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从书序
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第八章 珠江河口毒害有机污染物污染概况
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第一节 毒害有机污染物检测分析方法
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一、有机污染物的主要预处理方法
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（一）液液萃取
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液液萃取（liquid-liquid extraction, LLE）是各种经典的样品前处理方法中经常使用的一种。它利用组分在互不相溶两相中不同的溶解度，达到分离和富集的目的。它的操作装置比较简单，只需选择合适的溶剂。
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LLE仪器使用简单、操作简便、重复性好，曾一度是固体或水样最为广泛应用的样品预处理方法，被美国EPA500、EPA600、EPA800系列采用。缺点是费时、溶剂用量大，对操作人员有害、易造成二次污染等，正逐渐被新的方法取代。后来发展了液膜萃取、ASE等，无论是溶剂用量还是时间方面都大为减少。
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（二）索氏抽提法
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索氏抽取法常用于固体样品的萃取，但使用大量的有机溶剂，萃取时间长，同时大量的杂质也一起被萃取出来，影响了色谱分析。
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（三）超声波萃取法
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超声波萃取法的基本原理是利用超声波的空化作用加速污染物有效成分的浸出提取。另外，超声波的次级效应，如机械振动、乳化、扩散、击碎、化学效应等也能加速欲提取成分的扩散释放并充分与溶剂混合，利于提取。
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（四）固相萃取
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固相萃取（solid phase extraction, SPE）技术是近年来发展较快的样品前处理技术之一，其原理与液相色谱分离过程类似，是根据被萃取组分与样品基质及其他成分在固定相填料上的作用力强弱不同使其彼此分离，可用于“清洗”样品，除去干扰或对分析测定有害的物质，使组分分级，达到浓缩或纯化的目的（Martinez et al，2004）。固相萃取待分离的物质不仅可以是小分子量未解离的物质，也可以是高分子量的酸性或碱性分子，如腐殖酸。SPE技术在环境污染物监测中是一种快速、有效、简便的方法，对于某些污染物样品的前处理，它可以取代传统的液液萃取方法。但是，吸附剂选择的困难大大限制了SPE技术的广泛应用。国外的研究也大都局限在对一种或一类优先污染物的SPE技术的研究，而对吸附剂的研究，特别是对优先污染物中几大类化合物吸附剂选择的研究目前还是一个空白。
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（五）固相微萃取
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固相微萃取（solid phase microextraction, SPME）是在固相萃取（SPE）基础上发展起来的一种样品前处理技术，是一种集萃取、浓缩、解吸、进样于一体的样品前处理新技术，该技术以固相萃取为基础，保留了其全部优点并摒弃了需要柱填充物和使用有机溶剂进行解吸的弊病（Zeng et al，2004）。SPME法具有样品用量少，对待测物的选择性高，方便、快捷的特点，已成功地应用于气态、水体、固态中的挥发性有机物（VOCs）、半挥发性有机物以及无机物的分析。试验证明，SPME对环境中的污染物进行监测具有可靠性，并将建立一系列的标准检测方法。
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SPME技术克服了离心、挤压等方法采集样品时不具代表性的缺陷，可在一定空间范围内连续采样，并能根据有机污染物在水相和颗粒相平衡分布特征的不同，判别其不同来源。
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（六）膜萃取技术
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膜分离是一项新兴的高效分离技术，被公认为20世纪末到21世纪中期最有发展前途的技术之一。膜萃取是膜技术与萃取过程相结合的新型膜分离技术，膜的类型主要有平板膜、中空纤维膜、支撑液膜、夹层支撑液膜及色谱膜等。膜萃取作为一种富集、分离手段，与其他辅助设备、仪器、检测方法相结合，在环境保护、生物模拟、金属离子富集、药物分离等方面的应用日益受到人们的重视。
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（七）加速溶剂萃取
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加速溶剂萃取（accelerated solvent extraction, ASE）是近几年才发展的新技术（Fu et al，2003）。ASE在环境分析中已广泛用于土壤、污泥、沉积物、大气颗粒物、粉尘、动植物组织、蔬菜和水果等样品中有机污染物的提取。
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二、有机污染物的检测方法
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（一）气相色谱法
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气相色谱法在20世纪50年代初期就开始应用于分析化学领域，是一种比较成熟的方法。GC法具有高效性、高选择性、高灵敏度、用样量少、分析速度快以及应用广泛等优点，是分析复杂组分混合物的强大工具，尤其适宜分析挥发性有机化合物。
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但是，由于气相色谱使用气体流动相，被分析样品必须要有一定的蒸气压，汽化后才能在柱上分离，对那些挥发性差的物质（高沸点化合物），汽化温度和柱温必须很高，这使得许多高分子化合物和热稳定性差的化合物在汽化过程中分解，易改变原有的结构和性质。特别是具有生物活性的生化样品等物质，温度过高就会变性失活，这样的样品分析用气相色谱就难以胜任了。现在已知的化合物中，仅有20%的样品可不经过预先的化学处理而能满意地用气相色谱分离、分析。
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（二）气相色谱质谱联用法
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气相色谱具有分离效率较高、分析速度较快，可以采用多种灵敏度高、选择性好、线性范围宽的检测器，容易和其他仪器联用的优点，可以用于有机污染物的测定。但由于实际水样品中的干扰物质较多，单独使用气相色谱仪对分离测定造成很大困难。为消除干扰，提高灵敏度和准确度，目前多采用气相色谱与质谱联用技术，全扫描或选择离子检测（selected ion monitoring, SIM）模式进行定性、定量分析。该方法简便易行，能满足痕量有机污染物的分析要求。目前，人们将GC-MS与固相微萃取技术相结合，使得分析时间大为缩短，并减少了人为误差。
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（三）高效液相色谱法
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高效液相色谱法是20世纪60年代后期发展起来的一种新颖、快速的分离分析技术。近十多年来，高效液相色谱法越来越受到色谱工作者的重视，特别是高沸点化合物的测定，在技术上取得了很大的发展。具有荧光或紫外可见光检测器的高效液相色谱在分析速度、分离效能、检测灵敏度和操作自动化方面都达到了和气相色谱相媲美的程度，并保持了经典液相色谱对样品使用范围广、可供选择的流动相种类多等优点。
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与气相色谱或气相色谱质谱联用相比，高分辨率、高灵敏度和选择性检测是高效液相色谱法分析有机污染物的主要优势。对于某些分子极性和性状相似的有机物同分异构体，即使用开口空心毛细管柱气相色谱也不能分离，高分辨质谱也无能为力。HPLC法则不受挥发性和热稳定性的限制，具有分离效果好、定量准确等优点，尤其对于有机污染物中同分异构体的分离分析效果良好。HPLC常用的检测器有紫外检测器、二极管阵列检测器、荧光检测器、蒸发光散射检测器和质谱检测器等。其中，荧光检测器对于有机污染物的灵敏度比较高，更适合水中低浓度有机污染物的测定。因此，具有荧光检测器的高效液相色谱仪是有机污染物的常用分析仪器之一。
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第二节 珠江河口水体毒害有机污染物含量及污染现状
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一、主要有机氯农药的含量组成及质量评价
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珠江流域渔业生态环境监测中心分别于2010年8月、11月，2011年2月、5月、8月、11月采集珠江三角洲八大入海口表层水，测定其中滴滴涕和六六六的含量。珠江口不同采样站位DDT和HCH的时空分布如图8-1、图8-2所示。
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图8-1 珠江口调查站位水体中HCH的时空分布
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图8-2 珠江口调查站位水体中DDT的时空分布
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结果表明，调查期间各采样站位水体中HCH含量水平为0.006～0.171μg/L，平均值为0.019μg/L。其中，2010年11月和2011年2月、11月含量较高，2011年5月和8月HCH含量较低，2010-2011年变化明显。从各个口门来看，横门和蕉门含量较高，鸡啼门含量最低。各口门HCH含量的高低顺序为横门、蕉门、洪奇门、磨刀门、崖门、虎跳门、虎门、鸡啼门。总的来说东四口门HCH含量高于西四口门。
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HCH是主要的有机氯杀虫剂，曾以2种不同组分产品被使用，一种是含有8个六氨环己烷异构体的工业品HCH，其中稳定和主要的成分是α-HCH（65%～70%）、γ-HCH（12%～14%）、δ-HCH（6%）、β-HCH（5%～6%）（Lee et al，2001）；另一种俗称林丹，γHCH含量高达99%以上。据研究，βHCH的抗生物降解能力最强，HCH在环境中存在得越久，该化合物的比例越高（Hong et al，1995）。环境样品中的γ-HCH相对于α-HCH是更容易降解的，且在一定条件下，γ-HCH会向α-HCH发生异构化。因此，在降解过程中，α-HCH/γ-HCH的值会越来越高（Yang et al，2010）。环境中HCH的输入状况通常由α-HCH/γ-HCH的值来评价，样品中的α-HCH/γ-HCH比值在4～7，则说明HCH源于工业品或经过长距离运输（Walker et al，1999）；若比值接近于1，表示周围环境中林丹代替了工业HCH产品的使用。数据分析显示，珠江河口水体中α-HCH所占的比例为28.7%～91.3%，β-HCH为0～38.8%，γ-HCH为0～2.08%，δ-HCH为1.3%～36.0%。八大口门中α-HCH/γ-HCH除了磨刀门、虎跳门外，比值均接近于1，β-HCH在各口门都占有较高的丰度，说明该水域没有新的工业品HCH输入，并且林丹正取代工业HCH，成为珠江口水环境中HCH输入的主要来源。
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调查期间各采样站位DDT含量水平为0.007～0.09μg/L，平均值为0.016μg/L。其中2011年与2010年相比变化不大。从各口门来看，虎门含量最高，其次是蕉门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门、洪奇门，含量最低的是崖门。总的来说东四口门DDT含量高于西四口门。
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DDT类农药在不同的自然环境中，可以降解为不同的代谢产物。DDE和DDD都是DDT的代谢产物，DDT在厌氧条件下脱氯生成为DDD，在好氧条件下主要降解为DDE。研究发现，通过DDT组分间含量的比值关系可以判断是否有新的DDT输入及其降解环境（Hitch et al，1992）：若DDT的含量相对较低，（DDD+DDE）/DDT＞0.5，说明没有新的DDT输入，污染物可能主要是环境中的残留；反之，则说明存在新的污染物的输入（Stavroula et al，2005）。如果在降解产物中，DDD的含量高于DDE，即DDD/DDE＞1，表明降解环境为厌氧条件；反之则表明降解环境为好氧环境。分析珠江河口水体中DDT单体含量特征发现，除了横门、磨刀门、崖门降解环境为好氧环境，其余口门均为厌氧降解，水体含氧低，污染较为严重；八大口门中（DDD+DDE）/DDT除了洪奇门，其余口门比值都小于0.5，这表明珠江口除少数口门外，仍有新的DDT输入。
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从总体时间分布上来看，采样期间珠江河口表层水体中HCH、DDT的浓度在2月和11月较高，5月相对较低，8月最低，主要原因是丰水期水量增加，稀释了河口水体中HCH、DDT的浓度。但在虎门、蕉门这两个接近于河流入海口的站点，丰水期HCH、DDT的浓度部分要高于枯水期，说明地表径流输入对入海口水中HCH、DDT的浓度影响显著，丰水期时因地表径流量加大，水流对土壤的侵蚀作用加强，土壤中残留的有机氯农药迁移至水体中，并随着农田地表径流进入水体，从而导致汛期河流入海口水中有机氯农药含量增高，但仅局限于近岸处，在离岸稍远的地方，则很快就被丰水期增加的水量稀释扩散。同时虎门、蕉门地处人口密集，农业、工业发达的广州、东莞下游，沿岸大量排污、农田径流和工业废水流入南海。另外，虎门是重要的水上交通要道，过往船只非常频繁，这些都是造成虎门水域有机氯农药污染严重的重要原因。
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为了更好反映珠江河口水体中OCP（主要是HCH、DDT）的污染水平，将本次研究的表层水体中OCP的浓度水平与国内外其他地区的OCP浓度进行比较，结果发现珠江河口水体中HCH和DDT含量均处于中等水平。
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与国内水体相比较，珠江河口水体中HCH含量高于长江南京段（Sun et al，2002），略高于长江口（Liu et al，2008），低于闽江口和九龙江口（Pham et al，1993；张祖麟等，2001），远小于北京通惠河（Zhang et al，2004）；与HCH含量相似，DDT含量高于长江南京段、长江口，低于闽江口和九龙江口，最大值和九龙江口持平，远小于北京通惠河。而与国外水体相比较，珠江河口水体中HCH的含量要高于加拿大的St.Lawrence河（Galindo et al，1999）、加利福尼亚湾、牙买加Kingston港以及西班牙Alicante市沿岸（Prats et al，1992），却低于土耳其的Kucuk Menderes河、埃及EI-Haram Giza地区（El-Kabbany et al，2000）；与HCH略有不同，DDT的含量要高于St.Lawrence河、西班牙Alicante市沿岸以及加利福尼亚湾，低于Kucuk Menderes河、埃及EI-Haram Giza地区、牙买加Kingston港。
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《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）的Ⅰ类标准适用于中华人民共和国领域内江河、湖泊、运河、渠道、水库等具有使用功能的地表水域，规定水体中HCH的浓度应该小于1μg/L, DDT的浓度应该小于0.05μg/L。珠江河口水体中HCH的浓度都低于Ⅰ类标准；珠江河口的DDT含量除了磨刀门，其余口门含量低于国家标准。但是根据美国国家环境保护局的标准（EPA 822-Z-99-001），水体中α-HCH的浓度要小于0.0039 ng/L, p，p'-DDT和p, p'-DDE的浓度要小于0.00059 ng/L, p，p'-DDD的浓度要小于0.00083 ng/L。很显然，珠江河口水体中大部分站点的HCH、DDT的浓度都已经超过了美国国家环境保护局标准，对生物和生态系统有潜在的健康风险。
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二、挥发酚的含量分布及质量评价
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于2006年2月至2010年12月，在珠江口设八个采样断面进行季度性调查，站位分别位于虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门。
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样品采集按照《地表水和污水监测技术规范》（HJ/T 91-2002）的相关规定执行。在样品采集现场，用淀粉碘化钾试纸检测样品中有无游离氯等氧化剂的存在。若试纸变蓝，应及时加入过量硫酸亚铁去除。样品采集量应大于500 mL，贮于硬质玻璃瓶中。采集后的样品应及时加磷酸酸化至pH约4.0，并加适量硫酸铜，使样品中硫酸铜浓度约为1 g/L，以抑制微生物对酚类的生物氧化作用。采集后的样品在4℃下冷藏，24 h内进行测定。
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酚类的分析方法采用《水质挥发酚的测定4氨基安替比林分光光度法》（HJ 503-2009），即4氨基安替比林光度法。此方法是一种测定饮用水、地下水和工业废水中挥发酚的方法。其原理是用蒸馏法使挥发酚蒸馏出来，并与干扰物质和固定剂分离。由于挥发速度随馏出液体积而变化，馏出液体积必须与试样体积相等。被蒸馏出的酚类化合物，于pH（10.0±0.2）的介质中，在铁氰化钾存在下，与4氨基安替比林反应生成橙红色的安替比染料。用氯仿将此染料从水溶液中萃取出来，并在460nm波长处测定吸光度。氧化剂、油类、硫化物、有机或无机还原性物质和芳香胺物质对测定有干扰。一般在酸性条件下，可通过预蒸馏将其与芳香胺类干扰分离；油类干扰可加粒状氢氧化钠调节pH至12～12.5，立即用四氯化碳萃取分离。
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2006-2010年，珠江八大入海口的年均水体挥发酚浓度均值变化如图8-3所示。结果发现，挥发酚含量年度均值变化范围为0.001～0.029 mg/L，2006-2008年呈逐年下降的趋势；但2009年又出现上升。与《渔业水质标准》（GB 11607-1989）0.005 mg/L的限值相比较，2006年的均值超出限值；最大超标情况也出现在2006年，超出标准限值5.8倍。2006-2010年，超标率分别为28.1%、4.7%、0、17.2%和1.6%。
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图8-3 珠江口调查站位水体中挥发酚的时空分布
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三、石油类的含量分布及质量评价
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于2006年2月至2010年12月，在珠江口设八个采样断面进行季度性调查，站位S1～S8分别位于虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门（图8-4）。
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图8-4 珠江口调查站位水体中石油类的时空分布
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样品采集按照《地表水和污水监测技术规范》（HJ/T 91-2002）的相关规定执行。用直立式玻璃采水器采集样品，将其放到300 mm深度，边采水边向上提升，每个样品单独采样，全部用于测定。采样瓶（容器）不能用采集的水样冲洗。采集后的样品应酸化至pH＜2，于2～5℃冷藏，24 h内进行测定。
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采用紫外光分光光度法对样品中石油类污染物的含量进行分析，标准溶液采用国家海洋环境监测中心提供的20号标准储备液（1 g/mL）。
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2006-2010年，珠江八大入海口的年均水体石油类浓度均值变化如图8-4所示。
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与《渔业水质标准》（GB 11607-1989）0.05 mg/L的限值相比较，石油类含量年度均值变化范围为0.017～0.097 mg/L，有上升的趋势，且其在2009达到最高值。2006-2010年，超标率分别为15.6%、10.9%、4.7%、14.1%和3.1%；最大超标情况出现在2008年的洪奇门，超出标准限值1.94倍。
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第三节 沉积物毒害有机污染物含量及污染现状
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一、表层沉积物中主要有机氯农药的含量分布及组成特征
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珠江流域渔业生态环境监测中心分别于2010年8月、11月，2011年2月、5月采集珠江三角洲八大入海口表层沉积物，测定其中滴滴涕和六六六的含量。珠江口不同采样站位表层沉积物中OCP的时空分布如图8-5所示。
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结果表明，表层沉积物中DDT总含量介于1.02～3.08μg/kg，平均值为1.91μg/kg。其中，鸡啼门DDT含量明显高于其他样点。而HCH总含量介于0.21～0.41μg/kg，平均值为0.31μg/kg。各入海口均表现为DDT残留浓度高于HCH，这是由于HCH在环境中较易降解以及使用量相对较少所致。
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图8-5 珠江口调查站位表层沉积物中OCP的时空分布
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另外，表层沉积物中DDT和HCH含量具有明显的季节变化特征，且总体呈现2011年高于2010年的特性，说明仍有新的DDT和HCH污染物进入河口。与2011年5月相比，2010年8月表层沉积物中DDT和HCH含量较低，分析原因可能是由于夏季温度高、光照强、微生物活性高、光化学降解和生物降解作用较强，造成沉积物中有机氯含量降低。
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分析八大入海口表层沉积物HCH的4种异构体平均含量变化可以发现，8个入海口采样点中，洪奇门α-HCH含量最高，其次是蕉门；洪奇门β-HCH含量也最高，其次是鸡啼门，其余样点均未检出；磨刀门γ-HCH含量最高，洪奇门含量最低，为未检出；δ-HCH含量最高的采样点为虎门，其次是磨刀门，蕉门、洪奇门和鸡啼门则未检出。
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八个采样位点中，磨刀门p, p'-DDT含量最高，洪奇门含量最低；蕉门p, p'-DDE含量最高，最低的也是洪奇门；磨刀门p, p'-DDD含量最高，最低的仍然是洪奇门。鸡啼门o, p'-DDT含量最高，最低的是崖门。可见，不同入海口HCH和DDT组分含量差异较大。
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计算珠江河口表层沉积物中α-HCH/γ-HCH、DDE/DDD与（DDD+DDE）/DDT的比值，来分析HCH、DDT的组分特征（Stavroula et al，2005）。结果发现所测得的样品中α-HCH/γ-HCH比值大于1小于3，说明研究区α-HCH大部分被降解或者林丹正取代工业HCH成为珠江口水环境中HCH输入的主要来源，与水体研究结果相一致。而DDD/DDE＜1（除了鸡啼门），说明珠江河口表层沉积物中DDT降解环境均为好氧条件；并且（DDE+DDD）/DDT＜0.5，说明珠江河口仍具有新的外源滴滴涕输入，滴滴涕类农药分解不完全，DDT的质量分数维持在一个较高的水平。
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与国内其他地方相比，珠江河口沉积物中有机氯残留量处于较低水平。其中，HCH含量低于长江上海滨岸（Liu et al，2008）和太湖梅梁湾（Zhao et al，2009）；DDT含量亦低于大连湾（Li et al，1998）和太湖梅梁湾（Zhao et al，2009），但高于长江上海滨岸（Liu et al，2008）。与国外相比，研究区域HCH平均含量高于多瑙河（Yao et al，2002），低于西伯利亚海（Yao et al，2002）和加拿大Yukon湖（Huang et al，2008）；DDT含量远高于白令海峡（Yao et al，2002），但低于土耳其Mert Stream（Huang et al，2008）。
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二、有机氯农药的生态风险评价
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沉积物中的组分构成受区域地质背景的影响较大，且环境污染物种类众多，生物效应有差异，很难确定统一的沉积物污染标准和基于这样的标准对沉积物进行生态风险评估。到目前为止，虽然人们在沉积物污染的生态风险评价方面做了大量研究，但是仍未建立起统一的标准。研究者常用风险评价低值ERL（effects range-low，生物效应概率＜10%）和风险评价中值ERM（effects range-median，生物效应概率＞50%）来评估沉积物中污染物的生态风险。具体来说，如果沉积物中的有机污染物残留量低于ERL，说明研究区域沉积物中的污染物对生物的毒害作用不明显；如果有机污染物残留量大于ERM，说明研究区域沉积物中的污染物会对生物产生毒害作用；如果残留量介于ERL、ERM之间，则说明可能会对生物产生毒害作用。根据这一标准，对珠江河口表层沉积物中的有机氯农药残留的生态风险进行评价。结果表明，珠江河口表层沉积物中DDT同系物年平均含量低于ERL值（除了p, p'-DDT平均含量的87.5%处于ERL值和ERM值之间外）；样品中总DDT的含量12.5%处于ERL值和ERM值之间，表明其可能对生物产生一定的毒害作用，值得关注。
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第四节 生物体毒害有机污染物含量及风险评估
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一、主要有机氯农药的含量分布及组成特征
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珠江流域渔业生态环境监测中心于2010年8月、11月以及2011年2月分别在珠江三角洲八大口门采集大小适中的鱼类9种（鲫、广东鲂、赤眼鳟、鳙、鲻、花鰶、黄鳍鲷、七丝鲚和花鲈）和虾3种（斑节对虾、近缘新对虾和周氏新对虾）生物样品，监测DDT和HCH及其单体在这些水生动物体内的残留水平和特征，以期为珠江流域渔业环境保护和水产品质量安全管理提供基础资料和科学依据。
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结果表明，DDT和HCH在鱼类和虾类体内检出的残留量有差异。其中，每千克鱼类肌肉样品中DDT含量范围为0.005～42.73μg，平均值为7.61μg, HCH的含量范围为0.005～1.71μg，平均值为0.62μg；而每千克虾类肌肉样品中DDT含量范围为0.005～9.51μg，平均值为1.97μg, HCH的含量范围为0.005～0.86μg，平均值为0.56μg。鱼和虾体内HCH和DDT的主要组分均为γHCH和p, p'DDT。
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从检测数据来看，鱼、虾类体内DDT高于HCH，这可能是因为HCH在我国已被禁用很久，而DDT禁用时间较短，在水体中的质量分数较高，所以鱼类体内表现出明显的富集作用（金相灿，1989）。另一方面，与HCH相比，DDT的疏水性更强，易溶于大多数芳烃和氯代烃溶剂，且生物富集系数比HCH高2～3个数量级，因而它对水域生物和人体的危害更加令人关注。
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鱼类肌肉中HCH、DDT的残留量与鱼类的活动范围及其食性有一定关系，珠江河口鱼类肌肉中HCH、DDT的残留量在肉食性鱼类肌肉中含量较高，如黄鳍鲷、花鲈和七丝鲚。底栖性及杂性鱼类（赤眼鳟、鲻和广东鲂）肌肉中HCH、DDT的含量也相当高，但总体水平低于肉食性鱼类。HCH、DDT在肉食性鱼类体内的富集程度要比底栖性和杂食性鱼类大得多，这说明HCH、DDT会通过食物链产生潜在的放大效应；此外，底层鱼类多以底栖生物或有机泥沙颗粒物为食，而HCH、DDT主要沉积于底泥中，故而底层鱼类也较易富集HCH、DDT这类亲脂性的有机化合物。
