湖泊生态环境损害是指因干扰、破坏湖泊自然生态环境而造成的湖泊物理生境质量、水文特征、水质状况等环境要素和鱼类、底栖动物、附生藻类等生物要素的不利改变, 以及伴随的生态系统服务功能的退化和生态系统美学价值的破坏^[1-3]。湖泊生态环境损害分为两大类型, 即湖泊开发利用活动造成的长期损害^[4-6]以及湖泊环境突发事件^[7-10]。

我国境内湖泊众多、类型多样且开发历史悠久^[11]。20世纪以来, 随着社会经济的不断发展, 湖泊经济开发活动压力不断增大, 湖泊污染事故频繁发生, 湖泊生态环境损害问题日益严重^[12-13], 其中氮磷元素超负荷输入所导致的湖泊水体富营养化是湖泊生态系统遭受长期损害最为普遍的后果之一^[14-15]。环境损害鉴定评估是指对环境损害的范围和程度进行鉴定与量化评估的过程^[16]。其中确定切实合理的生态环境基线是对湖泊生态环境损害进行科学有效评估的关键技术环节和重要前提^[17-18]。

基线也称为生态环境基线, 是指环境污染或生态破坏行为未发生时, 受影响区域内生态环境的物理、化学或生物特性及其生态系统服务的状态或水平^[19]。目前常用的生态环境损害基线判定方法包括历史数据法、参照区域法、环境标准法和模型推算法四类^[20-21]。近些年来, 国内外对于淡水生态环境基线的判定工作已积累了较多的经验。例如, LeJeune等^[22]采用参照区域法确定科达伦河流域地表水污染物基线浓度, 在该研究中所选取的参考区域为评估区域的上游区域和附近相似区域, 最终成功判定了损害范围和具体损失赔偿数额。在评估矿业生产中产生的铜等重金属对地表水资源造成的环境损害时, Mugdan等^[23]将上游参考区域的物质浓度水平作为该损害区域的基线水平。朱欢迎^[24]则采用湖泊群体分布法和回归推断法确定了滇池草海的营养元素基准值。在该研究中, 作者通过查阅大量历史文献确定云贵高原生态区参考湖泊并建立营养盐浓度参考状态, 将其作为滇池的营养盐含量基线值, 最终确定滇池草海总氮(TN)和总磷(TP)的建议基线值分别为0.177 mg/L和0.010 mg/L。随着生态环境的不断恶化, 如何对环境损害基线进行判定引起了学界的广泛关注。为了能够更为科学有效地对已受损的湖泊生态系统进行损害程度鉴定, 制定出国家层面的湖泊生态环境损害判定规范程序, 形成湖泊生态环境损害基线判定技术势在必行。

然而, 目前专门针对湖泊生态基线的研究较为缺乏, 且尚未形成统一、合理、有效的普适性湖泊生态环境基线制定方法与流程。针对以上问题, 本文总结了可用于湖泊生态环境基线判定的原则、判定程序以及常用判定方法, 介绍了模型推算法在湖泊生态环境损害基线判定中的应用, 并在此基础上对未来研究进行了展望。以期为后续湖泊生态环境基线的判定、湖泊生态系统修复措施的实施、所需修复资金的预估以及损害责任方所需支付赔偿金额的确定提供参考和借鉴^[25-28]。

1 湖泊生态环境基线判定技术 1.1 判定原则

为了准确地对湖泊生态环境基线进行判定, 在判定过程中要遵循科学性、准确性、可操作性、及时性和方法优选五大原则(表 1)。

1.2 判定程序

湖泊生态环境基线判定工作主要包括5个步骤: (1)工作准备；(2)基线指标识别；(3)基础资料数据收集；(4)确定基线标准；(5)编制湖泊生态环境基线判定报告书(图 1)。在基线判定实践中, 可根据具体的生态环境损害事件适当简化工作程序。必要时, 也可针对基线判定中的关键问题开展专题调查研究。

1.3 基线判定方法

国际上有关环境损害鉴定评估基线的确定尚未形成统一规范。目前常用的湖泊生态环境损害基线判定方法主要包括历史数据法、参照区域法、环境标准法和模型推算法四类方法。不同判定方法均存在对应的优缺点, 详见表 2。

2 模型推算法的应用

相比较而言, 历史数据法、参照区域法、环境标准法简单易行且易于操作, 但有时基线判定过程中会出现历史数据不足、无可参照区域以及标准缺乏等问题。模型推算法虽然相对复杂, 但精确度较高, 正在成为基线判定的主要依据。

环境损害的受体既包括非生物环境成分, 也包括环境中生存的生物成分。对于湖泊生态系统而言, 非生物环境成分通常是指沉积物等非生物资源, 生物成分指的是水生动植物资源^[37]。利用模型法判定基线时, 根据判定受体类型的差异以及模型的适用条件, 有多种模型可供选择(表 3)。

