水生态评价方法探索<br/>——以汉江中下游为例

水生态评价方法探索
——以汉江中下游为例

2023-02-12娄保锋

人民长江 2023年1期

娄保锋

(生态环境部长江流域生态环境监督管理局监测与科学研究中心，湖北武汉 430010)

0 引言

随着我国对水生态问题认识的逐步深入，尤其是习近平生态文明思想的确立，水生态愈加引发关注，兴起了“水生态”研究热潮[1-3]。长江流域在中国经济社会发展和生态保护中的突出地位，加之长江流域所存在的较为严峻的水生态问题，使得长江流域水生态保护和修复成为关注焦点。而水生态评价是水生态保护和管理的基础和抓手，但水生态评价的指标、方法在中国尚处起步阶段，亟需研究和完善。

汉江是长江八大支流之一，流域面积15.9万km2，1950～2020年年均径流量458亿m3[4]，流经陕西、湖北两省，在武汉市汇入长江。干流长度1 577 km，丹江口以上为上游，长约925 km；丹江口大坝至武汉为中下游，全长652 km，为沿线24个市县的饮水水源。自20世纪80年代以来，随着社会经济、人口、城镇化、工业等快速发展，汉江中下游水生态环境质量呈现下降趋势，1992年首次出现大规模硅藻水华，之后频现[5-11]，其中影响较大、程度严重的典型水华年份为1992，1998，2000，2003，2008，2015，2016，2018，2021年，且绝大部分发生于枯水期(1～3月)。以2010年为基准年，对汉江中下游的健康评估表明，流量过程变异程度、河岸带状况和底栖动物完整性指标属于亚健康状态[12]。

按照常规的水质类别评价方法[13]，汉江中下游的水质以Ⅱ类为主，而汉江中下游频繁发生水华，很难说汉江中下游的水生态环境是健康的，所以常规评价结果和实际状况是脱节的、矛盾的，常常引起从业者和公众的困惑。产生这种现象的原因在于常规水质评价方法存在局限性，仅仅是将地表水环境质量标准GB 3838-2002《地表环境质量标准》[14]中的21个基本项目纳入评价，而藻类、底栖动物、鱼类等水生生物指标以及水资源指标未考虑在内，不符合GB 3838-2002《地表环境质量标准》中Ⅲ类标准所对应的功能定位“主要适用于集中式生活饮用水地表水源地二级保护区、鱼虾类越冬场、泅游通道、水产养殖区等渔业水域及游泳区”(Ⅲ类标准是普遍采用的判断地表水体是否合格的标准)。这也是本文开展水生态评价方法研究尝试解决的主要问题。

综上所述，开展地表水体水生态评价方法研究具有重要意义。本文的研究目的是：① 分析国内外水质和水生态评价进展，针对我国常规水质评价方法所存在的局限性，尝试提出适用于我国地表水的水生态评价方法；② 应用所提出的方法对汉江中下游水生态问题进行综合评价、诊断，提出对策措施，分析方法的科学性与可行性。

1 水生态评价方法研究进展

1.1 美国水生态评价方法及理念

美国1972年版《清洁水法》(CWA)中最核心的一句话是“水污染控制的总体目标是维持河流湖库等地表水体的生态完整性。包括化学、物理、生物的完整性”。这里的“完整性”其原词是“integrity”，在中国一般翻译为“完整性”，可以理解为 “未受人类活动干扰的程度”。

CWA于1972年明确水生生物保护的地位之后，很长一段时期，实际上仍主要关注物理化学指标，在物理化学指标(如营养物和毒性污染物)的监测和点源控制方面做了大量卓有成效的工作；制定了旨在保护水生生物的污染物基准。但后来越来越清醒地认识到，这些工作仍不足以有效地开展生态完整性评估及有效地管理、保护和修复水生态。受非点源污染、栖息地改变及其他人类活动的影响，很多水体水生态状况继续下降[15]。于是，美国的水生生物监测和评价受到越来越多的重视，开展了大量研究工作和实践行动。

作为对CWA总体目标的响应，1981年，Karr基于河流鱼类提出了首个生物完整性指数F-MMI(亦称F-IBI)[16]。美国规模性的水生态监测工作亦始于20世纪80年代，比较有代表性的是“长期生态研究项目”(LTER)[17]，及 “全国性环境监测与评价项目”(EMAP)[18]。

1989年，美国环境保护署(USEPA)出台了快速生物监测和评价规程(RBPs)[19]，为底栖动物和鱼类数据的快速获取和评价提供了技术指南。1990年又出台了全国地表水生物基准指南[20]，首次从国家层面定义了生物基准。截至1994年，有20个州开始实施河流的生物评价项目，有11个州已经或正在开发生物基准。1998年出台了湖库生物评价和生物基准技术指南[15]，对湖库参照系的选取，鱼类、底栖动物、浮游植物、浮游动物的采样、评价，以及富营养化评价提出了指南性建议。

1999年USEPA出台了新版RBPs[21]，该规程增加了浮游植物指标，相对于1989年版在技术方法方面进行了改进、完善，更具有区域针对性。1999年，USEPA提出“所有的州应采用生物指标评估所有地表水体的生物健康状况，并建议采纳数值型生物基准”[22]。2001年，大部分州已设立了河流的生物监测项目，并采用量化的生物基准；2006年，针对大型河流水生生物评价提出了相关理念和方法[23]。

