湖泊营养物基准研究进展

霍守亮，马春子，席北斗，何卓识

中国环境科学研究院，北京 100012

湖泊营养物基准研究进展

霍守亮，马春子*，席北斗，何卓识

中国环境科学研究院，北京 100012

湖泊营养物基准是进行湖泊富营养化综合评估、预防、控制和管理的科学基础和重要手段。系统论述了国内外湖泊营养物基准的最新研究进展，重点分析了统计分析法、压力-响应模型法、模型推断法和古湖沼学法等的优缺点及适用性，提出了我国湖泊营养物基准研究的发展趋势和面临的挑战。参照湖泊最能真实反映湖区的原始状态，但参照点不易获得；模型推断法需要大量的数据资料来构建表征水体特征的函数模型，其复杂性使该方法对营养物基准的制订存在较大难度。压力-响应模型法将成为湖泊营养物基准制订的发展方向，深入开展压力-响应模型机理研究，在水生态基准与富营养化之间关系、营养物基准与浮游生物之间响应关系及营养物基准对特殊敏感种群关系研究的基础上，加强营养物基准的制订与湖泊管理需求的紧密结合。

湖泊营养物基准；生态分区；参照状态；压力-响应模型

湖泊营养物基准是指营养物对湖泊产生的生态效应不危及其水体功能或用途的最大可接受浓度或限值，可以体现受人类开发活动影响程度最小的地表水营养状态。数值化营养物基准是水质进行污染控制的基础，有利于评价人类活动对水生态系统的影响，保护水质和水生物完整性并发展相应的管理决策[1]，为指定用途的可达性及水质目标的实现提供重要的条件[2-3]。地理位置、地形地貌、气候条件、湖泊形态以及人类开发程度等情况的差异，使不同地域湖泊的富营养化成因、类型、演变过程以及物理、化学、生物学特性等方面存在显著差异，同时湖泊的营养物水平和富营养化效应也具有很大的区域差异性。因此，不宜采用一个通用的营养物基准，需要根据不同区域和不同类型水体的特点，制订区域湖泊营养物基准来更好地反映湖泊环境的差异，并满足当前湖泊管理的需求，提高制订相应水质标准的科学性。

湖泊营养物基准不是毒理学基准而是生态学基准，不能简单地利用实验室模拟研究的毒性剂量-响应效应关系来推断，因为氮磷等营养物本身在较低的环境浓度下不会直接对水生生物和人体产生毒害作用[4]。营养物过度排放导致藻类的过度繁殖及其代谢产物是最终导致水生生物大量死亡，严重破坏水生态系统和水体使用功能的主因。因此，在大量野外观察数据的基础上通过统计学分析制订的营养物基准更具说明性和科学性[3]。目前一些发达国家已经开展了湖泊营养物基准研究工作，初步形成了湖泊营养物基准研究体系。我国从2008年开始在湖泊营养物基准方面开展了大量的研究工作，并获得了系列研究成果。本文系统综述了国内外湖泊营养物基准的最新研究进展，并结合我国湖泊的区域自然特征及污染状况，提出了我国营养物基准研究的发展趋势及面临的挑战。

1 国外湖泊营养物基准研究进展

美国是最早开展营养物基准研究的国家，在1998年制订了区域营养物基准国家战略[2]，并先后完成了湖泊水库、河流、河口海岸和湿地的营养物基准技术指南。欧洲2000年颁布的最新水法《水框架指南》(WFD)也开始对营养物基准进行研究[5]。

