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健康的水生态系统在维持生态系统结构、生态过程和区域环境生态功能的同时，还为人类提供各类生活和生产的基础产品。而城市的发展和人们的生产生活严重影响着水生态系统[1]，因此协调城市化发展与河流生态系统健康的关系及研究水生态健康状况很有必要。而大型底栖动物是维系水生态系统结构的一个重要组成部分，其生活周期较长，活动固定便于采集，且对于水质的敏感性在不同种类间差异很大，当受外界干扰后，群落结构会发生变化，其趋势可以反映水体的生态状况，水体发生变化都将直接影响大型底栖动物的生长、繁殖[2]。目前，对于水生态状况的监测和生物评价指数[3]有许多，如：通过生物指数（Biological Index，BI）判断敏感性强或耐污性好的大型底栖动物物种的存在与否来指示水体生态状况[4-5]；运用多样性指数通过评估群落组成异质性和群落结构复杂性来反映生态状况[2, 6-7]；底栖生物完整性指数（Benthic Index of Biotic Integrity，B-IBI）通过量化大型底栖动物的多种群落及功能特征来构建评价体系。B-IBI[8]最早由美国俄亥俄州环保局提出，后来在全球范围内被广泛应用。我国在B-IBI方面的研究起步较晚，王备新等[9]首次以安徽黄山地区溪流为研究对象建立了B-IBI评价指标体系。近些年来，基于大型底栖动物完整性指数的研究较多，已有不少学者以大型底栖动物为对象对密云水库上游[10]、白洋淀湿地[11]、永定河水系[12]、长江口-杭州湾潮间带[13]和深圳茅洲河[14]进行了构建B-IBI评价体系，评价了相应水体的水生态状况，也有学者在龙岗河[15]、东江流域[16]和太子河流域[17]通过比较了大型底栖动物生物指数评价结果的差异，研究了不同生物评价指数在所选流域的适用性。
本研究以大型底栖动物作为温榆河公园生态状况的指示生物，分析了其大型底栖动物的群落结构特征，又通过利用生物指数（BI）、生物多样性指数和底栖生物完整性指数（B-IBI）3种方法来分析温榆河公园水体生态状况，旨在了解温榆河公园水体的生态现状，并通过对比评价结果，选择出适合温榆河公园的生态状况监测评价方法，为后续的工作调查提供支撑。
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温榆河公园地处朝阳、顺义和昌平三区交界，清河、温榆河两河交汇处，城市副中心上游。该区域属中纬度暖温大陆性季风气候，四季分明，春季少雨多风，夏季炎热多雨，秋季天高气爽，冬季寒冷干燥。项目区的清河营郊野公园雨量站21年总降雨量为871.7 mm，降水年内变化不均，多集中在汛期6—9月，约占全年的80%左右。多年平均水面蒸发量为1 200 mm左右。该地区多年平均气温12 ℃，最热月份为7月，月平均气温26 ℃，最冷月份为1月，月平均气温−4.4 ℃。多年平均日照总数为2 730 h左右。全年无霜期为215 d。多年平均风速2.2 m/s，盛行西北风和东南风。
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该研究考虑不同季节大型底栖动物的变化，于2021年7月（代表夏季）、10月（代表秋季）在温榆河公园流域进行大型底栖动物的采样，考虑到研究区域水位、气候及地理特征等环境因素，在公园内设置共设定18个采样点，见图1，其中温榆河5个，清河3个；通过参考《水生生物调查技术规范：DB11/T 1721—2020》《底栖动物与河流生态评价》[18]进行大型底栖动物的现场采集及种类鉴定。
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参考文献[9-14]确定建立B-IBI指标体系的具体步骤：确定参考点、确定候选指标及它们对干扰的反应、计算每种生物指标值、分析指数值的分布范围、进行相关关系和判别能力的分析，最终确定评价指标，建立评价体系标准完成水生态的监测评价。为了反映生境变化对温榆河公园大型底栖动物群落的影响，客观有效地评价研究区域水生态健康状况，结合温榆河公园的实际情况，本研究选取了反映物种组成的M1（总分类单元数）、M2（寡毛类分类单元数）、M3（蛭类分类单元数）、M4（软体动物分类单元数）、M5（水生昆虫幼虫分类单元数）和M6（甲壳类分类单元数）；反映物种多样性的M7（Shannon-Wiener指数H'）、M8（margalef丰富度指数d）、M9（pielou均匀度指数J）、耐污能力的M10（敏感类群分类单元数）、M11（耐污类群分类单元数）、M12（敏感类群百分比）、M13（耐污类群百分比）和M14（BI值）；反映摄食类型的M15（滤食者类群单元数）、M16（刮食者类群单元数）、M17（捕食者类群单元数）、反映物种丰度的M18（优势单元百分比）、M19（寡毛类百分比）、M20（蛭类百分比）、M21（软体动物百分比）、M22（水生昆虫百分比）和M23（甲壳类百分比）5类特征的共23个指标作为候选指标，用于构建温榆河公园B-IBI评价体系。
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（1）BI值越高，表明受污染程度也高，生态状况就越差，见式（1）：
（2）优势度指数。当某种大型底栖动物的Y值>0.02时，即为优势种群，见式（2）：
（3）生物多样性指数。物种多样性指数值越高，区域中的生物种类越多、生物间的关系也越密切。
a）Shannon-Wiener多样性指数，见式（3）：
b）Margalef丰富度指数，见式（4）：
c）Pielou均匀度指数，见式（5）：
式中：
ni 为第i种分类单元（通常为属级或种级）的个体数，个；ti为第i种分类单元的耐污值；N为各分类单元个体数总和，个；fi为i种大型底栖动物在所有样品中出现的频率；Pi为i种大型底栖动物数量占总量的比率；S为总物种数，个 [18]。 -
共采集鉴定温榆河公园18个监测点大型底栖动物56种，各监测点平均物种数为7种，隶属于5大类，其中寡毛类3种，蛭类6种，软体动物类13种，水生昆虫幼虫类32种，甲壳类2种。温榆河公园共设的18个采样点中，大型底栖动物平均密度为148 ind/m2（密度范围：3～763 ind/m2），整体呈现出10月密度高于7月的趋势，密度最高的是10月S2点位为763 ind/m2，密度最低的是7月的生物S15点位为3 ind/m2，整体的物种丰富度相对较丰富。
从时间分布上看，7月的物种密度总体比10月显著减少，而7月的物种数却相对较多，见图2。经过对比发现，密度和物种数在数量上出现显著变化的为水生昆虫类，而在百分比上显著变化的为寡毛类与软体动物。水生昆虫幼虫类密度在7月较低，可能由于随夏季温度升高，水中 pH升高，溶解氧降低，使得大多喜好在高氧环境的水体中生存的水生昆虫逃离或死亡[10]；而寡毛类的百分比在10月略高于7月，可能由于此时水体的总氮和总磷含量相对较高，这种营养水平高的生境易引起寡毛类密度和生物量的增加[19]，尤其是耐污值极高的霍甫水丝蚓和苏氏尾鳃蚓，与李晓明等[20]对淮北塌陷湖分析的大型底栖动物季节动态情况一致。而软体动物的密度无明显变化，但占比降低，可能与它的生物节律有关系，软体动物在春季开始繁殖，夏季密度增加，秋季个体长大后，密度无明显变化，因此在其他物种增多后占比降低。
