T/CSES 207-2025 流域水生态环境质量评价技术指南（试行）

　　ICS 13. 060. 01 CCS Z 52

　　团 体 标 准

　　T/CSES 207—2025

　　流域水生态环境质量评价技术指南(试行)

　　Technicalguide forevaluatingtheeco-environmentquality of

　　watersheds(on trial)

　　2025-06-27发布 2025-06-27实施

　　中国环境科学学会 发 布

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　　前 言

　　本文件参照 GB/T 1. 1—2020《标准化工作导则 第 1部分 :标准化文件的结构和起草规则》的规定起草 。

　　请注意本文件的某些内容可能涉及专利 。本文件的发布机构不承担识别专利的责任 。

　　本文件由中国环境科学研究院提出 。

　　本文件由中国环境科学学会归 口 。

　　本文件起草单位 : 中国环境科学研究院 、中国环境监测总站 、北京师范大学 。

　　本文件主要起草人 :王晓蕾 、冯承莲 、周龙飞 、黄文杰 、阴琨 、李会仙 、苏海磊 、何佳 、王业耀 、金小伟 、赵晓丽 、吴丰昌 。

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　　流域水生态环境质量评价技术指南(试行)

　　1 范围

　　本文件规定了流域水生态环境质量评价指标体系 、指标计算方法 、赋权方法和评估方法等 。

　　本文件适用于地表水的水生态环境质量评价指标的确定及水生态环境质量的评估 。

　　2 规范性引用文件

　　下列文件中的内容通过文中的规范性引用而构成本文件必不可少的条款 。其中 , 注 日期的引用文件 ,仅该日期对应的版本适用于本文件 ;不注日期的引用文件 ,其最新版本(包括所有的修改单)适用于本文件 。

　　GB 3838 地表水环境质量标准

　　SL 219 水环境监测规范

　　3 术语和定义

　　下列术语和定义适用于本文件 。

　　3. 1

　　生物指标 biologicalindex

　　环境质量监测与评价中的生物学特性和参数 。包括指示生物 、物种数 、多样性指数 、个体数量 、生物量等 。

　　[来源 :DB11/T 1722—2020,2. 3]

　　3.2

　　生境指标 habitatindex

　　水生态系统中的非生物环境指标 。包括水文 、河岸带环境 、河道现状及水利工程等因素指标 。 [来源 :DB11/T 1722—2020,2. 2]

　　3.3

　　参照点位 referencesite

　　能够代表水域内未受人为干扰(或所受人为干扰较小)生物及生境状态的点位 。

　　4 流域水生态环境质量评价程序

　　流域水生态环境质量评价包括确定评价指标体系 、指标计算与赋分 、指标权重计算 、水生态环境质量评价等步骤 ,详细工作流程见图 1。

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　　图 1 流域水生态环境质量评价流程

　　5 评价指标体系

　　5. 1 指标筛选原则

　　为使评价指标能快速 、准确 、完整地描述和反映流域水生态系统的质量状况 ,实现人们对待评价水体长期 、全面的监管 ,候选评价指标的选取遵循以下 5项基本原则 。

　　a) 科学性原则 。评价指标设置合理 ,体现普适性与区域差异性 ,能客观反映水体的物理 、化学 、生态状况 ,能有效地度量人类影响对水体生态环境的影响程度 。

　　b) 整体性原则 。为全面表征生态系统特征 ,准确评价其生态环境现状 ,所选取的候选评价指标要综合考虑生态系统的物理 、化学 、生物等多重属性 。

　　c) 代表性原则 。在充分研究指标与评价目标之间关系的基础上 ,选取信息量大 、综合性强 、能代表生态系统状况的指标 。

　　d) 独立性原则 。选择的指标之间要有一定的独立性 , 以便提高评价的准确性和科学性 。

　　e) 可操作性原则 。所选取的候选评价指标是在待评价水体所在地区现有监测条件和技术手段下 ,能科学 、便捷地获取且易于推广使用的指标 。

　　5.2 推荐指标体系

　　基于流域水生态环境质量评价候选指标 ,应用频数统计法 、理论分析法 、主成分分析法 、相关性分析法 、结合实际法对各候选指标进行分析 、评估及筛选 ,确定流域水生态环境质量评价推荐指标体系 。 流域水生态环境质量评价指标包括生物指标 、理化指标 、生境指标 3 个一级指标 , 细分为大型底栖无脊椎动物完整性 、着生藻类完整性 、浮游植物完整性等 15个二级指标 。

