河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的建立方法研究進展

程鵬，李敘勇，孫明東

1.山西財經(jīng)大學資源環(huán)境學院，山西 太原 030006；2.中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心/城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085；3.中國環(huán)境科學研究院水環(huán)境科學研究所，北京 100012

富營養(yǎng)化是世界范圍內(nèi)影響水生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量的最大問題（Baulch，2013）。評價河流的富營養(yǎng)化水平需要一個基準，通過其我們可以判斷所評價河流目前的營養(yǎng)狀態(tài)與期望狀態(tài)之間的差距（Hawkins et al.，2010）。參照狀態(tài)用來描述水質(zhì)的自然狀態(tài)，可用來確定當人類影響完全控制后，水質(zhì)能夠達到的最佳狀態(tài)（Cunha et al.，2011）。因此，建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)是河流污染控制的關(guān)鍵問題之一（Dodds et al.，2004；Herlihy et al.，2008；McDowell et al.，2013）。

為了保護和提高河流的生態(tài)質(zhì)量，許多國家已將參照狀態(tài)的概念列入法律。在美國，1972年頒布了《清潔水法》，其主要目標是“恢復和維持全國河流的化學、物理和生物完整性”，該法案認為自然性是生態(tài)完整性的關(guān)鍵部分（Stoddard et al.，2006）。在歐盟，水框架指令采用參照狀態(tài)法評價所有水體的生態(tài)狀況（del Mar Sánchez-Montoya et al.，2012）。歐盟水框架指令的目標是所有地表水體達到良好狀態(tài)，為了達到這一目標，歐盟國家對水體狀態(tài)的定義做了統(tǒng)一規(guī)定，即采用地表水體特性（主要是生物集合體）最小干擾狀態(tài)（稱為“參考狀態(tài)”）之間的偏差來表示水體狀態(tài)（Pardo et al.，2012）。在澳大利亞和新西蘭的雙邊協(xié)議中，將參照點放在一個特別強調(diào)的位置，參照點的生物和許多化學指標值被當做評價和維持生物多樣性的基準（McDowell et al.，2013）。發(fā)達國家對建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)的研究經(jīng)歷了最初集中在湖泊和水庫，隨后逐漸擴展河流的過程（Dodds et al.，2004）。中國已根據(jù)區(qū)域特征和現(xiàn)有條件建立了全國湖泊的水質(zhì)基準網(wǎng)絡（Wu et al.，2010）。2008年啟動了973項目“湖泊水環(huán)境質(zhì)量演變與水環(huán)境基準”，其目標是建立湖泊水質(zhì)基準框架。國家水體污染控制與治理科技重大專項針對不同流域水環(huán)境基準也開展了一系列研究，如“流域水環(huán)境質(zhì)量基準與標準技術(shù)體系研究”和“重點流域優(yōu)控污染物水環(huán)境質(zhì)量基準研究”項目的啟動，建立了中國水質(zhì)基準研發(fā)與數(shù)據(jù)庫平臺，提出了一批適合中國國情的水質(zhì)基準閾值（劉征濤，2018；劉征濤等，2014）。Huo et al.（2014）將中國劃分為8個獨立的湖泊生態(tài)區(qū)，并且建立了7個湖泊生態(tài)區(qū)的營養(yǎng)物參照狀態(tài)。Xu et al.（2014）提出一種新的建立湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)的外插法。Chen et al.（2014）采用參照河流百分比、一般河流百分比法和多元線性回歸模型法建立了曹娥江營養(yǎng)物參照狀態(tài)。Cheng et al.（2018）則對河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的季節(jié)性差異進行了研究。目前，中國已有較多針對湖泊營養(yǎng)物參照狀態(tài)的綜述研究（Huo et al.，2018；霍守亮等，2009；霍守亮等，2017；歐陽洋等，2011），尚未見對河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)開展的綜述研究。

建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)是評價和提高地表水環(huán)境質(zhì)量狀況的重要前提（Dodds et al.，2009），而建立河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)同時又是一個特別困難的問題。下游河流的水質(zhì)狀態(tài)受整個上游流域的影響，而受人類活動最低程度影響的流域幾乎是不存在的（Lewis，2002）。本文綜述了國內(nèi)外河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的最新研究進展。首先對參照狀態(tài)的概念進行了辨析，隨后總結(jié)了目前文獻中用來確定河流參照狀態(tài)的各種方法及優(yōu)缺點，最后對河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的研究及在中國的應用進行了展望。

