排污权优化配置
由于环境容量的限制, 排污量受到限制, 某个地区或企业的排污权增加必然会导致投入到其他地区的排污权减少。因此, 排污权的投放给予都应该以达到社会的最高效率和消费者, 企业及社会利益的最大满足为目的。争取排污权的分配使得资源得到充分利用, 最大限度地满足企业生存和社会发展的需要。因此在初始排污权的优化配置上应该从两个方面来考虑:各个控制区的自身情况以及对环境造成的污染程度。
由于各种历史原因, 长株潭城市群内各个控制区的社会经济发展水平, 产业结构, 行业结构生产技术水平, 污染治理水平以及未来发展规划等都各不相同.而每个企业自身企业治理自己产生的污染的能力也各不相同。在进行控制区排污权初始分配时, 必须综合考虑上述因素, 既不保护落后, 又不限制落后地区的发展, 只有这样才能保证总量控制的公平性, 使得企业自身加强对于污染的净化处理, 也能保证有限的资源得以最大限度地利用排污权的分配本身就是为了解决环境问题, 因此实现环境质量达标并逐步改善才是排污权分配的根本目的。因此在分配排污权的时候也应该要考虑到控制区和企业对于环境产生的影响和污染源的性质。但是, 环境质量的改善是一个渐变过程, 控制目标及措施都应循序渐进。鉴于此, 在排污权的配置过程中, 既要考虑基于环境质量目标和自然环境特征的区域环境容量, 也要考虑基于当前排污现状的平权排污量, 并通过权重因子调节他们之间的相对重要性, 从而既保证总量控制目标确实可行, 同时又与环境质量目标相一致。
摘要：从总量控制与排污权分配的内涵出发, 结合实施实行污染物总量控制的优点、污染物总量控制类型及总量控制区的划分, 从初始排污权分配的指标分析了长株潭初始排污权优化配置。
水污染总量控制 篇9
关键词：龙海市辖区,“十三五”,水污染物,减排思路
龙海市地处福建第二大江九龙江的出海口, 区域面积1128km2, 2015年, 常住人口93.28万人, 社会生产总值640.36亿元, 地方财政收入46.64亿元。“十二五”期间, 龙海市在实现GDP年均增长11.87%, 地方财政收入年均增长15.32%的同时, 主要水污染物化学需样氧量、氨氮排放量五年连降, 2015年水污染物COD排放量1.7668万t、氨氮排放量0.2141万t, 分别比2010年排放量减少10.62%和11.3%, 实现了漳州市政府下达的龙海市“十二五”主要水污染物COD排放量减少9.2%、氨氮排放量减少10.2%减排目标;2015年, 九龙江北溪省控江东桥断面 (龙海段) 及龙海市城市饮用水源取水口I类水质达标率达100%, 龙海市城市内河九九湾洋西和丹坑断面IV水质达标率达100%, 区域重点水环境质量保护目标得到有效控制。由于2012年起, 龙海市所辖角美镇成立漳州台商投资区并由漳州市单列管理, 分析龙海辖区“十三五”社会经济发展可能带来的主要水污染物减排困难和问题, 探讨总量减排的路径和对策尤为迫切。
1“十三五”主要水污染物新增量预测
1.1 城镇生活源
根据统计:龙海辖区2015年常住总人口68.40万人, 城镇化率为54%;“十三五”期间人口年均自然增长率控制在12.5‰内, 2020年城镇化率控制在58%。
新增量计算公式:E生活= (P2020城镇-P2015城镇) ×e×D×10-2
式中:E生活—“十三五”期间城镇污染物新增排放量, t;P2020城镇—2020年城镇常住人口, 万人;P2015城镇—2015年城镇常住人口, e—人均COD或氨氮产生系数, 取“十二五”期间漳州市城镇平均值COD67g/人·日、氨氮8.7g/人·日;D—污染物产生的天数, 取365日计。
依公式测算, 城镇生活新增COD1288.8t, 氨氮167.35t。
1.2 工业源
