婁 保 鋒

(生態(tài)環(huán)境部 長江流域生態(tài)環(huán)境監(jiān)督管理局監(jiān)測與科學(xué)研究中心，湖北 武漢 430010)

0 引 言

隨著我國對水生態(tài)問題認(rèn)識的逐步深入，尤其是習(xí)近平生態(tài)文明思想的確立，水生態(tài)愈加引發(fā)關(guān)注，興起了“水生態(tài)”研究熱潮[1-3]。長江流域在中國經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展和生態(tài)保護(hù)中的突出地位，加之長江流域所存在的較為嚴(yán)峻的水生態(tài)問題，使得長江流域水生態(tài)保護(hù)和修復(fù)成為關(guān)注焦點(diǎn)。而水生態(tài)評價是水生態(tài)保護(hù)和管理的基礎(chǔ)和抓手，但水生態(tài)評價的指標(biāo)、方法在中國尚處起步階段，亟需研究和完善。

漢江是長江八大支流之一，流域面積15.9萬km2，1950～2020年年均徑流量458億m3[4]，流經(jīng)陜西、湖北兩省，在武漢市匯入長江。干流長度1 577 km，丹江口以上為上游，長約925 km；丹江口大壩至武漢為中下游，全長652 km，為沿線24個市縣的飲水水源。自20世紀(jì)80年代以來，隨著社會經(jīng)濟(jì)、人口、城鎮(zhèn)化、工業(yè)等快速發(fā)展，漢江中下游水生態(tài)環(huán)境質(zhì)量呈現(xiàn)下降趨勢，1992年首次出現(xiàn)大規(guī)模硅藻水華，之后頻現(xiàn)[5-11]，其中影響較大、程度嚴(yán)重的典型水華年份為1992，1998，2000，2003，2008，2015，2016，2018，2021年，且絕大部分發(fā)生于枯水期(1～3月)。以2010年為基準(zhǔn)年，對漢江中下游的健康評估表明，流量過程變異程度、河岸帶狀況和底棲動物完整性指標(biāo)屬于亞健康狀態(tài)[12]。

按照常規(guī)的水質(zhì)類別評價方法[13]，漢江中下游的水質(zhì)以Ⅱ類為主，而漢江中下游頻繁發(fā)生水華，很難說漢江中下游的水生態(tài)環(huán)境是健康的，所以常規(guī)評價結(jié)果和實際狀況是脫節(jié)的、矛盾的，常常引起從業(yè)者和公眾的困惑。產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因在于常規(guī)水質(zhì)評價方法存在局限性，僅僅是將地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB 3838-2002《地表環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[14]中的21個基本項目納入評價，而藻類、底棲動物、魚類等水生生物指標(biāo)以及水資源指標(biāo)未考慮在內(nèi)，不符合GB 3838-2002《地表環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)所對應(yīng)的功能定位“主要適用于集中式生活飲用水地表水源地二級保護(hù)區(qū)、魚蝦類越冬場、泅游通道、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)等漁業(yè)水域及游泳區(qū)”(Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)是普遍采用的判斷地表水體是否合格的標(biāo)準(zhǔn))。這也是本文開展水生態(tài)評價方法研究嘗試解決的主要問題。

綜上所述，開展地表水體水生態(tài)評價方法研究具有重要意義。本文的研究目的是：① 分析國內(nèi)外水質(zhì)和水生態(tài)評價進(jìn)展，針對我國常規(guī)水質(zhì)評價方法所存在的局限性，嘗試提出適用于我國地表水的水生態(tài)評價方法；② 應(yīng)用所提出的方法對漢江中下游水生態(tài)問題進(jìn)行綜合評價、診斷，提出對策措施，分析方法的科學(xué)性與可行性。

1 水生態(tài)評價方法研究進(jìn)展

1.1 美國水生態(tài)評價方法及理念

美國1972年版《清潔水法》(CWA)中最核心的一句話是“水污染控制的總體目標(biāo)是維持河流湖庫等地表水體的生態(tài)完整性。包括化學(xué)、物理、生物的完整性”。這里的“完整性”其原詞是“integrity”，在中國一般翻譯為“完整性”，可以理解為 “未受人類活動干擾的程度”。

CWA于1972年明確水生生物保護(hù)的地位之后，很長一段時期，實際上仍主要關(guān)注物理化學(xué)指標(biāo)，在物理化學(xué)指標(biāo)(如營養(yǎng)物和毒性污染物)的監(jiān)測和點(diǎn)源控制方面做了大量卓有成效的工作；制定了旨在保護(hù)水生生物的污染物基準(zhǔn)。但后來越來越清醒地認(rèn)識到，這些工作仍不足以有效地開展生態(tài)完整性評估及有效地管理、保護(hù)和修復(fù)水生態(tài)。受非點(diǎn)源污染、棲息地改變及其他人類活動的影響，很多水體水生態(tài)狀況繼續(xù)下降[15]。于是，美國的水生生物監(jiān)測和評價受到越來越多的重視，開展了大量研究工作和實踐行動。

作為對CWA總體目標(biāo)的響應(yīng)，1981年，Karr基于河流魚類提出了首個生物完整性指數(shù)F-MMI(亦稱F-IBI)[16]。美國規(guī)模性的水生態(tài)監(jiān)測工作亦始于20世紀(jì)80年代，比較有代表性的是“長期生態(tài)研究項目”(LTER)[17]，及 “全國性環(huán)境監(jiān)測與評價項目”(EMAP)[18]。

1989年，美國環(huán)境保護(hù)署(USEPA)出臺了快速生物監(jiān)測和評價規(guī)程(RBPs)[19]，為底棲動物和魚類數(shù)據(jù)的快速獲取和評價提供了技術(shù)指南。1990年又出臺了全國地表水生物基準(zhǔn)指南[20]，首次從國家層面定義了生物基準(zhǔn)。截至1994年，有20個州開始實施河流的生物評價項目，有11個州已經(jīng)或正在開發(fā)生物基準(zhǔn)。1998年出臺了湖庫生物評價和生物基準(zhǔn)技術(shù)指南[15]，對湖庫參照系的選取，魚類、底棲動物、浮游植物、浮游動物的采樣、評價，以及富營養(yǎng)化評價提出了指南性建議。

1999年USEPA出臺了新版RBPs[21]，該規(guī)程增加了浮游植物指標(biāo)，相對于1989年版在技術(shù)方法方面進(jìn)行了改進(jìn)、完善，更具有區(qū)域針對性。1999年，USEPA提出“所有的州應(yīng)采用生物指標(biāo)評估所有地表水體的生物健康狀況，并建議采納數(shù)值型生物基準(zhǔn)”[22]。2001年，大部分州已設(shè)立了河流的生物監(jiān)測項目，并采用量化的生物基準(zhǔn)；2006年，針對大型河流水生生物評價提出了相關(guān)理念和方法[23]。

大約從1995年開始，美國水生態(tài)完整性的研究一直呈快速增長趨勢[24]。隨著生物完整性理論、方法研究的深入，以及生物基準(zhǔn)建立技術(shù)規(guī)范的制定，至20世紀(jì)末美國的水生生物評價逐步納入水質(zhì)評價體系，某水體的水質(zhì)評價最終類別取決于物理化學(xué)指標(biāo)超標(biāo)情況、水生生物異常情況[25-26]。

