0 前言

水生态环境监测与保护是中国生态文明建设的重要内容之一。人类活动影响不断加剧背景下，中国海洋水环境污染问题日益严峻，海水水质恶化风险将长期存在（董路阳等，2021）。因此，科学评估海洋及周边的水生态系统状况，特别是水质状况，是海洋保护、保障人民群众生命健康、关系国计民生的大事。

滨海潟湖湿地是海洋生态系统周边衍生的重要水生态系统，其水质变化直接关系着海洋生态系统水体环境的稳定（姚慧敏和刘景兰，2010；黄莉， 2016），因此研究其水质变化过程具有重要的意义。前人研究主要针对典型湿地从水化学的角度基于单因子指数法开展水质评价研究，但是利用这种方法得出的研究结果往往具有较大的片面性，不能完整地揭示水质变化信息（Sathishkumar et al.， 2022）。例如，张阳阳和卢庆文（2017）用单因子指数法、综合指数法、W值水质评价法、模糊数学评价法 4 种评价方法对高邮湖水质进行评价，结果表明单因子指数法只能反映单个水质因子的状况，不能反映出环境及其综合作用的状况，且各个评价方法得出的结果相互矛盾，导致评价结果缺乏说服力。夏茁文和陈宇（2020）将3种水质评价方法运用于江安河水质分析对比，结果显示单因子指数法无法全面反映水质整体状况，具有“单项否决权”的缺点。

潟湖的藻类群落结构对水环境变化异常敏感 （刘炜等，2020），但是关于其能否有效指示潟湖的水质变化过程，以及相对于传统的水化学水质评价方法生物评价是否更加可靠、敏感，目前相关研究较少，这严重制约着滨海潟湖湿地水环境的可持续发展，亟需开展详细的调查研究。

针对这些问题，本研究选取位于河北省的七里海潟湖作为典型案例开展研究。七里海潟湖位于秦皇岛市北戴河新区，是华北地区最大的潟湖，为国内仅存的几处现代潟湖之一，在滨海湿地类型中具有较强的典型性和代表性（孙怡陶等，2021）。但是，长期高强度的人类活动已经使七里海潟湖的纳潮和蓄洪治水功能大大减弱，潟湖的自然湿地减少，湖盆淤积严重，面积也由 1956 年的 9.80 km² 缩减至2.72 km²（杨静和曾昭爽，2007）。因此，保护七里海潟湖的水体环境与生态安全具有重大意义。秦皇岛市自2016年开始开展蓝色海湾整治行动，七里海潟湖湿地生态修复成为重点工程之一，通过工程开展，七里海潟湖湿地生态环境得到明显改善，水质得到一定恢复。但其水质仍然受到上游河流来水及人为活动的强烈影响，因此，建立有针对性的水生态环境立体化监测与评价体系，特别是完善的水质评价体系，是当前水生态环境监测与评价工作的关键。

本研究拟针对七里海潟湖开展长时段的藻类群落结构和水化学调查工作，对比它们与水质变化的关系，试图建立更为完善的潟湖水质评价指标，以完善后续的水环境监测工作，为七里海潟湖的水环境保护工作提供基础的参考依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集

同步开展水化学和浮游、底栖藻类的样品采集工作，采样频次为1次/站/月；同时考虑到潮汐、潮位等因素，采样时间固定在同一时间段（上午9时到下午3时潮位较高时）。样品采集分别于2021年7月、 8月、9月、10月、11月和2022年3月进行，其中2021 年12月至2022年2月受冬季冰冻期影响，采样船舶无法进入潟湖作业。

结合研究区海域特征，水质监测只采集水体表层（水面以下0.1~1. 0 m）样品。同时辅以便携式水质分析仪（SX-836）、透明度盘（SD30）现场测定pH、 Cond（电导率）、DO（溶解氧）、透明度等环境因子。浮游藻类采集利用浅水Ⅲ型浮游生物网（网口直径为 37 cm，网全长 1.5 m，筛绢孔径 0. 076 mm）自海底至表层垂直拖网获取，样品利用 5% 的福尔马林溶液固定保存；底栖藻类（定量样品）通过阿氏拖网获得，将生物样品经 1 mm 套筛淘洗后，挑拣全部生物个体作为 1 个定量样品，添加 70% 的酒精溶液固定保存。

