随着我国城市的快速发展和人口的大量涌入，城市湖泊生态系统承受的外部压力日益加重，生态系统也逐步退化，水体富营养化等环境问题已成为目前我国许多城市河流和湖泊面临的通病，严重威胁到了社会经济的可持续发展和城市宜居环境的建设.滴水湖是目前在尚未成陆的海滩上填海造陆开挖的国内最大的人工景观湖泊，是上海“十二五”期间郊区新城发展的重要组成部分，也是临港新城的生态调节中心，其生态环境优劣对当地社会经济发展意义重大.滴水湖自2003年蓄水以来，其水质状况一直不容乐观.研究表明，滴水湖水体交换缓慢、污染来源广(徐建官，2010)，水质处于轻度至中度富营养状态之间(汪海英等，2006；刘振宇等，2012).目前对滴水湖区域的研究主要集中在水质状况评价(徐建官，2010；田华等，2011；周新龙，2012)、沉积物污染状况调查(江敏，2012；2013)和浮游动植物群落结构(王站付等，2011；景钰湘，2012；童琰，2012)等方面，还未有综合水体、底泥、生物和社会经济等多方因素的生态系统健康评价.

生态系统健康研究是在全球众多自然生态系统(如海洋、湖泊、森林等)的健康状况日趋恶化的严峻形势下，于20世纪80年代中期在北美首先兴起，近年来已成为国际生态环境领域的研究热点，同时也是联系地球科学、环境科学、生态学、经济学及社会科学等学科的桥梁(赵臻彦等，2005).例如，Douglas等(2009)提出了浮游生物完整性指数法(P-IBI)，并对美国伊利湖生态系统健康做出评价；由经济合作组织(OECD)和联合国环境规划署(UNEP)联合提出的压力-状态-响应(PSR)框架模型在城市湖泊、海洋生态系统健康评价中应用广泛(Ward，2000；何焰，2004)；随后许文杰(2010)又将等信息熵(IE)理论引入指标权重的确定中；我国学者徐福留提出的生态系统健康指数法(EHIM)，在对意大利30个湖泊的生态系统健康评价中得到了实证研究(Xu，2005).

基于此，本文以滴水湖为研究对象，结合表层水体和湖泊底泥的理化性质、生态指标和临港新城发展情况，引入最小数据集和层次分析法构建适宜滴水湖的生态系统健康诊断模型，以科学地评估滴水湖的生态系统健康状况，为临港新城的可持续发展提供依据.

滴水湖位于上海东南角、东海与杭州湾的交界处，湖区呈直径为2.66 km的圆形，水域面积达5.56 km²，平均水深3.7 m(刘水芹等，2011)，目前上游来水引自大治河(徐建官，2010)，经C港流入滴水湖并由A港出湖(图 1).滴水湖水质综合评价为IV~V类(刘水芹等，2011)，较蓄水初期要好，但湖内生物多样性较低，浮游动物中轮虫类占绝对优势，只有少量桡足类和枝角类(王延洋，2007；任治安，2012)，各个季节的浮游藻类都以绿藻门为主(景钰湘，2012).

图 1(Fig. 1)

图 1 研究区域与采样点分布图 Fig. 1 Distribution of the sampling points in the study area

本研究于2012年12月、2013年4月和7月分别对滴水湖湖区进行了冬、春、夏3季表层水体和湖区底泥样品采集，共有60个样点均匀分布于湖区内(图 1).

采用便携式仪器在现场测定表层水体温度、溶解氧(DO)、pH、总悬浮物(TSS)和底泥温度、pH等指标.采集水样在冷藏环境下带回实验室，过滤后待测.底泥样品带回实验室后经冻干或烘干、研磨、过120目筛后，保存待测.TOC含量用重铬酸钾-油浴法测定，总氮含量用TOC/TN分析仪测定，总磷含量用酸溶-钼锑抗比色法测定，有效磷含量用碳酸氢钠浸提法测定.重金属Hg、As采用王水消解后用双道原子荧光光谱仪(AFS-9230，北京吉天公司)测定，Cd、Cr、Cu、Pb、Zn采用HNO₃-HF-HClO₄体系消解后用原子吸收光谱仪(AANALYST800，Perkin-Elmer)测定，同时采用QA/QC程序以确保实验的准确性，使用GBW07309(GSD-9)作为底泥的质控标样，得到Hg、As的回收率在88%以上，其余元素的回收率均在92%以上.浮游植物生物量、叶绿素等指标来自滴水湖水质监测报告(内部资料).

