湖泊營養物基準研究進展

霍守亮，馬春子，席北斗，何卓識

中國環境科學研究院，北京 100012

湖泊營養物基準研究進展

霍守亮，馬春子*，席北斗，何卓識

中國環境科學研究院，北京 100012

湖泊營養物基準是進行湖泊富營養化綜合評估、預防、控制和管理的科學基礎和重要手段。系統論述了國內外湖泊營養物基準的最新研究進展，重點分析了統計分析法、壓力-響應模型法、模型推斷法和古湖沼學法等的優缺點及適用性，提出了我國湖泊營養物基準研究的發展趨勢和面臨的挑戰。參照湖泊最能真實反映湖區的原始狀態，但參照點不易獲得；模型推斷法需要大量的數據資料來構建表征水體特征的函數模型，其復雜性使該方法對營養物基準的制訂存在較大難度。壓力-響應模型法將成為湖泊營養物基準制訂的發展方向，深入開展壓力-響應模型機理研究，在水生態基準與富營養化之間關系、營養物基準與浮游生物之間響應關系及營養物基準對特殊敏感種群關系研究的基礎上，加強營養物基準的制訂與湖泊管理需求的緊密結合。

湖泊營養物基準；生態分區；參照狀態；壓力-響應模型

湖泊營養物基準是指營養物對湖泊產生的生態效應不危及其水體功能或用途的最大可接受濃度或限值，可以體現受人類開發活動影響程度最小的地表水營養狀態。數值化營養物基準是水質進行污染控制的基礎，有利于評價人類活動對水生態系統的影響，保護水質和水生物完整性并發展相應的管理決策[1]，為指定用途的可達性及水質目標的實現提供重要的條件[2-3]。地理位置、地形地貌、氣候條件、湖泊形態以及人類開發程度等情況的差異，使不同地域湖泊的富營養化成因、類型、演變過程以及物理、化學、生物學特性等方面存在顯著差異，同時湖泊的營養物水平和富營養化效應也具有很大的區域差異性。因此，不宜采用一個通用的營養物基準，需要根據不同區域和不同類型水體的特點，制訂區域湖泊營養物基準來更好地反映湖泊環境的差異，并滿足當前湖泊管理的需求，提高制訂相應水質標準的科學性。

湖泊營養物基準不是毒理學基準而是生態學基準，不能簡單地利用實驗室模擬研究的毒性劑量-響應效應關系來推斷，因為氮磷等營養物本身在較低的環境濃度下不會直接對水生生物和人體產生毒害作用[4]。營養物過度排放導致藻類的過度繁殖及其代謝產物是最終導致水生生物大量死亡，嚴重破壞水生態系統和水體使用功能的主因。因此，在大量野外觀察數據的基礎上通過統計學分析制訂的營養物基準更具說明性和科學性[3]。目前一些發達國家已經開展了湖泊營養物基準研究工作，初步形成了湖泊營養物基準研究體系。我國從2008年開始在湖泊營養物基準方面開展了大量的研究工作，并獲得了系列研究成果。本文系統綜述了國內外湖泊營養物基準的最新研究進展，并結合我國湖泊的區域自然特征及污染狀況，提出了我國營養物基準研究的發展趨勢及面臨的挑戰。

1 國外湖泊營養物基準研究進展

美國是最早開展營養物基準研究的國家，在1998年制訂了區域營養物基準國家戰略[2]，并先后完成了湖泊水庫、河流、河口海岸和濕地的營養物基準技術指南。歐洲2000年頒布的最新水法《水框架指南》(WFD)也開始對營養物基準進行研究[5]。

