河流富营养化评价标准
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河湖健康评价指标表
序号
目标层
准则层
（权重）
指标层
指标
类型
河流
湖泊
1
健康综合指数
水
生
态
质
量
（0.6）
水文
基本生态流量（水位）
满足程度
基本生态水位
满足程度
基本指标
2
流量过程变异程度
入湖流量变异程度
备选指标
3
水质
水质优劣程度
富营养化状况
基本指标
4
形态
河流纵向连通性
湖泊连通性指数
12
社会服务
功能（0.2）
防洪工程达标率
防洪工程达率
基本指标
13
水功能水环境功能区
达标率
水功能区水环境功能区达标率
基本指标
14
公众满意度
公众满意度
基本指标
15
供水保障程度
供水保障程度
备选指标
16
河湖管理
水平（0.2）
管控能力适应性
管控能力适应性
基本指标
17
监测体系完备性
监测体系完备性
备选指标
18
管护手段先进性
基本指标
5
岸线生态性指数
岸线生态性指数
基本指标
6
生态缓冲带指数
生态缓冲带指数
基本指标
7
生物
土著鱼类保有指数
土著鱼类保有指数
基本指标
8
大型底栖无脊椎动物
水体富营养化汇总
水体富营养化汇总洞庭湖水体富营养化评价摘要：为了准确评价洞庭湖所处的营养状态，进而为湖泊富营养的防治提供科学依据，以2002年洞庭湖监测数据为依据，在对各评价指标进行评价分析的基础上，选择了比较适合洞庭湖富营养状态评价的指标体系，得出了洞庭湖目前处于中营养状态，并进行了初步分析论证。
分析了洞庭湖水体中氮、磷分布情况，采用指数评价法和浮游植物评价法划分了洞庭湖的营养类型，阐述了总磷与洞庭湖富营养化的关系，提出了减少总磷和防止湖泊富营养化的对策。
关键词：洞庭湖富营养化评价指标富营养化的含义是指湖泊、水库、缓慢流动的河流以及某些近海水体中营养物质(一般指氮和磷的化合物)过量从而引起水体植物(如藻类及大型植物)的大量生长。
其结果是引起水质恶化、味觉和嗅觉变坏、溶解氧耗竭、透明度降低、渔业减产、死鱼、阻塞航道，对人和动物产生毒性。
富营养化是水体由生产力较低的贫营养状态向生产力较高的富营养状态变化的I种自然现象，为了准确评价湖泊所处的营养状态，进而为湖泊富营养化的防治提供科学依据，国内一些研究者先后提出了模糊数学评价、灰色关联评价、神经网络评价等多种评价方法，在湖泊富营养化评价的应用中均取得了较好的效果。
但由于影响湖泊富营养化的环境因子众多，难以根据环境因子的监测数据建立确定性的富营养化评价模型，而且相邻两个评价等级之间的界限是不明确的，评价因子在综合评价中应占多大权重也是不明确的，导致富营养化评价方法具有很强的不确定性。
到目前为止，洞庭湖富营养化有2种评价指标体系，并得出中营养与中富营养2种不同的结论，大多学者认同目前洞庭湖富营养化水平处在中营养状态，但对于评价指标体系未进行深入讨论。
为此本文就洞庭湖富营养化评价指标结合水动力条件进行分析讨论，提出比较切合实际的评价指标体系，为洞庭湖富营养化的防治提供科学依据。
湖泊富营养化是对湖泊过量营养盐输入的生物响应，湖泊生物量的增加将导致水体功能受损。
1评价指标与分析1评价指标与分析洞庭湖富营养化2种评价指标概括起来包括SD、SS、COD、TN、TP、ChIa、Mn浮游藻类。
湖泊富营养化分析
湖泊富营养化分析湖泊富营养化导致的藻类暴发一直是我国最为突出的水环境问题之一. 藻类过度生长是多种因素共同作用的结果，既包括水温、光照、风速等自然因素，也包括氮(N)、磷(P)、铁(Fe)等营养物过量排放的人类活动因素. 在诸多因素中，全球气候变暖背景下的水温变化与高强度人类活动所引起的N、 P排放增加被认为是导致湖泊富营养化最关键因素，因此，同时考虑水温、 N、 P因子变化的湖泊富营养化相关研究在逐渐增多，但温度与营养物对湖泊藻类生物量的交互作用等还需要深入研究[7]，比如水温、 N、 P促进藻类生物量增长的相对重要度的长期变化规律和季节性特征.富营养化湖泊的藻类生长是自然界中一个非期望或非平均的现象，藻类生物量数据异质性很强，水华期间的藻类数据会呈“高峰厚尾”的分布，或存在显著的异方差等情况. 近年来在环境科学和生态学领域受到重视的分位数回归(quantile regression)方法特别适合处理这种波动性大、异质性很强的环境数据. 该方法可针对回归变量任何一个分位点进行回归分析，且在存在极端值或重尾情况时仍能保持较好的稳健性，适宜处理应变量对自变量的极端响应，而不只是平均水平的响应，因此能更加全面地反映藻类生物量对水温、 N、 P 等环境指标的响应特征. 本研究基于云南洱海长时间尺度(1990-2013年)的水质观测数据，运用分位数回归方法，按不同年份区间和不同季节分别分析洱海藻类生物量[以叶绿素a(Chl-a)表征]对N、 P、水温的定量响应关系，探讨营养物因子与水温因子相对重要性的长时间尺度演变规律和季节性变化规律，对制定洱海富营养化控制策略提供科学依据.1 材料与方法1.1 研究区域洱海是云南省第二大高原淡水湖泊，为滇西最大的断陷湖，跨洱源、大理两县市，处于东经100°06′-100°17′，北纬25°36′-25°55′之间. 