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            1. 新聞動態

              水質生物評價指數及其發展簡史

              發布人:wseen 時間:2023-11-13 9:00:44

              淡水生態系統包括河流、湖泊、濕地等多種環境類型,在孕育著豐富的生物多樣性的同時,也為人類的生存與發展提供著航運、發電、洪水調蓄、水產品供應等多種功能。然而,隨著人類活動對水環境的破壞與對淡水資源的過度開發,淡水生態系統正逐漸轉變成“不健康”的狀態。具體表現包括水質的惡化、水文特征與景觀的改變、生物多樣性下降等等。

              淡水環境中不同的生物類群對環境干擾的耐受力頗有不同,這使我們可以通過它們來判斷某一淡水環境是否處于“不健康”的狀態。這種基于水生生物對水質狀況進行評價的方法被稱為水質生物評價。在具體評價實踐中,我們通常會使用各類生物評價指數對水體的健康狀況進行評估。

              然而,應用于水質生物評價的指數經歷了漫長的發展歷程。從1908年Saprobic的污水生物分級系統構建以來,評價指數經過了從定性到定量,從單參數指數到多參數指數的構建、篩選和修訂歷程[1,2]。了解這段歷史將有助于理解水質生物評價的發展脈絡,也能為我國水質生物監測的發展提供重要的指導意義。

              1. 單參數生物指數
              單參數生物指數即使用單個生物參數作為生物評價的指數。早期的生物評價指數大致包括Saprobic指數,BI指數和群落多樣性指數三類指數體系。BI指數體系的產生晚于Saprobic指數體系,且BI指數體系的建立一定程度上借鑒了1961年修訂的Saprobic指數。此外,基于不同公式計算的群落多樣性指數和根據特定類群度量的生物評價指數也在水質生物評價實踐中發揮著重要作用。

              1.1 Saprobic指數體系
              通常認為1908年德國科學家Kolkwitz和Marsson 應用指示生物評價河流的有機污染水平是水質生物評價發展史的起點[2,3]。作為水質生物評價的開拓者,他們建立了最早的水體有機污染定性評價系統。該系統依據耐污能力不同的指示類群(細菌、藻類、原生動物、后生動物)的出現與否,將水體分為四個污染帶:寡污帶、β-中污帶、α-中污帶和多污帶。具體的劃分標準如下[4]:

              1955年,在這一系統的基礎上,Saprobic指數及其計算公式被正式建立,實現了Saprobic體系由定性到定量的改變[5]。1961年,考慮到大多數的物種可以同時出現在多個污染帶,Saprobic指數被第一次修訂,在公式中增加了物種指示權重,即根據物種在不同污染帶出現的概率大小賦予不同的指示權重。修訂后的Saprobic指數的計算公式如下:

              指標種的Saprobic值與該物種主要地所在的污染帶有關,而物種的頻率系數則通過物種在各個樣點中出現的總體頻率轉換而來,具體度量方法如下:

              1990年,Saprobic指數被進一步修訂,本次修訂并沒有調整計算公式,而是主要修訂了用于水質評價的物種列表,規定了指數中涉及的生物必須是整個中歐都有分布的生物類群。目前,部分中東歐國家仍在使用Saprobic及其延伸指數進行水質生物評價。但Saprobic指數對鑒定水平的要求較高,參評的所有生物都需鑒定到種,這使該指數在部分地區的普及較為困難。

              1.2 BI指數體系
              1960年,Wright和Todd發現寡毛綱是水體中對水污染較為耐受的類群,可將其作為污染水體的指示生物,并利用寡毛綱以及綱下顫蚓科的個體百分比作為水質評價的依據?;谶@一原理,兩位研究者建立了Goodnight指數和Goodnight-whitley指數[6]。然而淡水生境中水生生物豐富而復雜,僅使用寡毛綱進行生物評價必然會有忽視其他生物類群的局限性。

              1964年,在Saprobic指數的基礎上, Woodiwiss提出了Trent生物指數(Trent biotic index,TBI)。TBI是用數值大小表示河流污染情況的一種方法。根據英國特倫特(Trent)河中不同指示性底棲動物的發生情況進行記分,以分值的大小表示河流污染的程度[7]。相比于Saprobic指數,TBI將要求的生物鑒定水平由種級提升至屬或科級。鑒定水平是當時許多國家發展水質生物評價的瓶頸,TBI的建立在水質生物評價發展方面起到了重要的推動作用。

