江蘇省灌區環境指標

⑴ 環境質量綜合評價

一、環境質量現狀綜合評價的原則

1）綜合整體性。在充分反應不同區段地質環境質量、自然生態環境差異性的基礎上，將全區看做一個整體進行評價。

2）評價因子體系化與全面化。全面考慮區域地質環境各組成因子的相互作用，所選取的評價因子應具有整個環境體系表徵特點，特別是能全面反映區域地質環境的質量狀況。評價結果既能反映自然環境要素，又能反映人類活動的影響。

3）評價技術的系統化、定量化、概化。因為各地質環境因子構成具有系統性和層次性，因而評價力求具有系統的層次結構、功能，用系統分析觀點突出因子與因子，因子與子系統，子系統之間以及層次之間的相互聯系與綜合分析。為使評價結果直觀、可靠，並能定量地說明地質環境質量狀況，應恰當地概化歸類，力求採用適合的定量手段，建立定量化評價的數學方法和數學模型。

二、評價方法與數學模型

評價方法採用綜合指數法，也叫綜合模式法。它能有效地反映各個因子對總體質量狀況的貢獻大小和起決定因素的環境因子，同時能兼顧一些本身非定量化因子評估時對專家意見的採納和綜合。一般數學形式為：

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：H為評價因子（或評價單元）的環境質量指數；S_i為第i個評價因子（或評價單元）的權重；x_i為第i個評價因子（或評價單元）的評價向量。

關於權重S_i的確定，利用層次分析法（AHP）得到，建立環境質量評價的層次結構（圖9-9），在各層元素中兩兩進行比較，以確定各環境因子的權重。

圖9-9 地質評價系統層次結構圖

本次評價採用五級定量法給判斷矩陣元素賦值。這五級是相等（同等重要）、稍重要、重要、很重要、特別重要，相應賦值1，3，5，7，9。至於一個元素遇到比另一個元素不重要，則相應賦值為上述數字的倒數，即1/3表示較不重要，1/5表示不重要，1/7表示很不重要，1/9表示特別不重要。

經專家討論，本項目選取與地下水關系密切的水環境子系統、土地環境子系統和植被環境子系統作為環境地質質量評價的三個子系統。疏勒河中下游區乾旱少雨、氣候惡劣，生態環境脆弱，一切環境問題的起因都與水有直接或間接的關系，因此，水環境子系統相對其他兩個子系統處於重要性的地位，賦值1；土地環境子系統和植被環境子系統，同處較不重要地位而彼此同等重要地位，同賦值1/3；同時也對各子系統內部環境地質因子和評價要素相對重要性做出判斷，並計算了權重值（表9-14）。

表9-14 環境質量評價子系統、因子權重計算結果統計表

續表

三、環境質量評價的識別指標

區內環境地質質量的影響因素多種多樣，涉及范圍廣，為進行綜合定量分析與評價，需建立表徵各評價因子狀態好壞的具有可比性的量化指標和環境質量綜合指標。根據前人研究，本次採用1～10區間內的1，3，5，8，10來確定指標分級量化值。所建立的評價指標與評價因子如表9-15。

表9-15 環境質量評價因子識別指標體系統計表

區域環境地質系統綜合的質量狀態值，也就是綜合質量好壞評價的准則參數，用1～10區間的連續數來表示（表9-16），計算結果和該表比較來判斷優劣。

表9-16 環境總體質量對照表

四、評價年份與評價分區

現狀評價以2004年為水平年份。涉及變化率的指標，表9-15備注中已分別指出。

評價范圍與工作區范圍一致，以灌區作為評價的最小單元。

五、綜合評價計算與結果分析

疏勒河中下游平原區共有灌區5個，荒區6個，合計11個。其評價要素的現狀值列於表9-17，計算過程見表9-18。

表9-17 三大盆地各灌區、荒區環境評價因子現狀值統計表

表9-18 三大盆地各灌區、荒區環境綜合指數計算表

續表

在運用綜合模數法進行環境質量定量評價時，需要確定各環境要素的現狀取值及相應的識別刻度，結合各環境要素的綜合權重值，利用式（9-1）綜合評分，比照環境地質總體質量表9-16，得到綜合評價結果（表9-19）。

表9-19 環境質量綜合評價一覽表

評價結果顯示：區內環境質量較好區3個，一般區6個，較差區2個，分別占評價區總數的27.3%、54.5%和18.2%。環境質量較好區分別是昌馬、黨河和雙塔灌區，它們都是一些大型灌區，這些地區由於水資源較豐富，土地墾耕率高，植被發育，田間林帶密集，土壤鹽漬化、土地沙漠化程度低，故為環境質量較好區；環境質量一般區有榆林灌區、花海灌區和花海荒區，盡管水資源相對也較豐富，但由於地下水TDS較高，植被欠發育，且部分地段已出現沙化、鹽漬化現象，故屬環境質量一般區；環境質量較差區主要是安西-敦煌盆地的玉門關以西荒區和黃墩子以北荒區，這些地段由於水資源短缺、水質惡化、土壤鹽漬化和土地沙漠化程度嚴重，以及濕地萎縮、河道縮減嚴重等原因，屬於環境質量較差區。

因評價因子中包含了時間序列的因素，因此上述評價結果也代表了近二十年來各評價區環境質量優劣化的等級，環境質量較差的區都是環境劣化比較明顯的地區，而較好的灌區基本上是人工綠洲發展的區域。值得一提的是，榆林灌區、花海灌區水資源較豐富，植被較發育，環境質量應屬較好，但由於花海灌區北部和榆林灌區南部土地沙化程度較嚴重，反映在評價結果上是一般。可以說，戈壁、沙漠等環境惡劣的地區，除人類過度放牧和亂砍濫伐造成的影響外，環境狀況基本上是穩定的，而人工綠洲和天然綠洲與人類活動息息相關，其環境狀況呈現出不穩定性。本次評價把綠洲的變化列為重點，所佔權重較大，評價結果也基本上反映了這個特徵。

歸納起來，區內環境質量存在以下規律：綠洲內部較好，外圍荒區較差；中游較好，下游較劣；東部較好西部稍差（圖9-10）。

圖9-10 疏勒河流域盆地環境質量綜合評價圖

評價結果與現狀調查狀況和前人研究成果比較吻合，宏觀全面地反映了各灌區、盆地環境質量的等級。同時可以看出，疏勒河流域環境的變化受水土資源開發影響顯著，區域環境體系尚未達到人與自然協調共生的平衡狀態，環境衰退明顯。建議進一步開展環境地質調查工作，找到環境系統中各要素相互影響、相互制約的規律，以期在利用自然、改造自然的過程中，保護環境、恢復環境，逐步實現人與自然的協調共生。