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有机氯农药HCH和DDT毒性大，降解半衰期长。其中α-HCH和γHCH的降解半衰期分别为26年和42年。另一方面，HCH进入环境的时间越长，γ-HCH/HCH的比值越低（刘相梅等，2001）。以往的研究表明，若样品中的α-HCH/γ-HCH值为4～7，则说明样品中的HCH污染可能源于工业品；若该比值接近于1，则说明环境中有林丹；若该比值增大，则说明样品中HCH更可能来源于长距离的大气传输（Law et al，2001；Iwata et al，1993）。对本研究区域鱼、虾体内HCH各组分进行比较分析发现，γHCH为所调查的鱼和虾体内HCH的主要组分，分别占51.6%和39.3%。
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p, p'-DDE在鱼体组织中的半衰期为5～7年（Binelli et al，2003），p, p'DDT的半衰期为8个月（Kumblad et al，2001），水产品中高水平的p, p'-DDT（相对于其代谢物p, p'DDE和p, p'-DDD）是水环境中有新的DDT污染源输入的重要特征（Kum-blad et al，2001；Kathleen et al，1999）。另有报道指出，若p, p'DDE/p, p'-DDT值小于1，表明环境中近期有DDT输入，而若p, p'DDE/p, p'-DDT值大于1，则表明历史上曾经有过DDT的输入（McConnell et al，1996；Aguilar et al，1984）。珠江八大入海口水产品中DDT以p, p'-DDT为主要组分，据此推测此水域近期有新的DDT污染源输入。
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将研究结果与国内部分水域水产品中HCH和DDT近年的残留水平相比较，结果发现，珠江河口鱼类肌肉中HCH均值为0.62μg/kg，低于浙江沿岸（王益鸣等，2005），略高于深圳湾（Bentzen et al，1996）和大亚湾（林元烧等，2003）；虾类肌肉中HCH均值为0.56μg/kg，远远高于大亚湾（林元烧等，2003），略高于深圳湾（Bentzen et al，1996），远低于浙江沿岸（王益鸣等，2005）。鱼类肌肉中DDT均值为7.61μg/kg，低于浙江沿岸（王益鸣等，2005）和深圳湾（Bentzen et al，1996），远低于大亚湾（林元烧等，2003）；虾类肌肉中DDT均值为1.97μg/kg，均低于大亚湾（林元烧等，2003）、深圳湾（Bentzen et al，1996）和浙江沿岸（王益鸣等，2005）。
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由上述结果可以发现，珠江河口水产品中DDT含量处于中等水平，可能的原因有：①这与该地区环境中DDT的背景值较高有关。据统计，1980-1995年，珠江三角洲地区杀虫剂的年均施用量为37.2 kg/ha，是我国年均施用量的4倍多（Wong et al，2005），这些农药通过大气、水体的传输进入河口。②国内外不少学者认为，这与三氯杀螨醇的使用有关（刘征涛，2005；甘居利等，2008；Yang et al，2008），三氯杀螨醇是含DDT杂质在14%以上的广谱高效有机氯杀螨剂，目前被许多国家（包括我国）广泛应用于种植业，种植区土壤三氯杀螨醇中的DDT杂质随径流汇集于水环境中，成为DDT输入的陆源污染。③目前含有DDT的船舶防污漆仍在使用（李惠娟等，2005），珠江河口港口的航运和修造船业很可能是沿岸水域DDT的污染源。
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二、有机氯农药的健康风险评估
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表8-1列出了部分国家、地区和组织现行的水产品中HCH、DDT的最大残留限量。本调查在珠江河口采集的每千克鱼类样品中测得的HCH和DDT残留量范围分别为0.005～1.71μg和0.005～42.73μg，符合我国的无公害水产品质量安全标准要求，并远低于日本、欧盟等发达国家和地区相关的最大残留限量。
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表8-1 部分国家、地区和组织水产品六六六、滴滴涕的最大残留值
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鱼类所积累的持久性有机污染物，一般认为是化合物在生物体和水体之间的积累，其途径部分是通过鱼鳃与表皮的直接吸收和摄食悬浮颗粒物；而人体接触POP除了呼吸作用和皮肤接触外，大多数来自于食物（Dougherty et al，2000）。美国国家环境保护局将人体健康风险评估定义为“评估环境中污染物质现在或将来会对暴露其中的人产生不良健康影响可能性的过程”。常用的参数有接触风险指数（exposure risk index, ERI）、致癌风险指数（carcinogenic risk index, CRI）等，计算公式如下：
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ERI=C×CW/Rf D
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式中，ERI为接触风险指数；C为水产品中农药的残留量，单位为μg/kg；CW为每人每千克体重日均水产品的消费量（本文按平均每人每天食用鱼100 g，成年平均体重60 kg估算）（郭建阳等，2006），单位为g/（kg·d）；RfD为口服参考剂量，单位为mg/（kg·d）。
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估算某种农药的ERI≤1，接触风险则被认为可以接受（赵云峰等，2003；Barnes et al，1998）。
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CRI=C×CW×q 1
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式中，CRI为致癌风险指数；C为水产品中农药的残留量，单位为μg/kg；CW为每人每千克体重日均水产品的消费量，单位为g/（kg·d）；q 1为致癌斜率因子（cancer slope factor），单位为（kg·d）/mg。
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估算某种农药的CRI≤10-4，则认为潜在致癌风险可接受（Dougherty et al，2000；甘居利等，2007）。
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根据以上公式，参照美国国家环境保护局（2000）推荐的相关危害参考剂量RfD和可疑化学物质致癌斜率因子q 1（表8-2），对残留的HCH、DDT的人体接触风险和潜在致癌风险进行计算，分析珠江口鱼类肌肉对人体健康可能产生的影响。
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表8-2 HCH、DDT的参考剂量和致癌斜率因子
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计算得出珠江河口鱼类肌肉中α-HCH、β-HCH、γ-HCH、p, p'-DDT的接触风险指数ERI分别为：0.0003、0、0.002、0.019；α-HCH、β-HCH、γ-HCH、p, p'-DDE、p, p'DDD、p, p'DDT的致癌风险指数CRI分别为：1.3×10-5、0、8.9×10-7、7.5×10-7、0.6×10-6、3.2×10-6。α-HCH、β-HCH、γ-HCH、p, p'-DDT的ERI在0～0.019范围内，均小于1；六种农药的CRI介于0～1.3×10-5，均小10-4。研究结果表明，珠江河口所采集的鱼类样品的肌肉中HCH、DDT的接触风险、致癌风险总体来说为可接受风险。
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第五节 小结
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水是生命的源泉，自然界中不论是人类还是其他生物的生活都离不开水的滋润，因此水体环境直接关系到人类的健康和生态系统的稳定，水体中有机氯农药的污染问题也受到世界科学家的广泛关注。近年来，国内外关于水环境中有机氯农药的分布特征及污染来源的研究不断增加，关于其迁移转化、环境行为与归宿方面也开展了一系列工作，并取得一定进展，其对生物的影响研究也在稳步推进中。
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Turgut（2003）对土耳其Kücük Menderes河的表层水进行监测，发现有机氯农药的浓度随季节变化而波动，DDT类在大部分样品中都能检测到，并且其中DDD的浓度最高，而浓度最高的环氧七氯可达281 ng/L。Zhang et al（2007）的结果也表明，距离河口（如珠江口）较近的采样点含有较高的有机氯农药，河流输入是中国南海有机氯污染物的主要来源之一。这个结果在Guan等关于有机氯污染物河流通量研究中再次得到证明，Guan et al（2009）研究了珠江八大入海口水体中OCP的污染状况（2.57～41 ng/L），结果表明从广州到南海水体中DDT和HCH的浓度有向外海逐渐降低的趋势，这说明河流运输可能是海洋DDT和HCH的主要输入途径；每年由珠江输入到南海OCP的河流通量为3090 kg，其中DDT和HCH分别为1010 kg和1110 kg；此外，珠江口OCP的水气交换结果表明，γ-HCH和o, p'-DDT以从大气向水体沉降为主，而α-HCH和p, p'DDT则倾向于从水体扩散到大气中，表明水体是大气中αHCH和p, p'DDT的二次污染源。麦碧娴等（2001）对珠江、西江及珠江河口西部中国澳门水域中的多环芳烃及有机氯农药研究表明，珠江广州河段及珠江口中国澳门水域是毒害性有机污染物的高风险区域。
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国际上已有很多地区报道过关于表层沉积物中有机氯农药的研究，世界海洋近岸沉积物中DDT的含量范围多在0.1～44 ng/g。对加拿大的圣劳伦斯河口的柱状沉积物中OCP的定年研究发现，浓度最高的时期出现在北美洲生产和使用有机氯农药产品的高峰期之后，这说明持久性有机物在沉积物环境中的累积会出现一定的延迟；沉积物中有机氯的浓度还随深度延伸而逐渐降低。该区域沉积物中的OCP浓度水平与其他报道的河道的浓度水平相当，但是远低于安大略湖（Lebeuf et al，2005）。美国旧金山海湾柱状沉积物中OCP污染主要以DDT为主，总DDT浓度范围在4～21 ng/g，占总有机氯农药浓度的84%以上（Venkatesan et al，1999）。埃及亚历山大港表层沉积物中总的DDT浓度范围为0.25～885 ng/g，处于一个相当高的水平，并且通过DDT和DDD与DDE的比值发现，经历数十年变化，该区域内的大部分DDT已衰变为DDD和DDE（Barakat et al，2002）。处于欧洲的西班牙Sea Lots港的环岛海域沉积物中的OCP含量也处于一个中等偏高的水平，其浓度范围在44.5～145 ng/g，并且靠近主要排水系统的入港口处的浓度最高，说明排污入港是当地的主要污染源（Mohammed et al，2011）。Hu et al（2011）分别对北黄海、南黄海中西部和东海闽浙沿岸表层沉积物进行检测显示，整个黄海OCP浓度（DDT 0.25～1.60ng/g, HCH 0.01～0.05ng/g）高值均分布在泥质区内，而东海除长江口外，高值出现在近岸。张祖麟等（2003）研究了闽江口水、间隙水和沉积物中的有机氯农药水平，研究结果表明相对于水和间隙水，沉积物更容易吸附有机氯农药，但是有机氯农药有从沉积物向上覆水迁移的趋势；沉积物中的OCP含量为28.79～52.07 ng/g。麦碧娴等（2000；2004）对珠江三角洲地区的河流和珠江口表层沉积物中有机氯农药分布及特征的研究发现，有机氯农药含量最高点位于珠江广州河段，浓度高达157.76 ng/g，并且发现沉积物的类型、结构等都是影响沉积物对OCP的吸附能力的重要因素。
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POP很难溶于水，亲脂性高，因而能够在脂肪中积累，并通过食物链的生物富集作用在高级捕食者中成千上万倍地累积。影响累积的因素很多，如化合物本身的性质（氯代位置及氯代的数目）、生物体内酶的种类、摄食方式等。但由于自身的稳定性，使其能在生物体长期高浓度蓄积。Muralidharan et al（2009）从印度南部哥印拜陀市的市场上购买了10种海水鱼，研究发现在所有的OCP化合物中，HCH是所有鱼体中含量最高的污染物，且β-HCH是HCH最主要的异构体。Kong et al（2005）从珠江三角洲地区的鱼塘中采集桂花鱼、罗非鱼、草鱼、鳙和鲫样品，研究其体内OCP和PAH的残留状况，发现超过30%的样品DDT浓度高于美国国家环境保护局制定的可食用的残留浓度。Zhou et al（2004）从珠江三角洲地区鱼塘中采集鱼样，包括23尾罗非鱼、6尾鲤、14尾鳙、4尾白鲢和14尾草鱼，结果发现所研究鱼体内HCH和DDT的残留浓度均低于国家环境保护总局制定的残留标准。
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在生态系统中，多条食物链相互交叉形成食物网，导致OCP等化合物能在脂肪组织中发生蓄积，并沿着食物网逐级富集放大，形成非常复杂的联系。针对美国长岛河口地区生物DDT富集的研究表明，在污染区大气颗粒物中存在的DDT含量为3×10-6mg/kg，水生浮游动物体内的DDT含量为0.04 mg/kg，浮游动物为小鱼所食，小鱼体内的DDT含量增至0.5 mg/kg，其后小鱼为大鱼所食，大鱼体内的DDT含量增至2 mg/kg，富集系数约60×104（Kurt et al，2003；USEPA，1996）。Byun et al（2013）研究了黄海食物链对含卤素污染物的生物放大作用，显示生物体内OCP、PCB、PBDE含量低于多数海域，但DDT高于邻近的日本海。Shi et al（2011）对黄、渤海石斑鱼和中国对虾OCP检测发现，石斑鱼体内富集的含量远大于中国对虾体内含量，并以DDT的浓度最高，是最主要的污染物。
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河口区域是江河与海洋的交接点，是流域内汇入江河的各种物质的归宿地之一，具有多种环境功能和生态价值，对沿海地区的经济发展起着重要的作用。这里同时容纳了江河淡水、海洋盐水以及河口混合水，这些水体在河口形成过程中有着重要的物理、化学、生物和地质意义。地形条件和水动力条件共同决定了河口是生态环境相对特殊而脆弱的地区，对流域的自然变化和环境变化有着敏感的响应。在河口区域海陆相互作用显著，毒害性有机污染物能够通过地表径流、排污和大气干湿沉降等途径进入河口环境，参与河口的各种地球化学循环。在其迁移过程中，伴随着各种复杂而有规律的物理、化学和生物变化，最终或者被降解，或者进入各种暂时的储存库形成一种潜在的污染源。有机污染物对人类健康和生态环境具有直接或潜在的危害性，一些难降解的，致癌、致畸性较强的有机污染物更是严重威胁着生态环境的平衡，其在河口地区的污染状况及其生态健康风险已引起了各方面的重视。对河口区域的水环境进行持久的监测，有助于正确地评估珠江三角洲流域的长期生态风险和改善水环境质量，既具有重要的理论意义，又具有现实的紧迫性。
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改革开放以来（尤其近十多年），珠江三角洲经济发展迅速，使珠江口水域生态环境发生较大变化，污染状况日趋严重，生态环境受到严重影响，对珠江口水域生态环境进行监测和影响评价研究是一项基础性和社会公益性研究任务。综合研究水体、底泥、生物样三种介质中有机农药含量及空间分布特征、评价其生态风险，对研究河口有机农药污染的来源、污染现状及其对整个生态系统的影响具有重要的科学意义。大量的研究表明，珠江口毒害有机污染物的污染与国际上相比处于中低端，与国内相比属于中等水平。风险评价表明，珠江口毒害有机污染物尚未达到对生物有潜在危害的水平，但从长期积累效应的视角来说，珠江口毒害有机污染物的污染现状及其发展趋势仍需引起重视。
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第九章 珠江河口水生生态问题与修复保护
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第一节 珠江河口水环境状况
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一、水质状况
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（一）水体纳污状况
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珠江三角洲区域由于其自然禀赋好，成为重要的经济发展区域。珠江河网城市密度大（平均距离约10 km），废水、污水的排放较为突出，水域承载了城市化及其发展带来的生活、工农业废水等污染压力。三角洲城市河流多为中小型河流，自然流量不大，环境容量小，人类活动产生的污染会对河流生物造成伤害。珠三角河流为感潮河段，河口水质变化尤为复杂，并多次出现咸潮、缺氧现象。
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2006年，广东省废水排放总量65.5亿t，其中工业废水排放量23.5亿t，工业废水达标排放率84.9%；城镇生活污水排放量42.0亿t，占总排放量的64.1%，城镇生活污水处理率为42.7%。COD排放总量104.9万t，其中工业废水中COD排放量29.4万t，比上年增加0.8%；有毒有害污染物（氰化物、砷、汞、镉、铬、铅、挥发酚）排放量46.8 t；石油类排放量309.8 t。氨氮排放总量为9.3万t，其中工业废水中氨氮排放量0.7万t，生活污水8.6万t。
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（二）水体质量
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珠江水系总体水质良好，2006年水质Ⅰ、Ⅱ类占比58%，Ⅲ类24%，不达标江段主要集中在流经城市的河段，如广州河段、深圳河段、佛山河段，主要污染指标为氨氮、粪大肠菌群、耗氧有机物、石油类、总磷等，呈明显的有机污染和细菌污染类型，形成了以城市为中心的污染特点。
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2006-2010年，珠江八大口门水体总氮超标，最高超9.9倍；氨氮平均值超标，最大值超地表水 Ⅱ类标准6倍；虽然总磷、COD平均值达标，但最大值分别超地表水 Ⅱ类标准4.91倍和1.65倍，含量时空差异显著（表9-1）。
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表9-1 珠江河口水环境状况
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表9-1 珠江河口水环境状况（续）-1
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表9-1可见，珠江八大口门水域比20世纪80年代珠江河口水域水体溶解氧下降14.23%，平均值降低1.01 mg/L。pH变化范围增大，最小值降低0.26，最大值升高0.6，表明受人为因素干扰增大。氨氮上升83.39%，平均值升高0.261 mg/L；亚硝酸盐氮上升941.67%，平均值升高0.113 mg/L；硝酸盐氮上升22.56%，平均值升高0.263 mg/L；总氮上升109.11%，平均值升高1.294 mg/L；CODMn上升11.07%，平均值升高0.31 mg/L；磷酸盐上升183.33%，硅酸盐上升21.61%。总体上，珠江河口水体溶解氧下降，耗氧有机污染物增加，亚硝酸盐浓度上升，水域呈现营养盐增加的富营养化特征。
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二、污染成因分析
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（一）陆源污染压力
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城镇化推进及现代化水平提升，带来了城乡排污口种类多、数量大的污染物，各种生活、工业排放的废水是造成河流污染的直接原因。《国家环境统计公报》显示，2006年全国工业、生活废水排放总量537亿t，比上年增长2.4%；COD排放1428.2万t，比上年增长1.0%；氨氮排放141.3万t。2006-2010年，全国主要污染物排放见图9-1。
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图9-1 全国主要污染物排放年际变化
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珠三角河网水域水体呈现富营养化特征，主要原因是水域承载的耗氧污染物不断增加。据1999年广东省排污口实测资料显示，三角洲有排污口约183个，大部分集中在城市河段，约占全省排污口总数的50.8%。2001年工业废水排放量达11.28亿t，生活污水排放量更高达39.86亿t。生活污水占废水排放总量的比例逐年上升，1996年占57.1%，2001年已上升为77.9%（杨华和张金阳，2002）；而且生活污水处理率低。这是造成珠江河口氮、耗氧有机污染的主要原因。
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（二）耗氧有机污染物降低水体溶解氧
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河口水体溶解氧通常较高，然而靠近河口的城镇把生活污水排进河口水体，在河口水域增加过多的耗氧有机物，加之上游水体携带污染物质，有可能使水体含氧量降低，甚至导致鱼类死亡或使多数鱼类回避，不进入河口。水域生态系统物质输出的生物链功能缺损。
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水体中的耗氧有机污染物增加，加之受自然潮汐顶托，携带营养物质的径流出海受阻，溶解氧下降，影响微生物代谢反应，对硝化和反硝化作用、沉积物水体物质交换产生影响。
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（三）重金属及有机污染物增加
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珠江河口附近有大中城市，许多未经处理、含有持久性有机污染物的工业废水和生活污水向珠江口内排放；同时，西江、东江和北江将沿江厂矿顺流带来的含重金属废水也经珠江河口排向海区。珠江口两岸有广阔农田，每年施放的大量农药随着雨水流进珠江河口。珠江口有机氯农药检出率为100%，对生态系统有潜在的健康风险。珠江河口水域既有传统的持久有机污染物，也有痕量的新型农药、抗生素等污染物。
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第二节 珠江河口生态系统与渔业面临的问题
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一、水生生态系统物质传输链断裂
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由于珠江河口地势平坦，径流与海平面势差小，加之潮汐顶托，自然状态下，径流携带的污染物难于顺畅入海。在这样的自然背景下，营养物质的生物输出显得非常重要。水体综合营养状态方面，珠江河口水体除秋季处于重度富营养外，其余时段处于轻、中度富营养状态。从综合污染指数看（表9-2），除秋季处于中度污染外，其他季节几乎都处于轻污染状态。另外，内外河口（相隔约2 km）水体污染指数基本相同。
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表9-2 2008年8月至2009年7月珠江河口水体营养状态与综合污染指数
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河流携带着丰富的有机物、营养元素和泥沙，为河口区生物提供了充足的食物来源和栖息环境。河口区鱼类等生物多样性丰富，是鱼类生长育肥的重要区域。因此，河口区是传统的渔业区。营养物质通过食物链传递，促使鱼类生长，通过正常的捕捞行为输出水产品，也输出水体的营养物质，水生生态系统处于良性状态。但由于人为的不合理开发和过度污染，致使河口水生生物栖息地、繁育场受损，水生生物尤其是鱼类资源量下降、生态环境退化、生物多样性下降，生态系统中的生物链不足以支持输出水体营养物；营养物质输出链受损造成污染。
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二、鱼类栖息环境受损
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由于陆源排污压力大，我国近岸海域赤潮灾害多发，辽河河口、长江河口、珠江河口等主要河口成为重度（或中度）富营养化区。国外学者针对河口和近海水体富营养化方面的研究有较长的历史，从水域基础生物量、物质生物利用与输出、受损水域赤潮现象等方面开展了不同程度的研究工作。珠江河口水生生态系统面临着由于不断增加营养物质输入而带来的富营养化、缺氧等问题。与此同时，三角洲地区的经济建设热潮，河滩开发、航运、挖沙、上游兴修水电等涉水工程建设，挤占了鱼类栖息地，破坏了鱼类产卵场，影响了鱼类资源的补充。鱼类栖息环境功能受损，加之高强度的捕捞渔业，改变了鱼类结构，降低了区域渔产量。
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三、水产品质量面临胁迫
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河口是工业废水、生活污水和农业废水的承泄区，随着经济的发展和人口的剧增，排污量、污染物种类呈现增多的趋势。河流生态系统受到较大干扰，河口自净能力下降，河流的纳污能力和水环境承载力处于极限状态。珠江河口水体除面临氮、耗氧有机污染物增加问题以外，持久性有机污染物、石油、农药、重金属等也存在不同程度污染，水产品质量面临威胁。
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第三节 珠江河口水生生态系统评价
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一、水质
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（一）pH
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水体pH均值为7.52，变化范围为6.64～8.4。符合渔业水质标准。
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（二）盐度
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水体盐度均值为2.28，变化范围为0.01～16.77，处于低盐度生态区域，平均值年际变化为0.50～3.84。冬季高，春季、夏季、秋季低，受淡水输入影响。
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（三）溶解氧与高锰酸盐指数
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2006-2010年，水体溶解氧含量均值为6.09 mg/L，平均值符合《渔业水质标准》，低于5 mg/L站次占比为18.75%。高锰酸盐指数（COD Mn）平均值为3.11 mg/L，21.43%的站次超《地表水环境质量标准》的 Ⅱ类要求（4 mg/L），2.68%的站次超《地表水环境质量标准》的 Ⅲ类要求（6 mg/L）（图9-2）。
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图9-2 2006-2010年珠江河口水体溶解氧、高锰酸盐指数变化
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图9-2展示2006-2010年，按DO下降顺序排列的COD Mn变化。总体上，似乎溶解氧下降，高锰酸盐指数升高，统计结果见图9-3。
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DO与COD Mn的关系较为复杂。两因子间的相关系数r=-0.11（＜95%置信度的临界值0.189），没有显著性，表明两者间不呈线性关系。从图9-3的曲线看出，当溶解氧在6.9～7.1 mg/L区间，COD Mn值变化不大，处于曲线底部的平坦区域，而小于此区间时，溶解氧与COD Mn两者成负相关；反之，大于此区间，两者成正相关。综上所述，溶解氧与COD Mn呈反抛物线关系。
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图9-3 溶解氧高锰酸盐指数（n=112）关系曲线
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（四）磷酸盐
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水体磷酸盐均值为0.034 mg/L，超《海水水质标准》（GB 3097-1997）活性磷酸盐Ⅱ类的1.27倍。
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（五）总磷与总氮
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水体总磷平均含量为0.09 mg/L，33.04%的站次超《地表水环境质量标准》的Ⅱ类要求（0.1 mg/L），5.5%的站次超《地表水环境质量标准》的Ⅲ类要求（0.2 mg/L）。水体总氮严重超标，平均含量为2.48 mg/L，100%的站次超《地表水环境质量标准》的Ⅲ类要求（1.0 mg/L）。
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图9-4是水体总氮、总磷随时间变化图。由多项式拟合曲线可见，总氮含量变化不大，总磷呈先降低后上升变化。统计分析结果表明，总磷与总氮间的相关系数r=0.14，接近95%置信度的临界值0.189，两者接近正相关。
