CN101962961B - 水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法 - Google Patents

Abstract

水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法，对水域进行空间网格划分、设置采样点，获取采样点底泥污染水平属性信息，在排除无需疏浚水域后，确定需要进行疏浚判别的水域，对该水域的底泥属性信息进行空间插值，使得属性信息覆盖到未采样的水域，对经过空间差值的单个属性信息按网格单元取其均值，对该属性进行的分级，对网格单元属性均值进行分级取整，将分级取整后的属性信息进行0-1之间数值的无量纲标准化处理，获得网格单元各属性的评定系数；对单个网格单元所有属性的评定系数进行加权求和，得到该网格单元的综合评估值，利用地理信息软件的自然断裂方法将所有网格单元的综合评估值分类，按综合评估值高确定的推荐疏浚区为生态疏浚范围。

Description

水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法

技术领域

本发明涉及水体的治理和修复技术，尤其是以水质改善和生态保护为目的的一种水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法，适用于湖泊、水库和沼泽等内陆地表污染底泥。

背景技术

疏浚是指从水体移去底部沉积物或底泥的施工操作。当用于湖泊并以水利为目的时，就是清去淤积于河道入湖口、湖底突出地和湖岸带的淤泥，使得出入湖水体通畅、库容变大、蓄水量增加；以港口治理为目的时，则在湖岸泊船处深挖或在湖泊航线上挖宽挖深。另外也有为了建闸修坝等与航运和水利兼顾考虑目的对湖底进行的疏浚。但真正用于生态环境目的疏浚则是近几十年才得到应用。湖泊生态疏浚是一项通过去除污染性底泥、控制内污染源来改善湖泊水环境质量的工程类作业。

在国内外湖泊治理中，底泥疏浚自70年代初起，被开始用来去除表层污染含量高的泥层、控制底泥释放对湖泊水体的污染等目的。在疏浚进行较早的国家中，美日和西欧等国就先后在日本的手贺沼、诹访湖和霞浦湖(Ogiwara et al，1995；Nobuyoshi，1995)、美国的伊利湖和安大略湖南部、瑞典的Trummen湖、荷兰的凯特梅尔湖和Geerplas湖、匈牙利的巴拉顿湖(Sebetich & Ferriero，1997)等湖泊开展了以改善湖泊水环境质量为目的局部或大规模的湖泊底泥疏浚工程。近20年来，我国为改善城市水体质量或优化人居环境，也先后在北京六海、昆明滇池(草海)、巢湖(东、西部)、杭州西湖、南京玄武湖、无锡五里湖等湖泊进行了较大规模的湖底清淤。

实际上，在没有对湖泊对象进行评估而提出疏浚的设想均是来自于主观，而湖泊是否能疏浚则应是由客观主体湖泊本身的性质决定。因此，在对一个被认为污染的湖泊提出疏浚计划或实施方案前，首先将会遇到“要不要疏浚”的决策问题。欧美及日本等国主要根据底泥的污染程度来考虑，如日本早期疏浚的诹访湖(1974)和印幡沼(1982)就是以表层底泥总磷和总氮含量达到某阈值来决定是否疏浚。然而，该方法却存有几个明显问题：①缺乏底泥污染评价标准。国际上除瑞典、美国等少数几个国家有底泥(沉积物)质量标准外，包括我国在内的绝大多数国家还没有颁布此类标准，因此对底泥污染程度的确定实际并无法操作。即使采用任意性也非常大，使得疏浚决策存在着巨大风险；②底泥内源没有考虑。人们疏浚底泥的最主要目的是保护水体，而底泥对水体污染物含量增加的贡献则主要是通过底泥一水界面的内源形式产生的。由于表层底泥污染物含量与相应的内源强度的关系还未能找到确信的证据，因此对水体可产生直接影响的底泥内源强度不应该被排除在疏浚决策指标之外；③底泥的生态危害风险没有考虑。湖底沉积物界面是一个开放系统，底生生物将会与界面接触甚至对底泥进行摄食，必然接受其污染物(如重金属)迁移的影响和直接摄入体内。虽然大部分底生生物(如高等水生植物、微生物和部分底栖生物)并非进入人的生物链，但鱼类和底栖的瓣腮类仍可作为水产品而使污染物进入乃至富集于人体，从而对人以及底生生物构成生态风险。由于这种风险有可能在生物体内富集放大，在疏浚决策中，也应加以充分考虑。