1.2 歐盟水生態(tài)評價方法及理念

歐盟誕生于1993年，至2020年底有26個成員國(英國退出后)。早在歐盟成立之前，英國已經(jīng)出現(xiàn)了一些生物監(jiān)測和評價方法，用于評價河流的健康狀況，較為普遍性的是20世紀(jì)80年代初開發(fā)的BMWP系統(tǒng)，它將底棲動物作為健康評估指標(biāo)，后來又發(fā)展形成了河流底棲動物預(yù)測與分類系統(tǒng)的軟件(RIVPACS)[27]。

2000年，歐盟頒布了對成員國水生態(tài)評價具有重要影響的《水框架指令》[28]，其水生態(tài)評價基于水體類型而開展[29]。歐盟水框架指令中的“水生態(tài)”指“與地表水體有關(guān)的水生生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、功能的質(zhì)量”。用于 “水生態(tài)狀況分級”的指標(biāo)要素有生物指標(biāo)、物理化學(xué)指標(biāo)、水文及形態(tài)指標(biāo)(基本相當(dāng)于物理棲息地指標(biāo))。根據(jù)綜合質(zhì)量狀況，將地表水體分為5個級別：優(yōu)、良、中、差、劣。優(yōu)級狀態(tài)可理解為“原生態(tài)”或“近似原生態(tài)”，相當(dāng)于美國的“完整性”生態(tài)狀況。

這個級別雖類似于我國的6個水質(zhì)類別“Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ、劣Ⅴ”，但評價指標(biāo)、方法、理念有所不同。在中國，參與評價的是GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中21個基本項目，全部為物理化學(xué)指標(biāo)，而歐盟的水生態(tài)狀況評價和分級過程是：先評價生物指標(biāo)，生物指標(biāo)為“優(yōu)”后再評價物理化學(xué)指標(biāo)，物理化學(xué)指標(biāo)為“優(yōu)”后進(jìn)而評價水文及形態(tài)指標(biāo)，水文及形態(tài)指標(biāo)也為“優(yōu)”該水體才能最終評為“優(yōu)”。在三大類指標(biāo)中，歐盟將生物指標(biāo)排在首要地位。

1.3 其他國家水生態(tài)評價方法

在加拿大的生物基準(zhǔn)發(fā)展過程中，1970年《漁業(yè)法》的頒布是一個重要事件，它促進(jìn)了生物監(jiān)測以及后來的生物基準(zhǔn)的發(fā)展。加拿大于1994年開始建立“生態(tài)監(jiān)測和評價網(wǎng)絡(luò)”(EMAN)，涵蓋淡水和海洋兩類水體的生態(tài)監(jiān)測?？笨耸≡?989～2002年采用單度量指標(biāo)和多度量指標(biāo)法評估底棲動物和魚類群落健康，并開發(fā)了基于RCA(一種基于參照系和模型的生物評價方法)模式解譯底棲動物數(shù)據(jù)的新方法[30]。大約2006年前后，育空省通過政府項目建立了底棲動物數(shù)據(jù)庫，并將B-IBI與RCA相結(jié)合；阿爾伯塔省采用底棲動物、浮游動植物、大型植物開展水生態(tài)評價[31-33]；不列顛哥倫比亞省將底棲動物作為最常用的指示物種。聯(lián)邦政府未強(qiáng)制各州進(jìn)行生物評價，亦未從法律層面規(guī)定使用全國統(tǒng)一的生物基準(zhǔn)，由各州自行決定。目前，加拿大的水質(zhì)評價仍是基于物理化學(xué)指標(biāo)[34]，在指標(biāo)選擇方面類似于中國的常規(guī)水質(zhì)評價，在評價模式方面采用指數(shù)法(百分制)[35]，與中國“單因子評價”模式有很大差異。

澳大利亞于1992年開始實施國家河流健康計劃(NAHP)，并建立了河流評價系統(tǒng)(AUSRIVAS)，以監(jiān)測和評價全國河流水生態(tài)狀況。監(jiān)測指標(biāo)包括物理化學(xué)指標(biāo)與生物指標(biāo)。生物指標(biāo)包括藻類、大型植物、大型無脊椎動物、魚類等。澳大利亞真正意義的地表水體生物監(jiān)測始于1994年，當(dāng)時8個州政府會商同意建立水改革框架，以扭轉(zhuǎn)全國水生態(tài)退化趨勢，并通過NAHP項目來實施[30]。2000年編制的《澳大利亞和新西蘭淡水與海水水質(zhì)準(zhǔn)則》[36]，明晰了生物指標(biāo)在水生態(tài)評價中的作用及原理。從2005年開始，在全國水指令下每年開展“澳大利亞北部地區(qū)河流與濕地健康評估框架項目”(FARWH)，監(jiān)測人類活動干擾程度、物理形態(tài)、水質(zhì)狀況、水生生物特征、濱岸帶特征等六大類關(guān)鍵指標(biāo)，采用生物指數(shù)、形態(tài)干擾指數(shù)、水文干擾指數(shù)、棲息地指數(shù)、水質(zhì)指數(shù)進(jìn)行評價[37]。廣泛使用指數(shù)是澳大利亞水生態(tài)評價的一大特色。生物指數(shù)主要考慮了底棲動物，并指明在未來條件成熟的情況下也可考慮魚類、藻類、水生植物、濱岸帶植被等。澳大利亞水生態(tài)評價中，物理化學(xué)指標(biāo)和生物指標(biāo)的評價結(jié)果都作為水體最終評價結(jié)論及是否需要采取修復(fù)行動的重要依據(jù)，但很少將水質(zhì)、生物、水文、棲息地等各類指標(biāo)綜合賦分[38]。聯(lián)邦政府亦未強(qiáng)制要求各省進(jìn)行生物評價，也沒有任何法律條款要求使用全國統(tǒng)一的生物基準(zhǔn)開展生物評價。

1.4 中國水生態(tài)評價方法概況及問題

水生生物是水生態(tài)評價對象的核心要素。中國的水生生物監(jiān)測已有很久的歷史，如1989年出版的《生物監(jiān)測技術(shù)規(guī)范(水環(huán)境部分)》，以及《水和廢水監(jiān)測分析方法》第三版(1989年)、第四版(2002年)[39-40]都包括魚類、底棲動物、浮游生物、著生生物等生物類型的監(jiān)測。1992年，國家環(huán)保局委托中國環(huán)境監(jiān)測總站編寫了《水生生物監(jiān)測手冊》[41]。