从空间分布上看，各监测点的物种数都在7种左右，平均密度在148 ind/m2左右；从各监测点的总体分布来看，水生昆虫类有显著优势，在大多数点位的占比都超过50%，软体动物类的占比也较高，多数点位高达35%，见图3和图4。 S1、S2、S3和S4点位分布于温榆河上游及辛堡闸附近，可能由于上游受人类干扰较少，水生植物较多，生境较好，物种较丰富，而S17点位可能受到的人类干扰较多，此处的密度及物种数都最少，其他点位的物种数与密度分布差异不大，说明温榆河公园大型底栖动物的空间分布并无明显的差异，整体的物种丰富度水平相似。在物种组成的分布中，S15和S2点位的物种数与密度与其他点位差别不大，但作为指示污染的寡毛类物种占比较多，说明虽然这2处的生物多样性较好，但水质状况较差，与该点位水质检测显示的结果一致。
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文献[10-12]及结合温榆河公园的实际情况，选取水质及生境较好的S8、S9和S13点位作为参照点；剔除了25%分位数﹤0.05的指标M2、M3、M19、M20及无法准确反应人类干扰的指标M5、M22；根据剩余指标参照点与受损点的箱型图重叠状况（如无重叠，IQ（Inter quartile）=3；部分重叠，但各自中位数值都在对方箱体范围之外，IQ=2；仅 1 个中位数值在对方箱体范围之内，IQ=1；各自中位数值都在对方箱体范围之内，IQ=0[12]）对比发现，IQ值均<2，表明参照点与受损点间的差异并不明显；基于SPSS19.0统计分析软件，对剩余17个指标进行Spearman相关性分析，结果显示指标M12与M14，M4与M16相关系数r>0.75具有高度相关性，考虑到指标应包含较多的信息，选择保留M14与M16，最后采用比值法计算生物指数值计算公式见表1，各核心指标分值之和即为B-IBI值。
按照参照点B-IBI值分布的25%分位数法进行指标体系的最终划分，如果样点B-IBI值≥25%分位数值，则表示该样点受到的干扰很小，处于“优”状态。<25%分位数值的分布范围可根据需要进行四等分，分别代表不同的生态状态，最终确定温榆河公园大型底栖动物完整性评价标准。
通过B-IBI值可以看出温榆河公园大型底栖动物生物完整性状况相对较好，B-IBI值的波动范围为8.24～11.88，平均值为10.05，最大值出现在S8点位；有4个监测点处于“优”（>11.25），15个监测点处于“良”（8.44～11.25），仅有1个处于“一般”（5.63～8.44）状况， 总体的完整性指数的分布范围具有比较明显的相似性，说明整体的生态状况也相似。而不同监测点的大型底栖动物生物完整性呈现一定的差异性，评价结果显示S7、S14和S18点位的大型底栖动物完整性相对较差，可能原因为河道形态与河岸生境受人类活动干扰较大，水体原有基底和两岸水生植物遭受一定破坏，导致生境条件单一；而S5、S6、S8和S13点位的生物完整性状况相对良好，S5、S6和S8点位可能是由于受人为干扰较小，河岸基本保持近自然状态，生境状况较完好；而S13点位位于示范区内，可能是由于监测点附近所种植的水生植物较多，说明生态自然修复成果显著。 见图5。
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温榆河公园流域共发现大型底栖动物56种，根据各物种的耐污值判断，敏感种只有3种，占5.36%，即四节蜉、蜓和米虾；耐污种有16种占28.57%；中污种有37种占66.07%。耐污种是只有在污染的环境条件下才能生存的物种。像寡毛类的水丝蚓、水生昆虫类的摇蚊幼虫等专在有机物丰富的水体中生活、繁衍，同时也指示水体污染较严重[21]。而敏感种四节蜉、蜓和米虾都喜欢在清洁的水体中生活，一旦水体受到污染、溶解氧不足时就不能生存。总体来看，温榆河公园流域的敏感种和耐污种种类都相对较少，大部分为中污种，但已经有多个点位出现了指示清洁的物种，如四节蜉和米虾，说明温榆河公园的生态状况在逐渐变好。经过优势度和BI值的计算，可以得到各监测点的优势种及BI值，见表2。BI生物指数的波动范围为3.59～7.62，平均值为5.17，13.9%的监测点处于最清洁状态，52.8%的监测点处于清洁状态，22.2%的监测点处于轻污染状态，11.1%的点处于重污染状态；综合大型底栖动物优势种和BI值的分布来看，温榆河公园水体整体的生态状况较好，但不同监测点间也存在一定的差异，S2、S7和S10点位的BI值较大且优势种主要是污染指示作用较强的寡毛类与摇蚊属，说明靠近居民区的河流，受人类生产生活影响较大，比较适合耐污种大型底栖动物的生长繁殖；S13、S16和S18点位的BI值较小且优势种主要是敏感种四节蜉和米虾，说明受污染程度小，水质较好；而S13和S14点位软体动物为优势种且占比较大，可能是由于水生植物丰富，这也表明水草对软体动物生长分布有一定积极影响。
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各监测点的物种多样性指数，见图6。Shannon-Wiener多样性指数的波动范围为0.92～1.92，平均值为1.35，最大值出现在S5点位；Margalef物种丰富度指数的波动范围在0.88～2.94之间，平均值为1.63，最大值出现在S3点位；Pielou均匀度指数的波动范围0.47～0.86，平均值为0.68，最大值出现在S11点位。参照北京河流相关指数的分布范围[22-23]，对比发现温榆河公园的多样性指数及物种丰富度范围接近于市区河流的状态，说明温榆河公园的生物多样性还有待改善，个别点位的物种分布较单一，而且不同物种的分布不太均匀。综合3个指数来对各监测点进行评价，S5、S11和S13点位的生态状况较好，S15、S17和S18点位的生态状况较差，可能与河流生境有关系，胡涛[6]在对北京密云水库及上游潮河、白河大型底栖动物的研究中得出，在砂石或鹅卵石底质的采样点的大型底栖动物多样性和丰度较高，因为大小合适的石块能够抵御急流冲刷，提供安全的栖息环境，且石块间的空隙还有利于有机碎屑的沉积[18]，有机碎屑的沉积为集食者提供了丰富的食物来源，满足了集食者摄食要求。研究发现温榆河公园的大型底栖动物类群集食者占比也相对较高，达到36.37%，而刮食者和捕食者占比较少（分别为15.69%和17.36%），由此推断温榆河公园生境细颗粒物沉积较为普遍。与张宇航等[22]发现整个北京河流撕食者、滤食者和捕食者类群相对退化的调查结果一致，但温榆河公园的滤食者及捕食者的占比相对不低，证明自然生态恢复的效果显著。
