摘要
近年来，水体生态状况评价在我国受到广泛重视。但该领域整体尚处于探索发展阶段，存在理论基础不统一、评价方法不规范、评价结果可比性不强等问题。为借鉴国际成熟经验，推动我国相关研究实践更好地发展，本综述凝练、阐释生态学理论对水生态评价的重要引导作用，并提出改进我国水生态评价的若干建议。概括而言，生物-环境关系是水生态评价的理论基础，其中生态位理论和集合群落理论在评价阶段演变、评价指标优化、评价效能（即评价结果对人类干扰的指示能力）提升等过程中发挥了重要作用。水生态评价经历了从早期以化学评价为主到目前以生物评价为主、理化评价为辅的多个阶段的演变，融合量化生态状况与识别胁迫因子的诊断式评价成为目前的主流范式。在评价指标方面，生物功能性状对环境影响的敏感指示作用受到重视，包含干扰指示类群、生物多样性和功能性状的多参数指数成为常用指标。评价方法的效能通常从精确度、偏差度、响应度、敏感度、一致度等维度进行综合度量；在统一调查和分析方法的基础上，通过人类干扰指标确定参照状态，并运用预测模型控制自然因素影响能有效提升评价的效能和准确性。目前，参照状态及生态等级标准设定、胁迫因子诊断等环节的生态学基础尚待加强。国际经验表明，水生态评价需以科学理论为根基，建议从重视自然因素对评价的影响、基于调查数据筛选评价指标、开展诊断式评价等方面入手，夯实我国水生态评价的科学基础，推动评价向精准化、标准化转型，为我国水生态环境管理和国际履约提供更有效支撑。
Abstract
Assessments of the ecological condition of Chinese waterbodies have increased substantially in recent years; however, the field is still in an early developmental stage, facing challenges such as an incomplete theoretical framework, imprecise methods, and limited comparability across studies. To advance scientific progress in China by leveraging mature international experience, this review synthesizes the role of ecological theory in guiding aquatic ecological assessments and provides recommendations for its application. The theoretical foundation of these assessments lies in biota-environment relationships, with niche and community-assembly (metacommunity) theories being particularly influential in shaping assessment paradigms, optimizing indices, and improving assessment performance (i.e., the effectiveness in indicating anthropogenic disturbance). Methodologically, assessment approaches have evolved from early physico-chemistry-based evaluations to a contemporary paradigm centered on biological assessment, supported by physico-chemical measures. Diagnostic frameworks that integrate quantitative condition assessment with stressor identification now represent the prevailing approach. In developing assessment indices, there is increasing emphasis on biological functional traits as sensitive metrics, leading to the widespread adoption of multimetric indices that integrate disturbance-tolerant taxa, biodiversity, and functional traits. The performance of these methods is typically evaluated across several dimensions: precision, bias, responsiveness, sensitivity, and consistency. To enhance performance, standardized survey and analytical procedures are essential, alongside the use of anthropogenic disturbance gradients to define reference conditions and predictive models to account for natural variability. Despite these advances, the ecological foundations for setting reference conditions and ecological class criteria, as well as for stressor diagnosis, require further development. International experience underscores that robust aquatic ecological assessment must be grounded in ecological theories. For China, future efforts should prioritize accounting for natural variability, empirically selecting metrics from survey data, and implementing diagnostic frameworks that explicitly link ecological condition to causal stressors. Advancing these elements will consolidate the scientific foundation of aquatic assessment, promoting a transition toward greater precision, standardization, and automation, thereby providing stronger support for aquatic ecological management and international environmental commitments.