⑵ 淠史杭灌區的自然環境

淠史杭灌區位於安徽省中西部和河南省東南部，橫跨江淮兩大流域。 淠史杭灌區地處亞熱帶北緣，江淮分水嶺把灌區分成兩大區域：北部為淮河流域，面積7900平方公里，地勢由南向北傾斜。史河、汲河、淠河、東淝河由西向東依次排列，呈南北流向。諸水或源於大別山區，或源於江淮崗丘，注入淮河幹流。地形復雜多變，多屬高丘區，高程100多米到40米。向北推移，為低丘和畈區，地形起伏較小，再向北延伸是沿淮湖泊窪地，高程在25米以下。南北坡降多為1/400～1/4500。灌區南部為長江流域，面積近5000平方公里。源於大別山區的豐樂河和杭埠河自西向東橫貫中部；源於江淮分水嶺的南淝河和派河從西北向東南流。諸水在該區呈扇狀匯入巢湖。豐樂河以北為典型的江淮丘陵地帶。地面高程35～70米之間，坡度1/60～1/600。豐樂河南至巢湖邊緣，多低丘和圩區，原野坦闊，高程10～20米。灌區境內還有城東湖、城西湖和瓦埠湖，均為淮河中游的蓄洪區。位於霍邱縣城東的城東湖，在乾旱年份為灌區灃東、汲東乾渠尾部的補給水源。瓦埠湖是淠河灌區瓦西和瓦東乾渠末端的一個補給水源。
灌區屬亞熱帶向暖溫帶過渡的氣候型。四季分明，氣候溫和，雨量豐富，光照充足，在雨量調和季節和年份，對農作物的生長極為有利。但是，因南北氣流在此交匯，年際變化較大，雨量分配不均，是水旱災害多發地帶。
灌區平均氣溫14.9～15.7℃。灌區多年平均降水量900～1250毫米，最大降水量1834.3毫米（1978年正陽關）。日最大降水量為449.9毫米（1969年7月14日廬江縣城）。梅雨期年平均25天，最長達57天，雨量780毫米左右（1954年六安）。1958年、1965年、1978年均為空梅，平均約10年出現一次。
降水時空分布，呈南多北少，由北向南遞增；在時間分布上，3～8月份降水約佔全年的60～70%。降水年際變化大，據1934年以來的記錄，降水最大年與最小年比值達4.3。
多年平均日照時數在2100～2300小時之間。一年中以6、7、8月份蒸發量最高，極端最大日蒸發量19.6毫米（1959年7月霍邱）。蒸發量較之降水量年際變化要穩定得多，最大年與最小年之比在1.5以下。多年平均無霜期215天～230天。灌區多年平均最大凍土深度4～6厘米。
灌區可利用的水資源可分為3部分：一是大型水庫的來水和灌區渠首以上、水庫以下的區間徑流；二是灌區境內的當地徑流；三是天然河湖作為灌區下游的補給水源。
全灌區水資源的年均總量為106.4億立方米，人均1773立方米，畝均1066立方米。

⑶ 灌區主要作物灌溉需水量

作物灌溉需水量指通過灌溉補充的士壤原有儲水量和有效降水量不能滿足作物蒸發蒸騰、沖洗鹽鹼以及其他方面要求的水量（陝西省水利水士保持廳，1992）。對於旱地作物，灌溉需水量等於作物蒸發蒸騰量加上創造良好農田生態環境所必需的沖洗壓鹽水量，減去有效降水量、地下水補給量和生長期內的士壤水分利用量（段家旺等，2004）。如果不要求鹽鹼化沖洗和地下水補給量忽略時，作物全生育期的灌溉需水量近似等於作物蒸發蒸騰量減去有效降水量。因此，作物需水量是灌溉需水量研究的重要組成部分。

一、作物系數K_c的確定

作物系數指作物不同生育期中需水量與可能蒸散量之比值。作物系數K_c是農作物本身生物學特性的反映，它與作物的種類、品種、生育期、群體葉面積指數等因素密切相關（陳玉民等，1995）。根據各月田間實測需水量和利用同一時段的氣象因素計算的參考作物需水量來計算，即

灌區農業節水對地下水空間分布影響及模擬

式中：K_c為作物系數；ET₀為參考作物騰發量；ET_c為作物需水量。作物系數的准確性很大程度上取決於實測作物需水量的精度，根據灌區灌溉試驗站歷年的實測需水量資料分析，經篩選之後得出灌區冬小麥、夏玉米等4種主要作物歷年各月K_ci和全生育期總K_c，然後進行算術平均，得出歷年平均各月的作物系數和歷年平均全生育期總作物系數，其結果見表4-1。

表4-1 涇惠渠灌區歷年平均作物系數K_c值 Table4-1 past years average crop coefficient K_cvalues in Jinghui Canal Irrigation District

（據陳玉民等，1995）

二、參考作物需水量ET₀計算公式

參考作物蒸發蒸騰量（ET₀）採用彭曼-蒙蒂斯（penman-Monteith）方法計算，彭曼-蒙蒂斯公式是聯合國糧農組織（FAO，1998）提出的最新修正彭曼公式，並已被廣泛應用且已證實具有較高精度及可使用性（阮本清等，2007）。該公式以及計算中需要的參數如表4-2所示。

表4-2 彭曼公式各參數項的確定 Table4-2 Each parameter definition of penman

三、參考作物需水量ET₀影響因字分析

根據灌區1950～2005年氣象資料，採用通徑分析原理分析研究涇惠渠灌區ET₀主要氣象影響因素，主要氣象因子包括：最高氣溫（X₁）、最低氣溫（X₂）、平均氣溫（X₃）、相對濕度（X₄）、風速（X₅）和日照時數（X₆）等（表4-3）。通徑分析理論於1921年由SewallWrixht提出，並經遺傳和統計工作者不斷發展完善，已證明在幾乎所有的相關變數系統中作因果分析都是有效的（蔡甲冰等，2008；趙偉霞等，2009）。這一理論廣泛應用於各個領域，為解決許多復雜的相關分析問題提供了一個簡捷而靈活的方法。通過通徑系數絕對值的大小，直接比較各自變數在回歸方程中的重要作用，對於一個多變數的系統中抓住關鍵因子，改變依變數的反應量具有很好的實用價值（鄭健等，2009；蔡甲冰等，2011）。在多變數的研究中，通徑分析比相關分析更加全面，更加細膩。

表4-3 涇惠渠灌區氣象因子與參考作物需水量的通徑分析 Table4-3 path Analysis between meteorological factors and ET₀-pM in Jinghui Canal Irrigation District

