富营养化评价方法论文总结

1、1、富营养化的概念及成因关于“富营养化”(Eutrophicatoin)的定义多种多样，但多数强调营养盐的富集并刺激浮游植物生长。这一术语常常是指某一特定水体中营养盐(主要是氮和磷)输入的增加。Jogrensen和Richardson（1996）将富营养化定义为“营养盐来源的增加导致某一给定水体营养状况改变的过程”。值得注意的是，上述定义意味着纯粹的营养盐富集也可视为富营养化，即使这一过程没有导致有机物的增加。与此相反，Nixon(1995)提出了一个更为概括性的定义:“富营养化-某一生态系统中有机物供给速率的增大”。此定义中没有强调人类活动对营养盐输入的影响。Sommer(1995)则根据营

2、养状态和人为影响来定义富营养化:“富营养化是指人为影响导致水体营养状态的提高”。Vollneweide等(1992)提出了一个普遍适用于淡水和海水系统的定义:“富营养化-水体中植物营养盐的增加(主要是氮和磷)，刺激水生初级生产的提高，并在情况严重时引起看得见的藻华、藻沫及底栖藻类的加速生长，以及水下和漂浮的大型植物大量繁殖的过程”。在前面提到的定义中，营养盐的富集过程并未与其引起的不良效应相联系。但在Vollenweider等的定义中则暗含了某些负面效应，如藻类的大量繁殖。我国出版的海洋大词典(1998)对“富营养化(作用)”定义为:“水体由于营养物质的过量积累，造成藻类的大量繁殖，导致水质恶

3、化的过程”。同时又强调“富营养化过程虽然是一个自然过程，但人类的活动能够大大加速这一过程，这种情况称为人为富营养化”。此定义强调了人类活动的影响，并提及了某些负面效应，如水质恶化。 欧盟之“奥斯陆一巴黎抗击富营养化战略”(OSPAR Strategy to Combat Eutrophication，1998)给出了富营养化一个较为完整的定义:“富营养化是指水体中营养盐的过度累积导致藻类和高等植物的加速生长，造成对水体中生物平衡的不良干扰和水质破坏，因而归因于人为的营养盐累积导致的不良后果”。这一定义中不仅包括了水体营养状态的提高过程，也包含了营养盐过富的不良效果，同时也强调了“人为营养盐过富

4、”的持久性。自然因素导致的富营养化，或者对海洋环境有期望效果的人为营养盐过富(如:保持食物链稳定从而获得更高的经济渔获量)则不在考虑之列。美国“国家河口富营养化评价”项目(NEEA，National Estuarine Eutrophication Assessment，1999)专家组提出了一个更为详细的定义:“富营养化是指水体中有机物、特别是藻类的加速生产。它通常是由排入水体的营养盐通量的增加造成的。藻类加速生产的结果可产生一系列的效果，包括有害和有毒藻华、溶解氧耗尽和水下植被丧失。这些效果是互相关联的，并通常被认为对水质和生态系统健康具有负面影响”。后来，考虑到本定义有不完善之处，如未强

5、调人类活动的影响、未包括未来营养盐压力和管理目标等，2004年又对富营养化的定义进行了进一步地完善:“富营养化是由于营养盐输入的增加而使水体的生产力(根据有机物来衡量)增加的一个自然过程。营养盐的输入是一个自然过程，但近几十年来各种人类活动大大增加了营养盐的输入。文明富营养化(Culture eutrophication)或营养盐过富(nutrient ove-renrichment)是指由于与人类活动有关的排入水体的营养盐量的增加和组成的改变而导致水体中有机物(尤其是藻类)的加速累积。其可产生一系列的后果，包括有害和有毒藻华、溶解氧耗尽和水下植被及底栖动物损失。这些效果是互相关联的，并通常被

