沉積物質量綜合評價及應用證據權重法的案例分析

蔣宇霞，劉有勝，應光國,*

1. 中國科學院廣州地球化學研究所 有機地球化學國家重點實驗室，廣州 510640 2. 中國科學院大學，北京100049

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沉積物質量綜合評價及應用證據權重法的案例分析

蔣宇霞1,2，劉有勝1，應光國1,*

1. 中國科學院廣州地球化學研究所 有機地球化學國家重點實驗室，廣州 510640 2. 中國科學院大學，北京100049

水體沉積物是水生生態系統重要的組成部分，沉積物污染將影響整個水生生態系統，因此有必要構建科學全面的水體沉積物質量評價方法，為環境污染修復與監管提供科學依據。已有文獻報道了多種沉積物質量評價方法。其中，證據權重法通過對不同的證據進行測定與整合，彌補了傳統評價方法的不足，可以對沉積物質量進行科學全面的評價。本文對證據權重法中化學分析、生物毒性和底棲生物群落結構3種證據的測量方法、賦權方法、證據整合與信息解譯方法進行了系統評述，并以淡水河為例介紹了用多目標決策理想點法(TOPSIS)整合數據進行沉積物質量綜合評價的方法。

沉積物質量評價；沉積物質量三元法；信息整合方法；證據權重法；多目標決策理想點法

水體沉積物是水生生態系統的重要組成部分，為底棲和浮游生物提供了生活場所和食物來源。各種致污物在表層沉積物中富集，在適當的條件下又能釋放到上覆水中，形成二次污染，影響水生生物的生長和繁殖等，同時也會通過食物鏈的傳遞影響整個生態系統的結構穩定和健康，因此受污染的沉積物已經變成環境監管和治理的重點。但是沉積物處于水體底部，導致對沉積物污染的觀察、測量、評價、修復(疏浚或覆蓋等)以及后續監測等既困難又昂貴[1-2]。因此對沉積物污染情況進行準確地測定與科學地評價，篩查真正受到污染并亟需進行控制和修復的沉積物具有重大的環境和經濟學意義。

雖然研究者提出了多種水體沉積物評價方法，但由于研究區域差異，迄今為止仍然沒有通用的評價決策方法[3]。沉積物質量評價方法一般可分為：化學方法、生物方法和生物化學方法三大類[4]。化學方法應用方便、直觀、成本較低，但也存在多個方面的不足：難以測定沉積物中所有致污物的濃度和所有條件的適宜性；沉積物中致污物的總濃度與其毒性效應水平不一定呈比例關系[5]；作為評價基礎的沉積物質量參考值(sediment quality guidelines, SQGs)通常會有25%甚至更大的誤差[6]。生物方法包括實驗室生物毒性實驗和底棲生物群落結構調查。生物方法能直接表明沉積物受污染的程度，但一般不能確證生物負效應的引發因子。實驗室生物毒性實驗排除了自然環境中干擾因子的影響，使致污物與毒性之間的關系更加明確，但不能完全代表實際環境的情況，也沒有充分考慮致污物的刺激作用，因此可能會過高或過低地評估毒性[7]。而底棲生物群落結構調查無法排除由化學脅迫以外的其他因子造成的影響。綜上可以看出，化學和生物評價方法都存在各種優缺點。由于水體沉積物具有復雜的物理、化學和生物特性，其質量評價應綜合考慮化學與生物評價的結果。因此有必要建立一套統一的沉積物化學分析、毒性實驗和底棲生物群落結構調查方法以及信息處理與解譯方法，以提高評價方法的準確度和可靠性。證據權重法(weight of evidence, WOE)能有效地整合各種數據而得出一個科學全面的評價結論，是沉積物綜合評價的最佳選擇[8]。

1 證據權重法介紹(Introduction of Weight ofEvidence Approach)

在風險評價中，WOE是考慮不同性質信息的優勢和劣勢從而對選擇方案的風險大小做出評定的過程[8]。50多年以來，證據權重這個詞頻頻出現在各個領域關于風險評價的各種出版物中。美國、加拿大、荷蘭和英國等國家已經把證據權重法應用到官方的沉積物風險評價指南中[9]。國內，吳斌等[10]對WOE在沉積物評價中的涵義和發展歷程有詳細的論述。WOE通過測定不同學科的證據線索(lines of evidences, LOEs)，并對其信息進行綜合，以全面評價沉積物質量。沉積物質量證據權重評價的一般流程如圖1，本文將按此流程進行討論。

