关于水域纳污能力计算理论的总结与思考

2022-01-23罗慧萍赵科锋曹慧群

长江科学院院报 2022年1期

罗慧萍，赵科锋，曹慧群，靖争

(1.长江科学院流域水环境研究所，武汉 430010； 2.流域水资源与生态环境科学湖北省重点实验室，武汉 430010)

1 研究背景

随着我国社会经济的快速发展，水资源、水环境保护矛盾与问题日益突出[1]。合理评估水域纳污能力作为我国水资源保护、水污染防治行业的重要组成部分，是污染物总量控制技术体系核心之一。科学认识、合理计算水域纳污能力对促进污染减排、实现水功能区限制纳污红线管理至关重要[2]。

《水域纳污能力计算规程》(GB/T 25173—2010)[3](简称《规程》)是目前水域纳污能力计算唯一比较有权威性的行业规范，在全国水资源保护规划、全国重要江河湖泊水功能区纳污能力核定和分阶段限制排污总量控制方案制定等实际工作中得到了广泛应用。然而，在实践检验的过程中，由于区域水文水资源、水污染特征、水环境管理要求、社会经济发展水平等的差异性，《规程》不能涵盖和指导全国所有情景水域纳污能力计算，对其中部分内容也存在较多分歧和争议[4]，导致计算结果存在诸多的不确定性，出现同一地区、不同部门之间计算结果偏差较大的情况。国内部分学者[5-6]针对《规程》中水文条件设置、污染源、排污口概化、计算模型及反应参数等方面存在的问题进行了探讨，指出了目前处理方式产生争议的原因及相应的解决对策，另有部分学者针对各种计算方法的适用条件、参数的不确定性与敏感性、动态纳污能力计算等方面开展了研究，取得了一定符合新时期水环境管理、更具可操作性的研究成果[7-14]。总体而言，目前关于水域纳污能力计算理论的相关研究较分散，缺乏系统论述水域纳污能力计算理论发展现状及趋势的文献，且针对水域纳污能力计算存在的问题也涵盖不全面。

本文通过搜集整理水域纳污能力计算理论相关文件、报告、书籍、规范、文献等，总结归纳现有水域纳污能力内涵、计算方法和原则选用、设计条件和参数确定等，并对其优缺点和适用性等进行讨论，提出新形势下水域纳污能力计算发展方向，以期为水域纳污能力科学、合理、准确计算提供参考依据。

2 水域纳污能力及相关概念辨析

2.1 水域纳污能力内涵理解

水域纳污能力计算产生分歧的一部分原因是对定义理解不透彻。目前水域纳污能力代表性、权威性的定义有3种：①在满足水域功能要求的前提下，在给定的水质目标值、设计水量、排污口位置及排污方式下，水体所能容纳的最大污染物量”[15]；②水域能持续发挥给定功能，而接纳的最大污染物负荷量。根据规定的水文概率或经调节的河道流量，确定在自净作用下，保证达到水域水质要求所允许的污染物排放量[16]；③在设计水文条件下，满足计算水域水质目标要求时，该水域所能容纳的某种污染物的最大数量[3]。

3种定义都指向了水体在“一定条件”下“容纳最大污染物量”的实质，一定条件包括给定的设计水文条件、水质目标，不同之处为一定条件中是否还考虑“水域功能要求”“排污口位置及排污方式”。“水域功能要求”可通过划分的水功能区类别体现，不同水功能区类别对应不同管控要求；排污口位置及排污方式影响污染物降解过程，水环境随排污口位置、排污方式的改变而发生变化。由此可见，“水域功能要求”“排污口位置及排污方式”体现了人类对水体的功能定位和利用方式，考虑这2个条件后的水域纳污能力更符合实际开发利用模式下的水体污染物总量控制管理。水域纳污能力基于水功能区管理提出、服务于水功能区管理，它不仅与水体、污染物的自然属性有关，还包括了人类对水体功能、水质管理的需求等社会属性，其大小将随着水资源开发利用的变化和人类水环境保护意识的提高而变化，反映的是水资源保护与社会经济发展系统的平衡关系、反馈机制和自我调节能力，本质上属于管理纳污能力[17]。