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图9-5，总磷-总氮关系曲线可分为3段，28个样本总磷＜0.03，曲线呈下降趋势，总氮、总磷成负相关；22个样本总磷在0.03～0.06范围，总氮变化不大，曲线平稳；60个样本总磷在0.06～0.37范围，是主要的样本分布区，曲线呈上升趋势；2个样本总磷＞0.38，总氮值急剧下降（没在图中体现）。
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图9-4 2006-2010年总氮、总磷变化趋势
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图9-5 总磷-总氮（n=112）关系曲线
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（六）无机三氮组成变化
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水体氨氮平均含量为0.574 mg/L，53.6%的站次超《地表水环境质量标准》的Ⅱ类要求（0.5 mg/L），17.86%的站次超《地表水环境质量标准》的Ⅲ类要求（1.0 mg/L）。水体非离子氨均值为0.016 mg/L，30.36%的站次超《渔业水质标准》（0.02 mg/L）。图9-6是2006-2010年采集水体样品，总氮含量由高到低排列及无机三氮组成变化图。
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图9-6显示了总氮和无机三氮随时间的变化。由图可见硝酸盐氮是水体总氮主要贡献者，三种形态无机氮含量水平：硝酸盐氮＞氨氮＞亚硝酸氮。随着总氮含量由高到低排列，硝酸盐氮含量总体也呈现基本一致的由高到低变化趋势。
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图9-6 水体无机三氮含量随总氮由高到低变化
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硝酸盐氮与总氮的线性相关系数为0.7，远远大于99%置信度相关系数临界值（0.247），相关系数及数据拟合的统计结果都表明，硝酸盐氮大小是影响总氮高低的主要因素，两者成正相关的线性关系。
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氨氮与总氮的相关系数为0.41，远大于99%置信度的临界值要求，故两者成非常显著的正相关。
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亚硝酸盐氮与总氮的相关系数为-0.08，表明这两因子并不呈线性关系。亚硝酸盐氮与总氮呈抛物线关系，见图9-7。
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图9-7 亚硝酸盐氮与总氮（n=112）关系曲线
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当亚硝酸盐氮在0.18～0.22 mg/L区间时，总氮的变化不大；小于此区间亚硝酸盐氮与总氮成正相关，总氮值随亚硝酸盐氮增大而变高；亚硝酸盐氮大于该区间时（只有13个样本）总氮值随亚硝酸盐氮增大明显减小。总体上，亚硝酸盐氮对总氮影响不如硝酸盐氮的力度大，绝大多数样本亚硝酸盐氮与总氮关系具有正相关的特点。
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（七）营养状态
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根据第三章第三节研究结果，珠江河口四个季节的水体综合营养状态指数均值64.51，水体处于中度富营养化水平[60＜TSI（∑）≤70]。
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在研究水体富营养化过程中，水环境中氮磷比是一个比较重要的指标。氮磷比直接影响水环境中藻类的群落结构。有学者（Guildford）认为，当水环境中总氮/总磷＜7（质量比）时，藻类生长表现为氮限制状态；而当总氮/总磷＞22.6时，磷成为藻类生长的限制因子。不同藻类最适宜氮磷比不同，藻类在氮磷比适宜的水环境中生长更迅速，且对营养的吸收能力更强。Redfield研究表明海水中氮磷比为16:1（原子比）最适合藻类生长繁殖。珠江河口水体总氮/总磷=27.56，氮磷比接近适宜值，氮略过量。珠江河口生态系统水质方面需要解决氮负荷问题。
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（八）叶绿素a
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水体叶绿素a均值为19.98μg/L。叶绿素a含量最高（2008年）比最低（2010年）高56.13%。内河口与外河口（上、下游相距约2.0 km），叶绿素a含量无显著性差异。统计结果表明，叶绿素a与TP相关系数r=-0.23，大于95%置信度的临界值0.189，两因子成负相关（图9-8）。
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图9-8 叶绿素a含量与总磷关系
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由图9-8两者的关系曲线可以看出，随TP增大，叶绿素a呈下降趋势。总磷浓度高，叶绿素a反而低，总磷不是藻类的限制因子。另外，回归模型的误差（40.6%）较大，也反映不是所有数据点都严格呈线性关系。
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（九）硫化物
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水体硫化物平均含量为0.039 mg/L，年均值为0.026～0.060 mg/L，未超《渔业水质标准》（0.2 mg/L）。
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二、水生生物要素
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（一）浮游植物
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调查期间，浮游植物种类丰富度的变化范围为90～230种，最小值出现在2007年5月，最大值出现在2009年8月。从季节分布特征看，2006年和2007年枯水期的种类丰富度高于丰水期，2008年和2009年丰水期的种类丰富度高于枯水期。浮游植物均值为1.7×106个/L。季节变化特征显示，大多数年份枯水期的密度高于丰水期（图9-9）。
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图9-9 浮游植物密度与盐度关系
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河口水域是海洋与河流的过渡带，水体盐度受潮汐和河流水文的影响。浮游植物密度与盐度的相关系数为0.06，不呈线性关系。从图9-9曲线可知，两者呈抛物线关系，盐度在7附近为植物生物量的最高点。小于此值，当盐度增大时，植物生物量也同步增多；反之，大于此值时，植物生物量会随盐度增大而减小。
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图9-10水体中总氮从高到低排序，浮游植物密度没有呈现相同的下降趋势，而且总氮过高，浮游植物密度反而低，表明总氮不是浮游植物生长限制因子，部分水域总氮过高显而易见。
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图9-10 浮游植物密度随水体总氮下降变化
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（二）浮游动物
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调查期间共鉴定浮游动物94种，浮游幼虫10类。甲壳动物占绝对优势，共鉴定49种，占总种数的52.13%，其中桡足类35种，占总种数的37.23%；其次为轮虫类，共鉴定28种，占总种数的29.79%；此外，原生动物6种，被囊动物和糠虾类各2种，多毛类、螺类、水母类和异足类各1种，还有3种未知种类。
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调查期间珠江河口浮游动物生物量均值为0.3643 mg/L。生物量最高值出现在枯水期，最低为平水期。
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图9-11显示了浮游植物密度随浮游动物生物量下降的变化。浮游动物生物量与浮游植物密度变化趋势基本一致，但也存在例外的情况。多项式拟合结果表明，浮游动物生物量很低时，浮游植物密度也可以出现较高水平。
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丰水期珠江口浮游动物种类数居中，优势种个体数量不多，多样性指数（H'）和均匀度指数（J'）值分别2.9175和0.6732；平水期珠江口浮游动物种类数最多，空间异质性较高，H'和J'值分别为3.1736和0.6609；枯水期珠江口浮游动物种类数较少，而且优势种数量较大，H'和J'值分别为2.8801和0.6721。
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根据多样性指数1～2为中等污染，2～3为轻污染，大于3为未污染的标准来判定（沈韫芬等，1990），丰水期和枯水期珠江口浮游动物多样性指数在2～3，只有平水期多样性指数＞3，总体来说该水域为轻污染。
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图9-11 浮游植物密度随浮游动物生物量下降变化
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（三）大型底栖动物
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（1）优势种
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珠江口水域大型底栖动物以食底泥者和肉食者占主要优势，其相对丰度分别为50.6%和43.3%，其次为浮游生物食者和滤食者，相对丰度分别为4.6%和1.3%。杂食者相对丰度最小，仅0.3%。
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（2）多样性指数
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调查区内Shannon-Wiener多样性指数、物种丰富度指数以及物种均匀度指数的均值分别为1.11、0.93和0.61。三项指数的空间分布趋势较为一致，低值区主要位于横门。从各个季节3项指数的平均值来看，Shannon-Wiener指数和物种均匀度指数的平均值最高出现在冬季，分别为1.31和0.73；最低则出现在夏季，分别为0.89和0.52。物种丰富度指数的平均值最高出现在冬季，为1.26；最低则出现在秋季，为0.67。
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三、水生生态系统服务功能
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（一）水体有机污染负荷
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珠江干、支流污染物随径流经珠江河口排入南海。珠江平均每年各口门涨潮入流量为3762亿m3，多年平均落潮流出量为7022亿m3，相应净泄入海径流量为3260亿m3，虽然河口区存在着海水的稀释作用，但是仍面临水体对污染物承载的容量问题。在全国污染物总量减排背景下，珠江干流总体水质良好，但从2007年珠江广州段轻度污染，到2010年珠江广州段中度污染，可见珠江河口负荷增加。与1980-1983年（表9-1）相比，水体有机污染负荷增加（表9-3），总氮含量平均升高1.294 mg/L，以径流总量3362亿m3计，相当于增加了43.504万t总氮。河口水体溶解氧平均值降低1.01 mg/L，相当于减少了33.956万t的氧；多降解0.31 mg/L有机物，耗氧10.422万t，综合氧负荷增加44.378万t。
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表9-3 2006-2010年珠江河口水体污染负荷变化（与1980-1983年相比）
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与1980-1983年相比，珠江河口水体污染负荷增加，造成珠江河口水体富营养化。
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（二）浮游生物质量
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（1）浮游植物群落评价
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指示性浮游植物群落划分污染等级的标准是：蓝藻门占70%以上，耐污种大量出现为多污带；蓝藻门占60%左右，藻类总数较多为α-中污带；硅藻门及绿藻门为优势类群，各占30%左右为β-中污带；硅藻门为优势类群，占60%以上为寡污带。珠江河口浮游植物8门465种，硅藻40属197种，占总种数的42%，绿藻49属134种，占总种数的29%；为β-中污带。
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不同水文期珠江河口浮游动物多样性指数（H'）变化范围2.88～3.17，平均值2.99，均匀度指数（J'）平均值0.67，见表9-4。
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（2）浮游动物群落评价
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表9-4 2006-2010年珠江河口水生生态系统质量评价
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由上可见，珠江河口水体综合污染指数均值约为1.98，属轻污染；硅藻门及绿藻门为优势类群，共占71%（分别占42%、29%），属轻污染（β-中污带）；浮游动物均匀度指数（J'）稳定，为0.67，多样性指数（H'）约为3，总体上属轻污染。水质评价与生物评价结果基本一致。
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珠江河口水生生态系统总体健康，生物多样性能够保持内部组织结构。均衡评价指标体系：水体综合污染指数均值约为2，硅藻门及绿藻门类群共占约70%，浮游动物多样性指数约为3。生态系统健康评价可用综合污染指数均值、浮游植物群落划分、浮游动物多样性指数等方法。
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（三）底栖生物质量
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前言
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第一章 珠江河口的自然特征
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第一节 珠江
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一、概况
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珠江，又名粤江，因流经海珠岛而得名。珠江位于中国的西南部。珠江流域位于21°31'—26°49'N、102°14'—115°53'E，覆盖云南省、贵州省、广西壮族自治区、广东省、湖南省、江西省442100 km2面积，以及越南北部的11590 km2面积，流域总面积共453690 km2。珠江流域面积广阔，山地和丘陵占总面积的94.5%，平原面积小而分散，仅占5.5%，比较大的是珠江三角洲平原。其中，云南省、贵州省区域为高原，最高海拔高度为2853 m。
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珠江流域为亚热带气候，多年平均气温在14～22℃。年际变化不大，但地区差异大。最高气温42℃，最低-9.8℃。流域内雨量丰沛，多年平均年降水量1470 mm，但由于降水量约80%集中在汛期，形成地表径流年内分配不均，枯水期径流量仅占全年的20%左右。
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珠江流域地势西北高，东南低。探明的矿藏资源有58种，矿石储量亿吨以上的有煤、铁、硫、锡、钨、铝、锰等25种，还有金、铀、钛、铌、钽等珍贵矿藏。较著名的矿区有贵州的六盘水煤矿，广西的南丹大厂锡矿、平果铝矿、大新下雷锰矿、象州重晶石矿、梧州金矿、岑溪钛铁矿，广东的云浮硫铁矿，云南的个旧锡矿等。珠江流域旅游资源丰富，著名的黄果树瀑布、桂林山水都在该流域。
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珠江流域内民族众多，共有50多个民族。主要民族有汉族、壮族、苗族、布依族、毛南族等，其中以汉族人口最多，其次是壮族。
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据2010年资料统计，珠江流域总人口17837.8万人（未计入中国香港、中国澳门和海南省），平均人口密度为290人/km2；人口结构中农村人口占50.7%，城市人口占49.3%。2012年，广东的国内生产总值（gross domestic product, GDP）超过了贵州GDP的8倍，差距巨大；2013年，流域内人均GDP达104628元。从产业结构看，流域各域段产业结构差异明显，下游地区第三产业占比较大，居于主导地位，第二产业次之，第一产业所占比重极低；而中上游地区第一产业所占比重要高于下游地区第一产业的占比。2017年，珠江三角洲地区9个仅占全国面积0.57%的城市，创造了全国9.2%的GDP，生产总值达7.58万亿元。
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二、水系构成
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（一）西江水系
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西江是珠江水系的干流，发源于云南省沾益县马雄山北东麓（也是珠江的源头）。干流流经云南、贵州、广西、广东4个省（自治区），至广东省磨刀门水道企人石注入南海，全长2214 km，河道平均坡降0.045%。思贤滘以上集水面积353120 km2。以广西象州县石龙三江口以上为上游，三江口至梧州市为中游，梧州至广东省佛山市三水区思贤滘为下游，思贤滘至磨刀门企人石为河口段。
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高要水文站（集水面积351535 km2）实测多年（1956-1987年）平均年径流深636.3 mm，年径流总量为2237亿m3，年输沙量7100万t，侵蚀模数202 t/（km2·a）。西江自广西壮族自治区梧州市东流13 km至广东省肇庆市封开县江川镇界首村大源冲口即进入广东境省内，至广东省三水县思贤滘与北江相通，其后转向南流，进入珠江三角洲。
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西江下游在广东省内面积17960 km2，约占广东省内珠江流域面积的16.12%；河长195 km，平均坡降0.0086%；河道宽700～2000 m。在肇庆市上下游有三榕峡和羚羊峡收束河床，三榕峡宽370 m，峡长5.5 km，水深78 m；羚羊峡又名肇庆峡，宽340 m，峡长7.5 km，水深83 m。此区以低山丘陵和积水洼地为地貌特征。羚羊峡上下基本属堤防区。
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西江干流的一级支流中，集水面积1万km2以上的有北盘江、柳江、郁江、桂江和贺江。
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（二）北江水系
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北江，发源于江西省信丰县，流入广东省境后经南雄、始兴、曲江等地，在韶关市区与武江汇合。自韶关市起，大致由北向南流，经过英德、清远等市，沿途有南水、滃江、连江、潖江、滨江、绥江等支流汇入，至三水思贤滘与西江相通，流入珠江三角洲河网区，主流由沙湾水道注入狮子洋经虎门出南海，平均坡降0.07%。北江三水河口以上干流长468 km，流域面积4.67万km2；其中92%即4.29万km2在广东省，约占广东省内珠江流域面积的38.50%。若计算至南沙区小虎岛则北江干流长573 km，流域面积5.21万km2，占珠江流域总面积的11.48%。北江平均年径流量510亿m3，径流深1091.8 mm；干流在韶关市区以上称浈江（也称浈水），韶关以下始称北江。地势大致北高南低，北部分水岭有全省最高峰石坑崆，海拔1902 m。
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北江水系集水面积超过1000 km2的一级支流有墨江、锦江、武江、南水、滃江、连江、潖江、滨江和绥江9条，简记为武江、南水、滃江、连江、潖江和绥江6条主要支流。
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（三）东江水系
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东江发源于江西省寻乌县桠髻钵山，向西南流经广东省龙川县、河源市、紫金县、惠阳县、博罗县至东莞市石龙镇进入珠江三角洲，于增城市禺东联围东南汇入狮子洋。集水面积35340 km2，占珠江流域总面积7.79%；其中，约90%即3.18万km2在广东境内，约占广东境内珠江流域面积的28.55%。河长562 km，河道平均坡降0.0388%，平均年径流深950.4 mm，平均年径流量257亿m3。干流在龙川县枫树坝以上称寻乌水，汇贝岭水后始称东江。流域地势东北高、西南低，分水岭最高海拔1101.9 m。
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东江水系主要的支流有贝岭水、新丰江、西枝江等。
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（四）湖泊
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珠江水系主要有抚仙湖、杞麓湖、星云湖、阳宗海和异龙湖5个湖泊，都在云南省境内，属高原湖泊。
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抚仙湖是我国深度排名第二的淡水湖泊，湖泊面积212 km2，流域面积674.69 km2，最大水深157.3 m，平均水深87.0 m，蓄水量189.3亿m3，其中大的河道有27条，湖水经海口河流入南盘江。
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杞麓湖是一个封闭型高原湖泊，湖泊面积35.9 km2，流域面积354.2 km2，最大水深6.8 m，平均水深4 m，蓄水量1.7亿m3。主要入湖河流三条，洪水年湖水经湖东南面的岳家营落水洞岩溶裂隙泄洪至曲江，流域多年平均水资源量1.17亿m3。
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星云湖是抚仙湖的上游湖泊，通过2.2 km的隔河与抚仙湖相连，湖泊面积34.7 km2，流域面积386 km2，平均水深5.91 m，最大水深9.5 m，蓄水量1.84亿m3。大小入湖河流14条，多年平均水资源量7684万m3，多年平均流入抚仙湖水量约2400万m3。
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阳宗海湖泊面积31.9 km2，流域面积192 km2，平均水深20 m，最大水深29.7 m，蓄水量6.04亿m3，多年平均水资源量3500万m3。
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异龙湖面积30.63 km2，流域面积360.4 km2，平均水深2.75 m，最大水深6.55 m，蓄水量1.13亿m3。
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（五）珠江三角洲河网
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珠江三角洲河网水系把西江、北江、东江的下游纳于一体。从西向东流的珠江三角洲河流有潭江、高明河、沙坪河等；从北向南流的三角洲河流有流溪河、增江、沙河、西福河、雅瑶河、南岗河等；从东向西流的三角洲河流有寒溪水等。此外，还有直接流入伶仃洋的茅洲河和深圳河，都汇于珠江三角洲河网区，最后分别由8大口门注入南海，整个水系呈扇形。西江从三水县思贤滘西口至珠海市企人石河段，分别称西江干流水道、西海水道、磨刀门水道，最后经磨刀门入海。北江自思贤滘北口起，各河段分别称北江干流水道、顺德水道、沙湾水道，最后经狮子洋出虎门入伶仃洋。东江在珠江三角洲内的河口段是石龙以下的东江北干流，在增城县的禺东联围入狮子洋。
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珠江三角洲地区河网密度较大，达0.83 km/km2。干流弯曲系数为1.34，干流属平原型河流。
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第二节 珠江河口与珠江三角洲
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一、概况
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（一）珠三角
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“珠三角”概念正式提出是1994年10月8日，中国共产党广东省委员会在第七届委员会第三次全体会议上提出建设珠江三角洲经济区（以下简称珠三角）。珠三角最初包括广州、深圳、佛山、东莞、中山、珠海、江门、肇庆、惠州共9个城市，其发展主要得益于邻近中国香港。中国香港一直是珠三角经济区的主要投资来源，港商资金雄厚，一直扮演重要角色。据《2017年广东国民经济和社会发展统计公报》公布的数据，2017年，珠三角地区生产总值为75809.75亿元人民币，占广东省比重为79.7%，约占全年国内生产总值的9.2%，是仅次于长三角都市经济圈、京津冀都市经济圈的全国第三大经济总量的都市经济圈。而根据联合国人居署发布的《世界城市状况报告》，以广州、中国香港和深圳为核心的珠三角都市区已经成为世界最大的超级都会区。
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（二）大珠三角
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“大珠三角”指原珠三角9个城市加上深汕特别合作区、中国香港特别行政区、中国澳门特别行政区三地构成的区域，是我国改革开放的先行地区，是中国重要的经济中心区域之一。
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（三）泛珠三角
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“泛珠三角”地区的概念，即知名的“9+2”经济地区的概念，是2003年7月在国内正式提出来的，泛珠三角包括与珠江流域地域相邻、经贸关系密切的福建、江西、广西、海南、湖南、四川、云南、贵州和广东9省（自治区），以及中国香港、中国澳门2个特别行政区，简称“9+2”。泛珠三角面积200.6万km2，据2010年全国第六次人口普查数据，户籍总人口47493万；2017年，GDP达295649亿元。其中，9省（自治区）面积占全国的20.9%，人口占全国的34.9%，GDP占全国的32.63%。
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二、珠江三角洲河网水系
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（一）西江干流水道
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西江干流水道在思贤滘西口至江门市新会区南安段，下接南安至新会百顷头的西海水道、百顷头至企人石的磨刀门水道。在佛山市高明区有高明河汇入。主流经磨刀门水道至企人石注入南海。其中，主流在甘竹滩附近有甘竹溪、容桂水道、江门水道、新会河、石板沙水道、螺洲溪分流。向东分流部分，分别由虎门、蕉门、洪奇门、横门经伶仃洋注入南海；向西分流部分，分别由鸡啼门、虎跳门、崖门经黄茅海注入南海。潭江于新会区注入银洲湖后从崖门注入南海。
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（二）北江干流水道
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北江干流水道自思贤滘北口向南至佛山市禅城区紫洞村附近分流三支；北支为佛山水道，中支为潭洲水道，南支为顺德水道。主流从紫洞村至张松村上河，称顺德水道；上河至广州市南沙区小虎岛燕尾称沙湾水道。主流在广州市南沙区燕尾入狮子洋出虎门，经伶仃洋注入南海。另一分流经蕉门水道和洪奇沥水道经伶仃洋注入南海。东部北江分流的西南涌、芦苞涌与流溪河汇合，至珠江（广州水道）注入狮子洋出虎门。
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（三）东江水道
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东江在增城区汇入增江，在博罗县石湾镇汇入沙河。东江在东莞石龙以下分为两支，经石龙以北，至东莞麻涌涌口围入狮子洋，称东江北干流；另一支经石龙以南，至峡口遇寒溪水，又分许多河汊流入狮子洋，称东江南支流。一般洪水时，东江北干流的流量大于南支流；在大洪水时，则两者基本接近。
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三、珠江河口区域
