2022, Vol. 42文章信息
- 高俊峰, 张志明, 蔡永久, 黄佳聪
- GAO Junfeng, ZHANG Zhiming, CAI Yongjiu, HUANG Jiacong
- 水生态保护目标制定的理论与应用
- Theory and application of aquatic ecological conservation targets setting in China
- 生态学报. 2022, 42(14): 5677-5691
- Acta Ecologica Sinica. 2022, 42(14): 5677-5691
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb202105211325
-
文章历史
- 收稿日期: 2021-05-21
- 网络出版日期: 2022-03-23
水生态建设是生态文明建设的重要组成部分。我国经济快速发展累积了大量水生态问题, 成为生态文明建设的明显短板[1—5]。表现出各种水生态问题相互叠加, 同一问题反复出现, 并且在地域上相互关联但又存在区域差异[3, 6—8]。这些问题涉及到水生生物、生物栖息地、水质与水量等要素, 生产、生活等人类活动方式[9]。但我国目前尚未形成统领这些要素的水生态保护体系, 以指导水生态保护和管理。
水生态是水专项研发的重点内容之一。通过“十一五”和“十二五”的研究, 形成了全国重点流域的水生态功能分区方案, 提出了“功能区划分—健康评价—目标制定—管理决策”的思路, 研发了保护物种筛选、群落目标确定、耐污值和保护物种筛选、生境要素阈值确定、流域土地开发利用干扰阈值确定等技术, 提出濒危指数、特有种指数、伞护种指数和适应不同功能要求的生物群落指标, 为分区制定水生态保护目标奠定了技术基础[6, 10—16]。
水生态保护目标制定技术研发是“十三五”水专项“流域水生态功能分区管理技术集成研发”的内容之一。基于“十一五”、“十二五”期间水专项研究成果, 围绕国家“水十条”方案的实施、长江大保护、水(环境)功能区修编等的要求, 针对水生态分区管控的需求, 通过对已有技术的评估、完善、研发、集成、形成了水生态保护目标制定技术体系, 并选择常州市开展应用实践, 验证技术体系的适用性和可行性, 以期为水生态保护的相关工作提供技术支撑。
1 水生态保护目标制定的基础水生态保护目标的制定涉及到不同水生物生存空间和生存周期、对环境的适应能力、对环境压迫的响应方式等科学问题, 厘清这些问题的科学机制和规律, 对科学制定水生态保护目标具有重要意义。
1.1 影响水生态系统的要素具有尺度效应水、土、气、生等生态系统的控制性因素具有不同的时间和空间尺度, 决定了区域水生态系统的组成、结构与功能[9, 17—18]：(1)气候因素主要包括降水、气温、湿度和辐射等, 反映水热分布的格局, 是生态系统重要的物质与能量基础; 降水量和温度在较大尺度上保持相对稳定, 对水生态系统影响最大, 对水循环和生态水文过程起到控制性作用; (2)地形地貌类型是区域尺度水生态系统的重要影响因素, 反映地表形态特征; 坡度、坡向、海拔等不同的地貌类型造就了物种在空间分布上的差异, 影响区域水热分布格局、水文情势、侵蚀搬运和营养物质传输, 并间接影响气候和植被类型; (3)土地利用方式是人类活动对生态系统造成影响的最直接体现, 关系到一定范围降雨径流的地表截留和水分蒸散对水文循环的影响, 进而影响水文过程；同时, 土地覆盖控制着泥沙来源和形成水体底质的物质类型; (4)局部区域的水体形态、物理、化学等生境因子直接或者通过影响水生生物栖息地的特征间接地作用于水生生物, 导致生物状况的差异(图 1)。
|
| 图 1 水生态系统关键因素的尺度效应 Fig. 1 Scale effect of key factors in aquatic ecosystem |
水生态系统中不同生物类群的生命周期、空间活动范围差异极大, 能够反映不同时空尺度的环境状况(图 2)。时间尺度上, 不同水生物的生命周期从数小时到几十年跨度极大, 反映短期和长期的环境变化状况。浮游藻类、着生藻类和浮游动物生命周期较为短暂, 一般几天, 甚至几小时就可以完成一个生命周期, 反映了短时间内的环境状况[10, 19—20]；而大型底栖无脊椎动物和大型水生植物具有相对较长的生活周期, 一般以月和季度为度量单位, 能反映年内不同季度的环境状况[10, 21]；鱼类生命周期更长, 能够反映长时间环境干扰的影响, 如特定区域鱼类的种类组成及鱼寄生虫的有无等可反映外界干扰对区域长期作用的结果[22—23]。空间尺度上, 不同类群水生生物活动的空间范围从平方米至数万平方公里不等, 可反映不同空间尺度的环境状况。着生藻类因其生境相对固定, 处于水生态系统食物链底端, 活动范围很小[24]；浮游藻类的分布很大程度上也受到水体流速和风速的影响, 空间分布范围相对较广[25]；浮游动物是水生态系统中重要的初级消费者, 随水流各处飘动, 空间分布范围较广, 对环境反应较为敏感；大型底栖无脊椎动物生存位置相对固定, 在不同质量的生境中都有分布, 不同类群空间活动范围差异较大；水生植物和大型底栖无脊椎动物类似, 生存位置相对固定；鱼类具有较强的移动性, 生长的空间范围是水生生物中最广[26—27]。不同生物类群的反映了不同时空尺度的环境状况, 因而可以采用多种生物类型衡量水生态系统的不同状态。流域水生态状况评价中, 浮游藻类、着生藻类、大型底栖无脊椎动物是最常用的生物类群, 其次是鱼类和大型水生植物[6, 15]。
|
| 图 2 不同水生生物的时空尺度差异 Fig. 2 Temporal and spatial scale differences of disparate aquatic organisms |