最小数据集(Minimum Data Set，MDS)最初由Andrews等(2002)提出并广泛运用于土壤质量评价的因子筛选，它能在一定程度上优化指标的数量，同时也克服了数据冗余的问题(李桂林等，2007).本文遵循可测性、可比性、灵敏性和综合性的指标选择原则(赵臻彦等，2005)，从湖泊的理化性质、生态特征和社会环境3个方面选取可能影响湖泊生态系统健康状态的因子作为评价指标.

首先，利用SPSS软件对理化性质指标进行主成分分析(PCA)，筛选出特征值>1的各成分上的若干因子.理化性质主要选择常规水质监测指标、水体和底泥的污染负荷因子，因此，对实验测得的水体pH、DO、TSS、DOC(可溶性有机碳)、TN、TP和底泥pH、TOC、TN、TP、AP、Hg、As、Cu、Cr、Cd、Zn、Pb等18个指标进行主成分分析，提取得到8个主成分，累计贡献率达到75.71%.经最大方差法对因子载荷矩阵进行旋转后，得到每一主成分上变量的载荷值(表 1).

表 1(Table 1)

表 1 理化性质指标在主成分上的载荷 Table 1 Loading of natural function indicators on PCA

表 1 理化性质指标在主成分上的载荷 Table 1 Loading of natural function indicators on PCA 介质 指标 载荷 PC1 PC2 PC3 PC4 PC5 PC6 PC7 PC8 注:提取方法为主成分分析法；旋转法：具有 Kaiser 标准化的正交旋转法，旋转在 11 次迭代后收敛. 表层水体 DO -0.036 0.035 0.918 -0.028 0.015 -0.008 0.090 -0.119 pH -0.312 -0.004 -0.043 -0.154 0.079 0.023 0.599 -0.165 TSS 0.114 0.038 -0.931 0.106 -0.074 -0.013 0.006 -0.033 DOC 0.691 -0.120 0.072 0.275 -0.121 0.166 0.098 -0.102 TN -0.052 -0.165 0.166 0.512 -0.116 -0.164 -0.291 0.331 TP -0.105 0.828 0.006 0.164 0.312 -0.043 -0.157 -0.075 底泥 pH -0.311 -0.001 0.192 -0.401 -0.054 -0.090 0.323 0.031 TOC 0.157 0.014 -0.177 0.769 0.131 0.073 0.139 0.076 TN 0.068 0.618 0.065 -0.367 -0.235 0.292 0.231 0.211 TP 0.829 0.051 -0.155 -0.011 0.059 0.086 -0.119 0.141 AP -0.787 0.199 0.107 -0.030 0.049 0.272 0.095 0.343 Cu 0.018 -0.099 -0.008 0.038 0.043 0.909 -0.089 -0.024 Cd -0.096 -0.049 -0.056 -0.481 0.615 -0.255 -0.001 0.313 Pb 0.362 -0.389 -0.005 0.425 0.447 0.433 -0.138 -0.090 Zn -0.042 0.049 0.114 0.162 0.883 0.142 0.087 -0.021 Cr -0.136 0.767 -0.054 -0.112 -0.196 -0.354 0.188 0.159 Hg -0.084 0.116 -0.104 0.083 0.063 -0.023 0.018 0.900 As -0.109 -0.077 -0.106 -0.113 -0.001 0.127 -0.812 -0.133

从表 1中可见，除PC3外每个主成分上均只筛选出1个评价因子进入MDS，分别是水体TP、底泥TP、TOC、Zn、Cu、As和Hg.在PC3中，水体TSS和DO的载荷都大于±0.9，两者在0.01水平上显著相关(r=-0.797).随着溶解氧水平的降低，底泥中氮、磷的释放量也会有不同程度上升(朱健等，2009)，DO与水体富营养有着更紧密的关系，因此，仅保留DO进入MDS.上述8个指标间的Pearson相关分析表明指标间也不存在冗余.