　　按照河流 、湖泊 、水库 、河口分类确定评价指标 。其中 ,河流包含 15个二级指标 ,包括大型底栖无脊椎动物完整性 、着生藻类完整性 、土著鱼类物种数 、综合污染状况 、岸带自然生态用地植被覆盖度 、人类活动强度 、水体连通性 7个必选指标 , 以及浮游植物完整性 、浮游动物完整性 、洄游性鱼类物种数 、综合营养状态 、重金属风险状态 、有机污染物风险状态 、自然岸线率 、水体萎缩面积 8个参考指标 。湖泊包含13个二级指标 ,包括浮游植物完整性 、土著鱼类物种数 、综合污染状况 、综合营养状态 、岸带自然生态用地植被覆盖度 、人类活动强度 6个必选指标 , 以及大型底栖无脊椎动物完整性 、浮游动物完整性 、重金属风险状态 、有机污染物 风 险 状 态 、自 然 岸 线 率 、水 体 萎 缩 面 积 、水 体 连 通 性 7 个 参 考 指 标 。 水 库 包 含13个二级指标 ,包括浮游 植 物 完 整 性 、综 合 污 染 状 况 、综 合 营 养 状 态 、岸 带 自 然 生 态 用 地 植 被 覆 盖 度4个必选指标 , 以及大型底栖无脊椎动物完整性 、浮游动物完整性 、土著鱼类物种数 、重金属风险状态 、

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　　有机污染物风险状态 、人类活动强度 、自然岸线率 、水体萎缩面积 、水体连通性 9个参考指标 。河口包含13个二级指标 ,包括大型底栖无脊椎动物完整性 、浮游植物完整性 、洄游性鱼类物种数 、综合污染状况 、岸带自然生态用地植被覆盖度 、人类活动强度 6个必选指标 , 以及着生藻类完整性 、浮游动物完整性 、土著鱼类物种数 、综合营养状态 、重金属风险状态 、有机污染物风险状态 、自然岸线率 7个参考指标 。若经实际评估 ,参考指标优于必选指标 ,则优先使用参考指标 。详见表 1。

　　表 1 流域水生态环境质量评价指标体系

　　5.3 指标计算与赋分

　　5.3. 1 生物指标

　　5.3. 1. 1 大型底栖无脊椎动物完整性

　　从物种数 、敏感性和生物指数(BI)上反映大型底栖动物群落的组成变化 。按公式(1)计算监测点位大型底栖动物物种数状态值 :

　　BCRT … … … … … … … … … … ( 1 )

　　式中 :

　　BCRT — 监测点位大型底栖动物物种数状态值 ;

　　Tbo — 监测点位大型底栖动物物种数数值 ;

　　Tbe — 参照点位大型底栖动物物种数数值 。

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　　按公式(2)计算监测点位大型底栖动物敏感性状态值 :

　　BCRS … … … … … … … … … … ( 2 )

　　式中 :

　　BCRS — 监测点位大型底栖动物敏感性状态值 ;

　　Sbo — 监测点位大型底栖动物敏感物种占比 ;

　　Sbe — 参照点位大型底栖动物敏感物种占比 。

　　按公式(3)计算 BI:

　　BIti … … … … … … … … … … ( 3 )

　　式中 :

　　BI— 生物指数 ;

　　Ns — 大型底栖动物物种数 ;

　　i — 第 i个物种 ;

　　ni — 物种 i 的个体数 ;

　　N — 大型底栖动物总个体数 ;

　　ti — 物种 i 的耐污值 。

　　大型底栖无脊椎动物完整性赋分标准见表 2。 以物种数 、敏感性和 BI中的最差评价因子结果作为底栖动物的最终评价结果 。

　　表 2 大型底栖无脊椎动物完整性赋分标准

　　5.3. 1.2 着生藻类完整性

　　采用 Shannon-Wiener多样 性 指 数 和 综 合 硅 藻 指 数 (CDI)综 合 反 映 着 生 藻 类 完 整 性 。 Shannon- Wiener多样性指数按公式(4)计算 :

　　Hpe log … … … … … … … … … … ( 4 )

　　式中 :

　　Hpe— 着生藻类 Shannon-Wiener多样性指数 ;

　　N — 着生藻类总个体数 ;

　　ni — 第 i种着生藻类个体数 ;

　　S — 物种数 。

　　对于 CDI, 以硅藻相对密度和环境敏感值的乘积为权重 ,按公式(5)计算硅藻指示值的加权平均值(ν) :

　　… … … … … … … … … … ( 5 )

　　式中 :

　　ν — 硅藻指示值的加权平均值(1~ 5) ;

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　　m — 纳入计算的硅藻物种数量 ;

　　ρk — 硅藻物种 k 的相对丰度(物种 k个体数/总个体数) ;

　　sk — 硅藻物种 k对环境的敏感值(1~4) ;

　　νk — 硅藻物种 k对环境的指示值(1~ 5) 。

　　CDI按公式(6)计算 :

　　CDI= (ν- 1) × 25 … … … … … … … … … … ( 6 )