水生生物完整性是指水生态系统中水生生物群落所具有的种类组成、多样性和功能结构特征, 以及该群落所具有的维持自身平衡、保持结构完整和适应环境变化的能力[26—27]。水生生物完整性是水生态状态评价的核心, 水文、物理、化学完整性是水生生物健康状态的支撑条件。外部压力会导致支撑条件恶化, 水生生物完整性会呈现梯度式下降, 可分为6个阶段[28—30]：(1)没有人类干扰, 生物处于自然状态, 结构和功能完整性高, 其变化保持在自然变化范围内；(2)人类干扰出现, 但极小, 生物结构和功能完整性接近自然状态, 生物群落结构和生态系统功能发生细微变化；(3)环境压力增加, 生物群落结构发生明显变化, 部分敏感种缺失, 但仍能维持功能的完整性, 生态系统功能出现明显变化；(4)生物群落结构发生较大变化, 部分敏感种被耐物种替代, 生态系统功能不能完全满足；(5)生物群落结构发生重大变化, 敏感种基本消失, 物种组成不平衡, 少数种占优势, 生态系统功能受损；(6)生物群落结构发生极大变化, 个别物种密度异常, 生物多样性丧失, 生态系统功能严重丧失(图 3)。此外, 不同生物类群对不同类型环境胁迫(不包括水生态系统功能的自然变化)的敏感程度不同, 一般而言, 鱼类和底栖动物对水文条件和物理生境条件变化敏感, 而着生藻类、浮游藻类对物理生境变化敏感性相对较弱, 对水质、水动力变化较为敏感[31—32]。当前, 水生态系统往往面临多重环境压力影响, 通过对不同水生物变化特征的分析, 可以揭示不同类型的环境压力及对水生物胁迫的程度[1—2, 9—10]。
|
| 图 3 生物完整性对环境压力的响应 Fig. 3 Response of biological integrity to environmental stress |
我国幅源广阔, 自然地理的多样性决定了不用区域之间水生态结构具有明显的差异性。针对这种差异性, 在“十一五”、“十二五”水专项研发中, 选择有代表性的流域, 根据分类、分区、分级的思路, 研发了水生态功能分区的技术路线, 形成不同类型流域的水生态功能分区, 阐明自然流域集水区和不同尺度生物地理要素的等级特征, 既反映水生态系统的连续性, 也反映不同区域之间的差异性[1, 9, 12—14, 17—18]。同时, 也考虑了同一水生态功能区内不同水体类型的差别。
基于水生态保护目标制定的理论依据, 水生态状态的评价应该考虑水生生物本身及其栖息的环境。因此, 在水生态功能分区的基础上, 提出了我国水生态保护目标制定技术框架, 构建以“水生态功能分区—水生态状态评价—水生态问题诊断—水生态保护目标预设—可达性评价—水生态保护目标确定”为主线的水生态保护目标制定技术体系(图 4)。
|
| 图 4 水生态保护目标制定技术路线图 Fig. 4 The flow chart of aquatic ecological conservation targets setting |
根据水生态系统完整性理论, 一般从物理、化学、生物几方面描述水生态状态(Aquatic Ecological Status, AES), 其中生物完整性是核心[26—27]。根据科学实用、因区制宜、循序渐进和方便操作的原则, 在综合分析水生态功能区自然地理特征和主导生态功能的基础上, 衔接我国现行生态环境监测体系[33], 对水生态状态评价的要素进行合理分类, 分生物完整性、水质、栖息地质量和生态需水四类要素进行水生态状态评价, 其中生物完整性和水质为必选要素, 生态需水和栖息地为备选要素(表 1)[9, 17]。
| 目标层 Objective |
要素层 Element |
指标层Index | 指标类型 Index type |
|
| 河流系统 River ecosystem |
湖泊系统 Lake ecosystem |
|||
| 水生态状态 | 生物完整性 | 着生藻类完整性 | 浮游藻类完整性 | 必选 |
| Aquatic ecological | - | 浮游动物完整性 | 备选 | |
| status | 大型底栖无脊椎动物完整性 | 大型底栖无脊椎动物完整性 | 必选 | |
| 鱼类完整性 | 鱼类完整性 | 备选 | ||
| 水质 | 水质类别指数 | 水质类别指数 | 必选 | |
| - | 营养状态指数 | 备选 | ||
| 栖息地质量 | 河流栖息地质量 | 湖泊栖息地质量 | 备选 | |
| 生态需水 | 生态流量(水位)满足程度 | 生态流量(水位)满足程度 | 备选 | |
生物完整性为必选要素, 以生物完整性指数(Index of Biological Integrity, IBI)表达。其中河流的必选指标为着生藻类完整性指数和大型底栖无脊椎动物完整性指数, 湖泊的必选指标为浮游藻类完整性指数和大型底栖无脊椎动物完整性指数(浅水湖泊)。应用实践中, 根据水体类型、功能区的自然地理与生物区系特征、环境胁迫的时空差异, 以及管理需求, 选择适合的水生生物类群[33—35]。环境变化的长期生物胁迫效应评价首选大型底栖无脊椎动物和鱼类[21, 36], 短期效应评价则考虑着生藻类、浮游藻类或浮游动物[37—38]。评价的水生态功能区如有鱼类自然保护区, 应将鱼类完整性纳入评价体系。
IBI构建的技术流程包括以下步骤(图 5)：(1)水生生物监测：在功能区内选择“无干扰”或“最小干扰”、水质优良、物理生境完好的区域设置参照点[39—42], 选择干扰较强的区域设置受损点；(2)候选生物参数计算：计算各类群生物完整性指数的候选生物参数, 一般包括六类参数：物种丰富度、群落组成、耐受性/敏感性、物种多样性、功能群、现存量等[17, 43]；(3)核心参数筛选：基于分布范围检验、判别能力分析、冗余分析, 筛选出特定功能区、特定水体的生物完整性核心参数[17, 43]；(4)参数归一化：将参数的分布范围标准化为0—1, 将正向参数和反向参数对环境干扰的响应方向调整为随干扰增加而降低[43]；(5)生物完整性指数计算：采用等权重的方式, 将各个核心参数记分值进行平均, 计算得出生物完整性指数；(6)等级确定：以参照点生物完整性指数值分布的25%分位数或所有样点95%分位数为基准值, 高于该阈值则表示该点位受到的干扰很小, 低于该值的数值进行4等分, 代表生物完整性由高到低的不同等级, 计为“优、良、中、差、劣”5个等级, 并确定对应等级的划分阈值；(7)评价结果验证与修订：根据生物完整性指数对环境压力的响应特征, 采用区分率、判别分析、稳定性、敏感性检验方法[44—45], 对IBI评价参数进行验证, 对未能通过验证的参数进行剔除, 对参数筛选和评价等级标准进行修订, 形成特定功能区、特定水体的生物完整性评价体系。