其次，考虑到生态特征是能反映湖泊生态系统结构、活力和恢复力的指标，因此，选取浮游动物生物量(BZ)、浮游植物生物量(BA)、叶绿素含量(Chl-a)、能质(Ex)和结构能质(Ex_st)(Xu，2005；余波，2010；张红叶，2012)作为生态功能指标.根据王延洋(2007)对滴水湖浮游动物的研究，BZ与BA呈显著负相关，剔除出MDS.指标中的Chl-a和BA可监测获得，Ex和Ex_st则由公式(Xu et al., 1999)计算得到：

式中，m为生物有机成分的指标个数；B_i为生态系统中第i种有机成分的生物量(mg · L^-1)；B_t为生态系统有机成分的总生物量(mg · L^-1)；W_i为第i种有机成分的权重转换因子(J · mg^-1).本研究中m=2，藻类、轮虫的W_i分别取20和163 J · mg^-1(Jørgensen et al., 2005).

通过查阅浦东新区统计年鉴、文献等资料，选取申港街道人口密度(上海浦东新区统计局，2012；邵一乙，2011)、滴水湖景区年接待游客量(孙玉琴，2007)、绿化覆盖率(刘超等，2012)等指标为社会环境指标.这些指标能从一定程度上反映城市发展状况，对滴水湖的生态系统健康状况有着间接影响.

最后，经筛选过的理化性质指标、生态特征指标和社会经济指标共同组成了最小数据集(图 2)，即确定了评价指标体系.

图 2(Fig. 2)

图 2 最小数据集的层次结构模型 Fig. 2 Hierarchical structure model of minimum data set

首先，依据各指标自身及在环境中的特性，选择合适的评分标准.例如，Chl-a等营养盐指标使用“中点最佳”的抛物线(Andrews et al., 2002；Wienhold et al., 2004)；水体DO值和Ex_st则适合“越多越好”的上升渐进曲线(王淑英等，2005；赵臻彦等，2005)；不利于水生生态系统的污染指标使用“越少越好”的下降渐进曲线，如TOC、Hg、As、Zn、Cu的得分为背景值与平均值的比，TP依照《地表水环境质量标准》的限值用 线性曲线拟合；BA的多寡是评判水体富营养化的指标之一，Ex越大说明系统的组织性和有序性程度越高，稳定性越强(孙平跃等，1997)，系统受到破坏后使之恢复到热平衡状态所需的能量就越多(李晴新等，2011)，因此，BA和Ex指标适合用对数函数拟合的下降渐进曲线(赵臻彦等，2005).针对只可定性评价的社会经济指标，根据规划目标为1对数据进行归一化处理，即未超过生态承载力的为1分(表 2).

表 2(Table 2)

表 2 MDS指标评分参数 Table 2 Scoring parameters and statements of MDS indicators

表 2 MDS指标评分参数 Table 2 Scoring parameters and statements of MDS indicators 参数 下限 下基准值 最优值 上基准值 上限 说明 评分 0 0.5 1 0.5 0 注：Si为对应指标i的得分. Chl-a/(mg·L-1) 0 1.0 10 50 100 王淑英，2005；王立前，2006 参数 下限 下基准值 基准值 上基准值 上限 评分 0 0.25 0.5 0.75 1 说明 DO/(mg·L-1) 0 1.84 4.4 6.95 10 SDO=0.0989×DO+0.0414(R2=0.9930) Exst/(J·mg-1) 1.47 39.76 78.05 116.34 154.63 SExst=0.0065×Exst-0.0096(R2=1，Xu，2005) 参数 最优值 下基准值 基准值 上基准值 上限 评分 1 0.75 0.5 0.25 0 说明 TP水/(mg·L-1) 0.01 0.075 0.40 1.30 STP水=-0.152×lnTP水+0.3365(R2=0.9871) TP泥/(mg·kg-1) 150 570 1100 1500 1820 STP泥=-0.0005×TP泥+1.079(R2=0.9962) BA/(mg·L-1) 0.004 0.06 0.78 10.88 150 SBA=-0.095×lnBA+0.4778(R2=0.9966) Ex/(J·L-1) 0.30 7.40 180.90 4424.38 SEx=-0.078×lnEx+0.9065(R2=1，Xu，2005) 参数 上海土壤背景值 上海市潮滩背景值 均值 说明 TOC/(g·kg-1) 4.83 本实验 Hg/(mg·kg-1) 0.117 张晶晶等，2011 As/(mg·kg-1) 7.99 Zn/(mg·kg-1) 49 许世远等，1997 Cu/(mg·kg-1) 17