大约从1995年开始，美国水生态完整性的研究一直呈快速增长趋势[24]。随着生物完整性理论、方法研究的深入，以及生物基准建立技术规范的制定，至20世纪末美国的水生生物评价逐步纳入水质评价体系，某水体的水质评价最终类别取决于物理化学指标超标情况、水生生物异常情况[25-26]。

1.2 欧盟水生态评价方法及理念

欧盟诞生于1993年，至2020年底有26个成员国(英国退出后)。早在欧盟成立之前，英国已经出现了一些生物监测和评价方法，用于评价河流的健康状况，较为普遍性的是20世纪80年代初开发的BMWP系统，它将底栖动物作为健康评估指标，后来又发展形成了河流底栖动物预测与分类系统的软件(RIVPACS)[27]。

2000年，欧盟颁布了对成员国水生态评价具有重要影响的《水框架指令》[28]，其水生态评价基于水体类型而开展[29]。欧盟水框架指令中的“水生态”指“与地表水体有关的水生生态系统的结构、功能的质量”。用于 “水生态状况分级”的指标要素有生物指标、物理化学指标、水文及形态指标(基本相当于物理栖息地指标)。根据综合质量状况，将地表水体分为5个级别：优、良、中、差、劣。优级状态可理解为“原生态”或“近似原生态”，相当于美国的“完整性”生态状况。

这个级别虽类似于我国的6个水质类别“Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ、劣Ⅴ”，但评价指标、方法、理念有所不同。在中国，参与评价的是GB 3838-2002《地表水环境质量标准》中21个基本项目，全部为物理化学指标，而欧盟的水生态状况评价和分级过程是：先评价生物指标，生物指标为“优”后再评价物理化学指标，物理化学指标为“优”后进而评价水文及形态指标，水文及形态指标也为“优”该水体才能最终评为“优”。在三大类指标中，欧盟将生物指标排在首要地位。

1.3 其他国家水生态评价方法

在加拿大的生物基准发展过程中，1970年《渔业法》的颁布是一个重要事件，它促进了生物监测以及后来的生物基准的发展。加拿大于1994年开始建立“生态监测和评价网络”(EMAN)，涵盖淡水和海洋两类水体的生态监测。魁北克省在1989～2002年采用单度量指标和多度量指标法评估底栖动物和鱼类群落健康，并开发了基于RCA(一种基于参照系和模型的生物评价方法)模式解译底栖动物数据的新方法[30]。大约2006年前后，育空省通过政府项目建立了底栖动物数据库，并将B-IBI与RCA相结合；阿尔伯塔省采用底栖动物、浮游动植物、大型植物开展水生态评价[31-33]；不列颠哥伦比亚省将底栖动物作为最常用的指示物种。联邦政府未强制各州进行生物评价，亦未从法律层面规定使用全国统一的生物基准，由各州自行决定。目前，加拿大的水质评价仍是基于物理化学指标[34]，在指标选择方面类似于中国的常规水质评价，在评价模式方面采用指数法(百分制)[35]，与中国“单因子评价”模式有很大差异。

澳大利亚于1992年开始实施国家河流健康计划(NAHP)，并建立了河流评价系统(AUSRIVAS)，以监测和评价全国河流水生态状况。监测指标包括物理化学指标与生物指标。生物指标包括藻类、大型植物、大型无脊椎动物、鱼类等。澳大利亚真正意义的地表水体生物监测始于1994年，当时8个州政府会商同意建立水改革框架，以扭转全国水生态退化趋势，并通过NAHP项目来实施[30]。2000年编制的《澳大利亚和新西兰淡水与海水水质准则》[36]，明晰了生物指标在水生态评价中的作用及原理。从2005年开始，在全国水指令下每年开展“澳大利亚北部地区河流与湿地健康评估框架项目”(FARWH)，监测人类活动干扰程度、物理形态、水质状况、水生生物特征、滨岸带特征等六大类关键指标，采用生物指数、形态干扰指数、水文干扰指数、栖息地指数、水质指数进行评价[37]。广泛使用指数是澳大利亚水生态评价的一大特色。生物指数主要考虑了底栖动物，并指明在未来条件成熟的情况下也可考虑鱼类、藻类、水生植物、滨岸带植被等。澳大利亚水生态评价中，物理化学指标和生物指标的评价结果都作为水体最终评价结论及是否需要采取修复行动的重要依据，但很少将水质、生物、水文、栖息地等各类指标综合赋分[38]。联邦政府亦未强制要求各省进行生物评价，也没有任何法律条款要求使用全国统一的生物基准开展生物评价。

1.4 中国水生态评价方法概况及问题

水生生物是水生态评价对象的核心要素。中国的水生生物监测已有很久的历史，如1989年出版的《生物监测技术规范(水环境部分)》，以及《水和废水监测分析方法》第三版(1989年)、第四版(2002年)[39-40]都包括鱼类、底栖动物、浮游生物、着生生物等生物类型的监测。1992年，国家环保局委托中国环境监测总站编写了《水生生物监测手册》[41]。

