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辽宁省河流营养物基准制定技术指南(征求意见稿)

来源:未知 作者:佚名 日期:2019-09-21 浏览:58

水处理网讯:水处理网获悉,《辽宁省河流营养物基准制定技术指南》于近日征求意见,本文件规定了河流营养物基准制定技术的术语和定义、河流分类、基准制定候选指标及筛选、数据收集与补充监测、基准推导方法、基准应用和基准值后续评估等要求。本标准适用于辽宁省河流营养物基准制定工作。详情如下:

关于一项辽宁省地方标准征求意见的公告

根据《辽宁省地方标准管理办法》的相关规定,辽宁石油化工大学作为“辽宁省河流营养物基准制定技术指南”标准的起草单位,现将该标准的征求意见稿面向社会公开征求意见。:

征求意见时间:2019年8月24日-2019年9月25日

联系电话:18642338143

联系邮箱:78239406@qq.com

前 言

本标准按照GB/T1.1—2009给出的规则起草。

本指南由辽宁省生态环境厅提出并归口。

本指南主要起草单位:辽宁石油化工大学。

本标准主要起草人:陈佳勃、李法云、王艳杰

本标准为首次发布。

附录A~I是标准的资料性附录。

辽宁省河流营养物基准制定技术指南

1 范围

规定制定交易监测标准,按年度对交易监测标准进行定期评估,。3.本次评估的各项资产均以评估基准日的实际存量为前提,有关资产的现行市价以评估基准日的国内有效价格为依据。 c.本次评估的各项资产均以评估基准日的实际存量为前提,有关资产的现行市 价以评估基准日的国内有效价格为依据。

本标准适用于辽宁省河流营养物基准制定工作。

2 规范性文件引用

对引用文件清单应由 下述引导语引出 : “下列文件对于本文件的应用是必的 引用文件, 仅注日期的版本适用于本文 日期的引用文件, 其最新版本 (包括所有的修改单) 适用于本文件 。下列文件中的内容通过本“(wwi)”的引用而成为本文件内容,凡是注日期的引用文件,其随后的修改单(不包括勘误的内容)或修订版均不适用于“(wwi)”。5.6.5 引用文件的方式 a) 注日期引用 指用标注发布日期 年号 或版次的方式对标准进行 引用 如不修订标准不允许使用引用标准的新版本 包括 修改单 但不包括勘误表 除不注日期中的规定外 引 用文件的特定章 条 图 表 附录时 均应注日期 b) 不注日期引用 指用不标注发布日期 年号 或版次的方式对文件进 行引用 包括引用文件的所有修改单和修订版 标准中若要使用不注日期引用方式须满足“所引用的文 件或标准的某个部分是完整的”的这一前提条件 并满足下 列条件之一 ——可按标准的目的接受所引用文件将来的所有改变。

GB132—1991水质 浊度的测定

GB 6920—86水质 pH值的测定 玻璃电极法

GB7489—87水质溶解氧的测定碘量法

GB11893 水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法

GB 11913—89水质 溶解氧的测定 电化学探头法

GB/T 12999—1991水质采样 样品的保存和管理技术规定

GB13193—91水质 总有机碳(TOC)非色散红外线吸收法

GB50179—2015河流流量测验规范

HJ636 水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法

HJ 710.7—2014生物多样性观测技术导则 内陆水域鱼类

HJ 710.8—2014生物多样性观测技术导则 淡水底栖大型无脊柱动物

HJ 897—2017 水质 叶绿素的测定 分光光度法

SL187—96水质采样技术规范

3 术语和定义

下列术语和定义适用于本文件。

3.1 营养物

营养物为维持有机体生命活动所必须的物质,氮和磷为生物细胞需要的大量元素,铁和钼等为微量元素。

3.2 水质基准

一定自然特征的水生态环境中污染物对特定对象(水生生物或人)不产生有害影响的最大可接受剂量、浓度水平或限度,它是基于科学实验和科学推论获得的客观结果,不具有法律效力,是制定水质标准的理论基础。根据基准制定方法不同,可将水质基准分为毒理学基准和生态学基准。

3.3 水质标准

以水环境质量基准为理论依据,在考虑国家或地区的自然环境特征、社会经济发展水平和技术条件等因素的基础上,经过综合分析制定,并由国家有关管理部门颁布的具有法律效力的水环境质量管理限值或限度,一般具有法律强制性,是水环境管理的重要依据。

3.4 营养物基准

营养物基准是指以保护人类健康和生态平衡为目的,环境中营养状态参数对水体产生的生态效应不危及其功能或用途的最大剂量(无作用剂量)或浓度。营养物基准属于生态学基准,应体现区域地理差异和水体类型。

3.5 河流分类

河流分类是对具有相似的生物、生态、物理和/或化学特征的河流进行分组。,河流分类可降低相同类别中河流相关度量(如物理、生物或水质变量)的变异性,使类别之间的差异最大化,以便对相同类型的河流数据进行比较或推断,进行水质评估并制定区域性营养物基准。

3.6 候选变量

是评估或预测水体富营养化程度的可测量的变量指标,也是用于河流营养物基准制定的可选变量。

3.7 参照状态

是尚未受到人类活动影响或受人类活动影响非常小,是在控制人类活动情况下可达到的最佳状态,也是接近河流生态系统的自然营养状态。参照状态在科学制定营养物基准和评估河流受人类活动影响程度等方面有重要意义。

3.8 生态阈值

是指依据生物与环境因子之间的胁迫响应和生物对环境压力的忍耐能力,是的水生生物生态受损发生风险较低的营养物临界条件。合理确定水生生态系统的营养物阈值对于保护水生生物的多样性及提高生态系统的稳定性有重要意义。

3.9 参照河段

指流域和水生生境(河床、堤岸和缓冲带等)未受或极少受人类活动影响,且水环境中营养物浓度和藻类生物量水平最接近原始状态或受损程度最低的河段,可作为区域河流生态系统生物完整性的参照。

4 营养物基准制定技术流程

河流营养物基准制定技术流程见图1。

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图1河流营养物基准制定流程

5 河流分类

5.1 第一阶段

河流分类主要基于与区域和特定地点特征相关的物理参数,包括气候、水文、地质、、坡度、林冠覆盖、水力停留时间、河床基质、径流和流量连续性和河道形态等。

5.2 第二阶段

红树植物凋落物中的有机碎屑,为虾贝类生物提供食物,藻类为浮游动物提供食物,浮游动物又为多毛类和蟹类提供食物,藻类也是蟹类的食物,虾类是鱼类的食物,鱼类又是鸟类的食物……作为鱼虾的天然粮仓,红树林在维系着一个完整的生态系统。据国外文献报道: 美洛昔康经口服或肛门给予都能很好的吸收.片剂,栓剂与胶囊具有相同的生物等效性,进食时服用药物对吸收没有影响,口服7.5mg和15mg剂量的药物浓度分别与其剂量成比例,三至五天可进入稳定状态,连续治疗一年以上的病人体内药物浓度和初次进入稳定状态的病人相似.在血浆中,99%以上的药物与血浆蛋白结合.每日一次剂量致使药物血浆浓度在一相当小的峰-谷间波动,7.5mg剂量的波动范围是0.4-1.0mcg/ml,15rng剂量的血浆浓度范围是0.8-2.0mcg/ml.尽管已经观测到在这一范围之外的数值(最低血浆浓度和最高血浆浓度分别在稳定状态). 美洛昔康能很好地穿透进入滑液,浓度接近在血浆中的一半. 美洛昔康代谢非常彻底,从粪便中排泄的保持原形的少于每日剂量的5%。第1部分地球家园地球概况地球是怎样形成的生命是如何起源的生物圈生物圈水中世界生活在陆上生命能量气候变化季节和天气抵御灾难生命的进化生命时间线生命时间线进化过程是如何进行的进化过程是如何进行的基因和dna为生存而适应为生存而适应趋同进化物种灭绝处于威胁中的野生物拯救濒危物种第2部分生物世界生物的分“界”将生物分类微生物细菌病毒原生动物藻类真菌真菌如何进食真菌如何繁殖真菌和动物真菌和植物植物以光为生叶子花朵授粉头状花……第3部分野生生物栖息地索引。

6 基准制定候选指标及筛选

营养物基准制定候选指标包括主要变量和辅助性响应变量两大类。

6.1 主要变量

富营养化(eutrophication)是指在人类活动的影响下,生物所需的氮、磷等营养物质大量进入湖泊、河口、海湾等缓流水体,引起藻类及其他浮游生物迅速繁殖,水体溶解氧量下降,水质恶化,鱼类及其他生物大量死亡的现象.在自然条件下,湖泊也会从贫营养状态过渡到富营养状态,沉积物不断增多,先变为沼泽,后变为陆地.这种自然过程非常缓慢,常需几千年甚至上万年.而人为排放含营养物质的工业废水和生活污水所引起的水体富营养化现象,可以在短期内出现.。红树植物凋落物中的有机碎屑,为虾贝类生物提供食物,藻类为浮游动物提供食物,浮游动物又为多毛类和蟹类提供食物,藻类也是蟹类的食物,虾类是鱼类的食物,鱼类又是鸟类的食物……作为鱼虾的天然粮仓,红树林在维系着一个完整的生态系统。多孔碳表面自养硝化生物膜的培养及其性能研究利用生物制剂处理北京动物园富营养型地表水的初步研究真空蒸馏回收镍镉电池中镉金属工艺优化模型研究膜生物反应器中污泥膨胀和腐败研究超细tio_2粒子的超滤分离及回用特性cu2+和cr6+对活性污泥处理系统的冲击影响研究杂色云芝对2种染料的脱色条件研究酸析+cass+气浮工艺处理浆粕废水中试研究化纤浆粕废水治理技术研究与工程应用斜板沉淀池在高炉煤气洗涤中的应用研究sbr用于焦化废水生物处理的试验研究fe/c微电解-fenton氧化-混凝沉淀-生化法处理染料母液废水非水相硝基苯在含水层中的迁移释放规律苦土处理氮磷废水的研究高炉渣吸附废水中的铅高比表面微孔活性炭的制备及其对对硝基苯胺的吸附草甘膦模拟废水的纳滤分离过程研究桔皮吸附水中残杀威的研究应用gps-x软件模拟cast污水处理厂及优化化学除磷硬脂酸改性磁铁矿在含油污水处理中的应用胶束强化超滤去除水中双酚a藻类打捞对水体营养循环的影响及其生态效果研究。