1.2 数据分析

对收集到的数据资料和实验室检测数据进行整理分类，利用Excel 2013、IBM SPSS Statistics 26等软件进行统计分析，利用 Origin 2018软件进行图件绘制。

1.2.1 理化指标水质评价法

水质监测项目经过筛选后主要分析水体物理参数（WT、透明度、浊度、悬浮物、Cond 等）、化学参数（pH、硬度（以 CaCO₃计）、盐度、氧化还原电位、 DO、COD_Mn、TP、无机氮、活性磷酸盐、溶解性有机物等）。

（1） 单因子污染指数

除DO和pH之外要素的单因子标准指数定义为：

式（1）中：S_ij—评价因子 i 在测点 j 的标准指数； c_ij —评价因子i在测点j的浓度；c_si —调查因子i的评价标准值。评价标准值执行《海水水质标准》（GB 3097-1997）（黄自强等，1997）。

DO评价指数如下：

式（2）~（4）中：DO—DO 的实测浓度；DO_f —饱和 DO 的浓度；DO_S—DO 的评价标准值，T— WT（℃）。

海水 pH 值的评价，由于其评价标准是一范围值而不是确定的某一个数值，标准指数用下式计算：

式（5）~（6）中：pHj—j 点 pH 值；pHsl—水质标准规定的pH下限；pHsu—水质标准规定的pH上限。

（2） 综合污染指数法

其计算方法如下：

式（7）中：P_i 为第 i 种污染物单项污染指数；C_i 为第 i 种污染物实测浓度，mg/L；S_i 为第 i 种污染物环境标准，mg/L。其中环境标准执行《海水水质标准》（GB3097-1997）I 类海水水质标准（Li et al.， 2020）。

式（8）中：CPI为水质综合污染指数；n为参与评价的污染物种类数。

评价标准见表1，表2。

1.2.2 生物指标水质评价法

生物群落结构易受环境因子的影响，受污环境降低种间竞争，留下耐污种且细胞数增多，群落多样性比正常环境低。常用α多样性指数指示水体污染程度。α 多样性指数与水环境污染程度呈反比，多样性数值越大，表明水质越好，反之水质较差。

α多样性指数包括Shannon-Wiener多样性指数 （H）、Margalef 丰富度指数（D）、Pielou 均匀度指数 （J）。计算公式如下：

式（9）~（11）中：ni—样品中第 i 种物种的个体数；N—样品中的所有种类的总个体数；S—样品中的种类总数；Pi—第i种的个体数（ni）与总个体数（N）的比值（$\frac{n_i}{N}$）。

评价标准见表3。

2 监测结果与水质评价

2.1 七里海潟湖湿地水环境因子特征

七里海潟湖湿地水环境理化因子的时空分布模式见图1~图5。时序上，WT（水温）、DO具有显著的季节性规律，WT 变化趋势与气温基本一致。总体上，DO 与 WT 呈负相关，随着 WT 的升高，水中氧气的溶解度降低，同时水生生物耗氧量增多，可能导致温度较高的夏季水体中DO浓度总体较低。无机氮最高值发生在 2021 年 9 月，而最低值分布在 2021 年 8 月，样点间波动在 2021 年 7 月、9 月、11 月最大，而2021年8月最小。总磷最高值发生在2021 年 9 月，而最低值分布在 2022 年 3 月，样点间波动 2021年7月最大而2022年3月最小。

空间上，DO 在下游 S4 站位含量最高；COD_Mn在上游 S1 站位含量最高；总磷、无机氮在上游（入湖口）S5 站位含量最高；硝酸盐在下游（入湖口）S7 站位含量最高；亚硝酸盐在上游（入湖口）S5站位和下游 S8站位含量最高；氨氮在上游的 S1站位和（入湖口）S5站位含量最高；活性磷酸盐在S2、S6站位最高 （杨小雨，2018）。