水面面积249.80 km2，汇水面积2 565.0 km2，最大水深21.0 m，平均水深10.5 m，库容28.8亿m3(图 1). 洱海是沿湖人民生活、灌溉、工业用水的主要水源地，是整个流域社会经济可持续发展的基础[14]. 洱海湖面多年平均海拔1 965.8 m，光照充足，辐射强，气温温和，为浮游藻类的大量繁殖提供了有利条件. 区年均气温15℃左右，年均降雨量1 055 mm，年均蒸发量1 970 mm. 流域水系发达，入湖河流大小共 117条.图 1 洱海流域及水质监测点分布示意1.2 数据来源从云南省环境监测中心站、中国大理洱海湖泊研究中心等环境监测和研究部门收集了洱海1990-2013年的水环境常规监测数据，全湖水质监测点为13个(图 1)，经纬度依次为：25°51′36″N 100°10′12″E,25°51′18″N 100°11′24″ E,25°51′00″N 100°12′36″E,25°41′42″N 100°12′54″E,25°42′00″N 100°13′48″E,25°42′18″N 100°15′00″E,25°37′48″N 100°13′48″E,25°36′0″N 100°15′0″E,25°37′60″N 100°15′50″E,25°55′30″N 100° 6′54″E,25°54′54″N 100°8′42″E,25°54′36″N 100°10′48″E,25°47′29″N 100°11′43″E. 水质指标主要包括总氮(TN)、总磷(TP)、水温、藻类叶绿素a(Chl-a)，采样频次为一年6次或12次. 各水质指标的主要测试方法如下：TN为过硫酸钾氧化紫外分光光度法，TP为钼锑抗分光光度法，水温为温度计现场实时测定，Chl-a为四波段分光光度法[15]. 数据主要统计特征见表 1，TP的变异系数最大(239.7%)，其次是Chl-a和TN，这可能与各指标的年份间差异和季节性差异有关. 各指标数据的Kolmogorov-Smirnov正态分布检验，除了水温数据呈正态分布以外，所有指标的数据都呈非正态分布.表 1 洱海水温、总氮、总磷及藻类叶绿素a的统计值(n=1 419)1.3 分位数回归方法分位数回归模型(quantile regression)是依据因变量的条件分位数对自变量进行回归，得到所有分位水平的回归模型.假设随机变量的分布函数为F(y)=Prob(Y≤y)，Y 的τ分位数为满足F(y) ≥τ的最小y 值:F(y)的τ分位点Q(τ)由最小化关于ξ的目标函数得到:其中ρτ(u)称为检验函数:假设因变量Y和自变量X 在τ分位的线性函数关系为Y=X′β+ε，给定X=x时，Y的条件分布函数为FY (y | x)，则τ分位数为：线性条件分位数通常表示为:分位数回归能在不同的分位数τ得到不同的分位函数，残差计算方法不同于最小二乘法，具体如下：1.4 数据处理与分析考虑长时间尺度变化，将1990-2013年的监测数据按照相同年限(6 a)分成4组：1990-1995年、 1996-2001年、 2002-2007年、 2008-2013年，分别对这4组进行三元分位数回归分析. 为分析季节变化，将所有监测数据按春、夏、秋、冬四季分成4组，按不同季节分别进行三元分位数回归分析，比较各因子的斜率值变化，并计算95%置信区间(CI)，CI覆盖0(包含0)，表示相关性“不显著”，而CI未覆盖0(不包含0)，说明相关性“显著”. 为便于比较3个因子的斜率值变化，在进行多元分位数回归之前，所有原始数据取对数(lg) 处理.使用统计软件STATA V.12.0进行分位数回归分析和参数估计.2 结果与讨论2.1 水质指标的年际变化与季节变化2.1.1 年际变化从TN变化趋势图看，2001年之前，TN浓度呈缓慢上升趋势，但总体处于较好的Ⅱ类水质. 在2001-2003年期间有一次跳跃式增长，从Ⅱ类区跨入Ⅲ类区，近10年(2003-2013年)TN浓度维持在Ⅲ类水平，达到2001年之前浓度水平的近2倍[图 2(a)]. TP浓度年均值的变化趋势表现为有升有降，基本在Ⅱ类水平线上下浮动，浓度高峰出现在2002-2004年区间和2013年. 近10余年(2002-2013年)的TP浓度水平比前10年(1990-2001年)的浓度水平总体高出15%左右[图 2(b)]. 洱海的年平均水温在16-19℃之间周期性波动，未见明显的上升或下降趋势[图 2(c)].图 2 洱海TN、 TP、水温和藻类Chl-a的逐年变化(1990-2013年)从藻类Chl-a变化趋势看，2000年之前洱海全湖Chl-a维持在低浓度水平，变化范围为1.0-3.5 mg·m-3. 2000-2002的3年期间，Chl-a浓度呈直线上升，藻类生物量从低水平跨越至较高水平. 