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温榆河公园的大型底栖动物密度整体呈现出秋季高于夏季的趋势，但夏季的物种数较高，随季节变化在数量上有显著差异的为水生昆虫幼虫类，而在占比上变化较大的为寡毛类与软体动物类；各监测点的大型底栖动物分布差异不大，整体的物种丰富度水平相似，水生昆虫幼虫类有显著优势。将上述3种方法分析的结果进行相关性分析，发现生物多样性指数与B-IBI评价方法得到的结果比较一致（P<0.01），而利用BI值所反映的跟前两者存在较大差异，特别是对S18点位的评价。利用水质理化指标数据进行验证，证明BI值对温榆河公园的水生态状况的代表性不高，与实际的情况有些出入，可能由于个别点位的物种数量较少，导致BI值偏低，影响了最终的结果。而耐污值较大的大型底栖动物也可能存在于干净的水体中[24]，这样本来清洁的水体的BI值就会偏高，导致BI值的评价结果并不准确，所以不建议单独使用BI指数评价区域的水生态状况，但可以作为一个参考。对于温榆河公园B-IBI 指标体系的建立，未能筛选出能够反映对温榆河公园大型底栖动物影响较大的指标，可能由于温榆河公园的河流生境较为相似，加上再生水补水和生态修复的人为干预，使参照点与其他各点位间的差别减小；也可能因为B-IBI完整性指数及其评价标准的建立具有一定的主观性，如何选择参照点与候选参数都可能对指标的判别能力产生影响[16]，因此建议在生境丰富、受人类干扰有明显差异的流域使用这种方法。物种多样性指数可以用简单的数值来表示群落内种类多样性的程度，利用3个指数Shannon-Wiener多样性指数、Margalef物种丰富度指数和Pielou均匀度指数可以比较系统而明晰地显示出生物群落的结构，同时也可以反映出生物群落和水生态状况之间的关系，但是仅考虑了采样点处物种的个体比例，未考虑物种本身对环境的耐受性[24]，展现不出不同物种间的差异，因此也需要将物种密度及不同物种间的关系一起分析。综合对比3种方法，结合温榆河公园实际情况，发现采用多样性指数来评价温榆河公园的水生态状况最佳。
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（1）共采集鉴定温榆河公园18个监测点大型底栖动物56种，隶属于5大类，其中寡毛类3种，蛭类6种，软体动物类13种，水生昆虫幼虫类32种，甲壳类2种。平均物种数为7种，平均密度为148 ind/m2，整体的物种数量相对较丰富，水生昆虫幼虫类和寡毛类的占比较大，蟌、米虾和萝卜螺为主要优势种。
（2）通过时空尺度的相关分析发现，总氮总磷、温度与河流生境对温榆河公园大型底栖动物的影响较大，时间分布差异较大，空间分布差异不太明显。
（3）综合3种方法对温榆河公园水生态状况进行评价，结果显示总体的生物完整性较好，而物种丰富度和物种多样性还有待改善，水生态状况良好，基本处于轻污染的状态。对比了3种指数评价的优点与不足，确定目前最适用于评价温榆河公园水生态状况的方法为生物多样性指数评价法。
基于大型底栖动物的温榆河公园水生态状况分析
Water ecological status of the Wenyu River Park based on macrobenthos
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摘要: 为系统评价温榆河公园流域水生态状况，2021年对温榆河公园大型底栖动物进行了调查，分析了大型底栖动物的群落特征及时空分布，利用生物指数（BI）、生物多样性指数和大型底栖动物完整性指数（B-IBI）3种方法分别评价了温榆河公园水生态状况。结果显示，温榆河公园共采集到大型底栖动物56属种，隶属5类，不同物种大型底栖动物的密度与物种数在时空分布上存在差异，水生昆虫类具有显著优势，在多数点位占比超过50%；研究区域的多样性指数评价显示温榆河公园的物种组成相对比较丰富，而且已经有多个点位出现了指示清洁的优势种，说明温榆河公园的水生态状况在逐渐变好。通过对比与相关性分析，总结出适合评价温榆河公园的水生态状况的方法为多样性指数评价法。Abstract: To systematically evaluate the water ecological status of the Wenyu River Park basin, the macrobenthos in Wenyu River Park were investigated in 2021. The community characteristics and temporal and spatial distribution of benthos were analyzed. 3 methods were used to evaluate the water ecological status of Wenyuhe River Park, namely, biological index (BI), biodiversity index, and benthic integrity index (B-IBI). The results showed that a total of 56 genera and species of benthos were collected in Wenyuhe Park, belonging to 5 categories. The density and number of benthos of different species were different in temporal and spatial distribution. Aquatic insects had significant advantages, accounting for over 50% in most points; The evaluation of diversity index in the study area showed that the species composition in Wenyu River Park was relatively rich, and several sampling sites had already shown the presence of indicator species for clean water, suggesting an improvement in the water ecological condition of the Wenyuhe Park. Through comparison and correlation analysis, the method suitable for evaluating the water ecological status of the Wenyu River Park was concluded as the diversity index evaluation method.