　　式中 :

　　CDI— 综合硅藻指数 ;

　　1 — 为使 CDI值的分布范围转换为 0~ 100之间而设值的常数 ;

　　25 — 为使 CDI值的分布范围转换为 0~ 100之间而设值的常数 。

　　着生藻类完整性赋分标准见表 3。 以 Shannon-Wiener多样性指数和 CDI中的最差评价因子结果作为着生藻类的最终评价结果 。

　　表 3 着生藻类完整性赋分标准

　　5.3. 1.3 浮游植物完整性

　　采用 Shannon-Wiener多样性指数和浮游植物种类数状态值综合反映浮游植物完整性 。Shannon- Wiener多样性指数按公式(7)计算 :

　　Hph log … … … … … … … … … … ( 7 )

　　式中 :

　　Hph— 浮游植物 Shannon-Wiener多样性指数 ;

　　N — 浮游植物总个体数 ;

　　ni — 第 i种浮游植物个体数 ;

　　S — 物种数 。

　　浮游植物种类数状态值按公式(8)计算 :

　　PCRT … … … … … … … … … … ( 8 )

　　式中 :

　　PCRT — 监测点位浮游植物种类数状态值 ;

　　Tpo — 监测点位浮游植物种类数 ;

　　Tpe — 参照点位浮游植物种类数 。

　　浮游植物完整性赋分标准见表 4。 以 Shannon-Wiener多样性指数和浮游植物种类数状态值中的最差评价因子结果作为浮游植物完整性的最终评价结果 。

　　表 4 浮游植物完整性赋分标准

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　　5.3. 1.4 浮游动物完整性

　　采用 Shannon-Wiener多样性指数和种类数状态值综合反映浮游动物完整性 。Shannon-Wiener多样性指数按公式(9)计算 :

　　Hz log … … … … … … … … … … ( 9 )

　　式中 :

　　Hz — 浮游动物 Shannon-Wiener多样性指数 ;

　　N — 浮游动物总个体数 ;

　　ni — 第 i种浮游动物个体数 ;

　　S — 物种数 。

　　浮游动物种类数状态值按公式(10)计算 :

　　ZCRT … … … … … … … … … … ( 10 )

　　式中 :

　　ZCRT — 监测点位浮游动物种类数状态值 ;

　　Tzo — 监测点位浮游动物种类数 ;

　　Tze — 参照点位浮游动物种类数 。

　　浮游动物完整性赋分标准见表 5。 以 Shannon-Wiener多样性指数和浮游动物种类数状态值中的最差评价因子结果作为浮游动物完整性的最终评价结果 。

　　表 5 浮游动物完整性赋分标准

　　5.3. 1.5 洄游性鱼类物种数

　　洄游性鱼类物种数用于评价水体中河海洄游性鱼类的资源量 。河海洄游性鱼类是指在其生活史中要经历淡水和海水两种完全不同的生境 ,该指标可反映流域鱼类群落功能群组成 、多样性和结构完整性 。 主要用于河口等河海洄游性鱼类较多的区域 。

　　或调,洄,例。= 水生生物资源监测

　　表 6 洄游性鱼类物种数赋分标准

　　5.3. 1.6 土著鱼类物种数

　　土著鱼类物种数指自然恢复的鱼类物种数 。针对鱼类多样性下降等问题 , 引导地方开展本地鱼类保护工作 。

　　采用鱼类物种保有比例反映土著鱼类物种数 ,鱼类物种保有比例= 水生生物资源监测或调查获得

　　T/CSES 207—2025的鱼类物种数量/鱼类基准物种数量 ,并根据表 7进行赋分 。

　　表 7 土著鱼类物种数赋分标准

　　5.3.2 理化指标

　　5.3.2. 1 综合污染状况

　　综合污染状况根据评估单元内断面(国控 、省控 、市控)各月水质综合得分所得 。涉及的主要参数包括 GB 3838中规定的基本项 目 中 21项物理和化学指标 ,如溶解氧 、pH、氟化物(以 F- 计) 、硫酸盐(以SO42- ) 、阴离子表面活性剂等(不包括有毒有害污染物指标和富营养化相关指标) ,按照以下步骤进行计算 。

　　水质等级评价采用 CCME WQI评价法 ,综合考虑 3 个因素(超标范围 F1 、超标频率 F2 和超标幅度 F3)的影响 。标准值参考 GB 3838中 Ⅲ类标准限值规定 。

　　a) 超标范围(F1)表示出现过超标现象的指 标 个 数 占 所 有 参 评 指 标 个 数 的 百 分 比 , 按 公 式 (11)

　　计算 :

　　F … … … … … … … … … … ( 11 )

　　式中 :

　　F1— 超标的水质指标范围 , % ;

　　m — 存在超标的监测指标数 ;

