了得網自然科學_湖泊營養物基準制定的壓力-響應模型及案例研究

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《湖泊營養物基準制定的壓力-響應模型及案例研》可供從事湖泊科學、水質基準、水質標準、環境科學與工程、環境管理和生態學等各個學科的科研和管理人員閱讀,也可作為環境科學與工程、生態學等專業研究生的參考書。

內容簡介

《湖泊營養物基準制定的壓力-響應模型及案例研》是近幾年湖泊營養物基準制定的壓力-響應模型研究成果的總結和深化,在分析國內外*研究成果的基礎上,結合近年來該領域*研究進展和成果,形成了適合我國湖泊特征的營養物基準制定的壓力-響應模型方法,在不同區域尺度開展了案例研究,繫統分析了不同壓力-響應模型的優缺點和適用範圍,提出了我國不同湖泊生態區的營養物基準閾值範圍。《湖泊營養物基準制定的壓力-響應模型及案例研》反映了國內外湖泊營養物基準的*研究動向,是營養物基準相關學科及環境保護部門進行水體富營養化控制、制定營養物基準的參考性資。

前言
第一章壓力-響應模型概況
1.1 壓力-響應模型的概念
1.2 壓力-響應概念模型的構建
1.3 數據的收集和分類
1.3.1 變量選擇
1.3.2 數據收集
1.3.3 數據探索
1.3.4 數據分類
1.4 建立壓力-響應模型的方法
1.4.1 線性回歸模型
1.4.2 分類回歸樹模型
1.4.3 拐點分析法
1.4.4 貝葉斯層次回歸模型前言