參照狀態的確定是營養物基準制訂的核心內容。美國國家環境保護局(US EPA)建議采用統計分析、模型預測與推斷、古湖沼學法以及專家判斷等方法建立各州及部落的參照狀態[3]。綜合考慮歷史記錄調查、參照狀態建立、模型應用、專家評價和對下游影響5個方面制訂科學合理的營養物基準[3]。2010年US EPA編制的《利用壓力-響應關系推斷數字化營養物基準》指南，將營養物基準制訂方法分為參照狀態法、機理模型法和壓力-響應關系3類，重點發展了代表氮磷營養物濃度與初級生產力關系的壓力-響應關系，詳細闡述了采用簡單線性回歸、多元線性回歸及非參數拐點分析等建立壓力-響應關系確定湖泊營養物基準的方法體系[6]。US EPA根據影響營養物負荷的各種因素(如地貌、土壤、植被和土地利用等)將美國大陸劃分為14個具有相似地理特征的生態集中區，并繪制了不同分辨率水平和集合體的美國生態區域圖。在生態分區的基礎上，采用基于頻數分布的統計學方法建議并制訂了生態區域化的總氮(TN)、總磷(TP)、透明度(SD)和葉綠素a(Chl a)營養物基準值[3,7]。歐洲各國依據流域因素(如物種的地理特性、地質及海拔)和湖泊因素(如湖泊深度、面積及水體色度)等地理學差異對水體類型進行分類，采用與美國相似的方法為不同的生態質量系統制訂了適合的區域化參照狀態，完成了歐洲各區域不同類型湖泊TP和Chl a參照狀態的確定[8-10]。

1.1 統計分析法

統計分析法在湖泊區域差異性調查的基礎上，對流域特征相似的湖泊收集的大量歷史和現狀數據進行統籌分析，科學估算歷史觀測值并補充采樣數據，支撐湖泊營養物基準制訂的科學性和合理性。統計學方法通常包括參照湖泊法、群體分布法和三分法[3]。參照湖泊法適宜于受人類擾動較少的湖泊流域，一般選用參照湖泊頻數分布的上1/4點位作為其參照狀態[11]。群體分布法是在區域參照湖泊數量不足的情況下，選取整個區域的湖泊群體為樣本(已知遭受嚴重損害的湖泊可排除在樣本之外)，采用群體頻數分布的下5%～25%作為參照狀態[3]。三分法是將1/3的水質數據(按水質由好到差的順序排列)的頻數中位數選作該區湖泊的參照狀態，不適用于人類影響干擾強烈的區域[12]。

統計分析法被美國和歐洲等國家廣泛應用于營養物基準的制訂。Dodds等[12-13]在流域內人為土地利用類型與營養物濃度之間的統計學關系研究的基礎上，結合參照湖泊法和三分法建立了美國堪薩斯州不同區域湖庫的參照狀態，分析得到該州湖庫的參照狀態與中營養狀態相對應。Suplee等[14]采用參照狀態法和湖泊群體分布法確定了美國蒙大拿州不同生態區及不同季節溪流的營養物基準，評價了2種統計方法得到結果的一致性，研究發現參照湖泊頻數分布的75%的營養物水平可能與全體湖泊頻數分布的4%～97%相當。Snchez-montoya等[15]采用參照河段法和群體分布法確定了歐洲地中海不同類型溪流的參照狀態，并將最低限值作為具有季節性差異變量的參照狀態。Cunha等[16-17]利用專家判斷和三分法相結合的方法確定了巴西圣保羅州亞熱帶溪流和水庫的營養物參照狀態，同時對溪流參照點和非參照點得到的基準進行相互驗證。

統計學方法的主要假設是湖泊群體中至少含有一些高質量的湖泊，通過百分數點位來確定參照狀態，結果容易受樣本量大小和豐富度的影響。利用湖泊監測站點的原始數據建立參照狀態最為合適，但是許多湖泊的歷史監測資料不齊全或無法獲得，為參照狀態的確定帶來極大困難，因此需要結合其他方法來共同確定湖泊營養物的參照狀態。