在实际管理和工作中，目前广泛采用的是第3种定义，虽与其他2种定义大同小异，但受认识水平、计算方法的概化处理以及解决实际问题的倾向性等影响，部分学者计算水域纳污能力时不考虑水域功能要求，产生水域纳污能力仅为水体自然属性、与排污口无关等错误的认识。相比之下，第1种定义更明确、更具体。

2.2 与水环境容量、水环境承载力的区别

在我国水资源保护与水污染防治管理中，与水域纳污能力密切相关的概念主要有水环境容量、水环境承载力等。

2.2.1 水域纳污能力与水环境容量

关于水环境容量，较为普遍的定义为：水体在规定的环境目标下所能容纳的污染物最大负荷，其大小与水体特征、水质目标及污染物特性有关[18]。有学者[19-20]认为水域纳污能力是水利部门用词，水环境容量是环境保护部门用词，皆指水体容纳污染物的能力，内涵相同。也有部分学者认为两者不同，闫莉等[21]认为水域纳污能力属于资源管理和资源配置范畴，水环境容量属于其中可利用资源管理范畴；程声通[22]认为水环境容量中可被利用部分为水域纳污能力，水域纳污能力在数值上小于水环境容量；杨国录等[23]认为水域纳污能力与水环境容量概念中初始浓度值的定义不同，计算也存在差别；董飞等[24]认为水域纳污能力考虑的是枯水流量条件、适用于点源控制，水环境容量可以综合考虑不同水期水文条件、各种类型污染源汇入。总体来看，在本质属性上，水域纳污能力兼具水体、污染物的自然属性、人类对水资源开发利用的社会属性，而水环境容量以水体、污染物的自然属性为主。在计算方法和参数确定上，水域纳污能力核定一般以水功能区为基本单元，以水功能区水质达标、功能有效发挥为目标确定计算参数，侧重入河湖污染物总量控制，强调水资源保护管理；水环境容量一般在水环境功能区的基础上划分控制单元为基本单元，以控制断面水质达标为目标确定计算参数，侧重陆域污染排放总量控制，强调水污染防治。由此可见，水域纳污能力与水环境容量不是同一个概念，在本质属性、计算方法、参数确定等方面均有区别。

2.2.2 水域纳污能力与水环境承载力

水环境承载力分为狭义和广义2种概念。狭义水环境承载力指水环境能够持续支撑人类社会经济活动所产生的污染物容纳能力，等同于水环境容量[25]；广义水环境承载力指水环境能够持续支撑人类社会经济活动的阈值，除水域纳污能力外，还包括水资源承载、生态承载及社会经济承载等方面[26]。由此可见，水环境承载力强调社会经济的发展，涵盖范围比水域纳污能力更广。

3 主要水域纳污能力计算方法比较

目前广泛应用的水域纳污能力计算方法主要有数学模型计算法、污染负荷计算法2大类，这2类方法概念清晰、计算简便、认可度高。

3.1 数学模型计算法

数学模型计算法是根据计算水域特性、水文条件、水质状况和水质目标等，通过求解相应的水质模型，进行水域纳污能力计算的方法。由于对水域纳污能力定义理解的分歧、采用水质模型的不同以及模型求解简化的差别，河流、湖(库)水域纳污能力计算模型均有多种表达形式，如表1所示。

表1 常用水域纳污能力计算模型Table 1 Common calculation models of assimilative capacity of water body

