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湖泊营养物基准技术报告-中东部湖区(征求意见稿)

1 概述

      湖泊富营养化是全球水环境面临的严峻问题之一,湖泊营养物基准是对湖泊富营养化进行评估、预防、控制和管理的科学基础。氮、磷等营养物是引起湖泊富营养化的最主要因素, 在较低的环境浓度下不会直接对水生生物和人体健康产生有害作用。许多国家和国际组织(国际标准化组织、欧洲标准化委员会、美国国家标准学会等)将其纳入水体基本监测指标,也是我国地表水环境质量标准等水质标准的控制项目。湖泊营养物基准指对湖泊产生的生态效应(藻类生长)不危及其水体功能或用途的营养物浓度。我国湖泊营养物基准按中东部湖区、云贵湖区、东北湖区、内蒙湖区、新疆湖区、青藏湖区和东南湖区 7 个分区制定。

      《湖泊营养物基准—中东部湖区》依据《湖泊营养物基准制定技术指南》(HJ 8382017) 制定。中东部湖区位于长江及黄河中下游、淮河流域及海河部分流域,面积 1.0 km2 以上的湖泊 636 个,总面积 21 200.8 km2,占全国湖泊总面积的 26.04%;其中面积 10 km2 以上的湖泊142 个,总面积 20 546.2 km2,占中东部湖区湖泊面积的 96.91%[1]。基准推导过程中,共收集到中东部湖区 207 个湖泊(面积 1.0~10 km2 的湖泊 93个,面积 10 km2 以上的湖泊 114 个)的水质监测数据。经数据筛选及质量评价后,得到面积 10 km2 以上 114 个湖泊的 720 个监测点位 20 余年逐年 4 月~9 月总磷(TP)、总氮(TN)和叶绿素 aChl  a)浓度算术平均值,共计 2 397 组数据,用于营养物基准推导,以上数据涵盖了太湖、鄱阳湖、洞庭湖、洪泽湖、巢湖、白洋淀和南四湖等重要湖泊。

      对湖泊受人为活动扰动强度评估后,基于分类回归树模型法和非参数拐点分析法,推导得到中东部湖区 TP 基准值,保留三位小数,单位 mg/LTN 基准值,保留两位小数,单位mg/LChl a 基准值,保留一位小数,单位 μg/L

2 国内外研究进展

      美欧等国家和地区已出台针对富营养化防治的湖泊营养物基准制定技术指南和基于技术指南制定的营养物基准,在控制湖泊富营养化、恢复湖泊水生态系统健康方面发挥了重要作用。

      表 1 对比了国内外湖泊营养物基准研究进展情况。美国是最早开展营养物基准研究的国家,1998 年制定了区域营养物基准国家战略[2],先后完成了湖泊、河流、河口海岸和湿地的营养物基准技术指南,并依据技术指南发布了 14 个湖泊一级生态区的营养物基准值。欧洲2000 年颁布的《水框架导则》(Water Framework Directive, WFD)提出了采用营养物基准对地表水生态状态进行评价的相关要求[3],在参考美国营养物基准制定方法的基础上,2007 年开始陆续制定欧洲湖泊生态区营养物基准值。我国湖泊营养物基准研究始于 2007 年,经过十多年的系统研究,基准推导工作在参考美国湖泊营养物基准制定技术方法的基础上,建立了适合我国不同湖区特征的湖泊营养物基准制定技术方法。

      表 2 显示,虽然研究发现能够反映湖泊富营养化的指标很多,不同国家选取的指标也不相同,由于湖泊营养物自然本底和生态效应的区域差异性,导致不同地区、同一国家在不同区域制定的湖泊营养物基准指标和基准值存在较大差异,如:美国湖泊营养物基准采用了 TPTNChl a 和透明度(SD)四个指标;欧洲地区则采用了 TP Chl a 两个指标。美国 14 个湖泊营养物一级生态区 TP 基准值在 860 μg/L 之间,最大值和最小值相差 6.5 倍;欧洲地区 TP 基准值在 4.018.8 μg/L 之间,最大值和最小值相差 3.7 倍。我国地域辽阔,湖泊数量众多且分布广泛,在地理、气候、水热条件、营养物本底和生态效应等方面均存在明显的区域差异,应根据我国国情和区域特征,筛选指标并制定我国分区湖泊营养物基准。

1 国内外湖泊营养物基准研究进展

 

美国

欧洲

中国

基准推导方法

 统计分析法:参照湖泊法和湖泊群体分布法[4-14]

 统计分析法:参照湖泊法和湖泊群体分布法[3, 15-21]

 HJ 838—2017规定,根据湖泊受人为活动扰动强度,选用统计分析法或压力响应模型[23-40]