水生态评价作为度量水体生态状况和指示人类干扰影响的重要手段，历经百余年的发展[1-3]，其理论体系与技术方法已日趋成熟。概括而言，水生态评价经历了从早期以水体理化状况评价为主，到目前以生物评价为核心、理化评价为辅的多个发展阶段；评价重点也由单一追求构建评价指标，拓展至建立涵盖设定评价标准、构建评价指标、度量生态状态、诊断胁迫因子在内的完整框架。随着评价方法的不断改进，评价效能（即评价结果对人类干扰的指示能力）持续提升，其在水生态环境管理中的应用价值日益凸显。然而，与国际发展进程相比，我国的水生态评价研究起步较晚，整体仍处于探索发展阶段，目前存在评价理论基础不统一、评价方法不规范、评价结果可比性不强等问题，制约了其在水生态管理实践中的有效应用。近年来，随着国家对水生态环境保护力度的持续加大，开展科学、规范的水生态评价已成为支撑流域水生态管理的重要需求。
面向上述需求，本研究系统梳理水生态评价的主要理论基础，重点阐释生态位理论、集合群落理论等生态学原理在推动评价发展中的引导作用，剖析当前仍缺乏坚实生态理论支撑的评价环节。在此基础上，针对我国水生态评价中被忽视的主要问题，提出改进建议，以期夯实该领域的科学基础，推动我国水生态评价由探索走向成熟、由经验走向标准化的新发展阶段。
1 主要理论基础
生态评价属于应用生态学范畴，其理论方法在生态学基本原理指引下逐步发展与完善。生物-环境关系及与之相关的种群、群落、生态系统等知识是生态评价的主要科学基础；其中，生态位理论与集合群落理论对推动水生态评价发展的贡献尤为突出[4-5]。
生态位理论起源于20世纪初期，经典生态位理论强调局域（样点）尺度的环境对生物空间分布的影响[6]，是生物多样性、种群/群落时空格局等研究的理论基础。20世纪90年代后，淡水生态学家意识到区域和局域尺度的环境因素均对水生生物的时空格局有独特作用，提出用层级系统（hierarchical system）框架来解释水生生物的时空格局及其形成机制[7-8]。在此框架中，区域物种库中的生物通过区域、局域、微生境等多个尺度的环境筛选，形成特定的局域群落。区域尺度的气候、岩性、土壤及人类活动等因素是环境筛选的驱动力，它们决定着局域尺度的理化环境状况，而局域及微生境尺度的理化状况对生物格局有直接影响[9]。物种生活史特征、摄食策略、个体大小等功能性状对局域环境的适应能力是其时空分布的决定性因素。该框架强调环境因素影响生物格局的层级性（下文称其为“层级生态位理论”），是对经典生态位理论的深化。进入21世纪后，生态位理论与中性理论逐渐融合，发展成为集合群落理论[10]（也称“群落构建理论”）。该理论认为局域生物群落由非生物环境筛选、生物相互作用、扩散限制等生态过程共同决定。集合群落理论自提出以来历经陆地、水域生态学的广泛检验，现已成为研究区域生物多样性格局的重要理论基础。
层级生态位理论阐明了区域尺度的自然环境背景及人类活动影响水生生物格局的路径及机制，明确了局域尺度的水体理化指标与水生生物状况间的因果关系。该理论为利用水生生物评价水体生态状况以及用理化指标指示环境胁迫提供了科学依据，推动了水生态评价从物理、化学、生物状态全要素评价向以生物评价为主、理化状况评价为辅的转变。集合群落理论强调局域生物多样性格局由多个生态过程共同塑造，提示生态评价应考虑其他因素对环境筛选-生物响应关系的影响，为提升评价效能指明了方向。后续章节将详细阐述这些理论对水生态评价发展的指导作用。
2 生态学理论的引导作用
2.1 评价阶段演变
水生态评价历经多个特色鲜明的发展阶段（表1、附表Ⅰ），生态学理论的发展在推动不同评价阶段的演变中发挥了重要作用。