续表1

3.1.1河流数学模型计算法

根据采用的水质模型的空间维数，分为河流零维、一维、二维纳污能力计算模型。

河流零维纳污能力计算模型假设污染物进入水体后立即完全混合、水质浓度均匀一致，适用于径污比>20、精度要求不高的较浅、较窄河流。根据水质模型简化条件的不同，主要有3种表达式：①式(1)[3]假定污染物由计算河段上断面进入河段，河段出入流量相等，考虑水量稀释作用，忽略水体自净作用；②式(2)[27]假定污染物从计算河段内进入水体，只考虑水量稀释作用，忽略水体自净作用，通过反解零维水质模型得到；③式(3)[28]假定污染物从计算河段内进入水体，考虑水量稀释和水体自净作用，亦称为总体达标法。根据3个公式简化的内容，可以判断在水域纳污能力计算数值上，式(3)计算结果最大，其次为式(2)，式(1)计算结果最小。考虑到水资源分布的不均匀性，式(3)计算结果偏不保守，一般引入不均匀系数进行修正，取值介于0～1之间，河道越宽、水域面积越大，污染物进入水体后达到均匀混合越难，不均匀系数越小[29]。

河流一维纳污能力计算模型假设污染物在横断面上均匀混合，适用于不考虑污染物浓度在横断面上差异的中、小型河段。根据对水域纳污能力定义理解的不同，目前主要有2种表达形式：①式(4)[3]考虑现有污染物入河量对纳污能力的影响，且针对剩余的容量只考虑水量稀释作用、不考虑污染物的降解，当现有污染物入河量较大时，水域纳污能力计算结果有可能为负值[30]，这显然与水域纳污能力定义不相符，准确地说该模型计算的应该为剩余纳污能力[31]；②式(5)[27]考虑现有排污口位置和排放方式，不考虑现有污染物入河量对纳污能力的影响，通过反解一维水质模型得到，亦称控制断面达标法，根据水质控制断面位置的不同，又分为段首、段中、段尾控制，水域纳污能力计算结果依次增大，水质达标长度依次减小，其中段尾控制由于与当前水功能区管理的目标较为一致，在水资源管理实践中应用广泛[32-34]。

河流二维纳污能力计算模型假设污染物在垂向上均匀混合，适用于污染物岸边排放后产生单边一次反射、污染物在横纵向上非均匀混合、忽略横向流速及纵向离散作用、恒定连续排放的大型河段。根据对水域纳污能力定义理解的不同，目前主要有2种表达形式：①式(6)[3]同式(4)，考虑了现有污染物入河量对纳污能力的影响；②式(7)[27]同式(5)，不考虑现有污染物入河量对纳污能力的影响，通过反解二维水质模型得到，亦称混合区范围控制模型。根据混合区范围控制要求的不同，又分为混合区长度、宽度或面积控制模型，其中混合区长度控制模型应用最为广泛，通常以岸边污染物浓度作为下游控制断面的控制浓度[35-37]。

3.1.2 湖(库)数学模型计算法

通常根据采用的水质数学模型应用水体形状、规模和性质，分为湖(库)均匀混合、非均匀混合、富营养化纳污能力计算模型。

湖(库)均匀混合纳污能力计算模型亦称为湖(库)盒(箱)模型，假定湖(库)水体与污染物充分混合、水体中污染物浓度均匀，适用于小型湖库。根据水质模型简化条件的不同，主要有3种表达形式：①式(8)[3]假定出入湖(库)水量平衡，忽略水体自净作用[38]；②式(9)[4]假定湖(库)出入库流量、水体体积、污染物入湖(库)速率、污染物综合衰减系数、水质背景浓度等均为常数，即湖(库)处于稳定状态，考虑水体自净作用、现有污染物入湖(库)量对纳污能力的影响[39-41]；③式(10)[27]在式(9)的基础上不考虑现有污染物入湖(库)量对纳污能力的影响，同式(3)一样，计算结果偏不保守，一般引入不均匀系数进行修正[29]。相对而言，式(10)最符合水域纳污能力的定义、结果最符合实际管理需求，目前应用最广泛[42-44]。

湖(库)非均匀混合纳污能力计算模型适用于污染物非均匀混合的大、中型湖(库)，主要表达形式为式(11)[3]。该公式采用湖泊一维推流衰减模型，假定污染物在湖水中呈扇形扩散[45-46]。对于水域面积较大的湖(库)，鉴于水体动力特征、污染物演变扩散不均性对水域纳污能力的重要影响，在地形、水文、水质等资料丰富时，更多的是采用湖(库)二维、三维水质模型，通过数值模拟试算得到其纳污能力[47-49]。