6、认为对水质、生态系统健康和人类利用具有负面影响。环境管理应关注的是人为增加的那部分营养盐对环境是有害的”。本定义不仅强调了人类活动对富营养化的影响，而且强调了除了营养盐的通量外，营养盐组成的改变也将对富营养化产生影响;全面地指出了富营养化产生的负面效应，并提出了环境管理需要关注的利害关系和重点。这是迄今关于富营养化的最为全面和恰切的定义。2、引起海水富营养化的原因可分为2大类:自然因素和人为因素。由自然因素引起的海水富营养化的情况很少，而且这一过程往往需要几十年甚至更长时间。因此，由人为因素造成的海水富营养化就成为人们关注的焦点。人类活动主要通过以下几个方面加速对水体营养盐的输入:(l)农田大

7、量施用的化肥，随降水排入河流入海;(2)工业废水和城市生活污水直接和间接排入海洋;(3)海水养殖(包括滩涂养殖)废物和废水;(4)大气沉降(主要是氮化物):人类活动大大增加了对大气氮化物的排放，随降水过程进入海洋。3、一、二代河口和沿岸海域富营养化评价模式受湖沼学家于20世纪60年代广泛开展的湖泊富营养化研究的影响，第1代河口及沿岸富营养化模型为Vollenweider式模型(Carlson, 1977; Jorgensen, 1976;Vollenweider, 1975)，即强调把营养盐负荷的变化作为一个信号，而将浮游植物生物量和初级生产力的增加、浮游植物分解产生的有机物以及由此而造成的底

8、层水低氧等现象作为对信号的响应，即一个信号和一组密切相关的响应。响应的大小与营养盐负荷成比例(如图)。围隔实验和早期对沿岸生态系统信号和响应的观测常常与第一代概念模型一致，因此人们以为淡水富营养化模型可以适用于河口-沿岸生态系统。但是，过去20来年的研究发现，有两类观测与第1代概念模型不一致:(1)虽然在某些泻湖和河口可以建立Vollenweide:式模型，但这些模型与湖泊模型有很大差别。例如，Meeuwig(1999)建立了作为流域土地利用的函数的15个加拿大河口的浮游植物生物量变化的经验模型。这些模型显示:单位N输入产生的叶绿素量要比参照的湖泊模型的叶绿素产量小10倍。这一重要发现说明在对

9、外部N的转化方面，河口与湖泊存在根本的差别。(2)最近对许多河口的信号-响应关系的观测表明，营养-负荷信号与浮游植物生物量或初级生产力响应之间只存在很弱的相关性。例如，Borum(1996)对51个河口的观测发现，只有36%的浮游植物初级生产的变化与N输入速率相关。这一来自不同区域的结果表明，第1代概念模型可能不适用于河口和沿岸海域，至少是在对营养盐输入信号的变化如何导致浮游植物生物量或初级生产力的增加的理解方面。因此，河口和沿岸海域的富营养化过程一定还包含有其它过程或因素。再者，人们已逐渐认识到，在对营养盐过富的响应方面，沿岸生态系统无论在响应的大小还是特征方面都存在重大差异。有些河口-沿岸

10、生态系统对营养盐输入非常敏感(如Chesapeake Bay，Adriatic Sea，Baltic Sea，Black Sea，northern Gulf of Mexcio)，而有些则具有对营养盐过富的直接响应起缓冲作用的系统属性(如SanFrancisco Bay，Bay of Brest，Ythan Estuary，Moresby Esutary)(Cloern，2001)。河口和沿岸系统具有过滤器的作用，可以调控系统对营养盐负荷的变化信号的响应。由于过滤器作用的强度是一个系统专属(system-specific)的属性，因此期望用一个普适的、简单的营养盐负荷信号的线性函数的经验模型(

11、即第1代概念模型)来描述系统的响应是不现实的。此外，近几十年的研究发现，河口-近海生态系统对营养盐过富(Nutrinet enrichment)的响应与湖泊有很大差异，前者具有更为显著的系统属性差别和更为复杂的直接和间接响应，如:有害/有毒赤潮的产生、底栖生物群落的演变等(Cloem，2001)。除了初级响应外(包括植物生物量、生产力、有毒藻华频率或溶解氧)，人们已经开始认识到其它响应的重要性，如:种水平上的群落演变、间接响应、生物地球化学过程速率的变化(如营养盐循环)、以及季节变化模式或大小的改变，等。第2代概念模型较第1代概念模型有了突破性进展(Cloem，2001)。首先，对沿岸海域人为