20 世纪初期至60年代，全球水体普遍受到污染，改善水质成为首要管理目标，因此早期评价重点关注水体理化状况，由物理、化学指标组成的水质指数（如Horton、Brown、Prati指数等）成为最常用的评价工具[11]。生物指标主要用于辅助指示水质状况，例如，Kolkwitz 和Marsson于1902年建立污水生物指数（saprobic index），用着生藻类、底栖无脊椎动物指示河流有机污染程度[3，12]。此阶段虽然推行了大量水环境治理工程，水质状况得以显著改善，但水生态系统仍然持续退化，保护水生生物的重要性逐渐受到重视。1972年，《美国清洁水法案》首次提出以“修复和维持全国水体化学、物理和生物完整性（restore and maintain the chemical，physical，and biological integrity of the Nation's waters）”为目标[13]，生物评价（biological assessment或bioassessment）开始兴起。该类评价主要应用物种、种群、群落与环境关系的生态学知识，选择对环境变化响应敏感的类群、指标来指示环境胁迫或人类干扰[14]。1981年，Karr提出由12项对水环境变化敏感的鱼类参数组成的生物完整性指数（index of biotic integrity，IBI）[15]。IBI能综合反映人类活动对鱼类的影响，自提出后受到广泛认可及推广应用，生物评价由此进入蓬勃发展的新阶段[16]。
在生物评价发展的同时，水体物理生境、水文情势等指标对水生态状况的指示作用也受到关注[17-18]。水体综合评价成为1990s与参照状态法同步发展的一个新方向。综合评价内容涵盖水文、河流形态、河岸植被带、水体物理生境、水化学、水生生物等多个生态系统组分，通过综合各组分评价结果（平均或求和）来指示水体生态状况[19-21]。虽然综合评价有助于全面把握水体状况，但存在以下主要问题：（1）指标过于繁多，不易获取。（2）不同组分指标间存在关联，若全部用于评价，有人为增加关联性较强指标间权重的风险。例如，某河流因开发水电资源，沿河建造了数座水坝，导致水坝下游河段水文情势显著改变，水温、浊度、电导率等水质指标、水生生物、河岸植被带等均受到影响。若采用综合评价法，水文、河流形态、水质、水生生物、河岸植被等组分的指标都会反映水坝的影响，相当于至少用5个指标指示同一干扰（增加了该干扰的权重），评价结果将重点反映该干扰的影响，而弱化其他仅影响一类组分（如水体污染）的干扰后果。（3）将所有组分指标用于评价，不利于探究评价结果与胁迫因子间的因果关系，对管理的指导作用有限。
生态位理论为解决综合评价面临的问题提供了科学依据。该理论的核心观点认为，生物的时空分布格局受环境因子制约，因此生物群落的结构与动态能够敏感地指示环境变化。相较于仅反映瞬时或局部状态的特定理化指标，水生生物因其生活史过程整合了长期、多因子协同作用的综合环境效应，其群落状况更能全面、稳定地反映水体的生态状况，应作为水生态评价的核心要素[22-24]。分析生物状况与水体理化指标间的关系则可以识别对水体有重要影响的环境胁迫因子，而层级生态位理论则强调了生物-环境关系的时空尺度性[7-8]。在生态学知识框架下，2000年前后，水生态评价进入基于全面调查开展诊断式评价的新发展阶段（表1）。具体而言，对水生态系统水文形态、物理生境、水化学、水生生物等组分开展全面调查，但主要用生物组分指示水体生态状况，用其他组分表征水环境胁迫；量化生态状况与识别环境胁迫均是生态评价不可或缺的步骤。例如，欧洲水框架指令（water framework directive，WFD）提出基于驱动力-压力-状态-影响-响应（driving forces-pressures-state-impact-responses，DPSIR）关系的评价框架，以生物质量要素为主确定水体生态状况，而理化状况和水文形态状况的评价结果需与生物状况保持一致。对于未达到“好”等级的水体，需要诊断影响生物状况的理化和水文形态指标[25-26]。2004年开始实施的美国水资源调查（national aquatic resource surveys，NARS）项目也采取类似的评价思路，先基于生物评价确定水体状况，再用统计分析识别影响其生态状况的主要理化环境胁迫因子，为后续生态修复提供科学依据 [27-28]。在诊断式评价阶段，生物功能性状对环境胁迫响应的敏感性以及多重环境胁迫对评价的影响等问题受到重视[29-30]，该变化也与生态位理论的发展有关。