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全球60%的生态系统处于退化或不可持续状态，严重威胁到人类的生态安全[1-2]。针对天然林资源长期过度消耗造成的森林退化，1998年我国开始试点天保工程。天保工程成效及综合影响一直饱受争议，天保工程对生态恢复做出贡献，也有研究表明严苛的“限伐、禁伐”措施加剧了生态保护与当地社会经济发展之间矛盾，限制了工程实施区域的林业经济的发展，产生负面的社会经济影响[3-5]。天保工程成效和生态、社会、经济影响的评价研究一直是热门，相关研究经历了从定性研究到定量分析，评价指标体系从单指标到多指标、从生态成效到生态-社会-经济综合效益的发展[6-10]。目前，我国的天保工程效益评估研究依然存在以下问题：在评估手段上，效益评估指标体系、评价方法、定价系统尚未形成统一标准，导致研究间差异大、可比性较低[10- 11]；在评估内容上，有关生态效益的研究较多，社会和经济效益的研究较少难以反映工程带来的综合效益[2]；在评估目标上，天保工程是一项生态系统保护和修复工程，而不是生态系统重建工程，对其效益评估应围绕“生态系统服务功能提升量”展开，但目前大多数研究围绕“生态系统服务产出”展开。
近年中国先后发布《天然林保护修复制度方案》和《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划（2021—2035年）》，我国天然林资源保护和修复即将从区域重点保护进入全面保护阶段。为给后续天然林保护和修复行动开展、制度完善提供科学依据，我们亟需建立一套完备的生态、社会、经济综合效益评估体系对天保工程综合效益进行核算。本研究基于生态系统服务功能量和价值量核算理论，从公共建设项目角度，通过确定天保工程区实施范围、构建天然林资源保护工程综合效益评估体系、对比有工程情景较无工程情景各指标的增量核算2000～2015年全国天保工程的生态、社会、经济效益，并采用效益费用比对工程投资效率、工程可行性展开分析，以期进一步为天然林资源保护成效监测和评估提供方法，推动工程综合效益核算纳入生态工程绩效评价体系，完备生态工程建设体系，并为深入探讨生态工程的生态产品价值实现提供数据支持。
1. 研究方法与数据来源
1.1 数据来源
本研究使用的数字高程模型（DEM）数据来自全球科学院计算机网络信息中心，分辨率为90 m×90 m；降雨数据来自中国生态系统研究网络数据共享平台；地上生物量数据和生态系统分类数据来自中国科学院遥感与数字地球研究所，分辨率为90 m×90 m；土壤容重、土壤碱解氮含量、土壤速效磷含量和土壤速效钾含量数据来自国家青藏高原科学数据中心[12]；生态系统服务功能量和价值量核算以及天保工程社会和经济效益评估的相关数据和参数来自前人研究和统计年鉴，将在下文介绍估算方法时详细说明。其中，涉及货币单位的指标均利用各年消费者物价指数转为2010年价格[13]。
1.2 天保工程区确定
大量生态保护和修复工程实践导致各生态工程范围的重叠，重复计算影响综合效益评估[14]。避免重复计算成为生态工程综合效益评估的一个重要问题。参考LU et al[15]的研究，利用遥感解译分析生态分类图变化划定天保工程范围，并排除天保工程区内退耕还林工程的干扰。通过2000、2010和2015年生态系统分类图，将2000～2010及2010～2015生态系统类型变化分为3类：持续为森林（封山育林）；农田转森林（退耕还林）；其他转森林（人工造林、飞播造林等）。本研究认为在天保工程期间内始终为森林的土地和从其他非农林地转为林地的土地为天保工程的实施区，并在该区域展开综合效益评估。
1.3 天然林资源保护工程综合效益评价指标体系
本研究从水源涵养、土壤保持、养分固持、固碳释氧和物种保育5个方面对工程生态效益进行核算，用森林游憩对工程社会效益进行核算，用木材资源保有对工程经济效益进行核算。这里需要注意的是林木经济价值和其他价值存在权衡关系，木材砍伐后进入市场变现，随后其生态和社会价值也随之消失，为避免重复计算，在这里强调本文讨论的经济效益是潜在经济效益。基于科学性、可价值化和数据可获得性3个原则，采用3个一级指标、7个二级指标和11个三级指标构建了天保工程综合效益评估指标体系，见表1。
表 1 天然林资源保护工程综合效益评价体系一级指标 二级指标 三级指标 生态效益 水源涵养 水量调节 水质净化 洪水调蓄 土壤保持 减少泥沙淤积 减少土地荒废 养分固持 养分固持（N、P、K） 固碳释氧 固碳 释氧 物种保育 物种保育 社会效益 森林游憩 森林游憩 经济效益 木材资源保有 木材资源保有 | Show Table
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1.4 天保工程综合效益评估方法
1.4.1 天保工程效益的定义和评估方法
效益是生态系统服务产能因工程投资而增加的部分，即较无工程情景下服务供给增加量，其中包括生态、社会、经济效益3部分。基于美国环境保护局（EPA）[16]和王效科等[17]对生态效益的定义，我们提出生态工程效益的定义为“生态工程引起生态系统功能或过程改变带来人类福祉的变化”。此处“变化”是实施和未实施工程之间的差异，即有无工程情景下各指标价值量的差值是天保工程的效益，生态效益、社会效益和经济效益三者之和是天保工程综合效益。
森林资源请查数据显示我国天然林资源动态呈“V”形，上世纪后期我国天然林资源处于退化状态，直至2000年各大生态工程的兴建才出现转折点[19]。因此我们可以合理推断“若未实施天保工程现有工程区内的林地至少不会增加”，因此在本文中我们合理假设“若未实施天保工程，这些林地及其产生的生态效益是一个定量，无年际间变化”。我们假设：1）无工程情境中2000～2015年每年的生态系统服务功能量和价值量均为一个定值，等于2000年的生态系统服务功能量和价值量；2）在大尺度上森林的变化是线性的，森林的面积、蓄积和生态系统服务的变化均为线性过程。我们基于2000、2010和2015年3年数据通过线性插值核算2000～2015各年数据以及累积量，降低时间跨度过大带来的误差。基于天保工程实施情景与无工程情景比较的功能量增量以及生态系统服务价值核算方法评估天保工程的生态、社会和经济效益，见式（1）：
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1) 式中：CB为天保工程综合效益，元；Beco为天保工程生态效益，其中包括BWC水源涵养服务效益、BSR土壤保持服务效益、BFM养分固持服务效益、BCO固碳释氧服务效益、BSC物种保育服务效益，元；Bs为天保工程社会效益，其中包括BFR森林游憩服务效益，元;Becon为天保工程经济效益，其中包括BWRC木材资源保有服务效益，元。
1.4.2 指标功能量和价值量的核算方法
（1）水源涵养服务功能量和价值量
水源涵养服务功能量采用水量平衡法，调节水量服务价值量采用替代工程法，净化水质价值量服务采用市场价格法，洪水调蓄价值量采用替代成本法，见式（2～3）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3) 式中：WC为水源涵养服务功能量，m3/a；A为工程区内森林面积，m2；P为平均降雨量，mm；ET为生态系统蒸散量，mm；C为地表径流量，mm。VWR为调节水量服务价值量，元/a；VWP为水质净化服务价值量，元/a，VFC为洪水调蓄服务价值量，元/a，CRB为水库单位库容造价[19]，元/m3，PW为居民用水价格[20]，元/m3；LF为单位水量平均洪涝灾害经济损失[10]，元/m3。