2003年之后的Chl-a平均浓度达到2000年之前的10余倍[图 2(d)]. Pearson相关性分析显示藻类Chl-a与TN以及水温均呈显著正相关性(P<0.01)，而与TP的相关性不显著(P>0.05).2.1.2 季节变化4项水质指标具有明显的季节性特征，均表现为夏、秋两季较高，且两季数据接近，而春、冬季数值较低. 8-10月TN浓度最高，5月是一年中TN上升的起点，11月是TN开始下降的拐点[图 3(a)]. 一年中TP浓度在4-7月是洱海上升速率最快的时段[图 3(b)]. 水温在夏季和秋季最高，分别为23.3℃和20.2℃，很适宜藻类生长[图 3(c)]. 藻类Chl-a 浓度在6-7月出现跳跃式上升，平均值由10 mg·m-3跃升至20 mg·m-3，在7-11月维持在最高水平[图 3(d)].图 3 洱海TN、 TP、水温和藻类Chl-a的季节变化2.2 藻类对氮、磷及水温的长时间尺度响应特征通过三元分位数回归方法分析洱海N、 P和水温对藻类Chl-a的耦合效应随时间变化特征. 4个年份区间的lg(TN)、 lg(TP)和lg(水温)的斜率值随分位点的变化谱图见图 4，斜率值及其95%置信区间的统计特征见表 2.表 2 不同年份区间的多元分位数回归的斜率参数统计图 4 4个年份区间的三元分位数回归中lg(TN)、 lg(TP)和lg(Temp)的斜率变化4个时间段lg(TN)、 lg(TP)和lg(水温)的平均斜率值变化范围分别为0.03-0.20、-0.30-0.80、 0.44-2.70，3个因子对藻类的促进效应依次为水温>磷>氮. 各因子的斜率值随时间变化很大，水温的斜率值逐渐下降，从1990-1995年期间的2.05-4.78快速下降至2008-2013期间的0.15-0.75，说明水温对藻类生长的正效应在持续相对下降. 水温斜率的95%置信区间(CI)在2007年之前的时间段全未覆盖0，而在2008-2013年期间只有部分区间(0.45<τ<0.71)未覆盖0，说明水温与藻类Chl-a之间相关性总体表现为极显著，但在2008年之后显著度出现下降. 相反，TP的斜率值逐渐上升，从1990-1995年期间的负值(-0.42--0.05)快速攀升至2008-2013年期间的0.52-1.07，说明P对藻类生长的正效应逐渐在相对增强. 除了1996-2001年时间段，TP斜率的95%CI在绝大部分位点均是未覆盖0，说明TP与藻类Chl-a之间相关性总体呈极显著. 在过去20余年中TN的斜率值比较低，但在绝大部分分位条件下表现为正效应，在1996-2001年和2002-2007年两个时段的数值略高，而在2008-2013年的正效应达到最低. TN斜率的95%CI只在1996-2007年期间的部分分位点未覆盖0，说明TN与藻类Chl-a之间相关显著度较低.总体上看，水温和营养物共同支撑着洱海藻类生物量，这与国内外其他富营养化湖泊的研究结果类似. 营养物和水温对藻类生物量变化的耦合效应比较复杂，据1980-2014年的洱海陆域大理站气象资料，当地日平均气温、日最高气温以及日最低气温均存在缓慢上升的趋势，近30余年日最低气温上升幅度为0.05℃·a-1，有气候变暖趋势. 而分位数回归结果显示水温是洱海藻类增长的重要限制因素，但其相对重要度随着时间推移(富营养化程度加重)明显下降，而P的相对重要度明显持续上升，P比N对藻类的限制作用更强. 与水温相比，营养盐浓度可能是影响洱海藻类生物量的更重要因素. 这与Jeppesen等提出的亚热带到温带区域的35个湖泊中浮游藻类生物量与结构主要是由营养物决定,而气候变暖的作用较小的结论基本一致.分位数回归分析结果显示洱海藻类属于N、 P共同限制，这与N/P比值有关. 一般当N/P质量比在10∶1-25∶1的范围时，藻类生长出现氮磷共同限制的概率大. 洱海N/P质量比值一般在10-30之间波动，平均值为23，中位数21(表 1)，符合藻类出现N、 P共同限制的条件. 藻类Chl-a对营养物和水温的响应关系可能与藻类群落结构演替有很大关系. 洱海的富营养化演进过程是藻类群落结构逐渐从硅藻门占优势向蓝藻门占优势的演变过程. 不同藻类对N、 P和水温的响应程度差别会很大，硅藻的最主要限制因子可能是水温等气象条件，其次是营养盐，而蓝藻一般受N/P质量比值的影响显著，还有水温、光照、气压等条件[29]. 洱海N/P质量比值现状适合微囊藻、鱼腥藻等蓝藻门在藻类竞争中占优势.2.3 藻类对氮、磷及水温响应的季节性特征不同季节中lg(TN)、 lg(TP)和lg(水温)的斜率值随分位点的变化谱图见图 5. 春季，TN和水温的斜率值均始终保持为正值，两者的95% CI在绝大部分分位条件下均未覆盖0(极显著). TP斜率在大多数条件下(τ<0.85)为负值. 在较高分位时(τ>0.7，Chl-a>5.4 mg·m-3)，水温和TN的斜率值同时下降，而TP斜率值明显相应上升，当τ>0.85处(Chl-a>8.0 mg·m-3)TP的斜率值转为正. 这说明N和水温是支撑春季藻类生物量的重要因素，但出现高生物量的决定性因子是P.