1 參照狀態(tài)的定義

參照狀態(tài)（Reference condition，RC）根據(jù)允許人類活動影響的程度可有多種含義：最小干擾狀態(tài)（Stoddard et al.，2006）、歷史狀態(tài)（Wallin et al.，2003）、最少干擾狀態(tài)（Davis，1995）和最佳可達成狀態(tài)（USEPA，2000a）。其具體含義見下：

1.1 最小干擾狀態(tài)

最小干擾狀態(tài)（Minimally disturbed condition，MDC）描述的是河流沒有受到明顯人為干擾時的狀態(tài)，是對生物完整性的最佳估計（Stoddard et al.，2006）。引入最小干擾的概念是由于不可能找到真正不受人類活動影響的采樣點。最小干擾狀態(tài)與自然背景值相類似（Smith et al.，2003）。

1.2 歷史狀態(tài)

歷史狀態(tài)（Historical condition，HC）描述了河流歷史上某個時刻的狀態(tài)。如果選擇的歷史節(jié)點是在人類活動干擾之前，它可能是真實參照狀態(tài)（自然背景值）的準確估計。此外，許多其他歷史節(jié)點時的狀態(tài)也是可以的，如集約化農(nóng)業(yè)之前。根據(jù)歐盟水框架指令，“參考狀態(tài)是當前或過去對應的僅有非常低壓力時的狀態(tài)，沒有工業(yè)化、城市化和農(nóng)業(yè)集約化的影響，僅有物理化學、水文地貌和生物方面非常微小的變化時對應的狀態(tài)”（Wallin et al.，2003）。對歷史狀態(tài)的描述沒有固定的時間，而是定義了人類對土地使用發(fā)展的特定階段。這種狀態(tài)在英國大約在1850年之前，在德國大約在17世紀之前（Wallin et al.，2003）。在一些較新有人類居住的國家（如澳大利亞），歷史狀態(tài)通常被定義為前歐洲前（1750年前）時的狀態(tài)（Norris et al.，1999）。

1.3 最少干擾狀態(tài)

最少干擾狀態(tài)（Least disturbed condition，LDC）的描述來源于采用一系列具體的最佳標準選擇的站點（Bailey et al.，2014）。這些標準會因地區(qū)而異，并且會反復修改，目的是確定最少的人為干擾環(huán)境（例如，＜1%的農(nóng)業(yè)用地，＜3%的農(nóng)業(yè)，＜20%的農(nóng)業(yè)等）。這些標準的具體內(nèi)容將隨著生態(tài)區(qū)域的變化而變化，因為區(qū)域的景觀特征和景觀的人為使用會有所不同。由于環(huán)境條件會隨時間變化，最少干擾狀態(tài)可能也會隨時間變化。區(qū)分最小干擾狀態(tài)和最少干擾狀態(tài)可為評價目前最佳狀態(tài)和參照狀態(tài)之間的差距提供可能。

1.4 最佳可達成狀態(tài)

如果在一段時間內(nèi)使用了最佳管理實踐，則最佳可達到狀態(tài)（Best attainable condition，BAC）等于受干擾最少的地點的預期生態(tài)質(zhì)量狀況（USEPA，2000a）。建立最佳可達成狀態(tài)的參照點位于土地利用對生物影響最小的區(qū)域。它在一定程度上是通過采用最佳管理技術(shù)措施后可預測的理想狀態(tài)。最小干擾狀態(tài)和最少干擾狀態(tài)分別是最佳可達成狀態(tài)的上下限。最佳可達成狀態(tài)不會比最小干擾狀態(tài)好，也不會比最少干擾狀態(tài)差。與最少干擾狀態(tài)類似，最佳可達到狀態(tài)不是固定不變的，所有影響它的因素都會隨時間發(fā)生變化。