关于疏浚范围的确定方法，国内外至今未见有文献公开，仅见有一些定性的要求。如去除高污染物含量的底泥、避免或减少对底生生物的损害等等，几乎不涉及定量的问题。显然，用于生态和环境保护的疏浚已在不同国家实施30多年，仍未形成能够从形式上和步骤上得到相对固定、专用于疏浚范围确定的实用方法。

由于湖泊疏浚的资金投入相对较高、对环境的人为干预较大，因此投入是否合理正确，环境产出是否满意，往往是决策者首要考虑的问题。在业已完成的湖泊底泥疏浚工程反映，疏浚后的效果并不总是有效，而且疏浚面积越大，所需的费用就越高。建立一种对环境产出相对高、生态影响相对小的科学方法来指导湖泊疏浚范围的确定是极其重要的。

发明内容

本发明提出的水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法，是从生态保护和污染治理角度出发，基于底泥和水体营养盐、重金属及生物分布特征，将点状实测数据通过插值获取空间上连续的属性数据，并以所获得的数据为基础，通过分级、数据标准化和加权取和获得综合评判值后，对底泥疏浚范围进行确定。

本发明方法的技术内容如下：一种水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法，首先对所涉及的水域进行空间网格划分，基于网格单元设置采样点，获取表征采样点底泥污染水平的属性信息。在排除无泥和水草高密度分布水域后，其它水域确定为需要进行疏浚判别的水域。采用地理信息系统软件对该水域的底泥属性信息进行空间插值，使得属性信息覆盖到该水域中未采样的区域。对经过空间差值的单个属性信息按网格单元取其均值，按事先对该属性进行的分级标准(1-9级)对网格单元属性均值进行分级取整；将分级取整后的属性信息进行0-1之间数值的无量纲标准化处理，获得网格单元各属性的评定系数；对单个网格单元所有属性的评定系数进行加权求和，得到该网格单元的综合评估值。利用地理信息软件的自然断裂方法将所有网格单元的综合评估值分成四类，将同一类别网格单元所涉及的水域进行归并，产生四个不同的水域，按综合评估值高低依次确定为推荐疏浚区、规划治理区、规划保留区和规划保护区，其中推荐疏浚区为本发明所确定的生态疏浚范围。

(1)空间网格划分：空间网格形状为边线分别与地球经纬线平行的四边形格子，对水体空间的覆盖由地理信息系统GIS完成，网格数依据水域面积大小确定：

(2)采样点数量确定和设置：基于水体面积进行采样点数量确定

采样点数＝INT(A^1/2)+5+N

A为水体面积(km²).对于水体形态规整的水域，N为0，；对于河道型、多湾或多入流型的复杂型水体，N＝河道拐弯数+湾区数+入流河道数。其中INT(A^1/2)+5个样点在水面采用等距分布；N个样点设置在河道拐弯最显处、湾顶区和入流河道中泓延长线水体一侧，采样点距岸边不小于100m。

(3)底泥污染水平的属性信息表征：包括底泥、水体和水生生物的相关特征信息。其中底泥特征信息包括底泥营养物含量、底泥潜在生态危害、污染物质活性、底泥物理性质和内源静态通量；水体特征信息包括水质级别和水体营养水平，生物特征信息包括生物多样性、水生植物丰度和底栖动物丰度。

(4)空间插值：主要采用Arcview软件的反距离权重法(IDW)进行；

(5)底泥污染属性信息分级标准：依据单个属性信息对生态疏浚决策的支持程度，从相对性、等分和边际效应最大化原则将该属性信息转化为1至9的整数；

(6)标准化处理：按成本型和效益型两种方法中的一种对取整后的属性信息进行0-1间数值的无量纲处理，获得评定系数；

本发明的优点及显著效果：疏浚范围具有明确的边界，便于实际操作；所给出的疏浚范围是从控制底泥污染、减轻生态危害风险的环境保护和生态安全目标出发，可较大限度地避免或减少疏浚对水体生态系统的影响。本方法所获结果，具有疏浚区域明确、边界范围清晰、特别考虑了底泥内源控制和生态保护指标，是污染湖泊疏浚范围确定中一种有效性和实用性方法。

附图说明

图1是本发明方法流程图；

图2是太湖网格划分及底泥生态危害无量纲值分布实施例；

图3是太湖底泥分布图；

图4是太湖水生植被分布图；

图5是太湖生态疏浚分布图。

具体实施方式

参看图1：

1、空间网格化

空间网格化指在水体水平面上以经纬度线为参照划分大小均匀的网格，并将平面网格垂直投影的水体及底部视为同一单元。网格数量依据水体面积大小确定。网格的布设采用地理信息系统(GIS)布设。将面积在50km²以上的水体定为大型，50km²以下为中小型。考虑满足数据在空间分布评估的基本要求，以及属性数据的数量，本专利的水体网格数设置不小于如下公式计算的数量：