我國目前仍在使用的GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[14]對水質(zhì)類別進(jìn)行界定，體現(xiàn)了對水生生物的保護(hù)和水生態(tài)理念。如Ⅰ～Ⅲ類水都必須滿足集中式城鎮(zhèn)飲用水源地功能和水生生物生存、繁殖功能。但由于歷史階段、技術(shù)水平和認(rèn)識的局限性，水生生物是否處于良好狀態(tài)在水質(zhì)類別評價時未予考慮。2014年，水利部發(fā)布了SL 219-2013《水環(huán)境監(jiān)測規(guī)范》[42]，規(guī)范在原版(SL 219-88)的基礎(chǔ)上增加了“水生態(tài)調(diào)查與監(jiān)測”一章，對魚類、底棲動物等生物類別的監(jiān)測頻次、布點(diǎn)、采樣、分析等環(huán)節(jié)作出了規(guī)定。

水利系統(tǒng)從2010年前后開始嘗試河流、湖庫健康評估工作，編制發(fā)布了《河流/湖泊健康評估指標(biāo)、標(biāo)準(zhǔn)與方法(試點(diǎn)工作用)》[43-44]，介紹了如何利用水質(zhì)、水生生物、水文水資源、物理結(jié)構(gòu)(棲息地)、社會服務(wù)功能5類指標(biāo)來評估水體健康狀況。并采用了“完整性”概念，包括以上5個方面的完整性。對各類指標(biāo)，參照相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)或參照系，分別進(jìn)行評價、賦分，然后根據(jù)各類指標(biāo)賦分與權(quán)重因子計算得到表征健康程度的綜合賦分。水生生物指標(biāo)中，重點(diǎn)選擇了大型底棲無脊椎動物、魚類生物損失指數(shù)。在10 a健康評估實踐基礎(chǔ)上，2020年3月，水利部出臺了SL/T 793-2020《河湖健康評估技術(shù)導(dǎo)則》[45]，對河湖健康評估原則、工作流程、評估指標(biāo)、評估方法與賦分標(biāo)準(zhǔn)、調(diào)查監(jiān)測等做出了相關(guān)規(guī)定。部分省市也相繼發(fā)布了一批地方性技術(shù)規(guī)程或規(guī)范[46-48]。

原環(huán)境保護(hù)部于2013年印發(fā)了《流域生態(tài)健康評估技術(shù)指南(試行)》[49]，于2014年印發(fā)《湖泊生態(tài)安全調(diào)查與評估技術(shù)指南(試行)》[50]，對水域生態(tài)系統(tǒng)調(diào)查和主要生態(tài)指標(biāo)的評估提出了指南性建議。

國家相關(guān)機(jī)構(gòu)、科研單位、高校等通過水專項等形式，對松花江、遼河、珠江、嘉陵江等河流開展了生物完整性指數(shù)評價研究。

目前所存在的問題主要是水質(zhì)評價基本未考慮水生生物及其他水生態(tài)因子。全國和省市關(guān)于河流/湖庫健康評估的規(guī)程、規(guī)范主要是采用對各類指標(biāo)分別進(jìn)行評價、賦分，然后對各類指標(biāo)的賦分取均值，按一定的權(quán)重計算綜合健康程度賦分，但其局限性在于對各類指標(biāo)基本上是平均用力，沒有對各類指標(biāo)之間的關(guān)系進(jìn)行清晰定位，更沒有充分體現(xiàn)水生生物指標(biāo)的核心地位?？傮w而言，中國水生態(tài)評價基本處于研究探索階段。

2 所提出的生態(tài)評價方法思路與框架

2.1 有關(guān)概念

對地表水體而言，“水環(huán)境”“水生態(tài)”“水生態(tài)環(huán)境”都是常用詞，目前使用較為混亂，對這些概念之間的關(guān)系和涵義亦存有爭議，有人認(rèn)為“水生態(tài)”一詞既包括“水生生物”，也包括“水環(huán)境”，有人則認(rèn)為“水環(huán)境”一詞也包括“水生態(tài)”，都有一定道理。在這些術(shù)語的定義方面，既需要考慮中國的表述習(xí)慣，也需要與國際接軌，具有科學(xué)性。

我國的表述習(xí)慣可以從環(huán)境主管部門的名稱更改說起。2019年我國環(huán)境主管部門由“環(huán)境保護(hù)部”改為“生態(tài)環(huán)境部”，職能對象由“環(huán)境”擴(kuò)展為“生態(tài)環(huán)境”，可見在我國的表述與理解中，“生態(tài)環(huán)境”既包括“環(huán)境”，也包括“生態(tài)”，由此演繹，“水生態(tài)環(huán)境”既包括“水環(huán)境”，也包括“水生態(tài)”。對比表明，美國和歐盟的“水生態(tài)”相當(dāng)于我國表述習(xí)慣中的“水生態(tài)環(huán)境”。

在我國，如果將“水生態(tài)”理解為“水生態(tài)環(huán)境”，則容易引起理解上的混亂，將 “水生態(tài)”劃分為“廣義”和“狹義”是一種有效方法，具體為：廣義的水生態(tài)指水生態(tài)環(huán)境，其指標(biāo)包括水生生物、物理化學(xué)、物理棲息地、水資源等各類指標(biāo)；狹義的水生態(tài)指標(biāo)則是指水生生物指標(biāo)(核心)及物理棲息地指標(biāo)。本文作為評價對象的“水生態(tài)”即指“廣義的水生態(tài)”，也即“水生態(tài)環(huán)境”。

2.2 基本評價單元

我國目前的水質(zhì)監(jiān)測和評價載體所采用的最小空間單位是監(jiān)測斷面，對于物理化學(xué)指標(biāo)而言，采用監(jiān)測斷面進(jìn)行水質(zhì)評價是很便捷的，但如果考慮水生生物評價，則監(jiān)測斷面就存在一些弊端，因為它缺乏立體包容性，尤其是當(dāng)監(jiān)測斷面附近水域不適合采集生物水樣時更為不便。因此，可以將“監(jiān)測斷面”改為“評價單元”，為常規(guī)水質(zhì)監(jiān)測斷面與生物監(jiān)測點(diǎn)位的融合提供共同載體。

評價單元可定義為：地表水體在立體空間上的基本評價單位，可以是一條河流(當(dāng)河流規(guī)模較小時)，也可以是河流的某一段(對中型或大型河流需要分段)，可以是一個湖泊、一個水庫，也可以是或湖泊或水庫的某一水域，其基本前提是假設(shè)該水體單元內(nèi)水質(zhì)、水生態(tài)是均勻的，包括物理、化學(xué)、生物等方面的均質(zhì)性，可以只包括一個監(jiān)測斷面(或監(jiān)測站)，也可以包括多個監(jiān)測斷面(或監(jiān)測站)。

2.3 評價方法

為克服我國河湖健康評估等方法、準(zhǔn)則中“將各類指標(biāo)并列對待，通過權(quán)重方式得到一個總體賦分，未充分考慮各類指標(biāo)之間關(guān)系”的缺陷，并保留原有常規(guī)水質(zhì)評價方法的可取之處，本文提議水生態(tài)評價以物理化學(xué)指標(biāo)和生物指標(biāo)為主，物理棲息地指標(biāo)和水資源指標(biāo)作為原因分析中的壓力源。物理化學(xué)指標(biāo)直接反映水質(zhì)安全，而水生生物指標(biāo)直接反映水生態(tài)安全。從三大“完整性”(物理、化學(xué)、生物)的角度來看，物理化學(xué)指標(biāo)和生物指標(biāo)已完全反映了化學(xué)完整性和生物完整性，部分反映了物理完整性，未反映的物理因素(含水文因子)在原因分析中得以體現(xiàn)。所以這種模式完全符合三大“完整性”的要求，同時保留了我國幾十年來的常規(guī)水質(zhì)評價模式，既考慮了中國的具體國情，又吸納了新的水生態(tài)理念。具體評價思路見表1。