註：X_i（i＝1，2，3，4，5，6）分別為最高氣溫、最低氣溫、平均氣溫、相對濕度、風速和日照時數。

從表4-3中可知，灌區各氣象因子對參考ET₀都有不同程度的影響，根據各氣象因子對ET₀的直接作用和間接作用分析，最高氣溫、最低氣溫及平均氣溫對ET₀的影響明顯比其他氣象因子影響作用大。最高氣溫對ET₀的直接作用系數、間接作用系數分別為2.1012和-1.4676；最低氣溫對ET₀的直接作用系數、間接作用系數分別為7.7622和-7.1028；平均氣溫對ET₀的直接作用系數、間接作用系數分別為-8.7018 和-8.054；相對濕度對ET₀的直接作用系數、間接作用系數分別為-0.895和0.2344；其他氣象因子對ET₀的直接作用系數、間接作用系數相對較小，說明在涇惠渠灌區影響ET₀的主要氣象因子是大氣溫度和相對濕度。通過各氣象因子的間接作用分析，最高氣溫、最低氣溫及相對濕度通過平均氣溫對ET₀具有較強的作用，間接作用系數分別為-8.6541，-8.6129，-8.1727。風速和日照時數通過氣溫對ET₀具有一定的負面影響。

⑷ 水資源承載力指標體系

2.4.1 構建原則

水資源承載力研究是屬於評價、規劃與預測一體化性質的綜合研究，它以水資源評價為基礎，以水資源合理配置為前提，以水資源潛力和開發前景為核心，以水資源供需平衡為目的，以系統分析和動態分析為手段，以人口、資源、經濟和環境協調發展為最終目標。在對區域水資源承載力進行綜合評判時，首先必須要確定水資源承載力的綜合評價指標體系，要求擬定若干個代表性好、針對性強、易於量化、便於相互比較的指標。由於受到水資源條件、生態環境、社會發展水平、經濟技術條件和產業結構和模式等因素的影響，在選擇指標時要遵循以下原則：

（1）區域性原則

以區域為評價主體進行綜合評價。構建水資源承載力指標體系時既要遵循一般的區域共性特徵，又要考慮區域本身的特殊性。

（2）動態性原則

水資源承載力本身就具有動態性的特點，所以在構建其指標體系時要考慮具體的歷史發展階段下所獨具的特徵，所選取的指標也就具有動態變化的特點。

（3）戰略性原則

水資源承載力的研究必須是在可持續發展的框架下進行的，那麼一個地區的水資源承載力研究只有把近期和遠期結合起來，對遠期水資源承載力作出較為客觀的預測和評價，使水資源支持區域經濟社會可持續發展近期與遠期相協調，水資源的永續利用才能得以實現。

（4）生態性原則

生態環境是影響水資源承載力的重要因素之一。岩溶生態環境的脆弱性對承載力產生了一定的副作用。岩溶地區的地表水極易通過裂隙、管道、溶洞等轉為地下水。地表水和地下水之間轉換頻繁，地下水也易受到污染。在構建指標體系時，要考慮這種生態環境的特殊性。

（5）整體性原則

水資源承載力研究不僅涉及承載主體——水資源系統，還涉及承載客體——經濟社會系統和環境系統，在選擇指標體系時，要整體地、全面地考慮，不僅要反映各子系統的特徵，更要體現水資源系統與其他系統之間的關系，能夠最大限度地反映指標體系的完備。

（6）可操作性原則

建立的指標體系往往在理論上反映較好，但實踐性不強。因此選擇指標時，不能脫離指標相關資料信息條件的實際，盡量選擇那些關鍵性的具有綜合性的指標，而且所選擇的指標含義要明確，具有可量化性，數據要規范，使得建立的指標體系簡潔明確，易於計算和分析，對於所設計的模型要具有可操作性。

2.4.2 構建指標體系

水資源承載力評價指標的建立是水資源承載力研究的一個關鍵性問題。影響水資源承載力的因素很多，涉及「水資源-經濟-社會-環境」系統的各個方面，所以指標的選取應該從多方面、多角度、多層次考慮，從眾多的因素中選取能夠反映問題本質的因素，並除去重復因素的作用。現根據建立水資源承載力評價指標體系的原則，從不同方面、不同層面客觀地反映區域水資源條件、開發利用狀況、供需關系、生態環境、經濟水平及社會狀況等方面^[12～14]，擬建水資源承載力評價指標體系如圖2.7所示，將水資源承載力評價指標體系分為4個層次，即1個目標層、3個准則層、9個領域層、34項基本指標層。

圖2.7 水資源承載力綜合評價指標體系框圖

2.4.3 參考指標的分析

（1）目標層：水資源承載力

水資源承載力研究的最終目標是使水資源系統在供需兩方面總體上達到平衡，以實現水資源的持續利用和經濟社會及生態環境系統的可持續發展，也反映了水資源系統與社會經濟系統及生態環境系統之間相互聯系、相互影響、相互制約的一種關系。

（2）准則層1：水資源系統水平指數

在水資源-社會經濟-環境復合系統中，水資源處於核心地位，水資源系統水平指數體現了水資源系統的運行結果，或者說是它的發展水平，主要用狀態指標來描述，水資源系統水平指數主要包括水資源條件、開發利用程度和供水水平3個領域層。

1）領域層：水資源條件。水資源條件是由當地的氣候因素和地域環境特點所決定的，是自然支撐能力指標。水資源條件由水量和水質兩部分構成，它是決定一個地區水資源緊張程度的重要因素之一。

a.水資源總量（m³）。水資源總量的確定是水資源承載力研究的基礎，是決定區域水資源承載力的關鍵因素之一。水資源量是指某一區域內，當地降水形成的地表和地下的產水量。根據降水、地表水、地下水的轉化和平衡關系，水資源總量可用下式計算：

W=P-ES

式中：W為水資源總量；P為降水量；ES為地表蒸散發量。

b.人均水資源量（m³/人）。

人均水資源量=水資源總量/人口總數

人均水資源量可綜合反映區域發展的水資源條件。世界氣象組織和聯合國教科文組織等機構認為，對於一個國家和地區，可按人均年擁有淡水量的多少來衡量其水資源的緊缺程度。因此，人均水資源量是判斷區域水資源條件最具代表性的指標，是直觀判斷缺水程度的指標。

c.地表徑流模數（10⁴m³/km²·a）。

地表徑流模數=徑流量/土地面積

地表徑流模數是反映區域內地表水資源量的一個衡量指標。

d.地下水補給模數（10⁴m³/km²·a）。

地下水補給模數=地下水補給出量/土地面積

地下水補給模數的大小直接影響到區域地下水資源的豐富程度及可更新恢復能力，它是衡量地下水資源豐歉的指標。

e.地表水水質等級。地表水水質等級（河流）判斷地表水質量，主要根據我國地表水水環境質量標准（GHZB1—1999）獲得，這個標准適用於我國江、河、湖泊、水庫等具有使用功能的地表水水域，地表水五類（Ⅰ類、Ⅱ類、Ⅲ類、Ⅳ類、Ⅴ類）水域的水質根據特定的要求執行。地表水水質等級反映了地表水水質狀況，也從一定程度上反映了地表水受污染的情況。

f.礦化度（mg/L）。礦化度反映了區域地下水資源可利用性大小，是體現地下水水質狀況的指標，一般來講，礦化度越小，說明區域地下水資源的可利用性越大（除去特殊用途），反之亦然。