其中A为水体面积(km²)。

2、采样点数量的确定和设置

采样点数量基于水体面积进行确定：

采样点数＝INT(A^1/2)+5+N

A为水体面积(km²).对于水体形态规整的水域，N为0，；对于河道型、多湾或多入流型的复杂型水体，N＝河道拐弯数+湾区数+主要入流河道数。其中INT(A^1/2)+5个样点在水面采用等距分布；N个样点设置在河道拐弯最显处、湾顶区和主要入流河道中泓延长线水体一侧，采样点距岸边不小于100m。

3、底泥污染水平的属性信息表征

本专利采用层次分析法对在采样点得到的疏浚相关数据进行整理。第一层设立湖泊底泥特征、水体特征和生物特征三项指标，为一级指标，其中底泥特征由底泥营养物含量、底泥潜在生态危害、污染物质活性、底泥物理影响、内源静态通量5项二级指标构成；水体特征由水质级别和水体营养水平2项二级指标构成；生物特征由水生生物多样性、水生植物丰度、底栖动物丰度3项二级指标构成。每一项二级指标选择一个或多个三级指标表示。确定这些指标的依据主要为：(1)疏浚的对象是污染性底泥，选择的污染属性指标包含底泥中磷、氮和有机质含量，底泥重金属生态危害风险，底泥活性磷含量，反映底泥氧化还原物理状态的Eh值、反映底泥对上覆水体产生实际影响的磷、氮和碳释放速率等；(2)考虑生态疏浚的目的是为改善受污染的水体水质或是减低富营养化程度，因此确定水质级别和水体富营养化评价程度作为水污染评价属性指标；(3)依赖底泥生长的水生生物受疏浚带走底泥的影响较大，因此确定水生植物和底栖生物多样性指数、水生植物生物量和夏季覆盖度、水生寡毛类生物量、软体动物生物量和水生昆虫幼虫生物量为生物特征指标。水体底泥疏浚属性分级及其指标见下表1：

表1水体底泥疏浚属性分级

1)有关底泥特征数据的获得和整理

底泥特征数据应是近期调查测定的数据。

底泥营养物含量：选用的是有总磷、总氮和有机质3项。

底泥潜在生态危害：也称底泥重金属污染风险，采用的是瑞典科学家

(1980)研究的一种评价底泥潜在生态危害指数(RI)的方法，涉及的污染物主要为重金属。其考虑的主要危害途径是：水→沉积物→生物→鱼→人体。根据这一方法，某一区域沉积物中第i种重金属的潜在生态危害系数()及沉积物中多种重金属的潜在危害指数(RI)可分别表示为：

$\mathrm{RI}=\underset{i=1}{\overset{\text{n}}{\mathrm{\Σ}}}{E}_r^i=\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}{T}_r^i\·C_f^i=\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}{T}_r^i\·\frac{C_s^i}{C_n^i}$

式中：

为重金属i的毒性系数，主要反映重金属的毒性水平和生物对重金属污染的敏感程度，表征重金属对人体和对水生生态系统的危害；

为单一重金属污染系数为表层沉积物重金属i含量的实测值，

为当地未受污染沉积物中相应重金属i的背景值。部分重金属(或类金属)毒性系数

的定值为：As，10；Cd，30；Cr，2；Cu，5；Hg，40；Pb，5；Zn，1。

底泥污染物活性：针对的是富营养化关键影响因子活性磷评估，是在分析底泥中的活性磷含量后，将其量与底泥中总磷含量相比(％)。活性磷是以碱可提取的易离解磷、铁结合态磷和铝结合态磷的总和表示。

底泥的氧化还原电位(Eh值)：底泥的低氧化还原环境，往往促使沉积物中氮磷和重金属释放，可间接反映底泥对水体的污染状态。Eh值采用电位仪分析获得。

内源静态通量：底泥是否对上覆水体产生污染，主要反映在底泥向上覆水中释放污染物的速率，其中底泥以PO₄ ^3--P、NH₄ ⁺-N和TOC的形式释放对水体氮、磷和碳含量的影响较大。底泥内源静态通量的获取方法为：将采集的柱状底泥样中上层水体抽去，再滴注经过滤的原采样点水样，至指定刻度。样管垂直放入指定温度的水浴恒温器中，蔽光培养。指定时间取样，并补充原样。分析不同时段所取水样，释放速率按下式计算：