表1 針對評價單元的水生態(tài)評價方法框架

對一個評價單元而言，水生態(tài)評價最終結(jié)論分兩個類別：“健康”和“受損”，兩者的界限在于該評價單元是否滿足GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅲ類水質(zhì)所對應(yīng)的功能(包括水源地功能和水生生物生存兩大功能，滿足這兩大功能的水體則一定會滿足工業(yè)用水、農(nóng)業(yè)用水、娛樂用水等功能)，這是得出最終評價結(jié)論以及判斷表1中各類指標(biāo)是否達(dá)標(biāo)所遵循的首要原則。參與評價的物理化學(xué)指標(biāo)、生物指標(biāo)中，只要有一類超標(biāo)，即評價該水體受損。參與評價的N項物理化學(xué)指標(biāo)中，只要有1項超標(biāo)，則評價為物理化學(xué)類指標(biāo)超標(biāo)，水體受損；參與評價的水生生物(如魚類、底棲動物、浮游植物)中，只要有一類水生生物偏離正常值范圍，則說明水生生物生存功能不能滿足，該水體受損。這種模式沿襲了GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[14]水質(zhì)評價中“單因子評價法”的理念，也是美國[26]、歐盟[29]等國家或組織優(yōu)先采用的主流模式。

在本文所提出的水生態(tài)評價方法中，暫未按照GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》規(guī)定的常規(guī)水質(zhì)評價模式將水生態(tài)級別劃分“Ⅰ類、Ⅱ類、Ⅲ類、Ⅳ類、Ⅴ類、劣Ⅴ”6個類別，也未按照《河湖健康評價技術(shù)導(dǎo)則》[45]中5個級別的模式，原因是：水生態(tài)評價尚處于探索階段，最終水生態(tài)級別分的過細(xì)反而容易出問題，況且《河湖健康評價技術(shù)導(dǎo)則》采用的5級模式很難與GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中的6級模式相對應(yīng)。所以，評價單元最終評價結(jié)論暫采用 “健康”或“受損”的兩級模式。至于“健康”和“受損”兩大類基礎(chǔ)上再細(xì)分，可在實踐中逐步摸索和完善。

2.4 各類指標(biāo)、作用與評價標(biāo)準(zhǔn)

(1) 物理化學(xué)指標(biāo)直接反映水質(zhì)安全，評價標(biāo)準(zhǔn)參照GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[14]進(jìn)行。其中的Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)是滿足集中式水源地功能和水生生物生存功能的最低要求，所以物理化學(xué)指標(biāo)超標(biāo)即指超過Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值(對總磷、總氮等生態(tài)參數(shù)，達(dá)標(biāo)不僅指符合GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中的Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值，還需符合不致引起藻類非正常繁殖的基準(zhǔn)值)。

(2) 水生生物指標(biāo)直接反映水生態(tài)安全。從水生態(tài)系統(tǒng)中的壓力-響應(yīng)關(guān)系來看，水生生物是各類壓力的受體和響應(yīng)者，是評估水體是否滿足水生生物生存功能的核心指標(biāo)。

生物評價的依據(jù)是生物基準(zhǔn)或參照狀況或期望狀況，根據(jù)評價結(jié)論判斷水體是否受損。水生生物的自然演變會對受損程度的判斷產(chǎn)生干擾，應(yīng)加強(qiáng)區(qū)分方法的研究。

地表水體中的水生生物類型眾多，根據(jù)評價目的和可操作性，依據(jù)3條原則“生態(tài)代表性、壓力敏感性、監(jiān)測便捷性”選擇。壓力敏感性的原則有利于鑒別人類活動的影響與自然演變的影響。依據(jù)3條原則，參與評價的水生生物類別主要有底棲動物、魚類、水生植物(包括藻類和大型植物)，其中又以藻類和底棲動物指標(biāo)采用更為普遍[25，30，51-54]。

理論上來講，開展水生態(tài)評價時，所選擇的水生生物類別越多，結(jié)果越可靠。但從成本和效能的角度考慮，并非越多越好，一般選擇1～3個類別，可借鑒美國水質(zhì)評價方法所建議的“在開展地表水體的水質(zhì)評價時，所選擇的水生生物類別一般不少于2種”[25]。

(3) 棲息地指標(biāo)與水文、水資源指標(biāo)。棲息地指標(biāo)是指影響或支持水生生物正常功能的結(jié)構(gòu)屬性[25]。棲息地本身可變性高、量化難度大、數(shù)據(jù)可靠性低[55]，建議不作為評價水體健康或受損的直接依據(jù)，而用于探究水體受損的原因。水量、流速、含沙量等水文指標(biāo)亦不作為直接參評指標(biāo)，主要用于探究水體受損原因。

3 實例應(yīng)用

3.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域為漢江自丹江口大壩至入長江口，即漢江中下游江段(見圖1)，全長652 km，其中，丹江口至碾盤山江段為中游，長223 km，碾盤山以下為下游沖積平原。漢江豐水期為5～10月，枯水期為11月至次年4月。按照評價單元劃分的基本原則以及漢江中下游的水文水動力特征、水質(zhì)特征、水華特征,將研究區(qū)域劃分為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ……Ⅹ共10個評價單元(見圖1)，中游分5個單元(Ⅰ～Ⅴ)，下游分5個單元(Ⅵ～Ⅹ)。干流橙色標(biāo)識段為中游，綠色標(biāo)識段為下游。紅色雙箭頭短線表示Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ……Ⅹ10個單元中每個單元的始端和終端。

圖1 漢江中下游及評價單元劃分示意Fig.1 Middle and lower reaches of Hanjiang River and division of assessment units

3.2 指標(biāo)選擇、數(shù)據(jù)來源和評價方法

根據(jù)漢江中下游近5 a常規(guī)水質(zhì)評價結(jié)果及所存在的以硅藻水華為主的水生態(tài)環(huán)境問題，物理化學(xué)指標(biāo)選擇總磷、總氮、高錳酸鹽指數(shù)、氨氮、重金屬等，生物指標(biāo)選擇浮游植物、底棲動物。浮游植物的可度量指標(biāo)選擇葉綠素a，因為葉綠素a是所有浮游植物門類都含有的葉綠素類型，而且葉綠素a是表征浮游植物生物量、富營養(yǎng)化和水華的首要指標(biāo)。根據(jù)已有規(guī)定或較為成熟的研究成果[56-61]，將葉綠素a濃度30 μg/L作為不致?lián)p害主體功能的最高限值，將10 μg/L作為中-富營養(yǎng)界限值。