2）領域層：開發利用程度。由於水資源在時間和空間上存在不均衡性和隨機特性的原有分布狀況，已不能滿足人類的需要，那麼人類只有對水資源進行調節控制和再分配，才能滿足人類生活、社會經濟活動和環境對水資源競爭性需求的行為。開發利用程度不僅體現了一個地區的社會經濟發展水平、科技實力，更加反映了這個地區水資源的開發潛力的承載力，以及它的開發難易程度。開發利用程度包括地表水開發利用程度、地下水開發利用程度、水資源利用率和人均水資源可利用量4項指標。

a.地表水開發利用程度（%）。

地表水開發利用程度=地表水年供水量/地表水總量

反映地區地表水的開發程度，以及可利用的潛力。

b.地下水開發利用程度（%）。

地下水開發利用程度=地下水供水量/地下水可供水量

地下水開采程度不同的大小直接反映了地下水資源開發潛力的大小。

c.水資源利用率（%）。

水資源利用率=需水量/可供水資源量

d.人均水資源可利用量（m³/人）。

人均水資源可利用量=可供水資源量/人口總數

3）領域層：供水水平。對水資源進行開發的目的之一就是供水。供水能力的大小直接影響了社會經濟的發展水平。同時，供水能力也是當地水資源條件、經濟技術水平、供水工程建設的反映。評價供水能力主要有地表水控制率、地下水開采能力、供水量模數和人均可供水量4項指標。

a.地表水控制率（%）。

地表水控制率=地表水蓄水工程年入庫水量/地表水資源量

它反映地表水的調蓄能力，在一定程度上反映地表水供水能力和抗洪防禦能力大小的指標。

b.地下水開采能力（%）。

地下水開采能力=地下水可供水量/地下水資源量

反映地下水可供開采水量的大小，若超過其開采能力，則會導致環境地質問題。

c.供水量模數（10⁴m³/km²）。

供水量模數=供水量/土地面積

供水模數在一定程度上反映出一個地區供水工程基礎設施對區域社會經濟發展的支撐能力。

d.人均可供水量（m³/人）。

人均可供水量=實際供水量/人口總數

人均供水量反映水資源供水系統的供水能力和水資源對區域發展的支撐能力，同時也反映了區域的用水水平。

（3）准則層2：經濟社會系統水平指數

在水資源的開發和利用過程中，始終離不開社會背景和經濟支持。水與社會的關系主要是水能否滿足人類的用水需求，以及人類對水資源系統的有效管理。隨著人口的增長，城市化進程的加快，社會對水量和水質的要求越來越高。同樣，社會也肩負著管理、保護水資源的責任。經濟發展與水也不是單純的表面供需關系，而是要把水資源開發利用決策同經濟發展的戰略決策綜合起來考慮，即要統一考慮需求結構（經濟結構）與供水結構，又要統一考慮水投資與其他經濟部門的投資，還要統一考慮供水能力不足時經濟結構調整與經濟發展所導致的水增加。在綜合考慮水與經濟社會的協調發展方面，選取了社會水平、經濟水平、用水水平、用水效益和用水效率5個方面作為經濟社會系統的評價指標。

1）領域層：社會水平。區域人口的多少，增長狀況，人口的素質，人均收入等，這些對水資源的開發與利用有很大關系，人口危機往往引發水的危機，這種危機一旦處理不好將直接危及社會的安定和政局的穩定。「社會狀況」與水相關的因素有人口總數、人口增長率、城市化率。

a.人口總數。人口的數量反映對水需求的程度，人口越多的地方，對水的需求就越多，對水的壓力就越大。

b.人口增長率（人/km²）。人口的增長同時也意味著需水的增長，而區域的水資源是有限的。因此，人口的增長應控制在水資源的承載力范圍之內，應嚴格控制人口快速增長。

c.城市化率（%）。

城市化率=城鎮人口/總人口

城市化率取決於農業發展水平、工業化程度及第三產業的發達狀況，另一方面，城市化率又是衡量社會經濟發展水平的標志，城市化率的提高，則無論是對水質還是對水量都會提出更高的要求，與此同時，城鎮人口急劇增長所帶來的城市廢水也是不容忽視的問題。

2）領域層：經濟水平。一個地區的經濟發展水平、產業結構、經濟發展速度和規模等與水有直接聯系。經濟發展一方面要求水的供給，經濟發展變化則對水要求也會相應變化，同時它的工業廢污水排泄也會給水造成壓力；另一方面經濟發展水平也決定了水資源的開發利用水平。「經濟水平」包括人均GDP、工業產值模數、人均糧食產量和第三產業總產值4項指標。

a.人均GDP（元/a）。人均GDP最直接反映區域經濟發展水平、人民生活水平和收入水平。

b.工業產值模數（元/km²）。工業產值模數反映區域工業化程度，即生產力水平。

c.人均糧食產量（kg/a）。人均糧食產量反映農業生產比重，也反映水對農業生產的支持程度。

3）領域層：用水水平。隨著社會水平和物質文化水平的不斷提高，人們對水的要求進一步提高，但是人們的用水水平受水資源本身條件、人口分布、供水系統的供水能力等因素影響。「用水水平」包括生活用水定額、工業用水定額、農業灌溉用水定額、缺水率和需水量模數等5項指標。

a.生活用水定額。生活用水定額是指單位時間內，人均生活所需要的用水量。包括居民在日常生活中每天需消耗的水量，在農村還應包括大小牲畜用水量，又稱人畜用水定額。因此，城市和農村居民應規定一個合理的生活用水定額，單位為L/人·d。

b.工業用水定額。工業用水定額是指為提供一單位數量的工業產品而規定的必需的用水量，也就是在工業生產中，每完成單位產品所需要的用水量。不同行業，不同產品所需的用水定額相差很大，即使是同一種產品，因設備狀況、工藝水平等因素的影響，用水定額也會有較大差別。

c.農業灌溉用水定額。農業灌溉用水定額是指某一種作物在單位面積上，各次灌水定額的總和，即在播種前以及全生育期內單位面積的總灌水量，通常以m³/hm²來表示。灌溉用水定額是指導農田灌水工作的重要依據，也是制定灌區水利規劃、設計灌溉工程、編制灌區用水計劃的基本資料。