其次，利用层次分析法(AHP)确定每个评价指标的权重.以滴水湖生态系统健康评价为目标层(A)，理化性质、生态功能、社会环境为3个准则层(O1、O2和O3)，最小数据集中各指标为对象层(C1~C15)，由此构成滴水湖生态系统评价指标的层次结构模型，对A-O、O1-C、O2-C和O3-C依次构造判断矩阵，比较相对重要性程度，依次得到层次单排序和总排序，经一致性检验通过后即得到各指标的权重值(表 3).

表 3(Table 3)

表 3 最小数据集指标层次总排序 Table 3 The total level sorting of indicators in MDS

表 3 最小数据集指标层次总排序 Table 3 The total level sorting of indicators in MDS 准则层 对象层 指标 权重 最终权重 O1 C1 DO水 0.1310 0.0834 (0.6370) C2 TP水 0.1544 0.0984 C3 TOC沉 0.1091 0.0695 C4 TP沉 0.2586 0.1647 C5 Zn 0.0970 0.0618 C6 Cu 0.0914 0.0582 C7 As 0.0848 0.0540 C8 Hg 0.0737 0.0469 O2 C9 Chl-a 0.1178 0.0304 (0.2583) C10 BA 0.0550 0.0142 C11 Ex 0.2634 0.0680 C12 Exst 0.5638 0.1456 O3 C13 人口密度 0.4806 0.0503 (0.1047) C14 年接待游客量 0.4054 0.0424 C15 城区绿化覆盖率 0.1140 0.0119

最后，根据公式(3)计算滴水湖生态系统健康指数(Ecosystem Health Index，EHI)，并对滴水湖生态系统健康做出评价.

式中，n为最小数据集中指标个数；W_i为第i个指标的权重值；S_i为对应得分.参照滴水湖生态系统健康诊断的分级标准(表 4)，只有当EHI值达到0.75~1时，才能被判定为研究区域生态系统属于健康水平，当EHI值低于0.5时需要引起相关部门重视.

表 4(Table 4)

表 4 滴水湖生态系统健康诊断分级标准 Table 4 The grading st and ard of ecosystem health diagnosis of the Dishui Lake

表 4 滴水湖生态系统健康诊断分级标准 Table 4 The grading st and ard of ecosystem health diagnosis of the Dishui Lake 健康水平分级 EHI分级 不健康 EHI=0 较不健康 0＜EHI≤0.25 亚健康 0.25＜EHI≤0.5 较健康 0.5＜EHI≤0.75 健康 0.75＜EHI≤1

表 5列举了最小数据集中指标的监测值，与往年相比，滴水湖水质仍处在IV~V类水的水平.其中，春季总磷平均浓度约为0.11 mg · L^-1，只有少数样点超过了《地表水环境质量标准》对IV类水的限值，夏季完全达到IV类水的标准;冬季总氮达到了IV类水的标准，但春、夏季总氮浓度明显偏高，有潜在的水体富营养化的风险.

表 5(Table 5)