2.2 七里海潟湖藻类群落结构的时空变化特征

2.2.1 浮游植物群落组成及分布

采样期间，共发现浮游植物 55 种，其中硅藻门 51种，甲藻门2种，金藻门1种，隐藻门1种。硅藻门种类数占比最高（92.73%），占据绝对优势，甲藻门次之，占3.64%，金藻门、隐藻门各占1.82%。

七里海潟湖湿地浮游植物种类数及百分比的时空分布见图6。浮游植物种类数时间上的变化表现为：2021年8月>2021年9月>2021年7月>2021年 10 月>2021 年 11 月>2022 年 3 月，夏季（8 月，28 种） 种类数最多，秋季（9 月，18 种）次之，总体表现为夏秋季种类数高于春冬季。从浮游植物种类数百分比来看，七里海潟湖湿地硅藻门表现出对温带季风气候水域高度的适应能力，各月均以硅藻门种类占绝对优势。这与“硅藻对低温有较强的耐受性，最适生长温度为 15~30℃，在春秋季节的低温水体中较易占据优势地位”这一事实相符（杨健，2010）。

空间上，七里海潟湖湿地各个站点全年浮游植物种类的总种数在14~36种之间，空间分布表现为： S6=S4>S1>S2>S8>S3>S5>S7。S4（下游）、S6 站位总种类数最为丰富（36 种），潟湖上游平均总种数为 29.25 种，潟湖下游平均总种数为 24.75 种；下游近赵家港沟支流入湖口S7站位总种类数最少（14种），上游近泥井沟支流入湖口 S5 站位总种类数次之 （20种）。

2.2.2 底栖藻类组成及分布

采样期间，获得底栖藻类23种，全部为硅藻门。总体上，七里海潟湖湿地底栖藻类群落组成较单一且稳定。七里海潟湖湿地底栖藻类种类数及百分比的时空分布见图7。时间尺度上变化表现为： 2021 年 9 月种类数最多，2021 年 8 月、2021 年 10 月次之，2021年7月再次，2021年11月、2022年3月最少，秋季（9 月，12 种）种类数最多，夏秋季（8 月、10 月，10种）次之，夏季（7月，9种），总体表现为夏秋季种类数高于春冬季。从底栖藻类种类数百分比来看，七里海潟湖湿地硅藻门表现出对温带季风气候水域高度的适应能力。各月全部为硅藻门，这可能与硅藻门中底栖藻类较为丰富的物种多样性有关。

a—DO的空间变化图；b—DO的时间变化图

a—COD的空间变化图；b—COD的时间变化图

a—无机氮的空间变化图；b—无机氮的时间变化图

a—总磷的空间变化图；b—总磷的时间变化图

a—浮游植物种类数的时间变化图；b—浮游植物种类数的空间变化图；c—浮游植物种类数占比的时间变化图； d—浮游植物种类数占比的空间变化图

a—底栖藻类种类数量的时间变化图；b—底栖藻类种类数量的空间变化图

空间上，各个站点全年出现的底栖藻类总种数在 9~19 种之间，空间变化表现为：S2>S8>S6>S3=S5 >S1=S7>S4。S2（上游）站位总种类数最丰富（19 种），S8（下游）站位总种类数次之（16种），S4（下游） 站位总种类数最少（9 种）。潟湖上游平均总种数 13.5 种，潟湖下游平均总种数 11.5 种；下游近赵家港沟支流入湖口S7站位总种类数较少（10种），上游近泥井沟支流入湖口 S5站位总种类数 11种。总体上，近支流入湖口调查站位种类数低于其他采样点，潟湖上游种类数略高于潟湖下游，总体差异不大。底栖藻类种类数百分比显示，各调查站位底栖藻类全部为硅藻门。

2.3 水质评价

2.3.1 理化指标评价结果

（1） 单因子评价结果

结合《海水水质标准》（GB3097-1997）（黄自强等，1997），选取主要的水理化参数（pH、悬浮物、 DO、COD_Mn、活性磷酸盐、无机氮）利用单因子评价方法对水质等级进行评价，评价结果见表4。从评价表中可以看出，影响潟湖湿地水质的主要指标为无机氮、活性磷酸盐和COD_Mn，其中以无机氮为主要的超标因子。