6.1.1 总氮

再如植物体内硝酸还原酶的活性强烈影响着植物对硝酸盐的吸收与利用, 传统的水稻水作都认为水稻前期不能利用硝态氮, 但晚期旱育秧及水稻旱作的研究结果表明, 水稻苗期体内也存在着较强的硝酸还原酶活性, 因此旱作条件下水稻一生均能很好地吸收和利用硝态氮。a段反硝化,o段硝化.氨氮通过硝化作用转化为硝态氮亚硝态氮.硝态氮亚硝态氮通过反硝化作用转化为氮气.╮(╯▽╰)╭。氮素通过各种微生物的作用,转化为氨氮、亚硝 酸 盐和硝 酸 盐,这三种氮素一方面被藻类和水生植物吸收,另一方面硝 酸 盐在条件成熟的时候通过脱氮作用将硝态氮转化为氮 气 ,如果水体中达到一定的自净平衡状态,在没有外来的干涉(如没有用消 毒 剂),那么水的氮循环会比较正常,三态氮会一直维持在稳 定 的状态,但是在养殖水体 内 ,由于定期的使用消 毒 药 剂,把有害的和有益的细 菌 通通杀灭,氧气的供应不足,常常造成硝化过 程 受阻,这就是水中氨氮和亚硝 酸 含量高的主要原因。

6.1.2 总磷

总磷(TP)是河流营养物基准制定主要营养物变量指标。水中TP包括所有溶解的、颗粒态和溶解性有机组分,单位为 μg/L 或 mg/L;TP分析方法采用GB1893-1989,溶解性活性磷(SRP)和正磷酸盐可作为可选指标。

6.1.3 藻类生物量(叶绿素a)

由于生活污水,工业废水 等携带的植物所需要的氮、 磷等营养物质大量进入水 体,导致藻类及其他浮游 生物急剧过量生长,藻类 死亡后其分解作用大大降 低了水体中溶解氧的含量 而形成厌氧条件,使水质 恶化,鱼类及其他生物大 量死亡——水体富营养化 水中污染物及其危害@ @ 重金属 五毒金属:汞、镉、铅、铬、砷以及它们的化合 物 水体受重金属污染后产生的毒性特点: 1 、水体中重金属离子浓度在 0.01 - 10mg/l 之间 即产生毒性效应。藻类一是能够络合水体的悬浮物,使水质清爽洁净,藻类生长良好的水体饲料台是十分干净的,看不见任何污泥,凡是饲料台发觉污泥都分析藻类已经有瑕疵,推荐溶解氧不充足。由于过量施用氮肥和磷肥,大量的氮、磷养分进入水体,可引起水体的富营养化,导致藻类等过量繁殖,藻类死亡后,遗体的分解使水体中的溶解氧大量被消耗,水体呈缺氧状态,水质恶化,造成鱼、虾死亡等严重后果。

6.1.4 浊度

浊度表示水对光的吸收和散射的程度,一般是由水中泥沙、粘土、浮游生物、微细的有机物和无机物和可溶的有色有机化合物等悬浮物质造成的。浊度是主要候选理化指标,分析方法采用GB13200-1991,单位为NTUs。

6.1.5 透明度

因此结合市场相关数据,选取相关指标进行估计,但量化的测定依然存在一定的困难。1. 空域有5个候选位置,从这5个位置中选取4个候选,选取的方法是删除与前一个候选具有相同运动信息的位置(顺序见下图。2.2 脂质氧化产物指标中丙二醛和血清8-表氢氧异前列腺素任选其一进行指标测定,动物实验抗氧化酶指标中超氧化物歧化酶和谷胱甘肽过氧化物酶任选其一进行指标测定。

6.2 辅助性响应变量

辅助性响应变量包括河流的物理、化学和生物学参数。

6.2.1 溶解氧

溶解氧(DO)属敏感型反应变量,可作为水体营养状态变化的指示指标,以获取最大日变化数据为宜(黎明前河流溶解氧一般为每日最小值)。分析方法采用GB7489-87或GB 11913-89,单位为mg/L。

6.2.2 pH值

pH值是水化学中常用的和最重要的监测指标之一,藻类生物量高于有害水平的水体通常会在pH值上产生较大的日变化(午后pH值一般为每日最大值)。该指标需现场测定,分析方法采用GB 6920-86。

6.2.3 电导率

电导率对盐度变化非常敏感,可作为水体营养状态变化指示指标,但不适用于含碳酸钙或溶解盐浓度高的区域。分析方法为电导率仪法,最好现场测定,标准单位为S/m,一般实际使用单位为μS/cm。

6.2.5 可溶性有机碳

水中可溶性有机碳含量可以改变河流对藻类增长问题的响应,随着水中可溶性有机碳含量增加,底栖藻类大量繁殖,过量底栖藻类导致水中溶解氧浓度降低。可溶性有机碳是水化学指标,水样过0.45μm混合纤维素酯微孔滤膜,分析方法采用GB13193-91,单位为mg/L。

6.2.6 底栖藻类无灰分干重

无灰分干重(AFDM)是测量有机物质的方法,包括细菌、真菌小型动物类群和碎屑的生物量。经干燥和有机物煅烧成灰之后,测量样品质量上的变化,单位为mg/m2。

6.2.7 碱性磷酸酶活性

碱性磷酸酶是藻类对磷限制响应过程中产生的一种酶。水中碱性磷酸酶的浓度可用来判定磷限制的程度。水样中碱性磷酸酶活性采用对硝基苯磷酸二钠比色法测定。

6.2.8 河床着生藻类覆盖度

河流河床着生藻类覆盖度(%)是藻类过量生长问题的重要指示指标,河床着生藻类覆盖度的估值通常是评价河流(河床基质为沙砾和鹅卵石)中藻类繁殖强度和河流美观的有用指标。

6.2.9 土地利用

土地利用类型在河流参照河段选取和营养状态早期预警方面具有重要指导意义。土地利用可通过收集区域土地利用类型图,亦可通过解译航空或航天遥感影像获取,应用ArcGIS软件水文分析功能进行流域划分,生成矢量图并进一步计算各子流域土地利用类型百分比。

6.2.10 水生生物群落特征指数

水生生物群落特征指数可以提供较为可靠的河流营养状态指示。测定河流底栖藻类、底栖大型无脊椎动物及鱼类等水生生物物种组成,计算各种水生生物群落特征指数,包括物种丰度、香浓多样性指数、均匀度指数等。水生生物群落特征指数计算方法见附录A、B和C。

6.2.11 水温

温度是水体的一种物理指标,需要现场测定,单位为℃。在一定的藻类生长阶段,温度影响营养物-藻类生长的响应关系。

6.2.12 流速

流速对河流底栖/悬浮藻类、底栖动物、鱼类和大型水生植物生长有一定的影响。流速通常用横断面平均流速表示,测定方法采用GB50179-2015,单位为m/s。

6.2.13 流量

流量影响河流营养物的浓度与分布,测量方法采用GB50179-2015,单位为m3/s。

6.3 指标选取

应尽量选取有标准监测分析方法的指标变量;由于不同区域自然、社会经济条件及技术力量等存在差异,应因地制宜选取变量指标,尽量增加响应变量指标(指示生物种类),使制定的营养物基准值具有更广泛的适用性;采用相关性分析等方法选取与营养物有显著相关关系的响应指标。

7 数据收集与补充监测

7.1 数据收集

对监测数据较为充足的区域,其工作主要为对现有数据的收集,收集原则为:

(1) 选取特定机构(环境监测部门、大学和科研院所等)公布、发表的已知质量的数据,确保采样、保存和分析等过程采用国家标准方法且具有一致性。

(2) 若使用不同方法获得的某一变量指标数据,应保证不同方法获得的数据具有可比性。

(3) 应随机选取具有代表性河流的监测数据,监测站点具有明确的地理信息。

7.2 补充监测

对监测数据不足的区域,应及时开展现场补充监测工作。

(1) 水质采样按SL187-96执行,样品的保存和管理按GB/T 12999-1991执行。

(2) 河流底栖大型无脊椎动物、鱼类及底栖硅藻调查方法分别采用HJ 710.8-2014、HJ 710.7—2014和《河流生态调查技术方法》,水生态调查记录表见附录D、E、F、G和H。生物指标采样点尽可能与水质监测断面相一致,以利于时空同步采样。

(3) 候选指标分析方法采用国家统一的标准方法,没有国家标准方法的应采用行业内公认的广泛使用的方法,保证监测结果具有可比性。

(4) 在条件允许情况下适当增加取样点,使特定区域内各级河流不同原因变量指标(林地百分比和营养物浓度等)与响应变量指标(藻类生物量、底栖动物和鱼类群落特征指数等)各梯度都有分布。

8 基准推导方法

8.1 化学方法

8.1.1 参照河段法

8.1.1.1 参照河段专业判断法

应用最佳专业判断确定区域内各河流类别的参照河段,基于选取的参照河段评估的参照状态制定河流营养物基准;对每个河流类别至少应确定三个受损最小的参照河段;参照河段评估,应具有反映参照状态的主要候选变量(营养物浓度、藻类生物量和藻类群落组成等)、相关的环境条件(光和底质等)和受藻类影响的辅助变量(DO和pH)值的特征描述,评估方法按照附录I执行。