1.1 證據線索的獲取

首先是證據的選擇。在沉積物評價領域，證據權重法的雛形是沉積物質量三元法(sediment quality triad, SQT)。三元法由沉積物化學分析，生物毒性和底棲生物群落結構這3個互補基元構成，已經被廣泛應用于沉積物的質量評價中[11]。但SQT并未局限于3個特定的LOEs，Chapman等[11]也鼓勵在三元法原有的多維框架上進行發展。目前已有多種替代的或額外的LOEs被提出并應用于SQT上：生物放大、上覆水質量、毒性鑒別評價法(TIE)、效應導向分析法(EDA)、生物標記物、底棲魚類組織病理學、細菌群落結構等[11-12]。使用一個新增的LOE時需要解釋清楚原因和使用方法。證據的選擇與沉積物的類型及評價目的都有密切的關系，如對于疏浚沉積物可以僅使用化學分析；要鑒別致毒原因可加上TIE；要評價沉積物對整個水體的影響要測定上覆水質量等。下面分別介紹3種常用證據。

1.1.1 化學分析

化學分析方法就是測定水體沉積物中致污物的濃度并與已有的SQGs進行比較，以濃度超過SQGs的物質的數量與超標程度評價沉積物質量。樣品的采集與致污物的測定都有國際標準可供參考[13]，我們需要確定的是參與計算的化學物質種類與數量、SQGs的選定以及數據的分析方法。研究表明，參與計算的化學物質并不是越多越好，而應選擇具有代表性的物質[14]。應用時可先選擇有相應SQGs的化學物質，然后用統計方法如主成分分析法選擇濃度差異較大的物質參與計算。Fairey等[14]]推薦使用一種標準的物質組合(如SQGQ1)以便比較不同的調查，并指出實際計算方法應根據研究區域污染的特異性作相應調整。

圖1 沉積物質量證據權重評價的一般流程Fig. 1 The flow chart of sediment quality assessment using weight of evidence approach

SQGs的選定：SQGs是為保護底棲生物和上覆水質量而設定的化學物質在沉積物中的濃度閾值。SQGs的建立方法有十多種，大致上可以劃分為兩類：經驗型，包括篩選水平濃度法(SLCA)、表觀效應閾值法(AETA)、效應范圍法(ERA)、效應水平法(ELA)和邏輯回歸模型法(LRMA)等；理論型，如相平衡分配法(EqPA)。這些方法都有自己的優缺點。目前采用較多的是雙閾值的經驗型方法[15]，因其確定了2個閾值和3個范圍，當污染物濃度低于雙值中的低值時，認為產生危害的可能性很小，幾乎可以忽略；當污染物濃度高于雙值中的高值時，則認為危害發生的可能性很高；如果污染物濃度在二者之間，則為灰色區域，表示會產生和不會產生不良生物效應的概率接近[16]。目前，研究人員應用這些方法建立了十多種SQGs[17-18]，然而每一種基準都有其優缺點，在具體應用時要從諸多的SQGs中選取最合適的基準用于質量評價是一個艱巨的任務，這在一定程度上限制了各個基準的應用。由于推導方法不同，同一物質的不同SQGs可能會相差幾個數量級[19]，因此不同SQGs區分有毒與無毒的能力差異很大[20]。相同SQGs應用的區域差異性也很大，迄今還不能通過現有的任何一種方法建立適用于全國或更大區域的SQGs[18]。直接采用一些根據特定區域建立的SQGs而不考慮環境的不同可能導致SQGs的不適用。

