海洋环境评价方法总结.doc

海洋环境综合评价方法的特点：（一）多学科交叉，在评价实施过程中涉及多门学科；（二）生物和非生物因素相结合；（三）用精确而有效方法判定生态的完整性；（四）用准确而有效的方法判定人类的利用和影响程度及其后果；（五）有足够多的指标监测生态系统的演变；（六）用保护区作为对海洋环境，尤其对有人为投入的沿海地区进行保护和管理的切实可行的代表性例子。最后，应有应对环境条件突变的预警系统。美国沿岸海域状况综合评价方法一、总述1、提出：美国环保局根据净水行动计划( Clean Water Action Plan) 中关于沿岸水域( 这里指从平均高潮线向外延伸3 n mile) 状况综合报告的要求而设计的。2、指标：选用5类指标评价沿岸水域质量状况，即水质指数（WQI）、沉积物质量指数（SQI）、底栖指数（BI）、滨海湿地指数（CHI）以及鱼组织污染（FTCI）来反映河口的生态条件和人类对河口的利用情况。3、等级划分：按照评价海域的现状对这5类指标进行赋分( 好= 5, 一般= 3, 差= 1) , 这5类指标的平均值即为评价海域的总状况分值，并据此划分为相应的等级。方法总体状况为目标，5类指标权重相同，采用统一评价标准。4、评价过程：评价是根据各类指标差状况的标准来进行的，包含2类数值。第1类是差状况的标准，它是根据现有的标准、导则或科技文献而确定的。如溶解氧含量低于2 mg/ L则被认为是差, 这一数值被广泛接受为低氧状况的指标,因此这一差状况的基准受到科学证据的强有力支持。第2类数值是差状况广布到何种程度才将评价海域定级为差。这一面积比例在很大程度上是根据对环境管理者、资源环境专家和有识之士的非正规调查而确定的。如对于富营养状况指标来说，差状况标准等级划分 根据河口营养状况指数评价ASSETS基于6类指标对富营养化状况划分为优、良、中、差、劣5个等级。其中劣为差标准好:20%的沿岸海域富营养状况为劣其中，水质指数包括水清澈度、溶解氧、富营养状况三种指标。此三种指标权重不同。具体方法中有介绍。二、具体评价方法1、河口营养状况评价（一）压力影响因子（IF）由包含流域的养分输入幅度与该系统稀释或淡化养分输入（即损害状况）的能力模型决定的。负荷幅度也由模型决定。从监测数据或估算模型（如 USGS SPARROW模型, Smith 等, 1997和WATERSN 模型, Castro 等, 2001; Whitall 等,2003,2004）角度来看，这种模型将人为产生的负荷和与自然背景浓度相比较。该模型因素能够使人类在可能的海洋源处成功实施以潜在流域为基础的管理措施。 （二）依据5种可变因素来判定国家总体富营养化状况（OEC），这5种可变因素可以分为两组：（1）表明富营养化的初期阶段的初级症状（叶绿素a（Chl）和海藻）；（2）指示中期问题的第二症状（如溶解氧（DO）、沉水水生植被的损失（SAV）以及受到干扰的发生期和/或有毒的藻华期（赤潮发生时）。每个变量进行评价的河口面积的权重是由浓度，空间覆盖范围，出现问题状况的发生频率决定的。根据模型通过将初始症状的平均评分和三种第二症状最高得分（影响最恶劣的）结合起来，将国家总体富营养化状况归为五类（即高，稍高，中，稍低，低），因此第二症状在制订预防方法中占有较高权重。（三）将系统敏感性与预期的营养物负荷变化结合起来预期未来状况（恶化，不变，改善）。根据预测的人口和流域用途的变化，预言今后的营养物负荷（增加，减少，不变） 以缓解管理措施计划。（四）河口富营养化现状综合评价法： 将压力影响因子（IF），国家总体富营养化状况（OEC）和对未来状况的预期（FO）合并到一种河口评价体系中，评价结果可为：劣、差、中、良或优。这种方法可改进的地方包括依据物理和水文特征划分类型，人为利用情况也用到河口营养状况评价体系的水质指标中，考虑到各种潜在的人类利用（如渔业，游泳，划船，旅游）。河口营养状况评价先对整个海洋系统进行评价，然后综合具体情况得到各地区和国家的评价结果。2、环保署的全国海岸评价：水质和底栖指数（一）水质指数是描述营养相关条件的全国沿海评价(NCA)指标。该水质指数包含了五种指标：溶解性无机氮（DIN），溶解性无机磷（DIP），叶绿素(Chl)，水清澈度和溶解氧（DO）。每年夏季（6月至10月，美国环保署，2001年a）都会在统计学上随机选择的站位采集样品。该水质指数能够敏锐地表征在此期间沿海地区的退化情况，并不会捕捉特定的站位细节。每个站位的每个水质指标都要进行评价。这五个指标权重等同，并且将结合起来对站位作出总体评价。每个区域性评价指标都是在结合该区域内具体站位的评价结果的基础上提出的。然后从区域评价的结果进一步提出对整个国家的评价情况。