参照状态的确定是营养物基准制订的核心内容。美国国家环境保护局(US EPA)建议采用统计分析、模型预测与推断、古湖沼学法以及专家判断等方法建立各州及部落的参照状态[3]。综合考虑历史记录调查、参照状态建立、模型应用、专家评价和对下游影响5个方面制订科学合理的营养物基准[3]。2010年US EPA编制的《利用压力-响应关系推断数字化营养物基准》指南，将营养物基准制订方法分为参照状态法、机理模型法和压力-响应关系3类，重点发展了代表氮磷营养物浓度与初级生产力关系的压力-响应关系，详细阐述了采用简单线性回归、多元线性回归及非参数拐点分析等建立压力-响应关系确定湖泊营养物基准的方法体系[6]。US EPA根据影响营养物负荷的各种因素(如地貌、土壤、植被和土地利用等)将美国大陆划分为14个具有相似地理特征的生态集中区，并绘制了不同分辨率水平和集合体的美国生态区域图。在生态分区的基础上，采用基于频数分布的统计学方法建议并制订了生态区域化的总氮(TN)、总磷(TP)、透明度(SD)和叶绿素a(Chl a)营养物基准值[3,7]。欧洲各国依据流域因素(如物种的地理特性、地质及海拔)和湖泊因素(如湖泊深度、面积及水体色度)等地理学差异对水体类型进行分类，采用与美国相似的方法为不同的生态质量系统制订了适合的区域化参照状态，完成了欧洲各区域不同类型湖泊TP和Chl a参照状态的确定[8-10]。

1.1 统计分析法

统计分析法在湖泊区域差异性调查的基础上，对流域特征相似的湖泊收集的大量历史和现状数据进行统筹分析，科学估算历史观测值并补充采样数据，支撑湖泊营养物基准制订的科学性和合理性。统计学方法通常包括参照湖泊法、群体分布法和三分法[3]。参照湖泊法适宜于受人类扰动较少的湖泊流域，一般选用参照湖泊频数分布的上1/4点位作为其参照状态[11]。群体分布法是在区域参照湖泊数量不足的情况下，选取整个区域的湖泊群体为样本(已知遭受严重损害的湖泊可排除在样本之外)，采用群体频数分布的下5%～25%作为参照状态[3]。三分法是将1/3的水质数据(按水质由好到差的顺序排列)的频数中位数选作该区湖泊的参照状态，不适用于人类影响干扰强烈的区域[12]。

统计分析法被美国和欧洲等国家广泛应用于营养物基准的制订。Dodds等[12-13]在流域内人为土地利用类型与营养物浓度之间的统计学关系研究的基础上，结合参照湖泊法和三分法建立了美国堪萨斯州不同区域湖库的参照状态，分析得到该州湖库的参照状态与中营养状态相对应。Suplee等[14]采用参照状态法和湖泊群体分布法确定了美国蒙大拿州不同生态区及不同季节溪流的营养物基准，评价了2种统计方法得到结果的一致性，研究发现参照湖泊频数分布的75%的营养物水平可能与全体湖泊频数分布的4%～97%相当。Snchez-montoya等[15]采用参照河段法和群体分布法确定了欧洲地中海不同类型溪流的参照状态，并将最低限值作为具有季节性差异变量的参照状态。Cunha等[16-17]利用专家判断和三分法相结合的方法确定了巴西圣保罗州亚热带溪流和水库的营养物参照状态，同时对溪流参照点和非参照点得到的基准进行相互验证。

统计学方法的主要假设是湖泊群体中至少含有一些高质量的湖泊，通过百分数点位来确定参照状态，结果容易受样本量大小和丰富度的影响。利用湖泊监测站点的原始数据建立参照状态最为合适，但是许多湖泊的历史监测资料不齐全或无法获得，为参照状态的确定带来极大困难，因此需要结合其他方法来共同确定湖泊营养物的参照状态。

