摘要
淡水生态系统损害评估量化的缺失制约了我国环境司法与生态补偿的实施。为此，本研究依据国家生态环境损害鉴定评估标准，并结合环保执法的实际需求，构建了系统性的淡水生态系统损害评价指标体系。该体系涵盖环境质量、生物完整性和生态功能3个维度，划分为1个目标、2个次目标、8个准则和27个指标。本体系以三分法和四分位数计算指标的生态基线；同时，提供了从指标至目标的逐层计算公式，以生态损害指数(EDI)衡量生态系统受损程度，将EDI值1.2、1.5、2.0分别界定为轻度损害、中度损害和严重损害的阈值。以湖北省洪湖和咸宁某河为案例验证了该评价体系。为进一步提升体系的适用性，分析了准则因子的敏感度与评价精度，在确保精度的基础上筛选出优选准则因子(精度为R2＞0.9和RMSE＜0.1)；随后，通过相关性分析剔除了同一准则层中的非核心指标，最终制定出优先评价的1~4级组合清单，分别包括8、7、6、5个准则，涵盖13~21项指标。淡水生态系统损害评价体系的构建与应用不仅推动了我国水生态损害评价理论的发展，也为生态环境保护执法与生态补偿实践提供了有力的理论与方法支持。
Abstract
The absence of a standardized damage assessment system for freshwater ecosystems significantly impedes the implementation of environmental justice and ecological compensation mechanisms in China. To address this gap, we developed a comprehensive assessment framework based on national technical guidelines for ecological and environmental damage assessment and the practical requirements of public interest litigation for environmental protection. This system integrates three dimensions—environmental quality, biological integrity, and ecological function—and is structured hierarchically into 1 overall objective, 2 sub-objectives, 8 criteria, and 27 indicators. Ecological baselines for each indicator were established using the trisection and quartile methods, with hierarchical formulas enabling stepwise aggregation from indicators to the overall objective. Ecosystem damage severity is quantified using an ecological damage index (EDI), with thresholds of 1.2, 1.5, and 2.0 corresponding to mild, moderate, and severe damage, respectively. The system was validated through case studies in Lake Honghu and a river in Xianning, Hubei Province. To enhance evaluation efficiency, sensitivity and accuracy analyses of the criteria were conducted, leading to the development of an optimized set of assessment criteria combinations with high accuracy (R2＞0.9, RMSE＜0.1). Non-core indicators within each criterion were subsequently eliminated through correlation analysis, resulting in a prioritized four-level combination scheme comprising 8, 7, 6, and 5 criteria, encompassing 13 to 21 indicators in total. The establishment and application of this assessment system not only advance the theoretical foundation for aquatic ecological damage assessment in China but also provide robust methodological support for ecological and environmental law enforcement and compensation practices.