8.1.1.2 参照河段频率分布法

(1) 数据预处理

将筛选的特定分类河流参照河段的各指标数据进行正态分布检验,对不符合正态分布的指标数据,需甄别异常值和极端值,并进行对数转化(lg-)以提高数据的正态性。

(2) 基准值估算

将数据进行频率分布分析并按水质从高到低的顺序排列,选择75%点位值(根据观测值的实际分布情况确定合适点位)作为参照状态(图2)。

8.1.1.3 河流群体分布法

在当地没有参照河段或参照河段不足的情况下,选择河流群体分布法。具体估算方法为:

收集特定分类中的所有河流(包括参照和非参照河段)或所有河流的随机样本分布,数据处理方法同8.1.1.2。数据知按水质从高到低的顺序排列,选取各参数指标数据频率分布的5~25%点位值(根据参照河段的数量和观测值的实际分布情况确定合适点位)作为营养物参照状态(图2)。

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图2 两种频率分布法确定河流候选指标(营养物和Chl-a等)参照状态

8.1.2 Y截距法

建立人类活动影响(土地利用类型百分比、人口密度和畜禽废弃物排放当量密度等)和水体营养物浓度之间的线性回归模型,以Y轴截距预测未经人类活动影响的营养物浓度,估算特定分类河流营养物的参照状态。线性回归模型公式如方程式(1)。

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因变量y是入河营养物浓度的对数;

独立变量xi是人类活动因素等,包括土地利用类型百分比、人口密度(取样点集水区人口数与集水区面积的比值)和畜禽废弃物排放当量密度(集水区畜禽废弃物排放当量与集水区面积的比值,畜禽废弃物排放当量参考附录J)等;

截距(b0) 为估算的特定分类河流营养物的参照状态。

8.2 生物方法(压力反应法)

8.2.1 线性回归分析法

应用压力反应法制定河流营养物基准,响应变量(如悬浮叶绿素-a)有限值,通过相关或回归分析估算河流营养物浓度阈值,线性回归模型的推导步骤如下:

a)数据筛选与预处理

选取特定分类中的所有河流或所有河流的随机样本数据,将已有的候选参数经过正态分布检验、分布范围检验、敏感性分析和候选参数间相关性检验后筛选核心参数,具体方法为:

1)正态性检验:检验选取监测点各指标数据是否满足正态分布,需甄别异常值和极端值;

2)分布范围检验:对选取监测点候选变量分布频率分析,剔除样点中分布范围过窄或零值过多(≥95%)的响应变量;

3)敏感性检验:应用单因素方差分析(One-way ANOVA),比较各参数在参照点与受损点间的差异是否达到显著性水平,选取对河流营养物浓度响应显著的参数作为基准制定指标;

4)相关性检验:检验候选变量独立性的方法,应用Pearson相关性分析(变量符合正态分布)或Spearman(变量不符合正态分布)相关性分析,剔除相关性较高的响应变量(|r|>0.75)。

b) 线性回归模型建立

经检验后的数据代入线性回归方程式(2),采用最小二乘法对模型进行拟合,得到 a 和 b。

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式中: 为Chl a和浊度等响应变量估计值;

x 为营养物浓度监测值,a 为截距,b 为线性回归斜率,a和b均无量纲。

c) 模型评估与基准值推导

采用决定系数(R2)和残差与拟合值的关系等参数评估模型拟合度,通过对部分原因变量和/或响应变量进行对数转化,提高模型的拟合度。根据辽宁省河流营养状态及功能要求,应选取当地适宜Chl a 推荐限值,以90%置信区间计,运用方程式(2)推导营养物基准值。

8.2.2 分类回归树模型法

若响应变量没有限值或响应指标营养物浓度之间的关系无法用线性关系描述时,应在营养物浓度与响应变量显著相关的前提下,采用分类回归树模型法或非参数转变点分析法等方法确定响应指标变化最为显著的营养物浓度值,即为确定的特定分类河流营养物阈值。

分类回归树模型法可定量反映不同预测指标(如营养物等)对响应指标的影响,确定指标变化阈值,具体步骤如下:

a) 数据筛选与预处理:选取特定分类中的所有河流或所有河流的随机样本数据,应用相关分析,保留与营养物浓度显著相关的响应变量指标,将营养物指标与筛选的响应变量指标(如物种丰度、香浓多样性指数和均匀度指数等)经过正态分布检验、分布范围检验、敏感性分析和候选参数间相关性检验后筛选核心参数,具体按8.2.1中步骤a方法执行。

b)模型构建与生态阈值推导:经过分类回归树的生成、剪枝和选取最优树构建模型,最优树的节点对应的原因变量值即为生态阈值。

分类回归树(CART)方法的基本原理是生态系统结构的变化yi是由反映该变化的环境变量(xi)的平均值和方差的改变引起的。运用单一的预测变量来拟合 CART模型y~x,当响应变量(y1~yn)按照一定的环境梯度(xi)排列时,某点xt将响应变量分成两组(y1~yt)和(yt+1~yn),用平方误差最小原则求解满足等式(3)的环境变量(j)上的最优切分点xt,切分点xt即为生态临界阈值。

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8.2.3 非参数转变点分析法

采用非参数转变点分析法确定响应变量突变点,即为原因变量(营养物指标)生态阈值,具体估算方法如下:

a) 数据收集:选取某一时期特定分类中的所有河流或所有河流的随机样本数据,应用相关分析,保留与营养物浓度显著相关的响应变量指标,将营养物指标与筛选的响应变量指标(如物种丰度、香浓多样性指数和均匀度指数等)经过分布范围检验、敏感性分析和候选参数间相关性检验后筛选核心参数,具体按8.2.1中步骤a方法执行。

b) 模型构建与基准值估算:生态系统结构的改变是由反映该变化的原因变量的平均值和方差的改变引起的,当响应变量按照一定的环境梯度排列时,将其分成平均值和/或方差差异最大两组的变点即为转变拐点,采用bootstarp方法对原样本进行重抽样,利用t检验判断突变点是否存在。

8.3 应用已发布的特定分类河流推荐的营养物阈值和藻类限值

可考虑应用已发表的特定分类河流具有相近流域特征(土地利用、降水、土壤分类和河流底质等)的营养物阈值和推荐的藻类限值帮助制定区域河流营养物基准。

8.4 历史数据法

应用收集的流域内没有大规模开发前的河流水生态数据(包括采样与分析方法和实验质量控制等条件)帮助建立基准。

8.5 考虑下游接受水体

流入相对或完全静止水体(如湖、库等)的河流需要制定更严格的营养物基准。

8.6 基准值验证

应用多种化学与生物学方法、历史数据法和已发布的特定分类河流推荐的营养物阈值和藻类限值制定的基准值相互验证。

8.7 基准值审核

8.7.1 自审核

为确保基准值科学准确,需认真审核基准推导所用数据及基准制定方法,自审核项目包括:

a) 收集数据所用的分析方法是否为标准方法,相同指标的分析方法是否具有一致性;

b) 所有使用的数据是否符合数据质量要求;

c) 所用原因变量(总氮、总磷)数据与响应变量(Chl a和DO等物理、化学和生物指标)数据监测断面是否一致;

d) 是否遗漏其它重要数据;

e) 是否存在明显异常数据, 是否对其进行分析。

8.7.2 专家审核

对基准值进行论证的专家审核项目至少包括:

a) 基准推导所用数据是否可靠;

b) 对区域内参照河段选取的科学合理性进行评估;

c)采用的基准推导方法与各方法的适用范围、条件的一致性;

d) 对拟定的基准值(或范围)进行特定级河流的适用性评估;

e) 拟定基准值是否满足保护河流所有功能或指定用途的要求;

f) 拟定基准值是否满足不对下游接受水体产生不良影响,支撑下游水体达到和保持相应的水质标准。

g) 基准推导过程的准确性,基准推导过程是否符合技术指南;

h) 是否有背离本标准的内容及评估该内容的可接受性。

8.8 基准值修订

由环境主管部门确定的区域特定情况需要修订拟定的基准。特定情况包括具有独特的河流系统特征的特定点或为河流(河段)核准的指定用途。

8.8.1 特定点的基准

与拟定的特定生态分区基准比,若有足够的数据支持某一地区不同的河流营养物管理目标值(或一组值)更适合某些特定的河流系统,则有必要咨询论证,设定“特定点”的基准。

8.8.2 指定用途基准

区域性河流营养物基准确定后应定期审查和校准。该地区的政府生态环境主管部门可应用该营养物基准为基础,制定所在地以保护特定级河流指定用途的营养物基准。

9 基准应用

按本标准制定的区域性河流营养物基准值可应用于地表水环境质量标准的制修订及作为河流生态环境保护规划目标应用于环境管理工作。

10 基准值后续评估

在制定基准并执行合适的管理计划后,应继续开展河流水生态环境监测,以便于水环境管理者审查河流管理措施的效果;若河流管理措施得当,监测数据表明管理目标未达到时,应考虑重新评估已确定河流营养物基准值的适当性。

附录I

(资料性附录)

参照河段确定方法

对河段进行现场评价,采用标准化方法选取各级河流的参照河段:

1)栖息地质量综合评估指数计算参照河流生境调查评价表(附录H),根据质量状况优劣程度将指标分成4个级别,分值是通过目测评分的方法获取,每个指标20分,4个级别的分值范围为:20~16(好)、15~11(较好)、10~6(一般)、5~1(差),采取累计求和的方式计算栖息地综合指数,10项指标总和的满分为200分,参照河段栖息地质量综合评估指数>120;

2)流域内耕地面积百分比极低,河岸带无耕作土壤;

3)流域内没有明显的点源污染,人类活动无或极少。

主要参照文献

[1] USEPA. Nutrient criteria technical guidance manual: rivers and streams. Rep.EPA-822-B-00-002. Washington, DC: USEPA.2000.

[2] 国家环境保护总局,《水和废水监测分析方法》(第四版)[M].中国环境出版社.2002.

[3] 孟伟, 张远, 渠晓东. 《河流生态调查技术方法》[M]. 科学出版社. 2011.

[4] 席北斗, 霍守亮, 苏婧.《水体营养物基准理论与方法学导论》[M]. 科学出版社.2013.