1.2 压力-响应模型

压力-响应模型是在历史数据和现有数据的基础上，针对湖泊的典型流域及水文特征，考虑自然演变和人类活动的双重影响及时空分布特征，通过构建概念模型来表征营养物的生态效应并阐明压力变量和响应变量之间的响应关系，考虑与水体指定用途相关的响应变量的生物阈值或生态毒理阈值，从中推断湖泊营养物基准的方法。压力-响应关系模型反映水体营养物与湖泊初级生产力之间的定量关系，对受人类扰动强烈的湖泊有较强的适用性。该模型通过响应变量将营养物与水体指定用途、生物毒理阈值等联系起来[6]，对制订不同污染程度湖泊的营养物基准发挥着重要的作用。压力-响应模型在阐明营养物生态效应的基础上，不仅考虑了单因子效应，而且综合了因子间交互作用的影响[18]。压力-响应模型的构建为湖泊的生态分区、季节性差异等提供支撑，能够针对不同季节和不同分区湖群确立营养物基准值。

生物响应与营养物浓度梯度之间的关系通常是很细微的，有时很难通过线性响应关系发现[19]；而生态变量对环境梯度的响应也会呈现出非线性、非正态和异质性等特点[20]。因此，需要采用多种方法构建压力变量和响应变量之间的线性或非线性关系以推断营养物基准。如Qian等[21]采用非参数拐点和贝叶斯拐点对压力变量与响应变量之间的非线性关系进行分析，确定了佛罗里达Everglades的环境阈值。Lamon等[4]以lg TN和lg TP为预测变量，lg Chl a为响应变量，采用贝叶斯多层次模型建立美国不同区域、不同类型湖泊的压力-响应关系，并对获得基准的可达性进行了概率分析。Ramin等[22]采用数值化模型和贝叶斯模型相结合推断得到了加拿大哈密尔顿港口TP和Chl a的基准，并提出为增加满足水质目标可能性需要采取的修复措施。Haggard等[19]采用线性回归和分类回归树相结合的方法确定了美国红河流域的营养物基准阈值。Stow等[23]利用贝叶斯层次模型评价美国休伦湖萨吉诺湾目标浓度在时间和空间尺度上的一致性。Qian等[24]提出了基于贝叶斯网络模型和传统经验统计模型相结合的连续变量贝叶斯网络建模框架，并应用该建模方法确定了美国俄亥俄州溪流的营养物基准。

1.3 模型推断法

运用模型推断法来制订湖泊营养物基准，在美国和欧洲等发达国家发展比较成熟[5]。模型推断法的优点是能够建立连续的评价基线，对生态分区湖泊的环境条件要求不高，可用于流域受人类影响较严重的湖泊，但是需要大量数据进行校准和验证。US EPA推荐用土壤形态指数(MEI)法和总量平衡模型法推断营养物基准[3]。土壤形态指数是总溶解性固体浓度与平均水深的比值，由于电导率和碱度受人类活动的影响较少，可将其作为制订总磷参照基准的预测指标。Cardoso等[8]利用MEI-TP模型推断了欧洲4个区域湖泊营养物参照状态并与频数分布法得到的参照状态进行对比，分析表明2种方法得到的结果具有很好的一致性。总量平衡模型是根据湖泊负荷和湖泊水文学知识来估计物质(基本营养物)浓度的方法，该模型本身不能建立参照状态，但是在给定的负荷条件下，能预测营养物的浓度。US EPA[3]采用总量平衡模型来推导参照状态需要对湖泊营养物负荷的自然背景值进行估测，将频数分布法与负荷和总量平衡模型相结合，估计美国俄亥俄州湖泊营养物参照状态，研究表明，该法只适用于以河流给水的湖泊。

当营养物浓度超过了一定的临界值，富营养化将导致浅水湖泊从清水稳态转至浊水稳态。Janse等[25]采用PCLake生态模型推测欧洲湖泊营养物的临界阈值，即关于营养物循环以及包括浮游植物、大型植物及简易食物链在内的生物区系的动力学模型，能针对不同湖泊类型依据的临界磷负荷来计算临界阈值。方差的增加可以作为生态系统跃迁的预警指标，干扰后生态系统的恢复速率可作为恢复力和系统跃迁的指示因子，可以通过模型和实际数据分析的偏度(skewness)来预警系统的稳态转换。研究表明，瑞典浅水湖泊清浊转换的TP浓度阈值为70～100 mg/m3，TN浓度阈值为1 700 mg/m3[26]；荷兰湖泊清浊转换时TP浓度阈值为30～50 mg/m3，TN浓度阈值为1 000 mg/m3[27]。