生态环境损害是指因污染环境、破坏生态造成大气、地表水、地下水、土壤、森林等环境要素和植物、动物、微生物等生物要素的不利改变，以及上述要素构成的生态系统功能退化。生态环境损害的相关概念最早由欧美国家在20世纪90年代提出，并针对漏油和矿物废弃物等排污事件造成的环境损害颁布了相关行政法规[1-3]。我国的工业化经历了长期快速发展的过程，但这一过程忽略了对生态环境的保护。近年来，随着我国生态文明法治体系的完善和国民环境保护意识的提高，生态环境损害案件的数量也处于快速增长状态[4-5]。水、土壤和大气是我国生态环境损害案件的主要领域。其中，在我国生态环境部已公布的三批“生态环境损害赔偿磋商十大典型案例”中，直接或间接造成淡水生态损害的案例数量占66.7%。因此，淡水生态系统已成为我国生态损害事件发生最广泛的领域。
生态损害的价值量化是生态环境赔偿案件的重要难点[6-7]，其根本原因在于缺乏系统的生态损害评价指标体系，导致难以对生态系统的受损程度精准度量[8]。因此，科学评估生态系统的损害程度既是完善生态环境赔偿制度的重要前提，也是实现生态修复的关键环节[9]。针对这一难题，我国生态环境部自2011年起陆续发布了《环境污染损害数额计算推荐方法》（第Ⅱ版）、《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲》及其针对地表水和沉积物、土壤与地下水、森林、生态系统等7个系列指南，这为我国生态环境损害鉴定评估提供了一般性的框架、准则、程序和方法。
生态损害评估的有效开展，依赖于对生态系统参考状态的准确界定。生态基线作为识别损害事实与量化偏离程度的参照系，其确定过程是生态环境损害鉴定评估中的基础环节。Dodds等较早采用参考湖泊法、三分法和模型推断法制定了美国堪萨斯州湖泊和水库中总氮（TN）、总磷（TP）、叶绿素a（Chl.a）等水质指标的基线[10]；Cunha等也参照Dodds等的方法计算出巴西圣保罗州水库的水质参数基线[11]。随后，国内学者借鉴国际经验与上述评估标准，围绕生态基线的判定方法与应用取得了一定的成果。国内早期研究以方法学系统梳理为主，如霍守亮等[12]、董浩等[13]、王黎明[14]、李小辉等[15]对土壤和湖泊生态基线判定方法进行了系统归纳与总结。随后，这些方法逐步在不同场景得到应用与验证，例如张轶群等综合使用历史数据法、参考点位法、统计点位法确定了矿区土壤中氮磷钾元素的基线浓度[16]；李嘉珣等利用参照点位法完成了草原土壤中氮磷与重金属的定性评价[17]。在此基础上，研究进一步向定量化表达的方向发展，如刘蕴芳等使用对照区域法计算出某固体废弃物堆积区域土壤的生态受损概率[18]。上述研究表明，我国在生态基线的理论梳理、方法应用与定量拓展方面形成了渐进式的发展路径，为生态环境损害评估中生态基线的建立提供了坚实的方法支撑和丰富的实践案例。
然而，现有研究仍存在明显局限：（1）评价指标割裂且缺乏系统性。现有研究所用指标侧重于氮、磷等环境因子，忽视了生物群落和生态系统功能等要素，且尚未形成多指标与多要素协同评价的系统性框架，因此难以全面揭示生态系统的受损状况。（2）损害程度量化不足。现有方法多停留在单因子阈值判定或半定量分析阶段，难以准确刻画生态损害的程度，从而导致责任认定和赔偿标准存在较大不确定性。（3）淡水生态系统针对性不足。已有成果多集中于土壤和草地等生态系统，对河流与湖库等淡水生态系统的损害评价相对薄弱，难以满足淡水生态损害事件频发背景下的司法鉴定需求。鉴于此，本研究在系统梳理现有理论与方法的基础上，综合考虑包含环境质量、水生生物群落和生态系统功能的多种要素指标，构建系统性的淡水生态系统损害评价指标体系。选取洪湖和咸宁某河作为应用案例，旨在提升生态损害的定量评估能力，为生态系统损害的定量评估和环保执法提供理论基础与证据支撑。
1 研究区域与方法
1.1 淡水生态系统损害评价指标体系的构建
1.1.1 评价指标的筛选与确定