|
| 图 5 生物完整性评价的技术路线图 Fig. 5 The flow chart of biological integrity assessment |
水质评价包括两项指标, 分别是水质类别指数和湖泊营养状态指数, 前者应用于河流和湖泊, 后者应用于湖泊。存在富营养化和藻类水华风险的湖泊, 应将营养状态指数纳入评价体系。
水质类别指数计算参照《地表水环境质量标准》(GB 3838)[46]基本项目的标准限值, 进行单因子评价(其中水温和pH不作为评价指标)(表 2), 将该项目实测浓度值和对照评分阈值进行线性内插得到评分值。
| 水质类别Water quality grade | Ⅰ、Ⅱ | Ⅲ | Ⅳ | Ⅴ | 劣V |
| 赋分Score | [80, 100] | [60, 80) | [40, 60) | [20, 40) | [0, 20) |
| 等级Grade | 优 | 良 | 中 | 差 | 劣 |
营养状态评价采用综合营养状态指数, 指标计算采用叶绿素a、总氮、总磷、透明度和高锰酸盐指数共5项参数(表 3)[47]。同时采用水质类别和营养状态指数评价时, 取平均得分为水质评价结果。
| 营养水平 Trophic level |
贫营养 Oligotrophic |
中营养 Mesotrophic |
轻度富营养 Slight eutrophic |
中度富营养 Moderate eutrophic |
重度富营养 Heavy eutrophic |
| 指数范围Range of index | (0, 30] | (30, 50] | (50, 60] | (60, 70] | (70, 100] |
| 赋分Score | [80, 100] | [60, 80) | [40, 60) | [20, 40) | [0, 20) |
| 等级Grade | 优 | 良 | 中 | 差 | 劣 |
筛选与生物完整性及水质密切关联的指标进行河湖栖息地评价[17, 48—49]。河流系统栖息地包括河岸带和河道指标, 湖泊系统包括湖岸带和湖泊指标(表 4)。河(湖)岸带指标包括生态岸线指数、岸线开发利用程度、河(湖)岸带植被覆盖度；河道指标包括河流纵向连通性、沉积物污染指数；湖泊指标包括河湖连通性、水面开发利用程度、大型水生植被覆盖度、沉积物污染指数。在筛选特定功能区栖息地质量评价指标时, 需结合栖息地特征及面临的问题进行遴选。根据区域参照状态、历史状态, 结合专家判断, 确定各评价指标的阈值、分值和分级标准, 形成优、良、中、差、劣5个评价等级及其对应的等级数值[41, 50—51]。
| 河流系统River ecosystem | 湖泊系统Lake ecosystem | |||
| 类型Category | 指标Index | 类型Category | 指标Index | |
| 河岸带 Riparian zone |
生态岸线指数 河岸带植被覆盖度 岸线开发利用程度 |
湖岸带 Littoral zone |
生态岸线指数 湖岸带植被覆盖度 岸线开发利用程度 |
|
| 河道 Channel |
河流纵向连通性 沉积物污染指数 |
湖泊 Lake |
河湖连通性 水面开发利用程度 大型水生植被覆盖度 沉积物污染指数 |
|
生态需水是为满足河湖生物生长和繁殖等生命过程需要的水文条件。选用生态流量或生态水位满足程度进行评价。前者适用于河流, 后者适用于湖泊或河流。河流优先考虑生态流量满足程度, 但对流向不明、流速微弱、潮汐河流、无流量数据的河流, 可选用生态水位满足程度。生态需水计算方法可采用水文学法、水力学法、栖息地模拟法、整体分析法等方法进行确定[52—54], 具体参照《河湖生态环境需水计算规范》(SL/Z 712)的相关规定计算。
河流生态流量满足程度。分别计算4—9月及10—3月最小日均流量占多年平均流量的百分比, 分别计算赋分值, 取二者的最低赋分为河流生态流量满足程度赋分(表 5)。评估断面应选择国家有明确要求的、具有重要生态保护价值或重要敏感物种的水域或行政区界断面。
| 等级 Grade |
(10月—次年3月) 最小日均流量占比 Ratio of minimum flow from October to March to annual average flow |
赋分 Score |
(4—9月) 最小日均流量占比 Ratio of minimum flow from April to September to annual average flow |
赋分 Score |
| 优Excellent | ≥30% | 100 | ≥50% | 100 |
| 良Good | ≥20%, < 30% | 80 | ≥40%, < 30% | 80 |
| 中Moderate | ≥10%, < 20% | 40 | ≥30%, < 10% | 40 |
| 差Poor | ≥5%, < 10% | ≥5%, < 10% | 20 | |
| 劣Bad | < 10% | 0 | < 10% | 0 |
评价生态水位满足程度。生态水位依据相关规划或管理文件确定的限值, 或采用天然水位资料法、湖泊形态法、生物空间最小需求法等方法确定(表 6)。