（2）土壤保持服务功能量和价值量
土壤保持服务功能量采用USLE通用水土流失方程，减少泥沙淤积服务价值量采用替代工程法，避免土壤荒废服务价值量采用机会成本法，见式（4～5）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (4) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (5) 式中：SR为土壤保持服务功能量，t/a；R为降雨侵蚀力因子，MJ·mm/（hm2·h·a）；K为土壤可蚀性因子，t/hm2；L为坡长因子；S为坡度因子；C为植被覆盖因子。VSR为土壤保持服务效益，元/a；VRS为减少泥沙淤积服务效益，元/a；VDC为减少土地荒废服务效益，元/a；α为泥沙滞留系数，取0.5[21]；OC为土地机会成本，元/km2，采用2010年我国3种粮食平均每亩现金收益[22]；bd为土壤容重，t/m3 ；st为土壤厚度，取0.5 m。
（3）养分固持服务功能量和价值量
养分固持服务功能量和价值量参考《森林生态系统服务评估规范》[23]，本研究仅核算以水解氮、速效磷、速效钾形式存在的养分，见式（6～7）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (6) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (7) 式中：NiR为养分i固持服务功能量，t/a；Ni为土壤中养分i含量，%；VFM为养分固持服务价值量，元/a；pi为养分i化肥的价格[24]，元/t；
（4）固碳释氧服务功能量和价值量
固碳服务功能量采用固碳速率法[15]，释氧服务功能量采用光合作用方程法，固碳服务价值量采用碳税法，释氧服务价值量采用市场价格法, 见式（8～10）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (8) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (9) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (10) 式中：CS为固碳服务功能量，t/a；OR为释氧服务功能量，t； CSR为森林固碳因子[15]，kgC/（hm2·a）；VCO、VCS、VOR分别为固碳释氧、固碳和释氧服务价值量，元/a；PC为碳配额交易平均价格[25]，元/t；PO为医用氧气价格[26]，元/t。
（5）物种保育服务价值量
物种保育价值量采用当量因子法[27], 见式（11）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (11) 式中：VSC为物种保育服务效益，元/a；VEFSC为森林生态系统单位面积物种保育价值当量因子,元/（hm2·a），参考王兵等[29]对我国各省森林生态系统物种保育价值评估的结果。
（6）森林游憩服务价值量
森林游憩服务价值量采用当量因子法[27], 见式（12～13）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (12) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (13) 式中：VFR为森林游憩服务效益，元/a；ARFR为单位面积森林公园年收入，元/（m2·a）；β为森林开发系数，根据国家对保护区的有关规定[29]，“大型森林生态保护核心区的面积要超过保护区总面积的50%”，因此在此处本研究认为工程的森林游憩服务发生在50%的森林面积上，β取0.5。INP为森林公园年收入[30]，元/a；ANP为森林公园面积[30]，m2；IRCL为特定年份居民消费水平指数，查阅《中国统计年鉴》[31]可得，本研究认为森林游憩收入的增加主要包括社会影响的提升和居民生活水平的提高两方面，利用居民消费水平指数IRCL剔除后者对森林游憩收入的影响。
（7）木材资源保有服务功能量和价值量
木材资源保有服务功能量依据森林生物量和蓄积量之间存在线性关系[32]，木材资源保有服务价值量采用市场价格法, 见式（14～15）:
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (14) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (15) 式中：WRC为木材资源保有量，m3；AGBnfrpp工程区内森林生物量，t；AGBprovince为全省森林生物量，t；FSVprovince为全省森林蓄积，m3；Or为出材率，取70%[33-35]；VWRC为木材资源保有服务效益，m3；PT为原木价格，取604元/m3[36]。
1.4.3 指标功能量增量和效益评估方法
除木材资源保有指标外，各指标的功能量增量和效益的计算，见式（16～17）：
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (16) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (17) 木材资源保有指标的功能量增量和效益的计算，见式（18～19）：
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (18) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (19) 式中：AES为各指标功能量增量，单位同各功能量；ES2000、ES2010、ES2015为2000、2010、2015各指标的功能量；BES为各指标的效益，元；VES2000、VES2010、VES2015为2000、2010、2015各指标的价值量。
1.5 天保工程效益费用比评估方法
效益费用比（BCR）常用在资本预算（Capita Budgeting）中，反映一项工程的获利能力，BCR>1表明在当前预算投资下项目可为投资者带来正净收益。本研究中利用BCR作为衡量天保工程获利能力的指标，并用来探索工程收益和工程投资之间的相对关系。当BCR>1时，表示2000～2015年天保工程的效益超过了投资，净效益为正，见式（20）：
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (20) 式中：BCR为天保工程的效益费用比；IEF为天保工程投资额，数据来源《中国林业统计年鉴2000—2015》[30]。
2. 结果与分析
2000年全国天保工程区内有林地1.12×108 hm2，2015年增加到1.14×108 hm2，共增加157.65×104 hm2，增长率为1.4%。各省份（市、自治区）天保工程区内林地面积均呈增长趋势。其中，内蒙古工程区内林地面积增加118.6×104 hm2，远超其他省份，占全国工程区林地增长量的75.24%，增长率远高于其他各省，较2000年增长8.5%。天保工程通过限伐、禁伐减少天然林利用，并依靠自然恢复和人工辅助天然林恢复，工程区内天然林资源保持增长但增长速率存在地域差异，相较内蒙古其他工程区内森林面积增长较慢，见表2。