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（一）东莞
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虎门位于东莞。东莞又称“莞城”，是广东重要的交通枢纽和外贸口岸，“广东四小虎”之首，号称“世界工厂”。据2010年第六次全国人口普查统计，东莞有汉族781.41万人，占总人口的95.06%；少数民族40.61万人，占4.94%。2017年，东莞GDP达7582.12亿元，在广东省排第五位。东莞的星级饭店达到96家，其中五星级饭店17家、四星级饭店25家。
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虎门是珠江水系各干流流入南海的八大口门之一。位于广东省东莞市沙角村，通过虎门注入伶仃洋的径流包括东江的全部径流，西江、北江的部分径流以及珠江三角洲本身的部分径流。虎门是个强潮汐作用的口门，潮汐吞吐量居八大口门之首。东莞市虎门镇毗邻广州、深圳，位于东莞市西南部、珠江口的东岸，全镇总面积178.5 km2，户籍人口12.4万人，常住人口50多万人，属乡级行政单位。
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（二）南沙
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南沙区是广东省广州市市辖区。位于广州市最南端、珠江虎门水道西岸，是西江、北江、东江三江汇集之处；东与东莞市隔江相望，西与中山市、佛山市顺德区接壤，北以沙湾水道为界与广州市番禺区隔水相连，南濒珠江出海口伶仃洋。地处珠江出海口和大珠江三角洲地理几何中心，是珠江流域通向海洋的通道，连接珠江口岸城市群的枢纽，广州市唯一的出海通道，距香港38 n mile、澳门41 n mile。南沙区下辖6个镇和3个街道，总面积783.86 km2。
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南沙区2017年新设企业22736家（广州南沙自贸区挂牌以来共43961家），增长60%；新增注册资本近5500亿元，增长246%。2017年，全区GDP为1391.89亿元，比2016年增长10.5%。其中，第一产业增加值为52.49亿元，增长4.3%；第二产业增加值为855.87亿元，增长8.4%；第三产业增加值为483.53亿元，增长16.2%。三次产业增加值的比例为3.77:61.49:34.74。2017年年末，全区常住人口72.5万人，户籍人口41.54万人。
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（三）中山
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横门位于广东省中山市横门山，距洪奇门4 km，是横门水道的出海口。中山市，古称香山县，是广东省辖地级市，位于珠江三角洲中部偏南的西江、北江下游出海处，介于22°11'12″—22°46'35″N、113°9'2″—113°46'E，北接广州市南沙区和佛山市顺德区，西邻江门市江海区、新会区和珠海市斗门区，东南连珠海市，东隔珠江口伶仃洋与深圳市和中国香港特别行政区相望。
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2017年，中山市GDP达3450.31亿元，比2016年增长6.6%。其中，第一产业增加值66.89亿元，同比下降2.5%；第二产业增加值1734.97亿元，同比增长4.9%；第三产业增加值1648.45亿元，同比增长9.1%，第三产业增幅最大。三次产业结构调整为1.9:50.3:47.8。中山市人均GDP达106327元，增长5.7%。
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（四）珠海
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磨刀门位于广东省珠海市洪湾企人石，是西江径流的主要出海口门。珠海市是广东省下辖的一个地级市、中国经济特区之一，其地接中国澳门，东望中国香港，北部与中山接壤，西北部与江门相连。
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2010年第六次全国人口普查数据显示，珠海市常住人口为1560229人，同第五次全国人口普查2000年的1235582人相比，十年共增加324647人，增长26.27%，年平均增长率为2.36%。
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珠海于1980年成为经济特区。按总工业输出额计，主要工业依次为：电子及通信设备、电子仪器及机械、办公室仪器，形成以高科技为重点的工业体系以及综合发展的外向型经济。2017年，珠海全市完成地区生产总值2564.73亿元，同比增长9.2%，增幅比上年同期提升0.7个百分点。分产业看，第一产业增加值45.53亿元，增长4.1%；第二产业增加值1288.75亿元，增长11.6%；第三产业增加值1230.45亿元，增长6.9%。人均GDP达14.91万元。
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鸡啼门位于广东省珠海市斗门区大霖，邻接磨刀门内海区的西侧，是鸡啼门水道的出海口。斗门区位于珠江三角洲西南端，即磨刀门到崖门之间。1965年7月由中山、新会划出部分镇村建县，1983年7月归属珠海市管辖，2001年4月撤县设区，现全区面积674.8 km2。2010年末全区户籍人口34.06万人，是著名侨乡。
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斗门地处珠海、中山、江门三市交汇处，与中国澳门水域相连，距中国香港56 n mile，至广州、深圳仅一至两小时。斗门作为南海之滨的“水果之乡”“海鲜之乡”。2017年，斗门区GDP达341.68亿元。
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（五）江门
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虎跳门位于江门市新会区，是虎跳门水道的出海口门。崖门同样位于江门市新会区，距离新会区城南50 km以上。新会地处珠江三角洲西南部的银洲湖畔、潭江下游，毗邻中国香港和中国澳门，陆地面积1355 km2。2012年末，新会户籍人口75.39万人，全区常住人口85.64万人。全区人口以汉族为主，有壮族、瑶族、土家族、苗族、蒙古族等35个少数民族。
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新会作为四邑地区（新会、台山、开平、恩平）的中心，2002年撤销县级新会市，设立新会区。在2002年第二届全国县域经济基本竞争力百强县（市）评比中，居第34位。2017年，新会区GDP为597.62亿元，位列江门市各县、区第二，同比增长8.5%。
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第三节 珠江河口环境
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一、地理环境
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珠江河口区多陆屿和岛屿。晚更新世中期在本区发生海进，形成了范围同今河口区相仿的古珠江河口湾。晚更新世末冰期时海退为陆，中全新世初再度海进，发育了现代珠江河口三角洲。至17世纪初，形成了以中部珠江三角洲为主体，以伶仃洋和黄茅海为两翼的格局。珠江三角洲的面积为8601 km2，其中松散堆积的面积为7651 km2。三角洲区第四系堆积层一般厚20～30 m，口外最厚超过100 m。有160个陆屿突露于三角洲平原上，200多个岛屿分布在口外海滨，这些陆屿和岛屿受新华夏构造系控制，多呈北东—南西向展布。
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二、气候特征
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珠江河口是我国七大江河流域河口之一，地处南亚热带，北回归线以南，气候温暖，年平均温度为22℃，年积温达6000℃以上，基本无霜。年日照时数平均为15554.2 h（黄铭洪，2003），年平均降水量1826 mm，降水基本集中在4-9月。
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三、形态和地貌的变异
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（一）河床形态变异
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过去的20年间，珠江河口地区基础设施建设发展迅速，大规模的建设用沙需求引发了对河道的大量采沙活动，采沙成为河床形态变异的重要因素。据估计，珠江河口地区每年的河道采沙量高达3000万m3，是自然推移质年输沙量的10倍以上（罗章仁等，2000）。大量的河道采沙直接造成河网区河床大幅度下切、河道容积增加和河宽减少等变异。珠江河口主要河道河床下切深度0.75～2.8 m，中低水单位河长容积增加1.4万～11.4万m3，中低水河宽缩窄3.0%～13.0%。另外，河口大量的航道与河道整治工程也引起了河床形态的变化。河道河床形态的变异，改变了河口的自然演变规律。
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（二）河口滩涂面积变异
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近20年来，珠江河口地区经济发展迅速，城市化进程发展加快，大规模的农业垦殖、工业开发区和港口码头等基本设施建设如火如荼，滩涂资源的开发利用速度加快，加上一些无序滩涂围垦的影响，河口治理和管理工作相对滞后，引发了滩涂资源过度开发利用和滩涂湿地保护极不协调的矛盾，导致大量滩涂湿地减少、消失。据不完全统计（刘岳峰等，1998；陈丽棠等，2000；广东省地方史志编纂委员会，2002），20世纪50年代以来，珠江河口开发利用滩涂资源共6.0万hm2；其中，1950-1980年开发利用1.9万hm2，1981-1989年为1.5万hm2，1990-1999年为2.6万hm2。
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（三）河网系统变异
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（1）联围筑闸
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中华人民共和国成立后，为解决河口河网防洪防潮问题，开展了大规模的联围筑闸工程。从20世纪50年代末至70年代初，通过控支强干、联围并流、简化河系的工程措施，将河网区2万多个小堤围合并为100多个规模较大的堤围，其中666.67 hm2以上的堤围30多个；将数百条行洪河道，简化为数十条行洪干道。近20年来，堤围不断加固，砌石及混凝土堤防已达1500 km。
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（2）大型基本建设工程
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近50年来，珠江河口以港口航运交通建设为主的基本设施建设发展迅猛，形成了由60多个港口组成的河口港口群，利用岸线达100 km，拥有2200多个泊位，其中万吨级以上的泊位近70个。同时，近20年来在河口区建设的桥梁有250座。另外，还有数个大型港口枢纽、工业开发区和桥梁计划将要付诸实现。
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这些以开发利用岸线和河道的建设工程，改变了自然河网系统和河网水流的状态。
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四、珠江口污染压力
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随着珠江流域经济社会的迅猛发展，工、农业废水和生活污水排放量日益增多。珠江流域废污水年排放量从1985年的39亿t到2001年的165亿t，增长32.2倍；珠江河口地区废水、污水年排放量从1985年的16亿t到2001年的95亿t，增长了近4倍。2002年，通过珠江河口入海的化学需氧量为1154271 t、磷酸盐为14614 t、无机氮为437835 t、重金属为3095 t、砷为448 t、石油类为13674 t。大量未经处理的废水、污水、油类、营养盐和有机污染物汇流入河口，超过了水环境的承载能力，许多支流甚至失去自净能力，直接导致河口水体严重富营养化和赤潮频繁发生。
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20年来，珠江河口新增滩涂养殖面积约3.0万hm2，其排泄物、残饵和病原体等源源不断输入附近滩涂水域，污染水环境，诱发水域的富营养化，成为新的污染源。另外，由船舶排污和水域溢油事件引起的油类污染也频繁出现，仅1995年和1998年珠江河口两起油轮事故泄漏的原油和柴油就有1500 t以上，严重污染了河口水域。专家估计，油轮事故油类污染所造成的水环境损害将会持续20年。
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第四节 珠江河口水文特征
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一、珠江三角洲河网区水文特征
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（一）水文环境
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珠江河口三江汇流，八口入海，河网交错，地形地貌和水动力条件十分复杂，堪称世界上最为复杂的河口之一。珠江河口径流丰富，承泄珠江流域453690 km2的来水来沙，多年平均入海径流量为3260亿m3，多年平均输沙量为8872万t，其中有机质和胶体微粒达3060万t。珠江河口属弱潮强径河口，潮汐为不规则半日潮，年平均潮差为0.86～1.69 m，最大潮差为2.29～3.64 m。
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（二）水域分布
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珠江入海口门从东向西有虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门。从西江羚羊峡、北江芦苞、东江铁岗、流溪河蚌湖和潭江三埠等地以下至三水、石龙、石咀等地为近口段，至各分流水道的口门为河口段，另有伶仃洋和黄茅海两个河口湾。从口门向外至45 m等深线附近为口外海滨。
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（三）径流量
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珠江年平均流量约1万m3/s，年径流总量3457.8亿m3。4-9月的径流量占全年的80%。多年平均含沙量0.136（博罗站）～0.306（马口站）kg/m3，年平均悬移质输沙量8359万t，估算年推移质输沙量约800万t。流域来沙中有15.5%淤积在三角洲河网内，其余都由口门泄出。排沙量以磨刀门和洪奇门最多。
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二、河口潮流特征
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（一）虎门
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虎门位于珠江口东岸，南沙区及东莞之间，是珠江注入南海的八大口门之首，因内有大虎岛及小虎岛而得名，是东江众多支流和北江支流沙湾水道、市桥水道、沥滘水道（广州狭义之珠江）的共同出口，注入伶仃洋。口门宽约4000 m，输水量占珠江总水量的10%～20%，是广州出海的咽喉要道。虎门是珠江溺谷湾残留的河口湾，故潮差最大（最大落潮潮差3.36 m）。进潮量达2288.4亿m3，占八大口门入潮量60.8%；落潮量2866亿m3，占41.6%。可见虎门是最主要潮汐通道，山潮水比小于1，全年属强潮流水道。狮子洋沉积泥沙易被潮流携带出海，使东江三角洲、番禺冲缺三角洲前缘进展慢；狮子洋仍呈喇叭港形态，沿洋两岸为良好的深水码头，直至黄埔。由黄埔入广州亦呈喇叭湾水道。黄埔宋代称为“大海”，广州河段为“小海”，河床底为冲刷余下的粗粒沉积物。
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（二）蕉门
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珠江八大口门之一，北江主要出口之一，位于南沙区及龙穴岛西部，万顷沙东部。蕉门亦为落潮量远大于进潮量的口门。山潮水比为1.6，汛期为强径流河，旱期为强潮流河。清代蕉门在南沙区北蕉门村处，船只常经蕉门入珠江，避虎门之险。万顷沙淤成后，蕉门已外移至万顷沙和南沙之间，为番禺冲缺三角洲各河的总汇。年径流量达565亿m3，使口门外浅滩发育。
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（三）洪奇门
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在万顷沙西，为北江主要出海水道，无“门”地形，河口拦门沙发育，故进潮量和落潮量均小，水量已大部分由上、下横沥流出蕉门。山潮水比为2.0，径流为主，旱季为潮流河。
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（四）横门
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横门进潮量132.5亿m3，落潮量483.1亿m3，山潮水比为2.6，径流为主，旱季才成潮流河。
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（五）磨刀门
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磨刀门是西江干流入海口主要水道，进潮量远大于落潮量，多年平均山潮水比达5.78，为各口门之冠，为强径流河。输沙量也为八门之冠，为2341万t。现磨刀山处磨刀门已下移15 km，并进行了大面积围垦。西江干流沿主槽出海。
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（六）鸡啼门
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鸡啼门进潮量小（66.8亿m3），落潮量255.6亿m3，山潮水比2.8；汛期为强径流河，旱季为强潮流河。年输沙496万t，有利于口外浅滩发育，对航道不利，水深只2 m。
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（七）虎跳门
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虎跳门为二山挟持，流量不大，进潮量56.7亿m3，落潮量250.4亿m3，山潮水比3.4，为强径流、弱潮流（旱季出现）河口。输沙量较大（509万t），有利口门外浅滩发育。水深2.5～5 m。
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（八）崖门
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崖门全年属强潮流水道，崖门外黄茅海为喇叭湾，故崖门涌潮成浪有如钱塘江大潮。内部称银洲湖，为一静水潮汐汊道，进潮量635.9亿m3，落潮量823.4亿m3，进潮量仅次于虎门。
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三、珠江三角洲河网区水文变化
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（一）水文变化
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珠江河口属弱潮河口，潮汐为不正规半日潮型。平均潮差以磨刀门最小，为0.86 m，东西两侧略大；伶仃洋湾头为1.35 m，崖门为1.24 m。潮差从河口湾的湾口向湾头增加，从各分流水道口门向上游递减。枯水期潮区界距口门100～300 km，西江可达梧州德庆，北江达芦苞马房，东江达铁岗；洪水期潮区界距口门40～70 km。潮流一般为往复流，枯水期潮流界距口门60～160 km，西江至三榕峡，北江至马房，东江至石龙；洪水期潮流界一般在口门附近，唯虎门水道可达广州。口外海滨涨潮流向西北，落潮流向东南，流速为0.5 m/s左右，伶仃洋的涨落潮流轴线明显分异，落潮流路偏西，涨潮流路偏东。
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各分流水道口门附近的盐淡水混合，一般为缓混合型，枯水期有强混合型，洪水期呈高度成层型，有明显的盐水楔现象。枯水期咸水沿虎门和崖门水道上溯较远，遇枯水年可达广州、中堂、新会等地。
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河口淡水向外海扩散，存在着两个轴向：①垂直于海岸指向东南，夏季因受西南季风的影响向东北漂移，洪水时能扩展到远离中国香港百余千米之遥，冬春季节则明显地向岸收缩；②平行于海岸终年沿岸指向西南。洪水期，口外海滨表层冲淡水向外海扩散的同时，有外海的深层陆架水沿海底向陆地作补偿运动。
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在珠江口登陆的台风平均每年有1次，个别年份达4～5次。受台风和热带低压的影响，河口增水现象显著，最大增水值达1.58 m（黄金站）。口外海滨，10月至翌年3月以东北向风浪为主，5-8月多南、西南向风浪，平均波高0.9～1.9 m。中国香港横栏岛在台风期间实测最大波高达10.4 m。
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（二）河床变化
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珠江口河槽发展的总趋势是缓慢淤积。近口段经历了汊道归并为单一水道后，冲淤变化不大。河口段由于水网交错，水流分散，洪水波展平，径流与潮流顶托、会潮等，容易发生淤积，但一般有洪淤枯冲的规律。口门附近处于径流和潮流的消能带以及盐淡水混合带，泥沙沉积，形成了拦门沙坝等堆积地形。例如，西江磨刀门外的拦门沙发育规模很大，口门延伸速度也最快，每年可达100 m以上。口外海滨近百年来平均每年成陆面积近6 km2。
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（三）河口水文情势的变异
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1.河网分流量的变异
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20年间，珠江河口八大口门承接珠江流域上游来水来沙的分配比发生了较大的变化，经东四门（包括虎门、蕉门、洪奇门和横门）入海的径流量从20世纪80年代初的53.4%增加至63.5%，输沙量从47.7%增加至56.8%；经西四门（包括磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门）入海的径流量从80年代初的46.6%降至36.5%，输沙量从52.3%降至43.2%。珠江流域西江和北江占全流域面积的89.3%，占全流域径流量的82.2%，西江和北江进入河口径流量的分流比对珠江河口水文情势影响甚大。
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2.来水来沙的变异
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据珠江水利网《2016年水资源公报》显示，珠江片93座大型水库年初蓄水总量622.3亿m3，年末蓄水总量590.2亿m3，638座中型水库年初蓄水总量93.1亿m3，年末蓄水总量92.4亿m3。水库改变了天然输沙量和径流量的情势，特别是大型水库的建设，近15年来增加超过50座，对上游来水来沙调节作用加大。
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3.海平面上升的变异
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2016年10月，珠江口海平面高于常年同期105 mm。海平面上升导致了珠江河口河网区水位的变化。
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四、影响河口水环境变化因素
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（一）海洋因素
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1.潮汐
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潮汐是一个重要因素。潮汐的强弱和范围，以及河口的地形直接影响河口水的进出量和海水、淡水混合的程度。随着潮汐的变化，海水锋面在河口区也呈现规律性的进退，促进海水、淡水混合。
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2.环流
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河口环流也是一个重要的影响因素。由于咸淡水交混的情况不同，河口环流会有不同的模式。河水排放量大而潮汐较弱时，河水轻，易沿表层向外流，海水重则在深部向内流，形成所谓盐水楔，促进咸淡之间的混合。如果河水排放量小而潮汐强，表层及深层水的流量可比河水排放量大许多倍，向内流的深层水不断与上方的淡水混合，这是一种大规模的环流，咸淡水的混合大为增加。
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3.风
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风可以破坏河口水的层化。当河床浅而潮汐强且风力大时，咸淡水迅速混合，垂直分层现象可消失，不过由海向内的水平方向咸淡梯度仍然存在。
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（二）河流因素
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1.营养盐
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河流的水流作用，给下游河口带来丰富的无机和有机物质，如磷、氨、硅等植物生长所必需的营养物质，是细菌和其他异养性生物的营养源；微生物将它们分解成为溶解的或颗粒的有机物质，然后这些物质可被植物利用。滤食性动物过滤微生物或植物，肉食性动物又吞食这些滤食性动物，这就构成了河口有机物质的循环。
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2.淡水
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淡水量影响河口海水、淡水混合度。洪水季节，淡水流出量大于海水流入量，水体盐度下降；枯水季节，淡水流出量小于海水流入量，水体盐度上升。河口不同盐度的水体，影响生态系统的结构特征。
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（三）沉积物
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沿河下降的淡水中挟带的大量泥沙，遇到含电解质的海水，便黏结成团（絮凝现象），并沿着河水交界的扰动带产生强烈的下沉，从而形成河口浅滩沙洲。沉积率同沉积物的颗粒直径有关。粗颗粒（如中等或较大的沙）的沉降率随颗粒直径的平方根而变化。在近口段，常沉积由团块状粉沙构成的稠密细泥；在河口段，则由较粗泥沙沉积形成浅滩和沙洲；在口外海滨，沉积物常由细复又变粗，成带有软泥的粉细沙，分布常呈条带状，并与海岸相平行。沉积物在海洋、淡水的生物、物理等因素作用下，会影响生态系统的作用过程。
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（四）其他因子
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淡水流到河口，除带来各种陆源无机和有机物等营养物质外，也会带来各种工农业污染物，如农药、油污、重金属离子等。它们随同淡水下降，一部分随泥沙沉积在河口，一部分入海扩散；工业热污染以及放射性污染也是分析河口生态需要考虑的因子。
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第五节 河口水生生物组成
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一、河口水生生物类型
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（一）浮游生物
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1.浮游植物
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珠江河口的主要浮游植物有海水、咸淡水和淡水类型。海水类型以硅藻门的中肋骨条藻、角毛藻和甲藻为代表，是涨潮时的重要优势种。咸淡水以硅藻门的新月菱形藻为代表。淡水类型以硅藻门的颗粒直链藻，绿藻门的栅藻和裸藻为代表，是丰水期的重要优势种。
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2.浮游动物
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根据浮游动物生态习性及地理分布特点，珠江河口的浮游动物可划分4个生态类群（尹健强等，2004）。
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（1）淡水类群 由典型的淡水种类组成。代表种类有右突新镖水蚤（Neodiaptomus schmackeri）、长日华哲水蚤（Sinocalanus solstitialis）和广布中剑水蚤（Mesocyclops leuckarti）等。在丰水期的内河口湾数量比较丰富，这些种类主要生活在淡水环境中，生活温度在15～25℃范围内。