最近10年来，水生态评价理论框架未发生明显变化，但得益于人工智能、环境DNA、大数据模型、“天空地”一体化监测等新兴技术的发展及应用[31-34]，水生态评价基础数据的获取效率显著提升，进入智能监测与评价的新发展阶段（表1、附表Ⅰ）。此阶段相继出现了图像数据、遥感影像数据、分子数据等新数据类型，探索如何将这些数据用于指示环境变化，为生态评价提供补充信息或建立新评价方法成为新的研究问题[35-37]。
表1水生态评价发展阶段及各阶段主要特点
Tab.1Stages of aquatic ecological assessment development and their key characteristics
2.2 生物评价指标变化
在生物评价兴起后，哪些生物类群及指标能有效指示水体生态状况成为一个重要的科学问题。生物评价指标的选择主要依据种群、群落生态学和生物学基础知识确定。例如：着生藻类、底栖无脊椎动物、鱼类等是流水生境的主要生物类群，它们栖息地相对固定，能够指示特定区域和时段的人类干扰程度 [38-39]，是河流生态评价常用的指示生物。相比较而言，浮游动植物、底栖无脊椎动物、大型水生植物（包括大型藻类）、鱼类等是湖泊、水库、湿地等静水水体生态状况的主要指示类群 [40]。虽然不同评价使用的指示生物类群不同，同一类群的评价指标也繁杂多样[41-42]，但生物评价指标大致分为3类：（1）指示种，如干扰/胁迫敏感种、耐受种、地方种、特有种等；（2）多样性参数，包括物种数量/丰富度（richness）、多样性指数（如Shannon-Wiener指数、Margalef丰富度指数、Pileou均匀度指数等）和群落组成等；（3）功能性状，如体型大小、形态特征、生活史策略、扩散能力、化性（指水生昆虫一年内的世代数）等。
早期水生态评价主要采用指示种指标，最具代表性的是由Kolkwitz和Marsson提出的污水生物指数（saprobic index）[12]，通过筛选德国河流中对有机污染物敏感或耐受的着生藻类和底栖动物指示种来指示水环境胁迫。污水生物指数在欧洲国家得到广泛应用，同时研究者对该指数进行了改进和拓展，开发出数十种评价水体有机污染、酸污染、营养状态等的生物指数[43]。随着群落生态学知识的发展，淡水生态学家开始关注环境对水生生物多样性的影响，多样性参数被广泛用于评价。英国河流底栖无脊椎动物预测与分类系统（river invertebrate prediction and classification system，RIVPACS）[44-45]和澳大利亚河流评价系统（Australian river assessment scheme，AusRivAS）[46]是用水生生物多样性指示水体生态状况的典型代表。两种方法原理相似，均用调查点实际观测的底栖无脊椎动物物种数（observed）与无人类干扰时的预期物种数（expected）比值来评价生态状况（因此也被称为O/E指数）。除物种数外，O/E指数也可基于其他单一指标如生物监测工作组计分系统（biological monitoring working party，BMWP）、分类单元平均分（average score per taxon，ASPT）等计算[2]。由于O/E指数简单易懂，且评价中使用预测模型控制了自然因素的影响，评价精准度较高，因此受到生态学家的青睐，被拓展应用到鱼类、藻类状况评价中[39，47]。生态位理论强调环境通过筛选生物性状塑造局域生物多样性格局，为利用生物性状指示环境影响提供了理论依据。实践证明，相较于传统的群落结构参数，功能性状对环境胁迫的响应更为敏感[48-49]，而且有助于从机理上认识环境胁迫对水生态系统的影响，因此近年来被越来越多地用于水生态评价[50]。