d.缺水率（%）。

缺水率=缺水量/總需水量

缺水率綜合衡量一個地區的缺水程度。

e.需水量模數（10⁴m³/km²）。

需水量模數=需水量與土地面積之比

4）領域層：用水效益。用水效益是衡量水資源可持續利用的標志之一，反映水資源利用效率，是體現水資源可持續利用的一個「質」的飛躍。「用水效益」包括萬元工業產值用水量和耕地灌溉率兩項指標。

a.萬元工業產值用水量（10⁴m³/萬元）。

萬元工業產值用水量=工業需水量與工業總產值之比

該量反映工業綜合用水效率、節水程度和產業結構狀況。

b.耕地灌溉率（%）。

耕地灌溉率=灌溉面積與耕地面積之比

5）領域層：用水效率。用水效率的高低反映水資源利用與管理程度的高低，用水效率越高，則反映水資源利用過程中的無效耗用與損失越小，反之亦然。用水效率的高低，主要取決於用水的自然條件、工程狀況、工藝水平和管理水平等，用工業用水重復利用率、渠系水利用系數、工業用水損失率和農業用水保證率等4項指標來表示。

a.工業用水重復利用率（%）。

工業用水重復利用率=重復利用水量/（生產中取用的新水量+重復利用水量）

指在一定的計量時間（年）內，生產過程中使用的重復利用水量與總用水量之比，反映工業用水效率、工業的科技含量和工業節水潛力。

b.渠系水利用系數（%）。

渠系水利用系數=凈用水量/毛用水量

該系數反映了從渠首到農渠的各級輸配水渠道的輸水損失，表示整個渠系水的利用效率，反映了渠道工作狀況和灌溉管理水平，是衡量灌區管理水平的重要指標。

（4）准則層3：環境系統水平指數

領域層：生態環境。生態環境是區域實行可持續發展的基礎，反映了水資源的開發利用對生態環境的影響。主要表現在區域由於供水不足，為了保持國民經濟的高速發展，解決城市生活及工業用水需求，只能依靠現有工程設施超標准運行，擠占農業用水和減少生活環境用水來維持，致使部分地區生態環境惡化。因此，治理、保護環境成為實施水資源可持續利用決策之一。

a.BOD濃度（mg/L）。生化耗氧量 BOD普遍使用於描述城市污水排放量和污水治理的關系，以及河流水質情況。因此，選取 BOD濃度作為水環境污染負荷指標是合理的。

b.污徑比。污徑比即一定水體內認為排放的污水流量與河流徑流量的比值。一般的，河流的污徑比越小，稀釋能力越強，稀釋容量越大，水質不易被污染；反之則水質易受污染。

c.水體自凈能力。水體自凈能力的定義有廣義和狹義兩種。廣義定義指受污染的水體經物理、化學與生物作用，使污染的濃度降低，並恢復到污染前的水平；狹義定義是指水體中的氧化物分解有機污染物而使水體得以凈化的過程。

d.產水模數（10⁴m³/km²）。產水模數是指單位面積上的產水量，反映了水資源對生態環境的保障能力。

e.生態環境用水率（%）。生態環境用水率是指生態環境需水量與水資源總量的比值。

2.4.4 參考指標的選取

在綜合分析水資源承載力的各影響因素的基礎上，參照全國水資源供需分析中的指標體系和一些關於水資源評價指標體系的研究成果，在充分考慮岩溶區水資源自然賦存量的差異以及開發利用方式不同的基礎上，選取了以下8個相對性評價指標：

1）人均水資源可利用量U₁（m³/人）：可供水資源量與人口總數之比。

2）水資源利用率U₂（%）：需水量與可供水資源量之比。

3）人均供水量U₃（m³/人）：實際供水量與人口總數之比。

4）需水量模數U₄（10⁴m³/km²）：需水量與土地面積之比。

5）生活用水定額U₅（L/人·d）：生活需水總量與人口總數之比。

6）工業萬元產值用水量U₆（10⁴m³/萬元）：工業需水量與工業總產值之比。

7）耕地灌溉率U₇（%）：灌溉面積與耕地面積之比。

8）生態環境用水率U₈（%）：生態環境需水量與水資源總量之比。

⑸ 各灌區的土壤剖面對比分析

4.4.2.1表土檢出情況的對比分析

各灌區的表土PAHs對比分析結果如圖4.27和圖4.28所示。

圖4.27 各灌區表土的PAHs總量對比分析

由圖4.26可以看出:3個灌區表土PAHs總量差異很大，污灌區PAHs總量遠高於再生水灌區和清灌區，而再生水灌區也明顯高於清灌區。從圖4.27可以看出，大部分PAHs在3個灌區表土中均有所檢出，污灌區除了蒽和苯並［a］蒽外，其餘均有檢出。再生水灌區除二氫苊和苯並［a］蒽外，其餘均有檢出。清灌區檢出了16種。從共同檢出物的含量來看，除了熒蒽在污灌區的含量低於再生水灌區外，其餘PAHs的含量均為污灌區＞再生水灌區＞清灌區，其中污灌區和再生水灌區的高環PAHs的含量相差不大，保持在同一個數量級上，而低環PAHs含量相差較大，二者相差2～3個數量級。這里污灌區表土含量很高的一個重要原因是污灌區表土中萘的檢出含量很高，從圖4.27可以看出，如果不考慮萘，其他檢出PAHs的含量並不比再生水灌區高很多，只是污灌區檢出的PAHs的種類較多，所以其總量還是要高於再生水灌區。不考慮萘的情況下，污灌區、再生水灌區表土PAHs總量分別為:327.00μg/kg、201.97μg/kg。這里容易產生一個疑問，從灌溉用水檢出情況看，污灌區灌溉用污水和再生水灌區的再生水萘的檢出含量並沒有太大差異，為什麼污灌區的表土萘含量差異會這么大。由於本次研究過程中僅進行了兩次灌溉用水的采樣分析，而灌溉水質的變化很大，其結果是否有代表性值得考慮，但是從前面污水處理廠再生水水質監測結果看，萘的含量普遍比較高，因此我們認為出現這種情況並非偶然。

通過對比分析，還可以得到另一啟示，由於污灌區和再生水灌區距離較近，直線距離約4km，所處環境條件差異不大，因此產生的灌區表層PAHs的差異可以近似認為主要是灌溉歷史用水差異所致。前已述及再生水灌區歷史上也是污灌區，再生水灌溉時間不到20年，考慮萘的情況表土PAHs總量減少了519μg/kg，不考慮萘的情況下，再生水灌區表土PAHs減少了125μg/kg。可見，採用再生水灌溉會明顯降低對土壤PAHs的污染。