湖(库)富营养化纳污能力计算模型假设污染物完全混合均匀，且富营养化状态只与营养物负荷有关，适用于对湖(库)营养物的总量变化进行长时段预测或者总体营养状况进行初期评价的富营养化水体，一般以年为时间尺度。根据采用的富营养化模型，常用的主要有4种表达式[50-51]：①式(12)采用沃伦威德(Vollenweider)模型，其中沉降系数较难实际测定，常采用经验估值法，导致结果易出现偏差；②式(13)采用合田健模型，根据水深估算沉降系数，结果易出现偏差；③式(14)采用世界经济合作与发展组织(OECD)模型；④式(15)采用狄龙(Dillon)模型，在沃伦威德(Vollenweider)、合田健模型的基础上引入了滞留系数。对于不同的富营养化水体，其特定的气象、水文、地理环境等不同，适用的富营养化纳污能力计算模型也不同，且4种公式计算结果均受系数估值准确性的影响，导致从计算数值上很难判断各个公式计算结果的大小和准确性，也无从判断适用性。从4种公式的实际应用来看，针对均匀混合的富营养化水体中COD多采用湖(库)均匀混合纳污能力计算模型中的表达公式、磷多采用式(12)和式(13)、氮多采用式(15)；也有学者考虑到不同公式计算结果常有偏差甚至相差甚远，同时采用几种公式计算水域纳污能力，通过计算结果的对比和合理性分析或者求平均，以提高水体纳污能力计算结果的精确度和可靠度。

综上所述，由于对水域纳污能力定义理解的分歧、水质模型的不同以及简化的差别、水质达标要求的不同等，数学模型计算法有不同的表达形式。采用数学型计算法的关键是结合污染物总量控制和水质达标约束，结合水体具体的污染特性，在知晓各模型表达式概化条件的基础上，选择和应用合适的计算公式，才能使计算结果尽可能接近实际情况、满足实际管理需求。

3.2 污染负荷计算法

污染负荷计算法是根据污染物入河量分析确定水域纳污能力的方法[3]，其应用前提是现状排污条件下计算水域水质满足目标要求，因此主要适用于现状水质较好、水质目标原则上维持现状水质的保护区和保留区以及现状水质较好、用水矛盾不突出的缓冲区[52]。污染负荷计算法没有考虑水体对污染物的稀释、扩散和降解作用，旨在从严控制纳污总量、保护水体维持较好的现状水质并不断向好。

通过污染负荷计算法确定的水域纳污能力是否能客观反映水体实际纳污能力，与该方法应用水域现状水质达标判断、污染物入河量统计计算的准确性密切相关。目前，对于水域纳污能力计算水域现状水质达标评价，一般采用基准年监测数据、利用频次法进行，评价结果与基准年选取、水质监测频次、监测水期、水文条件以及上游来水水质等紧密相关，不一定能反映水体最不利情况或者规划设计条件下的水质情况。另外，受监测条件和能力所限，污染物入河量统计计算常采用实测法、调查统计法和估算法等，其准确度难以保证，且污染源统计的口径不一定全面，计算结果不一定能反映实际污染物排放量。水质达标评价和污染物入河量计算均存在较多的不确定性，导致应用污染负荷法计算的水域纳污能力在实际应用中可能出现水质达标评价结果与污染物承载能力之间的不完全相关性[53]，如现状污染物入河量超载(现状污染物入河量>水域纳污能力)的水功能区水质较好，或现状污染物入河量不超载(现状污染物入河量≤水域纳污能力)的水功能区水质超标等[54]。

因此，在当前条件下，直接采用污染负荷计算法确定水域纳污能力，不一定符合实际，建议将现状污染负荷法与数学试错法相结合，取两者中较小的值。

4 主要水域纳污能力计算原则比较

水域纳污能力在根据相关方法定量计算的基础上，还需进一步结合现状污染物入河量、水体功能、水资源保护要求以及区域水资源开发利用需求等综合研判确定。不同的水功能区水资源保护与开发利用需求不同，对应的水域纳污能力计算原则也有区别。目前，水域纳污能力计算原则普遍采用的是《全国重要江河湖泊水功能区纳污能力核定和分阶段限排总量控制方案技术大纲》给出的宏观原则：