（二）全国沿海评价体系中的生态完整性指数是一种基于具体地域或特定站位河口环境条件的底栖指数，这些指标反映了指示物种的多样性和种群大小的变化以区别未退化和已退化的底栖生境（Engle等，1994年; Weisberg等，1997年; Engle and Summers，1999年; Van Dolah等，1999年）。该指数反映了底栖生物群落的多样性和耐污能力强或是污染敏感性强的种群数量的变化。高等的生态完整性指数意味着具有多元化的指示物种，耐污种群所占比例较小，而且污染敏感性强的物种所占比例较大。低级的生态完整性反映出的是相比期望的底栖生物群落的种群数量较少，耐污种群较多，污染敏感性强的物种所占比例较小。欧盟生态状况评价综合方法一、总述1、提出：执行其水框架指令（WFD）及欧洲海洋战略（EMS） 。2、对象：欧盟所有成员国及其所辖水体。3、主要目标：1）水框架指令（WFD） -到2015年欧洲所有水体生态状况都达到良好。2）欧洲海洋战略（EMS） -到2021年所有欧洲海域生态环境状况良好。4、指标：选取3类质量要素对河口和沿岸海域的生态状况进行评价，并以未受干扰的水体状况参数值（原始状态）为评价参考基准。具体质量要素为：1）生物学质量要素：浮游植物、其他水生植物、底栖无脊椎动物的组成、丰度。2）物理化学质量要素：透明度、温度、氧化状况（DO、BOD、COD）、盐度、营养盐状况及特殊污染物3）水文形态学质量要素：潮汐状况（淡水输入、波浪位向等），形态学状况（水深变化、海底结构、基层潮间带构造等）各要素权重不同：以生物学质量要素为核心，其他两种为辅助性因子，在生态状况中级以下级别中水文形态学和物理化学质量 要素不参与评价，权重为0。5、等级划分：生态状况共划分为5个级别，依次为优、良、中、差、劣。其中, 生态状况优级是指天然水体的生物学质量要素、一般物理化学质量要素和水文形态学质量要素的值，完全或几乎完全符合未受干扰的状况；而且合成的特殊污染物的浓度必须接近于零或至少低于最先进的常规分析技术的检测限，非合成的特殊污染物的浓度必须在未受干扰状况的正常范围内。6、评价过程：7、参考基准及背景值的确定：1）不同类型的河口和沿岸海域采用类型专属的参考基准( type specific reference condition) 。由于很难将河口和沿岸海域高强度的自然变化与人类干扰区分开来, 因此只能根据那些受人类干扰程度最小的生态系统的资料来建立类型专属的参考基准（非统一）。2）不同类型的区域分别有不同的背景值。 例如, 对生物学质量要素和一般物理化学要素的分析和判别可采用欧盟综合评价程序、美国河口营养状况评价、河口生物完整性指数、香农韦尔纳指数等。二、具体评价方法：依据：水框架指令（WFD）中的规定。两种不同的质量状况：化学上的和生态上的。化学状况基于金属和有机物质的浓度，通过比较监测浓度和质量目标（QO）而确定。如果浓度低于质量目标（QO），化学状况满足;如果浓度高于质量目标（QO），化学状况没有达到。水框架指令（WFD）提到水质只进行化学状况评价，但一些学者将沉积物和生物监测包括在内（Borja等，2004年b，2006年；Borja和Heinrich，2005年），或者只是沉积物（Crane，2003年）。生态状况要结合物理化学、化学和生物指标来看。在此评价使用中的理化指标是那些支撑生命的要素（热量环境、盐度、氧气、养分及透明度）。通过因子分析法（FA）对理化状况进行评价。因此，可将每个取样站的投影图用线连接为“优”和“劣”的参考条件，这可在因子分析法（FA）定义的新3维空间中计算得到（详情见Bald等（2005年）。因此，位于优参照地区附近的这些站理化状况将是“优”，而位于劣参照地区附近的这些站，其理化状况将被归类为“劣”。中间站位状况将归为“好”，“中”或 “差”。污染物浓度也用于评价生态状况，但只是确定“优”，“好”和“中”的情况。在这种特殊情况下，当污染物浓度通常保持在无干扰状况范围内（即低于背景浓度水平）时水框架指令（WFD）将其状态定为“优”。背景水平和QO之间的浓度符合水框架指令（WFD）状况为“良”的定义，而当浓度超过QO时定为“中”（详见本评价Rodrguez等（2006年）。水框架指令（WFD）中生物质量评价的实施方法所采用的指标有多种多样，包括多指标和多元方法（Borja等，2004年a； Muxika等，2007年）。这些学者为每个单独生物要素的评价提供了方法（即浮游植物，藻类，底栖动物和/或鱼类）。不过，还需要将这些单独要素的评价结果整合到总体的质量评价值中（Borja等，2004年a）。依据说明，水框架指令（WFD）的生态状况分类应基于生物要素中的最差值。因此，如果浮游植物评价值为中等而其余要素状态为优，那么整体的生态状况分类应为中。