迄今为止已发展了400余种水生生物评价方法[42]，虽然这些方法采用的评价指标各异，但可根据评价中使用的指标数量，将生物评价分成单指标法和多指标法两大类。单指标法用单一指标评价生态状况，主要包括污水生物指数、生物指数（biotic index）、多样性指数（diversity index）、O/E指数等。早期评价较常使用前3类指标；RIVPACS和AusRivAS出现后，特别是欧盟水框架指令要求各成员国将各生物指标评价结果转换成生态质量比率（ecological quality ratio，EQR）后[51]，O/E指数成为最常用的单指标评价法。多指标评价法则用两个以上指标从多个维度来评价生态群落的整体状况，最常用的是以IBI为代表的多参数指数（multimetric index，MMI）。MMI由众多候选参数中筛选出的对环境胁迫响应明显且相互独立的核心参数构建而成，能够指示水生态系统受多重胁迫影响的现实情况[52]。研究发现，使用干扰指示类群、生物多样性参数、功能性状指标共同组成MMI，可以整合生物群落结构及功能特征，能更有效地指示水体生态状况，成为近年常用的评价指标[16，49]。
2.3 评价效能提升
虽然多数水生态评价都遵循相对规范的技术流程开展[53-54]，但在样点分组[55]、设置参照状态[56]、筛选评价指标[57]、控制自然因素影响[53，58]等步骤有诸多可选方案，导致对于同一评价水体，即使使用相同的生物类群，也可构建多套指标开展评价。由此产生的问题是需要评估不同评价方法对人类干扰或环境胁迫的指示能力（即评价效能）。淡水生态学家提出用精确度、偏差度、响应度、敏感度、一致度等指标来度量、比较不同方法的评价效能[58-62]（表2）。这些指标采用数理统计中常用的统计量度量，其优劣程度依统计学意义判定，无绝对的“好”或“差”评判标准或阈值。近20年来，多位学者基于生态学知识，从多个方面改进水生态评价方法，显著提升了评价效能。
表2水生态评价效能度量指标及方法
Tab.2Indicators and methods for measuring aquatic ecological assessment performance
生态评价的目的是量化人类活动对水生态系统的影响，便于有效管理人类活动。但生态评价一般都在涵盖较大空间范围的流域、区域或国家尺度上展开，由此产生的问题是除人类活动外，气候、岩性、土壤、植被等自然因素也存在明显的空间异质性[63]。这些自然因素的时空变化对水生生物的时空格局有重要影响，因此会干扰生态评价，降低评价效能[64]。为控制自然因素影响，一般将评价区域分成若干个自然背景类似的生态区或类型区分别评价[65-66]。但分析发现，即使在同一生态区或类型区内，自然因素依然存在着不可忽视的空间异质性，导致评价存在偏差[55，67]。根据层级生态位理论，区域尺度的自然因素和人类活动是水体生态状况的远端驱动力[8]。因此，可以选择不受或较少受人类活动影响的调查点作为参照点，以自然因素为自变量，用模型拟合参照点的自然因素与生物评价指标间的关系，并用建立的模型预测所有调查点每项评价指标的参照状态，再用评价指标实测值与参照状态的差值（MMI）或比值（O/E指数）来指示人类干扰强度[58]。分析发现，预测模型能有效控制自然因素干扰，显著提升评价效能[55，8，68]。使用预测模型法可以控制不同评价尺度的自然因素干扰，为开展大空间范围的统一评价奠定基础[61]。该方法最早被应用于RIVPACS中[45]，目前已成为多数水生态评价的必选步骤之一[53，61，68-69]。