我国目前仍在使用的GB 3838-2002《地表水环境质量标准》[14]对水质类别进行界定，体现了对水生生物的保护和水生态理念。如Ⅰ～Ⅲ类水都必须满足集中式城镇饮用水源地功能和水生生物生存、繁殖功能。但由于历史阶段、技术水平和认识的局限性，水生生物是否处于良好状态在水质类别评价时未予考虑。2014年，水利部发布了SL 219-2013《水环境监测规范》[42]，规范在原版(SL 219-88)的基础上增加了“水生态调查与监测”一章，对鱼类、底栖动物等生物类别的监测频次、布点、采样、分析等环节作出了规定。

水利系统从2010年前后开始尝试河流、湖库健康评估工作，编制发布了《河流/湖泊健康评估指标、标准与方法(试点工作用)》[43-44]，介绍了如何利用水质、水生生物、水文水资源、物理结构(栖息地)、社会服务功能5类指标来评估水体健康状况。并采用了“完整性”概念，包括以上5个方面的完整性。对各类指标，参照相应的标准或参照系，分别进行评价、赋分，然后根据各类指标赋分与权重因子计算得到表征健康程度的综合赋分。水生生物指标中，重点选择了大型底栖无脊椎动物、鱼类生物损失指数。在10 a健康评估实践基础上，2020年3月，水利部出台了SL/T 793-2020《河湖健康评估技术导则》[45]，对河湖健康评估原则、工作流程、评估指标、评估方法与赋分标准、调查监测等做出了相关规定。部分省市也相继发布了一批地方性技术规程或规范[46-48]。

原环境保护部于2013年印发了《流域生态健康评估技术指南(试行)》[49]，于2014年印发《湖泊生态安全调查与评估技术指南(试行)》[50]，对水域生态系统调查和主要生态指标的评估提出了指南性建议。

国家相关机构、科研单位、高校等通过水专项等形式，对松花江、辽河、珠江、嘉陵江等河流开展了生物完整性指数评价研究。

目前所存在的问题主要是水质评价基本未考虑水生生物及其他水生态因子。全国和省市关于河流/湖库健康评估的规程、规范主要是采用对各类指标分别进行评价、赋分，然后对各类指标的赋分取均值，按一定的权重计算综合健康程度赋分，但其局限性在于对各类指标基本上是平均用力，没有对各类指标之间的关系进行清晰定位，更没有充分体现水生生物指标的核心地位。总体而言，中国水生态评价基本处于研究探索阶段。

2 所提出的生态评价方法思路与框架

2.1 有关概念

对地表水体而言，“水环境”“水生态”“水生态环境”都是常用词，目前使用较为混乱，对这些概念之间的关系和涵义亦存有争议，有人认为“水生态”一词既包括“水生生物”，也包括“水环境”，有人则认为“水环境”一词也包括“水生态”，都有一定道理。在这些术语的定义方面，既需要考虑中国的表述习惯，也需要与国际接轨，具有科学性。

我国的表述习惯可以从环境主管部门的名称更改说起。2019年我国环境主管部门由“环境保护部”改为“生态环境部”，职能对象由“环境”扩展为“生态环境”，可见在我国的表述与理解中，“生态环境”既包括“环境”，也包括“生态”，由此演绎，“水生态环境”既包括“水环境”，也包括“水生态”。对比表明，美国和欧盟的“水生态”相当于我国表述习惯中的“水生态环境”。

在我国，如果将“水生态”理解为“水生态环境”，则容易引起理解上的混乱，将 “水生态”划分为“广义”和“狭义”是一种有效方法，具体为：广义的水生态指水生态环境，其指标包括水生生物、物理化学、物理栖息地、水资源等各类指标；狭义的水生态指标则是指水生生物指标(核心)及物理栖息地指标。本文作为评价对象的“水生态”即指“广义的水生态”，也即“水生态环境”。

2.2 基本评价单元

我国目前的水质监测和评价载体所采用的最小空间单位是监测断面，对于物理化学指标而言，采用监测断面进行水质评价是很便捷的，但如果考虑水生生物评价，则监测断面就存在一些弊端，因为它缺乏立体包容性，尤其是当监测断面附近水域不适合采集生物水样时更为不便。因此，可以将“监测断面”改为“评价单元”，为常规水质监测断面与生物监测点位的融合提供共同载体。

评价单元可定义为：地表水体在立体空间上的基本评价单位，可以是一条河流(当河流规模较小时)，也可以是河流的某一段(对中型或大型河流需要分段)，可以是一个湖泊、一个水库，也可以是或湖泊或水库的某一水域，其基本前提是假设该水体单元内水质、水生态是均匀的，包括物理、化学、生物等方面的均质性，可以只包括一个监测断面(或监测站)，也可以包括多个监测断面(或监测站)。

2.3 评价方法

为克服我国河湖健康评估等方法、准则中“将各类指标并列对待，通过权重方式得到一个总体赋分，未充分考虑各类指标之间关系”的缺陷，并保留原有常规水质评价方法的可取之处，本文提议水生态评价以物理化学指标和生物指标为主，物理栖息地指标和水资源指标作为原因分析中的压力源。物理化学指标直接反映水质安全，而水生生物指标直接反映水生态安全。从三大“完整性”(物理、化学、生物)的角度来看，物理化学指标和生物指标已完全反映了化学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)在原因分析中得以体现。所以这种模式完全符合三大“完整性”的要求，同时保留了我国几十年来的常规水质评价模式，既考虑了中国的具体国情，又吸纳了新的水生态理念。具体评价思路见表1。

