基于大型底栖动物完整性指数与综合生物指数的水生态评价

姚 琦,黎明杰,麻 林,唐 哲,朱 熠,刘阳圆,蔡永久,燕文明,张 又*,李宽意(.河海大学水灾防御全国重点实验室,江苏 南京 0098；.中国科学院南京地理与湖泊研究所,湖泊与环境国家重点实验室,江苏 南京 0008；.湖南省水利厅,湖南 长沙 0007；.湖南省水文水资源勘测中心,湖南 长沙 0007)

目前,河湖健康评价的方法主要包括综合指标法、模型模拟法、水化学评价法、生物指示法等[1-3],其中生物指示法主要利用对环境污染敏感或有较高耐受性的物种存在或缺失来指示水体的清洁情况.在众多水生生物中,大型底栖动物(以下底栖动物)长期与河湖底泥密切接触,影响着水-沉积物界面的物质交换,且生命周期长、活动范围小,当水体受到污染时,生物群落结构和物种组成将发生明显变化[4-5].目前基于底栖动物的水质生物学评价指数主要有Shannon-Wiener 多样性指数、BI(Biotic Index)指数、FBI(Family Biotic Index)指数、BMWP(Biological Monitoring Working Party)指数、GI(Goodnight-Whitley Index)指数、生物学污染指数(BPI)等[6-9],由于这些生物指数的构建原理和计算方法各不相同,且各流域环境和生物资源情况不同,因而部分指数在水生态健康评价时无较为明确的统一标准,时常会因相关人员主观性划定评价标准而影响评价结果.

熵值大小可以度量数据有效信息的多少,熵权法理论上是一种效果较好的客观确定评价指标权重的方法,在水质生物学评价中,可尝试根据各项生物指数的差异程度,确定不同指数的权重,计算综合生物指数(CBI)来降低单一评价法带来的干扰,且结合综合营养状态指数TLI(∑)、水生态环境质量综合指数(WQI)的等评价水质结果能较好的验证熵权法的可行性[10-11].生物完整性指数(IBI)通过多种生物指数来表征生态系统的完整性,相较传统的水质监测能更加全面和客观地体现水环境的健康程度,学者将完整性指数不断应用于评价溪流、海湾、湖泊、湿地等各种水体的健康状况[12-14].在国内,王备新等[15]最早构建 B-IBI 指数用于安徽黄山地区的溪流健康评价,此后陆续在辽河、太湖、鄱阳湖[16-18]等流域应用底栖动物完整性指数开展科学健康评价,均取得了较好的应用成果.

洞庭湖是长江中下游重要的淡水湿地,因常年的泥沙淤塞、围垦造田,洞庭湖被分割为东洞庭湖、南洞庭湖和西洞庭湖三大湖盆[19].东洞庭湖气候适宜,不仅是鱼类洄游和繁殖的场所,也是多种珍稀候鸟的越冬地,还是国际重要湿地名录收录的湖泊湿地之一.近年来,受农业面源污染、采矿挖沙、围网养殖、工业污水排放等人为影响,东洞庭湖曾爆发过蓝藻水华,水生态环境有恶化的趋势,学者们从水质评价[20]、沉积物污染风险[21]、浮游藻类[22]等方面对湖区生态状况开展了研究,但以底栖动物为指示物种的东洞庭湖水生态健康研究鲜见报道.本研究尝试通过熵权法对常见的Shannon- Wiener 指数、FBI 指数、BMWP 指数和BPI 指数进行加权构建综合生物指数进行评价,并与底栖动物完整性指数等评价结果进行验证分析,探讨熵权法在综合各种生物指数和统一评价标准进行水生态健康评价的可行性,以期为东洞庭湖保护区的治理与发展提供参考.

1 研究区域与方法

1.1 研究区域概况

东洞庭湖位于洞庭湖流域东北角(28°59"N～29°38"N,112°43"E～113°15"E,图1),是洞庭湖的本底湖[23],年平均气温17 ℃,总降水量1200～1300mm,湖区水位呈现涨水为湖,退水为洲的特征.在东洞庭湖区均匀布设10 个监测点(S1～S10),于2021 年9 月(秋季)和2022 年3 月(春季)采集水样和底栖动物样品,春季采集了底泥样品进行沉积物参数分析.