12、营养盐过富的直接响应和间接响应给出了清晰的图解。本概念模型的中心依然是营养盐过富刺激浮游植物生物量的累积，进而增大藻生的有机物向底层的垂直通量，并引起底层水低氧/缺氧。但是，同样重要的响应如其它藻群(包括大型藻、附生植物)生物量的变化、营养盐比值的变化以及由此引起的浮游植物群落组成的改变、有害和有毒藻华发生频率的增加，等。这些对营养盐过富的初级的、直接的响应还可引起更复杂的次级、间接响应的变化，如水体透明度，维管植物的分布和丰度，浮游和底栖无脊椎动物的生物量、群落组成、生长和再生产速率，鱼类和无脊椎动物的自然生境及其灾难性干扰造成的动物大规模死亡，沉积物中有机碳的输入导致氧化还原状态以及沉积物

13、的生物地球化学的改变，关键生态功能(如初级生产)季节模式的改变等。4、河口和沿岸海域富营养化评价研究现状以往河口和沿岸海域富营养化状况评价是采用传统的淡水评价方法，即通过测定透明度、营养盐和叶绿素含量建立以营养盐为基础的评价体系，即“第一代”评价方法(Cloem，2001)。(l)单项指标法(日本机械工业联合会，1987)(a)物理参数法:透明度、水色、照度等; (b)化学参数法:溶解氧、N、P、COD;(c)生物学参数法:藻类现存量或叶绿素、浮游植物种数、多样性指数、藻类增殖能力AGP等。采用富营养化阈值进行评价，具体指标为：（环境海洋学课程）COD=13 mg/dm3，DIP=0.045

14、mg/dm3，DIN=0.20.3 mg/dm3，Chl-a=110 mg/dm3确定单位g /L？,初级生产力=110 mg/（dm3h）具体是怎样评价的？(2)综合指数法(a)营养状态质量法(邹景忠等，1983) NQI=(CCOD/CCODs)+(CTN/CTNs)+(CTP/CTPs)+(CChl-a/CChl-as)式中 CCODs、CTNs、CTPs、CChl-as分别为COD、TN、TP、Chl-a的评价标准值；CCOD、CTN、CTP、CChl-a分别为COD、TN、TP、Chl-a的实测浓度。NQI值大于3为富营养水平，在2-3之间为中营养水平，小于2为贫营养水平。NQI值营

15、养等值质量评定4级富营养水平这种方法公式与依据海水的营养指数（Ni）（Lin，1996年），由中国国家环保监测中心提出的营养指数法（NIM）一致。通过计算式（1）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）和叶绿素a（单位g /L）的测定浓度。SCOD，STN ，STP和SChla分别是海水中COD（3.0 mg /L），总氮（0.6 mg/ L），总磷（0.03 mg /L）和叶绿素a（10 g /L确定单位是g还是mg）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。 (b)富营养化指数法

16、(邹景忠等，1983)，有的地方也称为营养状态指数法E=(CODDINDIP) 106/4500式中要素单位均为mg/dm3。E大于等于1即为富营养化。此法在我国近海的富营养化评价中应用最为广泛。(3)模糊数学综合评价法补充具体评价方法步骤：模糊综合评价法模糊综合评价法在富营养化评价中的应用.pdf如隶属度法和聚类分析法，一般根据COD、TN、TP、Chl-a等进行综合分析(彭云辉等，1991;熊德琪等，1993)。(4)潜在性富营养化评价法对我国适用上述方法中均未考虑营养盐比值(如N/P)对富营养化的贡献。为此，郭卫东等(1998)根据中国近岸海域的富营养化普遍受营养盐限制的特征，提出了潜在