评价的一致度或可比性是科学家和管理部门共同关注的问题。在大尺度空间或多个区域采用相同或相似的方法开展评价，不仅能使同一得分具有相近的生态学意义，也为直接比较不同区域的水生态状况创造了条件[70-71]。对于管理者而言，在对管辖区域开展全面调查评价后，即能制定针对全辖区水体的管理措施，无需重复投资开展小范围调查评价，从而节约成本，提高管理效率[29]。美国环境保护署为了给国会提供全国尺度的评价报告，分别统一了河流、湖泊、湿地、海滨带等水体评价的野外调查、室内分析、生物标本鉴定、评价指标构建和生态等级标准等规范[72-75]。这些标准化流程极大地促进了不同生态区的评价结果可比性。在此基础上，基于层级生态位理论，用区域尺度的人类活动指标（如流域人类土地利用百分比）识别样点状态[76-77]，并用预测模型控制自然因素的干扰，可实现全国尺度的统一评价，为制定统一的水环境管理政策奠定基础[61，69]。此外，有研究基于生态位理论，选用生物功能性状来提升评价一致度[29，49-50，78]。生物体型大小、生活史策略、资源获取/摄食策略等功能性状直接影响物种的生存和分布，且不同区域、不同水体甚至不同类群的同类性状对环境变化的响应规律相似，因此功能性状对干扰的响应更加直接和一致，评价结果更具可比性，一致度更高[79]。
水生生物空间扩散对生态评价效能的影响近期也受到重视[5]。集合群落理论认为，在一定条件下，生物可扩散到不太适宜其生存的环境（即群体效应），减缓环境胁迫的负面影响[80]；另一方面，生物也可因环境阻隔限制无法进入适宜其生存的环境[81]。因此，如果仅关注环境筛选-生物响应关系而忽视空间扩散/限制作用的影响，会造成评价偏差。研究发现，与广布种相比，受群体效应影响的物种其生态位较窄，它们的分布更易受空间扩散的影响[82]。移除群落中受群体效应影响的物种而非广布种，可以有效控制空间扩散对环境-生物关系的干扰，提高评价效能[80]。
3 生态学基础相对薄弱的评价环节
水生态评价是对生态学知识的具体应用，每个评价环节都有相应的理论支撑。但受评价过程复杂性和评价目标多样性等影响，目前在参照状态及生态等级标准设定、胁迫因子诊断等环节仍主要依赖数理统计知识，生态学理论支撑作用尚待加强。
3.1 参照状态及生态等级标准
为响应修复和维持水体完整性、自然性的法规要求，美国、澳大利亚、欧盟等国家和地区于1980s开始探索评价基准问题[56，83]。基准的作用类似于实验中的对照，它们代表了接近自然或仅受轻微人类干扰条件下的水生态状况，可为制定修复与管理目标提供依据，并使不同评估结果之间具有可比性，是水生态评价的基础[84]。对统一评价基准的需求推动了参照状态概念及相关理论的出现，并于 1990s进入以参照状态法为核心的标准化评价阶段（表1、附表Ⅰ）。
鉴于人类干扰普遍存在，一般根据实际情况选用最小干扰、最少干扰、最佳可达或历史状态作为参照状态标准[56]。通过比较调查点与处于参照状态样点（即参照点）间的差异，确定调查点的生态状况[53]。评价中常用特定的水体理化指标浓度或人类活动强度作为参照状态标准。水质和物理生境是常用的理化指标，因这些理化指标具有较高的空间异质性，不同区域的理化参照状态标准通常存在差异[85-86]。常用的人类活动参照状态指标有：流域农业、城镇用地百分比、点源/非点源污染强度、道路密度、矿山数量、水坝数量等[77，87]。这些指标直接指示人类干扰强度，可对所有区域设定统一的参照状态标准[61]。参照状态标准通常综合专家判断、现场评估、定量筛选等方法确定。首先由专家初步确定调查区域的参照状态指标及标准，并根据工作经验明确参照点位置；然后通过现场调查核实或调整参照点；最后以参照点各项参照指标的取值范围、极值、特定的百分位数值或模型推算值作为该区域的参照状态标准[84]。此外，生态评价的一个重要结果是基于得分确定样点所处生态等级，为后续管理提供依据。与参照状态标准类似，生态等级标准也主要依据专家判断或评价结果的特定分位数确定[65，74]。