此外，MONERIS、SPARROW、SWAT等模型也被应用于营养物基准的制订。Hirt等[28]利用MONERIS模型重建了德国波罗的海流域营养物释放的4种情景，并确定了该区域河流的营养物参照状态，得到的结果与相似流域其他河流利用历史数据计算的原始营养物浓度具有较好的一致性。Kim等[29]将SPARROW模型与复杂的富营养化模型相结合，重现了加拿大哈密尔顿港口磷的循环过程。Makarewicz等[30]研究认为，利用SWAT模型能够消除人类活动对土地利用类型的影响，通过对自然状态进行模拟并预测参照状态的特点，确定了美国杰纳西河流域大小河流的营养物参照状态。Salerno等[31]评价了MEI指数模型、输出系数模型、硅藻/Chl a-TP模型推断欧洲35个亚高山湖泊TP参照状态的不确定性和精确度，提出了基于流域的过程方法来充分预测研究湖泊的参照状态，研究表明，与其他方法相比流域过程方法具有更低的不确定性。

1.4 古湖沼学法

湖泊沉积具有储存信息量大、沉积连续性好及地理覆盖面广等特点[8,32]。尽管湖泊沉积在反映环境变化方面仍然存在定年欠精确、时间分辨率不高等不足；但其可以提供长时间尺度的环境演变序列，满足长周期气候环境变化研究的需要，也可以得到年左右的较高分辨率的记录。在恢复和重塑各种短时间尺度的气候和环境演化序列上，沉积物反演具有其他自然历史记录无法替代的优势。

硅藻定量化是利用硅藻-TP的转换函数重建湖泊TP浓度的本底值，来预测过去湖水TP浓度的变化，是古湖沼学的研究热点之一。如Bennion等[32-33]利用古湖沼学法中沉积物化石硅藻和硅藻-TP转化函数确定了苏格兰淡水湖泊和其他9个欧洲富营养化湖泊生物和化学参照状态，并利用相似性匹配技术识别出富营养化湖泊适合的参照点。Heinsalu等[34]利用古湖沼学方法中沉积物硅藻聚合物和间隙水溶解性有机物的组分评价了长期受人类活动影响的欧洲大型浅水湖泊Peipsi湖的近期富营养化演变趋势，并识别出可能的参照状态。Hausmann等[35]利用美国新泽西州和中大西洋的硅藻群落数据构建了硅藻-生物浓度梯度模型，评价了该区域溪流的受污染程度并确定了其营养物基准。但是，硅藻在死亡后可能会发生分解，化石硅藻与活性硅藻存在差异，化石硅藻的信息可能存在偏差，难以指示湖泊的环境演变，特别是近代湖泊的环境演变。因此，可以考虑采用不同沉积年代稳定C、N同位素及其他指标的变化，结合流域土地利用、人口、环境和经济社会的历史变化，区分不同时期磷的主要来源，推演湖泊的演替过程。

确定营养物基准的方法各有优缺点，通常多种方法结合得到的结果较好。如Poikāne等[11]采用参照湖泊法、模型推断法和古湖沼学法相结合的方法对欧洲5个生态区不同类型湖泊确定了Chl a的参照状态。Heatherly[36]利用群体分布法、参照河段法、营养物与土地利用类型之间的模型推断法、营养物与无脊椎动物和鱼类种群建立的压力-响应模型推断了美国内布拉斯加州流域以农业活动为主的溪流的营养物基准，并对几种方法得到的营养物基准值进行了比较。表1列出了国外营养物基准制订方法的应用案例。