              但是,TBI自身仍存在著一定的局限性,比如說TBI對物種多度考慮較少,結果易受到偶見種的影響。另外,TBI對不同類型污染水體的敏感性較差,精確性也較低[3]。這意味著其他國家需要對TBI的計算方法進行修訂后才能進行使用。此后數十年,不同國家基于不同的修訂策略,發展出計算方式各異的生物評價指數,它們利用水體中指示生物的種類、數量以及對水污染的敏感程度,通過特定的方法計算得到以表征各類水體的生物狀況,構成了龐雜的BI指數體系。

              策略1:引入豐富度參數的指數修訂

              該策略在TBI 原始公式的基礎上引入豐富度參數,使之可適用于自己國家的水質生物評價應用狀況。例如,TBI的發源地英國在1978年對TBI進行修訂,并把修訂后的指數命名為EBI(Extended biotic index)。下表列舉了基于這一策略修訂的若干地區性生物指數。


              上述生物指數在計算方法上大同小異,主要通過引入豐富度變量克服TBI在物種豐富度考慮較少上的缺陷。以BBI為例,雖然和TBI一樣根據分類單元的數量進行計算,但引入了頻度變量,不同頻度變量下的分類單元數統計方式不同,由此對TBI原有的計算方式進行了校正[8]。

              策略2:強化計分思想的指數修訂
              另一種策略強化了TBI的計分思想,把生物指數發展成為了一套計分體系。1970年,蘇格蘭研究人員Chandler建立了錢德勒生物指數(Chandler biotic index),該指數又被稱為錢德勒計分系統(Chandler' s score system),它根據采樣點出現的指示生物及其個體數的多少,確定各指示生物應得分值,通過累加后以總分值評價水質[9,10]。
              1976年,英國將該計分系統進行了多次修訂,使這套計分系統得到了完善,最終建立了基于各分類單元平均分值的生物監測工作組BMWP-ASPT。計分時以科為單位,基于該科對污染耐受程度的大小賦予每個科不同的分值[5],通常敏感類群計分較高,而耐污類群計分較低。每個樣品的計分為各樣品中各科計分之和TS(但如果一個科只有1-2個個體則不計分),參與計分的科的數量為N,將TS除以N即得到各科的平均分值ASPT。

              由于該系統只要求將底棲動物鑒定到科,減少工作量的同時也減少了鑒定錯誤帶來的評價誤差。不少國家也在該計分系統的基礎上進行了修訂,以滿足自己國家的水質生物監測需要。下表列舉了基于這一策略修訂的若干指數或計分體系[3]:

              策略3:強化公式計算思想的指數修訂
              與計分策略不同,該策略強調重新用數學公式計算指數,并以此進行水質生物評價工作。1972年,Chutter在TBI的基礎上提出了Chutter生物指數 [11]。這種讓指數計算法回歸到數學公式的思想同樣也被一些研究者和環境管理者接受。

              1977年,美國學者Hilsenhoff對Chutter生物指數進行了修訂,建立了以他命名的HBI指數(Hilsenhoff biotic index)[12]。1988年他又提出了科級水平的生物指數FBI(Family biotic index),較低的鑒定精度需求也促進了該指數在美國水質生物評價實踐中的普及[13]。1989年,HBI指數被納入美國環保署快速生物評價協議(RBPs)并得到了廣泛的運用。

              美國引入BI指數體系的成功也對我國水質生物評價的發展提供了借鑒。在90年代以前,我國的環境監測系統曾經嘗試引入TBI等水質評價指數,但都沒有成功[3]。一個關鍵原因在于諸多BI指數都是在TBI的基礎上修訂建立的,而TBI依賴于歐洲分布的水生生物類群,這和亞洲分布的水生生物類群差異巨大。如果要把TBI引入我國,一方面需要對水生生物類群列表進行修訂與重建,另一方面需要對各個水生生物類群的耐污值進行重新測量??紤]到同一物種的耐污值在不同的生物地理區中依然存在差異[14],BI指數的引入困難重重,且需要龐大的工作量。

              值得一提的是,不管是Chutter生物指數,HBI還是FBI指數,基于這一策略計算的BI類指數,其公式都是簡單且一致的。應用效果差別體現在應用類群、鑒定級別和耐污值準確性上。