表1 针对评价单元的水生态评价方法框架

对一个评价单元而言，水生态评价最终结论分两个类别：“健康”和“受损”，两者的界限在于该评价单元是否满足GB 3838-2002《地表水环境质量标准》中Ⅲ类水质所对应的功能(包括水源地功能和水生生物生存两大功能，满足这两大功能的水体则一定会满足工业用水、农业用水、娱乐用水等功能)，这是得出最终评价结论以及判断表1中各类指标是否达标所遵循的首要原则。参与评价的物理化学指标、生物指标中，只要有一类超标，即评价该水体受损。参与评价的N项物理化学指标中，只要有1项超标，则评价为物理化学类指标超标，水体受损；参与评价的水生生物(如鱼类、底栖动物、浮游植物)中，只要有一类水生生物偏离正常值范围，则说明水生生物生存功能不能满足，该水体受损。这种模式沿袭了GB 3838-2002《地表水环境质量标准》[14]水质评价中“单因子评价法”的理念，也是美国[26]、欧盟[29]等国家或组织优先采用的主流模式。

在本文所提出的水生态评价方法中，暂未按照GB 3838-2002《地表水环境质量标准》规定的常规水质评价模式将水生态级别划分“Ⅰ类、Ⅱ类、Ⅲ类、Ⅳ类、Ⅴ类、劣Ⅴ”6个类别，也未按照《河湖健康评价技术导则》[45]中5个级别的模式，原因是：水生态评价尚处于探索阶段，最终水生态级别分的过细反而容易出问题，况且《河湖健康评价技术导则》采用的5级模式很难与GB 3838-2002《地表水环境质量标准》中的6级模式相对应。所以，评价单元最终评价结论暂采用 “健康”或“受损”的两级模式。至于“健康”和“受损”两大类基础上再细分，可在实践中逐步摸索和完善。

2.4 各类指标、作用与评价标准

(1) 物理化学指标直接反映水质安全，评价标准参照GB 3838-2002《地表水环境质量标准》[14]进行。其中的Ⅲ类标准是满足集中式水源地功能和水生生物生存功能的最低要求，所以物理化学指标超标即指超过Ⅲ类标准限值(对总磷、总氮等生态参数，达标不仅指符合GB 3838-2002《地表水环境质量标准》中的Ⅲ类标准限值，还需符合不致引起藻类非正常繁殖的基准值)。

(2) 水生生物指标直接反映水生态安全。从水生态系统中的压力-响应关系来看，水生生物是各类压力的受体和响应者，是评估水体是否满足水生生物生存功能的核心指标。

生物评价的依据是生物基准或参照状况或期望状况，根据评价结论判断水体是否受损。水生生物的自然演变会对受损程度的判断产生干扰，应加强区分方法的研究。

地表水体中的水生生物类型众多，根据评价目的和可操作性，依据3条原则“生态代表性、压力敏感性、监测便捷性”选择。压力敏感性的原则有利于鉴别人类活动的影响与自然演变的影响。依据3条原则，参与评价的水生生物类别主要有底栖动物、鱼类、水生植物(包括藻类和大型植物)，其中又以藻类和底栖动物指标采用更为普遍[25，30，51-54]。

理论上来讲，开展水生态评价时，所选择的水生生物类别越多，结果越可靠。但从成本和效能的角度考虑，并非越多越好，一般选择1～3个类别，可借鉴美国水质评价方法所建议的“在开展地表水体的水质评价时，所选择的水生生物类别一般不少于2种”[25]。

(3) 栖息地指标与水文、水资源指标。栖息地指标是指影响或支持水生生物正常功能的结构属性[25]。栖息地本身可变性高、量化难度大、数据可靠性低[55]，建议不作为评价水体健康或受损的直接依据，而用于探究水体受损的原因。水量、流速、含沙量等水文指标亦不作为直接参评指标，主要用于探究水体受损原因。

3 实例应用

3.1 研究区域概况

研究区域为汉江自丹江口大坝至入长江口，即汉江中下游江段(见图1)，全长652 km，其中，丹江口至碾盘山江段为中游，长223 km，碾盘山以下为下游冲积平原。汉江丰水期为5～10月，枯水期为11月至次年4月。按照评价单元划分的基本原则以及汉江中下游的水文水动力特征、水质特征、水华特征,将研究区域划分为Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ……Ⅹ共10个评价单元(见图1)，中游分5个单元(Ⅰ～Ⅴ)，下游分5个单元(Ⅵ～Ⅹ)。干流橙色标识段为中游，绿色标识段为下游。红色双箭头短线表示Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ……Ⅹ10个单元中每个单元的始端和终端。

图1 汉江中下游及评价单元划分示意Fig.1 Middle and lower reaches of Hanjiang River and division of assessment units

3.2 指标选择、数据来源和评价方法

根据汉江中下游近5 a常规水质评价结果及所存在的以硅藻水华为主的水生态环境问题，物理化学指标选择总磷、总氮、高锰酸盐指数、氨氮、重金属等，生物指标选择浮游植物、底栖动物。浮游植物的可度量指标选择叶绿素a，因为叶绿素a是所有浮游植物门类都含有的叶绿素类型，而且叶绿素a是表征浮游植物生物量、富营养化和水华的首要指标。根据已有规定或较为成熟的研究成果[56-61]，将叶绿素a浓度30 μg/L作为不致损害主体功能的最高限值，将10 μg/L作为中-富营养界限值。