表1 国外营养物基准制订方法的应用

(续表1)

2 我国湖泊营养物基准研究进展

我国湖泊众多、类型多样、营养物生态效应区域差异性显著，且广泛面临着不同程度的富营养化。现阶段用于湖泊保护和富营养化控制的管理依据是GB 3838—2002《地表水环境质量标准》[37]，其标准值的确定缺乏相应的数据支撑，没有考虑营养物基准，更没有考虑区域差异性。因此，建立适当的湖泊营养物基准已经成为管理机构的重要任务，针对不同分区湖泊系统特点、生态特征和营养物生态效应制订区域化营养物基准，有利于更好地为科学研究和政策管理服务。我国从2008年开始在“水体污染控制与治理科技重大专项”的支持下，开展了基于区域特征差异的湖泊营养物基准制订方法学研究，取得了系列研究成果。

2.1 营养物生态分区

姜甜甜等[38-39]基于影响区域湖泊营养物效应差异性的因素，包括气候(如降水和温度)、地形(如海拔和地貌)和湿润指数等指标，考虑我国水资源三级分区的边界以及省级行政界限，提出了基于主成分分析、聚类分析、判别分析和空间自相关的分区模型，并尝试对云贵高原湖区和湖北省进行湖泊营养物生态分区。张德禄等[40]构建了湖泊营养盐水生态分区的指标体系，为中国基于营养盐的湖泊水生态分区提供了基础。姜甜甜等[41-42]综合运用主成分分析、聚类分析、判别分析、地理信息系统分析、空间自相关和空间融合等技术方法，将全国划分为东北中温带湿润亚湿润区、甘新中温带暖温带干旱区、宁蒙中温带亚干旱区、青藏高原、华北平原暖温带亚湿润区、云贵高原亚热带湿润区、中东部平原亚热带湿润区、东南热带湿润区8个湖泊营养物一级生态区。柯新利等[43-45]从自然地理要素、生态系统和人类活动3个方面建立指标体系，采用双约束空间聚类与层次分析法、遥感反演及粗糙集理论相结合的方法分别对中东部平原亚热带湿润区、云贵高原亚热带湿润区和东北区进行了二级生态区的划分。这些研究为我国湖泊营养物生态分区奠定了一定的基础，使湖泊生态分区的科学性、合理性和实用性逐步得到体现。

2.2 湖泊营养物基准制订方法研究

我国湖泊营养物基准研究初期主要是借鉴和参考发达国家的经验，如霍守亮等[46-47]重点对湖泊营养物基准指标的选取原则和参照状态制订的方法进行了系统分析，阐述了各种方法在我国湖泊营养物基准制订中的可行性和适用性。陈奇等[48-51]在对国际参照状态法研究的基础上，尝试以巢湖、太湖和邛海等单个湖泊为例应用统计分析法和基于系统动力学的模型反演法制订了TP、TN、SD和Chl a的参照状态。随后，Huo等[52-56]采用US EPA推荐的参照湖泊法、湖泊群体分布法、三分法和模型推断等方法对云贵、东部、东南、东北和甘新等典型湖泊一级生态区进行了案例研究，综合分析了这些方法在我国湖泊营养物基准制订过程中的适用性，建立了以统计学方法为主，综合考虑历史反演法和模型推断法的不同分区营养物基准制订技术方法。

参照湖泊法、湖泊群体分布法和三分法较适合对那些能够获得参照湖泊的区域制订营养物基准。由于我国湖泊的生态系统不同程度地受到工业化、城镇化及农业活动等人类扰动的影响，大多数湖泊生态区不宜获得不受人类活动影响或受人类活动影响较小的参照点。通过系统研究，构建了压力-响应系列模型来制订我国受人类活动影响较严重湖泊的营养物基准[57]。采用线性回归模型和贝叶斯层次回归模型确定压力-响应变量之间可能存在的线性关系；采用分类回归树分析和拐点分析可以揭示压力-响应变量之间可能存在的非线性关系，确定响应变量随压力梯度变化的响应阈值；采用分类回归树分析可以确定影响响应变量的主要压力因素。