基于专家判断或特定分位数确定参照状态、生态等级标准面临的问题是这些标准可能不具有生态学意义。例如，当某一调查点的理化指标或生物群落仅较参照状态或好状态的标准稍差时，是否意味着该样点确实因人类干扰导致其生态状况显著退化？通过生态修复是否能确保改善其生态状况？这此问题对管理而言意义重大，只有人类干扰强度与生态状态间具有明显因果关系时，才能保证实施修复的必要性和有效性。为给环境管理提供有效信息，未来的评价有必要采用更科学、客观的方法来确定参照状态和生态等级标准，并使各类标准具有明确的生态学意义。然而，该问题仍有待深入研究。
3.2 胁迫因子诊断
水生态评价是在水生态环境管理需求驱动下发展壮大的 [88-89]（表1）。对于管理部门而言，评价方法和结果固然重要，但明确需要重点治理或修复的水生态环境问题及区域同等重要。对于已经开展治理、修复的水体，也需要评价治理是否达到预期成效。上述需求都与科学、精准识别影响水生态状况的胁迫因子有关，但识别重要的水生态胁迫因子依然是评价中生态基础较薄弱的环节之一。
为了使评价结果能指导管理，欧盟WFD和美国NARS项目都要求在评估完各水体的生物状况后，诊断、识别影响生物状况的主要理化胁迫因子[26，28，73-74]。WFD主要基于统计分析环境压力-生物响应关系，识别影响生态质量的水体理化和水文形态指标[42]。然而，由于评价中将多个生物参数简化成了一个生态质量比率，该单一指标对具体压力源的指示能力往往较差[90]。NARS项目中，胁迫因子诊断包括3个步骤：首先分析主要胁迫因子的胁迫范围，确定胁迫因子处于差状态的空间区域；其次评估相对风险，分析各胁迫因子与生物不良状况间的关联强度；最后进行风险归因分析，将环境胁迫范围和相对风险结合起来，估算消除某个或某些胁迫因子后不良生物状态的减少概率，以此确定需要优先管控的胁迫因子。该方法高度依赖数学统计手段识别胁迫因子，缺乏生态学证据。有学者尝试将统计分析结果与文献、实验、实地调查证据相结合，根据证据确定或排除特定胁迫因子，为管理决策提供支持[91-92]。这些探索为水生态管理工作提供了重要基础，但尚需更深入验证胁迫因子管控与生物状况改善间的关系，并评估胁迫-响应关系的不确定性，才能为制定有效的适应性管理对策提供坚实的科学基础。
4 对我国水生态评价实践的建议
我国学者于21世纪初对水生态评价开始系统探索与实践[93-95]。特别是近20年来，随着国家对水生态环境保护重视程度的日益提升，大量河流、湖泊、水库的生态状况受到关注与评价[96-101]。然而，由于该领域从业人员涵盖生态环境、水利、农业等多个行业部门及高校和科研机构，不同学者的专业背景差异较大，致使其对评价目标、方法及其理论依据的理解深浅不一，对评价的科学性、有效性和可比性等问题的重视程度也不同。这一现状导致我国当前的水生态评价尚未形成统一的理论基础，评价方法缺乏严谨性，评价结果可比性不强。为此，基于国外成功经验，建议我国学者充分重视水生态评价的科学基础，近期可从以下几方面改进，以提升评价的科学性及效能。