1.2 壓力-響應模型

壓力-響應模型是在歷史數據和現有數據的基礎上，針對湖泊的典型流域及水文特征，考慮自然演變和人類活動的雙重影響及時空分布特征，通過構建概念模型來表征營養物的生態效應并闡明壓力變量和響應變量之間的響應關系，考慮與水體指定用途相關的響應變量的生物閾值或生態毒理閾值，從中推斷湖泊營養物基準的方法。壓力-響應關系模型反映水體營養物與湖泊初級生產力之間的定量關系，對受人類擾動強烈的湖泊有較強的適用性。該模型通過響應變量將營養物與水體指定用途、生物毒理閾值等聯系起來[6]，對制訂不同污染程度湖泊的營養物基準發揮著重要的作用。壓力-響應模型在闡明營養物生態效應的基礎上，不僅考慮了單因子效應，而且綜合了因子間交互作用的影響[18]。壓力-響應模型的構建為湖泊的生態分區、季節性差異等提供支撐，能夠針對不同季節和不同分區湖群確立營養物基準值。

生物響應與營養物濃度梯度之間的關系通常是很細微的，有時很難通過線性響應關系發現[19]；而生態變量對環境梯度的響應也會呈現出非線性、非正態和異質性等特點[20]。因此，需要采用多種方法構建壓力變量和響應變量之間的線性或非線性關系以推斷營養物基準。如Qian等[21]采用非參數拐點和貝葉斯拐點對壓力變量與響應變量之間的非線性關系進行分析，確定了佛羅里達Everglades的環境閾值。Lamon等[4]以lg TN和lg TP為預測變量，lg Chl a為響應變量，采用貝葉斯多層次模型建立美國不同區域、不同類型湖泊的壓力-響應關系，并對獲得基準的可達性進行了概率分析。Ramin等[22]采用數值化模型和貝葉斯模型相結合推斷得到了加拿大哈密爾頓港口TP和Chl a的基準，并提出為增加滿足水質目標可能性需要采取的修復措施。Haggard等[19]采用線性回歸和分類回歸樹相結合的方法確定了美國紅河流域的營養物基準閾值。Stow等[23]利用貝葉斯層次模型評價美國休倫湖薩吉諾灣目標濃度在時間和空間尺度上的一致性。Qian等[24]提出了基于貝葉斯網絡模型和傳統經驗統計模型相結合的連續變量貝葉斯網絡建?？蚣?，并應用該建模方法確定了美國俄亥俄州溪流的營養物基準。

1.3 模型推斷法

運用模型推斷法來制訂湖泊營養物基準，在美國和歐洲等發達國家發展比較成熟[5]。模型推斷法的優點是能夠建立連續的評價基線，對生態分區湖泊的環境條件要求不高，可用于流域受人類影響較嚴重的湖泊，但是需要大量數據進行校準和驗證。US EPA推薦用土壤形態指數(MEI)法和總量平衡模型法推斷營養物基準[3]。土壤形態指數是總溶解性固體濃度與平均水深的比值，由于電導率和堿度受人類活動的影響較少，可將其作為制訂總磷參照基準的預測指標。Cardoso等[8]利用MEI-TP模型推斷了歐洲4個區域湖泊營養物參照狀態并與頻數分布法得到的參照狀態進行對比，分析表明2種方法得到的結果具有很好的一致性。總量平衡模型是根據湖泊負荷和湖泊水文學知識來估計物質(基本營養物)濃度的方法，該模型本身不能建立參照狀態，但是在給定的負荷條件下，能預測營養物的濃度。US EPA[3]采用總量平衡模型來推導參照狀態需要對湖泊營養物負荷的自然背景值進行估測，將頻數分布法與負荷和總量平衡模型相結合，估計美國俄亥俄州湖泊營養物參照狀態，研究表明，該法只適用于以河流給水的湖泊。

當營養物濃度超過了一定的臨界值，富營養化將導致淺水湖泊從清水穩態轉至濁水穩態。Janse等[25]采用PCLake生態模型推測歐洲湖泊營養物的臨界閾值，即關于營養物循環以及包括浮游植物、大型植物及簡易食物鏈在內的生物區系的動力學模型，能針對不同湖泊類型依據的臨界磷負荷來計算臨界閾值。方差的增加可以作為生態系統躍遷的預警指標，干擾后生態系統的恢復速率可作為恢復力和系統躍遷的指示因子，可以通過模型和實際數據分析的偏度(skewness)來預警系統的穩態轉換。研究表明，瑞典淺水湖泊清濁轉換的TP濃度閾值為70～100 mg/m3，TN濃度閾值為1 700 mg/m3[26]；荷蘭湖泊清濁轉換時TP濃度閾值為30～50 mg/m3，TN濃度閾值為1 000 mg/m3[27]。