图 5 分季节的三元分位数回归中lg(TN)、 lg(TP)和lg(Temp)的斜率值变化夏季，水温的斜率值在所有分位点全部为负值，数值范围为-2.27-0.03，而TN和TP 斜率平均值分别为0.51和0.26，在较高分位时两者的95% CI均未覆盖0(极显著). 当τ<0.40(Chl-a<3mg·m-3)，TN斜率持续上升，而TP斜率相应下降. 而当τ>0.40，TN斜率持续缓慢下降，而TP斜率持续快速上升，说明夏季藻类是N、 P共同限制，但随着藻类生物量增长，TP对藻类的正效应逐渐强于TN.秋季，TN和水温的斜率全部为正值，平均值分别为0.66和4.59，两者的95% CI在所有分位点都未覆盖0(极显著). TP斜率总体是大于0，平均值0.16，而95%CI在绝大部分分位条件下是覆盖0(不显著). 秋季藻类增长的限制因子重要度排序为：水温>TN>TP.冬季，TN斜率始终为负值，TP斜率虽然在绝大部分条件下为正值，但其95%CI全覆盖0(不显著). 温度的斜率始终保持正值，其95% CI在绝大部分条件下(0.22<τ<1.52)未覆盖0(极显著)，说明水温是冬季藻类增长的主导限制因子.TN、 TP、水温、 Chl-a的数值季节性变化表现出高度一致，均是在夏、秋两季达到最高(图 3)，这反映了营养物与水温共同促进洱海藻类生物量变化. 但分位数回归结果显示藻类对各因子的响应关系在夏季和秋季完全不同，夏季日平均气温最高，普遍达到藻类生长所需要的最佳温度，因此水温不属于夏季藻类生长的限制因子. 夏季降雨量大，暴雨径流携带更多营养物进入湖体，促进藻类暴发，N、 P成为藻类共同限制因子. 夏季持续高温还会加速下层水中有机物质的耗氧分解，造成溶解氧浓度急剧下降，容易出现缺氧状态，促进底泥中大量氨氮和磷酸盐加快溶出，致使水中TN、 TP含量升高，支撑全湖藻类出现暴发性增长. 秋季，经过夏季藻类暴发已消耗了大量N、 P，而且秋季气温昼夜温差加大，水温数据的离散度明显大于夏季，藻类生物量对水温变化表现可能更加敏感，使水温成为藻类主要限制因子. 春季和冬季，营养物浓度水平较低，湖水呈相对清洁状态，水温的波动对藻类生物量影响也比较大.洱海藻类群落的季节性特征很明显，在春季以硅藻和蓝藻占优势，冬季以绿藻和蓝藻占优势，而蓝藻在全年绝大部分时间占优势，尤其是在夏秋两季处于绝对优势地位，水华发生时蓝藻数量高达107 cells·L-1. 夏季水温能普遍达到蓝藻生长最理想水温(20℃以上)，营养物浓度则成为藻类生物量的决定性因子.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
湖泊富营养化及防治
湖泊富营养化及防治摘要：富营养化是当前湖泊面临的主要问题。
本文阐述了湖泊富营养化对水质、水生生物和人类生产、生活的影响，分析了湖泊富营养化产生的原因，即城市生活污水的大量排放、工业废水未经处理直接排放、农田大量使用化肥等。
在此基础上，提出了通过内源控制与治理、外源污染控制来防治湖泊富营养化的对策。
关键词：湖泊富营养化；成因；防治概要：湖泊是陆地生态系统的重要组成部分，湖泊流域以其特有的资源与环境优势为人类的生存和社会的发展提供了基础。
我国湖泊众多，分布广泛，面积大于1km2的天然湖泊2795个，总面积近9102km2，约占国土面积的0.95%。
然而，近年来，随着工农业的迅速发展，湖泊富营养化的问题日益严重。
湖泊的富营养化是指氮、磷等营养物质大量进入水体、浮游植物异常增殖导致水生生态系统的结构破坏和功能异化的过程。
由于富营养化导致湖泊水资源失去应有的社会效益、环境效益以及经济效益。
我国的许多大中型浅水湖泊都有过水草茂盛、水产丰富、水质优良的历史。
但是, 随着大量的湖泊演变成富营养湖泊之后, 湖中植被大面积消失。
严重影响了湖泊功能的发挥, 危及湖区周围居民的健康。
一湖泊富营养化的影响1 对水质的影响水体富营养化最突出的表现是藻类数量大，藻类过度繁殖，形成覆盖水面的“水华”, 则水体溶解氧快速下降, 光辐射进入水体深层的比例迅速衰减, 水体呈现厌氧状态, 藻类死亡, 分泌产生藻毒素, 水体发黑发臭。
处于富营养化的水体中，蓝、绿藻大量增殖,水体色度增加,水质浑浊, 透明度降低,并散发出腥臭味，污染居住环境。
另外，富营养化使水体中藻类及浮游生物急剧增殖，藻类只是在水体表层能接受阳光的范围内生长并排出氧气，在深层的水中就无法进行光合作用而出现耗氧，在夜间或阴天也将耗氧。
藻类的死亡和沉淀把有机物转入深层或底层的水中，在此聚集大量待分解的有机物，由于没有足够的溶解氧供应，而变为厌氧分解状态，使大量的厌氧细菌繁殖起来，加剧了水体底部的厌氧发酵，引起微生物种群、群落的演替，改变了原来的生态环境。
水体富营养化评价方法比较分析
1 背景介绍
➢湖泊（水库）营养状态分级：
营养状态指数
水体营养状态等级
TLI（∑）＜30
贫营养(Oligotropher)
30≤TLI（∑）≤50
中营养（Mesotropher）
TLI（∑）>50
富营养 (Eutropher)
50＜TLI（∑）≤60
轻度富营养(light eutropher)
60＜TLI（∑）≤70
.