[5] 段学花, 王兆印, 徐梦珍.《底栖动物与河流生态评价》[M]. 清华大学出版社. 2010.

[6] 孟伟, 刘征, 张楠, 胡林林. 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.

[7] 郑丙辉, 张远, 李英博. 辽河流域河流栖息地评价指标与评价方法研究[J]. 环境科学学报, 2007, 27(6), 928-936.

[8] 渠晓东,刘志刚,张远.标准化方法筛选参照点构建大型底栖动物生物完整性指数[J]. 生态学报, 2012, 32(15), 4661-4672.

[9] 吴东浩, 于海燕, 吴海燕, 周斌, 王备新. 基于大型底栖无脊椎动物确定河流营养盐浓度阈值——以西苕溪上游流域为例[J]. 应用生态学报, 2010, 21(2): 483-488.

[10] GB132—1991水质 浊度的测定

[11] GB 6920—86水质 pH值的测定 玻璃电极法

[12] GB7489—87水质溶解氧的测定碘量法

[13] GB11893 水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法

[14] GB 11913—89水质 溶解氧的测定 电化学探头法

[15] GB/T 12999—1991水质采样 样品的保存和管理技术规定

[16] GB13193—91水质 总有机碳(TOC)非色散红外线吸收法

[17] GB50179—2015河流流量测验规范

[18] HJ636 水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法

[19] HJ 710.7—2014生物多样性观测技术导则 内陆水域鱼类

[20] HJ 710.8—2014生物多样性观测技术导则 淡水底栖大型无脊柱动物

[21] HJ 897—2017 水质 叶绿素的测定 分光光度法

[22] SL187—96水质采样技术规范

《辽宁省河流营养物基准制定技术指南》编制说明

一、工作简介

(一)任务来源

水体富营养化被认为是水生态环境受损的最主要的原因之一 (USEPA,1998)。水体中过量的营养物会改变河流生态系统结构、降低河流的美学和娱乐功能,甚至等影响人类和家畜的健康。河流作为许多湖泊、近海水域和湿地的重要补给水源,含量较高的营养物会加重下游接受水体的富营养化情势(USEPA,2000)。

科学制定水质基准和标准是保障水生态健康的关键技术之一(USEPA,2000)。目前,欧美等一些发达国家已经或正在制定地表水的营养物基准。我国水质基准的制订主要参考国外的相关基准值,然而,由于水生生物区系具有典型地域性,完全参照其它国家的水质基准不能完全反映我国的水生生物保护的基本要求,将会降低我国水质标准的科学性。

就水体中的营养物来说,每一个国家或区域水环境中固有的营养物水平和营养物响应存在很大的自然差异,这种自然差异主要是由于地质、气候与水体类型的差异而引起的。美国环境保护署(USEPA)认为,推荐性的水体中营养物浓度水平(基准)必须反映出地理差异和水体类型(USEPA,1998)。

本项目以国家水体污染与治理科技重大专项“辽河保护区河流健康修复与管理技术集成”(2018ZX07601003)、“辽河流域水生态功能区生态安全评估与管理目标(2012ZX07505-001-01)及国家自然科学基金“基于流域特性定量评估的东北河流氮磷基准研究(41501551)”为依托,按照我国生态环境部提出的科学制定水质基准的要求,依据《辽宁省水污染防治工作方案》工作安排,到2030年全省水环境质量明显改善,水生态系统功能初步恢复,生态系统基本实现良性循环的总体要求,针对现有的《地表水环境质量标准》(GB3838-2002) 覆盖面太广,针对性不强,尤其是目前我国还没有河流总氮标准的实际情况, 以及由此导致的部分地区河流水管理出现不同程度的“欠保护”或“过保护”的实际问题,亟需制定统一标准来规范。在辽宁省率先规范制定区域性的河流营养物基准,为推动全省水污染综合整治,以及早日实现辽宁省水生态环境质量全面改善和生态系统良性循环提供重要技术支撑。

(二)起草单位

辽宁石油化工大学

(三)主要工作过程

2014年起,在国家水体污染与治理科技重大专项“辽河保护区河流健康修复与管理技术集成”(2018ZX07601003)、“辽河流域水生态功能区生态安全评估与管理目标(2012ZX07505-001-01)及国家自然科学基金“基于流域特性定量评估的东北河流氮磷基准研究(41501551)”课题研究基础上,围绕指标选取、数据分析和营养物基准制定等重点环节,多年开展了 “辽河流域典型支流土地利用方式对大型底栖动物群落时空分布特征的影响”、“大型底栖动物在水生态系统健康评价中的应用”、“凡河流域大型底栖动物群落特征与环境因子响应关系分析”、“基于大型底栖动物群落生物指数的清河水环境模糊综合评价”和“辽河流域典型支流河流营养物阈值评估方法”等研究,以在辽河流域开展的上述试验取得的成果为基础,经凝练后形成本技术指南。

(四)主要起草人及其所做的工作

辽宁石油化工大学生态环境研究院作为本标准的编制单位,根据标准编制要求成立标准编制组,主要成员如下:

陈佳勃:负责调查研究、标准内容设计、方法论证、标准起草和标准修改;

李法云:负责标准内容指导、野外水生态调查、相关试验、完善规程内容和标准修改;

王艳杰:负责调查研究、部分资料的收集和标准修改。

二、标准编制原则和确定地方标准主要内容的依据,地方标准修订项目,还应列出和原标准主要差异情况

(一)标准的编制原则

本标准的文字和格式符合GB/T1《标准化工作导则 第1部分:标准的结构和编写》和GB/T20000.2-2009《标准化工作指南 第2部分:采用国际标准》的要求,具有规范性。严格遵守标准制定目标及要求,充分体现标准的统一性、协调性、适用性和一致性。本标准充分参考了相关的国家标准、地方标准,科学、规范的记载相关试验数据,在实际工作的基础上,充分结合我省河流水生态管理的实际,简练、明确、易懂、科学合理的制定本标准。

(二)确定地方标准主要内容的依据

本标准的内容参照《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》(GB11893—1989)、《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(HJ636—2012)、《水质 叶绿素的测定 分光光度法》(HJ 897—2017)、《水质采样技术规范》(SL187—96)、《水质采样 样品的保存和管理技术规定》(GB/T12999—1991)、《水质 浊度的测定》(GB132—1991)、《水质 溶解氧的测定 电化学探头法》(GB 11913—89)、《水质 溶解氧的测定 碘量法》(GB7489—87)、《水质 pH值的测定 玻璃电极法》(GB 6920—86)、《水质 总有机碳(TOC)非色散红外线吸收法》(GB13193—91)、《河流流量测验规范》(GB50179—2015)、《生物多样性观测技术导则 淡水底栖大型无脊柱动物》(HJ 710.8—2014)和《生物多样性观测技术导则 内陆水域鱼类》(HJ 710.7—2014)等相关标准,针对辽宁省河流营养物基准制定各技术环节,制定本标准。

本标准规定了河流营养物基准制定技术的术语和定义、河流分类、指标选取、数据收集与补充监测、基准推导方法、基准应用和基准值后续评估等技术要点。本标准适用于制定辽宁省区域性河流营养物基准制定工作。

三、主要试验(或验证)的分析报告、相关技术和经济影响论证、预期的社会经济效益

(一)辽河流域典型支流土地利用方式对大型底栖动物群落时空分布特征的影响

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

本研究主要选择辽宁省辽河流域东部清河、凡河(123°38'25"~125°13'42",42°02'13"~42°54'38"),区域面积7948.28 km2。研究区域年均气温6.5oC,年均降雨量500~650 mm,降水集中在夏季。地势整体呈现为丘陵、山地到冲积平原的变化特征,植被覆盖度由东向西依次降低。土地利用方式主要包括林地、耕地、村落用地及城市用地。其中,区域东部地区以林地为主,河道坡度大,河流流速快,河床底质粒径均值大于西部地区,林地区域人类活动较少,其功能定位多以生物多样性保护为主,以耕地及居民点为主的区域人类活动增多,农业面源污染程度及水土流失现象加重。城区工业发展迅速且人居密度大钼酸铵溶解度,河岸带多固化,河流污染负荷较大。

1.2 采样点位布设

在Arcgis环境中,以清河、凡河及主要支流水系为中心进行各河岸缓冲区操作,在河岸带设置1000m缓冲区,再将缓冲区边界与辽宁省土地利用数据相结合处理,得出1000m河岸缓冲区范围内的土地利用数据。通过河岸缓冲区内不同土地利用方式及面积的计算,得出主要土地利用类型包括林地(15.2%)、旱田(26.8%)、水田(11.9%)、村落用地(28.6%)、城市用地(17.5%),将旱田与水田统称为耕地。在林地、耕地、村落用地(以下称为居民点)及城市用地每种土地利用类型区布设5个采样点,结合野外调查的实际情况,进行适当调整,共布设20个采样点位(见图1),分为4组,分别为组1、组2、组3及组4,,土地利用类型及采样点位分组情况见表1。

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1.3 大型底栖动物样品采集与生境调查

采用索伯网(40cm×40cm,425um)采集大型底栖动物样品,每个点位分别选择不同的微生境重复采样3次。样品采集时,将索伯网下边框固定在水底,将边框内的石块捡至采样桶内,洗净,并搅动边框内底质,将索伯网内生物清洗到采样桶内,过40目筛,放入500ml塑料瓶中并加固定剂保存。大型底栖动物样品分离及镜检,大型底栖动物分类及鉴定主要参考《Aquatic insects of China useful for monitoring water quality》及《淡水生物学》。

对采样点的底质粒径、流速、水深、DO等生境指标通过流速仪、便携式溶氧仪现场测定与记录。其中底质根据不同等级粒径百分比及其对大型底栖动物生存适宜性进行综合评分,总氮(TN)、总磷(TP)、氨氮(NH3-N)、5日生化需氧量(BOD5)、重铬酸钾指数(CODCr)等水质化学指标分别采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法、钼酸铵分光光度法、纳氏试剂比色法、稀释与接种法、重铬酸盐法在实验室内测定。野外调查分别于2010年10月(平水期)、2011年5月(枯水期)和8月(丰水期)进行,对各采样点大型底栖动物及环境因子进行样品采集与测定。