參照狀態(tài)的多種定義與人類活動干擾程度的不同有關(guān)。最小干擾狀態(tài)的所有變化主要是由于自然原因造成的。在這種情況下，通過多種方法選擇的參照點將是真實參照狀態(tài)（生物完整性參考狀態(tài)）的準確估計值。隨著人為干擾程度的增加（例如，在人類活動較多的鄰近地區(qū)），受干擾最少的河流不再代表受干擾最小的情況，被選為“剩下的最好的”參照點將滿足最少干擾狀態(tài)的定義，但不能滿足最小干擾狀態(tài)；如果無法減輕人類活動的影響以達到受干擾最少時的狀態(tài)，那么它們也可能是最佳可達成狀態(tài)。受到更極端的干擾時，受干擾最少的站點既不代表最少干擾狀態(tài)也不代表最佳可達成狀態(tài)。

2 河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的建立方法

2.1 河流百分比法

參照河流百分比法和一般河流百分比法是美國環(huán)境保護署（USEPA）向各個州推薦的建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)的兩種方法（USEPA，2000a）。參照河流百分比法選用參照河流營養(yǎng)物監(jiān)測數(shù)據(jù)的 75th百分位當做河流的參照狀態(tài)；一般河流百分比法選用一般河流營養(yǎng)物監(jiān)測數(shù)據(jù)的 5th—25 th（通常選擇25 th）百分位當做河流的參照狀態(tài)。美國環(huán)境保護署認為這兩種百分比法得到的結(jié)果比較類似（USEPA，2000a）。在這兩種百分比方法中，參照河流百分比法是首選方法，但是在大多數(shù)農(nóng)業(yè)區(qū)域參照點幾乎是不存在的（Smith et al.，2003）。當參照點不存在時，一般河流百分比法是參照河流百分比法的替代方法（Suplee et al.，2007）。一般河流25th百分比法可替代參照河流 75th百分比法的假設來源于 3個案例研究：lakes in New York，lakes in Minnesota和rivers in Tennessee。在這些研究中，參照河流75th百分比法的結(jié)果與一般河流25th百分比法的結(jié)果大致匹配（USEPA，2000b；USEPA，2000a）。

盡管一般河流 25th百分比法已被許多研究用來建立營養(yǎng)物的參照狀態(tài)（del Mar Sánchez-Montoya et al.，2012；Heatherly，2014），其能否替代參照河流75th百分比法依然是有爭議的。之前有研究（Herlihy et al.，2008；Suplee et al.，2007）發(fā)現(xiàn)參照河流 75th百分比法的結(jié)果與一般河流 25th百分比法的結(jié)果并不是一直保持一致。我們比較了已有研究中（Chambers et al.，2008；Chen et al.，2014；Cheng et al.，2018；Heatherly II，2014；Smith et al.，2003；USEPA，2000a）一般河流25th百分比法與參照河流 75th百分比法建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)的比率（圖1）。由圖可知，一般河流25th百分比法與參照河流 75th百分比法建立的營養(yǎng)物參照狀態(tài)大致類似的情況僅有美國 Xeric West區(qū)域的總磷、美國Glaciated Upper Midwest and Northeast區(qū)域的總氮和總磷、美國 Southeastern Temperate Forested Plains區(qū)域的總氮、美國Central/E.Forested Uplands區(qū)域的總氮、中國曹娥江流域的總磷，其它區(qū)域采用一般河流 25th百分比法與參照河流 75th百分比法建立的其它營養(yǎng)物指標均存在較大偏差，因此，在建立河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)時，一般河流25th百分比法并不能穩(wěn)定代替參照河流75th百分比法。一般河流 25th百分比法的可靠性取決于區(qū)域的富營養(yǎng)化程度（Dodds et al.，2004；Smith et al.，2003）。在富營養(yǎng)化程度較高的區(qū)域，采用一般河流25th百分比法得到的值較實際參照狀態(tài)值偏大，不能達到保護水質(zhì)的目標；如果富營養(yǎng)化水平?jīng)]有達到一定程度，一般河流25th百分比法得到的值會嚴于實際參照狀態(tài)值（Suplee et al.，2007）。不同區(qū)域河流營養(yǎng)化水平的不同導致一般河流 25th百分比法代替參照河流75th百分比法準確性的不同。

圖1 25th一般河流百分比法與75th參照河流百分比法的營養(yǎng)物參照狀態(tài)的比值Fig.1 The ratio of the literature-estimated the 25th percentile of the general river sites to the 75th percentile of the reference river sites for TN and TP