| 等级Grade | 评价标准Evaluation standard | 赋分Score |
| 优Excellent | 连续3天平均水位不低于最低生态水位 | [80, 100] |
| 良Good | 连续3天平均水位低于最低生态水位, 但连续7天平均水位不低于最低生态水位 | [60, 80) |
| 中Moderate | 连续7天平均水位低于最低生态水位, 但连续14天平均水位不低于最低生态水位 | [40, 60) |
| 差Poor | 连续14天平均水位低于最低生态水位, 但连续30天平均水位不低于最低生态水位 | [20, 40) |
| 劣Bad | 连续30天平均水位低于最低生态水位, 但连续60天平均水位不低于最低生态水位 | (0, 20) |
| 连续60天平均水位低于最低生态水位 | 0 |
水生态综合评价时, 取四类要素评价结果的最低等级作为水生态状态综合评价等级, 并获得对应指标的等级数值(图 6)。
|
| 图 6 水生态状态综合评价技术路线图 Fig. 6 The flow chart for aquatic ecological status assessment |
基于水生态状态的评价结果, 诊断生物完整性、水质、栖息地质量、生态需水等方面的问题, 重点分析生物完整性状况。应用排序分析、广义线性模型、结构方程模型等多元统计方法, 以水质、栖息地、水文条件等环境参数为解释变量, 基于方差分析, 分析不同因子对生物完整性的相对影响程度, 优先确定出影响敏感生物类群和解释量大的因子, 进而明确影响生物完整性的关键环境胁迫因子[55—56]。收集功能区产业结构与污染源、土地利用、水资源开发、涉水工程建设、水域岸线开发利用等方面的资料, 分析造成水生态问题的主要原因, 根据功能区的主导功能, 对问题进行主次排序, 明确水生态问题[57—59]。
3.3 水生态保护目标预设根据主导水生态功能定位、水功能区划、“三条红线”和现行水质考核目标等对水环境和水生态的要求, 按照衔接管理、合理可行、分期提升、先易后难的原则, 结合水生态现状等级, 从水质、水量、栖息地和水生生物四个方面, 预设水生态保护目标, 明确约束条件。重点关注得分低、等级低的要素(图 7)。
|
| 图 7 水生态保护目标预设技术路线 Fig. 7 The flow chart for establishing preset aquatic ecological conservation targets |
水生态保护目标预设包括以下四方面：(1)确定水生态功能分区的主导水生态功能[9, 60], 其中, 以水源涵养与水文调节、生境维持、水生珍稀特有物种栖息地与洄游通道、重要生态资产保护等为主导功能的, 水生态保护目标预设为“优”或“良”；以土壤保持、农业生产支撑和城市生活支撑功能等为主导功能的, 水生态保护目标可预设为“中”；(2)对生态红线划定区域[61—62], 如饮用水源保护区、自然保护区、水源涵养区、重要渔业水域、重要湿地等, 水生态保护目标预设为“优”或“良”；(3)对有明确用途的水功能区, 如保护区、保留区、饮用水源地、渔业用水区等, 水生态保护目标预设为“优”或“良”；工业用水区、景观用水区、农业用水区等, 水生态保护目标预设为“中”或提升一个等级；(4)对其他非重要或没有明确水生态功能要求的区域, 结合水生态状态现状等级, 逐级提升, 规定水生态保护目标预设为“中”或提升一个等级。上述预设条件如有重叠的区域, 取高等级为水生态保护预设目标。
3.4 水生态保护目标可达性评估在河湖水生态现状不满足水生态保护目标情况下, 构建河湖水动力-水质-水生态模型, 模拟典型气象水文条件下的水生态要素时空变化过程, 预测不同修复措施情景下的水生态状态变化, 评价保护目标可达性(Accessibility Assessment, AA)[63—66]。具体过程如下：(1)从“(水)质-(水)量-(栖息)地-(水)生(物)”4个方面指标出发, 以功能定位与水质目标等为约束条件, 分析参照状态设定的指标阈值, 评价水生态保护目标的可达性；(2)通过构建河湖水动力-水质-水生态模型, 模拟不同气象、水文及生态修复工程等情景下水生态状态, 设定不同指标的提升潜力阈值；(3)采用蒙特卡罗(Monte Carlo)、遗传算法(Genetic Algorithm, GA)、蚁群算法(Ant Clony Optimization, ACO)等智能优化算法, 构建优化模型, 进行情景设计评价与全局优化求解, 分析最优情景, 确定提升方案和优化保护目标, 从而提出提升方案优化并进行可达性分析；(4)如果保护目标可达, 则优化后的保护目标即为水生保护目标, 若不可达, 返回水生态保护预设目标, 重新预设目标(图 8)。
|
| 图 8 水生态保护目标可达性分析技术路线 Fig. 8 The flow chart for accessibility analysis of aquatic ecological conservation targets |
根据可达性分析和优化结果, 确定水生态保护目标, 并编制各功能区的水生态保护方案。水生态状况等级为“优”和“良”的分区, 应重点采取保护措施；等级为“中”和“差”的分区, 应重点采取修复措施；等级为“劣”的分区, 应重点采取生态重建措施。根据水生态问题诊断, 从生态需水保障、生境保护与修复、外源污染治理、内源污染治理、生物多样性维持等方面提出治理措施, 形成保护、修复措施清单。措施的第一阶段重点是清理、整治现存和潜在污染, 以工程措施改善生态质量；第二阶段重点是以自然生态恢复为主, 建立完善、长效的管理机制。
4 常州水生态功能区水生态保护目标制定应用水生态保护目标制定技术体系在常州水生态功能区进行示范应用, 以验证方法技术的可行性、合理性和适用性。该功能区面积4385 km2, 划分为17个水生态功能区, 确定了分区界线和主导功能(图 9)[67]。
