CN105303016B - 确定区域性水生生物基准阈值的方法 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种确定区域性水生生物基准阈值的方法。包括：对目标区域的原水进行粗过滤；利用活性炭对粗过滤的原水进行再过滤；选取目标区域内水生生物，分别利用经再过滤处理的原水以及实验室配制水进行特征污染物的水生生物急性毒性测试，根据急性毒性测试结果计算特征污染物的区域水效应比；将查询得到的特征污染物的国家水生生物基准阈值与区域水效应比相乘，得到初始区域水生生物基准限值；对选取的目标区域内水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；选取初始区域水生生物基准限值以及无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。应用本发明，可以提升水生生物基准阈值的准确性，为区域水环境管理提供技术支持。
Description
技术领域
本发明涉及水环境生态技术，特别涉及一种确定区域性水生生物基准阈值的方法。
背景技术
水是地球上各物种赖以生存的资源。随着人口数量不断增多，人均水资源拥有量日益减少，同时，近现代工农业经济的迅猛发展，水环境正面临着各种污染的严重威胁，例如，生活污水、工厂化学药品污染、排污排废以及农田施用的过量农药化肥污染。也就是说，在人均水资源拥有量日益减少的同时，因水环境恶化所造成的水质性和功能性缺水现象亦日益突出，已成为突出的、全球性的共同的技术问题。
目前，水环境污染主要体现在：污染物排放量超过水环境承载能力、河道水污染、河道黑臭、湖泊富营养化。水环境污染导致生态破坏严重，生物多样性减少，生态系统功能退化，从而制约社会经济发展，危害人民健康。
为了控制水污染，保护和改善水环境质量，采用水环境生态修复技术是治理水环境污染的有效手段之一，利用水环境生态修复技术，通过保护、种植、养殖、繁殖适宜在水环境中生长的植物、动物和微生物，可以有效恢复水环境原有的生物多样性、连续性，改善生物群落结构和多样性，消除或减轻水环境污染，从而使水环境生态系统转入良性循环，充分发挥水资源的生产潜力，达到经济和生态同步发展。
水质标准(WQS，Water Quality Standards)是判断水环境生态修复的关键技术指标，水质标准是指以保护人类健康和生态平衡为目的，用可信的科学数据表示的水环境中的各种污染物的允许浓度。而水环境基准又是制定水质标准的科学依据，因而，通过确定水环境基准污染物，并进行相应的毒性试验，从而研究和制定合适的水环境基准，对于控制进入水环境污染物的种类和数量，保护水体生物多样性及整个水生态系统的结构和功能具有重要意义。
其中，区域性水生生物基准是保护区域水生生物的水环境基准，但目前我国尚没有确定区域性水环境基准的技术方法，相关区域性水生生物基准研究都是借鉴国外技术方法进行。例如，美国由美国环保局(USEPA，The United States Environmental ProtectionAgency)发布国家水质基准，各州根据本州区域水体情况，对国家水质基准进行修订，制订适应本州的州水质基准，并采用水效应比法(WER，Water Effect Ratio)设置本州的区域性水生生物基准，具体来说，利用同一物种分别在区域原水与实验室配制水中进行目标污染物的毒性暴露平行试验，得到该物种对同一毒性终点的原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值，计算原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到水效应比，然后，计算州水质基准与水效应比的乘积，得到该目标污染物的区域性水生生物基准阈值，从而可以基于区域性水生生物基准，表征各区域内的水质差异。
由于国外水环境污染较轻，区域原水中的污染物毒性效应的影响可以忽略不计，因而，在美国利用水效应比法确定区域性水生生物基准阈值的方法中，只是对区域原水进行粗过滤，以将区域原水中的枯枝败叶、大型生物等去除，经过粗过滤的区域原水中，包含了区域原水的水质因子及区域原水中污染物对物种的毒性影响效应。
我国地域辽阔，不同区域的水环境无论从水质特征、生物多样性特征还是从生态系统的结构特征上，都有着明显的差异，且我国水环境复合污染严重，因此，依据国外公布的区域性水生生物基准阈值，或者，采用与国外确定区域性水生生物基准阈值相同的方法，即利用美国WER法推导区域性水生生物基准阈值进行水环境管理和生态修复，获取的区域性水生生物基准阈值准确性不高，不能为区域水环境管理提供有效技术支持，并有效为我国不同水域的生物提供全面的保护，难以满足我国水环境管理并实现水环境生态系统健康发展的长期目标。
发明内容
有鉴于此，本发明的主要目的在于提出一种确定区域性水生生物基准阈值的方法，提升水生生物基准阈值的准确性，为区域水环境管理提供技术支持。
为达到上述目的，本发明提供了一种确定区域性水生生物基准阈值的方法，该方法包括：
对目标区域的原水进行粗过滤；
滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物；
选取所述目标区域内的同一目标水生生物，分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，基于同一毒性终点，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到相应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值；