因此，超過了某種SQGs并不能說明樣品一定有毒，更不能指示毒性的來源，應該聯合使用多種SQGs從而為沉積物的毒性效應提供一個全面的指示[20]。目前應用較多的匯編了多種SQGs的兩種方法分別為平均沉積物質量標準商數法(mSQGQs)和一致性沉積物質量基準(CBSQGs)。mSQGQs為每種物質從已建立的各種SQGs中選擇一個預測能力最強的SQG來計算平均沉積物質量標準商數，不同物質的SQGs來源可以不同，從而使每種物質的效應都能得到最好的預測[20]。研究表明使用多種SQGs的預測效果要好于使用單一SQGs[20]。但對于不同研究區域，污染物的最適SQGs不同，實際應用比較困難。一致性沉積物質量基準通過求幾何平均值來整合現有的功能相近的SQGs來說明沉積物中致污物的效應。Swartz[21]首先算出多環芳烴(PAHs)的一致性基準；MacDonald等[19]算出了多氯聯苯(PCBs)等28種致污物的一致性基準；Vidal和Bay[20]算出有機氯農藥等11種物質的一致性基準。CBSQGs既解決了取舍的難題，又簡化了評價過程，提高了毒性預測能力，是一種值得推薦使用的SQGs[22]。

數據的分析：化學分析需要對數據進行整合，以便對超標的數量與程度進行定量。經驗型SQGs一般用平均沉積物質量標準商數法(mSQGQs)即沉積物中化學物質濃度與相應的SQGs之商的算術平均數。在計算樣品的mSQGQs時要注意幾個問題：1) SQGs商數之和與平均值都可以作為評價的指數，但當不同樣品所測量的物質數目不一樣時，商數之和會有差異，缺乏可比性。2) 將樣品的mSQGQs與文獻中建立的表征沉積物毒性發生概率和mSQGQs的對應關系進行比較，從而確定樣品的風險水平是否在可接受的范圍[14]。一般至少設2個臨界值，低于一級臨界值(如0.1)表示樣品是無毒的，高于二級臨界值(如2.0)表示樣品是有毒的。3) mSQGQs的結果是單一的指數，應用方便，其缺陷是：臨界值的確定難以達成一致；信息過度壓縮；不能反映所有物質的影響；不能表征毒性效應與具體某種物質之間的對應關系。

1.1.2 生物毒性

生物毒性實驗以生物體為對象，通過各種暴露途徑進行毒性測試，被認為是沉積物毒性綜合評價必不可少的一部分。生物毒性實驗的結果受實驗條件、受試生物、效應終點等因素的影響而可能出現假陽性，因此，毒性測試需要有標準化的方法。由于資源和時間的限制，毒性測試無法針對所有的生物，因此一般采用復合定制方法來設計測試組，即常用的標準方法加上針對所關注的物質、靈敏度高的測試方法[23]。

受試生物的選擇：沉積物毒性測試常用，但不僅限于底棲無脊椎動物作為受試生物。為了保證毒性評價的可靠性，Beketov等[23]建議用幾種不同營養級的、對污染物吸收途徑不同的生物組成受試生物系列，如細菌、真菌、植物、無脊椎動物和脊椎動物等。該方法綜合考慮了不同的暴露途徑、受體和行為模式等因素的影響，既可進行快速篩選，又可進行長期效應的觀察[24]。目前應用較多的受試生物有：搖蚊幼蟲、夾雜帶絲蚓、端足類淡水蝦、顫蚓、大型蚤、蜉蝣幼蟲、發光菌和斑馬魚胚胎等[23, 25]。

測試終點的選擇：毒性實驗的測試終點應該靈敏、準確、可比較、可重現并能清晰地指示受試物種的種群動態。常用的終點有致死終點如存活率，亞致死終點如個體生長、繁殖和行為表現，生理生化反應終點如基因表達變化和代謝變化。最常用的是存活率，因為它和野外條件下種群的變化有很明顯的關系。Ingersoll等[26]認為亞致死效應能夠提供更靈敏、更具保護性的測量結果。最常見的是用10 d的急性實驗測存活率和用4～6周的慢性實驗來測存活率、生長和繁殖[12]。

試驗相的選擇：沉積物的異質性會導致污染物以不同的形態存在并明顯地表現出不同的生物可利用性和毒性，因此進行毒性測試時要充分考慮試驗相的選擇問題。沉積物試驗相通常包括全沉積物、孔隙水和復溶水。全沉積物在采集和處理過程中引入的人為干擾最小，被認為是最適合評價沉積物質量的試驗相。孔隙水是一個重要暴露途徑，但存在局限性：難以獲得；提取后孔隙水性質會發生變化；在僅有孔隙水而沒有沉積物的體系中，一些底棲動物可能會不適應；降低了攝食暴露這一途徑的影響[12]。因此單獨用孔隙水來評價可能會高估水溶性物質的毒性而低估了疏水性物質的毒性。復溶水實驗一般只用于特殊的場合，如評估沉積物被底泥疏浚、洪水和航運等擾動后的風險。