|
| 图 9 常州市水生态功能区及其主导功能定位 Fig. 9 Aquatic ecological function regions and its main ecosystem functions in Changzhou |
根据2017—2019年水生生物、水质、栖息地和水文的调查和监测结果, 依据水生态状况评价方法, 对常州市各功能区开展水生态状态的各要素和单项指标评价, 并进行综合状况评价。为增强水生态保护目标的科学性和实用性, 常州水生态保护目标制定相关采样点按照网格布点法, 确保每个水生态功能区采样点不少于3个。取同一水生态功能区所有采样点评价结果的平均值作为该区水生态状态的最终结果。
评价结果显示(图 10), 水生生物完整性大部分处于“中”和“差”的状态, 占88%, 只有二个处于山丘区的分区处于“良”的状态, 尤其是城区的几个分区, 均处于“差”的状态；水质状况大部分为“中”的状态, “优”、“良”状态分区处于山丘和沿江区域, 占23%, 滆湖、长荡湖处于“劣”的状态；生物栖息地大部分处于“中”和“差”的状态, 占88%, 尤其是城区和滆湖、长荡湖, 二个山丘区处于“良”的状态；平原区生态水位满足程度均为“优”, 山丘区和洮滆高地区为“良”。
|
| 图 10 常州水生态功能区各生态要素评价结果 Fig. 10 Assessment results of different aquatic ecosystem elements in Changzhou |
综合评价结果2个区为“良”, 4个区为“中”, 2个区为“劣”(图 11)。评价为“差”的主要的限制指标为生物完整性和水质, 基本处于劣Ⅴ类水质或中度富营养, 水面开发利用强度大, 水生植物覆盖度退化严重。
|
| 图 11 常州水生态功能区水生态现状及目标优化 Fig. 11 Results of aquatic ecological status assessment and optimized targets in Changzhou |
常州示范区的水生态问题主要包括：(1)河流和湖泊大型底栖无脊椎动物完整性低，耐污种占优，湖泊蓝藻密度高；(2)河流水质以IV—劣V类为主，占比超过80%，冬春季水质较差(劣V类断面占比超过10%)，主要为常州市区及周边城镇的河流；(3)滆湖总氮为劣V类，总磷为V—-劣V类，长荡湖总氮为劣V类，总磷为IV—V类，滆湖、长荡湖全年处于中度富营养状态；(4)河流栖息地岸线开发利用程度较高，城市河道内源污染负荷大，氮磷污染程度高；湖泊栖息地圈圩(围)养殖开发利用强度大，水生植物覆盖度退化严重，底泥淤积严重，内源负荷高；(5)河流水体流动性差。
4.3 水生态保护目标预设根据水生态保护目标制定技术框架, 收集了常州示范区生态红线、水环境质量考核目标、水功能区划等方面的资料, 确定了各水生态功能区的主导生态功能, 结合常州水环境质量考核要求, 通过叠加分析, 并充分考虑水生态现状等级、社会经济发展需求等要素, 预设了水生态保护目标(图 11)
4.4 水生态保护目标可达性评估基于水生态状态评价和问题诊断结果, 以水生态保护预设目标为基础, 以功能定位、水质目标、三条红线等为约束条件, 分析“水质-水量-栖息地-水生生物”四类指标提升潜力和阈值, 根据提升潜力大小对指标进行排序, 排序高的指标在可达性评估模型中优先进入提升优化方案。优化结果显示, 有5个功能区不能达到预设目标, 包括2个湖泊为主的分区和3个河流为主的分区, 水生态保护目标从“良”降为“中”。最终确定4个水生态保护目标设定为“良”, 其他为“中”(图 11)。常州水生态功能区属于重干扰、水生态退化、重点在于治理的区域。根据优化后的目标, 可以进行有针对性的水生态保护方案编制。
5 结论(1) 梳理形成的水生态系统要素的尺度效应、水生生物时空尺度的差异性、水生物对环境胁迫的敏感性差异、生物完整性对压力响应存在梯度效应等理念, 为水生态保护目标的制定提供了理论依据。
(2) 研究提出的水生态“功能分区-状态评价-问题诊断-目标预设-可达性评估-目标确定”为主线的水生态保护目标制定技术路线, 明确了工作流程。
(3) 研发的水生态保护目标制定的关键技术, 包括水生态状态评价的指标体系构建技术、生物完整性评价技术、水生态保护目标预设技术和可达性评估技术, 解决了水生态保护目标制定的技术瓶颈。
(4) 通过在太湖流域常州水生态功能区的应用实践, 发现有5个区域达不到预设的目标, 为地方实施水生态综合管理提供了参考, 验证了水生态保护目标制定技术的可行性、合理性和适用性。
(5) 水生态保护是一个宏大的命题, 针对我国不同区域、不同水体, 提出相对一致的技术方法, 还存在诸多的困难。该文研发的技术体系还需在更多不同类型的功能区进行应用验证, 逐步修改完善, 为相关工作提供科学支撑。
| [1] |
高俊峰, 高永年. 太湖流域水生态功能分区研究. 北京: 中国环境科学出版社, 2012.
|
| [2] |
高俊峰, 蒋志刚. 中国五大淡水湖保护与发展. 北京: 科学出版社, 2012.
|
| [3] |
杨桂山. 长江水问题基本态势及其形成原因与防控策略. 长江流域资源与环境, 2012, 21(7): 821-830. |
| [4] |
俞孔坚. 美丽中国的水生态基础设施: 理论与实践. 鄱阳湖学刊, 2015(1): 5-18. DOI:10.3969/j.issn.1674-6848.2015.01.002 |
| [5] |
钱易. 努力实现生态优先、绿色发展. 环境科学研究, 2020, 33(5): 1069-1074. |
| [6] |
高俊峰, 蔡永久, 夏霆, 张志明, 尹洪斌, 黄琪. 巢湖流域水生态健康研究. 北京: 科学出版社, 2016.