计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比，查询该特征污染物对所述目标水生生物的国家水生生物基准阈值，将查询到的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比相乘，得到区域性水生生物基准初始阈值；
计算目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第一毒性效应值，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第二毒性效应值，计算第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值，得到生物效应比；
计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
利用滤除污染物的目标区域原水，对选取的目标区域内的目标水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；
选取区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。
较佳地，所述滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物包括：
A11，制备活性炭填充的玻璃过滤管，所述玻璃过滤管的内径尺寸为6-10厘米，长度50-80厘米，下端用玻璃纤维垫底并以网封住，沿下端往上填充活性炭形成活性炭过滤柱，所述活性炭规格为80-120目，所述活性炭过滤柱高度至少为10厘米；
A12，利用制备的玻璃过滤管对粗过滤的目标区域原水进行过滤，得到二次过滤水，检测二次过滤水中的污染物含量；
A13，判断二次过滤水中的污染物含量是否超过我国地表水的I类或II类标准限值，如果是，返回执行步骤A12，否则，将得到的二次过滤水作为滤除污染物的区域原水。
较佳地，在所述制备活性炭填充的玻璃过滤管之前，所述方法进一步包括：
对所述活性炭进行600℃的马弗炉烘1小时处理。
较佳地，在所述如果是之后，返回执行步骤A12之前，所述方法进一步包括：
检查活性炭过滤柱是否被污染物堵塞，如果未失效，执行所述返回执行步骤A12的流程；如果活性炭过滤柱失效，更换该活性炭过滤柱，执行所述返回执行步骤A12的流程。
较佳地，所述特征污染物区域水效应比计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
Φiy为第i特征污染物对应的目标区域原水毒性效应值；
Φil为第i特征污染物对应的实验室配制水毒性效应值。
较佳地，所述区域性水生生物基准初始阈值的计算公式为：
Δi＝ψi*φi
式中，
Δi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准初始阈值；
φi为第i特征污染物对应的国家水生生物基准阈值。
较佳地，所述区域性水生生物基准阈值的计算公式为：
Γi＝min(ζ*Δi，Ωi)
式中，
Γi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准阈值；
ζ为生物效应比；
Ωi为第i特征污染物对应的无可观察效应浓度。
较佳地，按照国家标准GB/T21808-2008化学品《鱼类延长毒性14天试验》的试验方法，进行所述鱼类慢性毒性测试。
一种确定区域性水生生物基准阈值的装置，该装置包括：粗过滤模块、二次过滤模块、平行试验模块、初始阈值计算模块、生物效应比计算模块、综合阈值计算模块、无可观察效应浓度获取模块以及基准阈值获取模块，其中，
粗过滤模块，用于对目标区域的原水进行粗过滤；
二次过滤模块，用于滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物；
平行试验模块，用于选取所述目标区域内的同一目标水生生物，分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，基于同一毒性终点，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到相应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值；
初始阈值计算模块，用于计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比，查询该特征污染物对所述目标水生生物的国家水生生物基准阈值，将查询到的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比相乘，得到区域性水生生物基准初始阈值；
生物效应比计算模块，用于计算目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第一毒性效应值，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第二毒性效应值，计算第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值，得到生物效应比；
综合阈值计算模块，用于计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
无可观察效应浓度获取模块，用于利用滤除污染物的目标区域原水，对选取的目标区域内的目标水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；