毒性表征：在毒性測試中一般把樣品的測試終點與陰性控制的進行比較后分析出樣品毒性效應的大小[24]。然而有學者認為在進行沉積物質量評價時，樣品與對照點沉積物之間的比較才是合理的，因為對照點說明了一個地區的沉積物在未受污染時的一般情況[3]。因此可用測試樣品與實驗室控制比較得出絕對毒性，再與對照點的絕對毒性比較來說明沉積物是否因受到外來污染而毒性增強。對照點應具有以下特點：遠離污染源且水文地理位置具有代表性、沉積物物理特性與常作為污染物的匯的沉積區相似、人為污染物含量低于相應的SQGs、底棲生物分布正常以及生物毒性效應低[27]。除選定對照點外，還需要設定區分自然變異與毒性效應的閾值。對于這方面的研究比較多，但還沒有通用的方法。H?ss等[24]認為急性致死測試的測試終點與對照點有顯著性差異且差異大于20%是有毒的，并提出了計算亞致死終點的毒性閾值的方法。Hunt等[27]根據對照點的毒性數據設計了一條公式來計算受試生物的耐受限，當用公式算出的耐受限太高時用可檢測差異來代替。Reynoldson等[28]用對照點毒性數據的平均值和標準差建立了沉積物毒性反應的3個類別：無毒的、可能有毒的和有毒的。

上面綜述的方法都只評價了樣品某個終點的表現，還需綜合各種效應終點對沉積物毒性做出整體的評價。Hartwell等[6]用多個毒性終點的嚴重性和響應的百分比來給每個樣點進行打分，從而評估樣點的毒性程度。Reynoldson等[28]用不同的方法整合各種毒性終點。前兩種是以給每個毒性終點打分為基礎的，方法一用1個樣點的毒性終點分值的中位數所處的類別代表該位點整體所處的類別，方法二把1個樣點的毒性終點分值平均值與對照點的平均值和標準差比較，確定了4個毒性等級。方法三選擇非度量多維尺度法和歐氏距離，讓樣點在相同的排序空間上與概率橢圓進行比較。結果證明方法三適用性更強。

1.1.3 底棲生物群落結構

研究生物群落結構可能是評價水生環境中多重脅迫共同效應的最好方法[29]，因為它能夠敏感地反映脅迫引起的生態功能的變化。表征底棲生物群落結構變化的方法有[12]：1) 單變量方法，如指示生物法和多樣性指數；2) 圖形或分布式方法，用圖形描繪物種的相對豐度等指標，如占優曲線；3) 多變量方法，用多物種的多種指標共同來比較群落結構。單變量方法和分布式方法都不具有物種特異性，并且過于簡單化，難以反映復雜的生態系統的實際情況，因而需要用多變量方法。多變量方法有：分類法，即根據采樣點的共同物種組成建立的樹狀圖；排序法，即畫在同一坐標系統上的對照點與受污染點之間的關系圖；多維尺度分析；生物完整性指數[12]。

生物完整性指數(index of biological integrity, IBI)是一種能把群落結構與環境污染聯系起來的多變量方法，在多個國家廣泛應用，并衍生出多種形式[30]。IBI從魚類發展而來，并應用于其它分類單元或者聯合了不同分類單元對生態環境做出全面的評價。常用的分類單元有魚、無脊椎動物、硅藻屬和大型水生植物等[30]。魚作為生物指示物的優點是：有不同的種類、位于食物鏈的頂端及相關資料豐富等。大型底棲無脊椎動物作為生物指示物的優點是：體形較大、生活周期較長、運動能力較弱、對污染反應較為敏感。