1.4 数据处理

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2 结果与讨论

2.1 不同土地利用方式下河流大型底栖动物群落特征

在4种土地利用方式下,20个点位共采集大型底栖动物42种,隶属3门4纲24科。物种丰度最大值出现在以林地利用为主的河流中,丰度均值为23;最小丰度在城市组,丰度值为11(图2)。由表2可知,4种土地利用方式及不同水期物种丰度呈显著性差异(p=0.000,p=0.015)。时空双因素综合分析表明,大型底栖动物物种丰度在时间、空间双因素作用下差异不显著。

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对4种土地利用方式下大型底栖动物主要类群进行统计分析表明,林地组中蜉蝣目的四节蜉科(Baetidae)、扁蜉科(Heptageniidae)、二尾蜉科(Siphluridae),襀翅目的石蝇科(Perlidae),毛翅目的纹石蛾科(Hysychidae)、沼石蛾科(Limnephilidae)百分比较大,是该组分的优势生物类群。耕地组或居民点组中四节蜉科(Baetidae)、扁蜉科(Heptageniidae)、二尾蜉科(Siphluridae),纹石蛾科(Hysychidae)、沼石蛾科(Limnephilidae)生物类群百分比均有所下降,下降幅度为6~12%,石蝇科(Perlidae)生物在耕地组或居民点组中百分比小于1.0或无分布,双翅目摇蚊科(Chironoae)成为主要优势类群,所占比例达25%以上,大蚊科(Tipulidae)、虻科(Tabanidae),鞘翅目长角泥甲科(Elae)、沼梭科(Haliplidae)、龙虱科(Dytiscidae),椎实螺科(Lymnaeidae)比例上升。在城市组中,颤蚓科(Tubificidae)百分比高达45%,其次为摇蚊科(Chironoae),百分比约为25%,仙女虫科(Naididae),石蛭科(Erpobdellidae)生物比例高于前三组。对不同土地利用类型区大型底栖动物类群及时空双因素方差分析可知(表3),各主要生物类群百分比在4个组分间呈显著性差异,其中蜉蝣目、襀翅目、毛翅目的生物类群在空间上差异显著性较大(p<0.01),不同类群大型底栖动物在各水期间无显著性差异。通过NMDS排序分析(图3),可知林地组、城市组与耕地组及居民点组大型底栖动物群落特征差异性较大,耕地组与居民点组大型底栖动物群落组成相似,各组分内部大型底栖动物群落特征相似性较高。

2.2 不同土地利用方式下河流大型底栖动物生物密度

不同土地利用方式下大型底栖动物各水期生物密度平均值为1391.33 ind/m2(图4),在空间分布上,耕地组生物密度最高,密度平均值为1764.91ind/m2,城市组生物密度最低为730.85ind/m2,城市组与其他3个组分间生物密度呈显著性差异(p=0.000)。在时间尺度上,枯水期耕地组生物密度最高,其次为居民点组、林地组,最低值出现在城市组,各土地利用方式下枯水期平均生物密度为1332.45ind/m2,丰水期林地组生物密度增加,林地、耕地、居民点之间生物密度差异减小,各组分平均生物密度为1310.40ind/m2,平水期不同组分间生物密度差异增大,各组分密度大小依次为耕地、居民点、林地、城市,平均值为1531.15 ind/m2,大型底栖动物生物密度在各水期间差异不显著。

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2.3 土地利用方式对大型底栖动物生物多样性指数的影响

生物指数H'、B、dm、J、FBI指数以及EPT%(Ephemeroptera, Plecoptera and Tricoptera)是表征不同土地利用方式间大型底栖动物群落特征变化的重要指标。图5与表4结果表明,大型底栖动物多样性指数H'在林地到城市组间呈下降趋势,组分间多样性差异显著(p=0.000)。耕地组与居民点组趋势平稳,两者差异较小,同一组分不同水期间生物多样性差异不显著,枯水期H'小于平水期及丰水期。综合考虑大型底栖动物样品个体数量,林地组多样性B值显著高于其他三组(p=0.000)。大型底栖动物物种丰富度的空间分布及时空交互作用呈显著性差异(p=0.000,p=0.004)。大型底栖动物均匀度在空间分布及时间差异上均不显著(p>0.05)。林地组到城市组大型底栖动物FBI指数呈上升趋势,在空间与时间尺度上差异性均显著(p=0.000,p=0.011)。大型底栖动物EPT%在空间上呈显著下降趋势,各组分间EPT%差异均显著(p=0.000)。

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2.4 不同土地利用方式下河流生境与大型底栖动物群落特征关系分析

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大型底栖动物生存的生境因子时空双因素方差分析结果表明(表5),不同土地利用方式下底质、流速、水深3个生境指标及DO、TP、TN、NH3-N、BOD5、CODCr水质化学指标在空间上呈显著性差异,其中底质、TP、CODCr显著性差异水平为p<0.01,其余指标显著性水平为p<0.05。4个组分间温度的空间差异不显著,在时间上呈显著性差异(p<0.05),其余各生境因子在时间上差异不显著。

2.5 大型底栖动物生物指数与生境因子相关性分析

大型底栖动物生物指数与生境因子相关性分析表明(见表6),底质、DO与除均匀度外各生物指数间呈显著正相关,其中大型底栖动物FBI指数、EPT%与底质相关性较高。河流流速、水深与大型底栖动物丰富度、FBI指数及EPT%呈显著正相关。水温对大型底栖动物多样性有显著影响。TP、TN与大型底栖动物FBI指数及EPT%呈负相关关系,NH3-N、BOD5、CODcr与FBI指数及EPT%呈显著负相关,且相关性较高。

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对大型底栖动物群落结构特征与生境因子的BIO-ENV可知(表7),在单因子中,底质因素是影响大型底栖动物群落结构特征的主要因子,且3个不同水期内底质与大型底栖动物群落特征的相关性均较高,相关系数可达到0.5。双因子分析可得,在各生境因子中,影响大型底栖动物群落特征的因素除底质外,DO、TN、BOD5对大型底栖动物群落组成及分布也有较大影响,且双因子组合的相关系数高于单一生境因子。不同水期对大型底栖动物群落特征影响最大的生境因子组合中,在枯水期主要为底质、DO、水温,相关系数0.723;丰水期主要为底质、TN、NH3-N,相关系数0.778;平水期主要为底质、流速、BOD5,相关系数0.758,综合不同组分及水期的大型底栖动物群落特征及影响因素分析可得,底质、DO、TN、BOD5是影响该研究区域大型底栖动物群落特征的最优环境因子组合,相关系数达0.795。

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3 结论

(1)土地利用方式对辽河流域中辽宁东部河流大型底栖动物群落特征具有明显影响。大型底栖动物物种组成及群落相似性、生物密度、多样性、丰富度、FBI指数以及EPT%在林地、耕地、居民点及城市为主的土地利用方式之间空间差异性显著,而不同水期之间河流大型底栖动物群落特征差异不显著,其中林地与其他三种土地利用方式差异较大,且敏感物种及耐污值低的大型底栖动物类群百分比较大。

(2)以林地、耕地、居民点及城市为主的土地利用方式下,生境因子(底质、流速、水深)和水化学指标(DO、TP、TN、NH3-N、BOD5、CODCr)差别较大,其中林地区生境条件良好,耕地和居民点类型次之,城市区水质污染较重。

(3)不同土地利用方式下,环境因子对大型底栖动物的影响程度不同,对大型底栖动物群落特征及分布影响最优的环境因子组合为底质、DO、TN、BOD5,其中底质为影响作用较大的河流物理生境因子,DO、BOD5与大型底栖动物多样性、FBI指数及EPT%等相关性较高,建议可将底质、DO、TN、BOD5确定为辽宁东部山地区域河流水生态系统的管理目标。

(二)大型底栖动物群落特征与环境因子响应关系分析

1 材料与方法

1.1 研究区域概况及采样点布设

研究区域凡河位于辽河流域辽宁省铁岭市(E 123°37'13"~124°30'25",N 42°00'00"~ 42°15'00"),河流总长为102 km,流域面积1180.5 km2。凡河流域为辽河东北部典型的山地与平原融汇型小流域,地势以山地为主,植被丰富,覆盖度高,河道底质以不同等级粒径的石质为主。区域内无严重的工业污染源,上游养殖业较发达,畜禽养殖量超过百万只,铁矿、钾长石、硅等矿产资源丰富,已开发利用,采矿活动频繁;中游经过乡镇及农田,农业用地约6万亩,人口3.5万,且拥有特色旅游业,生活污水及农药化肥等随地表径流进入水体;下游区域主要有林地、少数分散村落及农田,人类干扰少,生境条件较好。本研究在凡河流域共布设10个采样点位(图1),分别于2011年5月(枯水期)和8月(丰水期)对河流大型底栖动物及生态环境进行调查。

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1.2 样品采集

1.2.1 大型底栖动物样品采集与分析

大型底栖动物样品采集与分析同前。

1.2.2 环境因子调查与分析

大型底栖动物样品采集同时,对同一点位的河流生境复杂性(Habitat complexity, HC)、底质(Sediment, S)、人类活动(Human activities, HA)、植被(Plant, P)通过评分的方式进行记录,流速(Velocity, V)、速度和深度组合(Combination of velocity and depth, VC)用流速仪测定,使用便携式溶氧仪、pH计及便携式水质分析仪分别对溶解氧(Dissolved oxygen, DO)、水温(Water temperature, WT)、酸碱度(Potential of Hydrogen, pH)、悬浮物(Suspended solids, SS)、电导率(Conductivity, COND)等指标现场测定[20]。采集水样冷藏保存后在实验室内测定总磷(Total phosphorus, TP)、总氮(Total nitrogen, TN)、氨氮(Ammonia-nitrogen, NH3-N)、高锰酸盐指数(Permanganate index, CODMn)、生化需氧量(Biological oxygen demand, BOD5)等水质指标。