表 5 理化指标监测数据 Table 5 Values of the physical and chemical indicators

表 5 理化指标监测数据 Table 5 Values of the physical and chemical indicators 介质 指标 单位 2012年冬季 2013年春季 2013年夏季 均值 标准偏差 均值 标准偏差 均值 标准偏差 表层水体 pH 8.29 2.28 7.76 3.76 8.56 0.48 DO mg·L-1 10.77 5.03 9.24 6.31 6.72 5.7 TN mg·L-1 0.81 38.35 3.23 21.89 3.59 17.66 TP mg·L-1 0.09 0.01 0.11 176.37 0.08 22.47 底泥沉积物 pH 7.92 5.61 7.63 1.14 7.47 3.65 TOC g·kg-1 3.67 48.69 5.33 36.44 5.9 22.73 TN mg·g-1 0.41 49.7 0.53 14.54 TP mg·kg-1 543.51 11.8 541.51 4.96 622.39 4.96 Cu mg·kg-1 17.43 5.86 24.47 13.77 36.49 14.16 Cd mg·kg-1 0.23 0.14 0.12 37.17 0.14 0.03 Pb mg·kg-1 14.25 2.4 22.31 10.23 19.33 1.76 Zn mg·kg-1 75.35 14.43 83.35 11.49 62.25 11.56 Cr mg·kg-1 82.82 18.013 50.55 14.34 71.98 13.98 Hg mg·kg-1 0.11 0.07 0.067 23.04 0.12 0.07 As mg·kg-1 3.92 2.22 6.36 132.83 8.76 2.82

重金属具有难降解、累积性、毒性高的特点，常见的重金属污染包括Cd、Cr、Hg、As、Cu、Pb、Zn等元素.滴水湖底泥中重金属含量季节上无明显变化，但Cu、Pb、Zn、Cr均不同程度地超过了上海潮滩背景值，其中，Cr约是背景值的1.7~3.7倍，Hg、As均小于上海市土壤背景值，因此，可以判定目前无Hg、As污染.

基于上述构建滴水湖生态系统健康评价模型的过程，计算得到各季指标对应的得分与EHI值(表 6).结果表明，冬、春、夏季滴水湖EHI值分别为0.76、0.71和0.69，处于“较健康”至“健康”水平，这与近年滴水湖处在轻度富营养化到中度富营养化之间的结论相吻合(刘水芹等，2011；田华等，2011；景钰湘，2012).季节变化上，冬季生态系统较春季、夏季要健康，这与春夏季随着温度上升藻类繁殖加快、易发生水体富营养化、人体对水环境主观感受下降相一致.

表 6(Table 6)

表 6 滴水湖生态系统健康评价结果 Table 6 Results of the ecosystem health assessment of the Dishui lake

表 6 滴水湖生态系统健康评价结果 Table 6 Results of the ecosystem health assessment of the Dishui lake 指标 单位 权重 2012年冬季 2013年春季 2013年夏季 数值 得分 数值 得分 数值 得分 DO mg·L-1 0.0834 10.77 1.00 9.24 0.98 6.72 0.73 TP水 mg·L-1 0.0984 0.09 0.70 0.11 0.67 0.08 0.72 TOC泥 mg·g-1 0.0695 3.67 1.00 5.33 0.91 5.90 0.82 TP泥 mg·g-1 0.1647 543.51 0.77 541.51 0.77 622.39 0.72 Cu泥 mg·kg-1 0.0582 17.43 0.98 24.47 0.69 31.50 0.54 Zn泥 mg·kg-1 0.0618 75.35 0.65 83.35 0.59 62.25 0.79 Hg泥 mg·kg-1 0.0469 0.11 1.00 0.07 1.00 0.12 0.96 As泥 mg·kg-1 0.0540 3.92 1.00 6.36 1.00 8.76 0.91 Chl-a mg·m-3 0.0304 36.39 0.68 30.27 0.75 40.71 0.64 BA mg·L-1 0.0142 5.47 0.32 14.76 0.22 8.52 0.27 Ex J·L-1 0.0680 272.40 0.47 364.48 0.45 301.64 0.46 Exst J·mg-1 0.1456 42.10 0.42 24.00 0.24 32.36 0.32 人口密度 人·km-2 0.0503 213.56 1.00 213.56 1.00 213.56 1.00 年接待游客量 万人 0.0424 5.00 1.00 5.00 1.00 5.00 1.00 城区绿化覆盖率 0.0119 30% 0.60 30% 0.60 30% 0.60 EHI 0.76 0.71 0.69