雖然有些河流已經建立了完整性指數，但世界上沒有兩條完全相同的河流，不同時間的生境、理化條件和污染等情況都會對完整性產生影響。因此評價時需要重新篩選生物指標進而構建完整性指數。在建立過程中需要注意幾個問題：1) 對照點的選定非常重要，選定時要從多方面進行考慮，如水質和棲息地數據、環境條件和水生生物的歷史數據、IBI的分值、人類居住和干擾的梯度變化等。但IBI所使用的對照狀態迄今還沒有統一的評定標準[30]。2) 指標選擇，理想的指標特征包括：不同位點間數據有足夠的差異、重現性好、對脅迫的響應能力強、與其它指標相獨立，還要具有敏感性、可比性、準確性和實用性[31-32]。3) 指標打分，打分方法很多[32]，主要分為離散打分(三分法和四分法)和連續打分(連續賦值法[31]和比值法[33])。離散打分可以增加IBI的差異性，但區分生態條件等級的能力不足，并且具有主觀性。連續打分法避免了主觀性還具有一致性和重現性，使得結果容易解釋和便于他人使用，因此很多學者主張用連續打分法[30]。所有指標的分值相加得樣點的IBI值。4) 整體評價標準的劃分，目前還不存在一個統一的劃分標準。一般是以參照點IBI值的25%分位數或所有樣點IBI值的95%分位數作為健康的標準，小于健康標準的再三等分，共分4級。

1.2 權重

在一個WOE框架內，不同LOEs對整體結論的貢獻是不一樣的，所以要給證據賦權。賦權是WOE方法中很重要的一個部分，包括給每項證據賦權和給每種證據賦權。每項證據的賦權方法可分為定量和定性兩類，結合使用更佳[34]。定量賦權根據證據與對照、控制等的偏離程度用統計方法如均方差法、主成分分析法、離差最大化法、熵值法、因子分析法等算出，也叫客觀賦權。定性賦權可以通過質量準則和專業判斷來確定，如德爾非法、層次分析法、專家調查法等，也叫主觀賦權。定性權重一般考慮實驗設計合理性、生態相關性、代表性、方法穩健性、解釋的清晰性、持續性、響應一致性和潛在的偏見等。雖然定性賦權具有特異性，但提供了一個準則列表的標準化的賦權方法還是有參考意義的，如McDonald等[35]和Critto等[36]提出的定性賦權方法。給一類證據賦權要考慮3個方面[34]：1) 不同種的證據可能有不同的固有權重，如底棲生物是沉積物污染的最直接受害者與反映者，應以其群落結構的好壞作為沉積物質量評估的根本依據，所以底棲生物群落結構的權重應該最大，生物毒性測試的次之，化學分析的最小[37]；2) 某一類證據中的每項證據的強度和質量；3) 某一類證據中的每項證據的個數。要注意的是賦權不一定能夠提高結論的準確性，事實上，評價者把個人觀念加諸于WOE方法上可能會降低準確性[38]。定量賦權比較可信，但是定性賦權方法沒有強大的理論基礎因而不一定能改善決策。

1.3 證據整合與信息解譯方法

由于WOE方法聯合了多學科的LOEs且不同LOEs可能會指向不同的結論，因此需要有效的方法來綜合大量的證據形成一個關于風險的總體的結論。整合各種證據的方法很多，可分為定性和定量兩類。定性方法只是擺出各種證據而沒有進行整合或者只是基于定性的考慮將證據按一個標準的評價方法進行整合。定量方法通過加權、排序、指數、結構化決策或統計模型對各種證據進行整合[39]。雖然沒有可以完整地表征WOE方法的分類系統，Linkov等[39-40]根據Weed[38]和Chapman等[41]的研究提出一個較全面的分類系統。表1按由偏定性到偏定量的順序列舉了常用的WOE信息整合與數據解譯方法。

整合方法的選擇：定性方法一般用于只有少許證據或有一個優勢證據存在的情況，最常用的是帶有決策矩陣表的最佳專業判斷和帶有決策框架的邏輯方法。定量方法適用于系統很復雜或有許多LOEs要整合的情況。雖然所有的WOE方法都會包含定性和定量的考慮，綜合評價指標體系的復雜性決定了這個方法越來越側重于定量。定量方法包括單變量方法，即用單因素方差分析來比較單個指標在不同樣點間的差異；多變量方法，即用多因素分析方法來比較某種LOE與對照的差異以及不同種LOEs之間的關系[47, 50]；薈萃分析，即用統計的方法綜合相似的研究數據得出結論[38]；多屬性決策分析[40]。