评价指标的筛选是构建评价指标体系的前提。本研究依据《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲》和《生态环境损害鉴定评估技术指南环境要素第 2 部分：地表水和沉积物》（以下分别简称《指南总纲》和《地表水和沉积物指南》）对水生态损害评价的框架要求，初步确定淡水生态系统损害的评价内容，包括水环境、水生生物和生态功能。进一步基于以下原则筛选指标：（1）系统性：要求指标能够科学全面反映水生态的健康和功能；（2）可度量性：要求指标的优劣程度能够通过数据量化进行分析与比较；（3）易获取性：指标能够基于现有文献资料获取充足数据或能够通过生态调查较快获取数据；（4）非重复性：即不重复计算或评估相同的指标[19-20]。最终，基于以上评价内容和筛选原则，共筛选出27个具体指标用于构建淡水生态系统评价体系，每个指标对受到干扰的响应、数据获取方法及设定依据见表1。
1.1.2 评价指标体系的构建
对评价内容和指标进行归类整合后，本研究使用层次分析法（analytic hierarchy process，AHP）来构建淡水生态系统损害评价指标体系[21]。将目标层（T）定义为生态系统；其中，考虑到生态系统的诸多功能实际由生物所提供[22]，为避免重复计算生物指标，将水生生物的指标合并至生态功能，并将目标层划分为2个次目标，即环境质量（T1）和生态功能（T2）；环境质量和生态功能分别进一步划分为2个准则（C1~C2）和6个准则（C3~C8），其分别包括9个指标（I1~I9）和18个指标（I10~I27）（表1）。在指标体系构建完成后，分别针对次目标层、准则层、指标层构建判断矩阵，研究团队多位专家通过对判断矩阵中各因素进行两两比较，确定其相对重要性，完成权重打分，在判断矩阵通过一致性检验后，取各因素权重的加权平均值为其最终权重，具体见表1。
1.1.3 指标生态基线的确定
生态基线确定是生态系统损害评价的核心问题之一[16，35]。按照《指南总纲》和《地表水和沉积物指南》，指标基线确定方法的优先度依次为历史数据法、对照区域法、环境质量标准基准法、专项研究法。其中，历史数据法和对照区域法均要求使用发生环境污染或生态破坏前的数据，并选取历史或对照区域数据的10%或90%分位数（分别为因干扰导致数值上升和下降的指标）值作为基线。然而，由于我国长期的开发活动可能已经对部分水域造成了一定时期内不可逆的人为改造[19]，加之过去对水域监测的指标与频率较少，存在有效历史数据不足的问题。因此，严格遵循历史数据法和对照区域法来制定生态基线并不现实。余志晟等提出，当水域遭受到一定干扰和破坏时，可以将基线标准降低至四分位数或使用三分法确定基线[36]；同时，当前生态环境损害事件主要是由短期内资源过度开发或违规生产排污所致[37-38]。因此，选择水域中生态环境处于较好水平的样点作为参照点制定生态基线，能够更加迅速和准确地识别出受损水域的损害源及其扩散范围，更好地服务于环保公益诉讼过程中的司法鉴定需求。最终，本研究制定了以下确定生态基线的流程：
（1）在发现生态受损处及其上下游布设样点，采集水生态样品，以获取不同范围的水生态数据。按照《指南总纲》要求，水生态数据集的样本数量建议不少于5；
（2）输入水生态数据集，对于指标I1~I26同时使用四分位数和三分法计算的生态基线进行相互验证，具体为：当干扰导致指标数值上升时，分别采用全部样品的25%分位数值和最小的1/3数据的中位数作为基线；当干扰导致指标数值下降时，分别采用全部样品的75%分位数值和最大的1/3数据的中位数作为基线。对于准则C8所包含的指标I27，则依据水文状况计算出水域（或部分水域）的唯一值；
（3）按照《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）》（HJ 1295—2023）提供的箱线图法，分别以指示较好生态环境的前25%和前1/3生态数据样本作为参照点，检验两种方法的参照点数据对指标I1~I26是否具有足够的环境压力判别能力，该方法依据参照点和受损点四分位距的重叠情况进行赋分，共分为4种情况：①若参照点和受损点四分位距无重叠，则赋分值为3；②若参照点和受损点四分位距部分重叠，但各自中位数均在对方四分位距范围以外，则赋分值为2；③若参照点或受损点只有1个中位数在对方四分位距范围之内，则赋分值为1；④若参照点和受损点的中位数均在对方四分位距范围之内，则赋分值为0。基于以上赋分规则，若参照点的赋分值≥2，则代表该参照点具备环境压力判别能力；若参照点的赋分值＜2，则代表该参照点的环境压力判别能力不足。若参照点样本量不足（小于3），无法按照箱线图法检验参照点的环境压力判别能力，为了减少离群值对结果的影响，使用两种方法所得结果的平均值作为生态基线；
表1淡水生态系统损害评价体系
Tab.1Freshwater ecosystem damage assessment system
续表1