$r=[V(C_n-C_0)+\underset{j=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}{V}_{j-1}(C_{j-1}-C_a)]/A\·t$

式中，r-释放速度(mg/m².d)；V-柱中上覆水体积(L)；Cn、Co、C_j-1-第n次、初始和j-1次采样时某物质含量(mg/L)；Ca-添加水样中的物质含量(mg/L)；V_j-1-第j-1次采样体积(L)；A-柱样中水-沉积物接触面积(m²)；t-释放时间(d)。

2)有关水体特征数据的获得和整理

水质级别：按照中华人民共和国《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)对各水质指标评价获得，以I～V类表达。

富营养化程度：按照富营养评价标准对和平水体有关指标进行评价而获得，评价标准采用《湖泊富营养化调查规范》(1990年，第二版，金相灿、屠清瑛主编)。营养程度分为贫营养、贫中营养、中营养、中富营养、富营养和重富营养。

3)有关生物特征数据的获得和整理

水生生物多样性：涉及水生植物和底栖动物，其多样性指数(H’)采用Shannon-Wiener方法分析，计算公式为：

n_i为第i种物种的数量，N_总为1到s种所有物种数量的总和。

水生植物丰度：分为水生植物生物量(g/m²)和夏季水生植物覆盖度(％)两种计量方式，其中覆盖度以水生植物体的垂直投影所遮盖面积对样方采样面所占的百分比。

底栖动物丰度：主要考虑的是3种不同种类底栖生物生物量(g/m²)，即水生寡毛类、软体动物和水生昆虫幼虫类。

4、无需疏浚判别水域的剔除

在确定疏浚区面积前，从合理性角度来划定研究区范围，其中主要有以下几方面：(1)无泥区范围去除。当湖底存在无泥区时，则无需疏浚。借助湖区基本单元空间插值方法，将涉及无泥区的基本单元区域从研究区范围中扣除；(2)水生植物高密度分布区去除。表2中的生态特征三级指标中已考虑了水生植物的生物量和夏季覆盖度等指标，但底泥疏浚的实施，将使得着生于底泥上的挺水、浮叶和沉水类水生植物被一道去除，这对那些非草型富营养化湖泊而言，是一种根本性的生态破坏。根据我国东部湖泊实地研究经验，当湖泊根生水生植物的夏季覆盖度达到5％或夏季生物量达到1000g/m²时，水生植物的丰富度已达到较高水平，人们对疏浚后区域的水生植被作原有水平的恢复将有很大困难，从环境经济学角度估算的环境损害成本也会是巨大的。鉴于此，疏浚评判值空间分区当涉及到根生水生植物的夏季覆盖度≥5％或夏季生物量≥1000g/m²的区域时，须从研究区范围中扣除；(3)构筑物安全性距离内水域去除。从保护水利、交通和水源安全角度考虑，去除距堤岸、水工设施等一定距离，以及桥墩和灯塔等一定半径的水域范围。

5、底泥污染属性信息的空间插值

底泥疏浚面积需要如表2所述的底泥、水体和生物多种数据来综合确定，但不同指标在实际监测布点时要求不同，样点数和空间位置上往往不一致，使得所划分的网格不一定能获取数据点或所有指标的数据，因此需要依据已有数据的样点，对无数据的其他网格单元进行插值。插值通常使用GIS的空间分析软件在矢量化的湖区平面图上进行。

6、网格单元底泥污染属性信息的分级与标准化

通过对属性数据的分级将原始属性数据转化为1-9的整数级数值，然后作无量纲化处理，形成0-1间数值。首先，属性数据的分级是从底泥生态疏浚贡献角度对属性数值进行分级，主要有判定属性数据的临界值和划分对应级别的值域。它依据各属性指标在拟疏浚污染湖泊历年来的实测结果，将每项指标的数值分为高、中、低三级，指示对生态疏浚决策的支持程度。主要从相对性、等分和边际效应最大化方面确定属性数据的分级。当湖泊环境的个体差异较大，底泥特性、水质及生物特性指标与底泥释放污染和生态疏浚的一般性规律很难确定时，基于湖泊实测数据，在历年实测的最大与最小值间确定分级控制值；当不能确定两个变量间函数关系的情况下，则假定指标对生态疏浚决策的支持度与指标值呈线性增长或下降，则在最大和最小值间进行若干等分，作出分级控制值；当根据上述方法不能反映各指标的特定规律，则在专家协助下对指标进行个性分析，在可信基础上调整分级控制值，以使调整后的控制值能反映边际效应最大，即该值之前与该值之后对生态疏浚决策的支持度发生最大的变化。考虑到数据变化幅度及指示精度，结合指标空间显示度，本发明采用的是9等分法，水体疏浚指标值的9等份分级见下表2(太湖实例)，可反映湖泊各指标在空间上的梯级变化。