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（2）河口类群 由典型的河口低盐种类组成。代表种类有中华异水蚤、指状许水蚤等。这些种类主要生活在咸淡水交汇区，在内河口湾数量较丰富，丰水期径流量大时它们也能被淡水推移到河口外，生活区的盐度上限一般不超过25，温度在18～23℃范围内。
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（3）近岸类群 受广东近岸流和东北季风期间南下的闽浙沿岸流的影响，珠江口近岸类群种类复杂，适应的温、盐度范围较广，外河口区此类群较丰富，受潮汐影响也能进到内河口。近岸暖水种在此类群中占很大比例，能适应高温低盐环境。中华哲水蚤（Sinocalanus sinensis）是这类的典型代表种类，随闽浙沿岸流在10月至翌年4月间出现在珠江口区。
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（4）广温广盐类群 这一类群适应的温、盐度范围较广，河口、近岸和外海区皆有分布。代表种类有披针纺锤水蚤（Acartia southwelli）和小齿海樽（Doliolum denticulatum）等。
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（二）底栖生物
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1.淡水类型
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该类型种类主要在淡水生境中生活，但由于长期的适应，已经成功地入侵了河口生态系统，如日本沼虾（Macrobrachium nip ponense）、河蚬（Corbicula fluminea）、光滑狭口螺（Stenothyra glabra）、多足摇蚊属一种（Polypedilumsp.）等。
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2.河口半咸水类型
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该类型种类终身生活于河口半咸水区，是典型的河口定居种类。如脊尾白虾（Palaemon carincauda）、寡鳃齿吻沙蚕（Nephtys oligobranchia）、光滑河篮蛤（Potamocorbula laevis）和缢蛏（Sinonovacula constricta）等。
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3.海水类型
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该类型种类主要在盐度较高的海区生活，但亦进入河口生活，如周氏新对虾（Metapenaeus j oyneri）、变态蟳（Charybdis variegata）等。
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4.降海洄游类型
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该类型种类具有降海洄游的特性，如中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis），在淡水中育肥，到河口区产卵。
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5.河口洄游类型
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该类型种类对盐度适应范围较广，生活史中有一段时间进入河口生活，如产卵或幼体育肥。典型的种类如白背长臂虾（Palaemon sewelli）等。
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（三）潮间带生物
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潮间带生物又称潮汐带生物，为栖息于有潮区的最高高潮线至最低低潮线之间的海岸带（潮间带）的一切动植物的总称。河口潮间带具有节律性，常有明显的昼夜、月度和年度的周期性变化，一般生物的活动高峰与高潮期相一致，同时也有分带性，不同生物适应的干湿条件不同。生物具有广盐性、广温性、耐低氧性，并以碎屑食性为主，如美洲巨蛎、鳗鲡、锯缘青蟹及贻贝等。
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（四）河口植物
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河口植物以红树林为代表。红树林指生长在热带、亚热带低能海岸潮间带上部，受周期性潮水浸淹，以红树植物为主体的常绿灌木或乔木组成的潮滩湿地木本生物群落。组成的物种包括草本、藤本红树。是陆地向海洋过度的特殊生态系统。红树林植物对盐土的适应能力比任何陆生植物都强，据测定，红树林带外缘的海水含盐量为3.2%～3.4%，内缘的含盐量为1.98%～2.2%，在河流出口处，海水的含盐量要低些。
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（五）游泳生物
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游泳生物亦称自游生物。能自由游泳的生物，包括鱼类、龟鳖类和鲸、海豚、海豹等在水中生活的哺乳类。珠江河口的主要游泳生物有鱼类、头足类、虾蛄类、虾类、蟹类等。主要是沿岸性或河口性的小型种类，基本由当年生个体组成，它们与高温低盐水环境特征相适应，构成珠江口游泳生物的主体。游泳生物组成的季节变化明显；鱼类的底栖类群和中上层类群还存在着时间上的差异。
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游泳生物中重要的经济生物类群为鱼类，包括江海洄游性鱼类，如中华鲟（Aeipenser sinensis）、鲥（Macrura reevesi）、花鳗鲡（Anguilla marmorate）、日本鳗鲡（Anguilla japonica）等；咸淡水鱼类，如凤鲚（Coilia mystus）、七丝鲚（Coilia grayi）、棘头梅童鱼（Colliehthy lueidus）、白肌银鱼（Leucosoma ehinensis）等；海洋性鱼类，如大海鲢（Anguilla japonica）、鳓（Ilisha elongta）、中华海鲇等；淡水鱼类，如广东鲂、赤眼鳟、攀鲈等。
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二、河口水生生物群落和生产力
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（一）生物群落
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生物群落指一定时间内居住在一定区域或环境内各种生物种群的集合。珠江河口的生物群落组成受海洋环境的影响。浮游植物以硅藻门的中肋骨条藻、角毛藻、甲藻、新月菱形藻、颗粒直链藻，绿藻门的栅藻、裸藻为代表。桡足类是河口浮游动物的主要种类，原生动物、水母、毛颚类及其他浮游甲壳动物（枝角类、莹虾类、磷虾类和毛虾类）也是其重要的组成。河口浮游动物种类的组成在很大程度上取决于淡水和海水这两股水流的强弱程度。河口大型底栖生物由环节动物门多毛纲动物、软体动物门、节肢动物门甲壳纲和一些底栖鱼类组成。河口植物群落由以红树植物为主体的常绿灌木或乔木组成的潮滩湿地木本生物组成。鱼类以江海洄游性鱼类、咸淡水鱼类、海洋性鱼类、淡水鱼类等组成。
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（二）生产力
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水域生产力是指水域生产有机物的能力，即水域自然生产力。
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河口的生产力包括浮游生物、底栖生物、植物类群和鱼类。初级生产力是指浮游植物、水生植物及自养细菌等通过光合作用制造有机物的能力，一般以每日（或每年）单位面积所固定的有机碳[g/（m2·d）]或能量[kJ/（m2·h）]来表示，其大小首先受光照强度的制约，同水中氮和磷的含量、淡水与海水的进退和交混的特征和季节有关，是评价一个水域营养类型的重要依据之一，与生态系统的能量流动与物质循环密切相关，也是整个水域生态系统和环境特征的指示，可估算渔产潜力。珠江河口初级生产力存在丰、枯水期的季节差异。
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次级生产力是消费者在将食物中的化学能转化为自身组织中的化学能的过程（称为次级生产过程）中，消费者转化能量合成有机物质的能力。
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三、河口生物对环境的适应特征
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（一）水温
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河口水温随纬度而异。适于在低温生活的种类，在高温季节种群数量最低，甚至以休眠或包囊形式度过不利条件。反之，适应高温生活的种类在低温季节常以休眠方式度过不良环境。因此，河口一些生物类群表现出季节性更替现象。
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（二）盐度
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由于河口是淡水和海水交汇区域，表现出河口生物群落对盐度的适应。河口交汇区的生物可划分为淡水类型、海水类型、河口半咸水类型及洄游类型。例如，浮游植物适应淡水的有硅藻门的颗粒直链藻，绿藻门的栅藻和裸藻；适应海水的有硅藻门的中肋骨条藻、角毛藻和甲藻。浮游动物适应淡水的有右突新镖水蚤、长日华哲水蚤和广布中剑水蚤，适应盐度范围较广的有披针纺锤水蚤和小齿海樽，适应低盐环境的有中华异水蚤；底栖动物适应淡水的有日本沼虾、河蚬、光滑狭口螺，适应海水的有周氏新对虾、变态蟳，终身生活于河口半咸水区种类有脊尾白虾、寡鳃齿吻沙蚕、光滑河篮蛤和缢蛏，还有洄游类型中华绒螯蟹、白背长臂虾等。
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一些上溯入河川营生殖洄游的鱼类，如鲑、鳟、银鱼、刀鲚等，一些下降入海营生殖洄游的动物，如中华绒螯蟹、日本鳗鲡等，以及在河口区营生殖洄游和索饵洄游的动物，如梭鲻类、鲈、江豚、白海豚，它们进入河口区后，不论将这儿作为通道或活动区域，都需要作短暂的停留，调节个体渗透压，以适应河口、下海或入河的环境。
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珠江口咸淡水之间洄游性鱼类有中华鲟、鲥、花鲦（Clupenodon thrissa）、日本鳗鲡（Anguilla japonica）、花鳗鲡等，而中华鲟、鲥等许多鱼类已呈灭绝状态。中华鲟、鲥和花鲦是产卵洄游性鱼类。日本鳗鲡和花鳗鲡是降河产卵洄游性鱼类，亲鱼降河返海繁殖。由于珠江口是低盐度河口，除鲈形目的黄鳍鲷、鲈、黄唇鱼进入盐度较低的水域以外，其余种类分布在万顷沙到珠海以外盐度较高的水域。
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第二章 河口水生生态系统物质循环
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第一节 珠江河口的物质基础
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一、物质输送
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（一）沉积物输送
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河流是海陆相互作用的区域，入海河流每年给海洋带入总量达1.35×1010t的沉积物。虽然中国河流入海水量仅占全球入海水量的5%，而输入沉积物却达15%～20%。珠江为亚热带河流，入海径流量呈季节性变化显著，通常河流在汛期的水量可占全年70%～80%。因此，汛期入海沉积物量也可占全年的70%～80%。对于近岸生态系统，河口输入是营养要素外源通量的主要构成，极大地影响着近岸生态系统的组成（刘昌岭，1998）。
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（二）水体物质的物理化学变化
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从生物地球化学的角度讲，河口是位于河流海洋交互区的水体，其中来自于陆地的径流（河水）与海水相互混合，水的盐度从河水的接近于零连续增加到正常海水的数值，水体中的生物群落处于陆地与海洋生态系统之间的过渡状态。尽管河口是河流的入海口，但它们并非是简单稀释海水的场所，河口水体在咸淡水交汇时也会发生一系列的物理化学反应，包括颗粒物质的溶解、絮凝、化学沉淀以及黏土、有机物和污泥颗粒对化学物质的吸附和吸收。同时，河口还与其毗邻的盐沼和红树林等湿地连续进行着潮水交换。河口水体中所含元素明显不同于海水和陆地水体，其溶解态常量离子的浓度相当高，这主要与流域盆地中剧烈的物理化学侵蚀以及人类经济社会活动方式有关。
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（三）水体中的离子组合
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河水中的离子组合明显受到构造轮廓的影响，在北方古老的地盾区，河流中的离子量取决于地表与地下水的搬运能力，而在南方年轻的造山带河流中的离子更多地取决于风化作用的强度（张群英，1985）。我国的大河流由于泥沙含量高、水量充沛，使得其自净能力较强，所以河口水体中颗粒态痕量元素浓度相对较低。
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二、河口水生生态系统的能量传输
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（一）鱼类种类
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河口鱼类区系组成主要是咸淡水种类及部分定居性鱼类。此外，还有诸如中华鲟、鲥等溯河产卵洄游性鱼类，以及日本鳗鲡、花鳗鲡等降河产卵洄游性鱼类。它们都是为繁殖目的暂时经过河口。河口鱼类共有五种主要类型：①淡水鱼类，②海淡水洄游性鱼类，③真正河口性鱼类，④非依赖海洋鱼类，⑤依赖海洋鱼类。
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珠江口收集的鱼类标本共有16目52科14属152种（陆奎贤等，1990）。珠江口优势种群是凤鲚、七丝鲚、棘头梅童鱼、鳓、白肌银鱼、日本鳗鲡等。
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广东鲂、中华海鲇、七丝鲚和鲈是淡水区的主要优势种类，其中广东鲂和七丝鲚只出现于淡水区，中华海鲇和鲈在河口外缘区有出现，但不成为优势种。棘头梅童鱼和凤鲚是咸淡水区的最主要优势种，棘头梅童鱼的分布可向淡水区和河口外缘区延伸并成为该区的优势种类之一，而凤鲚的分布区只延伸到淡水区，也成为淡水区的优势种之一。
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（二）浮游生物种类
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1.浮游植物
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珠江河口涨潮时，海水类型浮游植物硅藻门的中肋骨条藻、角毛藻和甲藻为重要优势种。丰水期，硅藻门淡水类型的颗粒直链藻、绿藻门的栅藻和裸藻为重要优势种。
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2.浮游动物
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丰水期，半咸水种占优势；枯水期，近岸种和外海种占优势。河口浮游动物种类的多少受海洋环境的影响，从内河口向外河口有逐渐增加的趋势。河口浮游动物种类不如外海的多，但河口某些种的数量并不比外海少，优势种比较单一。
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（三）底栖生物
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受河口盐度梯度的影响，珠江河口的主要大型底栖生物为淡水类型、河口半咸水类型和海水类型共存，以河口半咸水类型为主，反映河口咸淡水过渡的特征。由于生物生殖、产卵和索饵等洄游特性，在河口存在一些洄游性大型底栖生物。
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（四）水体生物的能量传输链
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河口生态系统的食物链结构主要以初级生产力的种类为基础组成，浮游植物、植物类群在光合作用的驱动下，利用水体、沉积物中的营养物质，通过生长吸收营养物，将水体化学能转化成生物能。低等浮游动物、底栖类生物利用藻类、植物及有机物将初级生产力得来的生物能转化，并进一步通过鱼类等高等生物将水质能量转化和输出。
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第二节 水体环境变化对河口水生生态系统的影响
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一、河口水体环境变化对水生生物栖息地的影响
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（一）河口空间变化的影响
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1.滩涂湿地减少
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潮间带和浅水滩涂是河口水生生物聚集密度较大的区域。由于受河口形态和地貌变异影响及河口水动力条件的变化，底泥缺氧层变化加速，一些河网、河道已丧失水生生物生存的条件；河口水体环境变异减少了河口输沙量，以生物多样化为特征的河口滩涂湿地已萎缩退化，严重影响了以潮间带水动力生存的生物群落。
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2.河口抵御环境变化的缓冲力降低
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圈围滩涂，扩大垦殖用地在珠江河口地区具有很长的历史，过去由于生产力低下，圈围滩涂对自然的干预力度较小，源源不断的上游来水来沙使滩涂湿地向南海扩展，为河口水生生物提供了良好的栖息生存条件。当时，滩涂开发利用对河口生态环境变化影响不大。随着珠江河口围、填海活动加剧，加速了河口演变，改变了河口水域面积和水生生物的栖息空间。特别是滩涂湿地和红树林的锐减，对河口水生生物栖息繁育的生存空间破坏很大，河口生态系统抵御环境变化的缓冲力锐减。
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（二）生存环境恶化的影响
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1.富营养化
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近20年来，珠江河口水体的无机氮、磷酸盐含量增多，其中无机氮含量居全国各江河河口水域之首，达1.17 mg/L；河口水域出现季节性缺氧现象的程度日益加剧、范围扩大。珠江口伶仃洋水域溶解氧一直处于极低水平，特别是底层溶解氧的含量直接威胁河口底栖生物的生存，进而破坏以底栖生物为饵料的食物链。大量的废水、污水使珠江河口水体富营养化日益明显，成为赤潮多发的敏感区。从1981-1998年的18年间，珠江河口和珠江口附近水域有记载的赤潮已近80次，不少赤潮延续的时间长、毒性大，成为珠江河口的生态灾害。随着河口承纳的废水、污水不断增加，河口水生生态环境不断恶化，已明显超出生态系统的承载力，影响水生生物栖息的水体环境。
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2.有毒有害物质沉积累加影响
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河口沉积物质污染严重。进入河口氨氮、重金属和有害有机物等污染物在河口不断沉淀积累，河口底泥重金属和有害有机物的种类及数量不断递增。资料显示，珠江河口底泥含半挥发有机化合物已达300多种，其中毒害性有机物有36种；一些有毒害的有机污染物明显增加，如有毒害的多环芳烃20年间增长6倍多。有机氯农药等的含量远高于全球近岸表层沉积物水平（彭平安等，2000）。河口底泥受到严重污染，加剧对底栖生物影响（黄洪辉等，2002；广东省海岸带和滩涂资源综合调查领导小组办公室，1985）。更严重的是河口范围内不少水域的底泥已形成较厚的缺氧层，底栖生物总量急剧下降，物种大量减少，底栖生物群落已逐渐演变为以多毛类为主、其他生物稀少的格局，成为河口生态系统衰退的重要标志之一。
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（三）对红树林湿地生态的影响
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珠江河口红树林作为特殊植物资源，是河口生态系统的初级生产者之一，是调节河口生态平衡的重要因素。过去，珠江河口滩涂的开发利用使红树林面积锐减了75%，现存只有1900 hm2，如深圳福田红树林已从原来建立国家级保护区时的304 hm2，减少为不足160 hm2；珠海市境内的天然红树林已从1454 hm2锐减至不足110 hm2。红树林的锐减，使以红树植物为主体的红树林湿地系统（包括红树林和近岸林地、鸟类、藻类、水生动物、昆虫、细菌等）遭受破坏。特别是红树林底栖生物的减少和消亡，对河口生态系统的物质和能量的转换过程的影响十分关键。现在，人们已逐渐认识河口红树林湿地对水体环境和生态系统的重要作用，并开始逐渐保护和恢复红树林湿地（张金屯，2003）。
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（四）对河口生物多样性的影响
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生物多样性是指在一定时间和一定地区所有生物（动物、植物、微生物）物种及其遗传变异和生态系统的复杂性总称。它主要包括遗传（基因）多样性、物种多样性、生态系统多样性三个层次。在生物多样性三个层次中，物种多样性是最明显、最直观的一个层次。物种多样性是群落生物组成结构的重要指标，它不仅可以反映群落组织化水平，而且可以通过结构与功能的关系间接反映群落功能的特征。鱼类群落结构特征与环境因子的相关分析表明，水温、盐度对反映鱼类群落结构特征的各指数影响较为明显。其中，春、夏季各指数与水温、盐度的相关性较秋、冬季显著；而两个环境因子比较而言，盐度对鱼类群落的影响更显著一些。由淡水区到河口外缘区，多数种类的优势度降低，多样性提高，鱼类的群落结构稳定性增加。
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自我国实施改革开放政策以来，珠三角地区城市化建设日益发达，经济文化日益繁荣，河口地区的生态问题也日益突出。例如，珠江河口、河网水质日益恶化，城市河流水体常处于富营养化状态；河口渔业资源出现持续下降的趋势，渔获物种类组成明显减少，鱼类小型化成普遍现象；鱼类生物多样性明显下降，中华鲟、鲥等许多鱼类已呈灭绝状态。这些变化除与人的社会、经济活动有关外，也与地球环境的自然变化有关。例如，城市化、工业化带来空气污染指数上升，粉尘增大，水体纳污量增加，水域水质富营养化程度逐年增加，伴随而来的是河口赤潮频繁发生。厄尔尼诺现象使全球气温普遍偏高，气温偏高变化也带来了一系列生态问题。
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珠江河口属于群落交错区，又称生态交错区或生态过渡带。从珠江口鱼类群落的多样性指数区域变化来看，变化规律比较明显。丰度指数、多样性指数和均匀度指数的平均值变化呈淡水区咸淡水交汇区河口外缘区逐渐升高的趋势，和各区盐度梯度变化比较一致，而丰度指数、多样性指数和均匀度指数的季节平均值变化较小。
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浮游植物是河口生态系统中重要的初级生产者，影响着整个食物链的物质循环和能量流动，浮游植物的多样性与海洋生态系统的稳定性有着密切的联系。20世纪80年代至2006年，珠江口海域盐度下降，无机磷和无机氮含量升高，浮游植物多样性降低，由20世纪80年代的244种降至2006年的153种，减少了37.3%；种类组成发生明显变化，硅藻种类数在总种类数中所占的比例由1980年的70.1%上升到2006年的81.0%；甲藻所占比例由1980年的21.4%下降到2006年的8.5%；浮游植物群落细胞数量年际波动较大，没有明显的变化规律，多样性和均匀度略有下降。
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与20世纪80年代相比，珠江河口鱼类群落多样性出现下降趋势。
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（五）对水生生物食物链的影响
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底栖生物是水生植物和有机营养碎屑的利用和分解者，又是水生动物的优质饵料，在河口生物食物链中所处位置十分重要，在河口生态系统的物质循环和能量流动中作用非常重大。在珠江河口水体环境发生急剧变化的状况下，特别是大量的采沙和填埋工程，不仅影响水动力条件，而且破坏了底栖生物的种群和数量，严重影响河口生态系统的物质循环和能量流动。
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二、环境变化影响水生生态系统功能
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（一）物质循环和能量流动的影响
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黄良民等（1997）介绍了阻断珠江河口生态系统物质循环和能量流动的几种形式：①大规模的联围筑闸阻断了河网水域之间水生生物的正常交换和流动，影响了河口生态系统物质循环和能量流动。②大量的滩涂围垦开发导致河口生态系统中滩涂湿地的物质循环和能量流动中断或不畅，影响了物种的多样性，降低了生态系统的有序性。③大型水电站和枢纽工程限制了洄游水生生物的活动范围，阻断了洄游鱼类到内河产卵水域的路径，对鱼类资源的影响深远，如洄游性鱼类鲥，20世纪50年代在磨刀门入海口的每网捕获量为2.0～2.5 kg，90年代后只有0.5～1.0 kg。④江河堤防迎水坡面和港口码头工程等大量的混凝土工程使水生植物难以生长，水生生物难以栖息，影响了河口近岸牧食食物链和碎屑食物链的能量流。
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（二）河口水环境变化对生态系统演变的影响
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从生态系统内部生物过程的角度研究珠江河口水体环境变化对生态系统演变的影响，发现水体环境变化所形成的外部力量的影响已明显大于河口生态系统生物过程的作用，生态系统的演变存在往退化方向发展的风险。河口生态系统的演变过程是生态的演变过程。珠江河口水体环境的变化引起原有水生生物栖息繁衍场所的锐减，改变和破坏了水生生物的生存环境，导致河口生物多样性的减少和水生生态种群的生存危机。20年来，水生生物发生很大的变化，冬季浮游植物种类由158种下降到97种，浮游植物生物量由1711万个/m3下降到100万个/m3；夏季浮游动物种类由133种下降到16种，浮游动物生物量由233.9 mg/m3下降到69 mg/m3；潮间带生物物种减少十分明显，平均生物量由1207 g/m3下降到370 g/m3，平均栖息密度从887.35个/m3下降到84.78个/m3；底栖生物平均栖息密度从342个/m3下降到153.33个/m3；浮游动物年平均生物量逐年减少。处于高级营养级类群中的鱼类也受到水体环境变异的影响，珠江河口的渔获率已从1983年的251 kg/h锐减至不到原来的1/6。另外，多种珍稀濒危野生动、植物的生存受到威胁，现国家一级保护动物野生中华白海豚数量已越来越少（崔伟中，2004）。
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（三）水生生态系统自主调节能力下降
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珠江河口生态系统的水体环境与水生生物之间的相互协调关系是在长期的进化、适应和调节中逐渐形成的，由于人类参与其中，它也反映出人与自然环境的相互作用和协调关系。在生产力水平较低时，人类对自然干扰较小，其社会经济活动对珠江河口生态系统的影响未超出生态系统自主调节的限度，未明显出现河口生态环境问题。
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近20年来，珠江口水生生态系统环境由于负荷超压，打破了水体环境与水生生物之间的相互协调关系。一方面，污染物不断增加，影响了水体生物的栖息与生存，造成生物资源量下降、生物多样性减少、生物链断裂，水生生态系统丧失自主调节能力；另一方面，水生生物栖息地减少，生物资源缺乏也使水生生态系统丧失自主调节能力。水生生态系统中，生物多样性与资源量减少，导致环境与生物之间无法协调，生态系统处于“崩溃”状态，表现出赤潮频发或水体恶臭。
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在河口生态系统中，水体环境与水生生物之间的相互关系往往是由水体环境作为主导，河流水体环境的变化影响水生生态系统自主调节功能（郭培章等，2001；王洪昌等，2001），修复这种影响将需要巨大的投入和长时间的努力。
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第三章 珠江河口水体环境评价