|
| [7] |
俞孔坚, 王春连, 李迪华, 袁弘, 李文豪, 洪敏. 水生态空间红线概念、划定方法及实证研究. 生态学报, 2019, 39(16): 5911-5921. |
| [8] |
刘录三, 黄国鲜, 王璠, 储昭升, 李海生. 长江流域水生态环境安全主要问题、形势与对策. 环境科学研究, 2020, 33(5): 1081-1090. |
| [9] |
高俊峰, 高永年, 张志明. 湖泊型流域水生态功能分区的理论与应用. 地理科学进展, 2019, 38(8): 1159-1170. |
| [10] |
Kalff J. Limnology: Inland Water Ecosystems. Upper Saddle River: Prentice Hall, 2002.
|
| [11] |
张又, 刘凌, 蔡永久, 尹洪斌, 高俊峰, 高永年. 太湖流域河流及溪流大型底栖动物群落结构及影响因素. 中国环境科学, 2015, 35(5): 1535-1546. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2015.05.034 |
| [12] |
于宏兵, 周启星, 郑力燕. 松花江流域水生态功能分区研究. 北京: 科学出版社, 2016.
|
| [13] |
黄艺, 曹晓峰, 樊灏, 蒋大林, 汪杰, 蔡佳亮. 滇池流域水生态功能分区研究. 北京: 科学出版社, 2018.
|
| [14] |
陈利顶, 孙然好, 汲玉河. 海河流域水生态功能分区研究 (第二版). 北京: 科学出版社, 2017.
|
| [15] |
张远, 江源. 中国重点流域水生态系统健康评价. 北京: 科学出版社, 2019.
|
| [16] |
王金南, 孙宏亮, 续衍雪, 王东, 赵越, 魏明海. 关于"十四五"长江流域水生态环境保护的思考. 环境科学研究, 2020, 33(5): 1075-1080. |
| [17] |
高俊峰, 张志明, 黄琪, 蔡永久. 巢湖流域水生态功能分区研究. 北京: 科学出版社, 2017.
|
| [18] |
郑度. 中国生态地理区域系统研究. 北京: 商务印书馆, 2008.
|
| [19] |
Birk S, Bonne W, Borja A, Brucet S, Courrat A, Poikane S, Solimini A, van de Bund W, Zampoukas N, Hering D. Three hundred ways to assess Europe's surface waters: an almost complete overview of biological methods to implement the Water Framework Directive. Ecological Indicators, 2012, 18: 31-41. DOI:10.1016/j.ecolind.2011.10.009 |
| [20] |
Marzin A, Archaimbault V, Belliard J, Chauvin C, Delmas F, Pont D. Ecological assessment of running waters: do macrophytes, macroinvertebrates, diatoms and fish show similar responses to human pressures?. Ecological Indicators, 2012, 23: 56-65. DOI:10.1016/j.ecolind.2012.03.010 |
| [21] |
Poikane S, Johnson R K, Sandin L, Schartau A K, Solimini A G, Urbanič G, Arbač iauskas K, Aroviita J, Gabriels W, Miler O, Pusch M T, Timm H, Böhmer J. Benthic macroinvertebrates in lake ecological assessment: a review of methods, intercalibration and practical recommendations. Science of the Total Environment, 2016, 543: 123-134. DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.11.021 |
| [22] |
Teresa F B, Casatti L. Trait-based metrics as bioindicators: responses of stream fish assemblages to a gradient of environmental degradation. Ecological Indicators, 2017, 75: 249-258. DOI:10.1016/j.ecolind.2016.12.041 |
| [23] |
李其芳, 严云志, 储玲, 朱仁, 高俊峰, 高永年. 太湖流域河流鱼类群落的时空分布. 湖泊科学, 2016, 28(6): 1371-1380. |
| [24] |
Poikane S, Kelly M, Cantonati M. Benthic algal assessment of ecological status in European lakes and rivers: challenges and opportunities. Science of the Total Environment, 2016, 568: 603-613. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.02.027 |
| [25] |
Thackeray S J, Nõges P, Dunbar M J, Dudley B J, Skjelbred B, Morabito G, Carvalho L, Phillips G, Mischke U, Catalan J, de Hoyos C, Laplace C, Austoni M, Padedda B M, Maileht K, Pasztaleniec A, Järvinen M, Solheim A L, Clarke R T. Quantifying uncertainties in biologically-based water quality assessment: a pan-European analysis of lake phytoplankton community metrics. Ecological Indicators, 2013, 29: 34-47. DOI:10.1016/j.ecolind.2012.12.010 |
| [26] |
Karr J R. Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries, 1981, 6(6): 21-27. DOI:10.1577/1548-8446(1981)006<0021:AOBIUF>2.0.CO;2 |
| [27] |
Karr J R. Defining and assessing ecological integrity: beyond water quality. Environmental Toxicology and Chemistry, 1993, 12(9): 1521-1531. DOI:10.1002/etc.5620120902 |
| [28] |
Birk S, Chapman D, Carvalho L, Spears B M, Andersen H E, Argillier C, Auer S, Baattrup-Pedersen A, Banin L, Beklioǧlu M, Bondar-Kunze E, Borja A, Branco P, Bucak T, Buijse A D, Cardoso A C, Couture R M, Cremona F, de Zwart D, Feld C K, Ferreira M T, Feuchtmayr H, Gessner M O, Gieswein A, Globevnik L, Graeber D, Graf W, Gutiérrez-Cánovas C, Hanganu J, Işkın U, Järvinen M, Jeppesen E, Kotamäki N, Kuijper M, Lemm J U, Lu S L, Solheim A L, Mischke U, Moe S J, Nõges P, Nõges T, Ormerod S J, Panagopoulos Y, Phillips G, Posthuma L, Pouso S, Prudhomme C, Rankinen K, Rasmussen J J, Richardson J, Sagouis A, Santos J M, Schäfer R B, Schinegger R, Schmutz S, Schneider S C, Schülting L, Segurado P, Stefanidis K, Sures B, Thackeray S J, Turunen J, Uyarra M C, Venohr M, von der Ohe P C, Willby N, Hering D. Impacts of multiple stressors on freshwater biota across spatial scales and ecosystems. Nature Ecology & Evolution, 2020, 4(8): 1060-1068. |
| [29] |