2.12 模糊评价模型 •
.
水体富营养化分级标准
பைடு நூலகம்级别
营养水 平
高锰酸盐指数
总磷
(CODMn)/(mg· L-1)
(TP)/(mg·L-1)
总氮
叶绿素a
(TN)/(mg·L-1) (Chla)/(mg·m-3)
1 贫营养
2.0
0.01
0.20
0.001
2 中营养
4.0
0.025
0.50
0.004
.
2.11 灰色层次决策法
李祚泳等（1992）利用了灰色层次决策法进 行了湖泊富营养化的综合评价。
灰色层次决策，一般分为统计决策层（A层）、 专业作业层（B层）和管理决策层（C层）。
当A、B、C三级决策得到后，A、B级联合决 策可采用保险决策作出，即比较A、B两级的 决策权，先大中取小、再小中取大。AB与C 级的联合决策,可用AB与C比较，采用大中取 小方式作出。
• 人工神经网络法主要结构包含输入、隐藏 和输出三层，每层都由一个或多个节点（神 经元）组成，同层神经元之间没有连接，相
.
3 比较分析
.
缺陷
起源
参考文献
总成分分析营养度 需根据区域动态的实时性 王俊等人1994年提出的评 (王俊，姜建祥，吕
河流湖泊营养物质循环与富营养化
河流湖泊营养物质循环与富营养化河流湖泊是地球上重要的水资源储存和调节系统，它们承载着地表径流和地下水的流动，不仅为人类提供饮用水、农业灌溉水和工业用水，更是各种水生生物的栖息地。
然而，随着人类活动的增加和不可持续的资源利用，河流湖泊面临着日益严重的富营养化问题。
富营养化是指水体中的营养物质过多，导致水体生态系统的平衡被破坏。
富营养化主要由氮、磷等营养物质的过量输入引起，其中最主要的来源是农业和城市污水排放。
这些营养物质进入水体后，与水中的有机物结合形成可溶性的营养盐，为浮游植物和藻类的生长提供了充足的养分。
富营养化对水体生态系统产生了许多不利影响。
首先，浮游植物和藻类的大量繁殖会形成藻华，遮光系数升高，导致水中光合作用减弱，影响底栖生物的生存。
其次，藻类的死亡会通过微生物的分解作用释放大量的有机物和二氧化碳，造成水体富氧消耗。
此外，藻类在死亡过程中还会释放毒素，对其他水生生物产生毒害作用。
最后，富营养化还会导致水体的水质恶化，造成水污染，在一定程度上影响人类的健康。
为了解决和减缓富营养化问题，我们需要关注河流湖泊的营养物质循环。
首先，减少农业和城市污水中的营养物质排放是关键措施之一。
通过科学管理农业用肥，控制化肥和农药的施用量，推广有机农业和绿色种植技术，可以有效地减少氮磷等营养物质的过量输入。
同时，加强城市污水的处理和管理，提高污水处理厂的处理效率，可以减少污水中的营养物质排放，降低水体富营养化的风险。
其次，加强湖泊和河流的生态补给是改善水体营养物质循环的重要手段。
湖泊和河流的生态补给指的是通过湖泊进水和流入河流的生态物质输入，其中包括降解有机物和悬浮颗粒物的微生物和底栖动物。
这些生物通过光合作用和异养作用，将水体中的营养物质转化为生物体的组成部分，从而减少了水体中的可溶性营养盐的浓度。
加强湖泊和河流的生态补给，例如修复和保护湿地、建设人工湿地和开展湿地养殖，可以提高水体的自净能力，减轻富营养化的程度。
水体富营养化
5.2 外源与内源污染控制 5.2.1 继续完善湖滨防护林体系，着重控制农村面 源污染 5.2.2 实施人工引水入滇工程，通过水体交换减轻 内源污染 5.3 加强流域内环境管理 5.3.1 开展宣传教育，提高全民的环境意识 5.3.2 完善有关富营养化的法规体系，加强执法力 度 5.3.3 协调各有关部门的行动，建立统一的滇池富 营养化管理体制 5.3.4 建立滇池富营养化信息系统，及时预测滇池 的水质变化
水 华
赤潮
3.2 针对面源污染实施防护林带建设 与农业面源控制工程
针对面源污染进行的防护林带建设工程包括柴河 大河防护林工程、滇池南岸磷矿区防护林工程、 面山防护林工程以及松花坝防护林建设工程等。 其中工程造林为 430 km2 ，封山育林 320 km2 ， 退耕还林 27 km2 ，四旁种树 3 800 余万棵，整个 流域的森林覆盖率由 1987 年的 15.5 ％上升至 1999 年的 32.9 ％，松花坝水源保护地的森林覆盖率达 到了 50 ％以上 。针对农村面源问题，实施了湖 滨农村面源污染控制示范工程，选取斗南、乌龙、 小 河、渠东里等六个示范点进行面源控制计划， 总面积达到 21 km2 。
3.3 针对内源污染实施底泥疏浚工程
挖底泥量达 297.1 × 104m3 ，清除 TN20000t ， TP 达 1700t 。工程内容包括底 泥疏浚、围场围埝建造、堆场外泄余水处 置以及堆场内植草工程。工程实施后，疏 挖区的草海水质有了明显的改善，尤其是 TP ，削减率高达 64.7 ％
存在问题诊断
四、 水体富营养化的危害