在以往的研究中，采用一般河流百分比法建立同一區(qū)域TN和TP的參照狀態(tài)時，均采用相同的25th百分比。然而，由圖1可知，在同一區(qū)域一般河流25th百分比法與參照河流75th百分比法的比率在TN和TP間的變化是極大的。灤河流域營養(yǎng)物參照狀態(tài)的研究發(fā)現(xiàn)（Cheng et al.，2018）：對于TP，參照河流75th百分比法與一般河流25th百分比法相匹配；對于TN，參照河流75th百分比法則與一般河流5th百分比法基本一致。造成兩種方法在同一區(qū)域不同營養(yǎng)物之間匹配性不同的原因是TN和 TP在源和傳輸機制方面有諸多不同（Alexander et al.，2008），這會導致TN和TP超過參照狀態(tài)的程度不同。例如，TP通常以顆粒態(tài)流失，而TN通常以溶解態(tài)流失（Du et al.，2014）。硝態(tài)氮在地下水中有較高的流動性（陳月平，2003），而磷主要在地表徑流中傳輸（Hart et al.，2004）。許多管理措施，比如水土保持、減耕措施和過濾帶可以增加水流入滲和減少徑流中的顆粒物，會限制磷的傳輸，而對氮的傳輸幾乎沒有影響（Alexander et al.，2008）。Heatherly II（2014）發(fā)現(xiàn)TN濃度在耕地占比不同的生態(tài)區(qū)有明顯差異，而TP濃度在各生態(tài)區(qū)沒有明顯差異。由于水資源短缺，中國北方農(nóng)田被設計為持水類型（Ongley et al.，2010），這種類型會限制磷的傳輸，而對氮的傳輸影響不大。Smith et al.（2003）發(fā)現(xiàn)美國河流目前TN和TP的平均濃度超過自然背景值的倍數(shù)分別是6.4倍和2倍。美國環(huán)境保護署在 2006年對涉水河流評價結(jié)果同樣發(fā)現(xiàn)（圖2）：對美國的河流來說，TN濃度的中位值超過參照狀態(tài)值的倍數(shù)遠大于 TP（Smith et al.，2003），TN超過參照狀態(tài)值的河流長度也遠大于TP（Herlihy et al.，2008）。根據(jù)美國環(huán)境保護署（USEPA，2006）2006年進行的涉水河流評價，超過TN和TP參照狀態(tài)的河流長度在不同生態(tài)區(qū)是變化極大的。例如，在Xeric平原和Temperate平原，TN濃度超過參照狀態(tài)的河流長度分別是TP濃度超過參照狀態(tài)河流長度的1.59倍和2.32倍。然而，在Coastal平原，TP濃度超過參照狀態(tài)的河流長度是TN的1.5倍。因此，使用一般河流百分比法建立參照狀態(tài)時，采用的百分比應考慮不同營養(yǎng)物之間的差異。

圖2 根據(jù)美國環(huán)境保護署在2006年對涉水河流評價結(jié)果：超過參照狀態(tài)河流長度的百分比（USEPA,2006）Fig.2 The percents of stream length that exceeded reference conditions according to the wadeable streams assessment by the USEPA in 2006 (USEPA,2006)

2.2 生物響應法

生物響應法的基本原理是利用生物指標與河流營養(yǎng)物濃度之間的函數(shù)響應關(guān)系。該方法可以基于藻類的群落分析（Dodds et al.，2004）。或者可以使用自然斷點，預計超過該自然斷點也不會再增加底棲葉綠素的產(chǎn)量，從而可以設定營養(yǎng)物濃度的上限（Dodds et al.，2002）。

生物響應與營養(yǎng)物濃度梯度之間的關(guān)系通常是很細微的，采用線性響應有時很難建立兩者之間的關(guān)系（Haggard et al.，2013）。而生態(tài)變量與環(huán)境梯度之間的響應關(guān)系也會呈現(xiàn)出非線性、非正態(tài)和異質(zhì)性等特點（霍守亮等，2009）。因此，需要采用多種方法構(gòu)建壓力變量和響應變量之間的線性或非線性關(guān)系以推斷營養(yǎng)物參照狀態(tài)。Haggard et al.（2013）采用分類和回歸樹分析建立了葉綠素 a與營養(yǎng)物濃度之間的關(guān)系，進而確定了美國紅河流域的營養(yǎng)物參照狀態(tài)。Qian et al.（2015）提出了基于貝葉斯網(wǎng)絡模型和傳統(tǒng)經(jīng)驗統(tǒng)計模型相結(jié)合的連續(xù)變量貝葉斯網(wǎng)絡建模框架，并應用該建模方法確定了美國俄亥俄州溪流的營養(yǎng)物參照狀態(tài)。