多屬性決策分析(multi-criteria decision analysis, MCDA)主要解決具有多個屬性(指標)的有限決策方案的排序問題。MCDA方法在環境科學領域的應用中，層次分析法和級別高于方法(outranking)應用得比較多[51]。MCDA方法在沉積物質量評價中的應用可概述為：每個采樣點作為一個可供選擇的方案，致污物濃度、毒性實驗終點值和底棲群落結構指數共同組成指標體系，用SQGs和對照點的數據等算出指標的表現值然后用所選的MCDA方法賦權并整合所有指標表現值成為一個最終評價值，將所有最終評價值排序，排名越前的樣點質量越好[9]。MCDA的優點有：方便構建；可以建立在其它WOE方法上；可以把專家判斷限制為建立單個LOE的權重；決策過程透明[40, 51]。因此MCDA是很好的整合不同證據的方法。

近年來基于水體存在模糊性、隨機性、灰色性、非線性等特殊情況，以現代數學理論和計算機技術為基礎的模糊綜合評判法、未確知測度模型、灰關聯分析方法、物元分析法、人工神經網絡、投影尋蹤綜合評價法、多目標決策理想點法等現代系統方法逐漸發展起來，為新的水質評價方法的產生提供了理論和技術支持，并在地表水環境綜合評價中得到了廣泛應用。而沉積物質量評價還很少采用這些現代系統方法，因此這將是一個很好的發展方向。

2 證據權重法的應用案例(Case Study of Weight ofEvidence Approach)

近年來，各個國家用證據權重法對不同生態系統進行生態風險評價的實際案例非常多。Regolia等[52]用一個軟件模型整合化學物質濃度、生物可利用性和生標數據評價了哥斯達黎加康科迪亞沉船事件帶來的風險，結果是風險不大。Khosrovyan等[53]用兩種方法整合化學物質濃度、理化參數和生物毒性數據評價了西班牙4個商業港口的沉積物的風險：一種用西班牙疏浚物管理框架中的決策框架來對沉積物進行分類，另一種用主成分分析法來分析毒性數據并分析其與化學數據的關系，最終得到類似結果。Sorvari等[9]用MCDA方法整合SQT的數據評價了芬蘭一個廢棄的垃圾填埋場的生態風險。Cox等[54]用一種多變量方法典型判別分析整合SQT和生物放大數據評價了美國羅亞爾島國家公園碼頭的沉積物生態風險，結果證明人為來源的PAHs是主要的污染物，但濃度不是很高。Wolfram等[46]用一種打分系統整合SQT的數據評價了歐洲3條河流中化學污染物對底棲無脊椎動物的影響。Carreira等[55]用主成分分析法等多變量方法整合化學物質濃度和生標數據評價了葡萄牙南部3個海岸帶生態系統(2個河口和1個濱海瀉礁湖)的污染狀況，結果表明3個系統的沉積物污染高度異質性。

表1 WOE信息整合與數據解譯方法

由上述案例可以看出用證據權重法進行沉積物質量評價可以有多種形式，不同的形式可能產生不同的評價結果。根據對證據權重法的綜述，我們以東江流域淡水河上中下游7個采樣點(S1～S7)為例闡述一種評價形式作為參考(數據見表2和表3)：1) 根據相應的指導文件進行樣品采集與前處理[13]。2) 測量PAHs和重金屬的濃度并用主成分分析法選擇濃度差異較大的4種PAHs和4種重金屬參與計算(受實驗條件所限，化學物質選擇并非最佳，根據Fairey等[14]推薦的SQGQ1選擇物質會更好)。3) 進行斑馬魚胚胎全沉積物實驗、綠藻全沉積物實驗、發光菌孔隙水實驗，把終點結果與實驗室控制比較算出魚類致畸性指數(FTI)、綠藻生長抑制率和發光抑制率。4) 進行野外底棲生物群落結構調查，算出種類數、均勻度、Margalef豐富度指數、多樣性指數和總生物量(受實驗條件所限，指標選擇并非最佳，根據Stoddard等[31]介紹的方法篩選指標效果更佳)。5) 用多目標決策理想點法(TOPSIS)對上述所得數據進行整合：a. 增加兩個虛擬的樣點：比較點1由CBSQG-TECs[19]和其它指標的理論最差值的0.2倍構成，用作低風險與中等風險的界點；比較點2由CBSQG-PECs[19]和其它指標的理論最差值的0.5倍構成，用作中等風險與高風險的界點；b. 原始數據同趨化，把高優指標向低優指標轉化；c. 用極差法將數據歸一化；d. 賦權，化學物質濃度權重為1，毒性終點權重為1.2，底棲生物群落指標權重為1.5；e. 歸一化數據與權重相乘；f. 確定正理想解Z+(每個指標的最大值)和負理想解Z-(每個指標的最小值)；g. 計算每個樣點到正負理想解之間的歐氏距離d+和d-；h. 計算每個樣點與正理想解的相對接近度；i. 根據相對接近度對樣點進行排序，根據排序結果，對所有采樣點進行風險等級評定。由計算結果可以看出，淡水河7個采樣點都屬于中等風險，其中S1和S6風險較低，S2和S3風險較高，比較符合實際的觀察結果，因此用TOPSIS來整合數據進行綜合評價是一個可行的方法。