底栖动物的可度量指标依据生态代表性、干扰敏感性、相对独立性选择总分类单元数、香农威纳指数、EPT分类单元数(EPT指蜉蝣目Ephemeroptera、襀翅目Plecoptera、毛翅目Trichoptera)及个体数量占比、BMWP指数、双翅目分类单元数及个体数量占比、摇蚊类分类单元数及个体数量占比共9个核心指标。按照国际上已成熟的规则[21]，依据水质和水生态较好水域的历史数据确定生物基准或期望值，据此计算百分制下的底栖动物完整性指数(B-IBI)，50分以下为受损。所选度量指标的数值范围分别为：总分类单元数3～10、香农威纳指数0.5～3.0、EPT分类单元数0～5。

水质数据来自长江流域生态环境监测数据库，水文数据来自于长江泥沙公报。现状分析采用近3 a监测数据(2018～2020年)。总磷、总氮等物理化学指标每月监测1次，叶绿素a在1～3月份监测，取表层水样(0～0.5 m)，采用《水和废水监测分析方法》第四版(增补版)中规定的方法[62]进行测定。总磷测定采用钼酸铵分光光度法(GB 11893-1989)，总氮测定采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法(HJ 636-2012)。底栖动物监测时间为2020年10月。

评价方法见表1。GB 3838-2002《地表水环境质量评价》中无总氮的河流标准限值，尽管有总磷的河流标准限值(Ⅲ类限值为0.20 mg/L)，但鉴于在没有考虑水生态分区的情况下为我国广大水系河流统一设置的总磷Ⅲ类标准限值不一定适用于具体河流[63-65]，以及汉江中下游所存在的硅藻水华频发问题，0.20 mg/L作为控制标准不一定适宜，所以对总磷、总氮的评价采用基准值法。水质参数基准值的获取依据分位值法。参照点群相应数据集的3/4分位值或全部点群的1/4分位值[59，66-67]，前者适用于早期水生态尚处于良好状态情况下有监测数据的参数，后者适用于无早期历史数据的情况。参照点群污染物浓度类似于背景浓度，全部点群包括未受污染的点位和受到污染的点位。中国河流湖库等地表水体的污染基本开始于20世纪90年代，结合氮磷历史数据信息情况，总氮浓度基准值的获取方式为：根据20世纪80年代早期数据构造参照点群分位值，取其3/4分位值作为大概的基准值。总磷浓度基准值的获取方式为：根据历史监测资料、现状浓度水平、污染历史和空间分布特征，采取参照点群3/4分位值法、全部点群1/4分位值法和历史数据等多种方式进行综合分析后获取大概的基准值。

3.3 结果与分析

3.3.1水华频次及叶绿素a浓度

从1992年汉江中下游首次发生水华以来，至2021年汉江中下游共发现典型水华9次，频率为30%，尤其是2008年以后更加频繁。近5 a内，有2次出现典型水华(2018年和2021年)，而且都较为严重。

水华发生具有季节性特征。历年大量观测表明，汉江中下游水华一般发生于1～3月，以1月下旬至2月底最严重。选择最近的2次典型水华，分析其1～3月份的叶绿素a浓度特征(见图2)。可见，2018年和2021年水华主要发生于第Ⅶ～Ⅹ单元，即沙洋县至武汉江段约320 km的河段(部分年份水华影响区有时会至入江口上游400 km)。

注：Max, P75, P50, Mean, P25, Min分别表示最大值、3/4分位值、中位值、均值、1/4分位值、最小值。图2 2018年和2021年1～3月水华期间汉江中下游叶绿素a浓度沿程分布箱形图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单元叶绿素a浓度均值分别为45，54，60，65 μg/L，皆超过30 μg/L的限值。4个单元最高值分别为102，109，122，137 μg/L，分别超限值2.4倍、2.6倍、3.1倍、3.6倍。沿程叶绿素a浓度呈显著升高趋势。

2021年1～3月，Ⅶ～Ⅹ单元叶绿素a浓度均值分别为48，88，56，84 μg/L，皆超过30 μg/L的限值。4个单元最高值分别为89，96，80，135 μg/L，分别超限值2.0倍、2.2倍、1.7倍、3.5倍。沿程叶绿素a浓度亦呈显著升高趋势。

所以，从叶绿素a浓度水平和水华发生情况来来看，汉江中下游Ⅶ(兴隆水库段)～Ⅹ单元(沙洋以下河段)可评价为水生态受损。

3.3.2氮、磷浓度现状及污染程度

鉴于汉江中下游最突出的水生态问题之一是硅藻水华问题，对水华密切相关物理化学指标总磷、总氮近3 a在各单元的浓度分布特征进行详细分析，并与相关基准或标准进行对比(见图3～4、箱形图例同上)。总体而言，氮磷浓度皆呈沿程升高趋势，下游氮磷浓度高于中游；总氮浓度在下游河段变幅较大，高值出现概率明显高于中游。

图3 2018～2021年汉江中下游各水体单元总磷浓度沿程分布Fig.3 Boxplots of TP in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 2018 to 2021