注:（1）a表示仅用于评价湖泊和水库; b表示仅用于评价河流; c表示仅用于评价水库或被视为水源地的湖泊。（2）英文缩写:pH表示水体酸碱度; SD表示水体透明度; TN表示水体总氮浓度; TP表示水体总磷浓度; CODmn表示水体高锰酸盐指数; DO表示水体溶解氧浓度; STN表示沉积物总氮含量; STP表示沉积物总磷含量; BPI表示生物污染指数; WD表示水深。（3）公式说明:式（1）和（2）中，NIRI为重金属的综合生态风险，Eir为重金属i的潜在生态风险，Eir max和Eir ave分别为Eir的最小值和平均值，Tir为重金属i的毒性系数，Ci为重金属i的实际浓度，Si为重金属i的环境背景值; 式（3）、（4）和（5）中，d为Margalef指数，H′为Shannon指数，J为Pielou指数，N为所在群落的所有物种的个体数之和，S为群落总物种数，Pi为样品中属于第i种的个体比例; 式（6）中，PD为蓝藻密度占比，DD为蓝藻密度，DP为浮游植物总密度; 式（7）中，PC为硅藻密度占比，Dc为硅藻密度，DP为浮游植物总密度; 式（8）中，PR为轮虫密度占比，DR为轮虫密度，Dz为浮游动物总密度; 式（9）中，n1为寡毛类、蛭类和摇蚊幼虫个体数，2为避免分子或分母出现0值而设置的常数，n2为多毛类、甲壳类、除摇蚊幼虫以外的其他水生昆虫的个体数，n3为软体动物个体数，详见HJ1295-2023; 式（10）中，FOEI为鱼类保有指数，FO为实测的鱼类物种数量（剔除外来种类），FE为所在水域在1980s以前监测到的鱼类物种数量，由于该指标结果为相对值，因此若无法获取水域的FE，则可使用该水域当前的鱼类物种数量（剔除外来种）代替; 式（11）中，WS为湖泊年调蓄量，S为湖泊面积，为正常水位与最小生态需水量所需水位之差，n为水体复蓄次数，指一年内河道重复蓄水排水的频率，取平水年份n=1.5; 生态流量满足度为该河段实测日流量占相应时段多年平均流量的百分比，详见《河湖健康评价指南（试行）》; 饮用水达标率参照《河湖健康评价指南（试行）》计算。
（4）比较四分位数和三分法对指标I1~I26具有足够环境压力判别能力的指标数量，选择指标判别能力数量更多的一组方法所得结果作为生态基线；若两种方法指标数量一致，为减少离群值对结果的影响，取二者平均值作为生态基线；
（5）输出每个指标的生态基线。
1.1.4 指标体系的计算和评价
本研究以《指南总纲》《地表水和沉积物指南》提供的指标超基线率作为量化损害程度的基本方法，按照本研究所构建的淡水生态系统损害评价体系，设定了公式（12）~（15）来计算生态损害指数（ecological damage index，EDI）。并按照生态损害指数的大小对水生态损害程度进行分级，EDI值越大表示生态系统偏离参考状态的程度越大，生态受损程度越高。一般而言，需要开展生态损害评价的水域往往遭受了违规排污或生态破坏事件，因此其水生态状况整体上通常偏离理想参考状态。生态损害评价所用的指标中，生态基线代表所评价水域中的较好水平，原则上应位于《河湖健康评价指南（试行）》中“非常健康”标准以下，但高于“亚健康”标准，可作为未损害状态的参考线，而“亚健康”以下状态的最低分值可作为严重受损的参考依据。为建立可操作的分类依据，本研究根据余志晟等的研究提出的“生态指标超过基线值20%可视为受损”的原则[36]，并参考《河湖健康评价指南（试行）》中不同生态健康等级之间的分值差距比例，通过分值换算确定生态损害等级的划分标准，具体如下：EDI＜1.2为未损害，1.2≤EDI＜1.5为轻度损害，1.5≤EDI＜2.0为中度损害，EDI≥2.0为严重损害。
(12)
(13)
(14)
(15)
式中，TEDI为目标层生态损害指数；TEDI1与TEDI2分别为表1中2个次目标层的生态损害指数；TEDIi为TEDI1或TEDI2的生态损害指数；S为目标、准则或指标的数量；Wi为第i个准则或指标的权重；CEDIi为第i个准则的生态损害指数；n为缺乏数据的准则或指标的数量；Wni为第i个缺乏数据的准则或指标所占权重；IEDIi为第i个指标的生态损害指数；Ti为第i个指标的实测值；Bi为第i个指标的生态基线。若浮游植物/动物缺乏某些重要类群（如硅藻、轮虫），则表明此水域处于或接近全面损伤的污水状态，其密度相关的指标（I13~I15、I19、I20）对干扰的响应由上升转变为下降；若IEDIi值为无穷，则可以使用全部样点中的最大值予以赋值。
1.2 研究区域概况
为验证本体系在不同类型淡水生态系统中的适用性，本研究分别选取湖北洪湖和咸宁某河作为湖泊和河流的应用案例。洪湖位于长江中游北岸，是中国第七大淡水湖，属亚热带湿润季风气候，具有防洪、灌溉、水产供给与生物多样性维系等多重生态功能[28]，且被列入《国际重要湿地名录》[39]。然而，过去数十年受围湖养殖、工农业污染等影响，生态系统严重退化，湖泊面积大幅萎缩[40]。近年来虽实施了围网拆除、退垸还湖等工程措施，但自2016年洪湖遭受特大洪水后，沉水植被逐渐衰退，到2019年几乎丧失[40]。沉水植被的缺失削弱了水体对风浪的缓冲作用，底泥受扰动的强度增加，导致水体透明度下降、初级生产力减弱等生态问题[28]；随后，连续3年的退垸还湖工程进一步加剧了生态系统脆弱性。在自然灾害和人为干扰的共同作用下，洪湖存在水体自净能力下降与生态系统恢复缓慢的问题，亟需科学评估其生态损害现状从而为湖泊治理提供针对性的策略。咸宁某河同属湖北省，其上游建有新型建材产业园区，2025年春季下游居民频繁反映该园区的排水水质感官较差，疑似存在偷排污水情况，反映出典型的流域工业干扰型生态损害特征。总之，洪湖与咸宁某河分别代表典型的湖泊生态退化与河流人为干扰型损害情景，能够从不同维度验证淡水生态系统损害评价体系的适用性、科学性和可操作性。