表 2 2000～2015 a然林资源保护工程生态系统服务功能量及增量省（市、自治区） 水源涵养 土壤保持 固氮 固磷 固钾 固碳 释氧 木材资源保有 2000～2015*/1010 mm3 增量**/108 m3 2000～2015/109 t 增量/107 t 2000～2015/108 t 增量/105 t 2000～2015/106 t 增量/104 t 2000～2015/108 t 增量/105 t 2000～2015/107 t 增量/104 t 2000～2015/107 t 增量/105 t 2015/107 mm3 增量/107 mm3 山西 2.9 1.3 26.9 25.2 2.9 20.5 10.8 10.1 3.6 34.3 2.1 0.3 5.6 0.1 8.9 4.7 内蒙古 7.5 22.3 24.8 30.5 7.2 68.5 25.3 22.4 4.6 49.4 10.5 184.1 28.1 49.1 128.7 38.6 吉林 8.9 1.3 24.6 2.8 8.0 8.1 24.8 2.6 3.9 4.2 16.0 18.2 42.7 4.8 70.9 15.5 黑龙江 10.5 2.5 27.9 8.5 9.5 29.5 31.4 10.6 5.2 17.2 37.2 110.5 99.3 29.5 120.5 35.2 河南 2.6 0.1 11.1 5.4 1.5 6.2 6.0 2.8 1.4 7.0 1.9 0.2 5.1 0.1 7.2 4.4 湖北 26.9 21.2 29.3 9.0 4.1 11.9 15.0 4.1 3.7 10.8 7.0 10.6 18.6 2.8 20.9 12.0 海南 1.3 0.9 17.8 7.1 2.0 7.1 7.0 2.7 1.6 5.7 1.9 7.9 5.1 2.1 13.8 7.6 重庆 24.5 24.0 32.4 27.2 3.4 27.1 14.8 12.5 3.7 29.9 0.9 0.2 2.4 0.1 18.4 11.1 四川 102.0 18.1 179.3 55.9 32.9 75.4 122.5 28.7 26.6 70.8 4.6 0.4 12.3 0.1 175.4 36.8 贵州 26.6 45.1 38.0 22.0 4.3 24.6 20.2 11.0 5.7 30.0 1.3 2.1 3.5 0.5 26.9 15.1 云南 54.6 3.1 135.5 36.1 19.3 45.0 72.0 17.8 19.0 48.2 2.9 1.1 7.8 0.3 113.7 36.8 西藏 3.1 <0.1 3.0 1.0 0.8 3.0 3.0 1.0 0.6 1.8 0.1 <0.1 0.4 <0.1 7.8 <0.1 陕西 24.2 16.0 108.7 88.9 14.2 75.9 58.7 40.1 15.3 120.3 13.0 12.0 34.7 3.2 45.4 16.5 甘肃 2.1 6.4 28.7 52.1 4.5 63.8 17.1 29.4 4.6 82.1 6.4 90.6 17.1 24.2 22.6 7.9 青海 1.4 0.6 5.2 5.5 1.3 11.3 3.4 3.4 0.9 8.6 3.6 8.6 9.5 2.3 4.4 1.1 宁夏 0.2 0.8 1.1 3.1 0.1 2.2 0.8 1.8 0.3 5.9 0.5 6.6 1.3 1.8 0.8 0.4 新疆 2.4 6.0 0.9 0.5 0.2 0.9 0.6 0.3 0.1 0.7 4.5 42.8 11.9 11.4 28.6 8.3 合计 301.8 169.7 695.1 380.7 116.3 480.7 433.6 201.3 100.6 526.9 114.5 496.1 305.4 132.3 815.1 252.0 注：*，2000~2015年累计功能量；**，较无工程情景服务功能量的增量。 | Show TableDownLoad:
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2000～2015年，天保工程区累计涵养水源30 180×108 m3，固土6 951×108 t，固持碱解氮116.3×108 t，固持速效磷4.34×108 t，固持速效钾100.6×108 t，固碳11.45×108 t，释氧30.54×108 t，森林蓄积增长到81.48×108 m3。与无工程情景相比，工程区水源涵养服务增加169.8×108 m3，土壤保持服务量增加38.07×108 ，氮固持服务增加0.48×108 t，磷固持服务增加200×104 t，钾固持服务增加5 300×104 t，固碳服务增加496.1×104 t，释氧服务增加1 323×104 t，森林蓄积增加25.17×108 m3，见表3。
表 3 2000～2015 a天然林资源保护工程综合效益及效益费用比省（市、自治区） 生态效益/109元 社会效益/109元 经济效益/1010元 综合效益/1010元 投资/109元 效益费用比 山西 23.6 2.1 2.0 4.6 4.4 10.3 内蒙古 102.0 26.4 16.3 29.2 27.6 10.6 吉林 7.8 24.1 6.6 9.8 17.4 5.6 黑龙江 31.0 7.3 14.9 18.7 65.9 2.8 河南 5.4 2.1 1.9 2.6 1.1 23.7 湖北 21.3 110.0 5.1 18.2 4.8 38.0 海南 6.9 0.0* 3.2 3.9 1.3 30.8 重庆 34.5 105.53 4.7 18.7 4.9 38.1 四川 67.0 182.10 15.5 40.4 26.2 15.4 贵州 45.5 52.07 6.4 16.1 5.6 28.6 云南 41.2 9.15 15.5 20.6 13.3 15.5 西藏 1.9 <0.1 <0.1 0.2 1.3 1.6 陕西 90.8 15.64 7.0 17.6 12.6 14.0 甘肃 74.6 0.0* 3.3 10.7 9.0 11.9 青海 10.3 0.86 0.5 1.6 3.6 4.3 宁夏 4.7 <0.1 0.2 0.7 1.4 4.8 新疆 9.0 0.5 3.5 4.5 3.3 13.6 合计 577.3 537.8 106.5 218.0 203.7 10.7 注：*，因工程社会效益不可能为负，这里认为天保工程在海南省、甘肃省产生社会效益为0。 | Show TableDownLoad:
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工程区内每年提供大量生态系统服务，2000～2015年除木材资源保有服务外，各服务因工程实施带来的增量占总服务的比例均低于0.6%。人类的保护和恢复行动带来的服务提升仅占自然本身提供的小部分。
2000～2015年天保工程综合效益合计26 370×108元，生态效益合计5 773×108元，社会效益合计5 378×108元，经济效益合计10 650×108元，见表3。其中，经济效益占比49%，构成了工程综合效益的主要部分，得益于森林得到保护后蓄积的高增长和原木价格相较其他生态产品单价较高。生态效益略高于社会效益，占比26%，社会效益占比25%。2000～2015年天保工程累计投入资金合计2 036×108元，效益费用比达10.7。天保工程开展情况良好，整体呈收益的状态。天保工程区效益费用比也均>1，天保工程均呈盈利状态。其中，重庆市效益费用比最高达38.07，湖北省次之为37.98。效益费用比南方工程区普遍高于北方工程区。天保工程综合效益的结构组呈现出地域分异，按照综合效益的主要组成部分可将工程区分为3种类型，见表4。