表2底泥污染属性信息的分级

其次，根据控制值对单项指标进行标准化处理，将原始数据转化为1-9的数值，然后确定各指标的评定系数，评定系数的最大值为1。对于成本型属性集(属性的值越大，则它对评价指标的贡献也就越大的一些属性的集合)的无量纲化标准函数为：

Y＝1，x＞＝M

Y＝(x-m)/(M-m)，x∈d

Y＝0，x＜＝m

其中，Y为评定系数。m、M分别表示该数据集的最小值和最大值。x为某指标的实测值，d为x的定义域。对于效益型属性集(即属性的值越大，则它对评价指标的贡献就越小的一些属性的集合)的无量纲化标准函数为：

Y＝1，x＜＝m

Y＝(M-x)/(M-m)，x∈d

Y＝0，x＞＝M

符号意义同上。

7、网格单元疏浚综合评估值计算

采用加权求和的方法计算网格单元的疏浚综合评判值。计算公式为：

Z＝∑Y_jQ_j  (j＝1，2，…，n)

其中：Z为生态疏浚综合评判值；Y_j为第j个指标评定系数，通过步骤5获取；Q_j是第j个指标的权重，采用层次分析法通过专家打分后分层组合获取。

8、疏浚综合评估值分类

所用的分类方法为自然断裂法。将获得的所有疏浚评判值各自成一类，然后依一定的规则计算类与类之间的距离，选择距离最小的两类合并成一个新类；计算新类与其它类的距离，再将距离最小的两类进行合并；这样每次减少一类，直到达到所需的分类数。上述分类计算采用Arcview软件进行。

9、疏浚区范围确定

将同一类别网格单元所涉及的水域进行归并，产生四个不同的水域，按综合评估值高低依次确定为推荐疏浚区、规划治理区、规划保留区和规划保护区，其中推荐疏浚区为本发明所确定的生态疏浚范围。

参看图2、3、4，为应用本发明方法在太湖疏浚的实施例

1.湖区空间网格划分

太湖面积2338.1km²，根据划分网格数公式计算，至少应有557个网格。考虑太湖湖区众多，岸线曲折，将实际划分的网格增加到800个(图2)，网格大致呈正方形，边长为经(纬)度1′。

2.采样点数量确定和设置。

太湖水域面积2338km²，湖湾有5个，主要入流河道在西部和南部，共有8条，根据采样点数计算公式(采样点数＝INT(A^1/2)+5+N)，太湖采样点需设置66个。

3.底泥污染水平属性信息表征。

对太湖2000年-2005年间分析获得的底泥总磷、总氮、有机质、重金属、活性磷和Eh值及其样点位置(经纬度)进行整理；实验室静态模拟太湖采样点PO₄ ^3-P、NH₄ ⁺-N和TOC释放，获得25℃下静态释放速率；按中华人民共和国《《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)和《湖泊富营养化调查规范》(1990年，第二版)对例行监测样点进行水质和营养水平评估，得水质类别和营养得分；对例行样点的水生植物和底栖生物进行多样性、丰度的分析和数据整理。

太湖大于10cm厚度的底泥分布区域为1631.8km²，占全湖面积的69.8％。因此有706.2km²没有底泥分布，占全湖面积的30.2％。无泥区主要分布于太湖湖心区域(图3)，因此这些区域须从研究区域扣除。太湖的东部是大型水生植物分布的主要地区，夏季水生植物生物量普遍较高，大于5％覆盖度和生物量超过1000g/m²的区域也将被去除(图4)。太湖建有300多km防护大堤，水工设施无数，种类众多，有跨湖太湖1座，灯塔40余个，大中型取水口有20多个。根据水利堤防、水利设施安全要求，以及其他设施的实际情况，按表3考虑实际设定安全距离，并在研究范围内进行去除。