基准阈值获取模块，用于选取区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。
较佳地，所述特征污染物区域水效应比计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
Φiy为第i特征污染物对应的目标区域原水毒性效应值；
Φil为第i特征污染物对应的实验室配制水毒性效应值；
所述区域性水生生物基准初始阈值的计算公式为：
Δi＝ψi*φi
式中，
Δi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准初始阈值；
φi为第i特征污染物对应的国家水生生物基准阈值。
由上述的技术方案可见，本发明提供的一种确定区域性水生生物基准阈值的方法，对目标区域原水进行粗过滤后，再经活性炭过滤柱去除粗过滤后的目标区域原水中的污染物后，与实验室配制水进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，并基于特征污染物对目标水生生物的国家水生生物基准阈值，得到区域性水生生物基准初始阈值以及区域性水生生物基准综合阈值；然后，结合慢性毒性测试获取的无可观察效应浓度确定区域性水生生物基准阈值，可以有效提升确定的区域性水生生物基准阈值的准确性，为区域水环境管理提供技术支持。
附图说明
图1为本发明实施例确定区域性水生生物基准阈值的方法流程示意图。
图2为本发明实施例确定区域性水生生物基准阈值的方法具体流程示意图。
图3为本发明实施例确定区域性水生生物基准阈值的装置结构示意图。
具体实施方式
为使本发明的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将结合附图及具体实施例对本发明作进一步地详细描述。
由于我国地域辽阔，不同地区的水环境无论从水质特征、生物多样性特征还是从生态系统的结构特征上，都与美国水质特点和基准研究状况存在明显的差异，且我国水环境复合污染严重。因此，直接采用与国外确定区域性水生生物基准阈值相同的方法获取区域性水生生物基准阈值，其准确性不高，不能有效为我国不同水域的生物提供全面的保护，无法有效保护我国水体。因而，从维系我国水环境生态系统健康的长远利益考虑，有必要提出符合我国水环境实际情况的确定区域性水生生物基准阈值的方法，即根据我国不同区域水环境的水质特征、生物多样性特征以及生态系统的结构特征，分区域制定区域性水生生物基准阈值，以提升指定的水生生物基准阈值的准确性，为区域水环境管理提供有效技术支持。
本发明实施例中，基于我国水环境复合污染严重的情况，考虑对区域原水进行粗过滤后，再经活性炭过滤柱去除粗过滤后的区域原水中的污染物，因而，只测定经污染物过滤后的区域原水的水质因子对化学物质毒性的影响，是以水环境特征本身或修复后不含污染物的水环境特征确定区域性水生生物基准初始阈值，然后，通过计算区域水生生物物种毒性值与全国水生生物物种毒性值的比值，得到生物效应比(BER，Biologic EffectRatio)，计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；再通过区域内物种的毒性试验，对确定的区域性水生生物基准综合阈值进行验证，最终得到区域性水生生物基准阈值，因而，更能体现对区域水环境保护的科学性。也就是说，由于区域原水中的成分对产生的毒性效应至关重要，因而，本发明实施例中，利用特征污染物，对经尼龙网和活性碳处理后的不含污染物的区域原水与实验室配置水进行平行试验，求得水效应比，生物效应比等于区域鱼类与全国鱼类均在实验室配置水中的毒性效应比值，再用特征污染物的国家水质基准阈值乘以水效应比和生物效应比，得到区域性水生生物基准综合阈值，并用处理后的区域原水对区域特有物种进行慢性实验，计算出NOEC，与WER-BER法推导的区域性水生生物基准综合阈值进行比较：如果NOEC较高，说明WER-BER法推导的区域性水生生物基准综合阈值可以保护特有物种，可以作为特征污染物的区域性水生生物基准阈值，如果NOEC较低，以NOEC作为特征污染物的区域性水生生物基准阈值。
图1为本发明实施例确定区域性水生生物基准阈值的方法流程示意图。参见图1，该流程包括：
步骤101，对目标区域的原水进行粗过滤；
本步骤中，按照水质特征、生物多样性特征以及生态系统的结构特征，对我国各地区水环境进行区域划分，针对每一划分的目标区域，分别按照本发明实施例的方法，计算基于特征污染物的区域性水生生物基准阈值。
本发明实施例中，在确定目标区域后，对目标区域的水环境进行原水取样，并采用400目的尼龙网，对取样的目标区域原水进行初步(粗)过滤，过滤掉目标区域原水中的枯枝败叶、大型生物等。
步骤102，滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物；
本步骤中，利用活性炭对粗过滤的目标区域原水中的污染物进行过滤，以避免我国水环境复合污染严重时，目标区域原水中污染较重的污染物对后续测试结果的影响。
本发明实施例中，作为可选实施例，利用活性炭制成的活性炭过滤柱进行污染物过滤。具体来说，滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物包括：
A11，制备活性炭填充的玻璃过滤管，所述玻璃过滤管的内径尺寸为6-10厘米，长度50-80厘米，下端用玻璃纤维垫底并以网封住，沿下端往上填充活性炭形成活性炭过滤柱，所述活性炭规格为80-120目，所述活性炭过滤柱高度至少为10厘米；
本步骤中，较佳地，在填充玻璃过滤管之前，活性炭经过马弗炉处理(600℃，烘1小时)。这样，通过在玻璃过滤管中填充活性炭制备活性炭过滤柱，可以对粗过滤获得的目标区域原水进一步进行过滤。