由於再生水灌區歷史上是污灌區，在與清灌區對比過程中很難區分歷史上的污灌累積的PAHs和再生水灌溉帶來的PAHs的量。所以很難回答單純再生水灌溉對土壤PAHs的累積影響。只能說明清灌區表土PAHs的累積量很低，平均42.85μg/kg反映的是清水灌溉的背景值。由以上對比分析可以看出，各灌區表層土壤PAHs的含量及分布特徵與灌溉水質及灌溉歷史有很大關系。

圖4.28 各灌區表土的PAHs對比分析各灌區3個剖面表土的檢出含量取均值，其中污灌區萘的含量較大，這里取其含量除以10的數值表示

4.4.2.2剖面檢出情況的對比分析

由於3個灌區土壤剖面上的檢出物主要為低環PAHs，且檢出物基本相同，因此這里以萘、芴、菲、熒蒽進行對比，對比其在3個灌區土壤剖面上隨采樣深度的變化差異，結果如圖4.29所示。

圖4.29 萘、芴、菲、熒蒽在各灌區剖面上的對比分析各灌區3個剖面的檢出含量取均值，其中污灌區萘的含量較大，這里取其含量除以10的數值表示

由圖4.29可以看出，4種低環的PAHs在3個灌區土壤剖面上的含量均按照污灌區＞再生水灌區＞清灌區排列。污灌區表土檢出含量很高的萘，在表層以下含量也遠高於再生水灌區和清灌區，是3個灌區剖面中含量相差最大的組分。表土以下污灌區萘的平均含量是再生水灌區的18.8倍，是清灌區的112.4倍。芴的差異要小一些，表土以下污灌區芴的平均含量是再生水灌區的7.2倍，是清灌區的14.7倍。菲的差異更小一些，表土以下污灌區菲的平均含量是再生水灌區的4.6倍，是清灌區的5.2倍。熒蒽的差異最小。表土以下污灌區熒蒽的平均含量是再生水灌區的3.0倍，是清灌區的4.1倍。從變化特徵來看，各環PAHs的含量在污灌區剖面的變化幅度最大，清灌區的次之，再生水灌區的最小，這與各灌區剖面的土壤理化性質有很大關系，同時也與PAHs本身的物理化學性質有關，與灌溉歷史也密切相關。例如:萘在再生水灌區地表層位檢出的含量最低，隨著深度的增加，含量值有不同程度的上升。這恰恰與污灌區、清灌區萘的變化規律相反，萘在污灌區和清灌區剖面的地表處檢出含量最高，隨著深度的增加，含量值有不同程度的降低。產生這一現象的原因，前已述及，主要與再生水灌區歷史上為污灌區有關。有關PAHs垂向分布特徵與土壤理化性質的關系將在下一節討論。

⑹ 不同灌區土壤理化參數相關分析

粘土礦物是含水硅酸鹽化合物，粘土礦物具有比表面積大、孔隙多以及極性強等特徵，特殊的晶體結構賦予粘土礦物許多特性，如較強的吸附性、可塑性能和離子交換性能等(王發剛等，2008)。粘粒含量為顆粒分析時粒度小於0.005mm土顆粒的百分含量。一般而言，粘土含量高的介質對應的粘粒含量也多。有機碳是土壤有機質中主要的成分，是反硝化作用中不可或缺的碳源，其含量的大小(TOC)對硝態氮的去除效果起決定性作用，一般認為C/N大於2.06時，反硝化強烈(喬照華，2008)。不同粘土礦物對有機碳的保護作用不同;不同質地土壤因持水性能和所含粘粒比例不同也會影響土壤有機碳的分布(中國林業科學研究院林業研究所森林土壤研究室，1999)。土壤中的顆粒越細，與之相結合的土壤有機碳就越多(陳忠等，1998)，因為粘粒具有很大的比表面積和電荷密度等特性，能夠較強地吸附土壤中的有機質，並能與腐殖質形成粘粒-腐殖質復合體防止有機物遭受分解(Tiessenetal.，1983);另一方面，粘粒含量多的土壤孔隙細小，而且往往被水占據，通氣不暢，好氣性微生物活動受到抑制，有機質分解緩慢，因而容易積累;粘粒還能吸附對土壤有機質有分解力的酶，對土壤有機質有物理保護作用(劉樹林等，2008)。所以，土壤顆粒越細，土壤中的有機碳含量相對越多，致使土壤對硝態氮的生物作用越強，對硝態氮的去除率越大。

CEC是指土壤膠體所吸附的各種陽離子的總量，是土壤的基本特性和重要肥力影響因素之一(湯艷傑等，2002)，它直接反映土壤保蓄、供應和緩沖陽離子養分(K⁺、NH⁺₄等)的能力，同時影響多種其他土壤理化性質，因此，CEC常被作為土壤資源質量的評價指標和土壤施肥、改良等的重要依據。土壤礦質顆粒對CEC的貢獻主要來自粘粒部分，粘粒部分越多，CEC越高(Jobbagyetal.，2000)，這主要是因為沉積物吸附能力與沉積物顆粒大小有著直接的關系。本次研究區域污灌區和再生水灌區中粉質粘土的CEC值均大於細砂和礫石含砂的值正是這一特性的反映。

由以上分析可知，粘土礦物含量大、粘粒含量多的土壤介質有3個特點:①CEC值較大，使得該介質對氨氮的吸附作用較強;②受保護的有機碳較多，使得該介質對氮的生物作用較強;③由於介質顆粒小，有效孔隙度小，污染物在該介質中運移速度較慢，能與介質得到充分的接觸，使得介質「活性過濾器」的作用更充分的發揮。

此外，通過SPSS統計分析軟體做簡單的散點圖證明:土壤理化指標之間具有線性相關性，因此採用Bivariate二變數相關分析方法分析污灌區、再生水灌區、清灌區3個灌區主要土壤理化指標之間的相關關系，根據目前研究成果，選取含水率、TOC、CEC、粘粒含量、粘土礦物含量五個理化指標分析它們之間的兩兩相關關系。計算相關系數的方法選用Pearson法。Pearson法適用於選擇進行積差相關分析(積差相關系數是按積差方法計算，同樣以兩變數與各自平均值的離差為基礎，通過兩個離差相乘來反映兩變數之間相關程度)，即最常用的相關分析，其是計算連續變數或等間隔測度變數間的相關系數。計算該相關系數時，不僅要求兩相關變數均為正態變數，而且樣本數(N)一般不應少於30。表3.7～表3.9即為3個灌區積差相關系數表。