此外，MONERIS、SPARROW、SWAT等模型也被應用于營養物基準的制訂。Hirt等[28]利用MONERIS模型重建了德國波羅的海流域營養物釋放的4種情景，并確定了該區域河流的營養物參照狀態，得到的結果與相似流域其他河流利用歷史數據計算的原始營養物濃度具有較好的一致性。Kim等[29]將SPARROW模型與復雜的富營養化模型相結合，重現了加拿大哈密爾頓港口磷的循環過程。Makarewicz等[30]研究認為，利用SWAT模型能夠消除人類活動對土地利用類型的影響，通過對自然狀態進行模擬并預測參照狀態的特點，確定了美國杰納西河流域大小河流的營養物參照狀態。Salerno等[31]評價了MEI指數模型、輸出系數模型、硅藻/Chl a-TP模型推斷歐洲35個亞高山湖泊TP參照狀態的不確定性和精確度，提出了基于流域的過程方法來充分預測研究湖泊的參照狀態，研究表明，與其他方法相比流域過程方法具有更低的不確定性。

1.4 古湖沼學法

湖泊沉積具有儲存信息量大、沉積連續性好及地理覆蓋面廣等特點[8,32]。盡管湖泊沉積在反映環境變化方面仍然存在定年欠精確、時間分辨率不高等不足；但其可以提供長時間尺度的環境演變序列，滿足長周期氣候環境變化研究的需要，也可以得到年左右的較高分辨率的記錄。在恢復和重塑各種短時間尺度的氣候和環境演化序列上，沉積物反演具有其他自然歷史記錄無法替代的優勢。

硅藻定量化是利用硅藻-TP的轉換函數重建湖泊TP濃度的本底值，來預測過去湖水TP濃度的變化，是古湖沼學的研究熱點之一。如Bennion等[32-33]利用古湖沼學法中沉積物化石硅藻和硅藻-TP轉化函數確定了蘇格蘭淡水湖泊和其他9個歐洲富營養化湖泊生物和化學參照狀態，并利用相似性匹配技術識別出富營養化湖泊適合的參照點。Heinsalu等[34]利用古湖沼學方法中沉積物硅藻聚合物和間隙水溶解性有機物的組分評價了長期受人類活動影響的歐洲大型淺水湖泊Peipsi湖的近期富營養化演變趨勢，并識別出可能的參照狀態。Hausmann等[35]利用美國新澤西州和中大西洋的硅藻群落數據構建了硅藻-生物濃度梯度模型，評價了該區域溪流的受污染程度并確定了其營養物基準。但是，硅藻在死亡后可能會發生分解，化石硅藻與活性硅藻存在差異，化石硅藻的信息可能存在偏差，難以指示湖泊的環境演變，特別是近代湖泊的環境演變。因此，可以考慮采用不同沉積年代穩定C、N同位素及其他指標的變化，結合流域土地利用、人口、環境和經濟社會的歷史變化，區分不同時期磷的主要來源，推演湖泊的演替過程。

確定營養物基準的方法各有優缺點，通常多種方法結合得到的結果較好。如Poikāne等[11]采用參照湖泊法、模型推斷法和古湖沼學法相結合的方法對歐洲5個生態區不同類型湖泊確定了Chl a的參照狀態。Heatherly[36]利用群體分布法、參照河段法、營養物與土地利用類型之間的模型推斷法、營養物與無脊椎動物和魚類種群建立的壓力-響應模型推斷了美國內布拉斯加州流域以農業活動為主的溪流的營養物基準，并對幾種方法得到的營養物基準值進行了比較。表1列出了國外營養物基準制訂方法的應用案例。