底棲動物的可度量指標(biāo)依據(jù)生態(tài)代表性、干擾敏感性、相對獨(dú)立性選擇總分類單元數(shù)、香農(nóng)威納指數(shù)、EPT分類單元數(shù)(EPT指蜉蝣目Ephemeroptera、襀翅目Plecoptera、毛翅目Trichoptera)及個體數(shù)量占比、BMWP指數(shù)、雙翅目分類單元數(shù)及個體數(shù)量占比、搖蚊類分類單元數(shù)及個體數(shù)量占比共9個核心指標(biāo)。按照國際上已成熟的規(guī)則[21]，依據(jù)水質(zhì)和水生態(tài)較好水域的歷史數(shù)據(jù)確定生物基準(zhǔn)或期望值，據(jù)此計算百分制下的底棲動物完整性指數(shù)(B-IBI)，50分以下為受損。所選度量指標(biāo)的數(shù)值范圍分別為：總分類單元數(shù)3～10、香農(nóng)威納指數(shù)0.5～3.0、EPT分類單元數(shù)0～5。

水質(zhì)數(shù)據(jù)來自長江流域生態(tài)環(huán)境監(jiān)測數(shù)據(jù)庫，水文數(shù)據(jù)來自于長江泥沙公報。現(xiàn)狀分析采用近3 a監(jiān)測數(shù)據(jù)(2018～2020年)?？偭?、總氮等物理化學(xué)指標(biāo)每月監(jiān)測1次，葉綠素a在1～3月份監(jiān)測，取表層水樣(0～0.5 m)，采用《水和廢水監(jiān)測分析方法》第四版(增補(bǔ)版)中規(guī)定的方法[62]進(jìn)行測定。總磷測定采用鉬酸銨分光光度法(GB 11893-1989)，總氮測定采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法(HJ 636-2012)。底棲動物監(jiān)測時間為2020年10月。

評價方法見表1。GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量評價》中無總氮的河流標(biāo)準(zhǔn)限值，盡管有總磷的河流標(biāo)準(zhǔn)限值(Ⅲ類限值為0.20 mg/L)，但鑒于在沒有考慮水生態(tài)分區(qū)的情況下為我國廣大水系河流統(tǒng)一設(shè)置的總磷Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值不一定適用于具體河流[63-65]，以及漢江中下游所存在的硅藻水華頻發(fā)問題，0.20 mg/L作為控制標(biāo)準(zhǔn)不一定適宜，所以對總磷、總氮的評價采用基準(zhǔn)值法。水質(zhì)參數(shù)基準(zhǔn)值的獲取依據(jù)分位值法。參照點(diǎn)群相應(yīng)數(shù)據(jù)集的3/4分位值或全部點(diǎn)群的1/4分位值[59，66-67]，前者適用于早期水生態(tài)尚處于良好狀態(tài)情況下有監(jiān)測數(shù)據(jù)的參數(shù)，后者適用于無早期歷史數(shù)據(jù)的情況。參照點(diǎn)群污染物濃度類似于背景濃度，全部點(diǎn)群包括未受污染的點(diǎn)位和受到污染的點(diǎn)位。中國河流湖庫等地表水體的污染基本開始于20世紀(jì)90年代，結(jié)合氮磷歷史數(shù)據(jù)信息情況，總氮濃度基準(zhǔn)值的獲取方式為：根據(jù)20世紀(jì)80年代早期數(shù)據(jù)構(gòu)造參照點(diǎn)群分位值，取其3/4分位值作為大概的基準(zhǔn)值?？偭诐舛然鶞?zhǔn)值的獲取方式為：根據(jù)歷史監(jiān)測資料、現(xiàn)狀濃度水平、污染歷史和空間分布特征，采取參照點(diǎn)群3/4分位值法、全部點(diǎn)群1/4分位值法和歷史數(shù)據(jù)等多種方式進(jìn)行綜合分析后獲取大概的基準(zhǔn)值。

3.3 結(jié)果與分析

3.3.1水華頻次及葉綠素a濃度

從1992年漢江中下游首次發(fā)生水華以來，至2021年漢江中下游共發(fā)現(xiàn)典型水華9次，頻率為30%，尤其是2008年以后更加頻繁。近5 a內(nèi)，有2次出現(xiàn)典型水華(2018年和2021年)，而且都較為嚴(yán)重。

水華發(fā)生具有季節(jié)性特征。歷年大量觀測表明，漢江中下游水華一般發(fā)生于1～3月，以1月下旬至2月底最嚴(yán)重。選擇最近的2次典型水華，分析其1～3月份的葉綠素a濃度特征(見圖2)?？梢姡?018年和2021年水華主要發(fā)生于第Ⅶ～Ⅹ單元，即沙洋縣至武漢江段約320 km的河段(部分年份水華影響區(qū)有時會至入江口上游400 km)。

注：Max, P75, P50, Mean, P25, Min分別表示最大值、3/4分位值、中位值、均值、1/4分位值、最小值。圖2 2018年和2021年1～3月水華期間漢江中下游葉綠素a濃度沿程分布箱形圖Fig.2 Boxplots of chlorophyll a concentrations in the middle and lower reaches of Hanjiang River during water bloom in January to March of 2018 and 2021

2018年1～3月，Ⅶ～Ⅹ單元葉綠素a濃度均值分別為45，54，60，65 μg/L，皆超過30 μg/L的限值。4個單元最高值分別為102，109，122，137 μg/L，分別超限值2.4倍、2.6倍、3.1倍、3.6倍。沿程葉綠素a濃度呈顯著升高趨勢。

2021年1～3月，Ⅶ～Ⅹ單元葉綠素a濃度均值分別為48，88，56，84 μg/L，皆超過30 μg/L的限值。4個單元最高值分別為89，96，80，135 μg/L，分別超限值2.0倍、2.2倍、1.7倍、3.5倍。沿程葉綠素a濃度亦呈顯著升高趨勢。

所以，從葉綠素a濃度水平和水華發(fā)生情況來來看，漢江中下游Ⅶ(興隆水庫段)～Ⅹ單元(沙洋以下河段)可評價為水生態(tài)受損。

3.3.2氮、磷濃度現(xiàn)狀及污染程度

鑒于漢江中下游最突出的水生態(tài)問題之一是硅藻水華問題，對水華密切相關(guān)物理化學(xué)指標(biāo)總磷、總氮近3 a在各單元的濃度分布特征進(jìn)行詳細(xì)分析，并與相關(guān)基準(zhǔn)或標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行對比(見圖3～4、箱形圖例同上)。總體而言，氮磷濃度皆呈沿程升高趨勢，下游氮磷濃度高于中游；總氮濃度在下游河段變幅較大，高值出現(xiàn)概率明顯高于中游。

圖3 2018～2021年漢江中下游各水體單元總磷濃度沿程分布Fig.3 Boxplots of TP in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 2018 to 2021

圖4 2018～2021年漢江中下游各水體單元總氮濃度沿程分布Fig.4 Boxplots of TN in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 2018 to 2021