1.3 数据处理

通过基础数据整理及分析得到大型底栖动物群落结构组成及各生物指数,包括物种丰度(NO.taxa,指采样面积内的大型底栖动物物种数)、生物密度(Density,单位面积的大型底栖动物个体数)、香浓多样性指数(H', , S为物种丰度,Pi为第i种个体数占样品总个体数N的比例,下同,用于评价大型底栖动物多样性)、丰富度指数(dm, dm=(S-1)/lnN,用于评价物种丰富程度)、EPT%(Ephemeroptera, Plecoptera and Tricoptera,指蜉蝣目、襀翅目和毛翅目三类水生昆虫的百分比)、FBI(Family Biotic Index, ,ni为第i科的个体数,ti为第i科的耐污值,科级生物指数,用于水质评价)。运用Mann-Whitney U检验法对不同水期大型底栖动物群落特征参数进行差异性检验。对各采样点的环境因子进行主成分分析(Principal Component Analysis,PCA)。将筛选出的环境因子与大型底栖动物指数、生物类群分别进行Spearman相关性分析及典范对应分析(Canonical Correspondence Analysis,CCA)。Mann-Whitney U检验法、Spearman相关性分析在SPSS19.0中完成。PCA、CCA分析在CANOCO5.0中完成。

2 结果与讨论

2.1不同水期环境驱动影响因子分析

凡河流域不同水期环境因子的PCA分析表明(表1),枯水期和丰水期PCA两轴分别解释数据承载量的74.57%和85.8%。枯水期第一主成分主要解释的环境因子为DO、WT、HC和SS,主要代表了河流生境状况,第二主成分主要解释的环境因子为TP、BOD5和NH3-N,主要代表了河流营养物及污染物特征。丰水期第一主成分主要解释的环境因子为TP、BOD5、COND和CODMn,主要说明了河流中污染物的变化,第二主成分主要解释的环境因子为DO、HC、pH、V和S,主要代表了河流物理环境的变化趋势。选择枯水期和丰水期PCA两主轴变化分数大于0.6的环境因子,其中枯水期包括TP、BOD5、DO、WT、SS和HC,丰水期为TP、BOD5、DO、HC、pH、S和V(图2)。综合分析凡河不同水期的主要环境驱动因子,TP、BOD5、DO、HC为枯水期和丰水期的共同环境驱动因子,各驱动因子与第一、第二主成分的相关系数见表1。

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2.2 大型底栖动物群落特征与环境因子关系

将凡河大型底栖动物各生物指数与枯水期、丰水期共同的环境驱动因子进行相关性分析可得(表2),不同水期内,总磷与EPT%呈显著负相关(P<0.05)。BOD5与EPT%、FBI分别呈负相关和正相关关系,其中丰水期相关关系显著性(P<0.01)大于枯水期(P<0.05)。溶解氧及生境复杂性与大型底栖动物物种丰度及丰富度呈显著正相关,溶解氧、生境复杂性分别对丰水期物种丰富度、物种丰度影响较大。环境驱动因子在枯、丰水期发生变化,因此对大型底栖动物群落特征的影响不同。

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枯水期、丰水期环境驱动因子与大型底栖动物的CCA分析表明,不同水期内大型底栖动物群落特征与环境驱动因子对应关系趋势基本一致。枯水期和丰水期均表现为蜉蝣目扁蜉科(Heptageniidae)、蜉蝣科(Ephemeridae)、二尾蜉科(Siphluridae),毛翅目纹石蛾科(Hysychidae)、沼石蛾科(Limnephilidae)和襀翅目石蝇科(Perlidae)对河流溶解氧及生境复杂性具有明显的响应关系,双翅目摇蚊科(Chironoae)、寡毛类颤蚓科(Tubificidae)等耐污性强的生物类群对总磷、BOD5呈现明显响应关系。枯水期对BOD5有明显响应关系的大型底栖动物类群数量大于丰水期,同时丰水期受生境复杂性影响较大的生物类群数大于枯水期。

A:枯水期

B:丰水期

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Potam:花鳃蜉科;Perli:石蝇科;Hydro:纹石蛾科;Lepto:小裳蜉科;Hepta:扁蜉科;Siphl:二尾蜉科;Ephem:蜉蝣科;Phryg:石蛾科;Empid:舞虻科;Polyp:多足摇蚊属;Naidi:仙女虫科;Galba:土蜗属;Corix:划蝽科;Crico:环足摇蚊属;Gomph:箭蜓科;Limno:水丝蚓属;Cerat:蠓科;Tubif:颤蚓属;Taban:虻科;Radix:萝卜螺属;Antoc:朝大蚊属;Brach:短石蛾科;Hippe:扁螺属;Agabu:瓢龙虱属.

综合大型底栖动物群落特征及环境因子关系分析,凡河流域上游点位FH2-FH4主要位于凡河上游鸡冠山乡附近,区域内底质、水深等物理生境条件较好,但畜禽养殖业发达,养殖废水及废弃物排放增加河流水质污染负荷,是影响该区域大型底栖动物群落组成的主要因素,水体污染导致EPT等耐污值低的生物类群种类及数量均较低,颤蚓科(Tubificidae)等寡毛类及耐污性强的摇蚊科幼虫比例较大。FH1距鸡冠山乡较远,河流水质相对较好,大型底栖动物EPT%较前者增加,但矿石开采及碎石对河道原有自然形态及生物生存环境产生影响,对大型底栖动物多样性及生物密度产生影响[10]。中游区域FH5-FH7位于大甸子镇附近,河流物理生境适宜,但距人居区较近,周围遍布农田,河流水质受人类活动、生活污水、化肥和农药的影响较大,大型底栖动物群落组成发生较大变化,扁蜉科(Heptageniidae)等清洁种及水丝蚓(Limnodrilus)等耐污种均存在,生物多样性较大。下游采样点FH8-FH10生境条件及水质状况较好,周围以林地为主,人类活动相对较少,流速和水深适中,溶解氧含量高,为大型底栖动物提供适宜的栖息场所,大型底栖动物EPT类群优势明显,FBI指数低。丰水期养殖业、农业活动等强度增大,养殖废水、废弃物、农药化肥等随地表径流进入河道内,造成水体污染,影响大型底栖动物群落组成,如丰水期BOD5对大型底栖动物EPT%、FBI指数影响大于枯水期。丰水期河道内水生植物丰富,河岸带植被覆盖度高,可缓解夏季高温和强光照射,卵石底质比例大,流速较快,增加河流溶解氧交换量及生境复杂程度,进而对大型底栖动物物种丰度及丰富度产生较大影响。

3 结论

(1)环境因子在枯水期和丰水期的驱动作用不同,不同河段内环境因子的影响程度发生变化,TP、BOD5、DO、HC为凡河流域枯水期和丰水期的共同环境驱动因子,对凡河流域大型底栖动物群落特征变化起主导作用。

(2)TP、BOD5与大型底栖动物EPT%、FBI指数显著相关,且与摇蚊科(Chironoae)、颤蚓科(Tubificidae)等耐污类群呈明显响应关系,主要表现在受畜禽养殖业影响较大的FH2-FH4点位,其次为生境受干扰的FH1和靠近乡镇生活区及农业区的FH5-FH7点位。DO、HC与大型底栖动物丰富度及扁蜉科(Heptageniidae)、纹石蛾科(Hysychidae)、石蝇科(Perlidae)等清洁类群响应关系明显,该趋势在受干扰程度最小的FH8-FH10点位表现突出。底栖动物的时空差异性主要反映各河段不同形式及强度的人类活动对环境条件的影响,进而使底栖动物群落结构及不同类群百分比发生变化

(三)基于大型底栖动物群落生物指数的清河水环境模糊综合评价

1材料与方法

1.1 研究区域概况

研究区域清河位于辽宁省东北部,是辽河的一级支流,流域面积5674.28 km2 ,河流长度217 km。清河流域属温带季风气候。最大平均降水量和河流流量在8月,旱季从11月一直持续到3月(秋冬季节),区域内年均降雨量692 mm,年均气温6.5oC。清河流域地势以丘陵和山地为主,植被覆盖度相对较高,区域内有两个水库,清河水库和南城子水库,河流包括清河及主要支流寇河、碾盘河、马仲河等,除森林植被外,还包含农业用地。本研究在清河流域布设16个采样点(图1),在2011年5月(枯水期)和8月(丰水期)进行大型底栖动物调查。

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1.2 大型底栖动物样品采集

大型底栖动物样品采集方法同上。

1.3 数据处理

将大型底栖动物基础数据进行整理和计算,得到清河流域各采样点的大型底栖动物物种丰度、生物密度以及6个生物指数,包括Shannon-Wiener多样性指数(H', , S为物种丰度,Pi为第i种个体数占样品总个体数N的比例,下同)、Margalef丰富度指数(dm, dm=(S-1)/lnN)、Simpson多样性指数(d, )、Pielou均匀度指数(J, )、FBI(Family Biotic Index, ,ni为第i科的个体数钼酸铵溶解度,ti为第i科的耐污值(段学花和王兆印,等,2010))和敏感性指数(I, ,其中ni为第i种的个体数,NI为敏感性种类的种数,耐污值≤3(仇伟光和王俊才,等,2014))。采用Mann-Whitney U检验法对不同水期的大型底栖动物生物指数进行差异性检验。运用模糊综合评价法对水质污染状态进行评价,以大型底栖动物生物指数为评价因子建立因子集合评价集,再确立单因素隶属函数,构建模糊矩阵R和评价因子权重矩阵A,经过矩阵运算(B=A·R)得到模糊综合评价矩阵B,并根据最大隶属度原则确定水质污染状态。大型底栖动物群落特征和生物指数分析、Mann-Whitney U检验和矩阵计算在Origin、SPSS和Excel中完成。