通過同時考慮初級生產(chǎn)者或相關(guān)參數(shù)，如溶解氧、藍藻毒素或硅藻組合結(jié)構(gòu)可以提高生物響應法的精度（Miltner，2010；Reckhow et al.，2005）。Dodds et al.（2002）認為營養(yǎng)物可單獨解釋40%的溫帶河流水生附著生物的變化情況。Miltner（2010）發(fā)現(xiàn)Ohio河的葉綠素濃度存在變點，其對應的無機氮質(zhì)量濃度為 0.435 mg·L-1、總磷質(zhì)量濃度為 0.038 mg·L-1。然而，West Virginia的研究發(fā)現(xiàn)營養(yǎng)物幾乎不能解釋水生附著生物的變化（Christ et al.，2007），F(xiàn)lorida的研究發(fā)現(xiàn)二者毫無關(guān)系（FDEP，2013）。因此，在展開大規(guī)模監(jiān)測項目之前，應進行前期研究檢查營養(yǎng)物、藻類、溶解氧和較高營養(yǎng)水平之間的相關(guān)關(guān)聯(lián)性。生物響應法可以通過檢查營養(yǎng)物對大型無脊椎動物和魚類多樣性的間接影響作用來提高精度。Singer et al.（2007）發(fā)現(xiàn)營養(yǎng)物濃度升高會通過改變集群結(jié)構(gòu)來降低大型無脊椎動物多樣性，集群結(jié)構(gòu)主要受河流資源質(zhì)量調(diào)節(jié)。此外，Evanswhite et al.（2009）發(fā)現(xiàn)主要的無脊椎動物對低水平的養(yǎng)分富集非常敏感。

生物響應法的基礎是采用生物評估指標評價生物完整性（USEPA，2000a），因此，強烈依賴于當?shù)厮Y源的質(zhì)量。然而，棲息地退化等因素對生物完整性的影響程度可能比營養(yǎng)物濃度更大，因此，確定營養(yǎng)物濃度對生物的影響是非常困難的（Allan et al.，1997；Miltner et al.，1998；Wang et al.，2007）。目前，監(jiān)管機構(gòu)采用的營養(yǎng)控制策略幾乎均未考慮基于生物學的指標方法。

2.3 多元線性回歸法

多元線性回歸法通過建立人類活動影響與對應河流營養(yǎng)物濃度的線性關(guān)系，用來確定合理的營養(yǎng)物初始濃度（Dodds et al.，2004）。當流域內(nèi)受人類影響較小的點較少或不存在時（如城市區(qū)域和強農(nóng)業(yè)區(qū)域），多元線性回歸法是最有用的。

多元線性回歸法的另一優(yōu)點是可以幫助我們確定區(qū)域內(nèi)影響營養(yǎng)物濃度的主要人類活動（Chen et al.，2014）。農(nóng)田和城市占地比例與堪薩斯州東部河流營養(yǎng)物濃度呈正比例關(guān)系（Dodds et al.，2004）。新安江流域?qū)恿魉|(zhì)影響較大的人類活動有城市用地比例、坡度為 0—8°的農(nóng)田用地比例和畜禽養(yǎng)殖污染負荷強度（Chen et al.，2014）。灤河流域?qū)恿骺偟獫舛扔绊戄^大的人類活動為城市用地比例、坡度為 0—8°的農(nóng)田用地比例和畜禽養(yǎng)殖污染負荷強度，對總磷濃度影響較大的人類活動為坡度為 0—8°的農(nóng)田用地比例和畜禽養(yǎng)殖污染負荷強度（Cheng et al.，2018）。美國和加拿大的研究表明河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)與農(nóng)田面積占比呈正比例關(guān)系（Chambers et al.，2008；Heatherly II，2014）。值得注意的是，TN和TP在源和傳輸機制方面存在很多不同（Alexander et al.，2008），進而可能會導致影響總氮和總磷濃度的人類活動存在差異。灤河流域的研究表明：影響總氮的人類活動主要有耕地比例、城市用地比例和畜禽養(yǎng)殖污染物強度，影響總磷的人類活動主要有城市用地比例和畜禽養(yǎng)殖污染物強度（Cheng et al.，2018）。TP通常以顆粒態(tài)流失，而TN通常以溶解態(tài)流失（Du et al.，2014）。由于水資源短缺，中國北方農(nóng)田被設計為持水類型（Ongley et al.，2010），這種類型會限制磷的傳輸，而對氮的傳輸影響不大。