图1 东洞庭湖研究监测点分布Fig.1 Distribution of sampling sites in the East Dongting Lake

1.2 样品采集与分析

使用便携式水质参数仪(YSI ProQuatro)现场测定水温(WT)、pH 值、电导率(Cond)、溶解氧(DO),参照《水和废水监测方法》等标准在实验室测定水样的氨氮(NH3-N)、总氮(TN)、总磷(TP)、高锰酸盐指数(CODMn)、叶绿素a(Chl-a)、沉积物中总磷(STP)和总氮(STN)等. 底栖动物采样通过 1/16m2改良的彼得森采泥器采集,每个监测点采集6 个样方后混合成一个样品,初步冲洗后在白瓷盘中进行挑拣,并用75%浓度的酒精固定保存,带回实验室进行后续鉴定、计数与称量,其中软体动物鉴定到种,水生昆虫(除摇蚊科幼虫)鉴定到科或属,寡毛类和摇蚊科幼虫鉴定到属.

1.3 数据处理与统计分析

从水体综合状态、沉积物污染状况、物种组成情况、生物耐污能力4 个方面进行研究指数的分析和计算,其中物种多样性分析在Past 2.0 中计算,样点布设图绘制与空间分布插值分析在Arc GIS 10.7中进行,相关分析和显著性检验基于SPSS 26.0,其它图表绘制与预处理在Origin 2021 和Excel 2019中进行.

1.3.1 水体综合状态 综合营养状态指数:

式中:TLI(j)代表TN、TP、COD、SD、Chl-a 等5个分参数的营养状态指数;Wj为第j 种参数权重,详见文献[24].

水生态环境质量综合指数:

式中:xi为BMWP、FBI 指数和TN、TP 指标隶属于5 个评价等级的赋分值(1～5 分);wi为评价指标权重(考虑等权重),详见文献[25].

1.3.2 沉积物污染状况

式中:F 为沉积物中STN 和STP 平均值,FMax为二者中较大者,FF < 1.0 为清洁,1.0 ≤ FF ≤ 1.5 为轻度污染,1.5 < FF ≤ 2.0 为中度污染, FF > 2.0 为重度污染,详见文献[26].

1.3.3 物种组成情况 优势度值Y:

Margalef 丰富度指数:

Shannon-Wiener 多样性指数:

Simpson 优势度指数:

Pielou 均匀度指数:

式中:ni为第i 种的个体数,N 为所有种的个体总数,fi为第i种出现的频率,S为总物种数,详见文献[27-31].

1.3.4 生物耐污能力 属(科)级耐污指数:

式中:ni为第i 种的个体数,N 为所有种的个体总数,ti为该属(科)的耐污值[32].

BMWP 指数:

式中:Fi为该科下物种的敏感值,详见文献[6].

BPI 指数:

式中:N1为寡毛纲、蛭纲和摇蚊科幼虫密度;N2为多毛纲、甲壳纲、水生昆虫(摇蚊除外)密度;N3为软体动物密度,详见文献[33].

1.4 B-IBI 指数构建方法

1.4.1 参照点的选择 目前在我国的大中型流域中很难找到理想的参照点,本研究参照其他河湖对参照点的选择标准以及相关规范[16,34-35],选择以水质等级为III 级以上;2 个季度WQI 指数均在3 以上;无明显的土地利用、船只干扰较少的点位定为参照点,其它点位则定为受损点.

1.4.2 构建B-IBI 指数步骤 选取反应群落5 类综合特征且较为敏感的25 个候选参数(表1),B-IBI 指数评价水生态健康包括3 个步骤:(1)分布范围分析,筛选掉0 值过多或标准差过大的参数;(2)判别能力分析,比较参照点和受损点候选参数箱体四分位范围的重叠程度,选出没有重叠或有部分重叠,但中位数均在对方箱体范围之外,即IQ(Inter-Quartile)值≥2的参数;(3)相关分析,相关系数|r|>0.75的参数反应生物信息大部分重叠,保证描述全面性的前提下选择参数之一即可.

表1 东洞庭湖B-IBI 指数的候选参数Table 1 Candidate parameters of B-IBI index in the East Dongting Lake

1.4.3 B-IBI 分值计算 采用比值法统一量纲,随干扰增强而变化的正向和负向的候选参数分别以全部点位95%分位数和5%分位数作为最佳期望值,具体参考公式(12).各分值累加得到B-IBI总值,选取全部点位的95%分位数作为健康阈值,小于此阈值部分利用四等分法分级,共分为健康、亚健康、一般、较差和极差5 种健康状态.