　　M — 列入评价的指标数 。

　　b) 超标频率(F2)表示评价时段内出现过超标现象的指标超标次数占所有参评指标总监测次数的百分比 ,按公式(12)计算 :

　　F … … … … … … … … … … ( 12 )

　　式中 :

　　F2— 水质参数超标的频率 , % ;

　　n — 各指标超标次数之和 ;

　　N — 为总监测次数 。

　　c) 超标幅度(F3)表示水质监测指标值超过标准值的幅度 ,分 3 步计算 。

　　1) 每次单个参数的数量大于(当目标为最小值时 ,小于)评价标准值的次数 ,称为偏移 ei ,并通过公式(13) 、公式(14)计算 。涉及两种情况 。如果测试值不应超过评价标准 , 即当评价标准值是上限时 :

　　ei … … … … … … … … … … ( 13 )

　　式中 :

　　Ci — 指标超标值 ;

　　Csi — 评价标准 。

　　对于测试值不应低于目标的情况 , 当评价标准值是下限时 :

　　ei … … … … … … … … … … ( 14 )

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　　2) n 是标准化的指标偏移 ,是通过将单个测试相对于其评价标准值的偏移量相加 ,并除以测试总数 N (符合和未达到其目标)来计算 ,见公式(15) :

　　n … … … … … … … … … … ( 15 )

　　F

　　最后 ,水质综合得分(WQI)按公式(17)计算 :

　　WQI

　　式中 :

　　1. 732— 缩放因子 ,将所得值归一化到 0 和 100之间的范围 。

　　综合污染状况赋分标准见表 8。

　　表 8 综合污染状况赋分标准

　　5.3.2.2 综合营养状态

　　综合营养状态指数按公式(18)计算 :

　　TLI( ∑ ) = ∑= 1Wj × TLI(j) … … … … … … … … … … ( 18 )

　　式中 :

　　TLI( ∑ ) — 综合营养状态指数 ;

　　TLI(j) — 第 j 种指标的单项营养状态指数 ;

　　m — 指标个数 ,本文件取 5;

　　Wj — 第 j 种指标的单项营养状态指数的相关权重 。

　　以叶绿素 a作为基准指标 ,则第 j 种指标的归一化的相关权重计算公式见公式(19) :

　　Wj … … … … … … … … … … ( 19 )

　　式中 :

　　rij — 第 j 种指标与基准指标叶绿素 a 的相关系数 。

　　我国湖泊(水库)的叶绿素 a与其他指标之间的相关关系 rij及 r见表 9。

　　表 9 我国湖泊(水库)部分指标与叶绿素 a 的相关关系 rij及 r值

　　叶绿素 a、总氮 、总磷 、透 明 度 和 高 锰 酸 盐 指 数 5 个 单 项 营 养 状 态 指 数 的 计 算 公 式 见 公 式 (20) ~公式(24) :

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　　(l×(((2..0.l ………………………………………((( )))

　　式中 : TLI(ID()) 1(.1+-.l)DMn) … … … … … … … … (( ))

　　chla — 叶绿素 a浓度值(μg/L) ;

　　TN — 总氮浓度值(mg/L) ;

　　TP — 总磷浓度值(mg/L) ;

　　SD — 透明度(m) ;

　　CODMn — 高锰酸盐指数浓度值(mg/L) 。

　　综合营养状态赋分标准见表 10。

　　表 10 综合营养状态赋分标准

　　5.3.2.3 重金属风险状态

　　水体中重金属风险状态指数按公式(25)计算 :

　　RM … … … … … … … … … … ( 25 )

　　式中 :

　　RM — 水体中重金属风险状态指数 ;

　　CMi— 评估单元内水体中重金属 i 的浓度 ,若涉及多个监测断面 ,取各断面平均值 ;

　　SMi — 评估单元内重金属 i在水体中的最大允许浓度 。

　　由县级及以上人民政府环境保护行政主管部门根据本地区地表水水质特点 ,筛选和测定 GB 3838中有标准限值或者具有环境基准的重金属 。对于 GB 3838中有标准限值的重金属 ,最大允许浓度参考GB 3838中相应 Ⅲ类标准限值 、补充项目标准限值或特定项目标准限值 。对于没有标准限值的重金属 ,最大允许浓度参考短期水质基准阈值 ;对于具有基于硬度基准的重金属(如镉) ,采用基于实际水体硬度的短期水质基准阈值 。

　　重金属风险状态赋分标准见表 11。

　　表 11 重金属风险状态赋分标准

　　5.3.2.4 有机污染物风险状态

　　水体中有机污染物风险状态指数 ,按公式(26)计算 :

　　Ro … … … … … … … … … … ( 26 )

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　　式中 :

　　Ro — 有机污染物风险状态指数 ;