表1 國外營養物基準制訂方法的應用

(續表1)

2 我國湖泊營養物基準研究進展

我國湖泊眾多、類型多樣、營養物生態效應區域差異性顯著，且廣泛面臨著不同程度的富營養化?，F階段用于湖泊保護和富營養化控制的管理依據是GB 3838—2002《地表水環境質量標準》[37]，其標準值的確定缺乏相應的數據支撐，沒有考慮營養物基準，更沒有考慮區域差異性。因此，建立適當的湖泊營養物基準已經成為管理機構的重要任務，針對不同分區湖泊系統特點、生態特征和營養物生態效應制訂區域化營養物基準，有利于更好地為科學研究和政策管理服務。我國從2008年開始在“水體污染控制與治理科技重大專項”的支持下，開展了基于區域特征差異的湖泊營養物基準制訂方法學研究，取得了系列研究成果。

2.1 營養物生態分區

姜甜甜等[38-39]基于影響區域湖泊營養物效應差異性的因素，包括氣候(如降水和溫度)、地形(如海拔和地貌)和濕潤指數等指標，考慮我國水資源三級分區的邊界以及省級行政界限，提出了基于主成分分析、聚類分析、判別分析和空間自相關的分區模型，并嘗試對云貴高原湖區和湖北省進行湖泊營養物生態分區。張德祿等[40]構建了湖泊營養鹽水生態分區的指標體系，為中國基于營養鹽的湖泊水生態分區提供了基礎。姜甜甜等[41-42]綜合運用主成分分析、聚類分析、判別分析、地理信息系統分析、空間自相關和空間融合等技術方法，將全國劃分為東北中溫帶濕潤亞濕潤區、甘新中溫帶暖溫帶干旱區、寧蒙中溫帶亞干旱區、青藏高原、華北平原暖溫帶亞濕潤區、云貴高原亞熱帶濕潤區、中東部平原亞熱帶濕潤區、東南熱帶濕潤區8個湖泊營養物一級生態區。柯新利等[43-45]從自然地理要素、生態系統和人類活動3個方面建立指標體系，采用雙約束空間聚類與層次分析法、遙感反演及粗糙集理論相結合的方法分別對中東部平原亞熱帶濕潤區、云貴高原亞熱帶濕潤區和東北區進行了二級生態區的劃分。這些研究為我國湖泊營養物生態分區奠定了一定的基礎，使湖泊生態分區的科學性、合理性和實用性逐步得到體現。

2.2 湖泊營養物基準制訂方法研究

我國湖泊營養物基準研究初期主要是借鑒和參考發達國家的經驗，如霍守亮等[46-47]重點對湖泊營養物基準指標的選取原則和參照狀態制訂的方法進行了系統分析，闡述了各種方法在我國湖泊營養物基準制訂中的可行性和適用性。陳奇等[48-51]在對國際參照狀態法研究的基礎上，嘗試以巢湖、太湖和邛海等單個湖泊為例應用統計分析法和基于系統動力學的模型反演法制訂了TP、TN、SD和Chl a的參照狀態。隨后，Huo等[52-56]采用US EPA推薦的參照湖泊法、湖泊群體分布法、三分法和模型推斷等方法對云貴、東部、東南、東北和甘新等典型湖泊一級生態區進行了案例研究，綜合分析了這些方法在我國湖泊營養物基準制訂過程中的適用性，建立了以統計學方法為主，綜合考慮歷史反演法和模型推斷法的不同分區營養物基準制訂技術方法。

參照湖泊法、湖泊群體分布法和三分法較適合對那些能夠獲得參照湖泊的區域制訂營養物基準。由于我國湖泊的生態系統不同程度地受到工業化、城鎮化及農業活動等人類擾動的影響，大多數湖泊生態區不宜獲得不受人類活動影響或受人類活動影響較小的參照點。通過系統研究，構建了壓力-響應系列模型來制訂我國受人類活動影響較嚴重湖泊的營養物基準[57]。采用線性回歸模型和貝葉斯層次回歸模型確定壓力-響應變量之間可能存在的線性關系；采用分類回歸樹分析和拐點分析可以揭示壓力-響應變量之間可能存在的非線性關系，確定響應變量隨壓力梯度變化的響應閾值；采用分類回歸樹分析可以確定影響響應變量的主要壓力因素。