2 清河流域模糊数学综合评价

本文中的评价因子包括大型底栖动物Shannon-Wiener多样性指数、Margalef丰富度指数、Simpson多样性指数、Pielou均匀度指数、FBI指数、敏感性指数6个生物指数,评价等级分为4级(表1)。根据各评价因子分级标准和实际值,得出其在不同等级的隶属度,组成模糊矩阵R,再通过超标加权法计算各指标的权重,经过归一化处理得到权重矩阵A,将R和A进行运算得到综合评价结果。

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通过对枯水期6个生物指数评价因子的模糊矩阵建立以及权重矩阵的运算,得到了各点位在清洁、轻度污染、中度污染和重度污染4个水质等级的隶属度,经过隶属度比较得到模糊综合评价结果(表2)。枯水期水体呈清洁状态的点位为S9和S15,所占比例为12.5%,其中S9位于清河上游源头附近,河流生境、水质条件优越,卵石底质,为敏感性和耐污值低的大型底栖动物类群生存提供了适宜条件,S15位于清河二级支流叶赫河的南城子水库下游,该点位植被覆盖度较高,河岸缓冲带距离大,人类活动影响小,有利于大型底栖动物生存,物种多样性及丰富度相对较高,敏感性生物类群比例较大,经过矩阵建立与隶属度计算,该点位在清洁等级的隶属度较大。水体呈轻度污染状态的点位为S6和S8,占所有采样点的12.5%,分别位于清河支流寇河和碾盘河,两个点位均位于人居区上游,水质及生境状况较好,大型底栖动物群落多样性较高,相对于清洁点,敏感性指数分别降低3.73%和1.42%。

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枯水期呈中度污染状态的采样点位有12个,占总体样点的75%,枯水期时河流水量较小,部分村落和农田附近,存在生活垃圾、畜禽粪便散落和堆放的现象,对河流水质影响较大,耐污值较低的生物类群比例降低或消失。枯水期S1-S5、S7、S10-S14和S16点位处于中度污染状态,其中S1、S2-S5和S14位于昌图县、西丰县和开原市附近,来自城市及周边区域的废水、生活垃圾及污水等对河流水质影响较大。S7、S10-S13和S16周边以农业为主,枯水期河流水量较小,河岸带植被刚开始生长,不能起到缓冲和拦截作用,散落在河道附近的生活垃圾、畜禽粪便及农业耕种前的堆肥等物质进入河流中,影响水质,对大型底栖动物敏感类群影响较大,导致枯水期敏感性指数较低,也成为制约模糊综合评价结果的重要因子。一段时间内河流水环境条件的变化影响大型底栖动物的群落特征,同时也能够通过生物的变化来反映阶段性水环境状况,实现水质生物学评价。

运用同样的方法对清河流域丰水期的水体污染状态进行模糊综合评价(表3),评价结果与枯水期相比变化较大,其中清洁状态点位有3个,除包含S9和S15点位外,又增加了S6,占总体样点的比例提高到18.75%,清洁点主要位于清河及支流寇河上游和南城子水库附近,采样点的生境条件较好,河流底质以卵石为主,河岸带植被丰富,河流中具备一定的水生植物和河岸带植被的枯落物,有利于大型底栖动物觅食,河水流速和深度适中,使得水中溶解氧含量丰富,为大型底栖动物,尤其是耐污值较低、敏感型生物种类的生存提供适宜条件。丰水期轻度污染状态的点位增幅较大,由枯水期的2个点位增加到7个点位,所占比例也达到43.75%,轻度污染样点主要位于清河支流上游和清河水库的入库河流,丰水期河流水量增大,使得河水覆盖部分的底质比例增加,也为大型底栖动物提供更多的生存空间,同时,丰水期水生植物及河岸带周围植物生长更加茂盛,有利于增加大型底栖动物的种类和数量。与枯水期相比,丰水期中度污染点位所占百分比下降37.5%,其中S7、S10-S13和S16由枯水期的中度污染变成轻度污染状态,这些点主要位于清河干流和支流中上游,丰水期河流水量增大,河岸带植被及水生植物长势良好,能够有效拦截和净化进入河流的污染物,对河流水质起到保护作用。S1-S5、S14位于清河支流马仲河、寇河和清河水库下游,枯水期和丰水期都呈中度污染状态,其中S1在马仲河下游,有来自于昌图县及附近村镇的废水,S5点在西丰县下游,河流水质受到污水和废弃物的影响,S2-S4在寇河S5的下游,其生境条件受到挖沙和乡镇生活污水影响较大,S14在水库下游,距离开原市较近,河道的生境适宜性降低,进而也影响大型底栖动物物种组成,使FBI指数增大和敏感性指数降低,在模糊综合评价中权重和隶属度较大,水质呈中污染状态。水环境受到人类活动的直接或间接影响,城乡生活污水排放、垃圾的无秩序堆放、畜禽养殖、农药及化肥的施用、挖沙等对河流水环境造成一定影响,使水中污染物、氮、磷等增加,挖沙会导致水体浑浊,影响具鳃生物的呼吸。采用模糊综合评价法对水体污染或健康状态进行评价,将多个水质指标、生物指标或水生态健康评价指标进行转化和计算,最终得到综合性的隶属度值,评价结果更客观全面,能够有效克服单因子评价和主观分析方法的不足。

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3 结论

模糊综合评价结果表明,清河枯水期水体呈清洁、轻度污染和中度污染的样点比例分别为12.5%、12.5%和75%。丰水期水体呈清洁(18.75%)和轻度污染(43.75%)状态的样点增加,中度污染(37.5%)状态的比例降低。清河干流及支流上游点位水环境状况相对较好,明显优于城区、乡镇等人居区及下游区域。

(四)辽河流域典型支流营养物生态阈值研究

1 材料与方法

1.1 研究区域

研究区域概况同前,取样点见图1。

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1.2 水质、大型底栖动物样品采集与生境调查

本研究于2009年9月(平水期)、2011年5月(枯水期)和8月(丰水期)调查35个取样点的河岸特性、入河物理栖息地、水化学和生物完整性指标。生境调查参考河流栖息地评价指标与评价方法,对监测点的十个栖息地评价指标进行打分(0-20分,分值大为好);总氮(TN)、总磷(TP)、氨氮(NH3-N)、5日生化需氧量(BOD5)、重铬酸钾指数(CODCr)等水质化学指标分别采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法、钼酸铵分光光度法、纳氏试剂比色法、稀释与接种法、重铬酸盐法在实验室内测定, DO 和pH、T、EC采用便携式水质分析仪现场测定与记录,Turbidity采用便携式浊度计法,Chloride、Sulfate采用离子色谱法, FCC采用多管发酵法测定、TBC采用稀释培养法测定,土地利用数据由中国科学院资源与环境科学数据中心提供;大型底栖动物样品采集方法同上。

1.3 基准的确定方法

1.3.1 参照河流频率分布法

本研究采用标准化方法选择参照点,对清河采样点河段进行现场评价,参照点栖息地质量综合评估指数>120,栖息地质量综合评估指数计算参照辽河河流生境质量评价方法,农地和建设用地面积百分比小于2%, 流域内没有明显的点源污染,人类扰动非常小。将参照点的主要主要变量指标数据的75%频率分布值建立河流的营养物参照状态。

1.3.2 全体河流频率分布法

清河水系选取典型监测点(包括参照点和非参照点),应用全部监测指标数据的5~25%的频率分布值帮助建立流域营养物参照状态。

1.3.3 Y-截距法

多元线性回归分析用于估算河流营养物参照状态,在回归模型中人类土地利用分类是独立变量,入河营养物浓度的对数是因变量,回归模型的截距代表河流参照营养浓度值。

1.3.4 压力-反应法

本研究初步考虑了9个底栖大型无脊椎动物群落特征指数(具体计算方法同上),并经过候选参数分布范围检验、候选参数敏感性分析和候选参数间相关性检验进一步筛选核心参数。利用局部加权回归散点平滑法(locallyweightedscatterplot smoothing, LOWESS)拟合筛选核心参数与理化因子之间的关系;采用回归树模型 (Regression tree analysis)确定营养盐浓度突变点, 基础数据统计在 Excel中完成, Pearson相关分析和回归分析在SPSS 19.0中完成。

2 结果与讨论

2.1 河流底栖动物群落特征与营养物的关系

通过采集的生物种类和数量进行生物指数的计算,本研究选取EPT相对丰度、EPT分类单元数、修正FBI指数和双翅目及非昆虫类群相对丰度4个生物指数进行分析。EPT相对丰度的变化范围为8%~74%,EPT分类单元数的变化范围为1~18,两者较高值均出现在27~30号点位。修正FBI指数的变化范围为3.79~6.79,较高值出现在2~5号点位。双翅目及非昆虫类群的相对丰度百分比变化范围为16%~86%,其中27~30和 32点位的百分比较低,值为16%~19%,2~5号点位百分比较高,值为76%~86%。方差分析结果表明各生物指数在不同点位间呈显著性差异(p<0.05)。

营养物、离子和溶氧为清河流域河流生物受损的可能原因。我们的研究结果显示DO与4种大型底栖无脊椎动物群落结构特征指数无相关性(表2)。虽然EC与底栖动物群落结构特征指数显著相关,但相关程度明显弱于营养物(表2)。因此,TN和 TP不仅是日常环境监测的两个重要因子, 也是影响底栖动物分布的主要胁迫因子。本研究中 TP、TN与EPT相对丰度(r=-0.430,p<0.01和r=-0.409,p<0.05)、EPT分类单元数(r=-0.433, p<0.01和r=-0.398, p<0.05)、修正FBI指数(r=0.383,p<0.05和r=0.404, p<0.05)和双翅目和非昆虫相对丰度(r=0.406, p<0.05和r=0.424, p<0.05)之间均显著相关,TP与EPT相对丰度和 EPT分类单元数之间相关性达到极显著水平(表2)。本文中EPT相对丰度(r=-0.459,p<0.05和r=0.771,p<0.01)、EPT分类单元数(r= -0.704,p<0.01和r= 0.710,p<0.01)、修正FBI指数(r=0.741,p<0.01和r= -0.743,p<0.01)和双翅目和非昆虫相对丰度(r=0.799,p<0.01和r= -0.801,p<0.01)与农田面积百分比、林地面积百分比呈显著相关(表2),说明清河流域农田耕作导致了大量营养物质的流失,进一步改变大型无脊椎动物群落结构。