17、性富营养化的概念，并在此基础上提出一种新的富营养化分级标准及相应的评价模式。即根据DIN、DIP含量和N/P比值对富营养化类型进行分类和分级。Redfield值，即C:N:P=106:16:1郭卫东等(1998): 我国近海主要河口、海湾水体中N ：P(原子比)几乎都偏离Redfield值，低者可至12左右，高者可达敦百，长江口个别测站的个别层次甚至高达1 412 这种偏离程度还随季节不同而发生变化。用近海海水进行的生物培养实验发现0 ，N：P30时则受磷限制。这表明我国近岸海域普遍具有营养盐比例不平衡，致使浮游植物生长受制于某一相对不足营养盐的特性。由于海水受到营养盐的限制，必然有一部分氮(

18、对磷限制水体而言)或磷(对氮限制水体而言)相对过剩。而根据现行海水富营养化评价标准或评价模式，这部分过剩的氮或磷可使海区的营养化水平提高。甚至出现疆常意义上的富营养化，但实质上却并不能尽被浮游植物所利用。我们认为这部分相对过剩的营养盐不应被视为对实质性的富营养化作了贡献，而应看作只具有一种潜在性。亦即，只有在水体得到适量的磷(对磷限制水体而言)或氯(对氯限制水体而言)的补充，使N：P值接近Redfield值，这部分氮或磷对富营养化的贡献才能真正体现出来。这种现象可称为潜在性富营养化。如上所述，近海水体由于受到径流、人类行动及水文因素的影响，大都表现出营养盐限制的特征，因此潜在性富营养化可能是我

19、国近岸海域的一种普遍现象。国家海水水质一类标准无机氮、磷分别为0.1mgl(即7.14moldm3 )和0.015mgl(即0.484moldm3 )。N：P(原子比)约为1 5：1接近Redfield值。二、三类水质标准的N：P值也是如此。这表明在制定该标准时已考虑到氮、磷这两种营养盐之间的内在联系，故将其作为评价时的一种参照。营养级的划分同时兼顾氮、磷含量及N：P值。根据氮、磷含量高低，划分出贫营养、中度营养和富营养三级。通常无机磷含量低于0.015mgl即(0.484moldm3)时，浮游植物就不能正常生长繁殖，所以这里将二类水质标准0.97moldm3 作为贫营养的上限磷阈值，相应的氮

20、阈值为14.28moldm3。另外将三类水质标准(P：1.45moldm3；N：21.41moldm3)作为富营养的下限阈值。中度营养级则介于上述两种营养级之间。根据N：P值大小，参照生物培养实验结果 ，将N：P30划为磷限制海区，N：P25)。II类:富营养化的直接效应(生长期):(1)叶绿素a浓度最大值和平均值:浓度增加(高出区域专属背景值的50%以上);(2)区域专属浮游植物指示种:水平增加(和持续期延长);(3)大型植物包括大型藻类(区域专属):如:从长期生长种转变为短期生长有害种。III类:富营养化的间接效应(生长期)(1)缺氧程度:含量降低(2mg/L为急性危害，4-5mg/L为危

21、害-缺乏，5-6mg/L为不足);(2)底栖动物改变/死亡和鱼类死亡:死亡(与缺氧和/或有毒藻有关)，底栖动物生物量和种类组成的长期变化;(3)有机碳/有机物:含量增加(与类别I.1有关)(适用于沉积区)。IV类:富营养化可能产生的其它效应如藻类毒素DSP/PSP贻贝传染事件，等。综合评价法使用区域专属的营养盐和叶绿素自然背景值。偏离背景值50%以上即为趋势增加/水平提高/转变或改变。本方法适用“预防原则”(Precaution principle)和“一损俱损”原则(One out，all out)。最后综合分级为“问题海域”(Problem Area，PA):有证据表明由于人为的富营养化已