富营养化会影响水体的水质，会造成水的透明度 降低，使得阳光难以穿透水层，从而影响水中植 物的光合作用，可能造成溶解氧的过饱和状态。 溶解氧的过饱和以及水中溶解氧少，都对水生动 物有害，造成鱼类大量死亡。同时，因为水体富 营养化，水体表面生长着以蓝藻、绿藻为优势种 的大量水藻，形成一层“绿色浮渣”，致使底层 堆积的有机物质在厌氧条件分解产生的有害气体 和一些浮游生物产生的生物毒素也会伤害鱼类。 因富营养化水中含有硝酸盐和亚硝酸盐，人畜长 期饮用这些物质含量超过一定标准的水，也会中 毒致病。
水环境评价标准
地表水环境质量评价有关问题的技术规定（暂行）1.地表水环境质量评价地表水环境质量定性评价分为：优、良好、轻度污染、中度污染、重度污染五个等级.1。
1断面水质评价评价断面水质时，其水质类别与定性评价分级的对应关系见表1。
表1 断面水质评价水质类别水质状况Ⅰ～Ⅱ类水质优Ⅲ类水质良好Ⅳ类水质轻度污染Ⅴ类水质中度污染劣Ⅴ类水质重度污染1。
2河流水质评价评价河流(包括河段、水系）整体水质状况时，计算出各水质类别断面数占评价断面总数的百分比,以表2所示的方法对其评价.当同一类别水质断面比例大于等于60%时，以该类水质按照表1评价.表2 河流水质评价水质类别水质状况Ⅰ～Ⅲ类水质比例≥90％优75％≤Ⅰ~Ⅲ类水质比例＜90％良好Ⅰ～Ⅲ类水质比例＜75％,且劣Ⅴ类比例＜20% 轻度污染Ⅰ～Ⅲ类水质比例＜75%，且20％≤劣Ⅴ类比例＜40％中度污染Ⅰ～Ⅲ类水质比例＜75%，且劣Ⅴ类比例≥40％重度污染1。
3河流主要水质类别的判定河流中的主要水质类别的判定条件为:当河流的某一类水质断面比例大于或等于60％,则称河流以该类水质为主.当不满足上述条件时，若Ⅰ～Ⅲ类，或Ⅳ～Ⅴ类水质断面比例大于或等于70％，则称河流以Ⅰ～Ⅲ类水质或Ⅳ~Ⅴ类水质为主.除此之外，不指出主要水质类别。
2.不同时段地表水环境质量对比分析2。
1 基本要求进行同一水体与前一时段、前一年度同期水质比较时，必须满足下列条件，以保证数据的可比性:（1）评价时选择的监测项目必须相同;（2)评价时选择的断面基本相同；（3）定性评价必须以定量评价为依据。
2。
2.两时段断面浓度变化对比分析评价某项污染项目的浓度值与前一时段的变化程度时，按以下规定进行：（1）当评价指标浓度值升高或降低的幅度小于20％时，且没有使该指标的水质类别发生变化，则属于水质无明显变化；（2）当评价指标浓度值升高或降低的幅度大于或等于20％时,且没有使该指标的水质类别发生变化，则属于水质有所好转或有所恶化；（3）当评价指标浓度值的升高或降低使该指标的水质类别发生了一级或多级变化，则属于水质显著好转或显著恶化。
几种针对耗氧有机污染和富营养化污染为主的河流水质评价方法比较
几种针对耗氧有机污染和富营养化污染为主的河流水质评价方法比较摘要:河流水质评价是水环境治理中的基础性工作,采用合理的评价方法,对河流水质数据进行评价,才能真实反映河流水质状况,满足水环境管理和决策需要。
关键词:水质污染评价方法河流水质评价是进行水环境容量计算及实施水污染控制的重要基础,其目的在于对环境要素质量优劣进行定量描述,给出定量结论,为环境管理提供依据。
目前我国水污染防治正处于耗氧有机物和富营养物质的污染防治阶段,我国十大水系水质普遍受到耗氧有机物的不同程度污染河流水质评价方法众多,本文比较分析几种河流水质评价方法,选择科学合理的水质评价方法。
1 几种河流水质评价方法概述水环境监测系统中常用的四种有单因子指数评价方法、综合污染指数评价方法、综合水质标识指数评价方法及水质指数评价方法。
1.1 单因子指数评价方法1.1.1 评价原理单因子评价法首先要确定该水体水质功能要求为几类,然后用河流监测断面的各项水质指标的监测值,与指定的水体功能水质指标浓度值相比,根据比值是否大于1来评价该水体是否达到了相应的功能。
如果监测断面的各项水质指标均小于或等于该标准值,则该水体符合相应水体功能要求;如果监测断面的水质指标大于水体功能要求的标准值,则该水体不符合相应水体功能要求,而应该以最差一项污染指标判定水质类别,最差一项污染指标小于几类水体的水质指标,则该水体即为几类。
1.1.2 评价标准采用《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)标准。
1.1.3 评价方法单因子指数评价法的基本思想是一票否决制,即在所有参与评价的水质指标中,若有某一项水质指标超标,则水质就达不到水功能区划的要求。
目前我国发布的水环境公报便采用了这种方法,这种方法其优点在于简单直观,便于操作,但其不足之处在于过于悲观,对评价结果为同类的不同水体不能进行定量优劣比较。
1.2 综合污染指数评价方法综合指数评价法是在对单因子指数评价的基础上,综合考虑各参与评价的因子对评价对象的综合影响,经过通过算术平均、加权平均、连乘等不同的数学方法运算得到一个综合指数,以此来对河流水污染状况进行综合判断。
河流水质监测评价标准
河流水质监测评价标准河流是人类赖以生存的重要水源之一，也是许多动植物的栖息地。
然而，随着人口的增加和工业的发展，许多河流面临水质污染的困扰。
为了保护河流生态环境，水质监测评价标准成为了必不可少的工具。