式中:Xn、Xmax、X0.95、X0.05依次为参数实际值、最大值、95%、5%分位数值.

1.5 综合生物指数构建方法

1.5.1 综合生物指数计算(1)极差法标准化处理.

(2)计算评价指标的熵值:

(3)计算评价指标熵权:

(4)加权求得综合生物指数:

式中aij、bij为第i 个监测点第j 种生物指数的计算值和标准值,ej为第j 种生物指数的熵,其值越小,说明指标变异程度越大,提供信息量越多,wj为第j 种生物指数的权重,CBI 为综合生物指数,Bj为各指数标准化数值.

1.5.2 水质生物学评价标准 单一生物指数选择Shannon-Wiener 指数、FBI 指数、BMWP 指数和BPI 指数并结合调查实际情况和相应标准适当调整后对水体环境质量进行评价[15,36-37].通过上节中的公式(13)～(16)确定上述4 个指数的权重,各单一指数加权计算后累加得到综合生物指数CBI,尝试按CBI值属于0～1 内均分的5 个范围来确定东洞庭湖水生态健康评价标准,评级划定后依次表征健康、亚健康、一般、较差、极差5 种状态(表2).

表2 东洞庭湖生物指数评价标准Table 2 Assessment standard for biologic index in the East Dongting Lake

2 结果与讨论

2.1 底栖动物群落结构特征

两次调查共采集到底栖动物49 种,隶属于3 门6 纲20 科,摇蚊幼虫和软体动物种类最多,分别有19和13 种.其中秋季采集到底栖动物27 种,分属于14科24 属,摇蚊科幼虫最多共11 种,软体动物9 种,水生昆虫类和寡毛纲较少,分别为2 种和1 种.春季采集到底栖动物33 种,分属于17 科30 属,同样以摇蚊科幼虫和软体动物居多,分别为11 种和10 种,寡毛纲和蛭纲最少,均为2 种.秋季的优势种为雕翅摇蚊属(Y=0.108)和黄色羽摇蚊(Y=0.026),春季的优势种为雕翅摇蚊属(Y=0.141)和梯形多足摇蚊(Y=0.029).

总的来看,S9 点位密度最大,为82.09ind./m2,其他点位密度相差不大,秋季和春季底栖动物总密度均值分别为34.62、42.13ind./m2,除S10 和S5 以外,大部分点位以2021 年秋季密度偏大.秋季和春季的生物量均值分别为6.87、9.63g/m2,生物量的空间差异较为明显,以靠近出湖河道点位较高.

从空间来看,S1、S2、S5、S9 点位的物种多样性相对较大.Simpson 优势度指数变幅0.06～0.84,均值是0.56,最大值出现在S2;Margalef 丰富度指数变幅为 0.22～2.12,均值为 1.05,最大值出现在 S9;Shannon～Wiener 指数变幅为0.16～2.02,均值为1.09,最大值出现在S9;Pielou 均匀度指数变幅为0.15～1,均值为0.80, S1～S5 点均匀度都接近1,春季多样性指数整体略高于秋季.

2.2 B-IBI 指数评价结果

2.2.1 参照点选取 根据参照点的选择标准,以两个季度对应数据并结合WQI 指数进行筛选,选择S1、S2、S5 和S9 作参照点,其余为受损点,依次用各季度采集的底栖动物数据进行完整性指数的构建,并进行对比分析.

2.2.2 筛选候选参数 对2021 年秋季25 个候选参数进行分析,箱体图IQ≥2 的参数共计8 个(图2),包括M1、M3、M9、M13、M14、M16、M22 和M24.对这8 个参数进行正态分布检验,通过Spearman 相关分析删去相关系数r≥0.75 的参数,最终M3、M9、M13 和M22 参数为构成秋季B-IBI 的核心参数.2022 年春季25 个候选参数箱体图IQ≥2 的参数共计9 个(图2),包括M1、M4、M6、M7、M13、M16、M18、M22 和M24.对这8 个参数进行正态分布检验,通过Spearman 相关性检验筛去相关系数r≥0.75 的参数,最终M6、M13、M16 和M24 参数构成2022 年春季B-IBI 的核心参数.