A12，利用制备的玻璃过滤管对粗过滤的目标区域原水进行过滤，得到二次过滤水，检测二次过滤水中的污染物含量；
本步骤中，在对粗过滤的目标区域原水进行再次过滤后，再次过滤得到的水样需要满足相关规定或标准，以避免二次过滤水中超标污染物对测试结果的影响。
本发明实施例中，将粗过滤获得的目标区域原水倒入制备好的活性炭过滤柱中。较佳地，通过步骤A11的设置，通过活性炭过滤柱的滤出水，至少能保持线状下流，如果不能，需要检查活性炭过滤柱是否被污染物堵塞，如果是，需要及时更换活性炭过滤柱。
A13，判断二次过滤水中的污染物含量是否超过我国地表水的I类或II类标准限值，如果是，返回执行步骤A12，否则，将得到的二次过滤水作为滤除污染物的区域原水。
本步骤中，验证二次过滤水中的主要污染物含量是否达到我国地表水的I类或II类标准限值，即主要污染物含量不能超过我国地表水的I类或II类标准限值。采用I类标准限值还是II类标准限值，可依据测试的实际需要进行确定。
如果二次过滤水中的污染物含量达到我国地表水的I类或II类标准限值，则将该二次过滤水作为滤除污染物的区域原水；
如果二次过滤水中的污染物含量超出我国地表水的I类或II类标准限值，需要检查活性炭过滤柱是否被污染物堵塞，即是否失效，如果未失效，则将该二次过滤水再次倒入制备好的活性炭过滤柱中，直至检测得到的过滤水中的污染物含量达到我国地表水的I类或II类标准限值；如果活性炭过滤柱失效，则在更换该活性炭过滤柱后，对二次过滤水进行再次过滤，直至检测得到的过滤水中的污染物含量达到我国地表水的I类或II类标准限值。也就是说，经检测，如果经活性炭过滤柱的滤出水中，相关污染物含量超出I类或II类标准限值，则需对玻璃过滤管中的活性炭进行更换；如果由于地区背景值原因，导致滤出水中某种污染物含量超过地表水III类标准，需要通过再过滤的方法，将该污染物含量减少至地表水I类或II类标准。
步骤103，选取所述目标区域内的同一目标水生生物，分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，基于同一毒性终点，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到相应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值；
本步骤中，采用目标区域内的常见水生生物作为目标水生生物，常见水生生物为国家相关毒性测试标准中确定的水生生物，利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，分别进行水生生物急性毒性暴露平行试验，开展特征污染物的急性毒性测试。其中，实验室配制水为采用经检测合格的曝气自来水作为稀释用水(除氯自来水)，自来水强烈曝气至少48h，主要指标为水质硬度(以CaCO3计)、pH、溶解氧。通过检测除氯自来水中的十三种金属离子(Cu、Cd、Hg、Pb、Ag等)含量和31种有机物(苯酚、硝基苯等)含量，如果各金属离子和有机物浓度低于预先设置的检测限或含量较低，则确定检测的实验室配制水合格，而区域原水是直接取自区域河流，经过上述粗过滤以及二次过滤处理后后，按照上述与实验室配制水相同的一系列检测指标，如果检测结果达到地表水I类或II类标准，则可确定为可用于试验的区域原水。
本发明实施例中，针对每一目标水生生物，可以分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到该每一目标水生生物对应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值。作为可选实施例，目标水生生物根据目标区域进行选取，例如，对于淡水水域，目标水生生物可以包括鱼类、甲壳类、两栖类等各种水生生物物种。
本发明实施例中，特征污染物可以从我国政府公布的优控污染物列表中，结合具体的目标区域进行选取。作为可选实施例，实验室配制水采用I类标准地表水或II类标准地表水。
步骤104，计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比，查询该特征污染物对所述目标水生生物的国家水生生物基准阈值，将查询到的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比相乘，得到区域性水生生物基准初始阈值；
本步骤中，水效应比法是利用同一水生生物物种，基于特征污染物的同一毒性终点，分别在目标区域原水(滤除污染物的目标区域原水)与实验室配制水中急性毒性暴露平行试验得到的毒性效应值比值。
本发明实施例中，由于滤除污染物的目标区域原水中的成分对产生的毒性效应至关重要，因而，采用经尼龙网和活性炭过滤处理后的不含污染物的目标区域原水与实验室配置水相结合的方法计算特征污染物水效应比，再用特征污染物的国家水生生物基准阈值，与特征污染物水效应比相乘，从而推导出区域性水生生物基准初始阈值。其中，区域性水生生物基准初始阈值也就是初始区域水生生物基准限值。
本发明实施例中，特征污染物区域水效应比计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
Φiy为第i特征污染物对应的目标区域原水毒性效应值；
Φil为第i特征污染物对应的实验室配制水毒性效应值。
本发明实施例中，每一特征污染物，针对每一水生生物物种，分别对应一WER，例如，一种特征污染物，对于N种水生生物物种，具有对应的N个WER。