(1)保护区和保留区。原则上维持较好的现状水质不变且不劣于目标水质、不新增入河排污量，即对现状水质达标的保护区和保留区，纳污能力采用现状污染物入河量；对现状水质劣于水质目标值、需要改善水质的保护区和保留区，则根据设计条件和水质目标，选择适当的数学模型计算。

(2)缓冲区。分2种情况，现状水质达标且用水矛盾不突出的缓冲区，采用现状污染物入河量作为纳污能力；现状水质超标或存在用水矛盾的缓冲区，则根据设计条件和水质目标，选择适当的数学模型计算。

(3)开发利用区。根据各二级水功能区的设计条件和水质目标，选择适当的数学模型计算。

在宏观原则的基础上，不少学者结合区域水功能区管理严格程度、污染源治理难度、社会经济发展需求等，提出了更为严格的计算原则，主要有以下几种：

(1)保护区、保留区、饮用水源区及过渡区这4类水功能区原则上维持较好的现状水质不变且无点源污染，水域纳污能力仅考虑难以直接控制的面源[55]。

(2)生活饮用水水源地禁止直接排污，饮用水水源保护区、饮用水源区纳污能力应该为0[56]。

(3)饮用水源区原则上禁止排污，纳污能力按零处理，但当饮用水源区范围明显大于地方政府划定的饮用水源保护区时，其超出范围部分的纳污能力可按模型计算法核定。

(4)根据《中华人民共和国水法》(2016年7月2日)、《中华人民共和国水污染防治法》(2017年6月27日)、《中华人民共和国自然保护区条例》(2017年10月7日)、《水功能区监督管理办法》、《全国主体功能区规划》以及各地生态保护红线规划等法律法规、条例办法、规划，国家级自然保护区、饮用水水源保护区、调水水源保护区、饮用水源区禁止排污，纳污能力应该为0。

(5)按照保护区划分的目的，所有保护区均应不允许直接排污，纳污能力为0。

总体而言，关于水域纳污能力计算原则的分歧之处主要在保护区全部或部分、保留区、饮用水源区、过渡区等水功能区是否应该根据其管理要求和划分目的从严核定纳污能力，仅考虑难以控制的面源甚至禁止排污。从不同学者提出不同原则的依据来看，从严核定纳污能力有助于保护水质、促进水体功能持续有效发挥，也是与相关法律法规、条例办法、规划相衔接和协调的。

5 主要水域纳污能力计算参数的不确定性

水域纳污能力计算的一个重要目的是服务于水资源、水环境管理。当前水域纳污能力定量计算大多脱离管理实际，随意设置计算参数，不利于水资源、水环境保护。根据水域纳污能力计算参数实际确定情况，容易增加计算不确定性的参数主要有设计水文条件、综合衰减系数、计算水质浓度、排污口位置概化等。

5.1 设计水文条件

从水域纳污能力定义可以看到，“设计水文条件”并没有限定或指出是“单一”的水文条件还是“多个”水文条件，而现行的水域纳污能力计算大多限定为单一的水文条件，且根据偏安全的原则，一般为90%保证率最枯月平均流量或近10 a最枯月平均流量，计算得到的水域纳污能力为较小的定值，无法反映水体水文动态过程、自然边界条件及人为调度控制等因素的动态变化。另外，由于这个量值偏于安全，大多数时段的污染负荷都会超过这个量值，但是同期水质却未必都是超标的，尤其是丰水期，且对于水量较小、季节变化大、年内分配极不均匀的南方部分小型河流和北方大部分河流，该设计流量较为苛刻，很可能接近于0，这样计算得到的控制量并不符合水资源保护与社会经济协调发展的管理需求。