根据统计, 龙海辖区2010年GDP205.5亿元, 其中:工业增加值112.36亿元 (9个排放氨氮工业22.4亿元) ;工业COD排放总量0.2948万t, 氨氮排放总量153.3t (9个排放氨氮工业103.21t) 。2015年GDP404.67亿元 (增量42.29亿元) , 其中:工业增加值172.63亿元 (9个排放氨氮工业34.42亿元) , 增量20.22亿元 (7个低COD排放工业3.39亿元) ;工业COD排放总量0.085万t, 氨氮排放总量31.52t (9个排放氨氮工业21.31t) 。“十三五”GDP年均增长率12%。
(1) COD新增量计算公式:
式中:ECOD—“十三五”期间工业COD新增量, t;Ei COD—i年度工业COD新增量, t;i—第i年, i=1~5, 分别代表2016~2020年;Ii-1COD—i年上年度单位GDP工业COD排放强度, t/万元;GDPi-1—i年上年度GDP, 万元;ri GDP—i年度扣除低COD排放行业工业增加值增量贡献率后的GDP增长率, %;rCOD—“十三五”期间单位GDP工业COD排放强度年均递减率, %。
依公式测算, 2016~2020年工业COD新增量分别为:93.5t、55.7t、33.1t、19.7t、11.7t, 合计213.7t。
(2) 氨氮新增量计算公式:
式中:Ii-1氨氮———i年上年度重点行业单位工业增加值氨氮排放强度, t/万元。以2015年为基础, 逐年等比例递减。
Vi, 行业———i年度重点行业工业增加值, 万元;
Vi-1行业———上年度重点行业工业增加值, 万元;
I2015氨氮———2015年重点行业单位工业增加值氨氮排放强度, t/万元;
r氨氮———“十三五”期间重点行业工业增加值氨氮排放强度年均递减率, %。
“十三五”期间, 各年度重点行业工业增加值增长率取“十二五”重点行业工业增加值年均增长率8.97%。
依公式测算, 2016~2020年工业氨氮新增量分别为:1.91t、1.39t、1.02t、0.74t、0.66t, 合计5.72t。
1.3 农业源
根据统计:龙海辖区规模化畜禽养殖场 (小区) 及专业户饲养量:2010年为生猪 (出栏量) 54.9万头, 蛋鸡 (存栏量) 11.88万只;2015年为生猪 (出栏量) 64.39万头, 蛋鸡 (存栏量) 16.76万只。
其中:N2020畜禽i=N2015畜禽i× (1+r畜禽) 5
式中:E2020农业———2020年农业源水污染物产生量, t;
N2020畜禽i———2020年i类畜禽统计基量 (猪、肉牛、肉鸡以出栏量, 奶牛、蛋鸡以存栏量分别统计) , 只 (头) ;
畜禽i———畜禽种类, 包括猪、奶牛、肉牛、蛋鸡、肉鸡;
e畜禽i———i类畜禽产污系数, kg/头·年;其中:猪COD36、氨氮1.8, 蛋鸡COD4.75、氨氮0.1。
r畜禽———2010~2015年各类畜禽存栏量或出栏量的年均增长率, %;
依公式测算, 农业畜禽养殖新增量:COD4334.1t, 氨氮207.23t。
2“十三五”减排主要问题和困难
2.1 减排空间有限
2.1.1 生活方面
龙海市城市污水处理厂近期一组日处理2.5万t生活污水工程建成运行至今, 处理量仅为1.765万t/日, 运行负荷率70.6%;虽然政府已投入11047万元, 配套建成污水管网52.23km (其中:主干管铺设25.47km, 支管及入户管铺设26.76km) , 但仍满足不了现有污水厂处理需要。要确保“十三五”污水厂满负荷运行, 政府还需投入巨资完善配套污水管网, 以“十二五”期间污水厂污染物平均削减浓度COD175mg/L、氨氮17.4mg/L计, 仅能新增减排量COD469.48t、氨氮46.68t, 无法完全削减城镇生活污染物新增量。
2.1.2 工业方面
“十二五”期间, 政府投入财政奖励资金2782.96万元 (其中, 本级财政资金1220.1万元) 关闭14家造纸企业和5家制革企业, 淘汰造纸产能20.08万t/年、制革产能205万标张/年;3家重点工业企业投入1446.3万元, 实施28.5万t/年造纸和42万标张/年制革产能废水深度治理, 降低了辖区工业主要水污染物排放强度, 单位GDP工业COD排放强度年均递减率几何平均值高达46.85%, 重点行业工业增加值氨氮排放强度年均递减率几何平均值达33.1%, 极大地压缩了“十三五”工业减排空间。