对于目标区域内有多个特征污染物的情形，特征污染物区域水效应比可以采用几何平均值来得到，即特征污染物区域水效应比等于该特征污染物对目标区域内各水生生物物种的WER值的几何平均值，例如，如果一河段有多个特征污染物，每个特征污染物的WER值是相互独立的。如果需要求出哪个污染物的WER，都得分别利用目标区域内的各水生生物物种进行目标区域原水以及实验室配制水的毒性试验，然后计算每一水生生物物种对应的目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，将比值进行加权平均，得到该特征污染物区域水效应比。计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
ψik为第i特征污染物对应的目标区域内第k种水生生物物种的原水毒性效应值；
n为目标区域内的水生生物物种数。
例如，本发明实施例中，测试得到镉辽河流域沈阳河段的区域水效应比(WER)为0.62。
计算区域性水生生物基准初始阈值的公式为：
Δi＝ψi*φi
式中，
Δi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准初始阈值；
φi为第i特征污染物对应的国家水生生物基准阈值。
本发明实施例中，查询镉对水生生物的国家水生生物基准阈值，即慢性水生生物基准为0.53μg/L，则辽河流域沈阳河段镉对应的区域性水生生物基准初始阈值(候选慢性水生生物基准)为0.33μg/L。
步骤105，计算目标区域内水生生物在实验室配制水中的第一毒性效应值，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，计算第一毒性效应值与所述几何平均值的比值，得到生物效应比；
本步骤中，第一毒性效应值为目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值。全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值为第二毒性效应值，生物效应比为第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值。
本发明实施例中，生物效应比关注的是目标区域的特有物种与全国该特有物种的差异性，利用目标区域内水生生物物种(以鱼类为代表)毒性效应值与全国该水生生物物种物种(以鱼类为代表)毒性效应值的比值，得到生物效应比。
本发明实施例中，WER考虑的是目标区域水质的不同，通过平行的对比毒性试验，计算得到WER，可用以衡量目标区域水质对污染物毒性的影响。而BER是考虑到不同的目标区域内，其水生生物物种分布也不一样，因为鱼类是主要的经济水生生物，而且毒性数据充沛，因此用鱼类作为代表来计算BER，用以衡量由于目标区域的不同而导致的污染物的环境效应的差异。
本发明实施例中，如果鱼类包含有多种鱼，则鱼类在实验室配制水中的第一毒性效应值需取各种鱼分别在实验室配制水中的第一毒性效应值的几何平均值。
步骤106，计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
本步骤中，区域性水生生物基准综合阈值计算公式为：
Δzi＝BER*Δi
式中，
Δzi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准综合阈值；
BER为生物效应比。
本发明实施例中，区域性水生生物基准综合阈值等于国家水生生物基准阈值与本发明实施例的水效应比以及生物效应比的乘积。本发明实施例中，计算的WER值除去了目标区域原水中污染物的影响，更能代表中国区域的原始水质状况。也就是说，对于国家水生生物基准阈值，当应用于某个目标区域时，需要通过WER来矫正目标区域水质差异带来的影响，用BER矫正目标区域生物差异带来的影响。
步骤107，利用滤除污染物的目标区域原水，对选取的目标区域内的目标水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；
本步骤中，采用与进行水生生物急性毒性暴露平行试验相同种类的水生生物进行慢性毒性测试。关于对水生生物进行慢性毒性测试为公知技术，在此略去详述。
本发明实施例中，以目标区域为辽河流域沈阳河段为例，目标水生生物可以选取区域内特有的常见水生生物，例如，蛇鮈鱼、麦穗鱼等鱼类，按照国家标准GB/T21808-2008化学品《鱼类延长毒性14天试验》的试验方法，进行鱼类慢性毒性测试，求出无可观察效应浓度(NOEC，No Observed Effect Concentration)。
本发明实施例中，采用滤除污染物的目标区域原水，对目标区域特有物种进行慢性毒性试验，计算出NOEC。
步骤108，选取区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。
本步骤中，将获取的无可观察效应浓度与WER-BER法推导的区域性水生生物基准综合阈值进行比较，如果NOEC较高，说明WER-BER推导的区域性水生生物基准综合阈值可以保护特有物种，可以作为特征污染物的区域性水生生物基准阈值；如果NOEC较低，以NOEC作为特征污染物的区域性水生生物基准阈值。
本发明实施例中，计算区域性水生生物基准阈值的公式为：
Γi＝min(Δzi，Ωi)
式中，
Γi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准阈值；
Ωi为第i特征污染物对应的无可观察效应浓度。
本发明实施例中，由于NOEC是指无可观察效应浓度，高于NOEC表明生物不能得到有效保护，本发明实施例通过WER-BER法推算出的区域性水生生物基准综合阈值如果小于NOEC，说明WER-BER法推导的区域性水生生物基准综合阈值可以保护特有物种，可以作为特征污染物的区域水生生物基准阈值；但如果区域性水生生物基准综合阈值大于NOEC，则表明区域性水生生物基准综合阈值不足以保护该特有生物，因此，为了能充分保护该重要的特有生物，需要以NOEC区域物种作为特征污染物的区域水生生物基准阈值。