从指标权重来看，底泥TP含量和Ex_st对生态系统健康的贡献相对最大，分别为0.1647和0.1456.底泥中总磷含量过高会引起溶解态磷释放到上覆水体中，若加上有大量的外源磷输入到湖区内就会加快水体富营养化.Ex_st对水生生态系统的演替阶段具有指示作用(李晴新，2011).水体DO和TP的权重次之，溶解氧浓度能反应水体的自净能力，水体TP是制约水生植物生长的必要营养元素之一，也是评价水体富营养化的重要指标之一，两者都是《地表水环境质量标准》中对水质类型评价的重要指标.通常水体中磷的外源输入来自于降雨、径流、人类生活污水排放、农业灌溉用水排放、工业废水排放等.滴水湖所在地区以文教区、住宅区、行政职能区和贸易区为主，由于临港新城的开发已无大片需要施肥的农田，同时生活污水纳管集中处理排放，因此，磷的外源输入应以降雨、上游大治河来水等为主.

从指标得分来看，无论冬季、春季还是夏季，BA和Ex_st的得分最低，春季BA仅为0.22分，同时Ex的得分也均低于0.5.自滴水湖开挖、蓄水至今不到10年，相比天然形成的河流和湖泊而言其形成时间过短、生态系统还不成熟，是造成其生物多样性差、生态系统敏感的主要原因，亦可以从水体浮游动植物种类少中窥见一斑.重金属污染物Hg、As、Cu和Zn的得分普遍较好，季节间无明显变化规律，目前Hg和As都小于上海市土壤背景值，Cu和Zn虽略微超过了上海市潮滩背景值，但未达到污染环境的程度，因此，可以判定目前滴水湖底泥尚未受到来自人类活动和工业生产的严重影响.3个社会经济指标得分较好，这是由于临港新城的发展处于起步阶段，常住居民和游客人数都未达到规划目标，从人口压力角度来说暂不会超过滴水湖的水生生态承载力，绿化覆盖率也在随着城市建设逐渐完善中，因此，滴水湖周围的社会环境都令人满意.

对3个季节的生态系统健康指数值取平均，得到研究期间内滴水湖的EHI为0.72，整体上处于“较健康”的水平，1年之中随季节气温变化生态系统健康状况有小幅波动，且保持在“较健康”与“健康”的界线上下.

因此，制约滴水湖生态系统健康的主要因子为底泥TP、BA和Ex_st三者，目前需要继续控制人为外源P的排放，改善上游大治河来水的水质状况，调整水体中的N/P比，避免夏季温度上升水体富营养化爆发.同时也要提高浮游植物生物量，浮游植物利用太阳能进行光合作用，既增加水中溶解氧含量，又能繁殖成为滤食性鱼类、浮游动物和底栖生物的饵料，是形成水体各种生产力的基础.另外，结构能质如果长期处于一个低水平的状态，则说明生态系统对资源的吸收利用率较低且有稳定化状态，提高浮游生物量是有效途径之一.

1)本文从理化性质、生态特征和社会环境3方面筛选构建最小数据集，包含了水体DO、总磷、底泥TOC、总磷、重金属Hg、As、Cu、Zn、Chl-a、BA、Ex、Ex_st、申港街道人口密度、滴水湖景区年接待游客量、绿化覆盖率共15个指标，进入最小数据集中的指标具有一定的代表性.

2)依据最小数据集中各指标的特性，选择了合适的评分标准.叶绿素使用“中点最佳”的抛物线，水体DO和Ex_st用“越多越好”的上升渐进曲线，TOC、Hg、As、Zn、Cu使用“越少越好”的线性下降评分方式，BA和Ex用对数函数拟合，社会经济指标则根据规划目标确定.

3)研究表明，2012年冬季滴水湖生态系统健康指数为0.76，2013年春季为0.71，夏季为0.69，总体上处于“较健康”的稳定水平，与实际较为相符，也证明了滴水湖水体近年来处于中、轻度富营养化状态.从指标权重来看，底泥TP含量和Ex_st对生态系统健康的贡献相对最大，DO和水体TP次之；从指标得分来看，在研究时间段内BA和Ex_st的得分均最低.因此，目前制约滴水湖生态系统健康的主要因子为底泥TP、BA和Ex_st三者，需继续控制人为外源P排放入湖、改善上游来水水质、增加浮游生物量以提高生态系统的结构能质.该方法亦可推广使用于类似于滴水湖的人工开挖的、水体交换缓慢的湖泊水库.