采用线性回归模型和贝叶斯层次线性回归模型建立压力-响应关系确定湖泊营养物基准时，需要在给定响应变量基准值的情况下推断营养物基准。响应变量基准值的设定会引入一定程度的人为因素，而且许多国家对响应变量的设定值有所不同。我国为了保护水体的饮用水功能不被破坏，主要以保证水体饮用水功能为依据设定Chl a的基准值。同时，由于不同湖泊区域藻类与营养物响应水平及藻毒素产生条件的差异，不同湖泊生态区设定的Chl a基准值不同。如云贵湖泊生态区设定的Chl a基准值为2 μg/L[58]；中东部湖泊生态区设定的基准值为5 μg/L[59]。线性回归模型和贝叶斯层次线性回归模型较适合对受人类活动影响严重且压力变量与响应变量线性关系良好的区域建立营养物基准。在营养物生态分区的基础上，采用线性回归模型建立了我国云贵高原湖区和东部湖区不同类型湖泊的压力-响应关系并推断得到了相应的基准值[58-59]。在单个湖区适用性研究的基础上，采用线性回归模型对全国7个湖泊生态区建立压力-响应关系，并对不同湖区得到的营养物基准进行比较研究[42]，取得了较好的研究成果。同时采用土地利用类型-营养物的多元线性回归模型，确定了云贵湖区湖泊的营养物基准值[60]。

通过分类回归树模型和拐点分析法能够较客观地得到响应变量发生突变时对应的营养物拐点浓度，不需要事先设定压力变量与响应变量之间的关系，也不需要假定响应变量的阈值，消除了人为设定响应基准的主观偏见。这2种方法适用于响应变量与营养物浓度梯度之间不能用线性关系表示，湖泊水质变量不能满足线性回归中设定的假设条件，生态变量对环境梯度的响应呈现非线性、非正态和异质性等特点的区域。通常情况下2种方法得到的基准值可以相互验证，以提高推断营养物基准的准确性。Huo等[61]在全国湖泊分区的基础上，采用分类回归树与拐点分析相结合的方法，考虑季节性因素确定七大湖泊生态区的营养物基准阈值，对我国湖泊营养物与响应变量之间存在的非线性关系进行了开拓性的研究。太湖是受人类活动影响较大的浅水湖泊，吴超等[62]采用非参数分析法和线性回归法相结合分别建立了压力-响应模型，对2种方法进行相互验证确定了太湖的营养物参照状态。Zhang等[63]综合采用加速回归树、非参数拐点分析和阈值指标类群分析法，以硅藻为生物响应变量确定长江中下游平原湖泊特定分类和种群的营养物拐点。Zhang等[64]采用分类回归树模型、非参数拐点分析和贝叶斯拐点分析3种非线性方法确定了我国不同人类干扰强度和富营养化状态下9个典型湖泊的营养物基准，并建立了生态演替梯度随人类干扰变化的概念模型。

3 湖泊营养物基准的发展趋势及面临挑战

国际上推荐采用参照湖泊法制订湖泊营养物基准，因为参照湖泊最能真实反映某一湖区的原始状态，但目前尚未形成统一的量化筛选参照湖泊的标准方法，而且气候变暖和大气污染等问题也使参照点的获得变得越来越不可能，尤其是浅水湖泊。机理模型法需要大量的数据资料来构建表征水体特征的函数模型，并率定相关参数以保证模型的可靠性。机理模型的复杂性使营养物基准的制订普遍存在较大难度。压力-响应关系模型的研究将成为湖泊营养物基准制订的发展方向。同时，湖泊营养物基准的制订面临以下几个方面的机遇和挑战：