（2）综合污染指数评价结果

依据干扰程度最小系统法，将测定的各项参数与《海水水质标准》（GB3097-1997）（黄自强等， 1997）基准进行比较、计算获得基于综合指标的综合污染指数法（Comprehensive Pollution Index，CPI） 水质状况评价。选取悬浮物、DO、COD_Mn、磷酸盐、无机氮5项指标对七里海潟湖湿地水质状况进行综合评价（表4）。

总体来说，流域呈轻度污染—严重污染，8月整体水质较好，9 月水质较差。从综合污染指数均值来看，潟湖各站点的综合污染指数（CPI）值相差不大。近支流入湖口处样点的流域综合污染指数 （CPI）值较高，水质较差，尤以上游近泥井沟支流S5 站位水质最差；潟湖上游采样点流域综合污染指数 （CPI）值高于下游，潟湖上游污染程度较下游严重。

2.3.2 生物指标评价结果

利用浮游植物、底栖藻类 α 用多样性指数对流域水质的评价结果见表5。浮游植物 H值时空变化范围为0.27~3.58，处于重污染—轻度污染，最高值在 8 月的 S4 站位，最低值在 11 月的 S3 站位；J 值的时空变化范围为 0.14~0.95，处于重污染—轻度污染，最高值在 9月的 S1站位，最低值在 11月的 S3站位。整体上看，S3、S5、S7站位各时期均表现为重污染—中度污染，水质较其他样点差；潟湖支流入湖口水质较其他站点差，下游水质较上游差（Gan et al.，2018）。

注：表中“1”表示“第一类海水水质”；“2”表示“第二类海水水质”；“3”表示“第三类海水水质”；“4”表示“第四类海水水质”；“5”表示“不满足第一~四类海水水质标准”，即超标水质。

底栖藻类 H 值时空变化范围为 0.77~2.97，处于重污染—轻度污染，最高值在 11月的 S8站位，最低值在7月的S1站位；J值的时空变化范围为0.38~0.99，处于重污染—轻度污染，最高值在 11 月的 S8 站位、3月的 S3站位，最低值在 7月的 S1站位；整体上看，S1、S2、S5站位各时期均表现为重污染—中度污染，水质较其他样点差；上游水质较下游差，且上游（近泥井沟支流）处水质较差，应是受水体沉淀净化作用的影响（马正学等，1996；陆娇，2019）。

对比浮游植物、底栖藻类 α 多样性指数的水质评价结果可以看出，浮游植物 α 样多样性指数的水质评价结果的营养状况相对较差（表6）。

2.3.3 综合评价结果

通过整合理化指标评价结果与生物指标评价结果，对比分析基于水化学（单因子评价、综合污染指数）与水生藻类学（多样性指数）的水质评价方法获取的评价结果的异同与关联性，得到综合评价结果（表7）。综合污染指数评价结果与浮游植物 α多样性指数评价结果较一致，个别站位综合污染指数评价结果较浮游植物 α 多样性评价结果严重，可能与水体污染物通过食物链传递到浮游植物体中的滞后效应有关。底栖藻类α多样性评价结果与浮游植物 α 多样性指数相一致或者较好，其原因可能是水体中污染物并未全部沉积至沉积物表层（王博涵等，2015）或是沉积物再悬浮引起的二次污染效应，表明基于藻类生物多样性的水质评价体系相对于传统的化学评价指标更为完善。

3 讨论

3.1 水环境因子的变化

采样期间，七里海潟湖湿地多数水环境因子分布具有明显的时空差异。DO 与 WT 呈极显著负相关，DO 含量在冬季（11 月）、初春（3 月）显著高于夏秋两季，一方面可能与高温环境下氧气溶解度降低有关；另一方面，可能与藻类等水生生物的细胞数量有关，水域生态系统中生物量多时，耗氧量明显增加。

水体中悬浮物在降雨量大的夏秋季含量显著高于春冬季，受汛期影响较大，降雨量增大，雨水的作用使得水底沉积物的泥沙颗粒物等重新悬浮，同时，水体冲刷使得上游的有机污染物带入水体，表现为溶解性有机物、氨氮在夏秋季较高于春冬季。