水质监测评价标准是根据河流的生态需求和人类健康安全的要求，制定的一系列标准和指标。
这些指标包括水质化学指标、生物学指标和物理学指标等，用于评估水体的富营养化程度、有机物浓度、重金属含量等。
首先，水质化学指标是衡量水质的重要标准之一。
水体的酸碱度、溶解氧、氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐、总磷、总氮等是常用的水质化学指标。
比如，pH值衡量了水体的酸碱程度，溶解氧反映了水中氧气的含量，氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐则直接关系到水体的富营养化问题。
根据不同的河流类型和用途，水质化学指标的标准会有所不同。
其次，生物学指标是评估水体生态环境的重要指标之一。
生物学指标主要包括水体的浮游植物、底栖动物、鱼类等生物的种类和数量。
这些生物受到了环境的影响，它们的存在与否以及数量的变化可以间接反映出水体的水质。
水生生物的种类和数量与水体的营养状况、氧气含量、有机物负荷等有密切关系。
因此，通过对生物学指标的监测，可以更准确地判断河流的水质状态。
此外，物理学指标也是评估水质的重要依据。
物理学指标包括水体的颜色、浊度、悬浮物浓度、水温、气温等。
颜色和浊度是水体透明度的表征，悬浮物浓度则直接关系到水的清澈度。
水温和气温的变化也能够影响水体的生态环境。
物理学指标的监测可以提供水质差异的直观表现，对于掌握河流水体的变化趋势具有重要意义。
通过以上的水质化学指标、生物学指标和物理学指标的监测，可以获得全面的河流水质信息。
根据这些指标，可以进行水质评价和分类，确定水体的污染程度。
同时，还可以对河流进行水质改善措施的制定和监测。
在国际上，各个国家都有各自制定的河流水质监测评价标准，并根据实际情况进行修订和完善。
这些标准是保护和管理河流水环境的重要工具，对于保障人类健康和生态环境的可持续发展至关重要。
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河流富营养化评价标准
能够反映湖泊水库营养状态的变量很多 ,但只部分指标可被用于湖库营养
状态的评价 ,而且不同国家和地区所选取的指标各不相同 ,其中总磷(TP)、总氮
(TN)和叶绿素 a均为必选指标 ,虽然 TP和 TN中只有部分形式能够为藻类所吸
收利用 ,但目前国际上大多是采用 TP和 TN指标 ,而不是选用可利用性总磷或
者可利用性总氮等指标 ,这是由于营养盐的可利用态与不可利用态之间存在着
复杂的转化关系。而其它指标如透明度、 溶解氧 (DO)、化学需氧量 (COD)和 pH
等只是在一些国家和地区被应用。
河道型水库营养状态评价指标的选取应遵循以下几个原则: ( 1)是水库富营
养化控制的关键性因素; (2)与藻类生长具有明确的机理性关系; (3)指标相对稳
定 ,不易受到其它因素的影响; (4)具有富营养化的早期预警功能 ,为水库富营
养化控制提供支持。
基于上述原则 ,对现有指标在河道型水库的适用性进行分析.认为总磷是我
国大部分河道型水库的限制性要素 ,是水库富营养化控制的关键因子. 氮不仅
是某些水库富营养化的控制性要素,而且是河口以及海岸带水体藻类的关键限制
因子,为了体现水库对河口的影响及控制作用 ,在制定河道型水库的营养状态标
准时应考虑氮元素.叶绿素a能够反映水库中藻类生物量的大小 ,虽然含量受到
藻类种类的影响 ,容易在评价时造成一定的偏差 ,仍然是水体富营养化程度的
一个重要表征指标. 因此 ,认为总磷、 总氮和叶绿素 a仍然是河道型水库的
营养状态评价的关键指标。
透明度也是一个常用的湖泊水库营养状态评价指标 ,这是因为在一般的湖
泊水库中 ,透明度变化主要源于水体中悬浮的藻类数量的差异 ,因此 ,它能够
很好表征湖库的富营养化程度 ,甚至有人认为透明度是识别湖泊、 水库营养状
态趋势的最好变量. 但河道型水库与一般的湖泊水库不一样 ,其透明度指标受
河流流速、泥沙含量的影响较大 ,与真正意义上的湖泊水库中的透明度不同.以
三峡水库为例 , 1年中出现富营养化敏感时期分别是 3～6月和 9～10月 ,而
两个时期的透明度存在显著差异 , 9～10月为汛后期 ,平均透明度为0.54 m,
3～6月为汛前期 ,平均透明度为1.76m,原因在于汛期泥沙含量的影响作用 ,使
得透明度作为河道型水库的营养状态评价指标中具有一定局限性.因此 ,作者认
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为透明度适用于河道型水库春季敏感时期的营养状态评价 ,此时水体透明度受
泥沙含量影响作用较少 ,大小主要取决于藻类数量
的差异。
目前 ,关于 COD与富营养化的关系还不明确 ,虽然一些研究发现二者存在
较好的相关性 ,但作用机理尚不明晰.而 DO在富营养化发生过程中一直发生动
态变化 ,很难作为预警性指标.因此 ,认为这两个指标不适合作为河道型水库的
营养状态评价指标.