漢江中下游總磷基準(zhǔn)為0.035 mg/L，上游各單元總磷濃度均值在0.028～0.055 mg/L之間，下游各單元總磷濃度均值在0.050～0.080 mg/L之間，各單元總磷最高值都在0.10 mg/L以上，評價單元Ⅸ最高值達(dá)0.33 mg/L。中游第Ⅴ單元和下游Ⅵ～Ⅴ單元的均值皆高于基準(zhǔn)值和湖泊Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值。漢江中下游總氮基準(zhǔn)為0.67 mg/L，上游各單元總氮濃度均值在1.29～1.60 mg/L之間，下游各單元總氮濃度均值在1.40～1.74 mg/L之間，整個漢江中下游Ⅱ～Ⅸ單元最大值都在2.00 mg/L以上。漢江中下游沿程總氮濃度皆高于基準(zhǔn)值和湖泊Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值。

3.3.3水文因子及縱向連通性

圖5所示為漢江中下游皇莊水文站1950～2020年徑流量的變化[4]。跟1950～1990年相比，1991～2020年年徑流量有所減小，年平均徑流量由508億m3降為388億m3，減小比例為24%。相關(guān)研究表明[67]：丹江口大壩修建(1973年)后，漢江中下游汛期徑流量顯著減小，非汛期徑流量顯著增大，如鐘祥碾盤山站非汛期徑流量由建庫前的117億m3增至建庫后的148億m3；汛期徑流量由建庫前的416億m3降至建庫后的341億m3。

圖5 1950～2020年漢江中下游皇莊水文站年徑流量變化趨勢Fig.5 Annual runoff variation trend of Huangzhuang Station in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 1950 ttoh 2020

圖6所示為1951～2020年皇莊水文站泥沙年均含量的歷年變化情況[4]，可見自1950年以來，泥沙含量發(fā)生了巨幅下降。1973年，丹江口大壩修建成庫，向下游輸送的泥沙量減小了98%，遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于入庫沙量的減小比例(33%)。成庫后，大壩下游黃家港、襄陽、皇莊、沙洋、仙桃站平均含沙量分別為31，191，565，603，754 mg/L，分別占建庫前的0.96%，7.1%，22.6%，29.3%和39.5%。建庫前，漢江中下游泥沙主要來自丹江口以上及中下游區(qū)間匯流。建庫后，中下游河床發(fā)生嚴(yán)重沖刷，泥沙主要來自河床的沖刷補(bǔ)給和區(qū)間支流匯入。如皇莊站的全年來沙僅有4.6%來自丹江口水庫上游區(qū)域，區(qū)間匯流占33.0%，河床沖刷補(bǔ)給占62.4%。

圖6 1950～2020年漢江中下游皇莊水文站泥沙年度均值變化趨勢Fig.6 Change trend of annual average suspended sediments at Huangzhuang Station in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 1950 to 2020

進(jìn)入20世紀(jì)90年代，由于漢江上游和中下游大壩繼續(xù)增多等因素，漢江中下游泥沙含量繼續(xù)降低，皇莊水文站1990～2000年、2001～2010年、2011～2020年平均泥沙含量分別降為175，152，73 mg/L。2011～2020年皇莊站泥沙含量已降為1951～1990年間泥沙含量(1 240 mg/L)的約6%，下降比例達(dá)94%。

水華與水文因素密切相關(guān)。圖7為仙桃江段(典型水華期間水華敏感江段之一)歷年枯水期(1～3月)平均流量、平均流速和平均泥沙含量的變化趨勢?？梢?，對照典型水華年份和非水華年份枯水期流量、流速、泥沙含量發(fā)現(xiàn)，典型水華年份枯水期具有三大水文特征：流量偏小、流速偏低，泥沙偏少。典型水華年份仙桃站枯水期平均流量一般在800 m3/s以下，平均流速一般在0.70 m/s以下，平均泥沙含量一般在170 mg/L以下。流量大于800 m3/s、流速大于0.70 m/s、懸浮泥沙含量大于170 mg/L的情況下硅藻水華概率很小。近40年來漢江中下游懸浮泥沙含量大幅下降(見圖6)，仙桃站近5 a枯水期泥沙含量基本降為100 mg/L以下，比1980～2000年枯水期均值下降比例超過80%(見圖7，實心)。泥沙含量的下降可導(dǎo)致透明度提高，促進(jìn)藻類對光能的吸收利用，是硅藻水華發(fā)生的重要原因之一。

水系連通對水生態(tài)健康具有重要影響[68]。漢江縱向連通性也發(fā)生了巨大變化，截至2021年12月底，漢江中下游已修建了5個閘壩，閘壩名稱及建成時間分別為：丹江口大壩(1973年)、王甫洲水電樞紐(2000年)、崔家營水電樞紐(2010年)、雅口航電樞紐(2021年)、興隆水利樞紐(2014年)。從丹江口大壩至漢口龍王廟(入長江口)之間共有水利樞紐4個，則縱向連通指數(shù)為4個樞紐/6.52(百公里)=0.61，根據(jù)河湖健康評估技術(shù)導(dǎo)則中的賦分標(biāo)準(zhǔn)，漢江中下游縱向連通指數(shù)分值為44，屬于阻隔狀態(tài)。

圖7 1981～2021年漢江中下游仙桃江段枯水期平均流量、平均流速、平均泥沙含量的變化趨勢Fig.7 Variation trend of average flow，velocity and suspended sediment concentrations at Xiantao section in the middle and lower reaches of Hanjiang River during dry season from 1981 to 2021

3.3.4底棲動物群落偏離程度

圖8為漢江中下游底棲動物完整性指數(shù)沿程變化情況(采樣時間為2020年10月)?？梢姡簡卧窈蛦卧蚣s100 km的河段完整性指數(shù)較高，在60分以上；單元Ⅲ～Ⅹ約500 km的河段完整性指數(shù)較低，皆在50分以下，其中單元Ⅴ(鐘祥轉(zhuǎn)斗斷面所代表江段)和單元Ⅹ(武漢江段)底棲動物完整性指數(shù)最低，分別為14和21。若將50分作為受損與否的界線值，則單元Ⅲ～Ⅹ約500 km的河段底棲動物群落皆受損。

圖8 漢江中下游底棲動物群落完整性指數(shù)(M-IBI)沿程變化Fig.8 Change of benthic community integrity index along the middle and lower reaches of Hanjiang River

3.4 綜合評價

水生態(tài)綜合評價結(jié)果見表2。單元Ⅰ和單元Ⅱ為良好水體，單元Ⅲ～Ⅹ皆為受損水體。其中，單元Ⅲ～Ⅹ底棲動物群落顯著偏離健康狀況；單元Ⅶ～Ⅹ為頻繁發(fā)生硅藻水華及期間葉綠素a超標(biāo)的水域。綜合判斷，單元Ⅶ～Ⅹ為嚴(yán)重受損水體?？偭追謩e按GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》河流標(biāo)準(zhǔn)和基準(zhǔn)進(jìn)行評價，總氮無河流標(biāo)準(zhǔn)，權(quán)且參照基準(zhǔn)進(jìn)行評價。漢江中下游水生態(tài)受損主要體現(xiàn)為葉綠素a超標(biāo)及底棲動物群落健康狀況下降，而葉綠素a超標(biāo)的內(nèi)因主要是梯級樞紐導(dǎo)致的流速減緩與營養(yǎng)水平偏高，可以推測，在目前的營養(yǎng)水平下，如果流速較高則不會發(fā)生藻華；在流速緩慢的情況下，如果營養(yǎng)水平很低，則也不會發(fā)生藻華。