由此可见，统一采用90%保证率最枯月平均流量或近10 a最枯月平均流量计算的水域纳污能力不一定适合所有区域、水域。在实际工作中，建议优先采用90%保证率最枯月平均流量或近10 a最枯月平均流量，如果计算的水域纳污能力无法满足实际管理要求，应该进一步结合水域类型、地理位置、水文情势特征、水域保护重要程度、经济发展需求等，综合论证选择合适的设计流量，重新计算水域纳污能力。

5.2 综合衰减系数

综合衰减系数反映了水体中污染物在各种物理、化学、生物作用下的衰减速度，是一个综合的参数，无法反映水力特征、温度、泥沙、微生物性质、污染物初始浓度、pH值、溶解氧等因素对其的影响，也不能揭示水体中污染物演变的具体过程，导致其准确量化较为困难。

目前，综合衰减系数计算方法主要有野外实测法(两点法)、室内实验法(物理模型法)、模拟试算法、衰减系数模型法、经验公式法、分析借用法等方法[56]。各方法均有一定适用性和局限性，比如野外实测法仅适用于上下游断面之间河道顺直、水流稳定且无污染源和支流汇入，且监测数据的质量对计算结果影响较大；模拟试算法是目前最常用方法之一，操作简单，结果相对可靠，但也依赖于监测数据的准确性和模型方法的可靠性；衰减系数模型法物理意义明确，具有较好的应用前景，但研究还不是很成熟；经验公式法、分析借用法简单实用，可操作性强，但很大程度上依赖于操作者经验，有一定主观性和随机性。在实际工作中，应结合研究水域具体特点和操作条件，选取合适的一种方法或多种方法结合，以最大程度减小参数取值不确定性造成的误差。

5.3 计算水质浓度

水域纳污能力计算中涉及的水质浓度包括水质目标浓度和初始浓度。

水域纳污能力定义没有明确“水质目标”如何确定，对于水功能区，我们一般采用水功能区或控制断面水质类别对应的某种污染物浓度限值，该浓度限值是有一定范围的，取值不同会造成计算结果的不同，一般没有更严格的水环境管理要求时，水质目标常取上限值。也有建议将维持水生态系统健康的水质要求作为水质目标[13]，该水质目标不受人为社会因素的影响，取决于水体的自然属性要求，反映了水域纳污能力的客观性，但该值不易判断与量化，所以在实际工作管理中应用较少。因此，水质目标应综合考虑管理要求和可操作性确定。

根据水域纳污能力的内涵，初始浓度本意为水体中污染物自然背景值，指未受人类活动干扰的、河湖天然水质情况，但如今大部分河湖已受人类活动影响，且在影响之前受监测条件限制没有积累水质相关资料，导致现如今水体中污染物自然背景值很难知晓。当前，关于初始浓度，有采用上一河段的目标浓度，也有采用计算河段初始断面的实测浓度，两者大部分情况下不一致，这也造成纳污能力计算结果的不同[57]。在实际应用中，应充分考虑水域纳污能力计算目的来合理确定初始浓度，如果是想为规划水平年污染物总量控制提供依据，则采用上一河段的水质目标浓度作为下一河段的初始浓度更合理；如果是为现阶段污染物总量控制提供依据，则采用初始断面实测水质浓度作为初始浓度更合适。对于第一个河段即源头水初始浓度通常结合现状水质和规划目标确定，原则上认为源头水水质较好，在资料有限时，常采用《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中I类或II类标准限值。

5.4 排污口位置概化

《规程》中对排污口概化的规定为“有多个入河排污口的水域，可以根据排污口的分布、排放量和对水域水质影响进行简化”，对于具体如何简化却没有明确指导，导致实际工作中不同计算者由于对污染源认识不同或者受不同利益方影响，采用的概化过程不同，计算结果也有差异。