综上所述 ,河道型水库营养状态指标采用总氮、 总磷、 叶绿素 a、 透明
度等 4个指标比较适宜 ,其中透明度仅适用于3月～6月期间的营养状态评价。
指标分级标准值的确定方法：
河道型水库的营养状态指标分级标准值的确定方法主要包括以下 3种方
法：
（1） 统计学分析方法
该法是对河道型水库的营养物浓度进行统计分析 ,将一定概率下的营养指
标值作为标准值. 具体分析步骤如下: (1)在富营养化敏感时期 ,对河道型水库
不同类型敏感区进行评价指标取样和监测 ,包括 TN、 TP、 叶绿素 a和透明度 ,
样品数量要满足统计学分析的要求; (2)以不同类型敏感区为单位 ,对监测样点
的 TP、TN、叶绿素 a和透明度结果分别进行统计分析 ,参照美国的营养物基准
值制定方法 ,将 25%分布概率的对应值设为该指标的贫营养级别标准值 , 50%
分布概率的对应值作为中营养与富营养级别间的标准值 , 75%分布概率的对应
值作为中富营养与重富营养级别间的标准值.该法具有简单易行的特点 ,缺点是
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由于以分布统计为基础 ,结果容易受到样品数目大小的影响 ,而且要求样品之
间关联性小 ,对于小型的河道型水库 ,可以通过对生态区内多个河道型水库的
调查值进行统计分析 ,从而得到准确的结果。
（2） 营养化指数与营养物指标的回归分析方法
该法是根据叶绿素 a与营养化指数的关系 ,确定叶绿素 a的标准值 ,然
后建立河道型水库的叶绿素 a含量与 TP、 T N和透明度的回归关系式 ,然后以
叶绿素 a标准值为基准确定其它指标的标准值.具体步骤如下:
(1)对河道型水库的 TN、TP、叶绿素 a和透明度等指标取样监测.
(2)根据《湖泊富营养化调查规范 》中修正的营养状态指数 ( TSIM)与叶绿素 a
浓度的关系公式及其TSIM分级标准,分别计算不同TSIM)分标准所对应的叶绿素
a浓度值 ,获取叶绿素 a的分级标准值.
TSIM= 10×(2.46 +lnA/ln2.5)
式中:TSIM为修正的营养状态指数 ,无量纲单位; A为叶绿素 a浓度值 ,mg·m-3.
表1 TSIM的营养化分级标准
（3） 营养状态评价指标的阈值分析方法
该法是根据浮游植物密度水平与营养指标的关系 ,分析藻类达到不同水华
爆发状态时对营养物的限值要求 ,从而为标准值制定提供依据. 水华爆发根据
藻类数量可以分为无爆发、临界爆发和爆发3种状态 ,认为藻类数量小于 500
×104个·L-1时为无爆发状态 ,介于 (500～10000) × 104个·L-1之间时为临界
爆发状态 ,大于 10000×104个·L-1时为爆发状态.分别统计河道型水库在不同
爆发状态下的总磷、 总氮的浓度分布范围 ,并对最小限值进行分析 ,将其作为
.
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营养状态标准值设定的基本依据.
如果调查期间河道型水体未爆发水华 ,可以根据 N/P比例关系来间接分析
营养物浓度的潜在阈值.理论推算表明 ,浮游植物在代谢中的 N/P摩尔比为
16∶1,假设 N/P比大于 16∶1,意味着 P是藻类爆发的潜在限制性要素 ,如果
在其它条件适宜的情况下尚未爆发水华 ,根据此时监测中的P最大值可以初步
判断出指标的潜在阈值.假如 N /P比小于 16∶ 1,意味着 N是潜在限制性要素 ,
可采用同样方法分析 N的富营养化潜在阈值。
营养状态综合评价方法：
选取叶绿素 a、总磷、总氮、透明度(SD)和高锰酸盐指数(CODMn)5 个单项指
标的浓度值 ,分别计算水体单项指标的营养状态指数(TLI).
TLI(∑)=j1j TLIWmj•
式中:TLI(∑)为综合营养状态指数;TLI(j)为第 j种参数的营养状态指
数;Wj 为第 j 种参数的营养状态指数的相关权重。
各个指标的营养状态指数计算式：
（1）TLI（chla） =10（2.5+1.086ln chla）
（2）TLI（TP） =10（9.436+1.624lnTP）
（3）TLI（TN） =10（5.453+1.694lnTN）
（4）TLI（SD） =10（5.118-1.94lnSD）
（5）TLI（COD） =10（0.109+2.66lnCOD）
可由一些评价参数作为基准参数,对其他评价参数进行相关分析后,对相关
系数归一化得出相关的权重.
mjijijrrW1
2
2
j
式中: rij 为第 j 种参数与基准参数 chla的相关系数;m为评价参数的个
数. 采用 0到100 的一系列连续数值对水体营养状态进行分级.
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参考国际惯例,chla 取 1.6,10.0,26.0,60.0, 160.0mg/m3分别为贫营养、
中营养、轻富营养、中富营养、重富营养的上限表征值。
将TLI计算式与结构方程关系式联立方程组；在参照状态的阈值范围内自动
取数，作为模型的数据库，运行模型，得到各变量之间的一组关系值，代入方程
组即可解得一组得数，把这组结果作为基准初值
基准值的最终确定还需要考虑专家意见，并且结合流域内水体水文 气候 人
文风俗 水体的用途土地利用情况以及对特殊的动植物和生态多样性的保护等因
素对基准初值进行调整并最终确定基准值