表 4 天然林资源保护工程综合效益结构经济效益主体型 生态效益主体型 社会效益主体型 内蒙古、黑龙江、吉林、河南、湖北、海南、云南、贵州、新疆 山西、西藏、陕西、甘肃、青海、宁夏 重庆、四川 | Show TableDownLoad:
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经济效益主体型：包括内蒙古、黑龙江、吉林、河南、湖北、海南、云南、贵州和新疆；生态效益主体型：包括山西、西藏、陕西、甘肃、青海和宁夏；社会效益主体型：包括重庆、四川。经济效益主体型的工程区，除内蒙古、新疆外，地处水热条件较好湿润半湿润区域，较好的气候为森林生长创造了条件，林木增长迅速，林木资源保有效益较突出。其中，内蒙古、新疆由于工程区内新增森林较多导致的经济效益突出。生态效益主体型工程区大多位于我国中部、西北部干旱半干旱区域，因环境的恶劣使得这些地方森林生长受到限制，森林游憩也未得到充分开发，生态效益更突出。社会效益主体型工程区只有2个省（市）份重庆和四川，其生态效益大、森林旅游开发较充分、森林蓄积增长量高，是工程实施的范例。天保工程区间综合效益的结构差异只是暂时的，经济效益增长速度较生态和设社会效益慢，随着工程持续实施各省生态和社会效益占比会逐渐增加构成综合效益的主体。
3. 结论与讨论
我们运用生态系统服务理论和生态工程效益的概念，结合天保工程的目标和前人的研究成果，构建了天然林资源保护工程综合效益评价指标体系和各指标评估及综合效益计算方法，对全国天然林资源保护工程综合效益和效益费用比进行评估研究。研究结果显示，2000～2015年天保工程综合效益高于总投资，工程呈盈利状态。四川综合效益最高，重庆市效益费用比最高。综合效益结构组成、投入产出比表现出了地域差异。全国尺度上，天保工程经济效益高于生态效益、高于社会效益。在省级尺度上，又表现出了地域分异性，形成了以经济效益>生态效益>社会效益在内的共4种效益结构。本研究通过工程区实际生态系统服务价值减去无工程情景天保工程区内服务价值得到生态工程实施带来的综合效益，以反映生态工程实际成效和效率，结果得出天保工程综合效益占工程区总服务价值的1.5%，生态效益占生态系统服务总价值的0.4%，工程带来的服务提升占比较低。天保工程综合效益评估一直是学术界的研究热点，生态学家开展了大量研究评估工程效益，不同研究间因评估对象、指标体系、核算方法和工程区界定间的差异，导致工程评估结果差距较大，见表5。
表 5 天然林资源保护工程效益评估研究区 t/a 评估对象 效益类型 主要指标* 主要结果 参考文献 中国 1999～2017 生态系统服务价值 生态 积累营养物质、净化大气环境等 2017年效益为79723.2×108元/a MAet al[37] 吉林（局部） 2004～2015 生态系统服务价值 生态 积累营养物质、净化大气环境等 2015年效益为1 553.99×108元/a 王慧等[38] 新疆 1998～2010 生态系统服务价值 生态 积累营养物质、净化大气环境等 2015年效益为174.09×108元/a 兰洁等[39] 山西 2016 生态系统服务价值 生态 积累营养物质、净化大气环境等 2016年工程区内生态效益为940.46×108元/a 范琳等[40] 社会 森林生态补偿资金、林业职工收入 2016年工程区内社会效益为22.35×108元/a 经济 林木产品价值、林副产品价值、林业产业价值 2016年工程区内经济效益为230.21×108元/a 山西 2010～2015 特定年份较基准年生态系统服务价值增量 生态 积累营养物质、净化大气环境等 2015年效益为319.41×108元 李娜娜等[41] 经济 林木产品效益、林副产品效益、职工年均收入等 2015年效益为96.6×108元 甘肃（局部） 2000～2010 特定年份较基准年生态系统服务价值增量 生态 涵养水源、保育土壤、固碳释氧等 2015年效益为174.85×108元/a 郭生祥等[42] 中国西南 1998～2008 特定年份较基准年生态系统服务价值增量 生态 涵养水源、保育土壤、固碳释氧等 2015年工程区内生态效益为21 106.2×108元/a 国政等[43] 中国 2000～2015 工程期内有无工程情景间生态系统服务价值增量 生态 涵养水源、保育土壤、固碳释氧等 2015年效益为1266.16×108元 本文 社会 森林游憩 2015年效益为554.35×108元 经济 木材资源保有 2015年效益为1430.15×108元 注：*为体现研究间的差异，该列主要列取了其他研究于本研究有差异的指标。 | Show TableDownLoad:
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根据评估对象可将现有研究分为2大类，一是对特定年份生态系统服务价值的评估，二是对特定年份较基准年生态系统服务价值增量的评估，通过对比表5中的研究，可以发现前者的评估结果显著大于后者，文献[37]研究结果是本文的62倍，在吉林、西南、山西和新疆的研究也高于本研究对应的区域，山西的两项研究之间差异也非常显著。将“工程区内特定年份生态系统服务”作为工程效益，忽略了未开展天保工程的林地虽然有可能退化，但仍可产生客观的生态系统服务，将自然本底和工程增益混为一谈会导致高估工程效益。保护性生态工程综合效益评估与修复性生态工程的差别也在此，退耕还林等以生态重建为主要手段的生态工程，原土地利用方式生态系统服务供给能力弱，工程的效益近似等于生态系统服务；而保护为主的这类生态工程在本无工程情景下也依然可以供给可观的生态服务，我们需要在效益评估中考虑这两类生态工程的差异。在工程效益结构上，本研究认为经济效益>生态效益>社会效益，而范琳、国政等人研究认为生态效益>经济效益>社会效益，这也是对效益认识不同造成的，对2000～2015年间天保工程区各种服务价值总量（而非效益）的结构进行讨论也可以得到和他们一样的结论如表3，生态系统服务价值结构为生态属性服务价值占主体（占总服务价值96%），以木材资源保有为主的经济属性服务价值次之（3%），以森林游憩为主的社会属性服务价值最低（1%）。
在指标体系构建上本文与前人研究存在差异，我们认为消减粉尘、滞纳污染物、调节气候等被生态系统服务最终产品：1）提高生物栖息地质量，保护生物多样性；2）提高森林游憩吸引力，增强森林旅游对游客的吸引力。我们为避免重复计算未对上述常用评价指标单独进行核算。在经济效益核算中，我们认为保护和恢复工程区内森林带来的蓄积增长是工程主要可核算的经济效益，但是森林资源一旦转为经济效益，其它调节功能也将随之消失，所以本文讨论的经济效益是一种潜在经济效益。
本研究主要的不确定性来源是无工程情景构建相对简单，即基于我国历史天然林变化趋势对无工程情景上限模拟（研究中为评估基准年2000年），认为无工程情况下工程区森林基本保持原状。但实际情况，森林生态系统恢复力可能高于或低于人类利用压力。当无工程情景中恢复力高于利用压力，森林生态系统处于恢复状态，本研究高估了工程效益；相反，本研究则低估了工程效益。本文还缺乏气候因素对工程效益影响的讨论，有研究指出工程区生态恢复成效实际受生态工程和气候变化两方面的影响[44]，并以我国三江源地区为例厘定气候因素对工程效益的贡献达30%。如何更准确设定无工程情景、厘定气候对工程效益影响，进一步对工程效益进行更加准确地评价，将是今后研究的一个重点。