图4 2018～2021年汉江中下游各水体单元总氮浓度沿程分布Fig.4 Boxplots of TN in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 2018 to 2021

汉江中下游总磷基准为0.035 mg/L，上游各单元总磷浓度均值在0.028～0.055 mg/L之间，下游各单元总磷浓度均值在0.050～0.080 mg/L之间，各单元总磷最高值都在0.10 mg/L以上，评价单元Ⅸ最高值达0.33 mg/L。中游第Ⅴ单元和下游Ⅵ～Ⅴ单元的均值皆高于基准值和湖泊Ⅲ类标准限值。汉江中下游总氮基准为0.67 mg/L，上游各单元总氮浓度均值在1.29～1.60 mg/L之间，下游各单元总氮浓度均值在1.40～1.74 mg/L之间，整个汉江中下游Ⅱ～Ⅸ单元最大值都在2.00 mg/L以上。汉江中下游沿程总氮浓度皆高于基准值和湖泊Ⅲ类标准限值。

3.3.3水文因子及纵向连通性

图5所示为汉江中下游皇庄水文站1950～2020年径流量的变化[4]。跟1950～1990年相比，1991～2020年年径流量有所减小，年平均径流量由508亿m3降为388亿m3，减小比例为24%。相关研究表明[67]：丹江口大坝修建(1973年)后，汉江中下游汛期径流量显著减小，非汛期径流量显著增大，如钟祥碾盘山站非汛期径流量由建库前的117亿m3增至建库后的148亿m3；汛期径流量由建库前的416亿m3降至建库后的341亿m3。

图5 1950～2020年汉江中下游皇庄水文站年径流量变化趋势Fig.5 Annual runoff variation trend of Huangzhuang Station in the middle and lower reaches of Hanjiang River from 1950 ttoh 2020

图6所示为1951～2020年皇庄水文站泥沙年均含量的历年变化情况[4]，可见自1950年以来，泥沙含量发生了巨幅下降。1973年，丹江口大坝修建成库，向下游输送的泥沙量减小了98%，远远大于入库沙量的减小比例(33%)。成库后，大坝下游黄家港、襄阳、皇庄、沙洋、仙桃站平均含沙量分别为31，191，565，603，754 mg/L，分别占建库前的0.96%，7.1%，22.6%，29.3%和39.5%。建库前，汉江中下游泥沙主要来自丹江口以上及中下游区间汇流。建库后，中下游河床发生严重冲刷，泥沙主要来自河床的冲刷补给和区间支流汇入。如皇庄站的全年来沙仅有4.6%来自丹江口水库上游区域，区间汇流占33.0%，河床冲刷补给占62.4%。

图6 1950～2020年汉江中下游皇庄水文站泥沙年度均值变化趋势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

进入20世纪90年代，由于汉江上游和中下游大坝继续增多等因素，汉江中下游泥沙含量继续降低，皇庄水文站1990～2000年、2001～2010年、2011～2020年平均泥沙含量分别降为175，152，73 mg/L。2011～2020年皇庄站泥沙含量已降为1951～1990年间泥沙含量(1 240 mg/L)的约6%，下降比例达94%。

水华与水文因素密切相关。图7为仙桃江段(典型水华期间水华敏感江段之一)历年枯水期(1～3月)平均流量、平均流速和平均泥沙含量的变化趋势。可见，对照典型水华年份和非水华年份枯水期流量、流速、泥沙含量发现，典型水华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。典型水华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、悬浮泥沙含量大于170 mg/L的情况下硅藻水华概率很小。近40年来汉江中下游悬浮泥沙含量大幅下降(见图6)，仙桃站近5 a枯水期泥沙含量基本降为100 mg/L以下，比1980～2000年枯水期均值下降比例超过80%(见图7，实心)。泥沙含量的下降可导致透明度提高，促进藻类对光能的吸收利用，是硅藻水华发生的重要原因之一。

水系连通对水生态健康具有重要影响[68]。汉江纵向连通性也发生了巨大变化，截至2021年12月底，汉江中下游已修建了5个闸坝，闸坝名称及建成时间分别为：丹江口大坝(1973年)、王甫洲水电枢纽(2000年)、崔家营水电枢纽(2010年)、雅口航电枢纽(2021年)、兴隆水利枢纽(2014年)。从丹江口大坝至汉口龙王庙(入长江口)之间共有水利枢纽4个，则纵向连通指数为4个枢纽/6.52(百公里)=0.61，根据河湖健康评估技术导则中的赋分标准，汉江中下游纵向连通指数分值为44，属于阻隔状态。

图7 1981～2021年汉江中下游仙桃江段枯水期平均流量、平均流速、平均泥沙含量的变化趋势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底栖动物群落偏离程度

图8为汉江中下游底栖动物完整性指数沿程变化情况(采样时间为2020年10月)。可见：单元Ⅰ和单元Ⅱ约100 km的河段完整性指数较高，在60分以上；单元Ⅲ～Ⅹ约500 km的河段完整性指数较低，皆在50分以下，其中单元Ⅴ(钟祥转斗断面所代表江段)和单元Ⅹ(武汉江段)底栖动物完整性指数最低，分别为14和21。若将50分作为受损与否的界线值，则单元Ⅲ～Ⅹ约500 km的河段底栖动物群落皆受损。