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第一节 水质环境评价
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一、时间范围
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资料来源于农业农村部珠江流域渔业生态环境监测中心于2006-2010年对珠江八大口门进行采样分析的结果。
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二、站位布设
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针对珠江八大出海口虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门进行野外采样分析，具体站位坐标见表3-1。
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表3-1 站位坐标
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表3-1 站位坐标（续）-1
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三、测定指标与分析方法
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（一）水温
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水的许多物理特性、物质在水中的溶解度以及水中进行的许多物理化学过程都和温度有关。在现场测定中，采用YSI便携式多参数水质分析仪（美国，YSI）测量表层下0.5 m的温度。
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（二）透明度
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水中由于含有悬浮及胶体状态的杂质而产生浑浊现象，包含无机和有机悬浮物对水质的影响。在现场测定中，采用塞氏盘法测定。
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（三）盐度
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盐度用于了解咸淡水混合度。水体不同的盐度会影响生物群落的结构。盐度使用YSI便携式多参数水质分析仪测定。
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（四）电导率
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电导率是物质传送电流的能力，是电阻率的倒数。水的电导是衡量水质的一个很重要的指标。它能反映水中存在的电解质的浓度。根据水溶液中电解质的浓度不同，则溶液导电的程度也不同的原理，通过测定溶液的导电程度来分析电解质在溶液中的溶解状况，这就是电导仪的基本分析方法。溶液的电导率与离子的种类有关，通过对水的电导的测定，对水质的概况就有了初步的了解。电导率使用YSI便携式多参数水质分析仪测定。
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（五）pH
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pH亦称氢离子浓度指数、酸碱值，是溶液中氢离子活度的一种标度，也就是通常意义上溶液酸碱程度的衡量标准。pH是水溶液最重要的理化参数之一。凡涉及水溶液的自然现象、化学变化以及生产过程都与pH有关。因此，在工业、农业、医学、环保和科研领域都需要测量pH。pH使用YSI便携式多参数水质分析仪测定。
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（六）溶解氧
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空气中的分子态氧溶解在水中称为溶解氧，水中的溶解氧的含量与空气中氧的分压、水的温度都有密切关系。在自然情况下，空气中的含氧量变动不大，故水温是主要的因素，水温愈低，水中溶解氧的含量愈高。溶解氧值是研究水自净能力的一种依据。水里的溶解氧被消耗后，恢复到初始状态所需的时间短，说明该水体的自净能力强，或者说水体污染不严重；否则说明水体污染严重，自净能力弱，甚至失去自净能力。溶解氧使用YSI便携式多参数水质分析仪测定。
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（七）氧化还原电位
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氧化还原电位用来反映水溶液中所有物质表现出来的宏观氧化还原性。氧化还原电位越高，氧化性越强；电位越低，氧化性越弱。电位为正表示溶液显示出一定的氧化性，为负则说明溶液显示出还原性。对于某一水体来说，往往存在多种氧化还原电位，构成复杂的氧化还原体系，而其氧化还原电位是多种氧化物质与还原物质发生氧化还原反应的综合结果。氧化还原电位虽然不能作为某种氧化物质与还原物质浓度的指标，但有助于了解水体的电化学特征、分析水体的性质，是一项综合性指标。氧化还原电位使用YSI便携式多参数水质分析仪测定。
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（八）总溶解固体
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总溶解固体（total dissolved solids, TDS）是水质工程学和环境科学名词，曾称总矿化度，又称溶解性固体总量。指水中溶解组分的总量，包括溶解于水中的各种离子、分子、化合物的总量，但不包括悬浮物和溶解气体。总溶解固体使用YSI便携式多参数水质分析仪测定。
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（九）硝酸盐氮
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硝酸盐氮（NO- 3-N）是含氮有机物氧化分解的最终产物。水体中的氮以硝酸盐形式存在时，属低毒性或无毒性。此外，水中的硝酸盐也可直接来自地层。硝酸盐氮是水生植物和类生长的基本营养因子。硝酸盐氮是可供植物直接利用的溶解态无机氮源，过高的氮物质含量会导致水体富营养化和水华的产生。《渔业水质标准》（GB 11藻 607-1989）中没有规定硝酸盐氮浓度范围，但是在对渔业水质进行评价时，对总氮含量有限定参考值[参考《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）的Ⅱ类或Ⅲ类标准]。测定方法：采集约500 mL水样带回室内经混合纤维树脂滤膜（孔径0.45μm）过滤后，取一定量滤下水样，采用San++Skalar连续流动水质分析仪（荷兰，Skalar）分光光度法测定。
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（十）亚硝酸盐氮
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亚硝酸盐氮（NO- 2-N）指的是水体中含氮有机物进一步氧化，在变成硝酸盐过程中的中间产物。水中存在亚硝酸盐时表明有机物的分解过程还在继续进行，亚硝酸盐的含量如太高，即说明水中有机物的无机化过程进行得相当强烈，表示污染的危险性仍然存在。另外，亚硝酸盐对生物体具有一定的毒性，水体亚硝酸盐浓度过高会导致鱼类行动缓慢、昏迷，甚至死亡。测定方法：采集约500 mL水样带回室内经混合纤维树脂滤膜（孔径0.45μm）过滤后，取一定量滤下水样，采用San++Skalar连续流动水质分析仪分光光度法测定。
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（十一）氨氮
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氨氮（NH+ 4-N）是指水中以游离氨（NH3）和铵离子（NH+ 4）形式存在的氮。氨氮是水体中的营养素，可导致水体富营养化现象产生，是水体中的主要耗氧污染物，对鱼类及某些水生生物有毒害。在评价渔业水体环境时，一般规定水体中氨氮含量不得高于1.0 mg/L；而对于一些渔业资源保护区、产卵场和洄游通道等则规定氨氮含量不得高于0.5 mg/L。测定方法：采集约500 mL水样带回室内经混合纤维树脂滤膜（孔径0.45μm）过滤后，取一定量滤下水样，采用San++Skalar连续流动水质分析仪分光光度法测定。
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（十二）磷酸盐
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磷酸盐（PO3- 4-P）可分为正磷酸盐和缩聚磷酸盐。一般研究水体环境时所说的磷酸盐均指的是正磷酸盐。水体中的磷以正磷酸盐形态存在时，属低毒性或无毒性。此外，水中的正磷酸盐也可直接来自地层。磷酸盐是水生植物和藻类生长的基本营养因子。《渔业水质标准》中没有规定正磷酸盐浓度范围，但是在对渔业水质进行评价时，对总磷含量有限定参考值[参考《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）的Ⅱ类或Ⅲ类标准]。测定方法：采集约500 mL水样带回室内经混合纤维树脂滤膜（孔径0.45μm）过滤后，取一定量滤下水样，采用San++Skalar连续流动水质分析仪分光光度法测定。
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（十三）硅酸盐
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化学上，指由硅和氧组成的化合物（SixOy），有时亦包括一种或多种金属或氢元素。从概念上可以说硅酸盐（SiO3 2--Si）是硅、氧和金属组成的化合物的总称。它亦用以表示由二氧化硅或硅酸产生的盐。水体中硅酸盐含量对水体中某些藻类（如硅藻）的生长分布具有重要影响，硅是合成硅藻类细胞外硅壳的必需元素。测定方法：采集约500 mL水样带回室内经混合纤维树脂滤膜（孔径0.45μm）过滤后，取一定量滤下水样，采用San++Skalar连续流动水质分析仪分光光度法测定。
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（十四）总氮
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总氮（total nitrogen, TN），是水中各种形式无机和有机氮的总量。包括NO- 3、NO- 2和NH+ 4等无机氮和蛋白质、氨基酸和胺等有机氮，以每升水含氮毫克数计算。水中的总氮含量是衡量水质的重要指标之一，常被用来表示水体受营养物质污染的程度。在评价渔业水体环境时，一般规定水体中总氮含量不得高于1.0 mg/L；而对于一些渔业资源保护区、产卵场和洄游通道等则规定总氮含量不得高于0.5 mg/L。测定方法：采用碱性过硫酸钾紫外分光光度法测定，即水样加碱性过硫酸钾经消解后将各种形态的氮转变成硝酸态氮盐再进行测定，以每升水样含氮毫克数计量；采集约250 mL水样，现场加硫酸固定后带回室内，取一定量采用San++Skalar连续流动水质分析仪分光光度法测定。
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（十五）总磷
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总磷（total phosphorus, TP）是水样经消解后将各种形态的磷转变成正磷酸盐后测定的结果，以每升水样含磷毫克数计量。在评价渔业水体环境时，一般规定水体中总磷含量不得高于0.2 mg/L；而对于一些渔业资源保护区、产卵场和洄游通道等则规定总磷含量不得高于0.1 mg/L。水体中总磷含量是评价水体富营养化状况的重要指标。采集约250 mL水样，现场加H2SO4固定后带回室内，取一定量采用San++Skalar连续流动水质分析仪分光光度法测定。
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（十六）非离子氨
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非离子氨指的是以游离态氨（NH3）形式存在于水体中的氮。非离子氨是引起水生生物毒害的主要因子，其毒性比铵盐大几十倍。国家环境保护局在1988年颁布的《地面水环境质量标准》（GB 3838-1988）中列入了非离子氨这个重要参数，目的是用来保护水生生物。但是，水体中的非离子氨难以直接测定，只能根据相应的指标和公式算得。多年研究发现，影响非离子氨含量的主要因素有水体氨氮含量、水温和pH等，再根据电离平衡原理建立了水体中非离子氨含量的计算公式。根据公式，先由表查出测定温度和pH下的f值（非离子氨的摩尔百分比值），再由测定的氨氮浓度，计算出相应的非离子氨含量值（mg/L）。
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（十七）高锰酸盐指数
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高锰酸盐指数（CODMn）是指在一定条件下，以高锰酸钾（KMnO4）为氧化剂，处理水样时所消耗的氧化剂的量。以每升水样消耗高锰酸钾的量折算成氧的毫克数（O2，mg/L）计量。测定方法：采集约250 mL水样，现场加H2SO4固定后带回室内，取一定量采用高锰酸盐滴定法测定。
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（十八）叶绿素a浓度
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采集约1000 mL水样，低温暗光保存，并迅速经混合纤维树脂滤膜（0.45μm）过滤后，取过滤膜加N, N-二甲基甲酰胺（N, N-dimethyl formamide, DMF）萃取后，采用分光光度法测定萃取液在不同波长下的吸光值，并根据相应公式计算样品中的叶绿素a（chlorophyll a, Chl a）浓度（μg/L）。
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四、主要水体理化指标的变化
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（一）主要现场测定理化指标
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1.水温
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五年调查期间，珠江口水域平均水温为23.36℃，周年的平均水温为22.72～23.77℃，年度变化范围介于13.30～30.77℃。每个季节各个口门间的数值变化不大，相差范围在±2℃以内。各个季节间的水温差别较为明显，变化特征大致为：春季水温处于23.82～27.80℃，平均值为25.73℃；夏季处于27.90～30.77℃，平均值为29.51℃；秋季处于19.12～23.40℃，平均值为21.81℃；冬季变化范围较大，处于13.30～21.47℃，平均值为16.37℃。
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2.pH
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珠江八大口门水域2006-2010年水体pH平均值为7.52，变化范围介于6.64～8.40。其中，虎跳门pH最高，五年均值为7.61；其次为洪奇门和磨刀门，五年均值都为7.57；崖门、横门、鸡啼门、蕉门pH处于7.49～7.53；虎门五年均值最低，为7.34。从年度上看，五年均值分别为7.54、7.36、7.61、7.65、7.43。2006-2010年五年间测得水体pH均值呈现冬季（7.68）＞春季（7.58）＞夏季（7.47）＞秋季（7.33）的变化趋势。
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3.电导率
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珠江八大口门水域2006-2010年水体电导率平均值为3.85μS/m，变化范围介于0.057～27.26μS/m。其中，虎门电导率最高，五年均值为7.48；其次为崖门和蕉门，五年均值分别为6.05μS/m、5.11μS/m；鸡啼门、虎跳门、磨刀门、洪奇门、横门五年均值分别为4.64μS/m、4.33μS/m、1.83μS/m、0.83μS/m、0.47μS/m。从年度上看，五年均值分别为1.63μS/m、5.31μS/m、0.83μS/m、6.57μS/m、4.08μS/m。2006-2010年五年间测得水体电导率均值呈现秋季（6.48μS/m）＞冬季（6.32μS/m）＞春季（1.98μS/m）＞夏季（1.03μS/m）的变化趋势。
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4.盐度
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珠江八大口门水域2006-2010年水体盐度平均值为2.28，变化范围介于0～16.77。其中，虎门盐度最高，五年均值为4.56；其次为鸡啼门、蕉门、崖门，五年均值处于3.10～3.39；虎跳门、磨刀门、洪奇门、横门五年均值分别为2.48、1.00、0.37、0.21。从年度上看，五年均值分别为0.50、3.45、1.35、3.84、2.27。2006-2010年五年间测得水体盐度均值呈现秋季（4.31）＞冬季（3.82）＞夏季（0.58）＞春季（0.41）的变化趋势。
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5.氧化还原电位
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珠江八大口门水域水体氧化还原电位平均值为123.64 mV，变化范围介于25.9～420.50 mV。其中，磨刀门氧化还原电位最高，均值为143.98 mV；其次为蕉门、洪奇门、虎跳门，均值处于125.86～139.51 mV；崖门、横门、虎门、鸡啼门均值分别为123.03 mV、123.28 mV、87.53 mV、103.14 mV。水体氧化还原电位均值呈现冬季（188.34 mV）＞秋季（129.74 mV）＞春季（119.09 mV）＞夏季（91.10 mV）的变化趋势。
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6.总溶解固体
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珠江八大口门水域水体总溶解固体含量平均值为2.89 mg/L，变化范围介于0.046～17.72 mg/L。其中，虎门总溶解固体最高，均值为5.82 mg/L；其次为崖门，均值为5.04 mg/L；蕉门、鸡啼门、虎跳门、磨刀门、洪奇门和横门均值分别为3.78 mg/L、3.22 mg/L、2.71 mg/L、1.82 mg/L、0.67 mg/L和0.39 mg/L。水体总溶解固体均值呈现秋季（6.25 mg/L）＞冬季（4.16 mg/L）＞夏季（1.13 mg/L）＞春季（0.54 mg/L）的变化趋势。
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7.溶解氧
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珠江八大口门水域2006-2010年水体溶解氧含量平均值为6.09 mg/L，变化范围介于2.87～9.59 mg/L。其中，磨刀门溶解氧含量最高，五年均值为6.71 mg/L；其次为蕉门和虎跳门，五年均值分别为6.35 mg/L和6.32 mg/L；横门、鸡啼门溶解氧含量相近，五年均值都在6.10 mg/L左右；虎门和洪奇门溶解氧含量5.0～6.0 mg/L。从年度上看，水体溶解氧含量变化不大，处于5.0～7.0 mg/L，达到《渔业水质标准》水平。溶解氧含量均值呈现明显的季节性变化，变化趋势为：冬季（6.58 mg/L）＞秋季（6.14 mg/L）＞夏季（5.86 mg/L）＞春季（5.77 mg/L）。
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8.透明度
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珠江八大口门水域2006-2010年水体透明度平均值为45.98 cm，变化范围介于10～120 cm。其中，磨刀门透明度最高，五年均值为57 cm；其次为洪奇门和横门，五年均值分别为56.15 cm和54.65 cm；虎门、蕉门和崖门透明度为40～45 cm；其他口门在40 cm以下，其中虎跳门五年均值最低，为36.90 cm。从年度上看，水体透明度呈现逐步下降趋势，五年均值分别为57.03 cm，57.19 cm，34.91 cm，40.34 cm和40.41 cm。2006-2010年五年间测得水体透明度均值季节变化趋势比较明显，呈现冬季（55.33 cm）＞秋季（46.43 cm）＞夏季（41.95 cm）＞春季（40.20 cm）的变化趋势。
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（二）营养盐指标
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1.磷酸盐
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珠江八大口门水域2006-2010年水体磷酸盐含量平均值为0.034 mg/L，变化范围介于0.001～0.21 mg/L。其中，鸡啼门磷酸盐含量最高，五年均值为0.043 mg/L；其次为洪奇门，分别为0.041 mg/L；其他口门中，横门、虎门、虎跳门、磨刀门、蕉门、崖门五年均值分别为0.039 mg/L、0.033 mg/L、0.032 mg/L、0.030 mg/L、0.028 mg/L、0.024 mg/L，长年处于国际上公认的富营养化含量水平以上（图3-1）。从年度上看，水体磷酸盐含量近年来呈现大幅升高的变化趋势，2009年磷酸盐含量均值为0.018 mg/L，2010年增长到0.051 mg/L，水体富营养化加剧趋势十分明显。磷酸盐含量季节性变化呈现秋季（0.045 mg/L，均值）＞春季（0.031 mg/L，均值）＞冬季（0.028 mg/L，均值）＞夏季（0.026 mg/L，均值）的变化趋势（图3-2）。
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图3-1 2006-2010年珠江八大口门水体磷酸盐含量变化
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图3-2 珠江八大口门水体磷酸盐含量季节变化
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2.总磷
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珠江八大口门水域2006-2010年水体总磷含量平均值为0.09 mg/L，变化范围介于0.002～0.591 mg/L，大部分时期都高于0.1 mg/L，呈现总磷含量超标的情况。其中，虎门总磷含量最高，五年均值为0.12 mg/L；其次为洪奇门，为0.11 mg/L；其他口门中，横门、虎跳门、蕉门、磨刀门、鸡啼门、崖门五年均值分别为0.10 mg/L、0.09 mg/L、0.08 mg/L、0.08 mg/L、0.07 mg/L和0.06 mg/L，长年处于国际上公认的富营养化含量水平以上。从年度上看，水体总磷含量近年来呈现大幅升高的变化趋势，2009年总磷含量均值为0.10 mg/L，2010年增长到0.14 mg/L，水体富营养化加剧趋势十分明显（图3-3）。总磷含量季节性变化与总氮大不相同，呈现秋季（0.132 mg/L，均值）＞夏季（0.084 mg/L，均值）＞冬季（0.074 mg/L，均值）＞春季（0.068 mg/L，均值）的变化趋势（图3-4），显示水体总磷含量受到降雨、人类活动和气候的多重影响。珠三角地区秋季降雨量减少，气温降低，人类工农业生产活动增加，造成磷排放增多；夏季炎热活动减少，并且雨水多对水体总磷也有稀释作用；春季受前期节假日影响，外来人口骤降，生产经营活动也大为减少，磷排放降低，对水体磷污染的减轻具有促进作用。但是总体来看，随着近年来土地开发程度加大，城镇化水平的不断提高，珠江河口区水体总磷含量大幅度升高。
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图3-3 2006-2010年珠江八大口门水体总磷含量变化
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图3-4 珠江八大口门水体总磷含量季节变化
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3.总氮
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珠江八大口门水域2006-2010年水体总氮含量平均值为2.48 mg/L，变化范围介于1.26～5.45 mg/L，整个时期都高于1.0 mg/L，呈现氮含量严重超标的情况。其中，虎门总氮含量最高，五年均值为3.09 mg/L；其次为鸡啼门，为2.71 mg/L；其他口门中，蕉门、横门、洪奇门、虎跳门、崖门、磨刀门五年均值分别为2.54 mg/L、2.46 mg/L、2.37 mg/L、2.36 mg/L、2.32 mg/L和2.02 mg/L，长年处于重度富营养含量水平以上（图3-5）。从年度上看，水体总氮含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于2.29～2.97 mg/L，其中，2008年总氮含量最高，其他年份总氮含量相近。总氮含量季节性变化与水体透明度变化相符，呈现冬季（6.58 mg/L，均值）＞秋季（6.14 mg/L，均值）＞夏季（5.86 mg/L，均值）＞春季（5.77 mg/L，均值）的变化趋势（图3-6）。
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图3-5 2006-2010年珠江八大口门水体总氮含量变化
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图3-6 珠江八大口门水体总氮含量季节变化
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4.硝酸盐氮
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珠江八大口门水域2006-2010年水体硝酸盐氮含量平均值为1.429 mg/L，变化范围介于0.262～2.894 mg/L。其中，虎门硝酸盐氮含量最高，五年均值为1.597 mg/L；其次为蕉门，为1.515 mg/L；其他口门中，横门、鸡啼门、崖门、洪奇门、虎跳门、磨刀门五年均值分别为1.453 mg/L、1.443 mg/L、1.423 mg/L、1.352 mg/L、1.335 mg/L、1.315 mg/L，长年处于重度富营养含量水平以上（图3-7）。从年度上看，水体硝酸盐氮含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于1.187～1.747 mg/L。其中，2008年硝酸盐氮含量最高，为1.747 mg/L；其次为2010年，为1.592 mg/L；其他年份硝酸盐氮含量相近。硝酸盐氮含量季节性变化呈现春季（1.515 mg/L，均值）＞秋季（1.481 mg/L，均值）＞冬季（1.459 mg/L，均值）＞夏季（1.261 mg/L，均值）的变化趋势（图3-8）。
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图3-7 2006-2010年珠江八大口门水体硝酸盐氮含量变化
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图3-8 珠江八大口门水体硝酸盐氮含量季节变化
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5.亚硝酸盐氮
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珠江八大口门水域2006-2010年水体亚硝酸盐氮含量平均值为0.125 mg/L，变化范围介于0.018～0.450 mg/L。其中，虎门亚硝酸盐氮含量最高，五年均值为0.199 mg/L；其次为虎跳门，为0.151 mg/L；其他口门中，蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、崖门五年均值分别为0.134 mg/L、0.134 mg/L、0.072 mg/L、0.098 mg/L、0.120 mg/L、0.151 mg/L、0.089 mg/L（图3-9）。从年度上看，水体亚硝酸盐氮含量在2006-2010年整体变化范围处于0.050～0.248 mg/L。其中，2006年亚硝酸盐氮含量最高，为0.248 mg/L；其次为2007年，为0.180 mg/L；其他年份亚硝酸盐氮含量相近。亚硝酸盐氮含量季节性变化呈现：冬季（0.158 mg/L，均值）＞秋季（0.141 mg/L，均值）＞夏季（0.112 mg/L，均值）＞春季（0.086 mg/L，均值）的变化趋势（图3-10）。
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图3-9 2006-2010年珠江八大口门水体亚硝酸盐氮含量变化
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图3-10 珠江八大口门水体亚硝酸盐氮含量季节变化
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6.氨氮