采用線性回歸模型和貝葉斯層次線性回歸模型建立壓力-響應關系確定湖泊營養物基準時，需要在給定響應變量基準值的情況下推斷營養物基準。響應變量基準值的設定會引入一定程度的人為因素，而且許多國家對響應變量的設定值有所不同。我國為了保護水體的飲用水功能不被破壞，主要以保證水體飲用水功能為依據設定Chl a的基準值。同時，由于不同湖泊區域藻類與營養物響應水平及藻毒素產生條件的差異，不同湖泊生態區設定的Chl a基準值不同。如云貴湖泊生態區設定的Chl a基準值為2 μg/L[58]；中東部湖泊生態區設定的基準值為5 μg/L[59]。線性回歸模型和貝葉斯層次線性回歸模型較適合對受人類活動影響嚴重且壓力變量與響應變量線性關系良好的區域建立營養物基準。在營養物生態分區的基礎上，采用線性回歸模型建立了我國云貴高原湖區和東部湖區不同類型湖泊的壓力-響應關系并推斷得到了相應的基準值[58-59]。在單個湖區適用性研究的基礎上，采用線性回歸模型對全國7個湖泊生態區建立壓力-響應關系，并對不同湖區得到的營養物基準進行比較研究[42]，取得了較好的研究成果。同時采用土地利用類型-營養物的多元線性回歸模型，確定了云貴湖區湖泊的營養物基準值[60]。

通過分類回歸樹模型和拐點分析法能夠較客觀地得到響應變量發生突變時對應的營養物拐點濃度，不需要事先設定壓力變量與響應變量之間的關系，也不需要假定響應變量的閾值，消除了人為設定響應基準的主觀偏見。這2種方法適用于響應變量與營養物濃度梯度之間不能用線性關系表示，湖泊水質變量不能滿足線性回歸中設定的假設條件，生態變量對環境梯度的響應呈現非線性、非正態和異質性等特點的區域。通常情況下2種方法得到的基準值可以相互驗證，以提高推斷營養物基準的準確性。Huo等[61]在全國湖泊分區的基礎上，采用分類回歸樹與拐點分析相結合的方法，考慮季節性因素確定七大湖泊生態區的營養物基準閾值，對我國湖泊營養物與響應變量之間存在的非線性關系進行了開拓性的研究。太湖是受人類活動影響較大的淺水湖泊，吳超等[62]采用非參數分析法和線性回歸法相結合分別建立了壓力-響應模型，對2種方法進行相互驗證確定了太湖的營養物參照狀態。Zhang等[63]綜合采用加速回歸樹、非參數拐點分析和閾值指標類群分析法，以硅藻為生物響應變量確定長江中下游平原湖泊特定分類和種群的營養物拐點。Zhang等[64]采用分類回歸樹模型、非參數拐點分析和貝葉斯拐點分析3種非線性方法確定了我國不同人類干擾強度和富營養化狀態下9個典型湖泊的營養物基準，并建立了生態演替梯度隨人類干擾變化的概念模型。

3 湖泊營養物基準的發展趨勢及面臨挑戰

國際上推薦采用參照湖泊法制訂湖泊營養物基準，因為參照湖泊最能真實反映某一湖區的原始狀態，但目前尚未形成統一的量化篩選參照湖泊的標準方法，而且氣候變暖和大氣污染等問題也使參照點的獲得變得越來越不可能，尤其是淺水湖泊。機理模型法需要大量的數據資料來構建表征水體特征的函數模型，并率定相關參數以保證模型的可靠性。機理模型的復雜性使營養物基準的制訂普遍存在較大難度。壓力-響應關系模型的研究將成為湖泊營養物基準制訂的發展方向。同時，湖泊營養物基準的制訂面臨以下幾個方面的機遇和挑戰：