针对每一特征污染物，每一水生生物，具有对应的区域性水生生物基准阈值。具体来说，同一特征污染物，对于不同的水生生物，具有不同的区域性水生生物基准阈值；不同的特征污染物，对于同一水生生物，具有不同的区域性水生生物基准阈值。也就是说，每种特征污染物对每一水生生物物种，都有一个毒性值，当污染物浓度高于该毒性值时，该水生生物物种就不被保护，如果污染物浓度低于该毒性值，表明该水生生物物种是安全的。总体来说，每种特征污染物会有很多种水生生物物种的很多个毒性值。对这些毒性值进行统计分析，按照一定的方法，就会计算出能保护大多数生物(一般国际规定为95％)的一个特征污染物的浓度值，该值即为基准值(国家水生生物基准阈值)。关于计算基准值的方法，具体可参见相关技术文献，在此不再赘述。
本发明实施例中，只是考虑了当已经有了国家水生生物基准阈值之后，如何通过对国家水生生物基准阈值的矫正来得到适用于目标区域的区域水质基准值。
本发明实施例中，通过改进美国WER技术，实现WER法的本土化，确定了在我国国家水生生物基准阈值基础上，结合水效应比以及生物效应比的，产生区域性水生生物基准综合阈值，并通过目标区域特有水生生物的试验验证，确定区域性水生生物基准阈值，体现了对区域水环境保护的科学性。由于根据我国不同区域水环境的水质特征、生物多样性特征以及生态系统的结构特征，分区域制定区域性水生生物基准阈值，结合慢性毒性测试获取的无可观察效应浓度确定区域性水生生物基准阈值，可以有效提升确定的区域性水生生物基准阈值的准确性，从而提升水环境治理效率，为区域水环境管理、生态修复以及水环境基准值(区域性水生生物基准阈值)的研究和制定提供有效技术支持。
图2为本发明实施例确定区域性水生生物基准阈值的方法具体流程示意图。参见图2，该流程包括：
步骤201，获取特征污染物对应的国家水生生物基准阈值；
步骤202，查询得到国家推荐的基准受试物种；
本步骤中，基准受试物种，即目标水生生物，根据目标区域进行选取。
步骤203，滤除目标区域原水中的背景污染物，得到处理原水；
本步骤中，进行水生生物急性毒性暴露平行试验，滤除目标区域原水中的背景污染物包括：对目标区域原水进行粗过滤以及利用活性炭进行再过滤。
本发明实施例中，处理原水为滤除污染物的目标区域原水。
步骤204，利用处理原水，基于特征污染物对基准受试生物进行水生生物急性毒性暴露试验，得到目标区域原水毒性效应值；
步骤205a，利用实验室配制水，基于特征污染物对基准受试生物进行水生生物急性毒性暴露试验，得到实验室配制水毒性效应值；
本步骤与步骤203为并行步骤。
步骤205b，计算目标区域内水生生物在实验室配制水中的第一毒性效应值；
本步骤与步骤203为并行步骤，即计算目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第一毒性效应值。
步骤205c，计算生物效应比；
本步骤中，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第二毒性效应值，计算第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值，得到生物效应比。
步骤206，计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比；
本步骤中，将步骤204得到的目标区域原水毒性效应值除以步骤205a得到的实验室配制水毒性效应值，得到特征污染物区域水效应比。
步骤207，计算获取的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比以及生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
本步骤中，将步骤201获取的国家水生生物基准阈值与步骤205c以及步骤206得到的特征污染物区域水效应比相乘。
步骤208，利用处理原水，进行目标区域基准受试物种的毒性试验；
本步骤与步骤203并没有先后顺序之分，可以在步骤203之前执行，也可以在步骤203至步骤207之间的任一步骤中间执行。本发明实施例中，设置在步骤207后执行。
本发明实施例中，毒性试验为水生生物进行慢性毒性测试试验。
步骤209，得到无可观察效应浓度；
步骤210，如果区域性水生生物基准综合阈值大于无可观察效应浓度；
本步骤中，将区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度进行比较。
步骤211，将无可观察效应浓度作为区域性水生生物基准阈值；
步骤212，如果区域性水生生物基准综合阈值不大于无可观察效应浓度；
本步骤与步骤210为并行执行的步骤。
步骤213，将区域性水生生物基准综合阈值作为区域性水生生物基准阈值。
图3为本发明实施例确定区域性水生生物基准阈值的装置结构示意图。参见图3，该装置包括：粗过滤模块、二次过滤模块、平行试验模块、初始阈值计算模块、生物效应比计算模块、综合阈值计算模块、无可观察效应浓度获取模块以及基准阈值获取模块，其中，
粗过滤模块，用于对目标区域的原水进行粗过滤；
本发明实施例中，采用400目的尼龙网，对取样的目标区域原水进行粗过滤，过滤掉目标区域原水中的枯枝败叶、大型生物等。
二次过滤模块，用于滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物；