(1)深入开展压力-响应模型机理的研究工作。不同形态营养物转化过程对基准的影响，及营养物联合作用的生态效应尚不清楚，藻类等初级生产力在不同营养水平下的环境行为和效应差异，及其对基准的影响还需深入系统研究。同时，物种的生物地理学特性，湖泊的流域面积，水体的盐度、色度、悬浮物含量等环境因素能够影响氮磷等营养物的迁移转化规律，进而混淆营养物与藻类之间的压力-响应关系。因此，需要深入开展压力-响应模型机理的研究工作，并在分类的基础上消除混淆因素对压力-响应关系的影响。对某些线性压力-响应关系不适用的湖泊可以采用多种非线性压力-响应关系确定其营养物基准阈值。

(2)开展水生态基准与富营养化之间关系研究。营养物基准研究的目的是控制湖泊富营养化，同一营养物水平对不同湖泊造成的生态响应不同，如停留时间较长的湖泊藻类易大量繁殖形成富营养化，而停留时间较短的湖泊营养物难以在短期内聚集。需要在不同的水文水动力等条件下开展营养物对生物响应关系的研究，将藻华暴发机理与营养物基准的制订相结合，有利于湖泊富营养化的有效预防和控制。

(3)开展营养物基准与浮游动植物之间响应关系的研究，加强营养物基准对特殊敏感种群的关系研究。如硅藻的相对丰度和丰富度为环境压力变化和其适应条件提供多元敏感指数，能够描述湖泊生态系统的复杂性、稳定性和功能性。因此，硅藻能够对复杂的因子关系进行决策，确定生态退化的营养物浓度阈值，从而对确定的营养物基准进行验证。

(4)营养物基准的制订应与湖泊管理的需求紧密结合。加快营养物基准向标准的科学转化，建立以富营养化标准为基础的湖泊管理框架和营养物削减技术体系。研究和发展与湖泊富营养化控制有关的配套管理政策，包括营养物削减系统；反降级政策、总量控制政策、考虑对下游水体的影响及补偿政策和营养物削减交易政策等。

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Progress in research on lake nutrient criteria

HUO Shouliang, MA Chunzi, XI Beidou, HE Zhuoshi

Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China

Lake nutrient criteria provide science foundation and important tools for the comprehensive evaluation, prevention, control and management of lake eutrophication. The latest research progress of lake nutrient criteria was discussed, and the advantages, disadvantages and applicability of the different methods, such as statistical analysis, stressor-response model, model extrapolation and paleolimnology, analyzed. The development tendencies and the challenges of determining nutrient criteria were discussed. Reference lakes can reflect the original state of lakes, but reference sites were unavailable. The model extrapolation required sufficient data to identify the appropriate equations for characterizing a waterbody or group of waterbodies, which enhanced the difficulty of nutrient criteria setting. The stressor-response model would become the development direction of nutrient criteria, and the mechanism of stressor-response model should be further studied. On the basis of research on the relationships between water ecological criteria and eutrophication, and the response of nutrient criteria to plankton and to special sensitive species, the establishment of nutrient criteria should be closely integrated with the requirements of lake management.

lake nutrient criteria; ecoregion; reference condition; stressor-response model

2016-08-15

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07101-002)

霍守亮(1981—)，男，研究员，博士，主要从事流域水污染控制及营养物基准标准研究，huoshouliang@126.com

*通信作者：马春子(1986—)，女，工程师，硕士，主要从事营养物基准研究，xiaomachunzi@163.com

X524

1674-991X(2017)02-0125-09

10.3969/j.issn.1674-991X.2017.02.019

霍守亮，马春子，席北斗,等.湖泊营养物基准研究进展[J].环境工程技术学报,2017,7(2):125-133.

HUO S L,MA C Z,XI B D,et al.Progress in research on lake nutrient criteria[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(2):125-133.