底棲動物健康狀況的下降，藻華和營養(yǎng)物偏高也“難脫干系”[69]?？梢钥隙ǖ氖?，磷、氮濃度偏高是漢江中下游水生態(tài)受損的潛在因子，因為磷、氮、高錳酸鹽指數(shù)已顯著偏離背景水平(見圖3～4)。所以漢江中下游水生態(tài)修復(fù)的重點(diǎn)是營養(yǎng)水平的控制以及水動力條件的改善。

4 討 論

4.1 漢江水生態(tài)問題診斷及策略

單元Ⅶ～Ⅹ約320 km的江段水生態(tài)嚴(yán)重受損是多種因素共同作用的結(jié)果，既有水質(zhì)因素，也有水文因素。從水質(zhì)因素來說，相對于原生態(tài)的背景濃度，總磷、總氮大幅上升(見圖3～4)。漢江中下游總磷背景濃度所在范圍為0.020～0.050 mg/L(基準(zhǔn)值約為0.035 mg/L)，而單元Ⅶ～Ⅹ近3 a總磷平均濃度已升至0.06～0.08 mg/L，升高約1倍；總氮濃度背景值在0.67 mg/L以下，而單元Ⅲ～Ⅹ近3 a平均濃度已升1.40～1.76 mg/L，升高了至少1.4倍。高錳酸鹽指數(shù)在20世紀(jì)80年代一般在2.0 mg/L以下，而近3 a在2.0～3.0 mg/L，部分江段高值超過6.0 m/L。漢江武漢段硅元素分析表明，2022年1～3月硅濃度均值為3.97 mg/L，比長江流域硅元素背景值(約2.65 mg/L)[70]高50%。氮磷濃度的升高主要緣于污染物排放量的增加。襄陽市是漢江中下游排污量較大的城市[71]，所以襄陽以下污染相對較重。氮、磷、高錳酸鹽指數(shù)、硅偏高為硅藻水華的發(fā)生提供了充足的物質(zhì)基礎(chǔ)，這是內(nèi)因。

從水文因素來說(見圖7)，典型水華年份枯水期水文三大特征為“流量小、流速低、泥沙少”。流量小導(dǎo)致流速低，產(chǎn)生了適于藻類生長的水動力條件；泥沙少導(dǎo)致透明度增加，大大增強(qiáng)了對光照的利用，從而促進(jìn)了藻類的過度繁殖。以仙桃站枯水期為例，跟1980～2000年相比，近20 a平均流量、平均流速皆下降約22%，而平均泥沙含量下降比例達(dá)74%。所以泥沙含量的下降是硅藻水華加重的一個重要原因。

至2021年底，漢江中下游已建成王甫洲、崔家營、雅口、興隆4級樞紐，尚有新集、碾盤山待建。水利樞紐的興建一方面使庫區(qū)江段流速進(jìn)一步減小，使泥沙含量進(jìn)一步降低，尤其是興隆大壩的修建是下游320 km江段硅藻水華更為頻發(fā)的原因；另一方面，梯級樞紐降低了河流縱向連通性，目前漢江中下游縱向連通性指數(shù)僅為0.60，其分值僅為44(100分制)，可見漢江中下游干流水體已處于阻隔狀態(tài)，這是漢江中下游水生態(tài)受損的主要原因之一。所以，漢江中下游盡管仍稱其為“河流”，但其水體其實已類似或接近“狹長的湖泊”系統(tǒng)。規(guī)劃待建的新集、碾盤山兩級樞紐一旦投入運(yùn)行，勢必進(jìn)一步加劇阻隔狀態(tài)，加劇水生態(tài)受損程度。

正是排污、大壩興建等人類活動的影響，導(dǎo)致營養(yǎng)水平上升，以及流量減小、流速減緩、泥沙減少等水文因素的改變，當(dāng)遇到天氣晴朗、日照充足等外部條件時，引發(fā)硅藻過度繁殖，出現(xiàn)水華現(xiàn)象。圖2和圖3～4對照可直觀表明葉綠素a濃度水平與氮、磷濃度(尤其是磷)的相關(guān)性。

硅藻水華頻發(fā)和底棲動物群落健康狀況的下降都是漢江中下游水生態(tài)受損的直接表現(xiàn)，是上述多重壓力共同作用的結(jié)果。而漢江中下游的水生態(tài)修復(fù)與保護(hù)需對癥下藥：① 進(jìn)一步減小氮磷負(fù)荷；② 改善流態(tài)條件；③ 增強(qiáng)縱向連通性。

關(guān)于氮磷負(fù)荷的削減，目前涉及的管理問題在于，漢江中下游總磷的評價是執(zhí)行GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中河流總磷Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值0.20 mg/L，按照此限值，漢江中下游總磷全程達(dá)標(biāo)，一般評價為Ⅱ類，一方面就總磷而言是優(yōu)質(zhì)水體；另一方面總磷是硅藻水華的重要原因，解決此矛盾需要認(rèn)識到，河流湖庫等地表水體總磷標(biāo)準(zhǔn)限值的核心意義在于控制富營養(yǎng)化與藻類、浮萍等過度生長，所以不應(yīng)該把“0.20 mg/L”的限值看作是“神圣且不可更改的”。實際上，GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》制定的時候，無論是國際還是國內(nèi)對河流水體總磷標(biāo)準(zhǔn)意義的認(rèn)識還非常有限，正是由于河流流速大，不容易產(chǎn)生水華等水生態(tài)問題，所以才設(shè)置了0.20 mg/L的河流總磷標(biāo)準(zhǔn)限值。但問題在于，這是針對中國廣大范圍的天然河流設(shè)定的標(biāo)準(zhǔn)限值，不一定適合于具體水域[63-65]，何況漢江中下游目前的水文水動力條件已顯著偏離“天然”狀況，所以該標(biāo)準(zhǔn)限值是否仍適用于漢江中下游是一個不得不重新審視的問題。

截至目前，國際上關(guān)于湖庫總磷基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)的制定較為成熟，而關(guān)于河流總磷基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)的制定則相對落后，即使在該領(lǐng)域較為先進(jìn)的美國。由于藻類生長受到營養(yǎng)水平、水文水動力條件、氣候、氣象等諸多因素的影響，所以對具體河流其適宜的總磷標(biāo)準(zhǔn)限值的確定是非常困難的，故而有些國家和地區(qū)干脆就采用了敘述性標(biāo)準(zhǔn)，如田納西州對境內(nèi)密西西比河總磷標(biāo)準(zhǔn)限值的規(guī)定為“總磷濃度水平不得刺激藻類過度生長”。美國河流營養(yǎng)物基準(zhǔn)技術(shù)指南[59]所提出的針對河流總磷的中-富營養(yǎng)界限值為0.075 mg/L。威斯康星州對境內(nèi)密西西比河旨在保護(hù)水生生物生存功能的總磷標(biāo)準(zhǔn)限值為0.100 mg/L。這些理念對我們客觀認(rèn)識漢江中下游生態(tài)和氮磷標(biāo)準(zhǔn)問題頗有裨益。