　　Coi — 评估单元内水体中第 i种有机污染物浓度 ,若涉及多个监测断面 ,取各断面平均值 ;

　　Soi — 评估单元内水体中第 i种有机污染物的最大允许浓度 。

　　由县级及以上人民政府环境保护行政主管部门根据本地区地表水水质特点 ,筛选和测定 GB 3838中有标准限值或者具有环境基准的有机污染物 。对于 GB 3838 中有标准限值的有机污染物 ,最大允许浓度参考 GB 3838中相应 Ⅲ类标准限值或特定项目标准限值 。对于没有标准限值的有机污染物 ,最大允许浓度参考短期水质基准阈值 ;对于具有基于水质参数基准的有机污染物 ,采用基于实际水质参数的短期水质基准阈值 。

　　有机污染物风险状态赋分标准见表 12。

　　表 12 有机污染物风险状态赋分标准

　　5.3.3 生境指标

　　5.3.3. 1 岸带自然生态用地植被覆盖度

　　评估河湖岸带植被(包括自然和人工 ,不包含耕地)垂直投影面积占河湖岸带面积比例 。重点评估河湖岸带陆向范围乔木(6 m 以上) 、灌木(6 m 以下)和草本植物的覆盖状况 。河湖岸带自然生态用地植被覆盖度按公式(27)计算 :

　　CEVCrr … … … … … … … … … … ( 27 )

　　式中 :

　　CEVCr— 岸带自然生态用地植被覆盖度赋分 ;

　　TCr — 乔木层植被覆盖度赋分 ;

　　SCr — 灌木层植被覆盖度赋分 ;

　　HCr — 草本植被覆盖度赋分 。

　　岸带自然生态用地植被覆盖度赋分标准见表 13。

　　表 13 岸带自然生态用地植被覆盖度赋分标准

　　5.3.3.2 人类活动强度

　　人类活动强度指数按公式(28)计算 :

　　HAI … … … … … … … … … … ( 28 )

　　式中 :

　　HAI— 人类活动强度指数 ;

　　R — 监测范围内交通道路用地面积 ;

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　　S — 监测范围总面积 ;

　　B — 监测范围内城镇建设用地和农村居民用地面积 ;

　　c — 监测范围内各项耕地面积 ;

　　m — 监测范围内工业 、厂矿 、采石等其他建设用地面积 。

　　人类活动强度赋分标准见表 14。

　　表 14 人类活动强度赋分标准

　　5.3.3.3 自然岸线率

　　自然岸线率指没有经过人为干扰的自然岸线和经治理修复后具有自然岸线形态和生态功能的生态堤岸长度之和占评价岸线长度的比例 。根据护岸结构 、建造材料和植被覆盖等状况 ,按表 15对人工生态岸线进行赋分 ,但具有防洪功能的人工改造岸线不计入评价长度 。

　　表 15 岸线类型赋分标准

　　根据各类型岸线长度占比 ,按公式(29)计算指标得分 :

　　CEI= ∑ Pbi … … … … … … … … … … ( 29 )

　　式中 :

　　CEI— 岸线生态性指数 ;

　　Pbi —i类型岸线分值 ;

　　Lbi —i类型岸线长度 ;

　　L — 评估河段(湖区 、河口)岸线总长度 。

　　岸线生态性指数值即为其得分 。

　　5.3.3.4 水体萎缩面积

　　河流评估天然湿地保留率 ,评估对象为国家 、地方湿地名录及保护区名录内与评估河流有直接水力连通关系的湿地 ,其水力联系包括地表水和地下水的联系 ,按公式(30)计算湿地面积与历史(1980s)状况湿地面积的比例 ,赋分标准见表 16。

　　NWR … … … … … … … … … … ( 30 )

　　式中 :

　　NWR — 天然湿地保留率 ;

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　　AW — 评估基准年天然湿地面积 ;

　　AWR — 历史(1980s)以前的湿地面积 ;

　　NS — 评估河段有水力联系的湿地个数 。

　　表 16 天然湿地保留率赋分标准

　　湖泊评估湖泊面积萎缩比例 ,按公式(31)计算年湖泊水面萎缩面积与历史参考年湖泊水面面积的比例 。历史参考年宜选择 20世纪 50年代与评估基准年水文频率相近年份 。湖泊面积萎缩比例赋分见表 17。

　　LASR … … … … … … … … … … ( 31 )

　　式中 :

　　LASR — 湖泊面积萎缩比例 ;

　　AL — 评估基准年湖泊水面面积 :