該方法的缺點是當區(qū)域內(nèi)不存在明顯的受人類活動影響的營養(yǎng)物濃度梯度時，其精度較低（Herlihy et al.，2013）。多元線性回歸法最主要的局限是沒有量化所有人類活動的影響，因為這些數(shù)據(jù)不是可以輕易獲得的。量化大氣氮磷沉降、河岸緩沖帶的影響和其他最佳管理方法，以及污水處理中的點源排放，都可能會提高模型的準確性。同時考慮其他因素，例如流域面積和坡度，都可以提高模型的準確性（Dodds et al.，2004）。然而，該方法的精度越高，得到的營養(yǎng)物參照狀態(tài)越接近完全沒有人類活動影響時的狀態(tài)，在現(xiàn)實管理中越難實現(xiàn)。

2.4 流域模型法

流域模型法首先通過參數(shù)率定建立適用于某一流域的流域模型，然后通過去除人類活動來預測參照狀態(tài)（Makarewicz et al.，2015）。

幾乎所有工業(yè)化國家的參照點都位于小型河流，這些區(qū)域的大型河流基本上都被人類開發(fā)，因此，大型河流的營養(yǎng)物參照狀態(tài)極難獲取（Howarth et al.，1996）。Smith et al.（2003）采用營養(yǎng)物輸出負荷模型與SPARROW模型耦合的方法，以上游源頭河流參照點濃度為基礎，建立了下游大型河流的營養(yǎng)物參照狀態(tài)（表1）。首先，以美國63個開發(fā)程度最低的上游源頭河流的營養(yǎng)物輸出負荷為自變量，以徑流量、匯水面積、大氣沉降和區(qū)域特定因素為因變量，建立營養(yǎng)物輸出負荷模型；其次，采用建立的營養(yǎng)物輸出負荷模型評價上游源頭河流進入下游水系的營養(yǎng)物背景負荷；最后，采用率定好的 SPARROW 模型模擬上游源頭河流營養(yǎng)物背景負荷在下游河流水系中的輸移過程，進而確定下游河流水系中的營養(yǎng)物背景濃度。Makarewicz et al.（2015）采用SWAT模型建立了美國Genesee River watershed營養(yǎng)物參照狀態(tài)。通過SWAT模型確定的大型河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)值高于通過“證據(jù)權(quán)重”方法在紐約大河中找到的參考值。這主要是因為Genesee River watershed為沉積流域，而紐約其它大河流域主要為變質(zhì)巖和火成巖流域。因此，在建立大區(qū)域河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)時，應注意不同流域地質(zhì)條件的不同。采用SWAT模型根據(jù)特定流域的土壤、土地利用、坡度、海拔和氣象條件等得到該流域的營養(yǎng)物參照狀態(tài)。從某種意義上說，通過SWAT模型確定的河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)值是為給定的流域量身定制的，而不是將參照狀態(tài)從一個流域應用到另一個流域。此外，SWAT模型還可以模擬采取不同管理措施和工程措施對降低河流營養(yǎng)物濃度的效果。因此，SWAT模擬方法不僅提供了合理的營養(yǎng)物參照狀態(tài)值，而且還提供了相應的候選補救措施。Hirt et al.（2014）采用MONERIS模型建立了德國波羅的海流域不同人類活動干擾強度下的營養(yǎng)物參照狀態(tài)。