綜上所述，建議漢江中下游總磷控制標(biāo)準(zhǔn)嚴(yán)于0.20 mg/L，并適當(dāng)控制總氮濃度。

4.2 本文評價方法的科學(xué)性、適用性分析

表1所列的水生態(tài)評價方法思路是基于GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅲ類水質(zhì)對水體功能(飲用水水源地功能和水生生物生存功能)的基本要求而設(shè)計，彌補(bǔ)了常規(guī)水質(zhì)評價僅有21個物理化學(xué)指標(biāo)參與評價的局限性，增加了通過浮游植物、底棲動物、魚類等指標(biāo)對水體是否受損(類似于原來的超標(biāo))的判斷，提高了水體評價的立體性和客觀性，譬如可以避免原水質(zhì)評價方法所出現(xiàn)的漢江中下游“Ⅱ類水質(zhì)”“頻發(fā)水華”的矛盾結(jié)果。

跟美國水質(zhì)評價方法[26]相比，其共同點(diǎn)在于都包括了物化因子和生物因子，不同之處在于本文所提新方法同時考慮了飲用水水源地功能和水生生物生存功能，而美國評價方法則是對各功能針對相應(yīng)的指標(biāo)分別評價，再得出一個綜合評價結(jié)果，本文所提方法相比美國方法更為簡便。與歐盟水生態(tài)評價方法[28]相比，其共同點(diǎn)亦在于都考慮了物化因子和生物因子，不同之處在于本文所提方法將物化指標(biāo)與生物指標(biāo)放在并列地位，兩類指標(biāo)都達(dá)標(biāo)，水體才達(dá)標(biāo)，而歐盟方法則是將生物因子放在第一位，將物化因子放在第二位(此模式目前甚至未來很長一段時期內(nèi)不適用于我國)；另外一點(diǎn)不同是歐盟將將水文及形態(tài)因子作為優(yōu)級水生態(tài)狀況的評價因子，而本文方法將水文及形態(tài)因子放在棲息地指標(biāo)里用作原因分析。在歐盟方法中，只有當(dāng)生物因子評價為優(yōu)或達(dá)標(biāo)時，再看物化因子繼而看水文及形態(tài)因子是否為優(yōu)或達(dá)標(biāo)。相對于歐盟的方法，本文方法亦更為簡便，且更符合我國的國情和傳統(tǒng)認(rèn)知。跟近10 a來中國河湖健康評估所采用的方法相比，克服了其對各類指標(biāo)的作用未加以區(qū)分、按權(quán)重進(jìn)行綜合賦分所帶來的評價過程過于繁雜、評價結(jié)果的不夠明晰等缺陷。粟一帆等[72]基于河流生態(tài)系統(tǒng)整體性(29項指標(biāo))、穩(wěn)定性(18項指標(biāo))、可持續(xù)性(19項指標(biāo))對漢江中下游健康的評估結(jié)果與表2所示評價結(jié)果基本一致，其優(yōu)點(diǎn)是考慮的因素更多，其缺點(diǎn)是采用的評價指標(biāo)、方法的繁雜程度是本文方法的幾十倍甚至上百倍，未凸顯水生態(tài)受損的關(guān)鍵和癥結(jié)。

跟基于單純物理化學(xué)指標(biāo)的水質(zhì)評價方法與常規(guī)河湖健康評估方法相比，本文方法在理念上有所創(chuàng)新，其應(yīng)用于漢江中下游所得結(jié)論有獨(dú)到之處，解決了漢江中下游常規(guī)評價結(jié)果為“Ⅱ”類但硅藻水華卻頻發(fā)的矛盾，避免了常規(guī)河湖健康評估過程的繁雜和重點(diǎn)問題表征不突出等缺陷。依據(jù)新方法所得評價結(jié)論有助于我們更全面、更深入地認(rèn)識漢江中下游所存在的水質(zhì)問題、水生態(tài)問題及癥結(jié)所在，得出了“硅藻水華緣于營養(yǎng)物濃度偏高、水體縱向連通性下降、水動力條件顯著下降、泥沙含量大幅減??；總磷河流Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值已不適于漢江中下游評價，總氮應(yīng)納入漢江中下游評價”等常規(guī)水質(zhì)評價很難得出的重要結(jié)論，可為漢江中下游下一步水生態(tài)環(huán)境保護(hù)、管理決策、水資源開發(fā)策略等提供更有效的科學(xué)依據(jù)。所提方法既吸納了水生態(tài)新理念，又兼顧了傳統(tǒng)水質(zhì)評價方法，在未來一定時期不失為一種科學(xué)、實用的方法。

同時應(yīng)該看到本文所提方法在應(yīng)用中還存在以下挑戰(zhàn)：① 生物指標(biāo)納入評價，對生物指標(biāo)監(jiān)測結(jié)果的時空代表性、可比性等提出了更高要求；② 生物基準(zhǔn)和評價標(biāo)準(zhǔn)的挑戰(zhàn)。在水生生物評價領(lǐng)域處于領(lǐng)先地位的美國，其水生生物基準(zhǔn)的研究歷史已有30余年，其研究之深度、考慮問題之全面、技術(shù)指南之精細(xì)都值得我們在未來基準(zhǔn)開發(fā)中借鑒。本文所提水生態(tài)評價方法的完善、實施仍需一個過程。

5 結(jié) 論

(1) 相對于自然狀態(tài)，漢江中下游水生態(tài)已發(fā)生了嚴(yán)重偏離，主要體現(xiàn)在污染程度的加重、河流縱向連通性的下降、水量和泥沙含量的下降，導(dǎo)致近30 a來漢江中下游硅藻水華頻發(fā)。充足的營養(yǎng)基礎(chǔ)、流速減緩導(dǎo)致的類似湖泊的水動力條件、適宜的氣溫和光照條件是水華頻發(fā)的主要原因。

(2) 在氣溫、光照尚無法人為控制、已修建梯級大壩拆除亦不現(xiàn)實的情況下，預(yù)防、抑制漢江水華的根本措施在降低氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)水平和管控生態(tài)流量。河流總磷Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值0.20 mg/L已不適用于漢江中下游水生態(tài)保護(hù)的需要，建議執(zhí)行更嚴(yán)格的總磷控制標(biāo)準(zhǔn)，并適當(dāng)控制總氮濃度及從嚴(yán)控制耗氧有機(jī)污染。

(3) 本文所提出的水生態(tài)評價方法以水體功能是否滿足為首要原則，將物理化學(xué)指標(biāo)、水生生物指標(biāo)作為直接參評指標(biāo)，將棲息地、水文等因子作為原因分析指標(biāo)，這種理念及其應(yīng)用效果表明，相對于單純的物理化學(xué)指標(biāo)評價和常規(guī)的河湖健康評估，該方法有創(chuàng)新和獨(dú)到之處，具有科學(xué)性與可行性。