　　ALR — 历史参考水面面积 。

　　表 17 湖泊面积萎缩比例赋分标准

　　水库评估库容淤积损失率 ,计算截止评估基准年总计淤积损失库容占建库总库容的比例 ,赋分标准见表 18。

　　表 18 库容淤积损失率赋分标准

　　5.3.3.5 水体连通性

　　5.3.3.5. 1 河流连通性

　　分别计算评价水体干流自身连通性以及干流与支流 、湖泊的连通性 ,二者得分平均为评价水域的水体连通性 。然后 ,通过评价实践 ,将结合鱼类生活史各个阶段特征 ,进一步细化完善水体连通性的评价方法 。

　　干流连通性按照河流单位长度(每 100 km)闸 、坝数量计算现状值 ,并参照表 19进行赋分 。干流上水坝 、水闸有开展生态调度 ,或有鱼道 、仿自然通道等过鱼设施且能正常运行的 ,不在评价范围内 。

　　干流连通性现状值按公式(32)计算 :

　　MCV … … … … … … … … … … ( 32 )

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　　式中 :

　　MCV — 干流连通性现状值 ;

　　Nfd — 评价水体干流的闸和坝的总数量 ;

　　LT — 评价水体干流长度 ,单位为千米(km) 。

　　表 19 干流连通性现状值赋分标准

　　干流与支流 、湖泊连通性按照与干流相交的支流 、湖泊中 ,距干流 30 km 内有水坝 、水闸等挡水性建筑物的支流 、湖泊比例计算现状值 ,并参照表 20进行赋分 。水坝 、水闸有开展生态调度 ,或有鱼道 、仿自然通道等过鱼设施且能正常运行的 ,不在评价范围内 。

　　干流与支流 、湖泊连通性现状值按公式(33)计算 :

　　MTCV … … … … … … … … … … ( 33 )

　　式中 :

　　MTCV — 干流与支流 、湖泊连通性现状值 ;

　　N30 — 评价范围距干支流汇入口或出湖 口 30 km 内有水坝或水闸的支流和湖泊总数量 ;

　　NT — 评价范围内支流 、湖泊总数量 。

　　表 20 干流与支流、湖泊连通性现状值赋分标准

　　5.3.3.5.2 湖泊连通性

　　根据环湖主要入湖河 流 和 出 湖 河 流 与 湖 泊 之 间 的 水 流 畅 通 程 度 评 价 湖 泊 连 通 指 数 , 按 公 式 (34)

　　计算 :

　　LCI … … … … … … … … … … ( 34 )

　　式中 :

　　LCI — 湖泊连通指数赋分 ;

　　RCIn — 评价年第 n 条环湖河流连通性赋分 ;

　　Ns — 环湖主要河流数量 ;

　　Qn — 评价年第 n 条河流实测的出(入)湖泊水量 。

　　6 指标权重计算

　　6. 1 指标权重计算方法

　　指标权重是各个指标对评价总目标的贡献率大小的表达 。 主成分分析法(PCA)通过线性变换将多个指标转换为少数几个主成分 ,实现对数据集的降维 ,使得问题得以简化 。这些主成分能反映原始数

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　　据的大部分信息 。CRITIC(Criteria Importance Though Intercrieria Correlation)赋权法引入对比强度和冲突性来表征评价对象各指标所蕴含信息量的大小 ,其中对比强度借鉴均方差思想 ,表征评价指标间的差异性 ; 冲突性代表不同指标间的关联性 ,若两个指标的相关系数越大 ,关联性越强 ,相应的冲突性越低 。本文件建议采用 PCA 与 CRITIC相结合的方法来确定水生态环境质量评价指标的权重系数 ,在计算权重系数时 ,生物指标 、理化指标及生境指标三类所包含的指标单独计算 ,独立评级 。

　　6.2 主成分分析法计算权重

　　采用主成分分析法计算指标权重 ,具体步骤如下 :

　　假设有 n 个待评价样本 ,p 项评价指标 , 即某一级指标下的二级指标数量 ,形成原始指标数据矩阵记为 X。X 是一个n×p的矩阵 。X 的每一行代表一个数据 ,则矩阵 X 的表现形式见公式(35) :

　　X = (X1 ,X2 ,X3 , …XP) … … … … … … … … … … ( 35 )

　　(1) 相关系数矩阵

　　对原始变量矩阵 X 进行 N(0, 1)标准化处理 ,标准化变量的协方差矩阵即为相关系数矩阵R,见公式(36) 。

　　R … … … … … … … … … … ( 36 )

　　(2) 计算特征值和特征向量

　　若 (λ1 ,e1) , … , (λp ,ep)为协方差矩阵 R 的特征值-特征向量 ,λ1 ≥λ2 ≥λ3 ≥… ≥λp ≥0且特征向量 e1 , … ,ep 是标准化特征向量 ,则原始变量 X 的第j个二级指标的主成分按公式(37)

　　计算 :

　　Zj =ejX =ej1x1 + ej2x2 + … + ejjxp ,j = 1, … ,p … … … … … ( 37 )