表3.7 污灌區理化指標之間相關系數表

續表

*表示顯著水平α=0.05(雙側)時的相關系數。**表示顯著水平α=0.01(雙側)時的相關系數。這里的理化參數採用的是三剖面平均值。|R|＜0.39為低度相關，|R|在0.39～0.70為中度相關，|R|＞0.70為高度相關。

表3.8 再生水灌區理化指標之間相關系數表

*表示顯著水平α=0.05(雙側)時的相關系數。**表示顯著水平α=0.01(雙側)時的相關系數。這里的理化參數採用的是三剖面平均值。|R|＜0.39為低度相關，|R|在0.39～0.70為中度相關，|R|＞0.70為高度相關。

表3.9 清灌區理化指標之間相關系數表

續表

* 表示顯著水平 α = 0. 05 ( 雙側) 時的相關系數。**表示顯著水平 α = 0. 01 ( 雙側) 時的相關系數。這里的理化參數採用的是三剖面平均值。 | R | ＜ 0. 39 為低度相關， | R | 在 0. 39 ～ 0. 70 為中度相關， | R | ＞ 0. 70 為高度相關。

從表 3. 7 ～ 表 3. 9 可以看出，在顯著性水平 α = 0. 05，即置信區間為 95% 的條件下，含水率與 TOC、CEC、粘粒含量和粘土礦物含量之間基本為低相關; TOC 與 CEC、粘粒含量和粘土礦物含量之間基本為低相關; CEC 與粘粒含量和粘土礦物含量之間基本為高度相關; 粘粒含量和粘土礦物含量之間基本為高度相關。在顯著性水平 α =0. 01，即置信區間為 99%的條件下，CEC、粘粒含量和粘土礦物含量三者之間有高度相關性。

⑺ 大中小型灌區是如何劃分的

大、中、小型水庫的等級是按照庫容大小來劃分的。

大（一）型水庫庫容大於10億立方米。

大（二）型水庫庫容大於1億立方米而小於10億立方米。

中型水庫庫容大於或等於0.1億立方米而小於1億立方米。

小（一）型水庫庫容大於或等於100萬立方米而小於1000萬立方米。

小（二）型水庫庫容大於或等於10萬立方米而小於100萬立方米。

根據原水利電力部頒發的《水利水電樞紐工程等級劃分及設計標准》（山丘、丘陵區部分）（SDJ12-78）的試行規定，水利水電樞紐根據其工程規模、效益和在國民經濟中的重要性，劃分為五等。

型水庫的組成部分：

小型水庫工程，一般由大壩、溢洪道、放水建築物等部分組成。

1、大壩。大壩的作用是攔截河流，抬高水位，以形成水庫。相對同一個壩址的水庫，壩愈高，水庫的庫容愈大，可存蓄的水量愈多。壩是組成水庫的主體工程，不僅要求修築的質量要好，而且要求管理養護得好，在任何情況下都要確保大壩安全，不允許發生垮壩事故。

2、溢洪道(包括泄洪洞)。溢洪道是用來排泄水庫在汛期難以攔蓄的多餘洪水，以免庫水位過高發生漫過壩頂溢流而垮壩。因此，它是確保水庫安全的「太平門」，是水庫工程的關鍵性工程。不論水庫大小，即使水庫的大壩很高，庫容很大，能夠攔截大量洪水，也都必須修建具有足夠泄洪能力的溢洪道，確保水庫安全。

3、放水建築物。放水建築物的作用是將庫內的蓄水按計劃下放出去，以供生活用水和灌溉、發電用水。放水設施必要時也可用作防洪預泄，降低庫水位。它是水庫工程的咽喉部分。只有修好、管好放水建築物，才能將庫水按時、按量地放出去，發揮水庫的效益。