              耐污值通常為一個介于0到10之間的參數,敏感類群耐污值較低,耐受類群耐污值較高。這里引用文獻(見圖注)中的示意圖對BI指數體系在不同修訂策略下的發展路徑進行總結。

              1.3 群落多樣性指數體系
              群落多樣性指數并不是專門為淡水環境而建立的,因此與上述水質生物評價指數相比,群落多樣性指數具有非常廣泛的適用性。一般在水質生物評價中較為常用的群落多樣性指數是Shannon-wiener指數(香農威納指數,H’)。其具體計算公式如下:

              基于底棲動物Shannon-wiener指數(H’)的大小可將評價結果劃分為多個等級,如Wilhm等人1968年提出劃分為3個等級[15],即03(清潔)。在國內,王備新等人2004年提出五級水質生物評價標準[14],即04(極清潔)。

              除了Shannon-wiener指數之外,類似的群落多樣性指數還包括Margalef指數、Pielou均勻度指數以及Simpson多樣性指數等,這些指數在生物多樣性評估與水質生物評價中同樣常用。近幾年研究較多的功能多樣性指數,如功能豐富度、RaoQ二次熵指數等在水質生物評價中也有一定的應用報道[16]。相比于傳統群落多樣性指數,功能多樣性指數考慮了不同生物在淡水環境中所貢獻的生態功能的差異,從而能較好地反映生態系統功能的完整性水平。此外,環境DNA檢測與DNA宏條形碼等分子生物學前沿技術也正與水質生物評價實踐深度結合,具有靈敏度高、便捷高效、對環境損害較小等諸多優點,有著很好的應用前景。

              2. 多參數生物指數
              隨著人類活動對自然環境的影響更加多樣化和復雜化,對生態環境的評價已經從依賴于理化指標和對單一生物參數的監測評價,擴展為對整個生態系統健康狀態的生態評估。相比于單參數生物指數,多參數生物指數通過把多個生物參數按照一定的標準進行篩選,再將它們統一量綱后整合而成,反映了生物群落整體的完整性水平。1981年,Karr提出生態完整性概念并構建基于多個生物參數的生物完整性指數(IBI)[17]。生物完整性指數最初以魚類為研究對象建立,其后逐漸被利用于底棲動物、浮游動物和高等植物,原先的IBI指數也被分化為F-IBI(魚類生物完整性指數)、B-IBI(底棲動物完整性指數)等適用于不同類群的指數集[18]。

              在諸多完整性指數被建立的同時,完整性指數的計算方法——多參數篩選、賦分結合、綜合評價的獨特計算方法引起了不少研究者的關注。近年來,國內外運用多參數指數進行水質生物評價的案例也日益增加。生物完整性指數和多參數指數的應用是當前水質生物評價發展的重要趨勢。

              3. 啟示
              以Saprobic水體污染分級體系的建成為起點,水質生物監測已有百余年的歷史。從大方向上講,水質生物評價由利用單生物參數進行評價逐漸向著利用多參數指數綜合評價的方向發展。從過程上講,水質生物評價的發展是量變與質變并行并舉的過程。

              從最初對指示物種的觀察到Saprobic指數的出現,水質生物評價實現了定性到定量的跨越,不同評價與發展策略的爭鳴也使生物評價方法變得多樣化。而對具體的分類單元或相應特征參數(比如科級計分值、耐污值等)的修訂則伴隨著生物評價指數發展的始終。需要強調的是,對評價方法的修訂與打磨,是引入與發展的生物評價指數所必須經歷的重要過程。

              目前,我國已有不少把生物評價指數引入的實踐,比如在90年代之前嘗試引入TBI、Chandler 生物指數等。在引入BI指數體系的時候,我國也有一定的研究進行了分類單元和對應耐污值的修訂工作[3]。目前,我國部分地區的水質生物評價已經達到了相對發達的水平。但從總體上看,仍停留在“點”的層面,即對指定地區與特定時間點的生物群落進行監測與研究,進一步的研究需要大尺度和長期的觀測,來實現水質生物監測由“點”到“面”的跨躍。此外,如何讓水質生物評價更為民眾所了解、熟知,以及如何基于我國的實際情況對已有評價體系和評價指數進行理論創新與發展。在探索這些問題上,我們仍有很長的路要走。

              參考文獻
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              轉自:水生生物數據分析管理平臺IHB

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