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由图 2显示, 低营养盐浓度下生物参数值波动范围大,高营养盐浓度下波动范围小; 随着TP浓度的增加,EPT相对丰度与EPT分类单元数先短距离升高后降低;随着TN浓度的增加,EPT相对丰度与EPT分类单元数总体呈下降趋势;随着TP与TN浓度的升高,修正FBI指数与双翅目和非昆虫相对丰度总体呈上升趋势。研究表明:低浓度下,水体营养盐并非是左右生物分布的主要因子;但在高浓度下,对清洁种的抑制作用尤为突出。

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2.2 基准值的确定

应用Y-截距法评估清河流域河流营养物参照状态,该方法预测的清河水系TP参照状态值为0.035mg/L, 95%置信区间为0.019-0.050 mg/L;预测的TN参照状态值为0.749mg/L, 95%置信区间为0.477-1.021mg/L(表3和表4)。基于大型无脊椎动物群落结构特征的压力-反应法可以帮助确定清河水系营养物的生态临界阈值。经过候选参数分布范围检验、候选参数敏感性分析和候选参数间相关性检验进一步筛选核心参数,结合EPT相对丰度、EPT分类单元数、修正FBI指数和双翅目和非昆虫相对丰度在溪流健康评价中的重要性,本文最终选取以上四种生物参数估算清河流域河流营养物临界阈值。从图2中可以看出,当 TN 和 TP浓度超过各自阈值时, 底栖动物群落中耐污种数量骤增,污染敏感种数量骤减, 打破了群落结构的平衡性和稳定性。根据回归树分析方法,由EPT相对丰度推断出的TN和TP突变点分别为1.655 mg/L,0.084mg/L,EPT分类单元数推断出的TN和TP突变点分别为1.050mg/L,0.052 mg/L,修正FBI指数推断出的TN和TP突变点分别为1.574 mg/L,0.101 mg/L,双翅目和非昆虫相对丰度推断出的TN和TP突变点分别为1.610 mg/L,0.084 mg/L,可以看出基于四种参数得出的TN和TP的生态临界阈值分别约为1.353 mg/L和0.077mg/L。参照河段法确定的TN 和 TP的参照状态分别为 1.288mg/L和0.046mg/L。25%频率分布法确定的TN 和 TP的参照状态分别为0.724 mg/L和0.024mg/L(表5)。

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在已开发的区域较少受人类活动影响的参照河段很少,因此在相同的生态区不同区域径流的差异,参照河段的营养物负荷可能变化很大;参照河段倾向于小的源头河流(林间河流),它某种程度上不能很好的模拟广袤农地覆盖的平原流出的有着完全不同植被、地形和化学物质的河流。流域内全部河流营养物数据的5~25%频率分布值,依据专业判断选定的频率分布值帮助建立基准(USEPA,2000),全部数据的25%频率分布值是一种推算,它可能使保护性基准值出现过保护或保护不足的问题。Y-截距法具有应用范围广(可以在没有大量参照河段的地区使用)和不需要掌握实体型模型复杂的专业知识。然而,在不同的生态条件下主要影响因子间(畜禽养殖、农地开发与管理实践、坡度和河岸缓冲带等)可以存在较大的差异。有研究表明一些地区除营养物外的其它因素可能是重要的影响水生生物群落结构特征因子。我们的研究发现营养物是影响底栖大型无脊椎动物群落结构的最主要因素,但其它因素也影响水生生物生长(表2)。因此,应用基于大型无脊椎动物群落结构特征的压力-反应法确定的营养物阈值来验证化学方法(参照河流频率分布法、全部河流频率分布法和Y-截距法)确定的营养物参照状态。全部河流频率分布法和Y-截距法得出的营养物 (TN和TP) 参照状态值较低,一些研究结果显示如果人类活动得到控制,营养物输出恢复到背景状态可能会需要数十年。在本研究中四种方法得出的TN 和TP基准评估值波动范围不大(TN为 0.724~1.353mg/L,TP为0.024~0.077mg/L)(表5),每种方法都有它们的不足,鉴于回到受最小人类活动影响的历史状态不可能发生(即使发生,相应的历史环境条件可能不会实现),我们比较分析化学方法评估结果提出清河水系河流营养物阈值推荐值,并应用基于大型无脊椎动物群落结构特征的压力-反应法评估值作为验证。应用四种方法评估的清河流域营养物阈值推荐值分别为0.921~1.472 mg/L(TN)和 0.035~0.080 mg/L(TP)。

3 结论

研究表明流河水系营养物是影响底栖动物分布的重要胁迫因子。应用Y-截距法确定河流TN和TP参照状态分别为0.749mg/L和0.035mg/L;依据EPT相对丰度等生物参数的压力反应法估算的清河水系河流TN和TP的阈值分别为1.050~1.655mg/L和0.052~0.101mg/L;参照河流频率分布法确定的TN和TP的参照状态值分别为1.288mg/L和0.046mg/L;全部河流频率分布法确定的TN 和 TP的参照状态值分别为0.724mg/L和0.024 mg/L。比较三种化学方法估算的营养物参照状态,并应用基于大型底栖无脊椎动物群落生物指数的营养物阈值进行验证,初步提出了清河水系营养物阈值推荐值分别为0.921~1.472mg/L(TN)和 0.035~0.080mg/L(TP)。下一步将尽快开展基于鱼类等其他指示生物的营养物阈值研究,使最终制定的基准值具有更为广泛的适用性。

本标准的制定,将有助于规范和指导环保相关单位科学制定辽宁省区域性的河流营养物管理目标(基准与标准),为推动我省水体的综合整治,早日实现辽宁省水生态环境质量全面改善和生态系统良性循环有重大意义,综合效益明显。

四、与有关的现行法律、法规和国家标准、行业标准、地方标准的关系

本标准的文字和格式依据GB/T1《标准化工作导则 第1部分:标准的结构和编写》和GB/T20000.2-2009《标准化工作指南 第2部分:采用国际标准》,具有规范性。

标准制定过程严格按照国家颁布的已有标准执行,标准规定内容引用的已有标准如下:《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》(GB11893—1989)、《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(HJ636—2012)、《水质 叶绿素的测定 分光光度法》(HJ 897—2017)、《水质采样技术规范》(SL187—96)、《水质采样 样品的保存和管理技术规定》(GB/T12999—1991)、《水质 浊度的测定》(GB132—1991)、《水质 溶解氧的测定 电化学探头法》(GB 11913—89)、《水质 溶解氧的测定 碘量法》(GB7489—87)、《水质 pH值的测定 玻璃电极法》(GB 6920—86)、《水质 总有机碳(TOC)非色散红外线吸收法》(GB13193—91)、《河流流量测验规范》(GB50179—2015)、《生物多样性观测技术导则 淡水底栖大型无脊柱动物》(HJ 710.8—2014)和《生物多样性观测技术导则 内陆水域鱼类》(HJ 710.7—2014)等,上述标准对于本标准的应用是必不可少的。技术内容、指标、要求等与现行的法律、法规以及与相关的产品标准相协调,不矛盾。

五、重大意见分歧的处理结果和依据

本标准广泛征求了有关专家、生产单位和相关部门的意见,并根据本标准制定的原则,采纳了合理的意见和建议,完善本标准的内容和结构。不同意见和分歧,根据标准制定的原则和目的协商解决。

六、作为强制性地方标准或推荐性地方标准的建议及理由

本规程规定了辽宁省河流营养物基准制定技术的河流分类、指标选取、数据收集与补充监测、基准制定方法和基准值后续评估技术要点。通过本规程的实施,将有助于规范和指导环保相关单位科学制定辽宁省区域性的河流营养物管理目标(基准与标准),解决现行河流营养物标准在部分地区实施过程中出现的覆盖面太广、针对性不强和由此导致的“欠保护”和“过保护”的实际问题,为实现辽宁省水生态环境保护的科学管理,推动我省水体的综合整治,早日实现辽宁省水生态环境质量全面改善和生态系统良性循环有重大意义,建议《辽宁省河流营养物基准制定技术指南》作为推荐性地方标准发布实施。

七、提出标准实施的建议

可根据当地的实际情况灵活运用本标准,如根据当地自然、社会和经济的实际情况选取合适的基准制定指标变量和基准制定方法。本标准发布实施后,应及时在我省区域性河流营养物基准制定实施单位和有关研究机构进行宣讲贯彻,增强基准制定工作管理部门及有关研究机构的标准化意识,对区域性河流营养物管理目标制定验收活动应以本标准为依据,加大管理力度,促进我省河流营养物管理目标的科学制定和水生态环境质量持续改善。

八、其他应予说明的事项

无。

辽宁石油化工大学(单位公章)

2019年8月

主要参考文献

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[10] GB 6920—86水质 pH值的测定 玻璃电极法

[11] GB7489—87水质 溶解氧的测定 碘量法

[12] GB11893 水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法

[13] GB 11913—89水质 溶解氧的测定 电化学探头法

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[15] GB13193—91水质 总有机碳(TOC)非色散红外线吸收法

[16] GB50179—2015 河流流量测验规范

[17] HJ636 水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法

[18] HJ 710.7—2014 生物多样性观测技术导则 内陆水域鱼类

[19] HJ 710.8—2014 生物多样性观测技术导则 淡水底栖大型无脊柱动物

[20] HJ 897—2017 水质 叶绿素的测定 分光光度法

[21] SL187—96 水质采样技术规范



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