图8 汉江中下游底栖动物群落完整性指数(M-IBI)沿程变化Fig.8 Change of benthic community integrity index along the middle and lower reaches of Hanjiang River

3.4 综合评价

水生态综合评价结果见表2。单元Ⅰ和单元Ⅱ为良好水体，单元Ⅲ～Ⅹ皆为受损水体。其中，单元Ⅲ～Ⅹ底栖动物群落显著偏离健康状况；单元Ⅶ～Ⅹ为频繁发生硅藻水华及期间叶绿素a超标的水域。综合判断，单元Ⅶ～Ⅹ为严重受损水体。总磷分别按GB 3838-2002《地表水环境质量标准》河流标准和基准进行评价，总氮无河流标准，权且参照基准进行评价。汉江中下游水生态受损主要体现为叶绿素a超标及底栖动物群落健康状况下降，而叶绿素a超标的内因主要是梯级枢纽导致的流速减缓与营养水平偏高，可以推测，在目前的营养水平下，如果流速较高则不会发生藻华；在流速缓慢的情况下，如果营养水平很低，则也不会发生藻华。

底栖动物健康状况的下降，藻华和营养物偏高也“难脱干系”[69]。可以肯定的是，磷、氮浓度偏高是汉江中下游水生态受损的潜在因子，因为磷、氮、高锰酸盐指数已显著偏离背景水平(见图3～4)。所以汉江中下游水生态修复的重点是营养水平的控制以及水动力条件的改善。

4 讨论

4.1 汉江水生态问题诊断及策略

单元Ⅶ～Ⅹ约320 km的江段水生态严重受损是多种因素共同作用的结果，既有水质因素，也有水文因素。从水质因素来说，相对于原生态的背景浓度，总磷、总氮大幅上升(见图3～4)。汉江中下游总磷背景浓度所在范围为0.020～0.050 mg/L(基准值约为0.035 mg/L)，而单元Ⅶ～Ⅹ近3 a总磷平均浓度已升至0.06～0.08 mg/L，升高约1倍；总氮浓度背景值在0.67 mg/L以下，而单元Ⅲ～Ⅹ近3 a平均浓度已升1.40～1.76 mg/L，升高了至少1.4倍。高锰酸盐指数在20世纪80年代一般在2.0 mg/L以下，而近3 a在2.0～3.0 mg/L，部分江段高值超过6.0 m/L。汉江武汉段硅元素分析表明，2022年1～3月硅浓度均值为3.97 mg/L，比长江流域硅元素背景值(约2.65 mg/L)[70]高50%。氮磷浓度的升高主要缘于污染物排放量的增加。襄阳市是汉江中下游排污量较大的城市[71]，所以襄阳以下污染相对较重。氮、磷、高锰酸盐指数、硅偏高为硅藻水华的发生提供了充足的物质基础，这是内因。

从水文因素来说(见图7)，典型水华年份枯水期水文三大特征为“流量小、流速低、泥沙少”。流量小导致流速低，产生了适于藻类生长的水动力条件；泥沙少导致透明度增加，大大增强了对光照的利用，从而促进了藻类的过度繁殖。以仙桃站枯水期为例，跟1980～2000年相比，近20 a平均流量、平均流速皆下降约22%，而平均泥沙含量下降比例达74%。所以泥沙含量的下降是硅藻水华加重的一个重要原因。

至2021年底，汉江中下游已建成王甫洲、崔家营、雅口、兴隆4级枢纽，尚有新集、碾盘山待建。水利枢纽的兴建一方面使库区江段流速进一步减小，使泥沙含量进一步降低，尤其是兴隆大坝的修建是下游320 km江段硅藻水华更为频发的原因；另一方面，梯级枢纽降低了河流纵向连通性，目前汉江中下游纵向连通性指数仅为0.60，其分值仅为44(100分制)，可见汉江中下游干流水体已处于阻隔状态，这是汉江中下游水生态受损的主要原因之一。所以，汉江中下游尽管仍称其为“河流”，但其水体其实已类似或接近“狭长的湖泊”系统。规划待建的新集、碾盘山两级枢纽一旦投入运行，势必进一步加剧阻隔状态，加剧水生态受损程度。

正是排污、大坝兴建等人类活动的影响，导致营养水平上升，以及流量减小、流速减缓、泥沙减少等水文因素的改变，当遇到天气晴朗、日照充足等外部条件时，引发硅藻过度繁殖，出现水华现象。图2和图3～4对照可直观表明叶绿素a浓度水平与氮、磷浓度(尤其是磷)的相关性。

硅藻水华频发和底栖动物群落健康状况的下降都是汉江中下游水生态受损的直接表现，是上述多重压力共同作用的结果。而汉江中下游的水生态修复与保护需对症下药：① 进一步减小氮磷负荷；② 改善流态条件；③ 增强纵向连通性。