第一章壓力-響應模型概況

1.1 壓力-響應模型的概念

1.2 壓力-響應概念模型的構建

1.3 數據的收集和分類

1.3.1 變量選擇

1.3.2 數據收集

1.3.3 數據探索

1.3.4 數據分類

1.4 建立壓力-響應模型的方法

1.4.1 線性回歸模型

1.4.2 分類回歸樹模型

1.4.3 拐點分析法

1.4.4 貝葉斯層次回歸模型

1.5 壓力-響應關繫模型的評價

1.5.1 評價模型的準確性

1.5.2 評價模型的精確度

1.5.3 需要考慮的實施問題

1.6 小結

參考文獻

第二章線性回歸模型法建立湖泊營養物基準

2.1 引言

2.2 簡單線性回歸模型

2.2.1 數據集分析

2.2.2 簡單線性回歸的假設

2.2.3 候選基準的推斷

2.2.4 簡單線性回歸模型確定東部平原湖區不同類型湖泊的營養物基準

2.3 &nbs線性回歸模型

2.3.1 &nbs線性回歸模型概述

2.3.2 &nbs線性回歸模型確定東部湖泊生態區不同類型湖泊的營養物基準

2.4 土地利用類型與營養物關繫模型

2.4.1 土地利用類型與營養物關繫

2.4.2 土地利用類型與營養物關繫推斷雲貴湖泊生態區營養物基準的案例研究

2.5 小結

參考文獻

第三章基於線性回歸模型建立我國湖泊營養物基準

3.1 引言

3.2 營養物生態分區

3.2.1 生態分區方法

3.2.2 湖泊營養物生態區

3.3 數據來源和數據質量控制

3.4 我國湖泊富營養化狀態及發展趨勢

3.5 生態分區湖泊營養物效應

3.6 生態分區湖泊營養物基準的建立

3.7 討論

3.8 小結

參考文獻

第四章分類回歸樹模型建立湖泊營養物基準

4.1 引言

4.2 分類回歸樹模型

4.2.1 樹的構建及基尼繫數

4.2.2 樹的停止

4.2.3 分類回歸樹的剪枝

4.2.4 最優樹的選擇

4.3 分類回歸樹模型確定雲貴湖泊生態區營養物基準的案例研究

4.3.1 數據的來源和數據質量控制

4.3.2 分類回歸樹模型確定雲貴湖泊生態區營養物基準

4.3.3 討論

4.4 分類回歸樹模型確定全國湖泊營養物基準的案例研究

4.4.1 數據的來源和數據質量控制

4.4.2 分類回歸樹模型確定生態區湖泊營養物基準

4.4.3 討論

4.5 小結

參考文獻

附錄4.1 分類回歸樹模型實現的R語言代碼

第五章拐點分析法建立湖泊營養物基準

5.1 引言

5.2 拐點分析法

5.2.1 非參數拐點分析法

5.2.2 貝葉斯拐點分析法

5.3 拐點分析法建立湖泊營養物基準的案例研究

5.4 小結

參考文獻

附錄5.1 非參數拐點分析實現的R語言代碼

附錄5.2 貝葉斯拐點分析法實現的1Tlatlab代碼

第六章貝葉斯線性回歸模型建立湖泊營養物基準

6.1 引言

6.2 貝葉斯層次回歸模型法

6.2.1 貝葉斯層次線性模型

6.2.2 貝葉斯非層次線性模型

6.2.3 計算和模型比較

6.2.4 後驗模擬

6.2.5 貝葉斯層次回歸模型的WinBUGS實現

6.3 貝葉斯層次回歸模型確定營養物基準的案例研究

6.3.1 數據來源及質量控制

6.3.2 貝葉斯層次線性回歸模型應用於全國湖泊生態區

6.3.3 貝葉斯層次線性回歸模型確定雲貴湖泊生態區不同類型湖泊營養物基準

6.3.4 貝葉斯層次回歸模型確定中東部湖泊生態區營養物基準

6.4 貝葉斯線性回歸模型適用性分析

6.5 不同方法的綜合比較

6.6 不同方法得到基準閾值或基準範圍的比較

參考文獻

附錄6.1 貝葉斯層次線性回歸模型實現的Winbugs代碼

彩圖

在線試讀

第一章壓力-響應模型概況我國湖泊眾多、區域多樣性顯著且廣泛面臨著不同程度富營養化的威脅。目前,用於湖泊保護和富營養化控制的水質質量標準是2002年制定的《地表水環境質量標準》(GB 3838-2002),涉及營養物的標準值的確定缺乏相應的數據支撐和營養物基準支撐,更沒有考慮區域差異性。建立科學的區域湖泊營養物基準已經成為環境管理機構的一個重要任務,因為這些基準可以用於評價人類活動對水生態繫統的影響,保護水質和水生物完整性並發展相應的管理決策( Hawkins et a1．,2010)。因此,需要制定區域湖泊營養物基準來更好地反映中國湖泊區域環境的差異並滿足當前湖泊管理的需求。我國於2008年開始實施區域營養物基準制定計劃並進行了湖泊生態區劃及其營養物基準的擬定工作。將美國環境保護局(US EPA)推薦的參照湖泊法、湖泊群體分布法、三分法、模型推斷法等方法(US EPA,2000a,2000b)進行了案例研究,分析這些方法制定中國湖泊營養物基準的可行性。這些方法比較適合對那些能夠獲得參照湖泊的區域制定營養物基準。由於我國湖泊的生態繫統不同程度地受到工業化、城鎮化及農業活動等人類活動的影響,大多數湖洎生態區不能找到不受人類活動影響或受人類活動影響較小的參照湖泊,因此這些方法不適合制定我國湖泊的營養物基準。同時,這些方法在制定基準時也沒有考慮水體功能（指定用途）對營養物基準的影響。