1.3 数据获取
分别于2022年6月和2025年5月原位采集洪湖和咸宁某河的水生态样品。其中，洪湖的样点包括S1~S50，河流的样点包括R1~R7，样点分布见图1。水样的采集和检测步骤如下：使用有机玻璃采水器分别采集同一个样点表层、中层和底层湖水的1 L水样，在充分混匀后使用多参水质仪（EXO2，美国）现场检测pH和溶解氧（DO），分别使用塞氏盘和铅锤在现场测量透明度（SD）和水深（WD），随后取500 mL混合样品使用聚氯乙烯塑料瓶密封保存，并在24 h内送至实验室，依据《水和废水监测分析方法》测定总氮（TN）、总磷（TP）和高锰酸盐指数（CODMn）。沉积物的采集和检测步骤如下：使用彼得森采泥器（1/32 m2）在一个样点重复采集3次沉积物样品，将样品充分混匀后取500 g使用密封袋保存，样品风干后过180目筛（孔径约为80 μm），测定沉积物总氮（STN）和总磷（STP）。对重金属的检测过程参照文献[24]。生物样品的采集和鉴定过程如下：浮游植物和浮游动物的采集和浓缩与研究团队前期研究一致[28]，鉴定主要参考文献[41-44]；底栖动物样品使用彼得森采泥器（1/32 m2）采集，其预处理、挑拣、固定和鉴定参考文献[45]；鱼类使用3层刺网（50 m × 1.8 m）和地笼（20 m × 0.3 m × 0.4 m）采集，并使用5%的甲醛固定样品制作标本。所有生物标本尽量鉴定到种，不能鉴定到种的则鉴定到属。
图1湖北省洪湖与咸宁某河的采样点分布
Fig.1Distribution of sampling sites in Lake Honghu and a river in Xianning, Hubei Province
2 结果与讨论
2.1 洪湖和某河流的生态基线
同时使用三分法和四分位数计算了洪湖水生态指标I1~I26的基线，在此基础上绘制箱线图并对所用参照点环境压力的判别能力进行检验。三分法与四分位数所用参照点的指标I1~I26赋分均为3，具有良好的环境压力判别能力（图2）。这说明两种方法所用参照点确定的具有足够环境压力判别能力的指标数量一致，因此指标I1~I26的生态基线为这两种方法所确定基线的均值。由于指标I27为年蓄水量，无法基于三分法和四分位数获取，则依据洪湖多年水位数据按照公式（11）计算得出。最终，洪湖在2022年6月的生态基线如表2所示。同时，咸宁某河的生态基线也通过上述方法计算得到。由于该河参照点样本量不满足箱线图法对检验参照点环境压力判别能力的数据量要求，其生态基线取三分法和四分位数的平均值，如表2所示。
2.2 洪湖和咸宁某河流的生态系统损害评价结果
按照构建的淡水生态系统损害评价体系，对洪湖和咸宁某河完成了生态系统损害评价。其中，洪湖TEDI均值为1.28，范围为0.90~1.79（图3）。在损害程度上，发生轻度损害的样点最多，占样点总数的52.0%；其次是未损害和中度损害的样点，分别占32.0%和16.0%。在空间分布上，西部（含河流入湖口）区域受损程度相对较低，可作为洪湖的参照点，这可能是由于河流入湖口区域水体流速较快，能够有效扩散污染负荷，降低局部生态受损的累积效应；相比之下，受损程度较高的区域主要位于湖泊东北部（S4、S6、S8、S9、S10和S13），这主要是由于该区域水动力偏弱，污染物易堆积，从而形成受损热点区域。在生态损害贡献方面，生态功能损害与环境质量损害的贡献相当，其TEDI平均值分别为1.30和1.28；准则层上的损害贡献主要来自生物生产能力、底栖动物完整性、浮游动物完整性和综合水质，其平均CEDI分别为2.06、1.46、1.44和1.33，均超过所在次目标的平均值。
咸宁某河的生态损害评价结果见图4。TEDI均值为4.04，位于最上游的样点R1的TEDI最低，为1.07，处于未损害水平；排污口处R2发生了轻度损害（TEDI值为1.26），这可能是由于该河段流速较快，污染物未得到明显富集；位于中游的R3~R6样点均发生了严重损害，其中R3损害程度最高，说明该河流在距离损害源排污口R2处约500 m处生态损害水平达到峰值，随后呈降低趋势，直至距离损害源约3200 m处（样点R7）降低至中度损害水平。其中，样点RI和R7可作为该河流的参照点。损害贡献主要来自TN、TP和重金属污染及其带来的浮游动物完整性、底栖动物完整性和生物生产能力的衰退。
2.3 生态系统损害评价准则与指标的适用性分析