关于氮磷负荷的削减，目前涉及的管理问题在于，汉江中下游总磷的评价是执行GB 3838-2002《地表水环境质量标准》中河流总磷Ⅲ类标准限值0.20 mg/L，按照此限值，汉江中下游总磷全程达标，一般评价为Ⅱ类，一方面就总磷而言是优质水体；另一方面总磷是硅藻水华的重要原因，解决此矛盾需要认识到，河流湖库等地表水体总磷标准限值的核心意义在于控制富营养化与藻类、浮萍等过度生长，所以不应该把“0.20 mg/L”的限值看作是“神圣且不可更改的”。实际上，GB 3838-2002《地表水环境质量标准》制定的时候，无论是国际还是国内对河流水体总磷标准意义的认识还非常有限，正是由于河流流速大，不容易产生水华等水生态问题，所以才设置了0.20 mg/L的河流总磷标准限值。但问题在于，这是针对中国广大范围的天然河流设定的标准限值，不一定适合于具体水域[63-65]，何况汉江中下游目前的水文水动力条件已显著偏离“天然”状况，所以该标准限值是否仍适用于汉江中下游是一个不得不重新审视的问题。

截至目前，国际上关于湖库总磷基准和标准的制定较为成熟，而关于河流总磷基准和标准的制定则相对落后，即使在该领域较为先进的美国。由于藻类生长受到营养水平、水文水动力条件、气候、气象等诸多因素的影响，所以对具体河流其适宜的总磷标准限值的确定是非常困难的，故而有些国家和地区干脆就采用了叙述性标准，如田纳西州对境内密西西比河总磷标准限值的规定为“总磷浓度水平不得刺激藻类过度生长”。美国河流营养物基准技术指南[59]所提出的针对河流总磷的中-富营养界限值为0.075 mg/L。威斯康星州对境内密西西比河旨在保护水生生物生存功能的总磷标准限值为0.100 mg/L。这些理念对我们客观认识汉江中下游生态和氮磷标准问题颇有裨益。

综上所述，建议汉江中下游总磷控制标准严于0.20 mg/L，并适当控制总氮浓度。

4.2 本文评价方法的科学性、适用性分析

表1所列的水生态评价方法思路是基于GB 3838-2002《地表水环境质量标准》中Ⅲ类水质对水体功能(饮用水水源地功能和水生生物生存功能)的基本要求而设计，弥补了常规水质评价仅有21个物理化学指标参与评价的局限性，增加了通过浮游植物、底栖动物、鱼类等指标对水体是否受损(类似于原来的超标)的判断，提高了水体评价的立体性和客观性，譬如可以避免原水质评价方法所出现的汉江中下游“Ⅱ类水质”“频发水华”的矛盾结果。

跟美国水质评价方法[26]相比，其共同点在于都包括了物化因子和生物因子，不同之处在于本文所提新方法同时考虑了饮用水水源地功能和水生生物生存功能，而美国评价方法则是对各功能针对相应的指标分别评价，再得出一个综合评价结果，本文所提方法相比美国方法更为简便。与欧盟水生态评价方法[28]相比，其共同点亦在于都考虑了物化因子和生物因子，不同之处在于本文所提方法将物化指标与生物指标放在并列地位，两类指标都达标，水体才达标，而欧盟方法则是将生物因子放在第一位，将物化因子放在第二位(此模式目前甚至未来很长一段时期内不适用于我国)；另外一点不同是欧盟将将水文及形态因子作为优级水生态状况的评价因子，而本文方法将水文及形态因子放在栖息地指标里用作原因分析。在欧盟方法中，只有当生物因子评价为优或达标时，再看物化因子继而看水文及形态因子是否为优或达标。相对于欧盟的方法，本文方法亦更为简便，且更符合我国的国情和传统认知。跟近10 a来中国河湖健康评估所采用的方法相比，克服了其对各类指标的作用未加以区分、按权重进行综合赋分所带来的评价过程过于繁杂、评价结果的不够明晰等缺陷。粟一帆等[72]基于河流生态系统整体性(29项指标)、稳定性(18项指标)、可持续性(19项指标)对汉江中下游健康的评估结果与表2所示评价结果基本一致，其优点是考虑的因素更多，其缺点是采用的评价指标、方法的繁杂程度是本文方法的几十倍甚至上百倍，未凸显水生态受损的关键和症结。

跟基于单纯物理化学指标的水质评价方法与常规河湖健康评估方法相比，本文方法在理念上有所创新，其应用于汉江中下游所得结论有独到之处，解决了汉江中下游常规评价结果为“Ⅱ”类但硅藻水华却频发的矛盾，避免了常规河湖健康评估过程的繁杂和重点问题表征不突出等缺陷。依据新方法所得评价结论有助于我们更全面、更深入地认识汉江中下游所存在的水质问题、水生态问题及症结所在，得出了“硅藻水华缘于营养物浓度偏高、水体纵向连通性下降、水动力条件显著下降、泥沙含量大幅减小；总磷河流Ⅲ类标准限值已不适于汉江中下游评价，总氮应纳入汉江中下游评价”等常规水质评价很难得出的重要结论，可为汉江中下游下一步水生态环境保护、管理决策、水资源开发策略等提供更有效的科学依据。所提方法既吸纳了水生态新理念，又兼顾了传统水质评价方法，在未来一定时期不失为一种科学、实用的方法。

同时应该看到本文所提方法在应用中还存在以下挑战：① 生物指标纳入评价，对生物指标监测结果的时空代表性、可比性等提出了更高要求；② 生物基准和评价标准的挑战。在水生生物评价领域处于领先地位的美国，其水生生物基准的研究历史已有30余年，其研究之深度、考虑问题之全面、技术指南之精细都值得我们在未来基准开发中借鉴。本文所提水生态评价方法的完善、实施仍需一个过程。