目前，纳污能力计算中排污口概化方法主要有中点概化、均匀概化、重心概化3种。对于较短计算河段，3种方法结果计算差异较小，尤其是中点概化与均匀概化计算结果非常接近；对于较长计算河段，3种方法计算得到的计算结果则有较大差异，且计算差距随着河段长度的增加而加大。因此，为了减少排污口概化产生的不确定性，在计算过程中尽可能充分体现排污口实际位置和排放量，尤其是对于较长或者较宽的计算河段，有条件时尽可能采用数值模型方法或者细分计算河段后采用重心概化方法；实际排污口位置和排放量在河段长度上(包括左右岸)分布较为均匀时，可采用均匀概化方法；排污口信息不全、精度要求不高时，可采用中点概化方法粗略计算。

6 关于水域纳污能力计算理论发展方向的建议

6.1 细化、强化水域纳污能力计算的合理性分析与检验

减少水域纳污能力计算过程不确定性、提高计算结果可靠性和实用性的有效方法之一是进行计算的合理性分析与检验。《规程》指出了水域纳污能力计算在基本资料、计算条件简化和假定、数学模型选择与参数确定、计算成果共4个方面合理性分析与检验的要求，但没有进一步给出具有可操作性的步骤，实用性较差。目前，关于水域纳污能力计算合理性分析与检验的文献研究较少，大量应用实例也未开展合理性分析与检验，导致部分水域纳污能力计算成果明显量化不当或同一地区不同部门之间计算结果偏差较大，如出现现状水质达标的水域纳污能力计算结果却小于现状污染物入河量、地方水行政主管部门与流域机构在同一地区核算结果相差甚远等情况。

水域纳污能力的法规性决定了它应有的可靠性和实用性，其合理性分析与检验应受到高度的关注。建议后续正向从水域纳污能力计算基本资料选用、计算条件简化和假定、数学模型选择与参数确定等过程的不确定性着手；反向根据水域纳污能力计算结果，从水域能力与污染物入河量、水质达标的相关性、与水功能区管理要求的相符性、与区域社会经济发展的协调性等方面，逐一细化提出合理性分析与检验的具体内容、操作方法、评价标准以及评价不合理后的处理方式等等，使合理性分析与检验具有可操作性和实用性。同时，在《规程》中强化水域纳污能力计算合理性分析与检验的重要性，并在重要水域纳污能力计算中推广应用。

6.2 推进水文-水动力-水质-纳污能力耦合研究

随着全球气候变化加速、河湖水利工程大量建设运行以及生产生活取排水日趋增加，河流、湖泊等水体水文、水动力过程的动态变化日益凸显，如受人为调度干扰频繁的水库，以固定的设计水文条件计算的定常水域纳污能力已逐渐不适应新时期水资源动态保护、水污染精准防控的需求。目前，国内不少学者提出了动态纳污能力的概念，初步开展了以月、水期为时间尺度或不同水文保证率、流量等典型来水条件下的动态纳污能力计算[58-59]，其中月为最小时间尺度，仍不能完全体现水域纳污能力的动态特征，当然，时间尺度越小，计算的难度和成本也就越高。另一方面，随着工业废水和城市生活污水等点源污染的逐步控制，我国正处在较难治理的非点源污染负荷比重急剧上升的时期。非点源污染的产生、排放具有随机性，污染负荷受水文气象等因素时空变化幅度较大，如果不考虑非点源或者概化为固定的污染源，无法体现污染物入河、河湖水质的动态变化过程，计算得到的纳污能力与实际情况也会存在较大偏差。

动态的水文、水动力、污染源、水质决定了新时期水域纳污能力的动态特征。目前，降雨径流和非点源污染负荷耦合、水动力和水质耦合均有广泛的研究，也有成熟的动态分析模型，如SWAT、HSPF、MIKE SHE、SWMM等非点源污染模型，EFDC、WASP、MIKE、Delft-3D、SMS、CE-QUAL-R1/W2/ICM等水动力水质模型。后续可以在这些模型的基础上，从影响水域纳污能力动态变化的因素出发，研发能够紧密耦合水文、水动力、水质等内外部因素的水域纳污能力计算模型，提出适用于年、月、日甚至更小时间尺度的水域动态纳污能力数值计算方法，以满足实际水环境管理需求。