考虑到某些生物在空间和时间上的变化，以及还没有准确的评价其生物状况的方法，Borja等（2004年a）提出将这些要素赋权，即用有对比性的和可相互校正的方法评价底栖动物（Borja等，2007年）。因此，决策树使整体分类更为精确，其中包含了物理化学和化学要素（表8）。这种方法的一些应用成果见Borja等。（发表中）。水框架指令（WFD）中使用的大部分方法只能确定取样站水平上的生态质量。然而，该指令要求的是在水体水平上的综合性生态质量。例如，对水体设定四个取样站，每个代表水体中的一个特定水面。得出每个站位状况后，可以将这个结果等值替代（或水框架指令（WFD）上的生态质量比值，（见Borja等，2004年a；Borja，2005年），根据各代表性取样站或水面，它可以对整体状态评价赋权。当对生物或物理化学要素进行全面评价时，前面的步骤可以同样的方法中国的沿海富营养化程度评价 一、总述评价生态完整性的应用工具刚刚起步，正从水化学和简单的生物多样性指标向更复杂的生态退化指标转变，介绍两种方法：类似于北美河口营养状况评价（ASSETS）的沿海富营养化程度评价和用于海洋资源评价的综合指数评价方法（CIAM）二、具体评价方法1、沿海富营养化程度评价采用营养指数法（NIM）由中国国家环保监测中心提出，依据海水的营养指数（Ni），通过下计算式得出。其中：CCOD、CTN、CTP和CChla分别是海水中化学需氧量（COD）、总氮、总磷（单位mg L-1）和叶绿素a（单位g L-1）的测定浓度。SCOD、STN 、STP和SChla分别是海水中COD（3.0 mg L-1），总氮（0.6 mg L-1），总磷（0.03 mg L-1）和叶绿素a（10 g L-1）的标准浓度（Lin，1996）。如果营养指数（Ni）大于4，海水就被认为是富营养化。随着营养指数法（NIM）广泛应用于中国沿海系统，近几十年的研究中已确定了在营养丰度上像这种的湖沼源性响应方法和沿海河口生态系统响应方法之间的主要差异(Cloern，2001年； Bricker 等， 2003年； Ferreira 等，2007a， 2007b)。 在某种程度上，这是由于虽然沿海环境系统所承受的压力类似，反应却有多种不同，所以营养物质的强化和富营养化症状之间往往没有明确的关系。特别地，由于生态系统的响应机制受生物形态、潮差、自然浊度和水滞时间等因素的影响，只用养分浓度来评价富营养化症状指标较为贫乏（如Tett 等，2003年）。2、海洋资源与生态环境质量评价综合指数评价法（CIAM）已经开发并应用于中国主要沿海地区的海洋渔业生态环境质量评价（Jia等人，2003年，2005年，Ma等人，2006年）。综合指数评价法（CIAM）包括四个评价模块：海水水质，营养水平，初级生产力水平和生物饵料丰度；总指数是各分指数的平均值。1）海水水质评价模块评价了水体污染的现状。中国沿海污染物的主要组成部分包括有机物（以COD表示），富集营养物质，总烃和重金属。有机污染状况用有机污染指数法（A值）进行评价，而其他类型的污染状况评价，依据11607-1989渔业水质国标和3097-1997海水水质国标，采用因子分析法（Pi）。依据综合指数评价法（CIAM）对海水水质的分类见表1。在综合生态环境质量评价阶段，A值直接用作Pi。2）营养水平评价模块其中的溶解氮（DIN），磷酸盐和硅酸盐浓度以及它们的比例通过营养指数法（NIM）确定（即E值）。海水营养水平可归类为：E = 0-0.5，等级：1，营养水平：低；E = 0.5-1，等级：2，营养水平：中； E 1，等级：3，营养水平：富营养化。在综合指数评价法（CIAM）中E值用作Pi。 3）初级生产力水平和生物饵料丰度两者是渔业环境质量状况的重要指标。由于在不同沿岸地区它们之间的差别很大，可将质量状况分为六类。具体分类见下表。在最后的综合指数评价法（CIAM）中每个项目水平都作为Pi。综合指数评价法（CIAM）指数可用下式计算Ip，综合生态环境质量指数；P，指标i（即海水水质，营养盐，初级生产力和生物饵料丰度）的指数评价水平；n，总指标数。 海洋渔业环境的综合指数评价法（CIAM）依据质量指数Ip分为六等，优、良、相对良好、中、差和劣。具体分类见下表。非洲的综合环境评价方法一、总述：大多讲述非洲有关保护环境立法措施的历史进程。非洲是大陆内最早贯彻沿海地区的综合管理计划政策的国家，南非国家水法用法律形式对水环境，特别是淡水和河口系统进行强制性保护。其评价指标有：河口淡水需求量、鱼类、河口保护重要性等。二、南非河口系统的全国性评价-以Mhlanga河口为例1、地区概述Mhlanga河口位于南非的东海岸城市德班的北部郊区，面积仅为12公顷的小河口系统（Begg，1978年）也是长达五百七十公里的夸祖鲁纳塔尔海岸线并进一步向南到东开普省的73个众多系统中的典型