为了全面系统评价淡水生态系统的损害状况，本研究筛选的指标涵盖水质、底泥环境、水生生物完整性及生态功能。然而，在实际应用中，由于评估周期、检测技术、调查经费等客观条件的限制，可能无法全面获取本研究提供的评价指标。因此，为了提升本指标体系的适用性，本研究基于拥有完整指标数据的洪湖，从准则层的角度分析其适用性。首先，在基于Morris法的敏感度分析中，因子位置越靠右则对评价模型的敏感度越高，位置越靠上则与其他因子的交互作用越强。换言之，位于对角线右上方的因子对模型结果具有较高的敏感度，因而对评价体系具有更强的适用性[46]。该分析由R包“sensitivity”完成，结果如图5所示，洪湖中对水生态损害指数敏感的准则因子有3个，包括C1（综合水质）、C5（底栖动物完整性）、C7（生物生产能力）。因此，当条件限制而无法获取全部指标时，这些准则及其所涵盖指标数据应该优先获取。
进一步测试准则层对洪湖TEDI的影响程度，判断其在本指标体系中的适用性。首先，选取了5个数据获取难度较高的准则，包括C2（底泥污染状态）、C3（浮游植物完整性）、C4（浮游动物完整性）、C5（底栖动物完整性）、C6（鱼类完整性）；随后在计算TEDI的过程中通过依次去除1~3个准则因子，并按照公式（12）~（15）计算出非完整准则的目标生态损害指数（TEDI′）；接下来进一步计算出TEDI与TEDI′线性拟合方程的相关性（R2）和均方根误差（RMSE），用于评价TEDI′精度。为了确保结果的可信度，以同时满足R2＞0.9和RMSE＜0.1为标准，视为具有足够的评价精度。洪湖生态系统损害指数的精度检验结果如图6所示，在不考虑单准则（C3/C4/C6）、双准则（C2与C3/C3与C6）和三准则（C2、C3和C6）时，能够满足精度要求（0.9063≤R2≤0.9917，0.0224≤RMSE≤0.0991）。由于评价过程中不考虑这些准则依然能够得到较高评价精度，因而可以将其视为具有高的适用性。
图2洪湖参照点的环境压力判别能力分析（两种方法得到的赋分值均为3）
Fig.2Analysis of environmental pressure discrimination ability of control site in Lake Honghu
表2洪湖与咸宁某河的生态基线
Tab.2Ecological baseline of Lake Honghu and a river in Xianning, Hubei Province
为进一步精简指标体系，本研究对I1~I26进行了Spearman相关性分析（图7），并以|R|＞0.75作为筛选阈值，剔除同一准则层内高度相关的非核心指标，从而降低指标之间的冗余性。具体而言，C1中无高度相关的指标，均不剔除；C2中I7与I9的相关性大于0.75，I7因获取难度更低予以保留；C3中I11与I12的相关性大于0.75，I11因应用更广泛而予以保留；C4中I17与I16、I18的相关性均大于0.75，为尽可能降低冗余性仅保留I17；C5中I21与I22的相关性大于0.75，I21表示物种丰富程度且包含更多的生态学信息，予以保留。此外，在其所属准则层仅有的单一指标中，不存在与I25（C6）相关性大于0.75的指标，I25应当保留；I26与I2有较强的相关性（R=0.94），I26为准则层C7的唯一指标，且C7为优先获取准则因子（图5），因而I26得以保留。最终，指标I2、I9、I12、I16、I18、I22得以剔除。
综上，为了应对在评价过程中无法全面获取本体系所提供指标的情况，提升本指标体系的适用范围，本研究通过Morris敏感度分析法筛选出了湖泊生态系统评价中需优先监测的高敏感度准则因子，随后通过精度检验筛选出对湖泊评价结果影响较小的高适用性准则因子。这两类准则因子基本互不重叠，因而呈现出了良好的互补性，能够在确保评价精度的前提下构建出准则层的优先评价组合清单（表3）。该清单划分为1~4级优先评价的准则组合，分别包括8、7、6、5个准则。同时，结合相关性分析剔除的非核心指标，确定每个准则组合下的具体指标组合，其覆盖的指标数量为13~21个（表3）。对于未纳入评估的指标和准则，可按照公式（13）~（15）校正其所在层次的权重。
图3洪湖生态系统损害的评价结果
Fig.3Assessment of ecosystem damage in Lake Honghu
图4咸宁某河生态系统损害的评价结果
Fig.4Assessment of ecosystem damage in a river of Xianning, Hubei Province
2.4 讨论
2.4.1 淡水生态系统损害评价体系的合理性分析
（1）与现有评价标准和体系的进步性。当前《指南总纲》及其系列分指南为生态损害评价提供了单一生态指标的基本评价原则与方法，但依然缺乏涵盖环境—生物—生态功能的综合性框架。本研究所构建的评价体系突破了现有标准的局限性，提供了一套系统性、定量化和可操作的参考范式，为我国淡水生态系统的损害评估及后续管理提供科学参考。同时，现有研究多聚焦于环境中TN、TP等单一指标“是否受损”的定性判定[16-17，36]，而本研究在前人基础上进一步发展为对整个生态系统4种生态损害等级的定量划分，能够为损害赔偿的价值核算和标准制定提供更准确的依据。