2.1.3 农业方面
辖区农业规模化畜禽养殖场面广量大, 加上养殖户受利益驱使和减排资金扶持政策不配套等影响, 污染治理自觉性和积极性普遍不高, “十二五”期间, 规模化养殖场完成全过程综合治理率仅达34%, 剩下未完成治理的养殖场占总数66%, 养殖规模更小, 治理难度更大。“十三五”期间, 畜禽养殖业面临污染治理瓶颈, 即使规模化养殖场全部完成全过程综合治理, 也只能削减COD678.8t、氨氮168.06t, 难于抵消“十三五”污染物新增量。
2.2 水环境质量保护目标控制趋难
由于水环境质量标准是确定水质保护目标以及水环境容量大小的主要依据[1], 而水环境容量是指在满足规划的水质目标的前提下, 水体所能容纳的污染物的量或自身调节净化并保持生态平衡的能力, 流域 (区域) 水污染物排放受水环境容量约束[2]。“十二五”期间, 虽然龙海辖区单位GDP化学需氧量排放量从2010年的75.3t/亿元下降至2015年的30.7t/亿元, 氨氮排放量从2010年的10.16t/亿元下降至2015年的3.81t/亿元, 但水污染物排放源强仍较大, 部分河段排污量超过水环境容量, 水环境质量保护目标难于控制;2015年, 龙海辖区九龙江南溪支流监测断面 (南溪桥闸) Ⅲ类水质达标率达75.0%, 九龙江河口军垦沙头锦埔断面Ⅲ类水质达标率仅达16.7%, 程溪小流域5个监测断面Ⅴ类水质达标率仅为20.0%。
3 减排思路与对策
“十三五”, 龙海辖区应在满足区域社会、经济发展, 重点流域水环境质量目标得到有效控制的基础上实现主要水污染物减排。根据环境统计, 2015年龙海辖区COD排放总量12413.4t、氨氮排放总量1540.25t, 其中:排入九龙江程溪COD占9.9%、氨氮占9.69%, 排入南溪COD占15.56%、氨氮占17.46%, 排入南港 (福河至九龙江河口) COD占62.48%、氨氮占66.9%;生活污染物主要排入南港 (占78.25%) , 工业污染物主要排入程溪 (COD占19.32%、氨氮占41.07%) , 农业污染物主要排入南溪 (COD占54.35%、氨氮占56.35%) ;为改善流域环境质量, 在削减辖区GDP增长和城镇化率提高产生的污染物新增量的前提下, 应重点采取如下对策:
3.1 生活方面
应进一步完善城市污水管网, 保障现有城市污水处理设施满负荷正常运行, 并尽快投建第二组2.5万t/日污水处理工程, 充分发挥城市污水处理厂减排重要作用;在确保已建城镇污水处理设施正常运行的基础上, 加快落实九龙江流域周边1km范围内的乡镇生活污水处理设施建设。
3.2 工业方面
进一步优化产业结构, 淘汰落后产能, 严格项目环保准入, 实行新 (改、扩) 建工业项目新增COD和氨氮排放量总量削减替代和排污权交易制度。重点对程溪流域内的程溪镇、九湖镇、颜厝镇食品、农副食品加工、饮料制造行业重点企业实施清洁生产审核和废水深度处理, 加快规划建设漳州高新技术产业开发区和福建龙海经济开发区污水处理厂建设。
3.3 农业方面
进一步实施规模化畜禽养殖场全过程综合治理, 新 (改、扩) 建规模化畜禽养殖场必须严格执行环境影响评价制度, 实行生态种养、生物发酵床、垫草垫料等养殖方式, 减少新增污染物排放量;对南溪流域内的东泗、东园、浮宫、白水镇重点实行专业畜禽养殖户整合, 并实施全过程综合治理。
参考文献
[1]孟伟, 张远, 郑丙辉.水环境质量基准、标准与流域水污染物总量控制策略[J].环境科学研究, 2006, 19 (3) :1.
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