图2 秋季和春季候选参数箱体图分析Fig.2 Boxplots based on analysis of candidate parameters in autumn and spring

图3 秋季和春季B-IBI 指数箱体图分析Fig.3 Boxplots based on analysis of B-IBI in autumn and spring

2.2.3 评价结果 2021 年秋季各点的B-IBI 值的95%分位数为3.09, 2022 年春季各点的B-IBI值的95%分位数为3.75,具体评价等级见图4c、d.从空间来看,参照点除S5 以外健康程度较高,受损点S4 和S8 评价结果为一般,S3 和S6 评价为较差,S7 和S10 评价结果为极差,从时间来看,秋季的B-IBI 指数平均值为2.26,状态为一般以下的点位有2 个,春季的B-IBI 指数平均值为2.08,状态为一般以下的点位有5 个,总的来看湖体状态多处于一般状态,春季被划分为较差或极差等级的面积比例较大.

图4 CBI 和B-IBI 指数评价结果Fig.4 Evaluation results of CBI and B-IBI

图5 综合生物指数的线性相关分析Fig.5 Liner rank correlation analysis of comprehensive biological index

2.3 基于多种方法的水质状况研究

2.3.1 富营养化和沉积物污染评价 由图6a 可见,两次采样S1、S2、S4 和S6 点位均保持中营养状态,S3、S9 出现了一次轻度富营养化,S5、S10在春季为中度富营养化,S7 和S8 点位2 个季度均呈现出轻度富营养化的状态,10 个点位富营养化的比例达到了40%,这些点多表现为TN 超标,多数低于IV 类水标准.由图6b 可见,6 个点沉积物处于中度污染以上,只有S1、S4、S8 和S9 监测点的FF 值对应的污染程度较低,但是,整体监测结果低于发生有机污染的阈值,本次调查期间可能未受到明显的有机污染.

图6 营养状态(TLI 值)和沉积物综合污染值(FF 值)Fig.6 Eutrophication status(TLI) and comprehensive pollution value of the sediment(FF)

2.3.2 单一水质生物指数评价 各水质生物指数评价原理和标准不同,导致了单一生物指数评价结果不完全相同(表3),以两次季度采样汇总计算结果来看,S1、S2、S9 靠近出湖河道处健康和亚健康的比例较高,而 S5、S6 多评为一般状态,S3、S4、S7、S8 和S10 这5 个湖体的点位多为较差或极差,受损情况较严重,整体来看,东洞庭湖评为较差和极差的比例较大,全湖平均后的评价等级为一般状态,但单一点位评价结果相差两个等级以上的比例达到了40%,生态健康需引起进一步重视.

表3 东洞庭湖各指数评价结果汇总Table 3 Summary of evaluation results of various indices in the East Dongting Lake

2.3.3 综合生物指数评价结果 秋季WQI 指数平均值为2.75,春季WQI 指数平均值为2.83,整体略高于秋季,除S10 和S7 样点以外其他点位WQI 指数随时空变化差别不大.熵权法进行模糊综合评价时四大单一生物指数权重均以FBI、Shannon-Wiener 权重较大,分别为0.34 和0.28,由表3 可见,S1、S2、S5、S9 点位2 个季度CBI 值较高,健康程度较好,S6 在一般与亚健康临界值附近,其他点位CBI 值较低.秋季CBI 平均值为0.63,春季平均值为0.57,秋季CBI 值略高于春季,东洞庭湖CBI 指数整体评价结果多数处于一般和亚健康的等级.

2.4 评价结果的验证

B-IBI 指数箱体分析表明(图3),参照点的B-IBI值显著高于受损点,对应箱体图IQ≥2,区分性良好.B-IBI 指数与WQI 指数、BI 指数等相关性良好(表4),验证了底栖动物完整性指数较适用于东洞庭湖生态健康评价,其结果能为验证CBI 指数提供一定参考.考虑到参数间的共线性影响后进行分析,在未参与构建的生物指数中,CBI 指数与Margalef 指数、WQI 指数相关性良好(表4),由图5 可见,CBI 指数与B-IBI 指数、溶氧具有较为显著的正相关性(r=0.83,r=0.33,P<0.05),而与CODMn指数、TLI(∑)指数具有显著负相关(r=-0.33,r=-0.32,P<0.05).CBI指数识别出健康程度较差的点位基本与B-IBI 评价结果一致,且多角度的相关性分析结果良好,这也从一定程度上印证了本次以熵权法进行综合生物指数评价的可行性.