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珠江八大口门水域2006-2010年水体氨氮含量平均值为0.574 mg/L，变化范围介于0.031～3.519 mg/L。其中，虎门氨氮含量最高，五年均值为0.856 mg/L；其次为鸡啼门，为0.809 mg/L；其他口门中，蕉门、洪奇门、横门、虎跳门、崖门、磨刀门五年均值分别为0.578 mg/L、0.529 mg/L、0.523 mg/L、0.483 mg/L、0.469 mg/L、0.346 mg/L（图3-11）。从年度上看，水体氨氮含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于0.485～0.653 mg/L。其中，2007年氨氮含量最高，为0.653 mg/L；其次为2008年和2007年，分别为0.634 mg/L、0.596 mg/L，其他年份氨氮含量相近。氨氮含量季节性变化呈现冬季（0.948 mg/L，均值）＞春季（0.553 mg/L，均值）＞秋季（0.515 mg/L，均值）＞夏季（0.280 mg/L，均值）的变化趋势（图3-12）。
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图3-11 2006-2010年珠江八大口门水体氨氮含量变化
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图3-12 珠江八大口门水体氨氮含量季节变化
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7.非离子氨
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珠江八大口门水域2006-2010年水体非离子氨含量平均值为0.016 mg/L，变化范围介于0.0007～0.138 mg/L。其中，虎门、鸡啼门非离子氨含量最高，五年均值都为0.019 mg/L；其次为虎跳门，为0.018 mg/L；其他口门中，崖门、洪奇门、横门、蕉门、磨刀门，五年均值分别为0.016 mg/L、0.016 mg/L、0.016 mg/L、0.014 mg/L、0.012 mg/L（图3-13）。从年度上看，水体非离子氨含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于0.007～0.030 mg/L。其中，2008年非离子氨含量最高，为0.030 mg/L；其次为2009年，为0.017 mg/L。其他年份中，2006年、2007年、2010年的均值分别为0.016 mg/L、0.011 mg/L、0.007 mg/L。非离子氨含量季节性变化呈现春季（0.026 mg/L，均值）＞冬季（0.022 mg/L，均值）＞夏季（0.010 mg/L，均值）＞秋季（0.008 mg/L，均值）的变化趋势（图3-14）。
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图3-13 2006-2010年珠江八大口门水体非离子氨含量变化
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图3-14 珠江八大口门水体非离子氨含量季节变化
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8.硅酸盐
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珠江八大口门水域2006-2010年水体硅酸盐含量平均值为7.418 mg/L，变化范围介于0.23～22.46 mg/L。其中，虎门硅酸盐含量最高，五年均值为8.493 mg/L；其次为洪奇门，为8.150 mg/L；其他口门中，蕉门、横门、鸡啼门、磨刀门、虎跳门、崖门，五年均值分别为7.764 mg/L、7.641 mg/L、7.321 mg/L、7.127 mg/L、7.025 mg/L、6.613 mg/L（图3-15）。从年度上看，水体硅酸盐含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于4.300～10.119 mg/L。其中，2008年硅酸盐含量最高，为10.119 mg/L；其次为2006年，为8.409 mg/L；其他年份中，2007年、2009年、2010年的均值分别为4.300 mg/L、8.092 mg/L、6.664 mg/L。硅酸盐含量季节性变化呈现春季（8.504 mg/L，均值）＞夏季（8.066 mg/L，均值）＞冬季（6.678 mg/L，均值）＞秋季（6.492 mg/L，均值）的变化趋势（图3-16）。
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图3-15 2006-2010年珠江八大口门水体硅酸盐含量变化
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图3-16 珠江八大口门水体硅酸盐含量季节变化
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9.高锰酸盐指数
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珠江八大口门水域2006-2010年水体高锰酸盐指数平均值为3.11 mg/L，变化范围介于1.22～10.60 mg/L，大部分时期处于5.0 mg/L以下水平，表明水体中有机质能够及时得到降解。其中，虎门高锰酸盐指数最高，五年均值为4.22 mg/L；其次为崖门，为3.65 mg/L；其他口门中，鸡啼门、虎跳门、蕉门、横门、洪奇门、磨刀门五年均值分别为3.28 mg/L、3.15 mg/L、3.04 mg/L、2.64 mg/L、2.45 mg/L和2.41 mg/L（图3-17）。从年度上看，水体高锰酸盐指数呈现逐年下降的变化趋势，2006-2010年水体高锰酸盐指数分别为4.15 mg/L、3.60 mg/L、2.43 mg/L、2.57 mg/L和2.78 mg/L，显示近年来对城镇居民生活污水采取截留、限排措施后，对于水体中有机质含量的降低起到了良好的促进作用。水体中高锰酸盐指数的季节变化明显，呈现冬季（深枯水期，3.88 mg/L，均值）＞春季≈秋季（平水期和枯水前期，3.03 mg/L，均值）＞夏季（丰水期，2.47 mg/L，均值）的变化趋势（图3-18）。
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图3-17 2006-2010年珠江八大口门水体高锰酸盐指数变化
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图3-18 珠江八大口门水体高锰酸盐指数季节变化
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10.硫化物
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珠江八大口门水域2006-2010年水体硫化物含量平均值为0.039 mg/L，变化范围介于0.003～0.157 mg/L。其中，虎门硫化物含量最高，五年均值为0.055 mg/L；其次为磨刀门，为0.048 mg/L；其他口门中，崖门、鸡啼门、虎跳门、蕉门、横门、洪奇门，五年均值分别为0.047 mg/L、0.043 mg/L、0.042 mg/L、0.039 mg/L、0.034 mg/L、0.030 mg/L（图3-19）。从年度上看，水体硫化物含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于0.026～0.060 mg/L。其中，2010年硫化物含量最高，为0.060 mg/L；其次为2008年，为0.056 mg/L。其他年份中，2006年、2007年、2009年的均值分别为0.036 mg/L、0.032 mg/L、0.026 mg/L。硫化物含量季节性变化呈现：春季（0.070 mg/L，均值）＞冬季（0.039 mg/L，均值）＞夏季（0.028 mg/L，均值）＞秋季（0.027 mg/L，均值）的变化趋势（图3-20）。
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图3-19 2006-2010年珠江八大口门水体硫化物含量变化
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图3-20 珠江八大口门水体硫化物含量季节变化
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11.叶绿素a
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珠江八大口门水域2006-2010年水体叶绿素a含量平均值为19.98μg/L，变化范围介于13.40～32.63μg/L。其中，鸡啼门叶绿素a含量最高，五年均值为22.64μg/L；其次为蕉门，为21.99μg/L；其他口门中，崖门、虎跳门、虎门、洪奇门、横门、磨刀门，五年均值分别为21.51μg/L、19.12μg/L、19.03μg/L、18.77μg/L、18.65μg/L、18.13μg/L（图3-21）。从年度上看，水体叶绿素a含量在2006-2010年整体变化范围不大，处于15.89～24.81μg/L。其中，2008年叶绿素a含量最高，为24.81μg/L；其次为2006年，为21.43μg/L。其他年份中，2007年、2009年、2010年的均值分别为19.68μg/L、15.89μg/L、18.09μg/L。叶绿素a含量季节性变化呈现春季（24.01μg/L，均值）＞夏季（21.95μg/L，均值）＞秋季（18.02μg/L，均值）＞冬季（15.95μg/L，均值）的变化趋势（图3-22）。
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图3-21 2006-2010年珠江八大口门水体叶绿素a含量变化
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图3-22 珠江八大口门水体叶绿素a含量季节变化
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第二节 珠江八大口门内外河口区水体环境因子
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一、水体物化因子特性
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（一）水温
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分别对春、夏、秋、冬四季珠江八大口门水体环境进行统计分析，为能够准确反映珠江河口区水体环境状况，调查取样时，分别对珠江八大口门的内外河口进行了采样。其中，各口门内河口区采样点设定于常规设定的珠江八大口门采样点上游2 km处。结果显示所检测的16项因子中，除高锰酸盐指数外，其他因子在季节间均有显著性差异。具体情况为：春、夏、秋、冬四季水温呈极显著差异，夏季[（29.56±0.51）℃]＞春季[（26.42±0.54）℃]＞秋季[（22.47±0.35）℃]＞冬季[（18.76±1.01）℃]，P＜0.001，n=16，四个季节两两间差异都达到极显著水平。内、外河口两部分区域也表现出相同的变化特征，即内河口夏季[（29.63±0.52）℃]＞春季[（26.39±0.53）℃]＞秋季[（22.53±0.38）℃]＞冬季[（18.62±0.93）℃]，P＜0.001，n=8，四个季节两两间差异都达到极显著水平；外河口夏季[（29.50±0.53）℃]＞春季[（26.44±0.60）℃]＞秋季[（22.47±0.34）℃]＞冬季[（18.91±1.12）℃]，P＜0.001，n=8，四个季节两两间差异都达到极显著水平。分别对内、外八大口门水体水温作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口水温与外河口水温无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（二）透明度
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春、夏、秋、冬四季透明度呈现较为明显的季节变化：春季[（51.94±17.65）cm]显著高于其他季节（P＜0.01，n=16），冬季透明度[（31.88±15.21）cm]高于夏季[（27.50±3.65）cm]，但两者间并无显著性差异；秋季水体透明度[（14.88±2.06）cm]最低，与其他季节差异达到极显著水平。内、外河口两部分区域表现出相似的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季透明度间具有极显著差异（P＜0.001，n=8）：春季[（52.35±18.57）cm]显著高于其他季节；冬季透明度[（34.00±16.89）cm]高于夏季[（26.88±3.72）cm]，但两者间并无显著性差异；秋季水体透明度[（15.13±0.83）cm]最低，与春季、冬季差异达到极显著水平，但与夏季并无显著性差异。外河口区春、夏、秋、冬四季透明度间具有极显著差异（P＜0.001，n=8）：春季[（51.62±17.96）cm]显著高于其他季节；冬季透明度[（29.75±14.16）cm]高于夏季[（28.12±3.72）cm]，但两者间并无显著性差异；秋季水体透明度[（14.62±2.88）cm]最低，与其他三个季节差异达到极显著水平。分别对内、外八大口门透明度作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体透明度无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（三）盐度
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春、夏、秋、冬四季盐度间具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：冬季盐度（4.11±3.21）极显著地高于其他季节，夏季盐度（1.12±2.83）＞春季（0.63±0.75）＞秋季（0.63±0.75），但后三者间并无显著性差异。内、外河口两部分区域表现出相同的变化特征。内河口区冬季盐度（3.68±2.90）极显著地高于其他季节，夏季（0.76±1.65）＞春季（0.45±0.63）＞秋季（0.42±0.77），但后三者间并无显著性差异。外河口区八大口门变化特征与内河口区大致相同，冬季盐度（4.53±3.63）极显著地高于其他季节，夏季（1.48±3.77）＞春季（0.81±0.86）＞秋季（0.45±0.77），但后三者间并无显著性差异。分别对内、外八大口门水体盐度作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体盐度无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（四）pH
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春、夏、秋、冬四季节pH具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：冬季pH（7.82±0.23）＞春季pH（7.60±0.19）＞夏季pH（7.41±0.10）＞秋季pH（7.11±0.15），四个季节间存在显著性差异。内、外河口两部分区域表现出相似的变化特征。内河口区冬季pH（7.77±0.23）高于春季pH（7.61±0.20），但两者间无显著性差异；其次为夏季pH（7.42±0.11），与冬季和春季存在显著性差异；秋季pH（7.14±0.15）显著低于其他季节。外河口区四季变化特征与内河口变化大致相同：冬季pH（7.87±0.23）高于春季pH（7.60±0.19），但两者间无显著性差异；其次为夏季pH（7.40±0.10），与冬季和春季存在显著性差异；秋季pH（7.08±0.17），显著低于其他季节。分别对内、外八大口门水体pH作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体pH无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（五）电导率
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春、夏、秋、冬四季节水体电导率具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：冬季电导率[（7.266±5.573）μS/cm]＞春季电导率[（1.466±1.505）μS/cm]＞秋季电导率[（0.320±0.136）μS/cm]＞夏季电导率[（0.219±0.072）μS/cm]，冬季与春季、夏季和秋季差异达到显著水平，后三者间无显著性差异。内、外河口两部分区域表现出相似的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：冬季电导率[（6.576±5.074）μS/cm]＞春季电导率[（1.376±1.282）μS/cm]＞秋季电导率[（0.319±0.092）μS/cm]＞夏季电导率[（0.220±0.077）μS/cm]，冬季与春季、夏季和秋季达到显著水平，后三者间无显著性差异。外河口区冬季电导率[（7.956±6.303）μS/cm]＞春季电导率[（1.556±1.786）μS/cm]＞秋季电导率[（0.322±0.177）μS/cm]＞夏季电导率[（0.218±0.072）μS/cm]，冬季与春季、夏季和秋季达到显著水平，后三者间无显著性差异。分别对内外八大口门水体电导率作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体电导率无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（六）溶解氧
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春、夏、秋、冬四季节水体溶解氧含量具有显著差异（P=0.035，n=16）：冬季溶解氧[（7.22±0.67）mg/L]＞秋季溶解氧[（6.97±0.76）mg/L]＞夏季溶解氧[（6.91±1.05）mg/L]＞春季溶解氧[（6.38±0.66）mg/L]，冬季与春季、夏季和秋季差异达到显著水平，后三者间无显著性差异。内河口区春、夏、秋、冬四季：夏季溶解氧[（7.16±1.30）mg/L]＞冬季溶解氧[（6.94±0.75）mg/L]＞秋季溶解氧[（6.93±0.79）mg/L]＞春季溶解氧[（6.31±0.69）mg/L]，春、夏、秋、冬四个季节间无显著性差异。外河口区春夏秋冬四季：冬季溶解氧[（7.49±0.46）mg/L]＞秋季溶解氧[（7.00±0.78）mg/L]＞夏季溶解氧[（6.66±0.73）mg/L]＞春季溶解氧[（6.46±0.66）mg/L]，冬季与秋季溶解氧无显著性差异，但冬季与春季、夏季存在显著性差异，秋季、夏季和春季三个季节间差异不显著。分别对内外八大口门水体溶解氧作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体溶解氧含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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二、水体营养指标
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（一）磷酸盐
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春、夏、秋、冬四季节水体磷酸盐含量具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体磷酸盐含量[（0.040±0.017）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其他三个季节，夏季磷酸盐含量[（0.008±0.006）mg/L]＞春季磷酸盐含量[（0.007±0.004）mg/L]＞冬季磷酸盐含量[（0.004±0.003）mg/L]，春季、夏季和冬季水体磷酸盐含量无显著性差异。内外河口两部分区域表现出不完全相同的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体磷酸盐含量[（0.041±0.016）mg/L]＞夏季水体磷酸盐含量[（0.009±0.006）mg/L]＞春季水体磷酸盐含量[（0.006±0.005）mg/L]＞冬季水体磷酸盐含量[（0.004±0.003）mg/L]，秋季与春季、夏季和冬季差异达到显著水平，后三者间无显著性差异。外河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体磷酸盐含量[（0.039±0.018）mg/L]＞春季水体磷酸盐含量[（0.007±0.004）mg/L]＞夏季水体磷酸盐含量[（0.006±0.005）mg/L]＞冬季水体磷酸盐含量[（0.004±0.004）mg/L]，秋季与春季、夏季和冬季差异达到显著水平，后三者间无显著性差异。分别对内外八大口门水体磷酸盐含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体磷酸盐含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（二）总磷
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春、夏、秋、冬四季节水体总磷含量具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体总磷含量[（0.084±0.040）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；春季总磷含量[（0.035±0.019）mg/L]＞冬季总磷含量[（0.028±0.009）mg/L]，但是两者间不存在显著性差异；夏季总磷含量[（0.012±0.005）mg/L]最低，显著低于其他季节。内外河口两部分区域表现出不完全相同的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体总磷含量[（0.086±0.040）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其他三个季节，春季总磷含量[（0.034±0.021）mg/L]＞冬季总磷含量[（0.028±0.007）mg/L]＞夏季总磷含量[（0.013±0.006）mg/L]，但是三者者间不存在显著性差异。外河口区总磷变化趋势与内河口相同，春、夏、秋、冬四季：秋季水体总磷含量[（0.083±0.042）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其他三个季节，春季总磷含量[（0.036±0.017）mg/L]＞冬季总磷含量[（0.029±0.010）mg/L]＞夏季总磷含量[（0.011±0.004）mg/L]，但是三者者间不存在显著性差异。分别对内外八大口门水体总磷含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体总磷含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（三）总氮
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春、夏、秋、冬四季节水体总氮含量具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体总氮含量[（2.600±0.326）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其次为春季，总氮含量[（2.195±1.778）mg/L]，显著高于夏季和冬季；再次为夏季，总氮含量为[（1.947±0.232）mg/L]，但是与冬季总氮含量[（1.934±0.266）mg/L]并不存在显著差异。内外河口两部分区域，表现出基本相同的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体总氮含量[（2.603±0.327）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其次为夏季，总氮含量[（2.164±0.191）mg/L]高于春季[（1.997±0.313）mg/L]和冬季[（1.934±0.266）mg/L]，但是后三个季节间并不存在显著差异。外河口区总氮变化趋势与内河口相同，春、夏、秋、冬四季：秋季水体总氮含量[（2.598±0.348）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其次为春季，总氮含量[（2.227±0.170）mg/L]与夏季[（1.896±0.107）mg/L]和冬季[（1.857±0.402）mg/L]差异达到显著水平，但是夏季和冬季两个季节间并不存在显著差异。分别对内外八大口门水体总氮含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体总氮含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（四）硝酸盐氮
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春、夏、秋、冬四季节水体硝酸盐氮含量具有极显著差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体硝酸盐氮含量[（1.525±0.228）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平，其次为夏季，硝酸盐氮含量[（1.041±0.186）mg/L]，高于春季[（0.946±0.128）mg/L]和冬季[（0.846±0.101）mg/L]，但是夏季与春季硝酸盐氮含量间差异不显著，和冬季硝酸盐氮含量差异显著。内外河口两部分区域表现出近似的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体硝酸盐氮含量[（1.521±0.216）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平，其次为夏季，硝酸盐氮含量[（1.089±0.248）mg/L]，高于春季[（0.949±0.143）mg/L]和冬季[（0.874±0.096）mg/L]，但是后三者间不存在显著差异。外河口区硝酸盐氮变化趋势与内河口相同，春、夏、秋、冬四季：秋季水体硝酸盐氮含量[（1.529±0.255）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平，其次为夏季，硝酸盐氮含量[（0.993±0.086）mg/L]，高于春季[（0.943±0.121）mg/L]和冬季[（0.819±0.105）mg/L]，但是春、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。分别对内外八大口门水体硝酸盐氮含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体硝酸盐氮含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（五）亚硝酸盐氮
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春、夏、秋、冬四季节珠江八大口门水体亚硝酸盐氮含量存在极显著性差异（P＜0.01，n=16）：春季水体亚硝酸盐氮含量[（0.051±0.051）mg/L]最高，与其他季节差异达到极显著水平；其次为冬季，亚硝酸盐氮含量[（0.028±0.029）mg/L]，高于夏季[（0.014±0.014）mg/L]和秋季[（0.014±0.004）mg/L]，但是秋、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。内外河口两部分区域表现出基本相同的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：春季水体亚硝酸盐氮含量[（0.044±0.035）mg/L]最高；其次为冬季，亚硝酸盐氮含量[（0.031±0.036）mg/L]；再次为夏季[（0.015±0.017）mg/L]和秋季[（0.014±0.004）mg/L]，但是春、夏、秋、冬四个季节两两间无显著性差异。外河口区春、夏、秋、冬四季水体亚硝酸盐氮含量与内河口区略有不同：秋季水体亚硝酸盐氮含量高于夏季，水体亚硝酸盐氮含量依次为春季[（0.058±0.065）mg/L]＞冬季[（0.026±0.023）mg/L]＞秋季[（0.014±0.004）mg/L]＞夏季[（0.013±0.011）mg/L]，春、夏、秋、冬四个季节两两间无显著性差异。分别对内外八大口门水体亚硝酸盐氮含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体亚硝酸盐氮含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（六）氨氮
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春、夏、秋、冬四季节珠江八大口门水体氨氮含量具有极显著性差异（P＜0.01，n=16）：春季水体氨氮含量[（0.826±0.151）mg/L]最高；其次为冬季，氨氮含量[（0.636±0.329）mg/L]；再次为秋季[（0.429±0.160）mg/L]、夏季[（0.102±0.060）mg/L]，春、夏、秋、冬四个季节两两间存在极显著性差异。内外河口两部分区域表现出基本相同的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：春季水体氨氮含量[（0.790±0.150）mg/L]最高；其次为冬季，氨氮含量[（0.626±0.339）mg/L]；再次为秋季[（0.443±0.174）mg/L]和夏季[（0.092±0.059）mg/L]，春季和冬季无显著差异，冬季和秋季无显著差异，但是春季和秋季具显著性差异，夏季氨氮含量显著低于其他季节。外河口区春、夏、秋、冬四季水体氨氮含量与内河口区略有不同，表现为：春季水体氨氮含量[（0.861±0.154）mg/L]最高；其次为冬季，氨氮含量[（0.645±0.342）mg/L]；再次为秋季[（0.416±0.156）mg/L]和夏季[（0.113±0.063）mg/L]，春、夏、秋、冬四个季节两两间存在极显著性差异。分别对内外八大口门水体氨氮含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体氨氮含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（七）非离子氨