Davies S P, Jackson S K. The biological condition gradient: a descriptive model for interpreting change in aquatic ecosystems. Ecological Applications, 2006, 16(4): 1251-1266. DOI:10.1890/1051-0761(2006)016[1251:TBCGAD]2.0.CO;2 |
| [30] |
Bouchard R W Jr, Niemela S, Genet J A, Yoder C O, Sandberg J, Chirhart J W, Feist M, Lundeen B, Helwig D. A novel approach for the development of tiered use biological criteria for rivers and streams in an ecologically diverse landscape. Environmental Monitoring and Assessment, 2016, 188(3): 196. DOI:10.1007/s10661-016-5181-y |
| [31] |
Lyche-Solheim A, Feld C K, Birk S, Phillips G, Carvalho L, Morabito G, Mischke U, Willby N, Søndergaard M, Hellsten S, Kolada A, Mjelde M, Böhmer J, Miler O, Pusch M T, Argillier C, Jeppesen E, Lauridsen T L, Poikane S. Ecological status assessment of European lakes: a comparison of metrics for phytoplankton, macrophytes, benthic invertebrates and fish. Hydrobiologia, 2013, 704(1): 57-74. DOI:10.1007/s10750-012-1436-y |
| [32] |
Hering D, Johnson R K, Kramm S, Schmutz S, Szoszkiewicz K, Verdonschot P F M. Assessment of European streams with diatoms, macrophytes, macroinvertebrates and fish: a comparative metric-based analysis of organism response to stress. Freshwater Biology, 2006, 51(9): 1757-1785. DOI:10.1111/j.1365-2427.2006.01610.x |
| [33] |
阴琨, 王业耀, 许人骥, 金小伟, 刘允, 滕恩江, 吕怡兵. 中国流域水环境生物监测体系构成和发展. 中国环境监测, 2014, 30(5): 114-120. DOI:10.3969/j.issn.1002-6002.2014.05.025 |
| [34] |
Resh V H. Which group is best? Attributes of different biological assemblages used in freshwater biomonitoring programs. Environmental Monitoring and Assessment, 2008, 138(1/3): 131-138. |
| [35] |
陈凯, 陈求稳, 于海燕, 王备新, 金小伟, 王业耀, 许人骥, 蔡琨. 应用生物完整性指数评价我国河流的生态健康. 中国环境科学, 2018, 38(4): 1589-1600. |
| [36] |
Zhang Z M, Gao J F, Cai Y J. The effects of environmental factors and geographic distance on species turnover in an agriculturally dominated river network. Environmental Monitoring and Assessment, 2019, 191(4): 201. DOI:10.1007/s10661-019-7309-3 |
| [37] |
Friberg N, Bonada N, Bradley D C, Dunbar M J, Edwards F K, Grey J, Hayes R B, Hildrew A G, Lamouroux N, Trimmer M, Woodward G. Biomonitoring of human impacts in freshwater ecosystems: the good, the bad and the ugly. Advances in Ecological Research, 2011, 44: 1-68. |
| [38] |
Johnson R K, Hering D, Furse M T, Clarke R T. Detection of ecological change using multiple organism groups: metrics and uncertainty. Hydrobiologia, 2006, 566: 115-137. DOI:10.1007/s10750-006-0101-8 |
| [39] |
Hawkins C P, Olson J R, Hill R A. The reference condition: predicting benchmarks for ecological and water-quality assessments. Journal of the North American Benthological Society, 2010, 29(1): 312-343. DOI:10.1899/09-092.1 |
| [40] |
Poikane S, Phillips G, Birk S, Free G, Kelly M G, Willby N J. Deriving nutrient criteria to support 'good' ecological status in European lakes: an empirically based approach to linking ecology and management. Science of the Total Environment, 2019, 650: 2074-2084. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.09.350 |
| [41] |
许宜平, 王子健. 水生态完整性监测评价的基准与参照状态探究. 中国环境监测, 2018, 34(6): 1-9. |
| [42] |
渠晓东, 刘志刚, 张远. 标准化方法筛选参照点构建大型底栖动物生物完整性指数. 生态学报, 2012, 32(15): 4661-4672. |
| [43] |
Hering D, Feld C K, Moog O, Ofenböck T. Cook book for the development of a Multimetric Index for biological condition of aquatic ecosystems: experiences from the European AQEM and STAR projects and related initiatives. Hydrobiologia, 2006, 566(1): 311-324. DOI:10.1007/s10750-006-0087-2 |
| [44] |
Poikane S, Birk S, Böhmer J, Carvalho L, de Hoyos C, Gassne H, Hellsten S, Kelly M, Solheim A L, Olin M, Pall K, Phillips G, Portielje R, Ritterbusch D, Sandin L, Schartau A K, Solimini A G, van den Berg M, Wolfram G, van de Bund W. A hitchhiker's guide to European lake ecological assessment and intercalibration. Ecological Indicators, 2015, 52: 533-544. DOI:10.1016/j.ecolind.2015.01.005 |
| [45] |
Ryu J, Hong S, Chang W K, Khim J S. Performance evaluation and validation of ecological indices toward site-specific application for varying benthic conditions in Korean coasts. Science of the Total Environment, 2016, 541: 1161-1171. DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.10.016 |
| [46] |
国家环境保护总局, 国家质量监督检验检疫总局. GB 3838-2002地表水环境质量标准. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
|
| [47] |
环境保护部办公厅. 关于印发《地表水环境质量评价办法(试行)》的通知. (2011-03-09)[2020-06-29]. http://www.mee.gov.cn/gkml/hbb/bgt/201104/t20110401_208364.htm.