表3疏浚安全距离

4.空间插值

本专利的基本单元插值大多采用的是反距离权重法(IDW)，少数指标采用的是薄板样条函数法(SPLINE)，并通过Arcview软件实现空间插值和数据存贮。

5.底泥污染属性信息分级标准。

对涉及的属性数据按9等份分级，其所选指标和分级值域如表2所示。考虑底泥疏浚的对象是污染性底泥，优先疏浚区域主要为水污染区域，以及疏浚的生态保护的重要性，确定太湖疏浚的一级权重为：底泥污染0.6；水体污染0.2；生态保护0.2。分配到二级指标和三级指标的权重.底泥生态疏浚指标体系权重见下表4。

表4水体底泥疏浚属性权重表

6.标准化处理

对所有进行空间插值后的所有数据分别按成本型属性和效益型属性进行了无量纲标准函数处理。对底泥生态危害无量纲处理后的空间分布如图2所示。

7.基本单元疏浚值加权求和。

应用公式(Z＝∑Y_jQ_j)进行基本单元疏浚贡献值求和。

8.疏浚综合评估值分类。

采用Arcview软件的自然断裂法将各单元疏浚综合评估值分成4类。

9.生态疏浚区范围确定。

将同一类别网格单元所涉及的水域进行归并，产生四个不同的水域，按综合评估值高低依次确定为推荐疏浚区、规划治理区、规划保留区和规划保护区，其中推荐疏浚区即为生态疏浚范围(图5)。

Claims (2)

1.一种水体污染底泥生态疏浚范围的确定方法，其特征在于：首先对水域进行空间网格划分，基于网格单元设置采样点，获取表征采样点底泥污染水平的属性信息，在排除无泥和水草高密度分布水域后，其它水域确定为需要进行疏浚判别的水域；采用地理信息系统软件对该水域的底泥属性信息进行空间插值，使得属性信息覆盖到该水域中未采样的区域，对经过空间插值的单个属性信息按网格单元取其均值，按事先对该属性进行的1-9级分级标准对网格单元属性均值进行分级取整，将分级取整后的属性信息进行0-1之间数值的无量纲标准化处理，获得网格单元各属性的评定系数；对单个网格单元所有属性的评定系数进行加权求和，得到该网格单元的综合评估值；利用地理信息软件的自然断裂方法将所有网格单元的综合评估值分成四类，将同一类别网格单元所涉及的水域进行归并，产生四个不同的水域，按综合评估值高低依次确定为推荐疏浚区、规划治理区、规划保留区和规划保护区，其中推荐疏浚区为本发明所确定的生态疏浚范围。

2.根据权利要求1所述污染底泥生态疏浚范围的确定方法，其特征在于：

(1)空间网格划分：空间网格形状为边线分别与地球经纬线平行的四边形格子，对水体空间的覆盖由地理信息系统GIS完成，网格数依据水域面积大小确定：

(2)采样点数量确定和设置：基于水体面积进行采样点数量确定：

采样点数＝INT(A^1/2)+5+N

A为水体面积(km²)，对于水体形态规整的水域，N为0；对于河道型、多湾、多入流型的复杂型水体，N＝河道拐弯数+湾区数+入流河道数，其中INT(A^1/2)+5个样点在水面采用等距分布；N个样点设置在河道拐弯最显处、湾顶区和入流河道中泓延长线水体一侧，采样点距岸边不小于100m；

(3)底泥污染水平的属性信息表征：包括底泥、水体和水生生物的相关特征信息，其中：底泥特征信息包括底泥营养物含量、底泥潜在生态危害、污染物质活性、底泥物理性质和内源静态通量；水体特征信息包括水质级别和水体营养水平，水生生物特征信息包括水生生物多样性、水生植物丰度和底栖动物丰度；

(4)空间插值：采用Arcview软件的反距离权重法IDW进行；

(5)底泥污染属性信息分级标准：依据单个属性信息对生态疏浚决策的支持程度，从相对性、等分和边际效应最大化原则，将该属性信息转化为1至9的整数；

(6)标准化处理：按成本型和效益型两种方法中的一种对取整后的属性信息进行0-1间数值的无量纲处理，获得评定系数，评定系数的最大值为1； 

对于成本型属性集的无量纲化标准函数为：

Y＝1，x＞＝M

Y＝(x-m)/(M-m)，x∈d

Y＝0，x＜＝m

其中，Y为评定系数，m、M分别表示该数据集的最小值和最大值，x为某指标的实测值，d为x的定义域；

对于效益型属性集的无量纲化标准函数为：

Y＝1，x＜＝m    

Y＝(M-x)/(M-m)，x∈d

Y＝0，x＞＝M

符号意义同上。 

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