　　式中 :

　　ej — 协方差矩阵 R 的标准化特征向量 ;

　　Zj — 原始变量 X 的第j个二级指标的主成分 。

　　(3) 确定主成分个数

　　判别依据为主成分对总方差的累积解释率 ρ 达到 70~ 90% 。

　　(4) 计算主成分载荷/得分

　　根据每个样本 X1 、X2 、… 、Xp 取值 ,计算各主成分 f1 、f2 、… 、fm 取值 。

　　第 i个样本的计算公式见公式(38) :

　　式中 :

　　f1(i) 、f2(i) 、… 、fm(i) — 第 i个样本的主成分得分 ;

　　lij — 各样本载荷 。

　　(5) 指标权重计算

　　① 线性组合系数矩阵见公式(39) :

　　… … … … … … … … … … ( 39 )

　　式中 :

　　νij — 线性组合系数 ;

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　　lij — 各样本载荷 ;

　　λj — 主成分特征值 。

　　② 综合得分系数见公式(40) :

　　Sj … … … … … … … … … … ( 40 )

　　式中 :

　　Sj — 综合得分系数 ;

　　νij — 线性组合系数 ;

　　ρj — 方差解释率 。

　　③ 权重是将综合得分系数进行归一化处理得到的各指标权重值 ,见公式(41) 。

　　… … … … … … … … … … ( 41 )

　　6.3 CRITIC法计算权重

　　CRITIC法是一种客观赋权法 ,其基于评价指标的对比强度和指标之间的冲突性来综合衡量指标的客观权重 。考虑指标变异性大小的同时兼顾指标之间的相关性 ,完全利用数据自身的客观属性进行科学评价 。对比强度是指同一个指标各个评价方案之间取值差距的大小 , 以标准差的形式来表现 ,标准差越大 ,说明波动越大 , 即各方案之间的取值差距越大 ,权重越高 。指标之间的冲突性用相关系数表示 ,若两个指标之间具有较强的正相关 ,说明其冲突性越小 ,权重越低 。具体步骤如下 :

　　假设有 n 个待评价样本 ,p 项评价指标 ,形成原始指标数据矩阵 R,见公式(42) :

　　R … … … … … … … … … … ( 42 )

　　式中 :

　　rij — 第i个样本第j项评价指标的数值 。

　　(1) 指标无量纲化处理

　　对各指标进行无量纲化处理 ,消除因量纲不同对评价结果的影响 。指标具有方向性 ,正指标 ,数值越大越好 ;负指标 ,数值越小越好 ; 固定型适度指标 ,数值越接近某一常量越好 。

　　对于 “正指标 ”,rij见公式(43) :

　　r

　　对于 “负指标 ”,rij见公式(44) :

　　r

　　对于 “固定型适度指标 ”,rij见公式(45) :

　　r

　　式中 :

　　rij — 标准化值 ;

　　rij' — 原始数据值 ;

　　min(rij') — 原始数据指标的最小值 ;

　　max(rij') — 原始数据指标的最大值 ;

　　ri — 某一常量 。

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　　(2) 指标变异性

　　以标准差的形式表示 ,见公式(46) 。

　　Sj

　　式中 :

　　Sj — 第 j 个指标的标准差 。

　　(3) 指标冲突性

　　以相关系数表示 ,见公式(47) 。

　　Rj = ∑ = 1 (1- τij) … … … … … … … … … … ( 47 )

　　式中 :

　　τij — 评价指标 i和j之间的相关系数 。

　　(4) 信息量

　　信息量按公式(48)计算 。

　　Cj = Sj ∑ = 1 (1- τij) = Sj ×Rj … … … … … … … … … … ( 48 )

　　式中 :

　　Cj — 指标 j信息量 ,Cj 越大 ,第 j 个评价指标在整个评价指标体系中的作用越大 ,需要分配更多的权重 。

　　(5) 客观权重

　　客观权重按公式(49)计算 。

　　… … … … … … … … … … ( 49 )

　　式中 :

　　βj —CRITIC计算得出的第 j 个指标的权重 。

　　6.4 PCA-CRITIC综合权重计算

　　将主成分分析与 CRITIC计算出的权重进行综合加权计算 ,得到综合权重 ωj ,见公式(50) 。

　　… … … … … … … … … … ( 50 )

　　6.5 综合权重计算方法应用说明

　　综合权重计算方法应用说明如下 :

　　a) 计算二级指标权重时 ,采用指标原始数据而非赋分后的结果进行权重计算 ,各个一级指标综合得分由二级指标赋分值经加权计算后得到 ;

　　b) 由于主成分分析法对于数据数量有一定要求 ,可能出现监测数据不满足主成分分析要求的情况 ,在此情况下可仅选择 CRITIC法计算指标权重 ,计算方法见 6. 3。