 湖泊营养物生态分区

 根据气候、地貌、自然植被和土壤等指标差异性,分为14个湖泊营养物一级生态区[4]

 根据海拔、地质和地理位置,分为5个湖泊营养物一级生态区

根据地理、气候、地貌、海拔、气温、热带夜数和干燥度指数等指标,将全国分为7个湖泊营养物一级生态区[26, 30, 34]

 

关注指标

 

营养物指标磷、氮等、生物学指有机碳、Chl aSD、溶解氧等和辅助指标(土地利用等,一级生态区只考虑TPTNChl aSD[4]

 

 

 

只考虑TPChl a[17-19]

HJ 838—2017规定,湖泊营养物基准候选指标包括营养物指标、生物学指标及辅助指标,TPTNChl aSD为湖泊营养物基准制定的必选指

 

 

数据需求

 完整性

 无明确的数据数量要求,数据主要来源于STORET等数据库[4]

 无明确的数据数量要求,采用REBECCA数据库[3, 16, 22]

 站点名称、监测时间、国控站点、省控站点、水质监测数据等信息比较完整的区域

最少性

 每个监测点数据应包括TPTNChlaSD[13]

 每个监测点数据应包括TPChl a[16]

 每个监测点数据最少应包括TPTNChl a[30]

2 国外湖泊营养物基准值

国家/地区​

TPμg/L

TN

mg/L

Chl a

μg/L

SD

m

 发布部门

 ​文献

 

 

 

 

美国

生态区 I

55.00

0.66

4.88

2.55

 

 

美国国家环境保护局

 

 

 

[4]

生态区

8.75

0.10

1.90

4.50

生态区

17.00

0.40

3.40

2.70

生态区

20.00

0.44

2.00

2.00

生态区

33.00

0.56

2.30

1.30

生态区

37.50

0.78

8.59

1.36

生态区

14.75

0.66

2.63

3.33

 

生态区

8.00

0.24

2.43

4.93

 

 

生态区

20.00

0.36

4.93

1.53

​生态区

60.00

0.57

5.50

0.80

生态区

8.00

0.46

2.79

2.86

生态区

10.00

0.52

2.60

2.10

生态区ⅩⅢ

17.50

1.27

12.35

0.79

生态区ⅩⅣ

8.00

0.32

2.90

4.50

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

欧洲

 

大西洋区

L-A1

4.0

-

2.7

-

 

 

 

 

 

 

 

 

 

欧洲委员会联合研究中心, 英国生态与水文研究中心

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

[17-19]

L-A2

8.0

-

2.7~3.3

-

L-A3

9.0

-

-

-

 

 

高山区

L-AX

9.0

-

-

-

L-AL3

4.0

-

2.0~2.8

-

L-AL4

10.0

-

3.0

-

L-ALX

10.0

-

-

-

 

波罗的海中部区

L-CB1

18.8

-

2.~2.8

-

L-CB2

17.8

-

6.9~7.5

-

L-CB3

15.8

-

3.4~4.8

-

地中海区

L-MX

16.6

-

-

-

 

 

 

 

 

北部区

L-N1

9.1

-

2.9

-

L-N2a

6.7

-

2.2~2.3

-

L-N2b

5.6

-

2.0

-

L-N3

11.3

-

4.2

-

L-N5

6.3

-

1.6~1.7

-

L-N6

9.1

-

3.3~3.8

-

L-N8

12.7

-

7.0~7.8

-

L-NX

8.8

-

-

-

 

3 湖泊营养物生态分区

3.1 我国湖泊营养物一级生态分区

      湖泊营养物生态分区是湖泊富营养化控制和管理的基础,是建立湖泊区域营养物基准的前提。我国传统的五大湖区(东部平原湖区、东北平原山地湖区、蒙新高原湖区、云贵高原湖区和青藏高原湖区)或其他区域划分体系[41-43],仅考虑基本地理条件差异,缺乏关于地理气候条件、水文过程完整性、生态系统一致性以及湖泊水体功能差异性对湖泊营养物效应影响的统筹考虑。

      2007 年以来,我国针对湖泊营养物生态分区开展了系列研究[26, 30, 34, 44-51],根据湖泊营养物效应影响因素在空间尺度上的相互作用关系,筛选出地理位置(经纬度和海拔)、年均气温、热带夜数和干燥度指数四个影响藻类对氮磷营养物利用效率(Chl a/TNChl a/TP)的关键分区指标,将我国湖泊划分为 7 个营养物一级生态区,分别是:中东部湖泊营养物生态区(中东部湖区);云贵湖泊营养物生态区(云贵湖区);东北湖泊营养物生态区(东北湖区);东南湖泊营养物生态区(东南湖区);内蒙湖泊营养物生态区(内蒙湖区);新疆湖泊营养物。

 

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