3 存在的問題與今后發展方向(Present ProblemsAnd the Future Direction)

用證據權重法能夠更全面地評價沉積物質量，但也存在其自身的局限性。有人認為WOE復雜、昂貴、耗時間、不嚴謹，沒必要使用多種證據[34]，所以回歸到關注單個物質濃度或底泥疏浚。另外，證據權重這個詞似乎給評價結果帶來很高的確定性，但事實上樣品的采集、測定及結果分析過程都會帶來很大的不確定性。因此近十年來沉積物綜合評價發展緩慢，我國對沉積物質量綜合評價的研究尚處于起步階段。由于沉積物污染的復雜性，僅通過單一的評價方法無法準確評價沉積物質量，從而導致監測和修復的管理措施缺乏針對性。因此需要大力發展綜合評價方法，簡化評價步驟、降低評價費用的同時提高評價的準確性。努力的方向有：提高野外試驗方法的靈敏度和實用性；確證生物標志物與種群及群落效應之間的關系；建立新興污染物的SQGs；發展被動采樣等快速監測技術；發展能自動分析環境與效應關系的評價模型，通過輸入特定地區的地球化學條件與污染監測數據之后可以得出符合該地區特殊狀況的評價結果。

表3 用多目標決策理想點法進行淡水河沉積物質量綜合評價的結果

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Integrated Sediment Quality Assessment: A Case Study Based on Weight of Evidence Approach

Jiang Yuxia1,2, Liu Yousheng1, Ying Guangguo1,*

1. State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

Received 26 July 2014 accepted 16 September 2014

Sediment is an important part of aquatic ecosystems, and its pollution can affect the health of the whole ecosystem. Therefore, it is essential to develop a proper sediment quality assessment method, which can facilitate pollution control, and provide a scientific basis for further remediation of contaminated aquatic environments. Various sediment quality assessment methods have been proposed in the past. Among those assessment methods, weight of evidence approach measures and integrates different lines of evidences, which can make up the drawbacks of those traditional simple evaluation methods and provide scientific and comprehensive evaluation of sediment quality. This paper introduced the three major lines of evidences including sediment chemistry, toxicity and benthic community, as well as weighting methods and relevant information integrating methods. A detailed procedure of sediment quality assessment was introduced here with Danshui River as an example by using technique for order preference by similarity (TOPSIS) to integrate data.

sediment quality assessment; sediment quality triad; information integrating methods; weight of evidence; technique for order preference by similarity

國家自然科學基金廣東省聯合基金(U1133005)

蔣宇霞(1988-)，女，碩士研究生，研究方向為生態毒理學，E-mail：jiangyuxia3@foxmail.com

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: guang-guo.ying@gig.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897-20140726001

2014-07-26 錄用日期：2014-09-16

1673-5897(2015)3-071-12

X171.5

A

應光國(1964-)，男，博士，研究員，博士生導師，主要研究方向為污染物化學和生態毒理。

蔣宇霞, 劉有勝, 應光國. 沉積物質量綜合評價及應用證據權重法的案例分析[J]. 生態毒理學報, 2015, 10(3): 71-82

Jiang Y X, Liu Y S, Ying G G. Integrated sediment quality assessment: A case study based on weight of evidence approach [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(3): 71-82 (in Chinese)