李小輝,趙思琪,2,代嫣然,*,唐 濤,余志晟,梁 威

1 中國科學院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術國家重點實驗室,武漢 430072 2 中國科學院大學,北京 100049 3 中國科學院大學資源與環(huán)境學院,北京 100049

湖泊生態(tài)環(huán)境損害是指因干擾、破壞湖泊自然生態(tài)環(huán)境而造成的湖泊物理生境質量、水文特征、水質狀況等環(huán)境要素和魚類、底棲動物、附生藻類等生物要素的不利改變,以及伴隨的生態(tài)系統(tǒng)服務功能的退化和生態(tài)系統(tǒng)美學價值的破壞[1-3]。湖泊生態(tài)環(huán)境損害分為兩大類型,即湖泊開發(fā)利用活動造成的長期損害[4-6]以及湖泊環(huán)境突發(fā)事件[7-10]。

我國境內湖泊眾多、類型多樣且開發(fā)歷史悠久[11]。20世紀以來,隨著社會經濟的不斷發(fā)展,湖泊經濟開發(fā)活動壓力不斷增大,湖泊污染事故頻繁發(fā)生,湖泊生態(tài)環(huán)境損害問題日益嚴重[12-13],其中氮磷元素超負荷輸入所導致的湖泊水體富營養(yǎng)化是湖泊生態(tài)系統(tǒng)遭受長期損害最為普遍的后果之一[14-15]。環(huán)境損害鑒定評估是指對環(huán)境損害的范圍和程度進行鑒定與量化評估的過程[16]。其中確定切實合理的生態(tài)環(huán)境基線是對湖泊生態(tài)環(huán)境損害進行科學有效評估的關鍵技術環(huán)節(jié)和重要前提[17-18]。

基線也稱為生態(tài)環(huán)境基線,是指環(huán)境污染或生態(tài)破壞行為未發(fā)生時,受影響區(qū)域內生態(tài)環(huán)境的物理、化學或生物特性及其生態(tài)系統(tǒng)服務的狀態(tài)或水平[19]。目前常用的生態(tài)環(huán)境損害基線判定方法包括歷史數(shù)據(jù)法、參照區(qū)域法、環(huán)境標準法和模型推算法四類[20-21]。近些年來,國內外對于淡水生態(tài)環(huán)境基線的判定工作已積累了較多的經驗。例如,LeJeune等[22]采用參照區(qū)域法確定科達倫河流域地表水污染物基線濃度,在該研究中所選取的參考區(qū)域為評估區(qū)域的上游區(qū)域和附近相似區(qū)域,最終成功判定了損害范圍和具體損失賠償數(shù)額。在評估礦業(yè)生產中產生的銅等重金屬對地表水資源造成的環(huán)境損害時,Mugdan等[23]將上游參考區(qū)域的物質濃度水平作為該損害區(qū)域的基線水平。朱歡迎[24]則采用湖泊群體分布法和回歸推斷法確定了滇池草海的營養(yǎng)元素基準值。在該研究中,作者通過查閱大量歷史文獻確定云貴高原生態(tài)區(qū)參考湖泊并建立營養(yǎng)鹽濃度參考狀態(tài),將其作為滇池的營養(yǎng)鹽含量基線值,最終確定滇池草?？偟?TN)和總磷(TP)的建議基線值分別為0.177 mg/L和0.010 mg/L。隨著生態(tài)環(huán)境的不斷惡化,如何對環(huán)境損害基線進行判定引起了學界的廣泛關注。為了能夠更為科學有效地對已受損的湖泊生態(tài)系統(tǒng)進行損害程度鑒定,制定出國家層面的湖泊生態(tài)環(huán)境損害判定規(guī)范程序,形成湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線判定技術勢在必行。

然而,目前專門針對湖泊生態(tài)基線的研究較為缺乏,且尚未形成統(tǒng)一、合理、有效的普適性湖泊生態(tài)環(huán)境基線制定方法與流程。針對以上問題,本文總結了可用于湖泊生態(tài)環(huán)境基線判定的原則、判定程序以及常用判定方法,介紹了模型推算法在湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線判定中的應用,并在此基礎上對未來研究進行了展望。以期為后續(xù)湖泊生態(tài)環(huán)境基線的判定、湖泊生態(tài)系統(tǒng)修復措施的實施、所需修復資金的預估以及損害責任方所需支付賠償金額的確定提供參考和借鑒[25-28]。