我国生态工程投资来源单一、投入不足、资金配置依赖中央投入、地方和社会资金配置占比低、工程投资相对工程效益较少等问题[45- 46]。充足的资金对生态工程的持续性尤为重要，大量研究呼吁应加大投资力度、多元化资金渠道[3, 9, 47]。在2020年《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划（2021—2035年）》和2021年《中共中央关于制定国民经济和社会发展第十四个五年规划和二〇三五年远景目标的建议》中均对新时期生态保护和修复提出新的要求，要刺激社会资本进入生态保护与生态修复，建立和健全生态产品价值化途径。天保工程具有强公益性和外部性，生态产品实现方式主要为政府付费[48]，未建立起多元投入机制。2019年国家出台《天然林保护修复制度方案》明确提出要完善财政支持政策和多元投入机制，将外部环境成本内部化，避免市场机制失灵，激发工程参与者积极性。本研究通过效益评估帮助定位工程区可提供的生态产品及其价值，为确定生态产品利益相关者、进一步通过“使用者、受益者、污染者向保护者付费”付费模式构建生态产品交易平台和机制、生态工程的生态产品价值实现提供科学依据，保证工程实施、工程资金来源的持续性和保护者的积极性。本研究对天保工程效益核算从公共工程角度进行重新定义，评估结果相较于前人对付费者更公平和容易接受，可依据本研究结果为工程综合效益建立交易平台、政府进行生态补贴提供更合理的依据，为未来天保工程的进一步规划实施提供科学根据。
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图 1 温榆河公园大型底栖动物监测点分布
Figure 1. Distribution of macrobenthic monitoring sites in Wenyu River Park
图 2 温榆河公园大型底栖动物密度及物种数时间变化
Figure 2. Temporal changes in macrobenthic density and species numbers in the Wenyu River Park
图 3 温榆河公园大型底栖动物物种数及密度空间变化
Figure 3. Spatial variation in macrobenthic species numbers and densities in Wenyu River Park
图 4 温榆河公园各类物种的空间分布
Figure 4. Spatial distribution of various species in Wenyu River Park
图 5 温榆河公园各监测点B-IBI值及评价
Figure 5. B-IBI values and evaluation at each monitoring site in Wenyu River Park
图 6 各监测点大型大型底栖动物生物多样性指数
Figure 6. Macrobenthic biodiversity indices for each monitoring site
表 1 比值法计算15个参数分值的公式
Table 1. Formulae for calculating the scores of the 15 parameters by the ratio method
参数 计算公式 总分类单元数（M1） (13-M1)/(13-4) 软体动物分类单元数（M4） M4/3 甲壳类分类单元数（M6） M6/1 Shannon-Wiener指数H'（M7） M7/1.5 margalef丰富度指数d（M8） M8/1.85 pielou均匀度指数J（M9） M9/0.76 敏感类群分类单元数（M10） M10/2 耐污类群分类单元数（M11） (5-M11)/(5-0） 耐污类群百分比（M13） (0.75-M13)/(0.75-0) BI值（M14） (7.62-M14)/(7.62-3.59) 滤食者类群单元数（M15） M15/3 捕食者类群单元数（M17） M17/3 优势单元百分比（M18） (0.96-M18)/(0.96-0.31) 软体动物百分比（M21） M21/0.34 甲壳类百分比（M23） M23/0.2
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表 2 温榆河公园底栖各监测点的优势种及BI值
Table 2. Dominant species and BI values for each macrobenthic monitoring site in Wenyu River Park
监测点位 优势种 BI值 S1 环棱螺（Bellamya sp.）、四节蜉（Baetis sp.）、米虾（Caridina sp.） 4.58 S2 霍甫水丝蚓（Limnodrilus hoffmeisteri） 6.45 S3 闪蚬（Corbicula nitens(philippi)） 5.26 S4 蟌（Caenagrion sp.）、环足摇蚊（Cricotopus sp.）、四节蜉（Baetis sp.）、米虾（Caridina sp.） 5.57 S5 蟌（Caenagrion sp.）、四节蜉（Baetis sp.）、米虾（Caridina sp.） 7.62 S6 苇氏巴蛭（Barbronia weberi）、环棱螺（Bellamya sp.）、米虾（Caridina sp.） 5.42 S7 萝卜螺（Radix sp.）、蟌（Caenagrion sp.）、亚洲瘦蟌（Ischnura asiatica） 6.18 S8 四节蜉（Baetis sp.）、米虾（Caridina sp.） 5.16 S9 萝卜螺（Radix sp.）、豆螺（Bithynia sp.）、蟌（Caenagrion sp.）、米虾（Caridina sp.） 4.62 S10 亚洲瘦蟌（Ischnura asiatica）、猛摇蚊（Chironomus acerbiphilus）、雕翅摇蚊（Glyptotendipes sp.）、米虾（Caridina sp.） 6.78 S11 萝卜螺（Radix sp.）、亚洲瘦蟌（Ischnura asiatica）、米虾（Caridina sp.） 6.02 S12 多足摇蚊（Polypedilum sp.）、米虾（Caridina sp.） 4.64 S13 豆螺（Bithynia sp.）、蟌（Caenagrion sp.）、亚洲瘦蟌（Ischnura asiatica）、四节蜉（Baetis sp.） 4.16 S14 萝卜螺（Radix sp.）蟌（Caenagrion sp.）、亚洲瘦蟌（Ischnura asiatica）、四节蜉（Baetis sp.） 5.01 S15 八目石蛭（Herpobodella octoculata）、蟌（Caenagrion sp.）、米虾（Caridina sp.） 5.24 S16 圆扁螺（Hippeutis sp.）、蟌（Caenagrion sp.）、米虾（Caridina sp.） 4.30 S17 圆扁螺（Hippeutis sp.）、蟌（Caenagrion sp.）、四节蜉（Baetis sp.） 4.79 S18 圆扁螺（Hippeutis sp.）、四节蜉（Baetis sp.） 3.59
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