以上內容參考：網路——小二型水庫

⑻ 農田灌溉水質標准

農田灌溉水質標准
Standards for irrigation water puality
GB5084-2005 代替GB5084-92
2005-07-21發布2006-11-01實施
前 言
為貫徹執行《中華人民共和國環境保護法》，防止土壤、地下水和農產品污染，保障人體健康，維護生態平衡，促進經濟發展，特製定本標准。本標準的全部技術內容為強制性。
本標准將控制項目分為基本控制項目和選擇性控制項目。基本控制項目適用於全國以地表水、地下水和處理後的養殖業廢水及以農產品為原料加工的工業廢水為水源的農田灌溉用水；選擇性控制項目由縣級以上人民政府環境保護和農業行政主管部門，根據本地區農業水源水質特點和環境、農產品管理的需要進行選擇控制，所選擇的控制項召作為基本控制項目的補充指標。
本標准控制項目共計27項，其中農田灌溉用水水質基本控制項目16項，選擇性控制項目11項。
本標准與GB 5084—1992相比，刪除了凱氏氮、總磷兩項指標。修訂了五日生化需氧量、化學需氧量、懸浮物、氯化物、總鎘、總鉛、總銅、糞大腸菌群數和蛔蟲卵數等9項指標。
本標准由中華人民共和國農業部提出。
本標准由中華人民共和國農業部歸口並解釋。
本標准由農業部環境保護科研監測所負責起草。
本標准主要起草人：王德榮、張澤、徐應明、寧安榮、沈躍。
本標准於1985年首次發布，1992年第一次修訂，本次為第二次修訂。
農田灌溉水質標准
1 范圍
本標准規定了農田灌溉水質要求、監測和分析方法。
本標准適用於全國以地表水、地下水和處理後的養殖業廢水及以農產品為原料加工的工業廢水作為水源的農田灌溉用水。
2 規范性引用文件
下列文件中的條款通過本標準的引用而成為本標準的條款。凡是注日期的引用文件，其隨後所有的修改單(不包括勘誤的內容)和修訂版均不適用於本標准。然而，鼓勵根據本標准達成協議的各方研究是否可使用這些文件的最新版本。凡是不注日期的引用文件，其最新版本適用於本標准。
GB/T 5750—1985 生活飲用水標准檢驗法
GB/丁6920 水質 pH值的測定 玻璃電極法
GB/T 7467 水質 六價鉻的測定 二苯碳醯二肼分光光度法
GB/T 7468 水質 總汞的測定 冷原子吸收分光光度法
GB/丁7479 水質 銅、鋅、鉛、鎘的測定 原子吸收分光光度法
GB/丁7484 水質 氟化物的測定 離子選擇電極法
GB/T 7485 水質 總砷的測定 二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法
GB/T 7486 水質 氰化物的測定 第一部分 總氰化物的測定
GB/T 7488 水質 五日生化需氧量(BOD5)的測定稀釋與接種法
GB/T 7490 水質 揮發酚的測定 蒸餾後4—氨基安替比林分光光度法
GB/T 7494 水質 陰離子表面活性劑的測定 亞甲藍分光光度法
GB/T11896 水質 氯化物的測定 硝酸銀滴定法
GB/T11901 水質 懸浮物的測定 重量法
GB/T11902 水質 硒的測定 2，3—二氨基萘熒光法
GB/T 11914 水質 化學需氧量的測定 重鉻酸鹽法
GB/T11934 水源水中乙醛、丙烯醛衛生檢驗標准方法 氣相色譜法
GB/T11937 水源水中苯系物衛生檢驗標准方法 氣相色譜法
GB/T 13195 水質 水溫的測定 溫度計或顛倒溫度計測定法
GB/T16488 水質 石油類和動植物油的測定 紅外光度法
GB/T16489 水質 硫化物的測定 亞甲基藍分光光度法
HJ/T 49 水質 硼的測定 姜黃素分光光度法
HJ/T 50 水質 三氯乙醛的測定 吡唑啉酮分光光度法
HJ/T51 水質 全鹽量的測定 重量法
NY/T 396 農用水源環境質量檢測技術規范
3 技術內容
3．1 農田灌溉用水水質應符合表1、表2的規定。
表1 農田灌溉用水水質基本控制項目標准值
序號
項目類別
作物種類
水作
旱作
蔬菜
1
五日生化需氧量/(mg/L) ≤
60
100
40，15
2
化學需氧量/(mg/L) ≤
150
200
100，60
3
懸浮物/(mg/L) ≤
80
100
60，15
4
陰離子表面活性劑/(mg/L) ≤
5
8
5
5
水溫/℃ ≤
25
6
pH
5.5～8．5
7
全鹽量/(mg/L) ≤
1000（非鹽鹼土地區），2000（鹽鹼土地區）
8
氯化物/(mg/L) ≤
350
9
硫化物/(mg/L) ≤
1
10
總汞/(mg/L) ≤
0．001
1l
鎘/(mg/L) ≤
O．01
12
總砷/(mg/L) ≤
O．05
0．1
O．05
13
鉻（六價）/(mg/L) ≤
O．1
14
鉛/(mg/L) ≤
O．2
15
糞大腸菌群數/(個/100mL) ≤
4 000
4 000
2 000，1 000
16
蛔蟲卵數/(個/L) ≤
2
2，l
a 加工、烹調及去皮蔬菜。
b 生食類蔬菜、瓜類和草本水果。
c 具有一定的水利灌排設施，能保證一定的排水和地下水徑流條件的地區，或有一定淡水資源能滿足沖洗土體中鹽分的地區，農田灌溉水質全鹽量指標可以適當放寬。
表2 農田灌溉用水水質選擇性控制項目標准值
序 號
項 目 類 別
作 物 種 類
水 作
旱 作
蔬 菜
l
銅/(mg/L) ≤
O．5
1
2
鋅/(mg/L) ≤
2
3
硒/(mg/L) ≤
0．02
4
氟化物/(mg/L) ≤
2（一般地區），3（高氟區）
5
氰化物/(mg/L) ≤
O．5
6
石油類/(mg/L) ≤
5
10
l
7
揮發酚/(mg/L) ≤
1
8
苯/(mg/L) ≤
2．5
9
三氯乙醛/(mg/L) ≤
l
0．5
0．5
10
丙烯醛/(mg/L) ≤
0．5
ll
硼/(mg/L) ≤
1（對硼敏感作物），2（對硼耐受性較強的作物)，3（對硼耐受性強的作物）
a 對硼敏感作物，如黃瓜、豆類、馬鈐薯、筍瓜、韭菜、洋蔥、柑橘等。
b 對硼耐受性較強的作物，如小麥、玉米、青椒、小白菜、蔥等。
c 對硼耐受性強的作物，如水稻、蘿卜、油菜、甘藍等。
3．2 向農田灌溉渠道排放處理後的養殖業廢水及以農產品為原料加工的工業廢水，應保證其下游最近灌溉取水點的水質符合本標准。
3.3 當本標准不能滿足當地環境保護需要或農業生產需要時，省、自治區、直轄市人民政府可以補充本標准中未規定的項目或制定嚴於本標準的相關項目，作為地方補充標准，並報國務院環境保護行政主管部門和農業行政主管部門備案。
4 監測與分析方法
4．1 監測
4．1．1 農田灌溉用水水質基本控制項目，監測項目的布點監測頻率應符合NY/T 396的要求。
4．1．2 農田灌溉用水水質選擇性控制項目，由地方主管部門根據當地農業水源的來源和可能的污染物種類選擇相應的控制項目，所選擇的控制項目監測布點和頻率應符合NY/T 396的要求。
4．2 分析方法
本標准控制項目分析方法按表3執行。
表3 農田灌溉水質控制項目分析方法
序號
分析項目
測定方法
方法來源
1
生化需氧量(BOD5)
稀釋與接種法
GB/T 7488
2
化學需氧量
重鉻酸鹽法
GB/T 11914
3
懸浮物
重量法
GB/T 11901
4
陰離子表面活性劑
亞甲藍分光光度法
GB/T 7494
5
水溫
溫度計或顛倒溫度計測定法
GB/T 13195
6
pH
玻璃電極法
GB/T 6920
7
全鹽量
重量法
HJ/T5l
8
氯化物
硝酸銀滴定法
GB/T 11896
9
硫化物
亞甲基藍分光光度法
GB/T 16489
10
總汞
冷原子吸收分光光度法
GB/T 7468
11
鎘
原子吸收分光光度法
GB/T 7475
12
總砷
二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法
GB/T 7485
13
鉻（六價）
二苯碳醯二肼分光光度法
GB/T 7467
14
鉛
原子吸收分光光度法
GB/T 7475
15
銅
原子吸收分光光度法
GB/T 7475
16
鋅
原子吸收分光光度法
GB/T 7475
17
硒
2，3—二氨基萘熒光法
GB/T 11902
18
氟化物
離子選擇電極法
GB/T 7484
19
氰化物
硝酸銀滴定法
GB/T 7486
20
石油類
紅外光度法
GB/T 16488
21
揮發酚
蒸餾後4—氨基安替比林分光光度法
GB/T 7490
22
苯
氣相色譜法
GB/T 11937
23
三氯乙醛
吡唑啉酮分光光度法
HJ/T 50
24
丙烯醛
氣相色譜法
GB/T 11934
25
硼
姜黃素分光光度法
HJ/T 49
26
糞大腸菌群數
多管發酵法
GB/T 5750—1985
27
蛔蟲卵數
沉澱集卵法
《農業環境監測實用手冊》第三章中「水質 污水蛔蟲卵的測定 沉澱集卵法」
a 暫採用此方法，待國家方法標准頒布後，執行國家標准。