本发明实施例中，滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物包括：
A11，制备活性炭填充的玻璃过滤管，所述玻璃过滤管的内径尺寸为6-10厘米，长度50-80厘米，下端用玻璃纤维垫底并以网封住，沿下端往上填充活性炭形成活性炭过滤柱，所述活性炭规格为80-120目，所述活性炭过滤柱高度至少为10厘米；
A12，利用制备的玻璃过滤管对粗过滤的目标区域原水进行过滤，得到二次过滤水，检测二次过滤水中的污染物含量；
A13，判断二次过滤水中的污染物含量是否超过我国地表水的I类或II类标准限值，如果是，返回执行步骤A12，否则，将得到的二次过滤水作为滤除污染物的区域原水。
平行试验模块，用于选取所述目标区域内的同一目标水生生物，分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，基于同一毒性终点，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到相应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值；
初始阈值计算模块，用于计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比，查询该特征污染物对所述目标水生生物的国家水生生物基准阈值，将查询到的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比相乘，得到区域性水生生物基准初始阈值；
本发明实施例中，特征污染物区域水效应比计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
Φiy为第i特征污染物对应的目标区域原水毒性效应值；
Φil为第i特征污染物对应的实验室配制水毒性效应值。
区域性水生生物基准初始阈值的计算公式为：
Δi＝ψi*φi
式中，
Δi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准初始阈值；
φi为第i特征污染物对应的国家水生生物基准阈值。
生物效应比计算模块，用于计算目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第一毒性效应值，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第二毒性效应值，计算第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值，得到生物效应比；
综合阈值计算模块，用于计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
无可观察效应浓度获取模块，用于利用滤除污染物的目标区域原水，对选取的目标区域内的目标水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；
基准阈值获取模块，用于选取区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。
本发明实施例中，将获取的无可观察效应浓度与WER-BER法推导的区域性水生生物基准综合阈值进行比较，如果NOEC较高，说明WER-BER推导的区域性水生生物基准综合阈值可以保护特有物种，将区域性水生生物基准综合阈值作为特征污染物的区域性水生生物基准阈值；如果NOEC较低，以NOEC作为特征污染物的区域性水生生物基准阈值。也就是说，区域性水生生物基准阈值的计算公式为：
Γi＝min(ζ*Δi，Ωi)
式中，
Γi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准阈值；
ζ为生物效应比；
Ωi为第i特征污染物对应的无可观察效应浓度。
以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并非用于限定本发明的保护范围。凡在本发明的精神和原则之内，所作的任何修改、等同替换以及改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。
Claims (10)
1.一种确定区域性水生生物基准阈值的方法，该方法包括：
对目标区域的原水进行粗过滤；
滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物；
选取所述目标区域内的同一目标水生生物，分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，基于同一毒性终点，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到相应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值；
计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比，查询该特征污染物对所述目标水生生物的国家水生生物基准阈值，将查询到的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比相乘，得到区域性水生生物基准初始阈值，每一特征污染物，针对每一水生生物物种，分别对应一水效应比，对于目标区域内有多个特征污染物的情形，特征污染物区域水效应比等于该特征污染物对目标区域内各水生生物物种的水效应比值的几何平均值；