表4 研究指数与环境因子的Spearman 相关系数Table 4 Spearman correlation coefficients between research indices and environmental factors

2.5 讨论

2.5.1 底栖动物群落组成现状分析 本研究中东洞庭湖优势种均为摇蚊幼虫,从历史调查资料来看,物种组成经历了由毛翅目等清洁水生昆虫到软体动物再到摇蚊幼虫的转变[38],春季底栖动物平均密度和生物量相比于秋季较大,可能是由于春季是临近摇蚊羽化时间,采集到的摇蚊幼虫以大龄期个体居多,而秋季摇蚊成虫飞行能力提升,也使得其定殖区域变大[39].摇蚊科中的长足摇蚊、摇蚊属、裸须摇蚊等多属于耐污种,在一些研究中为富营养水体的常见物种[40],本次调查优势种中黄色羽摇蚊则指示了水体的轻度富营养化.生物量主要是由软体动物贡献,滤食性的贝类对水流流速和底质类型有一定的要求,在涨水初期水流流速较为适中,有利于贝类生长和沉降移动[41],靠近出湖河道布设的几个点位相对水流交换更频繁,水体污染较少,能增强软体动物的粘附活动和进食,同时,水深和溶氧也是影响软体动物生存的重要因素,出湖河道处水较浅,溶氧水平较高,因而相对湖体而言可能更易采集到软体动物.物种多样性相对于历史上的资料而言整体较低,但物种分布均匀程度较好,说明东洞庭湖的生境可能受到一定程度的破坏,逐渐有被摇蚊侵占的趋势.

2.5.2 基于底栖动物完整性的健康评价 参照点的B-IBI 值介于2.06～3.87 之间,受损点中B-IBI 值在0.37～2.34 之间,参照点和受损点的生物完整性差异显著.B-IBI 指数较低的S4、S7、S8、S10 总氮含量较高,东洞庭湖航运频繁,水体可能受到了船舶携带的氮磷污染物影响.S10点位在完整性指数和综合生物指数评价中得分均最低,该点位于调弦口堵塞时在入湖口所建闸口附近,由于长时间关闭,湖外进水较少,水流流速也较慢,水文相关特征的改变更多地依靠湖心区来水,也在一定程度导致了六门闸附近Chl-a 富集,2010 年前后调查曾属于中度富营养,而同比洞庭湖其他区域大多属于轻度富营养[42].此外,六门闸附近大量排放农业污水,同时采砂留下的不均匀底质可能导致再悬浮的沉积物释放污染物使水体氮磷水平增加,而湖心区来水速度又缓慢,污水无法及时稀释,生态环境受到较大破坏,物种丰富度、生物量和多样性指数还与水流速度和透明度呈显著正相关[43].总之,过慢的流速和较长的水循环周期使得物种多样性较低从而影响底栖动物完整性.

2.5.3 基于熵权法的综合生物指数评价 在环境科学的各方面研究中,水资源优化调配[44]、水生态健康分析中[45]均有学者使用了熵权法,但Qian 等研究发现以单一熵权法的评价结果为指导依据往往不够全面[46],刘红雨则总结了熵权法在水资源和水环境方面的研究进展,强调了熵权法与其他综合评价方法结合的重要性[47].本次单一生物指数平均后评价全湖的结果较为一致,但在单个点位相差较大,如Shannon-Wiener 指数评价结果多为较差,BMWP 指数评价的极差比例较高,FBI 指数将水质较差的S6点位评为了亚健康,具有一定的误差.研究表明,若受到自然和人为的影响导致这些指数差异较大则不推荐用于水质评价[32],而CBI 指数评价结果与B-IBI指数的评价结果更接近,相关分析也表明了CBI 与其它指数均具有良好的相关性,实地调查的记录了S10 和S6 附近河滩出现了较多死亡的贝类,一定程度反应该点生境受到较大破坏,都说明CBI 指数评价结果具有一定的代表性.熵权法得出Shannon-Wiener 指数与FBI 指数对CBI 指数影响较大,客观上表明对物种多样性的控制尤其是耐污指示种的监测有助于获得较为准确的水生态健康评价结果,此外图表4 还表明了CBI 指数与TN、TLI(∑)指数、CODMn指数具有一定负相关关系,CBI 指数不仅使得水体状态描述更为精确,同时也能反应环境因子的变化和水体的富营养化情况.由于熵是一个热力学的概念,需要较多数据才能客观定权反应稳定的真实趋势,这对水生生物的监测数量和质量提出了较高要求,从目前已有的研究来看,多种方法综合的全面评价是当下的发展趋势,落实常态化监测,获得长系列样本方能进行更科学的评价.