1 湖泊生態(tài)環(huán)境基線判定技術

1.1 判定原則

為了準確地對湖泊生態(tài)環(huán)境基線進行判定,在判定過程中要遵循科學性、準確性、可操作性、及時性和方法優(yōu)選五大原則(表1)。

表1 湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線判定原則Table 1 Determination principles for eco-environmental damage baseline of lakes

1.2 判定程序

湖泊生態(tài)環(huán)境基線判定工作主要包括5個步驟:(1)工作準備；(2)基線指標識別；(3)基礎資料數(shù)據(jù)收集；(4)確定基線標準；(5)編制湖泊生態(tài)環(huán)境基線判定報告書(圖1)。在基線判定實踐中,可根據(jù)具體的生態(tài)環(huán)境損害事件適當簡化工作程序。必要時,也可針對基線判定中的關鍵問題開展專題調查研究。

圖1 湖泊生態(tài)環(huán)境基線判定程序 Fig.1 Determination procedure of the lake eco-environmental baseline

1.3 基線判定方法

國際上有關環(huán)境損害鑒定評估基線的確定尚未形成統(tǒng)一規(guī)范。目前常用的湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線判定方法主要包括歷史數(shù)據(jù)法、參照區(qū)域法、環(huán)境標準法和模型推算法四類方法。不同判定方法均存在對應的優(yōu)缺點,詳見表2。

表2 湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線判定方法比較Table 2 Comparison of determination methods for eco-environmentaldamage baseline of lakes

2 模型推算法的應用

相比較而言,歷史數(shù)據(jù)法、參照區(qū)域法、環(huán)境標準法簡單易行且易于操作,但有時基線判定過程中會出現(xiàn)歷史數(shù)據(jù)不足、無可參照區(qū)域以及標準缺乏等問題。模型推算法雖然相對復雜,但精確度較高,正在成為基線判定的主要依據(jù)。

環(huán)境損害的受體既包括非生物環(huán)境成分,也包括環(huán)境中生存的生物成分。對于湖泊生態(tài)系統(tǒng)而言,非生物環(huán)境成分通常是指沉積物等非生物資源,生物成分指的是水生動植物資源[37]。利用模型法判定基線時,根據(jù)判定受體類型的差異以及模型的適用條件,有多種模型可供選擇(表3)。

表3 模型推算湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線常用方法Table 3 Extrapolation models for determination of eco-environmental damage baseline of lakes

3 相關應用案例

借助各種基線判定方法,國內外學者對湖泊生態(tài)環(huán)境基線進行了廣泛而深入的研究。Dodds等[34]分別采用參考湖泊法、三分法和模型推斷法對美國堪薩斯州各湖泊和水庫進行營養(yǎng)物質基線水平的制定。利用參考湖泊法最終確定TN基線為0.861 mg/L,TP基線為0.033 mg/L,葉綠素a基線為0.010 mg/L,透明度基線為155 cm。三分法則首先從全區(qū)域所有湖泊中選取營養(yǎng)物質濃度水平最低的1/3湖泊組成可供分析的湖泊子群體,進一步計算子湖泊群中各湖泊營養(yǎng)物質指標的中位數(shù),進而確定該區(qū)域湖泊營養(yǎng)水平指示指標的基線水平。該研究中所采用的模型推斷法是基于對該流域特征的分析進行,通過對存在人為影響的流域特征進行建模,進而通過y軸截距推斷不存在人為干擾時的營養(yǎng)物質的濃度。經三種方法確定的氮磷基線如表4所示。

表4 參考湖泊法、三分法和模型推斷法對美國堪薩斯州各湖泊和水庫的氮、磷基線確定結果Table 4 Total nitrogen and phosphorus baseline of lakes and reservoirs in Kansas,USA using reference lake,trichotomy and extrapolation model method