　　7 流域水生态环境质量评价

　　7. 1 基本要求

　　流域水生态环境质量评价范围为整个流域 。为更好地反映不同水域的生态环境质量 ,可分区评价 。

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　　7.2 数据要求

　　数据要求如下 。

　　a) 流域水生态环境质量每五年评价一次 。水体理化指标应至少包括一个水文周期 ,生境指标和生物指标应在评价周期内至少开展包含枯水期的两次调查监测 。

　　b) 评价采用的资料以县级及以上人民政府和行业主管部门认可的公文 、公报 、统计资料等为主 ,调查 、监测数据的获取应符合国家相关技术规程的要求 。如 ,理化指标应由通过实验室资质认定的监测机构提供 ,采样应符合 SL 219的规定 ,分析方法应采用国家标准或行业标准 ,且采用评价年度内 2 次及以上监测数据的算术平均值 。

　　c) 流域水生态环境质量评价应根据水域内多站点指标算术平均值或各站点水生态环境质量评价综合得分算术平均值进行评价 。

　　7.3 评价方法及评价结果输出

　　流域水生态环境质量评价采用分级指标评分法 ,二级指标加权 ,一级指标独立计算综合得分 。采用“一票否决(one outallout) ”原则对最终结果进行分级评价 。

　　(1) 流域水生态质量状况分级评价步骤

　　在进行水生态环境质量评价时 ,首先将指标分为生物指标 、理化指标与生境指标三大类一级指标 ,进一步细分为大型底栖无脊椎动物完整性 、着生藻类完整性 、浮游植物完整性等 15个二级指标 。在计算最终得分时 ,三个一级指标综合得分分别由其所包含的二级指标得分经综合加权计算后得到 ,三个一级指标综合得分独立计算 ,并根据其得分对指标进行分级 。具体得分分级见表 21,具体加权赋分评级流程见图 2。

　　一级指标最终得分按公式(51)计算 :

　　Qi = ∑= 1wjEij … … … … … … … … … … ( 51 )

　　式中 :

　　Qi — 第 i个一级指标经加权计算后最终得分 ;

　　wj — 第 j 个二级指标的权重 ;

　　Eij — 第i个一级指标中第j个二级指标的分值 ;

　　n — 第 i个一级指标所包含二级指标个数 。

　　表 21 一级指标分级标准

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　　图 2 一级指标加权赋分评级示意图

　　本文件对指标重要性进行排序 ,确定生物指标 >理化指标 >生境指标 ;遵循 “一票否决 ”原则 ,在进行综合评价时应首先考虑生物指标等级状况 ,在满足要求后依次对理化指标等级状况及生境指标等级状况进行判别 ,在三类指标均满足优等级标准的前提下 ,判定水生态环境质量状况为优 ;在生物指标为良的情况下 ,判断理化指标是否达到良等级标准 ,若达到 ,则判定水生态环境质量评价结果为良 ,否则为一般 。具体评价步骤及评价结果输出流程见图 3。

　　图 3 流域水生态环境质量评价步骤及结果输出流程图

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　　(2) 流域水生态环境质量结果表达

　　根据综合评价结果 ,将水生态环境质量状况等级分为五级 ,分别为优 、良 、一般 、较差和差 ,具体预警颜色和质量状况分级见表 22。

　　表 22 水生态环境质量状况分级标准

　　流域水生态环境质量评价中各指标得分的展示可采用雷达图形式 ,如图 4~ 图 6所示 。

　　图 4 流域水生态环境质量评价生物指标得分雷达图示例

　　图 5 流域水生态环境质量评价理化指标得分雷达图示例

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　　图 6 流域水生态环境质量评价生境指标得分雷达图示例

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　　参 考 文 献

　　[1] HJ 495 水质 采样方案设计技术规定

　　[2] HJ 710. 7 生物多样性观测技术导则 内陆水域鱼类

　　[3] HJ 710. 8 生物多样性观测技术导则 淡水底栖大型无脊椎动物

　　[4] HJ 1295 水生态监测技术指南 河流水生生物监测与评价(试行)

　　[5] HJ 1296 水生态监测技术指南 湖泊和水库水生生物监测与评价(试行)

　　[6] DB11/T 1722—2020 水生态健康评价技术规范

　　[7] DB11/T 2320 河流和湖泊水生态环境质量监测与评价技术规范

　　[8] DB12/T 1058 河湖健康评估技术导则

　　[9] DB21/T 2724 辽宁省河湖(库)健康评价导则

　　[10] DB32/T 3871 太湖流域水生态环境功能区质量评估技术规范

　　[11] DB36/T 1404 河湖(水库)健康评价导则

　　[12] DB37/T 3081 山东省生态河道评价标准

　　[13] T/CSES08 河岸带生态环境质量评估方法指南