此外，与生态健康和生物完整性评价体系相比，3个评价体系的指标虽均涵盖环境指标、生物和功能要素，但由于基线设定逻辑的明显差异，导致其适用范围也有所不同，具体差异如下[47-48]：生物完整性评价以未受干扰的自然或历史状态为基线，由于人类干扰的普遍性，绝大部分区域的生态状态难以达到此基线要求，故仅适用于生态脆弱的自然生态系统；生态健康评价基线为可达到的最优值或公认的标准值，因多数指标有固定的参考基线值，便于应用在因人为污染或破坏后经修复而满足生态服务需求的生态系统；而生态损害评价则以所评价水域当前较优水平为基线，除了能够应用于需要开展生态补偿的生态系统外，还可在处于优良水平的生态系统开展生态健康与生物完整性评价。需要强调的是，目前在损害评价过程中可能存在以生态健康基线作为基准的情况[49]，但对于损害事件发生前就已处于“亚健康”状态的水域，若不对参考线作出调整则会导致损害程度高估，影响赔偿额确定的科学性和公正性。例如，本研究案例中的洪湖已处于生态退化状态，若将其中的浮游植物总密度、鱼类保有指数、BPI指数、TP视为“良好”的生态健康状态，则这些指标的生态健康基线（分别为2×106 cells/L、75%、0.5、0.05 mg/L）要求分别是当前生态损害基线的31.5、9.6、9和2.2倍（表2），若直接采用生态健康的基线与标准进行评价，必然会导致其生态受损程度的高估。因此，生态损害评价的先进性与独特性在于立足法律和管理需求，可避免以“理想健康”状态为参照而带来偏差，从而强化了对短期排污等事件给水生态系统带来损害的客观评价，为后续的生态补偿与恢复提供更科学和公正的依据。
图5洪湖生态系统损害评价体系准则因子的敏感度分析 （图中μ*为初等效应的绝对平均值，σ为初等效应的标准差）
Fig.5Sensitivity analysis of criteria factors of ecosystem damage assessment system in Lake Honghu
（2）评价指标的合理性。本研究所构建的评价体系自上而下包括1个目标、2个次目标、8个准则、27个指标，涵盖了环境质量、生物和生态功能。其中，除了生物生产能力和供水能力外，剩余的生态功能主要以生物指标来衡量，这是因为生物多样性本身就属于生态功能的核心组分，可通过互补效应和选择效应直接调控初级生产力、养分循环等关键生态过程[50-51]。此外，生物多样性与生态功能存在非线性的阈值响应，如物种数低于特定值时生物生产力和抗旱性会同步下降[50]。因此，生物指标的变化趋势能够在很大程度上指示生态系统功能的稳定性。相比于解析生态过程及其中的物质流、能量流、信息流的功能基因检测，生物指标更直观、灵敏，且成本更低、操作性更强，是现阶段进行生态功能评价科学可行的方案，并在生态监测和管理实践中得到广泛检验[34，52-53]。此外，为了提升评价体系的适用性，本研究通过对准则因子的敏感度分析与精度检验筛选出优先准则因子，随后通过相关性分析剔除同一准则层下的非核心指标，从而提出不同准则和指标组合的优选清单。这一流程可在确保评价精度的基础上少检测1~3类准则因子（如底泥污染状态、浮游动物完整性），不仅增强了评价体系的适用性，还能够有效降低获取水生态数据的工作量和费用（表3）。相比之下，现有生态健康与生物完整性评价通常通过单一的相关性分析剔除一些共线性较高的指标（如底栖动物的生物量与多样性指数），但仍需要开展特定准则因子（如底栖动物）的样品采集与分析/鉴定工作[52-54]，虽能减少些许计算工作，但对实际样品采集分析和经费的削减效果相对有限。因此，本体系在实际应用中拥有更好的适用性和经济性。
图6洪湖TEDI′的精度检验
Fig.6Accuracy test of TEDI′ in Lake Honghu
（3）损害量化与货币化的关联性。生态损害的客观量化是实现价值转换（包括货币化评估）的前提。本评价构建的生态损害评价体系参考《指南总纲》和法律需求，制定了生态基线的确定方法，从而使基线能够在环保公益诉讼和生态赔偿等实际应用中具有较强的参考价值。然而，生态损害赔偿的货币化涉及多个阶段的复杂因素[55]：（1）要从期间损失、永久性损失、生态损害调查与鉴定评估费用、修复生态环境费用、防止损害发生和扩大的止损费用中认定基数；（2）要在“固定倍数式”“封顶倍数式”“区间倍数式”等惩戒机制中确定调整倍数；（3）要区分自然退化与人为损害并完成责任比例划分。此类赔偿计算远超单一生态损害评估的范畴，因此本研究的核心聚焦于构建标准化、可操作的损害定量技术体系，通过解决损害事实的科学量化（如生物完整性损失率），为赔偿基数提供客观依据。最终，生态损害的货币转化则需在损害评价基础上采用条件估值法、替代成本法或虚拟治理成本法等实现[55]，二者属于逻辑递进但相互独立的关系。