在我國,不少研究者針對我國不同湖泊的營養(yǎng)物質基線基準也已開展了相應的研究。Huo等[43]采用湖泊群體分布法和三分法對我國東部平原生態(tài)區(qū)湖泊的營養(yǎng)物質基線狀態(tài)進行研究。由于我國東部平原湖泊受到人類活動的干擾相對較大,僅采用25%為指標數(shù)值可能出現(xiàn)基準值偏高的情況,且湖泊作為動態(tài)的復雜生態(tài)系統(tǒng)并非一個具體的數(shù)值就能夠代表其營養(yǎng)物質的基線水平[44]。因此在該研究中,作者選擇上5%—25%這一范圍作為湖泊群體分布法的基線確定標準,得出我國東部平原TP基線范圍為0.014—0.043 mg/L,TN基線范圍0.360—0.785 mg/L。與此同時,三分法則得出TN基線水平為0.670 mg/L,TP基線水平為0.029 mg/L。張亞麗[33]采用湖泊群體分布法初步確定了我國蒙新高原生態(tài)區(qū)湖泊營養(yǎng)物質基準建議值。對于TDS(礦化度)<1 g/L的淡水湖,建議采用TN濃度0.120 mg/L,TP濃度0.005 mg/L作為基準基線值；對于1 g/L50 g/L的鹽湖,建議采用TN濃度1.250 mg/L,TP濃度0.010 mg/L作為基準基線值。揣小明[45]通過對新疆、內蒙古等地的湖泊營養(yǎng)水平及TP含量進行分析,確定了包括呼倫湖、太湖在內的28個湖泊的TP基準濃度。在該研究中,針對歷史數(shù)據(jù)充足的呼倫湖、滇池等,作者選取其歷史數(shù)據(jù)的下25%作為其各自的TP基準值；對于人為主導型富營養(yǎng)化的太湖,其受到人為活動干擾較大,作者采用中營養(yǎng)和富營養(yǎng)卡爾森指數(shù)的臨界值反推TP基準值。鄭丙輝等[46]采用歷史數(shù)據(jù)法建立了太湖營養(yǎng)物質基準值,并通過古湖沼學重建法對所得結果進行驗證。在該研究中,作者認為上5%位點設置為太湖營養(yǎng)物質基準更為合適,最終研究結果顯示,通過歷史數(shù)據(jù)法所得結果為TN 0.07 mg/L、TP 0.03 mg/L。

4 展望

2016年6月,環(huán)境保護部印發(fā)的《生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術指南總綱》中規(guī)定了生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估的一般原則、評估程序、評估內容和方法,這為我國生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估工作的進行奠定了基礎[47-48]。然而,我國針對湖泊生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術仍不完善,作為環(huán)境損害鑒定評估的重要依據(jù)和標準[49-50],湖泊生態(tài)環(huán)境基線缺少統(tǒng)一的、具有高度普適性的制定方法與流程。因此,需針對以下幾個方向進一步開展相關工作:

(1)加強我國湖泊水體的生態(tài)環(huán)境監(jiān)測工作,積累關鍵數(shù)據(jù),構建一體化的湖泊生態(tài)環(huán)境監(jiān)測網(wǎng)絡。生態(tài)環(huán)境監(jiān)測可以獲取基線判定環(huán)節(jié)所需的歷史數(shù)據(jù),是鑒定評估中的核心內容,生態(tài)環(huán)境監(jiān)測的科學性直接影響到環(huán)境損害鑒定評估結果的準確性[51-52]。因此,對湖泊進行長期的生態(tài)環(huán)境定位監(jiān)測,獲取大量數(shù)據(jù)對后續(xù)開展的湖泊生態(tài)環(huán)境基線判定工作具有重要的促進作用。

(2)建立基于不同湖泊、不同生態(tài)環(huán)境損害類型的基線判定標準、評估與方法技術體系,著力構建湖泊生態(tài)環(huán)境損害基線判定方法和基線數(shù)據(jù)庫平臺。在對具體湖泊進行基線判定時,應綜合考慮評估區(qū)域的功能區(qū)劃和特異性,根據(jù)實際情況選擇科學合理的方法,推導基線水平[53-54],逐步搭建起我國湖泊環(huán)境損害鑒定評估業(yè)務化平臺,為國家解決環(huán)境問題提供科學技術與平臺支撐[18]。

(3)進一步完善我國湖泊環(huán)境損害鑒定評估技術規(guī)范及相關標準。在借鑒、總結國內外湖泊生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估方法和實踐經驗的基礎上,不斷完善符合我國國情的湖泊環(huán)境損害鑒定監(jiān)測方法標準、環(huán)境質量標準、評價標準及技術規(guī)范[55],以更好地為環(huán)境管理服務。