2.5.4 综合分析评价结果 B-IBI 指数与CBI 指数、WQI 指数、Shannon-Wiener 指数、Margalef指数、BMWP 指数呈显著正相关关系而与BPI 指数、FBI、BI 指数呈显著负相关关系.当溶氧降低到一定阈值时,会导致底质水体中的硫化物增加,底栖动物群落由好氧的敏感种向需氧低的耐污种转变,整个底栖动物群落结构的发生退化[48].在WQI 指数较高的地方,通常指示监测点综合水质较好,可能拥有较适合底栖动物生存的健康生境.参照点位的WQI 指数平均较高,春季点位WQI 值略低于秋季可能是因为S7、S10 2 个点位状况过差使得整体评价结果偏差, WQI 指数与B-IBI 指数的良好相关性表明其具有一定的指示作用,这与欧阳莉莉得出的结论一致[49],这也从侧面说明了以B-IBI 指数的评价结果去验证CBI 指数是较为可行的.在两季节部分点位中出现的CBI 和B-IBI 指数评价结果不一致的情况可能是因为样点空间分布和数量较少的问题导致插值后的CBI 指数与B-IBI 指数不完全一致,但总的来看,绝大多数点位相差评级不超过一级,这仍比单一生物指数法评价的准确度确有所提高.

从理论上讲,一个生境初级生产力越高,就可能有更多的物种,即生物的多样性越高[50],B-IBI 指数的核心参数包含了Shannon-Wiener、Margalef 等指数,因而它们之间的相关性一般较好,这也从侧面表明了维护了物种多样性能在一定程度上提高水生态系统健康程度.BI 指数和BPI 指数是综合反映底栖动物对污染物耐受性及敏感度的指数,其值越大反应底栖动物群落平均耐污特性越强[33],污染物增多导致的富营养化会使得底栖动物完整性降低,耿世伟等[6]分析了太子河流域 BI 指数与 B-IBI 指数的关系,其相关系数也达到0.814,这些都与本研究的结果较为一致.环境因子对底栖动物的影响是一个十分复杂的问题,相关研究还发现水体总氮和总磷是影响底栖动物的关键环境因子[9,37],本次虽然只得出水体总氮与CBI 指数有较好的相关性,东洞庭湖发达的航运和较少的水流交换使得总氮超标,进而抑制了底栖动物生存,此外,沉积物中总氮和总磷与B-IBI 具有一定的负相关性(|r|<0.3,故未标明),这可能是因为底泥污染物淤积带来的底栖动物栖息生境恶化会影响底栖动物的完整性.

3 结论

3.1 东洞庭湖底栖动物的分布主要由腹足类、摇蚊幼虫所主导,软体动物应是东洞庭湖保护区需要重点保护的底栖动物类群,目前,大部分监测点位出现了耐污的摇蚊幼虫,整体物种多样性指数也相对其他湖泊来说较低,生境质量需要被重视.

3.2 东洞庭湖区存在轻度富营养化现象,主要超标的指标为总氮,若不采取有效的措施可能会有爆发藻类水华的风险,本次并未发现明显的沉积物有机污染.

3.3 秋季与春季均构建了B-IBI 指数来评价生态健康程度,综合来看,出湖河道附近的点位健康情况相对较好,湖区的部分点位健康情况较差,整体处于一般状况,秋季的B-IBI 值略高于春季.

3.4 基于熵权法的综合生物指数评价水体健康状况为一般,以六门闸附近为最差,出湖河道处的点位相对较为健康.CBI 指数与WQI 指数、B-IBI 指数、Margalef 指数相关性良好,同时CBI 指数与综合营养状态指数、高锰酸盐指数和总氮具有一定的相关性,结果与生境调查较为一致,CBI 指数在水生态健康评价中相较单一生物指数具有一定优势.