(1)深入開展壓力-響應模型機理的研究工作。不同形態營養物轉化過程對基準的影響，及營養物聯合作用的生態效應尚不清楚，藻類等初級生產力在不同營養水平下的環境行為和效應差異，及其對基準的影響還需深入系統研究。同時，物種的生物地理學特性，湖泊的流域面積，水體的鹽度、色度、懸浮物含量等環境因素能夠影響氮磷等營養物的遷移轉化規律，進而混淆營養物與藻類之間的壓力-響應關系。因此，需要深入開展壓力-響應模型機理的研究工作，并在分類的基礎上消除混淆因素對壓力-響應關系的影響。對某些線性壓力-響應關系不適用的湖泊可以采用多種非線性壓力-響應關系確定其營養物基準閾值。

(2)開展水生態基準與富營養化之間關系研究。營養物基準研究的目的是控制湖泊富營養化，同一營養物水平對不同湖泊造成的生態響應不同，如停留時間較長的湖泊藻類易大量繁殖形成富營養化，而停留時間較短的湖泊營養物難以在短期內聚集。需要在不同的水文水動力等條件下開展營養物對生物響應關系的研究，將藻華暴發機理與營養物基準的制訂相結合，有利于湖泊富營養化的有效預防和控制。

(3)開展營養物基準與浮游動植物之間響應關系的研究，加強營養物基準對特殊敏感種群的關系研究。如硅藻的相對豐度和豐富度為環境壓力變化和其適應條件提供多元敏感指數，能夠描述湖泊生態系統的復雜性、穩定性和功能性。因此，硅藻能夠對復雜的因子關系進行決策，確定生態退化的營養物濃度閾值，從而對確定的營養物基準進行驗證。

(4)營養物基準的制訂應與湖泊管理的需求緊密結合。加快營養物基準向標準的科學轉化，建立以富營養化標準為基礎的湖泊管理框架和營養物削減技術體系。研究和發展與湖泊富營養化控制有關的配套管理政策，包括營養物削減系統；反降級政策、總量控制政策、考慮對下游水體的影響及補償政策和營養物削減交易政策等。

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Progress in research on lake nutrient criteria

HUO Shouliang, MA Chunzi, XI Beidou, HE Zhuoshi

Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China

Lake nutrient criteria provide science foundation and important tools for the comprehensive evaluation, prevention, control and management of lake eutrophication. The latest research progress of lake nutrient criteria was discussed, and the advantages, disadvantages and applicability of the different methods, such as statistical analysis, stressor-response model, model extrapolation and paleolimnology, analyzed. The development tendencies and the challenges of determining nutrient criteria were discussed. Reference lakes can reflect the original state of lakes, but reference sites were unavailable. The model extrapolation required sufficient data to identify the appropriate equations for characterizing a waterbody or group of waterbodies, which enhanced the difficulty of nutrient criteria setting. The stressor-response model would become the development direction of nutrient criteria, and the mechanism of stressor-response model should be further studied. On the basis of research on the relationships between water ecological criteria and eutrophication, and the response of nutrient criteria to plankton and to special sensitive species, the establishment of nutrient criteria should be closely integrated with the requirements of lake management.

lake nutrient criteria; ecoregion; reference condition; stressor-response model

2016-08-15

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07101-002)

霍守亮(1981—)，男，研究員，博士，主要從事流域水污染控制及營養物基準標準研究，huoshouliang@126.com

*通信作者：馬春子(1986—)，女，工程師，碩士，主要從事營養物基準研究，xiaomachunzi@163.com

X524

1674-991X(2017)02-0125-09

10.3969/j.issn.1674-991X.2017.02.019

霍守亮，馬春子，席北斗,等.湖泊營養物基準研究進展[J].環境工程技術學報,2017,7(2):125-133.

HUO S L,MA C Z,XI B D,et al.Progress in research on lake nutrient criteria[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(2):125-133.