22、经对海洋生态系统造成不良干扰的海域;“潜在问题海域”(Potential Problem Area，PPA):人为的营养盐输入有时可能对海洋生态系统造成不良干扰的海域;“无问题海域”(Non Problem Aera，NPA):没有证据表明由于人为的富营养化已经或将来可能对海洋生态系统造成不良干扰的海域。河口营养状况评价(ASSETS)河口营养状况评价(ASSETS)是在美国提出的“河口富营养化评价”(NEEA，National Estuary Eutrophication Assessment)的基础上精炼而成。NEEA已被应用于美国138个河口、葡萄牙的10个河口及德国沿岸海域的富营养化评

23、价Brikcer等，1999，2003;Ferreira等，2003;Brockmann等，2004)。一般将河口分为3个盐度区:感潮淡水区(S25)。评价因子包括3类，即:压力-状态-响应。总的人为影响: 即系统致害压力，用人为的DIN浓度比率表达;总富营养状况: 描述系统的状态，包括初级症状(叶绿素a，附生植物，大型藻类)和次级症状(缺氧状况，水下植被损失，有害和有毒赤潮);未来前景展望: 人类活动的响应;即预期的未来营养盐压力和系统的敏感性分析。评价标准:不同的参数具有不同的定义和使用方法。压力评价只使用人为的无机氮(DNI)浓度与预期的总浓度的比值来衡量。叶绿素评价使用藻华期叶绿素a最

24、大浓度(Chl-a60ug/L:过度富营养化;20Chl-a60 ug/L:高;5Chl-a20 ug/L:中;Chl-a5 ug/L:低)。溶解氧评价利用底层溶解氧浓度(0mg/L为缺氧，02mg/L为低氧，25mg/L为生物胁迫)。水下植被(SAV)损失评价使用空间覆盖度的量化指标(0-10%为很低，10-25%为低，25-50%为中，50%为高)。其它指示种如大型藻类、大型植物、有害和有毒藻华的评价则根据是否观测到表达为“问题/无问题”。预期未来营养盐压力则根据预期的营养盐排放表示为3个级别:减少，不变，增加;河口敏感度分析主要依据河口水动力状况(冲刷和稀释扩散能力)表达为高、中、低3个

25、级别。评价分级包括以下步骤:(l)将河口分为3个盐度区(25)。(2)根据人为的DIN浓度比率，对总人为影响定级评分(高-中高-中-中低-低，相应分值分别为1-5分)。(3)最初对每种富营养化症状定为3个或2个级别(高-中-低;观测到/未知)。然后根据每种症状的空间覆盖度(50%高，25-50%中，10-25%低，10%很低，未知)、症状持续期(从几天、几周到几月、和症状频率(周期性，偶发性，未知)进行评分。最后，综合各种症状的分值并给出总的初级症状和总的次级症状的3个级别(高-中-低)。(4)将初级症状和次级症状的分值合并为总的总富营养化状态等级，给予次级症状较高的权重，最后得到5个可能的级

26、别(高，中高，中，中低，低;相应分值分别为1-5分)。(5)综合3大类别即压力-状态-响应中每个类别的评价分值，得到评价海域富营养化状况总级别(5级:优-良-中-差-劣)。状态和压力类别的分值在最后的综合评级中占主导地位。以上2种富营养化评价方法均属以富营养化症状为基础的多参数评价体系，能比较全面地评估富营养化的致害因素及其引起的各种可能的富营养化症状，反映了当前对河口和沿岸海洋生态系统富营养化问题的认识水平和科学研究水平。2种方法在科学思想和评价体系等方面基本相同或相似，如均包括富营养化的致害因素、初级症状和次级症状，评价参数也大都相同或相似。但是，这2种方法也有一些差别，归结起来主要有以下几点:(l)评价区域侧重点不同。虽然这2种方法均可用于河口和沿岸海域富营养化状况评价，然而，ASSETS侧重于河口体系，OSPAR-COMPP则侧重于沿岸海域。(2)评价因子的侧重点不同。OSPAR-COMPP给予致害因素(即营养盐浓度、比值及输入通量)与症状(直接和间接效应)相同的权重;而ASSETS给予症状(初级症状和次级症状)较大的权重，压力评价只考查人为的无机氮(DIN)浓度比率而未及其它。(3)评价原则不同。OSPAR-COMPP