流域模型法對小型河流和大型河流同時適用，并且可得到特定區(qū)域不同人類活動干擾程度下的真實參照狀態(tài)，避免移用其它區(qū)域參照狀態(tài)時因區(qū)域條件不一致而導致的不準確性。然而，由于數(shù)據(jù)短缺等因素，流域模型如SWAT模型的使用在許多區(qū)域受到限制，其可靠性相對較低（Ongley et al.，2010）。影響中國采用流域模型法建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)的因素是現(xiàn)有的流域模型大多由一些發(fā)達國家開發(fā)，其產(chǎn)生背景和適用條件和中國存在較大差異（Shen et al.，2012），直接將國外開發(fā)的流域模型應用到中國，可能會產(chǎn)生極大的誤差甚至錯誤的結(jié)果（程鵬等，2016）。

表1 各國家或地區(qū)采用不同方法建立河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的研究現(xiàn)狀Table 1 Reference Conditions for TN,TP using different methods in various countries and regions

3 結(jié)論與展望

3.1 河流參照狀態(tài)的概念及其管理應用可行性

河流參照狀態(tài)根據(jù)允許人類活動影響的程度可有多種含義：最小干擾狀態(tài)、歷史狀態(tài)、最少干擾狀態(tài)和最佳可達成狀態(tài)，而營養(yǎng)物參照狀態(tài)的建立應與管理需求緊密結(jié)合。最小干擾狀態(tài)由于大氣對污染物的輸移作用，歷史狀態(tài)由于歷史數(shù)據(jù)較難獲取，在現(xiàn)實管理中較難實現(xiàn)。最少干擾狀態(tài)和最佳可達成狀態(tài)在現(xiàn)實管理中具有一定程度的可操作性。

3.2 河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)建立方法的優(yōu)缺點及在中國的適用性

由于參照點可以反映生態(tài)區(qū)域的原始狀態(tài)，因而參照河流百分比法是建立營養(yǎng)物參照狀態(tài)的首選方法，但未受人類活動明顯干擾的參照點一般位于源頭小型河流，所以該方法不適用大型河流、農(nóng)業(yè)和城市區(qū)域河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的建立。此外，中國水環(huán)境污染形勢嚴峻（Jiang，2015），參照點變得越來越少。當參照點不存在時，一般河流百分比法是參照河流百分比法的替代方法，然而眾多研究表明一般河流第 25th百分比法并不經(jīng)常與參照河流第5th百分比相一致，因此，盡管參照點的確定十分困難，還應盡力尋找以嘗試建立參照河流百分比法和一般河流百分比法的匹配性關(guān)系。生物響應法的基本原理是利用生物指標與河流營養(yǎng)物濃度之間的函數(shù)響應關(guān)系，然而棲息地退化等因素對生物完整性的影響程度可能比營養(yǎng)物濃度更大，因此，確定營養(yǎng)物濃度對生物的影響是非常困難的。流域模型法雖然有眾多優(yōu)點，但是數(shù)據(jù)要求較高，并且常用流域模型的機理與中國有較大差距，在中國應用的結(jié)果具有較大的不確定性。多元線性回歸法適用于流域內(nèi)不受人類影響的點較少或不存在時，并且可以幫助我們確定區(qū)域內(nèi)影響營養(yǎng)物濃度的最主要人類活動；該方法的缺點是當區(qū)域內(nèi)不存在明顯的受人類活動影響的營養(yǎng)物濃度梯度時，其精度較低。綜合考慮中國水環(huán)境污染現(xiàn)狀和數(shù)據(jù)要求，以多元線性回歸模型為代表的簡易模型方法在中國應有最大的適宜性。

3.3 河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的研究展望

今后河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的研究重點主要有以下3個方面，（1）季風區(qū)域降雨不僅在年內(nèi)分布存在較大差異，在不同的水文年型中也存在較大差異，現(xiàn)有研究僅對季風河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的年內(nèi)季節(jié)性差異進行了研究，今后還應對季風河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的年際差異進行研究。（2）對數(shù)據(jù)要求較低的簡易模型方法應是中國建立河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的重點發(fā)展方向，已有簡易模型方法基本上均為多元線性模型。然而，環(huán)境因素與營養(yǎng)物質(zhì)間的關(guān)系往往都是非線性的，今后應著重研究建立河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)的多元非線性回歸模型方法。（3）不同區(qū)域自然因素的不同會導致其營養(yǎng)物參照狀態(tài)的不同。應在全國層面上根據(jù)氣候、地貌、土壤等自然因素劃分適當規(guī)模的生態(tài)區(qū)，分區(qū)確定各生態(tài)區(qū)的河流營養(yǎng)物參照狀態(tài)。