3 相关应用案例

借助各种基线判定方法, 国内外学者对湖泊生态环境基线进行了广泛而深入的研究。Dodds等^[34]分别采用参考湖泊法、三分法和模型推断法对美国堪萨斯州各湖泊和水库进行营养物质基线水平的制定。利用参考湖泊法最终确定TN基线为0.861 mg/L, TP基线为0.033 mg/L, 叶绿素a基线为0.010 mg/L, 透明度基线为155 cm。三分法则首先从全区域所有湖泊中选取营养物质浓度水平最低的1/3湖泊组成可供分析的湖泊子群体, 进一步计算子湖泊群中各湖泊营养物质指标的中位数, 进而确定该区域湖泊营养水平指示指标的基线水平。该研究中所采用的模型推断法是基于对该流域特征的分析进行, 通过对存在人为影响的流域特征进行建模, 进而通过y轴截距推断不存在人为干扰时的营养物质的浓度。经三种方法确定的氮磷基线如表 4所示。

在我国, 不少研究者针对我国不同湖泊的营养物质基线基准也已开展了相应的研究。Huo等^[43]采用湖泊群体分布法和三分法对我国东部平原生态区湖泊的营养物质基线状态进行研究。由于我国东部平原湖泊受到人类活动的干扰相对较大, 仅采用25%为指标数值可能出现基准值偏高的情况, 且湖泊作为动态的复杂生态系统并非一个具体的数值就能够代表其营养物质的基线水平^[44]。因此在该研究中, 作者选择上5%—25%这一范围作为湖泊群体分布法的基线确定标准, 得出我国东部平原TP基线范围为0.014—0.043 mg/L, TN基线范围0.360—0.785 mg/L。与此同时, 三分法则得出TN基线水平为0.670 mg/L, TP基线水平为0.029 mg/L。张亚丽^[33]采用湖泊群体分布法初步确定了我国蒙新高原生态区湖泊营养物质基准建议值。对于TDS(矿化度) < 1 g/L的淡水湖, 建议采用TN浓度0.120 mg/L, TP浓度0.005 mg/L作为基准基线值；对于1 g/L < TDS < 2 g/L的微咸水湖, 建议采用TN浓度0.675 mg/L, TP浓度0.005 mg/L作为基准基线值；对于2 g/L < TDS < 50 g/L的中咸水湖, 建议采用TN浓度0.728 mg/L, TP浓度0.012 mg/L作为基准基线值；对于TDS>50 g/L的盐湖, 建议采用TN浓度1.250 mg/L, TP浓度0.010 mg/L作为基准基线值。揣小明^[45]通过对新疆、内蒙古等地的湖泊营养水平及TP含量进行分析, 确定了包括呼伦湖、太湖在内的28个湖泊的TP基准浓度。在该研究中, 针对历史数据充足的呼伦湖、滇池等, 作者选取其历史数据的下25%作为其各自的TP基准值；对于人为主导型富营养化的太湖, 其受到人为活动干扰较大, 作者采用中营养和富营养卡尔森指数的临界值反推TP基准值。郑丙辉等^[46]采用历史数据法建立了太湖营养物质基准值, 并通过古湖沼学重建法对所得结果进行验证。在该研究中, 作者认为上5%位点设置为太湖营养物质基准更为合适, 最终研究结果显示, 通过历史数据法所得结果为TN 0.07 mg/L、TP 0.03 mg/L。

4 展望

2016年6月, 环境保护部印发的《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲》中规定了生态环境损害鉴定评估的一般原则、评估程序、评估内容和方法, 这为我国生态环境损害鉴定评估工作的进行奠定了基础^[47-48]。然而, 我国针对湖泊生态系统的生态环境损害鉴定评估技术仍不完善, 作为环境损害鉴定评估的重要依据和标准^[49-50], 湖泊生态环境基线缺少统一的、具有高度普适性的制定方法与流程。因此, 需针对以下几个方向进一步开展相关工作:

(1) 加强我国湖泊水体的生态环境监测工作, 积累关键数据, 构建一体化的湖泊生态环境监测网络。生态环境监测可以获取基线判定环节所需的历史数据, 是鉴定评估中的核心内容, 生态环境监测的科学性直接影响到环境损害鉴定评估结果的准确性^[51-52]。因此, 对湖泊进行长期的生态环境定位监测, 获取大量数据对后续开展的湖泊生态环境基线判定工作具有重要的促进作用。

(2) 建立基于不同湖泊、不同生态环境损害类型的基线判定标准、评估与方法技术体系, 着力构建湖泊生态环境损害基线判定方法和基线数据库平台。在对具体湖泊进行基线判定时, 应综合考虑评估区域的功能区划和特异性, 根据实际情况选择科学合理的方法, 推导基线水平^[53-54], 逐步搭建起我国湖泊环境损害鉴定评估业务化平台, 为国家解决环境问题提供科学技术与平台支撑^[18]。

(3) 进一步完善我国湖泊环境损害鉴定评估技术规范及相关标准。在借鉴、总结国内外湖泊生态环境损害鉴定评估方法和实践经验的基础上, 不断完善符合我国国情的湖泊环境损害鉴定监测方法标准、环境质量标准、评价标准及技术规范^[55], 以更好地为环境管理服务。