因此,亟須探索一種適於我國營養物基準制定的方法。湖泊中的氮磷等營養物在濃度較低時不會對水生生物和人體產生毒害作用。利用簡單的實驗室模擬研究代表化學污染物毒性效應來推斷數值化基準的方法限制了湖泊營養物基準的發展(I_amon and Qian,2008)。過量的營養物會刺激浮遊藻類的不良增長,導致氧氣的耗竭,光透過性的降低、生物多樣性的減少和藻毒素的產生,最終干擾水生生物的正常生長、娛樂和飲用水供應功能。因此,基於對野外觀察數據的分析,發展了代表氮磷營養物濃度與初級生產力關繫的壓力一響應模型(US EPA,2010)。根據給定的藻類生物量基準,壓力一響應模型適用於推斷受人類活動影響較嚴重湖泊的營養物基準以保護水體的指定用途。葉綠素a(Chl a)濃度與藻類生物量密切相關,可以作為利用指定水體使用功能制定營養物基準時,聯繫營養物濃度的重要變量。支撐飲用水供應功能的湖泊營養物基準會受到與藻類水華相關的不斷增加的藻毒素和右機碳的影響。因此,在使用壓力一響應模型推斷飲用水供應功能對應的氮磷基準之前需要確定Chl a響應變量的目標值（或基準值）。US EPA采用壓力一響應模型推斷得到了支持指定水體使用功能的數值化氮、磷基準。迄今為止,壓力一響應模型在我國並沒有廣泛用於湖泊營養物基準的制定。因此,國內的研究者有必要應用當前可利用的壓力一響應模型確定我國湖泊營養物基準並進行分區湖泊營養物基準的制定工作,尤其是對反映湖泊流域特征並受人類活動影響嚴重的湖泊區域。1.1壓力一響應模型的概念壓力一響應模型是利用湖泊大量現有的可利用數據,分析壓力指標與初級生產力之間重要的響應關繫,依據給定的與水體使用功能存在直接或間接關繫的生物響應變量的閾值,推斷得到營養物基準濃度的一種方法(US EPA,2010)。其中,總磷(TP)和總氮(TN)等是主要的壓力變量,葉綠素a(Chl a)通常可作為重要的響應變量。該模型能夠定量地描述藻類生物量與水體營養物之間的響應關繫,尤其適用於受到人類活動影響湖泊的營養物基準值的制定。同時,壓力一響應模型通過Chl a這一變量將營養物濃度和水體的使用功能聯繫起來,能夠制定不同功能水體的營養物基準(Huo et a1．,2013)。采用壓力一響應模型確定不同湖泊生態區營養物基準面臨著以下幾個方面的挑戰：①建立或獲得Chl a與反映永體使用功能的重要因素之間的相關關繫是需要解決的關鍵問題。為了利用壓力一響應模型確定營養物基準值,不同湖泊生態區不同水體使用功能對應的Chl a的基準值需要首先確定。同時,為具有指定水體用途的湖泊定義Chl a基準時,需要清楚之前確定的因果關繫最終可能會影響湖泊指定用途的程度。②藻類對營養物響應的敏感程度在不同湖泊類型存在顯著的差異性。壓力一響應模型易於受到某些環境因子的干擾,如物種的生物地理學特性、湖泊的流域面積、水體的鹽度及色度等。因此,在模型建立的時候,應該考慮這些因素對壓力一響應關繫的影響。③不同湖泊的營養物響應類型（N響應型還是P響應型）是很難確定的。在許多淡水湖泊,磷是主要的限制型營養物,但是,越來越多的研究表明氮以及氮與磷的結合在某些湖泊也是非常重要的。④淺水湖泊具有較高濃度的懸浮顆粒物,應該區分藻類濁度和非藻類濁度對建立壓力一響應模型產生的影響。例如,我國長江中下遊的湖泊多為淺水湖,由於人類活動及風等外部因素的干擾,這些淺水湖含有較高的懸浮顆粒物。因此,該地區營養物與藻類之間建立的壓力一響應模型在很大程度上會受到非藻類濁度的影響。雖然壓力一響應模型在美國湖泊已經得到了較為成勸的應用,但是對美國湖泊得到的N、P與Chl a之間的關繫以及Chl a與指定水體功能之間的關繫能否適用於我國仍然是不清楚的。N、P和Chl a濃度參數的制定及不同湖泊類型和區域水體指定用途的可達性將是決定壓力一響應模型在我國適用性的關鍵不同分區湖泊營養物基準的確定對科學合理地制定水質標準具有重要意義。我國已經意識到發展數值化營養物基準來保護湖泊指定用途以避免富營養化威脅的重要性。因此,在考慮生態區域化差異的基礎上,制定了適合於國家全部地形及氣候區域的營養物基準以提高和保護水質。壓力一響應模型將為我國湖泊營養物基準的制定提供一個技術上科學合理的方法基礎。需要考慮可能影響Chl a對營養物響應敏感性的復雜的環境因素以提高建立的壓力一響應模型的準確性。1.2 壓力一響應概念模型的構建概念模型主要用來表示氮磷濃度變化、生物效應及水體指定功能之間已知的相關關繫。這些概念模型不僅為氮和磷在水生態繫統的效應的相關知識提供了交流的方式,而且為後續的分析研究提供了有力的技術支撐。概念模型圖是反映水生態繫統中人類活動、壓力變量（如氮磷污染）、生物響應及指定水體功能之間相互作用關繫的視覺再現（圖1-1）(US EPA,2010)。模型圖及其相關的敘述性描述對壓力一響應關繫的建立起非常重要的作用,它們能夠描述公認的科學知識並有助於壓力一響應關繫模型的發展。圖1 1 湖泊繫統壓力響應關繫概念圖(US EPA,2010) 湖泊概念模型主要涉及湖泊的富營養化過程,該過程隨著氮磷營養物的增加引起了湖泊繫統中初級生產力水平的顯著增加( Novotnv,2003)。