2.4.2 淡水生态系统损害评价体系的挑战与展望
淡水生态系统损害评价指标体系的推广与应用依然存在一定的挑战。第一，评价体系对中国淡水生态系统全谱系的普适性问题。本研究通过洪湖和咸宁某河的实际案例验证了该评价体系在不同类型淡水生态系统中的可行性和参考意义。本研究所用的两个案例均位于湖北省，而我国淡水生态系统类型丰富、空间异质性显著，不同区域之间的生态结构、受损过程和管理需求可能存在明显差异，因而案例在空间代表性和生态类型覆盖上仍存在局限。例如，长江上游与水库以水利工程引起的生物栖息地消失和泥沙淤积为主要生态环境损害事件[56-58]，而长江中下游及东部平原区更多受面源污染、富营养化和外源排放的影响，生态环境损害事件主要表现为水质恶化与生物结构受损[58-60]。在这种背景下，本研究构建的生态损害评价体系在框架设计上涵盖了环境、生物和功能指标，指标可满足生态系统评价所要求的系统性、可度量性、易获取性、非重复性原则，并采用因水而异的生态基线标准，已初步展现跨类型适配和跨尺度应用的潜力。为进一步提升本体系的适用性，本研究以洪湖为例提出了优选评价因子的流程。总的来说，本研究为后续在更多区域、生态系统类型及受损场景中开展验证与应用提供了可操作的生态损害评估参考范式。未来可以在本研究基础上继续完善体系设计，从而提升评估体系的科学性与普适性。
图7洪湖生态指标的相关性分析（*、**、***分别表示P＜0.05、P＜0.01、P＜0.001时的显著水平）
Fig.7Correlation analysis of ecological indicators in Lake Honghu
表3淡水生态系统损害评价系统的优先级准则因子组合
Tab.3List of priority criteriafactors of ecosystem damage assessment system in lakes and rivers
第二，提升评价体系的可实施性也是未来改进的重要方向。尽管本体系覆盖的评价指标较为全面，且数据均可依托常规生态监测获取，但在实际应用中依然存在困难。一方面，指标的全面性不可避免地带来调查成本高、数据采集与处理周期长的问题，而生态损害事件往往具有突发性和时效性，生态损害源头与评估结果的反馈滞后将直接影响司法裁定的客观性和损害赔偿的社会公正性。另一方面，在非专家用户（如司法部门或地方政府）和偏远地区的应用场景下，可能存在监测结果难以解读、技术设施不足和运维成本难以负担等问题，这也限制了体系的普及与推广。因此要提升评价体系的应用能力，基于该体系探究更加简便、直观和高效的实施方案是未来应当考虑的方向。例如，将该体系所确定的生态损害结果与环境DNA、遥感影像、无人机监测等技术的结果建立定量模型关系，从而以更低的成本实现对复杂生态过程的量化表征，并将多维复杂的生态损害结果转化为单一化、可视化的输出形式。这不仅有助于缩短损害鉴定和调查所需的时间和费用成本，还能提升司法和管理部门的理解与使用效率。
第三，生态数据的时空有效性。污染物从源头的扩散距离和作用时限往往因生态系统的不同而表现出差异。如在本研究所选取的湖泊案例中，临近上游河口污染源处因水动力活跃，易于污染物扩散，而表现出相对低的受损程度，而在河流中的生态损害则表现出从污染源到下游的明显距离衰减效应。因此，参照点的选择及其样品采集是影响评价结果的重要因素。为准确揭示污染源及受损范围，在调查过程中要根据水域的类型和水文特征，合理设计样点的空间布局与时间序列。例如，河流应在排污口一定距离内的上下游均采集样品，而湖库则要基于湖流方向与速度确定污染扩散半径后选择潜在参照点。总之，统筹考虑生态损害的时空变异趋势能够提升损害鉴定和溯源的准确率。
3 结论
本研究构建了一套系统性的淡水生态系统损害评价体系，评价内容涵盖环境质量、生物完整性和生态功能3个维度，形成“1个目标—2个次目标—8个准则—27个指标”的层级结构。在指标筛选中遵循系统性、可度量性、易获取性和非重复性原则，确保评价框架的科学性与可操作性；在生态基线的确定上，选择所评价水域中环境状况较好的样点作为参照点，采用四分位数法与三分法计算基线值；在此基础上，建立了“指标—准则—次目标—目标”逐层递进的生态损害指数计算公式体系，并将原有生态损害的“定性阈值判别”发展为基于生态损害指数的定量表达，进而建立包含“未损害、轻度损害、中度损害、严重损害”的四级损害等级划分标准，实现生态损害评价的系统化表征。在案例研究中，将洪湖和咸宁某河的水生态数据代入体系进行验证，展示了生态基线与生态损害指数的计算过程，表明本体系的适用性与可操作性。此外，为进一步提升本体系在更多淡水生态系统中的应用效能，以洪湖为例制定了优选评价准则和指标组合清单的流程。综上，本研究提出的指标体系不仅拓展了淡水生态系统损害的定量评估方法，还能为我国淡水生态系统的损害评价、环保公益诉讼与生态补偿提供理论支撑与借鉴意义。