计算目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第一毒性效应值，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第二毒性效应值，计算第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值，得到生物效应比；
计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
利用滤除污染物的目标区域原水，对选取的目标区域内的目标水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；
选取区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。
2.如权利要求1所述的方法，所述滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物包括：
A11，制备活性炭填充的玻璃过滤管，所述玻璃过滤管的内径尺寸为6-10厘米，长度50-80厘米，下端用玻璃纤维垫底并以网封住，沿下端往上填充活性炭形成活性炭过滤柱，所述活性炭规格为80-120目，所述活性炭过滤柱高度至少为10厘米；
A12，利用制备的玻璃过滤管对粗过滤的目标区域原水进行过滤，得到二次过滤水，检测二次过滤水中的污染物含量；
A13，判断二次过滤水中的污染物含量是否超过我国地表水的I类或II类标准限值，如果是，返回执行步骤A12，否则，将得到的二次过滤水作为滤除污染物的区域原水。
3.如权利要求2所述的方法，在所述制备活性炭填充的玻璃过滤管之前，所述方法进一步包括：
对所述活性炭进行600℃的马弗炉烘1小时处理。
4.如权利要求2所述的方法，在所述如果是之后，返回执行步骤A12之前，所述方法进一步包括：
检查活性炭过滤柱是否被污染物堵塞，如果未失效，执行所述返回执行步骤A12的流程；如果活性炭过滤柱失效，更换该活性炭过滤柱，执行所述返回执行步骤A12的流程。
5.如权利要求1所述的方法，所述特征污染物区域水效应比计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
Φiy为第i特征污染物对应的目标区域原水毒性效应值；
Φil为第i特征污染物对应的实验室配制水毒性效应值。
6.如权利要求5所述的方法，所述区域性水生生物基准初始阈值的计算公式为：
Δi＝ψi*φi
式中，
Δi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准初始阈值；
φi为第i特征污染物对应的国家水生生物基准阈值。
7.如权利要求6所述的方法，所述区域性水生生物基准阈值的计算公式为：
Γi＝min(ζ*Δi，Ωi)
式中，
Γi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准阈值；
ζ为生物效应比；
Ωi为第i特征污染物对应的无可观察效应浓度。
8.如权利要求1所述的方法，按照国家标准GB/T 21808-2008化学品《鱼类延长毒性14天试验》的试验方法，进行所述慢性毒性测试。
9.一种确定区域性水生生物基准阈值的装置，该装置包括：粗过滤模块、二次过滤模块、平行试验模块、初始阈值计算模块、生物效应比计算模块、综合阈值计算模块、无可观察效应浓度获取模块以及基准阈值获取模块，其中，
粗过滤模块，用于对目标区域的原水进行粗过滤；
二次过滤模块，用于滤除粗过滤的目标区域原水中的污染物；
平行试验模块，用于选取所述目标区域内的同一目标水生生物，分别利用滤除污染物的目标区域原水以及实验室配制水，基于同一毒性终点，进行特征污染物的水生生物急性毒性暴露平行试验，得到相应的目标区域原水毒性效应值以及实验室配制水毒性效应值；
初始阈值计算模块，用于计算目标区域原水毒性效应值与实验室配制水毒性效应值的比值，得到特征污染物区域水效应比，查询该特征污染物对所述目标水生生物的国家水生生物基准阈值，将查询到的国家水生生物基准阈值与特征污染物区域水效应比相乘，得到区域性水生生物基准初始阈值，每一特征污染物，针对每一水生生物物种，分别对应一水效应比，对于目标区域内有多个特征污染物的情形，特征污染物区域水效应比等于该特征污染物对目标区域内各水生生物物种的水效应比值的几何平均值；
生物效应比计算模块，用于计算目标区域内所有水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第一毒性效应值，获取全国各区域内所有所述水生生物在实验室配制水中的毒性效应值的几何平均值，得到第二毒性效应值，计算第一毒性效应值与所述第二毒性效应值的比值，得到生物效应比；
综合阈值计算模块，用于计算区域性水生生物基准初始阈值与生物效应比的乘积，得到区域性水生生物基准综合阈值；
无可观察效应浓度获取模块，用于利用滤除污染物的目标区域原水，对选取的目标区域内的目标水生生物进行慢性毒性测试，获取无可观察效应浓度；
基准阈值获取模块，用于选取区域性水生生物基准综合阈值与无可观察效应浓度中的较小值为区域性水生生物基准阈值。
10.如权利要求9所述的装置，所述特征污染物区域水效应比计算公式为：
式中，
ψi为第i特征污染物对应的特征污染物区域水效应比；
Φiy为第i特征污染物对应的目标区域原水毒性效应值；
Φil为第i特征污染物对应的实验室配制水毒性效应值；
所述区域性水生生物基准初始阈值的计算公式为：
Δi＝ψi*φi
式中，
Δi为第i特征污染物对应的区域性水生生物基准初始阈值；
φi为第i特征污染物对应的国家水生生物基准阈值。
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