|
| [48] |
Ostendorp W, Ostendorp J. Analysis of hydromorphological alterations of lakeshores for the implementation of the European Water Framework Directive (WFD) in Brandenburg (Germany). Fundamental and Applied Limnology, 2015, 186(4): 333-352. DOI:10.1127/fal/2015/0662 |
| [49] |
Zaharia L, Ioana-Toroimac G, Morosanu G A, Gǎlie A C, Moldoveanu M, Čanjevac I, Belleudy P, Plantak M, Buzjak N, Bočić N, Legout C, Bigot S, Ciobotaru N. Review of national methodologies for rivers' hydromorphological assessment: a comparative approach in France, Romania, and Croatia. Journal of Environmental Management, 2018, 217: 735-746. DOI:10.1016/j.jenvman.2018.04.017 |
| [50] |
Pardo I, Gómez-Rodríguez C, Wasson J G, Owen R, van de Bund W, Kelly M, Bennett C, Birk S, Buffagni A, Erba S, Mengin N, Murray-Bligh J, Ofenböeck G. The European reference condition concept: a scientific and technical approach to identify minimally-impacted river ecosystems. Science of the Total Environment, 2012, 420: 33-42. DOI:10.1016/j.scitotenv.2012.01.026 |
| [51] |
王雁, 赵家虎, 黄琪, 高俊峰. 南水北调东线工程徐州段河流生境质量评价. 长江流域资源与环境, 2016, 25(6): 965-973. DOI:10.11870/cjlyzyyhj201606013 |
| [52] |
Acreman M C, Ferguson A J D. Environmental flows and the European water framework directive. Freshwater Biology, 2010, 55(1): 32-48. DOI:10.1111/j.1365-2427.2009.02181.x |
| [53] |
Acreman M, Arthington A H, Colloff M J, Couch C, Crossman N D, Dyer F, Overton I, Pollino C A, Stewardson M J, Young W. Environmental flows for natural, hybrid, and novel riverine ecosystems in a changing world. Frontiers in Ecology and the Environment, 2014, 12(8): 466-473. DOI:10.1890/130134 |
| [54] |
杨志峰, 张远. 河道生态环境需水研究方法比较. 水动力学研究与进展A辑, 2003, 18(3): 294-301. DOI:10.3969/j.issn.1000-4874.2003.03.008 |
| [55] |
Friberg N. Pressure-response relationships in stream ecology: introduction and synthesis. Freshwater Biology, 2010, 55(7): 1367-1381. DOI:10.1111/j.1365-2427.2010.02442.x |
| [56] |
Pistocchi A, Udias A, Grizzetti B, Gelati E, Koundouri P, Ludwig R, Papandreou A, Souliotis I. An integrated assessment framework for the analysis of multiple pressures in aquatic ecosystems and the appraisal of management options. Science of the Total Environment, 2017, 575: 1477-1488. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.10.020 |
| [57] |
Hermoso V, Pantus F, Olley J, Linke S, Mugodo J, Lea P. Systematic planning for river rehabilitation: integrating multiple ecological and economic objectives in complex decisions. Freshwater Biology, 2012, 57(1): 1-9. DOI:10.1111/j.1365-2427.2011.02693.x |
| [58] |
Linke S, Turak E, Nel J. Freshwater conservation planning: the case for systematic approaches. Freshwater Biology, 2011, 56(1): 6-20. DOI:10.1111/j.1365-2427.2010.02456.x |
| [59] |
彭文启. 新时期水生态系统保护与修复的新思路. 中国水利, 2019(17): 25-30. DOI:10.3969/j.issn.1000-1123.2019.17.008 |
| [60] |
Zhang Z M, Gao J F, Gao Y N. The influences of land use changes on the value of ecosystem services in Chaohu Lake Basin, China. Environmental Earth Sciences, 2015, 74(1): 385-395. DOI:10.1007/s12665-015-4045-z |
| [61] |
高吉喜. 国家生态保护红线体系建设构想. 环境保护, 2014, 42(2/3): 18-21. |
| [62] |
高吉喜. 探索我国生态保护红线划定与监管. 生物多样性, 2015, 23(6): 705-707. |
| [63] |
Huang J C, Gao J F, Hörmann G. Hydrodynamic-phytoplankton model for short-term forecasts of phytoplankton in Lake Taihu, China. Limnologica, 2012, 42(1): 7-18. DOI:10.1016/j.limno.2011.06.003 |
| [64] |
Huang J C, Gao J F, Hörmann G, Fohrer N. Modeling the effects of environmental variables on short-term spatial changes in phytoplankton biomass in a large shallow lake, Lake Taihu. Environmental Earth Sciences, 2014, 72(9): 3609-3621. DOI:10.1007/s12665-014-3272-z |
| [65] |
Huang J C, Gao J F, Xu Y, Liu J T. Towards better environmental software for spatio-temporal ecological models: Lessons from developing an intelligent system supporting phytoplankton prediction in lakes. Ecological Informatics, 2015, 25: 49-56. DOI:10.1016/j.ecoinf.2014.11.005 |
| [66] |
Huang J C, Zhang Y J, Huang Q, Gao J F. When and where to reduce nutrient for controlling harmful algal blooms in large eutrophic lake Chaohu, China?. Ecological Indicators, 2018, 89: 808-817. DOI:10.1016/j.ecolind.2018.01.056 |
| [67] |
江苏省人民政府. 省政府关于江苏省太湖流域水生态环境功能区划(试行)的批复. (2016-04-17)[2020-06-29]. http://www.jiangsu.gov.cn/art/2016/4/17/art_46143_2543133.html.
|