总磷、无机氮、硝酸盐、亚硝酸盐、磷酸盐等理化参数在采样时间上无明显规律性，也可能与污染来源的时空差异有关，还可能与水体对污染物的稀释、水流差对污染物相态转变及污染物排放有关 （苗雪梅，2019；Alprol et al.，2021）总之，整体环境的改变使得潟湖的水环境趋于复杂多变。

3.2 七里海潟湖藻类群落结构与水质变化的关系

本次七里海潟湖湿地藻类群落结构调查结果与前人调查结果整体上较为一致，种类的差异可能与调查站位的位置、采样时间的季节性和分辨率差异有关。藻类现存量方面，藻类丰度的峰值出现在初春和秋季，这与硅藻门的生活习性有关，多数的硅藻种类耐温性较好，可适应中低温环境，3月是水温由冷转暖的过渡期，鱼类捕食压力较小，造成个别硅藻属种大量繁殖，且丰度达到全年最高。

常用的传统水化学评价方法有单因子指数法、综合污染指数法，这些常规的方法可以满足检测工作的需要，但是，由于水体的各种指标存在复杂的非线性关系，且检测时可能受背景环境干扰（张欣欣，2017），因此，当对水质进行检测时，可以采用生物水质评价方法克服这些缺点。本研究进行了为期 6 个月的调查研究，研究结果表明基于藻类群落结构的生物水质评价方法可以直接传达水环境的细微变化，整体反映水体的状况，克服了传统水化学评价方法的单项否决权。未来可进一步延长调查研究时长，并细化大、小潮时藻类、水体的监测调查，同时进一步加强藻类与水质关键指标的统计关系，完善生物水质评价方法，以便快速、准确地给出评价结果。

3.3 七里海潟湖流域保护政策

近年来，中央、省市各级政府对七里海潟湖的生态修复工作非常重视，秦皇岛市更是加大对七里海潟湖的治理与保护工作：加强组织领导，积极谋划项目，针对七里海潟湖湿地生态环境恶化状况，精准科学设计实施方案，制定岸线修复、退养还海、微地形改造等措施进行生态修复；同时，在项目实施后由保护区管理中心严格按照保护区管理要求实施监管，限制人为干预，建立长效机制。本次研究显示，污染物易在支流入湖口和潟湖下游淤积，增加水体“二次污染”的风险。本次监测指标中，总磷、氨氮、COD_Mn是流域主要污染指标。为保护新环境下的七里海潟湖生态环境，同时加强生态文明建设，现有以下建议：

（1）针对水质型问题，应严格控制工业三废、生活废水及农业污水的排放，重视水体沉积物中污染问题的解决，促进污染物相态的转化。

（2）合理运用生物操纵技术控藻，利用完整的生物链有效调控；禁渔工作落实到位，严控垂钓、捕捞强度。

（3）减少居民生活及农业生产的非点源污染；加快生态农业建设，规范农业生产中化肥的使用。

（4）最后，景观建设应渗透群众的环保意识，同时完善法律体制。

4 结论

（1）影响潟湖湿地水质的主要指标为无机氮、活性磷酸盐和 COD_Mn，其中以无机氮为主要的超标因子；流域呈轻度污染—严重污染。近支流入湖口处和下游污染程度较高。

（2）采样期间，七里海潟湖湿地藻类种类以硅藻门为主，硅藻门种类数变化是引起群落变化的主要原因。硅藻门丰度变化具有明显的季节性规律，空间差异不显著。

（3）综合污染指数评价结果与浮游植物 α 多样性指数评价结果较一致，个别站位综合污染指数评价结果较浮游植物α多样性评价结果严重。

（4）底栖藻类 α 多样性评价结果与浮游植物 α 多样性指数相一致或者较好，其原因是水体中污染物未全部沉积至沉积物表层。

（5）生物指标评价方法中的浮游植物 α 多样性指数法可在一定程度上达到理化指标评价方法的效果，底栖藻类α多样性指数法可起辅助、校正其结果的作用。

参考文献