這裡指的富營養化主要是指人為富營養化,即由於人類活動改變了氮磷的輸入、輸出及循環速率,加速了初級生產力的增加並最終導致了一繫列的水質問題( Carlson,1977；Chapra,1997；Smith et a1．,1999；Smith et a1．,2006)。湖泊概念模型圖顯示了人類活動與氮磷負荷增加、濃度上升及影響指定用途的其他壓力指標之間的關繫。推斷數值化基準的重要路徑與氮磷營養物以及光、溫度的增加導致初級生產力的增加有關(I_ee et a1．,1978; Smith,1998)。初級生產力的增加提高了有機碳的含量,不斷增加的呼吸作用反過來降低了溶解氧的濃度。溶解氧的降低影響了水生生物的健康及物種組成。雖然在大多數湖泊繫統中富營養化是主要的過程,但是它的重要性、價值和影響在不同的區域或同一區域的不同監測點是不同的。人類活動引起氮磷負荷增加及相應水體濃度上升的污染源可以分為點源污染、城市非點源污染和農業非點源污染。點源污染是有固定排放點的任意污染源,主要包括域市污水、工業廢水和規模化畜禽養殖廢水。這些廢水的來源和處理程度存在很大差異,因此輸入到湖泊水體的氮磷的數量和形態也不同(Dunne and Leopold,1978)。點源排放也會向湖體引入不同來源和處理程度的有毒污染物。非點源污染沒有固定污染的排放點。城市非點源污染是指城市降雨徑流淋洗與衝刷大氣和彙水面各種污染物引起的受納水體的污染,是城市水環境污染的重要因素。降雨是城市非點源污染形成的動力因素,而降雨形成的徑流是非點源污染物遷移的載體。因此,狹義上的城市非點源污染即指城市降雨徑流污染,它是城市非點源污染的最主要形式。富含營養物土壤的侵蝕在城市地區也很常見,這種侵蝕會增加水體中氮磷營養物及懸浮顆粒物的濃度。農業非點源污染是指在農業生產活動中,農田中的土壤顆粒、氮、磷、農藥及其他有機物或無機物,在降水或灌溉過程中通過農田地表徑流、農田排水及地下滲漏,使大量污染物進入水體而造成的水環境污染。主要包括土壤流失、化肥污染、農藥污染、畜禽養殖污染及其他農業生產過程中造成的非點源污染。與農業活動相關的土壤擾動而引起的侵蝕也會引起營養物負荷的增加(Dunne and I_eopold,1978；Carpenter et al-,1998)。這些活動在增加營養物濃度的同時也伴隨著懸浮顆粒物濃度的增加,同時會引入一些有毒的物質（如農藥）威脅水生生物的生長。除了以上人為營養物的輸入,一些繫統中潛在的地質及自然植被也會影響氮磷背景濃度。例如,許多地區的土壤和岩石本身具有很高的氮磷含量,這會增加其對營養物負荷的貢獻量(Omernik et a1．,2000)。自然有機物碎屑也會增加其對氮負荷的貢獻量。氮磷主要以三種形式存在：溶解有機態氮磷、溶解無機態氮磷和顆粒態氮磷(Chapra,1997)。這些化合物的形態之間可以頻繁地循環,在溶解態和顆粒態之間轉化並反應。隻有溶解有機態和無機態氮磷能夠被微生物及初級生產者吸收利用,這種吸收能力和利用效率的差異隨物種及環境條件的變化而變化。溶解性活性磷（如POi）是最容易被植物和藻類吸收的磷形態( Correll,1998)。盡管溶解性正磷酸鹽的濃度可以直接測定,但它在環境中很容易被植物吸收或轉化為其他形態,因此對溶解性正磷酸鹽的測定或許不能夠精確地表征有效性磷的含量。通常將TP作為繫統中有效性磷的指示性指標。對磷負荷的評估同時需要考慮湖泊的水力停留時間及磷的固定率以準確擬合觀察到的Chl a濃度(Vollenweider,1976)。以無機氮形式存在的氨氮和硝態氮是最先被植物和藻類利用的氮的形態。與正磷酸鹽類似,在大多數采樣過程中很難對氨氮和硝態氮進行充分測定。因此,通常采用總氮來表示繫素的含量以及氮與初級生產力之間的關繫。除了點源和非點源污染會導致氮磷濃度的增加,其他因素（如停留時間、湖泊深度和分層等）也會對氮磷濃度產生影響( Vollenweider,1968; Dake and Harle-man,1969；Gorham and Bovce,1989)。停留時間是指水或物質顆粒在湖泊繫統中酌平均停留時間。停留時間越短,湖泊的衝刷率越大,營養物離開湖泊的速度越快。湖泊深度會影響湖泊內部營養物的循環或負荷。較淺的湖泊具有較大的營養物循環潛力,因為從較淺的底泥中釋放或彙集的氮、磷更容易與上覆水混合。這一過程會隨著某一深度缺氧的產生而加重,並增加磷的再礦化程度。分層是一種物理過程,根據不同的水體密度,湖泊分為不同的層次。在分層的湖泊中,上層被稱為變溫層；中間層被稱為躍溫層；底層被稱為均溫層。躍溫層是水溫和水密度變化最快的一層,並將變溫層與均溫層分開。除了春季和秋季（湖泊繫統處於完全混合狀態）之外,冷、溫的湖泊繫統通常情況下處於分層狀態。在鼕季無冰覆蓋的區域,整個鼕季湖泊都處於混合狀態而僅在夏季分層。在分層的狀態下,下層滯水帶溶解氧的消耗會導致湖泊處於缺氧狀態。以上湖泊特征是相互作用相互影響的。湖泊深度會影響停留時間和湖水溫度。在通常情況下,深水湖有較長的停留時間和較低的平均溫度。分層現像也容易受湖泊深度、換水周期及水溫的影響(Dake and Harlem

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