1）控制自然因素对评价的影响。虽然国外研究强调了自然因素对评价的影响，并提出若干有效控制方法[53，58]，但尚未引起我国学者的足够重视，国内多采用传统的分区域评价方法来控制自然因素影响。如此处理可造成同一水体不同区域的评价指标及评价结果间不具可比性等问题，且不能有效控制自然因素的影响[55]。建议对研究水体开展整体评价，增加生物功能性状等较少受物种分类影响的指标作为评价候选指标，以缓解不同区域水生生物物种组成变化的问题。在此基础上，用预测模型法分析、控制自然因素对评价的影响。鉴于我国气候、岩性、土壤、植被等自然环境呈现明显的纬度、经度分布和垂直地带性，如果无法获取自然因素数据，可用调查点的经纬度、海拔等空间数据代表自然因素建立预测模型。研究发现，用简单空间变量代表自然因素也能有效去除自然因素的影响[102]。
2）基于调查数据筛选评价指标。科学确定评价指标是精准评价的重要前提，如果指标选择不科学，评价结果将毫无意义。由于我国相关工作基础薄弱，没有水生生物耐污值、干扰指示种等本土数据库，评价时多参考国外相关信息选取评价指标，甚至未使用本土调查数据验证生物指标对环境胁迫的指示能力就事先确定评价指标体系。环境胁迫-生物响应关系受区域自然背景影响显著，研究证实，一个区域的环境胁迫指示指标对另一个区域的胁迫未必敏感[103-104]。因此，建议在获取调查数据的基础上，基于评价区域的环境-生物关系分析，选择能有效指示该区域环境胁迫/人类干扰的指示指标，构建评价指标体系开展评价。
3）开展诊断式评价。目前，我国多数水生态评价只追求量化生态状况，未进一步识别影响水生态状况的主要环境胁迫因子。不识别胁迫因子，一方面无法判断评价结果是否能真实反映环境胁迫的影响，另一方面无法指导后续的生态修复与管理。因此，建议我国的水生态评价补充、完善评价流程，将量化生态状况与识别胁迫因子均作为评价不可或缺的内容，夯实评价理论框架，开展诊断式评价，使评价结果能更有效地服务于水生态环境管理。
2015年9月，联合国大会通过的《2030年可持续发展议程》提出了未来15年的17项可持续发展目标（sustainable development goals，SDGs）[105]。其中，SDG6是确保水资源的可获得性和可持续性。该目标不仅涉及饮用水和卫生设施，还涉及淡水质量及富营养化、有机污染、盐碱化和酸化等人类胁迫。为跟踪这一目标的进展情况，各国须报告“水质良好”的水体比例。起步阶段用5个物理和化学参数开展评估，随后将增加生物和地球观测评价方法[106]。此外，2022年通过的《昆明-蒙特利尔全球生物多样性框架》制定了23个面向2030年的生物多样性保护目标[107]。目标1、2、12均提及通过保护生物多样性提升生态完整性，生态完整性成为衡量生物多样性保护目标是否实现的重要手段。显然，为了履行这些国际条约义务，我国的水生态评价需尽快与国际接轨，强化评价的科学基础，并建立与其他国家和地区具有可比性的评价方法，用“共同语言”向国际社会交流展示我国在可持续发展、生物多样性保护等方面的工作成就，这也是保护国家利益的必然之举。
5 结论
生态学理论是水生态评价的科学基础，在推动评价阶段演变、评价指标优化、评价效能提升等过程中发挥了重要引导作用。但受限于当前的认知与技术水平，参照状态及生态等级标准、胁迫因子诊断等环节依然需要强化生态学理论支撑。与国外发展水平相比，我国的水生态评价总体仍处于探索发展阶段。为进一步夯实科学基础，建议近期重点关注以下问题：充分考虑自然因素对评价的影响，基于实地调查数据筛选评价指标，推动以诊断式评价为主流的评价范式。
为促进我国水生态评价向更加科学、规范、高效的方向发展，未来应更加重视两方面的工作：一方面，强化生态学理论对评价的支撑作用，提升评价对人类干扰的指示能力；另一方面，积极引入天空地一体化监测、大数据与人工智能等新技术，加快基础数据获取速度，提升数据质量，推动实时化、标准化、自动化评价技术的研发与应用。此外，为有效展示我国在履行国际可持续发展与生物多样性保护公约方面的成效，有必要尽快建立与国际兼容、结果可比的评价理论及方法体系。
6 附录
附表Ⅰ见电子版（DOI： 10.18307/2026.0200）。