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春、夏、秋、冬四季节珠江八大口门水体非离子氨含量具有极显著性差异（P＜0.01，n=16）：冬季水体非离子氨含量[（0.026±0.018）mg/L]最高，其次为春季，非离子氨含量[（0.005±0.001）mg/L]，高于秋季[（0.0024±0.002）mg/L]和夏季[（0.002±0.001）mg/L]，但是春、夏、秋、冬四个季节两两间无显著性差异。内外河口两部分区域表现出相似的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：冬季水体非离子氨含量[（0.021±0.013）mg/L]最高，其次为春季，非离子氨含量[（0.005±0.001）mg/L]，再次为秋季[（0.002±0.0015）mg/L]和夏季[（0.002±0.001）mg/L]，春、夏、秋、冬四个季节两两间有显著性差异。外河口区春、夏、秋、冬四季水体非离子氨含量与内河口区略有不同，表现为：冬季水体非离子氨含量[（0.031±0.022）mg/L]最高，显著高于其他三个季节，春季[（0.005±0.001）mg/L]＞秋季[（0.002±0.001）mg/L]≈夏季[（0.002±0.001）mg/L]，春、夏、秋三个季节两两间无显著性差异。分别对内外八大口门水体非离子氨含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体非离子氨含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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（八）硅酸盐
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春、夏、秋、冬四季节珠江八大口门水体硅酸盐含量具有极显著性差异（P＜0.01，n=16）：夏季水体硅酸盐含量[（9.755±1.674）mg/L]最高，其次为秋季，硅酸盐含量[（9.110±0.739）mg/L]，再次为冬季[（7.211±0.902）mg/L]，春季最低，为[（6.999±1.606）mg/L]，夏季和秋季无显著差异，但与冬季和春季有显著差异，后两者间不具显著性差异。内外河口两部分区域表现出基本相同的变化特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：夏季水体硅酸盐含量[（10.017±1.488）mg/L]最高，其次为秋季，硅酸盐含量[（9.210±0.860）mg/L]，再次为冬季[（7.330±1.076）mg/L]，春季最低，为[（6.805±1.557）mg/L]，夏季和秋季无显著差异，但与冬季和春季有显著差异，后两者间不具显著性差异。外河口区春、夏、秋、冬四季水体硅酸盐含量与内河口区略有不同，表现为：夏季水体硅酸盐含量[（9.492±1.906）mg/L]最高，其次为秋季，硅酸盐含量[（9.010±0.639）mg/L]，再次为春季[（7.193±1.736）mg/L]，冬季最低，为[（7.093±0.744）mg/L]，夏季和秋季无显著差异，但与冬季和春季有显著差异，后两者间不具显著性差异。分别对内外八大口门水体硅酸盐含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体硅酸盐含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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三、高锰酸盐指数
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春、夏、秋、冬四季节珠江八大口门水体高锰酸盐指数无显著性差异（P＞0.05，n=16）：春、夏、秋、冬四季波动幅度较小，春季水体高锰酸盐指数[（2.33±0.58）mg/L]，夏季水体高锰酸盐指数[（2.72±0.57）mg/L]，秋季水体高锰酸盐指数[（2.32±0.48）mg/L]，冬季水体高锰酸盐指数[（2.78±1.05）mg/L]，但是春、夏、秋、冬四个季节两两间无显著性差异。内外河口两部分区域表现出基本相同的变化特征：内外河口区春、夏、秋、冬四个季节两两间无显著性差异，分别波动于[（2.20±0.39）mg/L]～[（2.793±1.04）mg/L]和[（2.34±0.61）mg/L]～[（2.79±0.59）mg/L]。分别对内外八大口门水体高锰酸盐指数作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体高锰酸盐指数无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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四、叶绿素a浓度
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春、夏、秋、冬四季节珠江八大口门水体叶绿素a含量具有极显著性差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体叶绿素a含量[（23.06±4.18）μg/L]最高，显著高于其他季节，其次为夏季，水体叶绿素a含量[（18.87±6.30）μg/L]，再次为冬季[（18.56±1.94）μg/L]，春季最低[（15.66±4.15）μg/L]，但是春、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。内外河口两部分区域具有明显不同于上述状况的分布特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体叶绿素a含量[（22.65±4.52）μg/L]最高；其次为夏季，水体叶绿素a含量[（18.65±6.11）μg/L]；再次为冬季[（17.99±2.13）μg/L]；春季最低[（15.64±4.47）μg/L]，夏季与春季具显著差异，但是与秋、冬两个季节无显著性差异。外河口区春、夏、秋、冬四季水体叶绿素a含量与内河口区略有不同，表现为：秋季水体叶绿素a含量[（23.48±4.07）μg/L]最高，其次为冬季，水体叶绿素a含量[（19.13±1.66）μg/L]，再次为夏季[（19.09±6.91）μg/L]，春季最低[（15.68±4.11）μg/L]，秋季与春季具显著差异，但是与夏、冬两个季节无显著性差异，冬、夏、春三个季节两两间无显著性差异。分别对内外八大口门水体叶绿素a含量作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口水体与外河口水体叶绿素a含量无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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第三节 珠江河口区域水体营养状况评价
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一、评价方法
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选用中国环境监测总站推荐的《湖泊（水库）富营养化评价方法与分级技术规定》中的综合营养状态指数，以Chl a、TP、TN、SD和CODMn为评价指标，并采用加权平均处理之，对水体富营养化状况进行评价。其计算公式分别为：
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TLI（Chl a）=10×[2.5+1.086×ln（Chl a）]
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TLI（TP）=10×[9.436+1.624×ln（TP）]
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TLI（TN）=10×[5.453+1.694×ln（TN）]
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TLI（SD）=10×[5.118-1.94×ln（SD）]
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TLI（COD Mn）=10×[0.109+2.661×ln（COD Mn）]
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TSI（∑）=∑W×TLI（j）
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其中，TSI（∑）表示水体综合营养状态指数；W表示第j种参数的营养状态指数的权重；TLI（j）表示第j种参数的营养状态指数。W（Chl a）=0.2663，W（TP）=0.2237，W（TN）=0.2183，W（SD）=0.2210，W（COD Mn）=0.2210。Chl a单位为mg/m3，透明度单位为m，其他指标单位均为mg/L。评价标准为：
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（1）TSI（∑）＜30，贫营养（oligotropher）。
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（2）30≤TSI（∑）≤50，中营养（mesotropher）。
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（3）TSI（∑）＞50，富营养（eutropher），分三种情况。
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①50＜TSI（∑）≤60，轻度富营养（light eutropher）。
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②60＜TSI（∑）≤70，中度富营养（middle eutropher）。
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③TSI（∑）＞70，重度富营养（hyper eutropher）。
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在同一营养状态下，综合营养状态指数值越高，其富营养化程度越重。
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二、评价结果
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（一）水体综合营养状态
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珠江八大口门2008年8月至2009年5月水体综合营养状态指数计算结果见图3-23。依据水体富营养化程度评价标准可知，珠江八大入海口门中洪奇门水体综合营养状态指数为59.22，略低于中度富营养化指数评价标准值下限外，其他口门水体均处于中度富营养化以上水平。其中，虎门和鸡啼门水体呈重度富营养化状态。
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图3-23 珠江八大口门水体综合营养状态指数
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（二）水体综合营养状态指数季节变化
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1.外河口区年度水体综合营养状态
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珠江八大口门外河口区四个季节的水体综合营养状态指数计算结果见图3-24。秋季八大口门外河口区的水体综合营养状态指数均值为75.06，变化范围为70.89～79.96，显示珠江八大口门外河口区水体均处于重度富营养化状态，其中鸡啼门最高，富营养化程度最严重。其次是冬季，八大口门外河口区的水体综合营养状态指数均值63.61，变化范围为51.28～72.96，其中虎门和虎跳门处于重度富营养化标准值以上。春季和夏季八大口门的水体综合营养状态指数均值分别为60.25和59.10，变化范围分别为54.70～70.56和54.95～62.91。春季虎门水体综合营养状态指数为70.56，处于重度富营养化水平，其他口门水体综合营养状态指数在60左右，水体呈轻度到中度富营养化状态；夏季虎门、鸡啼门和崖门水体综合营养状态指数在60～70，呈中度富营养化状态，其他口门在60以下，呈轻度富营养化状态。
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图3-24 珠江八大口门外河口区水体综合营养状态指数季节变化
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2.内河口区年度水体综合营养状态
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珠江八大口门内河口区四个季节的水体综合营养状态指数计算结果见图3-25。秋季八大口门内河口区的水体综合营养状态指数均值为74.16，变化范围为69.96～80.81，显示珠江八大口门内河口区水体基本都处于重度富营养化状态，其中虎门最高，富营养化程度最严重。夏季和冬季八大口门内河口区的水体综合营养状态指数均值分别为60.05和63.75，变化范围为54.36～70.06和53.86～71.10。其中，夏季鸡啼门和秋季鸡啼门综合营养状态指数高于70，呈重度富营养化状态；夏季虎门、蕉门、洪奇门、横门和冬季洪奇门、横门水体呈轻度富营养化状态，其余河口水体综合营养状态指数均高于60，处于中度富营养化状态。春季八大口门内河口区水体综合营养状态指数均值59.26，变化范围为52.09～67.15，水体呈轻度到中度富营养化状况。
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图3-25 珠江八大口门内河口区水体综合营养状态指数季节变化
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3.年度水体综合平均营养状态
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分别计算珠江八大口门四个季节的水体综合营养状态指数，结果见图3-26。秋季八大口门的水体综合营养状态指数均值为74.61，变化范围为70.55～79.68，显示珠江八大口门水体均处于重度富营养化状态。冬季八大口门的水体综合营养状态指数均值为63.68，变化范围为52.70～71.67。其中，洪奇门和横门水体综合营养状态指数分别为52.70和55.35，水体呈轻度富营养化状态，其余河口水体综合营养状态指数均高于60，显示均处于中度富营养化状态，其中虎跳门综合营养状态指数达到71.67，呈重度富营养化状况。春季和夏季八大口门水体综合营养状态指数均值相近，分别为59.75和59.58，变化范围分别为55.32～68.88和55.01～68.34，其中，夏季虎门、鸡啼门、崖门和春季虎门、蕉门、崖门水体综合营养状态指数高于60，呈中度富营养化状况。
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图3-26 珠江八大口门水体综合营养状态指数季节变化
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三、珠江八大口门水体综合营养状态变化特征
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珠江八大口门春、夏、秋、冬四季节水体综合营养状态指数具有极显著性差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体综合营养状态指数（74.61±3.80）最高，显著高于其他季节，其次为冬季，水体综合营养状态指数（63.68±6.96），再次为春季（59.75±4.81），夏季最低（59.58±4.25），但是春、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。内外河口区域具有明显相似的分布特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体综合营养状态指数（74.16±4.12）最高，显著高于其他季节，其次为冬季，水体综合营养状态指数（63.75±6.70），再次为夏季（60.05±4.60），春季最低（59.26±5.11），但是春、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。外河口区与内河口区春、夏、秋、冬四季水体综合营养状态指数略有不同，表现为：秋季水体综合营养状态指数（75.06±3.68）最高，其次为冬季，水体综合营养状态指数（63.61±7.67），再次为春季（60.25±4.79），夏季最低（59.10±4.13），秋季水体综合营养状态指数显著高于其他季节，但春季、冬季和夏季三个季节间水体综合营养状态指数无显著性差异。分别对八大口门内外水体综合营养状态指数作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体综合营养状态指数无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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第四节 珠江河口水体综合污染指数
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一、水质评价方法
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（一）参数取值
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参照相关文献中所列出的最重要的水质参数，结合实际情况及富营养化指标参数（《渔业水质标准》《地表水环境质量标准》等），确定透明度、pH、溶解氧、NH3、NH+ 4-N、NO- 3-N、NO- 2-N、TN、TP和CODMn10项因子为水质评价指标。该研究中pH的限定范围取6.50～8.50，处于此区间内为合格；NH3的限定值取0.02 mg/L；DO的限定值采用5.0 mg/L，高于5.0 mg/L为合格，低于5.0 mg/L按超标计算；透明度的限定值取30 cm，以透明度高于30 cm为合格，低于30 cm按超标计算；NO-3-N、NO- 2-N的限定值分别取1.00 mg/L和0.15 mg/L；其余参数NH+ 4-N、TN、TP和CODMn的限定值分别取1.00 mg/L、1.00 mg/L、0.20 mg/L和6.00 mg/L。
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（二）评价方法
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评价方法依据《农用水源环境质量监测技术规范》，采用单项污染指数对监测参数进行单项评价，采用综合污染指数对水体环境质量进行整体评价。
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单项污染指数计算公式为：
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P=C/C 0
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式中，P为水环境中污染物i的污染指数；C为水环境中污染物i的实测值；C 0为水环境污染物i的限量标准值。
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P≤1时，表示水环境未受污染，指标合格，P=计算值；当P＞1时，表示水环境受到污染，指标不合格，P=1.0+5×lg（计算值）。
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超标率的计算公式为：
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在单项污染指数评价的基础上，采用兼顾单项污染指数最大值和平均值的综合污染指数P进行评价，其计算公式为：
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P=[（P 2 +P 2 ）/2]0.5
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式中，P max为最大单项污染指数，P ave为平均单项污染指数。
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依据水体环境综合污染指数，将珠江八大口门水质状况分为五个等级（表3-3），并对所研究水域的污染程度和污染水平进行评价。
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表3-3 水质状况分级
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尽管水体pH对水体内部的动态平衡过程和鱼类机体的生长代谢作用有重要影响，但由于在实际评价时，测定结果显示所有pH均处于限定值范围内。鉴于无法给出确定的限定值，因此在评价时仅以除去pH外的其他9项因子指标计算污染指数。
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二、评价结果
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（一）水质因子超标状况
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监测指标中，所有采样站位中pH、溶解氧、总磷和高锰酸盐指数全年都未见超标。超标最严重的为TN，全年所有站位测定值均超标，超标率达到100%，TN最高浓度为3.286 mg/L（2008年11月虎门内河口区），超标2.286倍。硝酸盐氮全年超标率为50%，仅次于TN。硝酸盐氮超标最严重的季节为秋季，该季节超标率达到100%；其次为夏季，超标率为43.75%；春季和冬季硝酸盐氮的超标率分别为37.5%、18.75%。硝酸盐氮最高超标倍数为0.85倍（2008年11月崖门内河口）。水体透明度超标状况依序为秋季＞冬季＞夏季＞春季，超标率依次为100%、43.75%、37.5%和6.25%，主要超标站位为虎门、磨刀门、虎跳门和崖门。非离子氨主要在冬季出现超标，超标率50%，超标站位分别为虎门、蕉门、虎跳门内外河口区，以及鸡啼门和崖门外河口区，最高超标倍数为2.15倍（2009年2月虎门外河口区）。氨氮主要在冬季和春季部分站位出现超标，如冬季虎门和鸡啼门内外河口区出现超标，春季虎门内外河口区和蕉门外河口区出现超标。总的来看，氨氮超标不太严重，最高超标倍数为0.2倍（2009年2月鸡啼门外河口）。水体亚硝酸盐氮仅在虎门内河口区（2009年5月）出现超标，超标倍数为0.42倍。
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（二）水体污染指数分析
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珠江八大口门内河口区四个季节的水体综合污染指数计算结果见图3-27。秋季八大口门内河口区的水体综合污染指数均值为2.29，变化范围为2.06～2.68，处于2.0～3.0，显示珠江八大口门内河口区水体秋季污染程度为中污染，处于中度警戒水平。秋季所有口门内河口区单项污染指数值最大的项目均为TN，显示含氮物质过度排放是水体的主要污染因素。春季八大口门内河口区的水体综合污染指数均值为1.97，变化范围为1.74～2.12，其中，虎门、鸡啼门、虎跳门和崖门水体综合污染指数处于2.06～2.12，水体污染程度为中污染，处于中度警戒水平；其他口门内河口区水体综合污染指数处于1.74～1.97，水体污染程度为轻污染，污染水平处于超过警戒水平。春季各口门内河口区单项污染指数值最大的项目均为TN，显示含氮物质过度排放是水体的主要污染因素。夏季和冬季八大口门内河口区的水体综合污染指数均值相近，分别为1.83和1.84，变化范围分别为1.58～2.31和1.47～2.10，其中，夏季蕉门和冬季虎门、鸡啼门、虎跳门和崖门水体综合污染指数高于2.0，水体污染程度为中污染，污染水平处于中度警戒水平；其他口门内河口区水体综合污染指数处于1.0～2.0，水体污染程度为轻污染，污染水平处于超过警戒水平。夏季各口门内河口区的单项污染指数值最大的项目均为TN，是水体中主要污染因素；冬季蕉门的单项污染指数值最大的项目为NH3，是主要的污染因素，其他口门内河口区单项污染指数值最大的项目均为TN，为主要的污染因素。
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图3-27 珠江八大口门内河口区水体综合污染指数季节变化
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珠江八大口门外河口区四个季节的水体综合污染指数计算结果见图3-28。秋季八大口门外河口区的水体综合污染指数均值为2.30，变化范围为1.98～2.61，基本上均处于2.0～3.0，显示珠江八大口门外河口区水体秋季污染程度大致为中污染，处于中度警戒水平。秋季各口门外河口区的主要污染因子为：洪奇门和虎跳门单项污染指数值最大的项目为透明度，显示与透明度有关的水体悬浮颗粒含量超标，是水体的主要污染因素，其他口门外河口区单项污染指数值最大的项目均为TN，显示含氮物质过度排放是水体的主要污染因素。冬季和春季八大口门外河口区的水体综合污染指数均值分别2.00和2.02，变化范围分别为1.15～2.63和1.82～2.28，其中，冬季虎门、鸡啼门和崖门和春季虎门、鸡啼门、虎跳门和崖门水体综合污染指数处于2.0～3.0，水体污染程度为中污染，处于中度警戒水平；其他口门外河口区水体综合污染指数处于1.0～2.0，水体污染程度为轻污染，污染水平处于超过警戒水平。冬季虎门和蕉门单项污染指数值最大的项目均为NH3，是水体的主要污染因素，其他口门外河口区单项污染指数值最大的项目均为TN；春季所有口门外河口区单项污染指数值最大的项目均为TN。夏季八大口门外河口区的水体综合污染指数均值为1.76，变化范围分别为1.62～1.87，水体污染程度为中污染，污染水平处于中度警戒水平，各口门外河口区的单项污染指数值最大的项目均为TN。
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图3-28 珠江八大口门外河口区水体综合污染指数季节变化
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（三）珠江八大口门水体综合污染指数变化特征分析
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珠江八大口门春、夏、秋、冬四季节水体综合污染指数具有极显著性差异（P＜0.01，n=16）：秋季水体综合污染指数（2.30±0.20）最高，显著高于其他季节，其次为春季，水体综合污染指数（1.99±0.14），再次为冬季（1.92±0.42），夏季最低（1.79±0.17），但是春、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。内、外河口两部分区域具有明显上述状况相似的分布特征。内河口区春、夏、秋、冬四季：秋季水体综合污染指数（2.29±0.22）最高，显著高于其他季节，其次为春季水体综合污染指数（1.97±0.14），再次为冬季（1.84±0.26），夏季最低（1.83±0.22），但是春、夏、冬三个季节两两间无显著性差异。外河口区与内河口区春、夏、秋、冬四季水体综合污染指数与内河口区略有不同，表现为：秋季水体综合污染指数（2.30±0.22）最高，其次为春季，水体综合污染指数（2.02±0.14），再次为冬季（2.00±0.55），夏季最低（1.76±0.09），秋季水体综合污染指数显著高于夏季，但秋季、春季和冬季三个季节间水体综合污染指数无显著性差异，春季、冬季和夏季三个季节间水体综合污染指数也无显著性差异。分别对内外八大口门水体综合污染指数作统计分析（paired-samples test），结果表明，内河口与外河口水体综合污染指数无显著性差异（P＞0.05，n=32），然而，两者之间具有很强的相关性（P＜0.01，n=32）。
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第五节 珠江河口水体初级生产力
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一、水体初级生产力估算方法
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第四章 珠江河口浮游植物
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第一节 河口浮游植物研究进展
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一、浮游植物种类组成
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（一）浮游植物时空分布
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河口浮游植物由低盐度向高盐度其种类组成不断变化。在美国Kennebec河口，浮游植物种类集中于河口下段（Ming and Townsend，1999），种类组成与盐度梯度适应性相一致。1993年春季，通过对Elbe、Schelde和Gironde河口浮游植物的调查研究发现，在3个河口的上段浮游植物丰度和物种多样性最低（Muylaert and Sabbe，1999）。在不同的季节，河口浮游植物种类组成、数量变化也十分明显，如Naktong河口（Chang-Huan and Sunghii，1988）硅藻在冬季、春季占优势，甲藻在夏季占优势。这一季节趋向在Hudson河下游（Malone and Chervin，1979）以及美国Carmans河口（Carperter and Dunham，1985）也可见到，其原因在于冬季类型（硅藻）具有低光选择性，生殖时间长，能量存储能力较强。夏季种类如甲藻有较高的光选择性，生殖时间较短，能运动。在浮游植物数量变化方面，Naktong河口浮游植物数量7月最多，1月最少（Chang-Huan and Sunghii，1988）。对长江口羽状锋浮游植物研究发现，丰水期浮游植物数量远较枯水期高。长江口浑浊带海区的浮游植物数量分布和变动，具有明显的潮周期性特征。枯、洪水期大潮的数量均明显大于小潮的数量。不同时间河口浮游植物的空间分布也各有特点。在长江口丰水期（6-9月），最高叶绿素a含量与浮游植物最大数量出现于长江口冲淡水区。冬季枯水期（11月至翌年4月），海水中叶绿素a含量和浮游植物密度由近岸向外海递减。浮游植物数量随深度的加深而逐渐减少。丰、枯水期长江口羽状锋浮游植物数量高密度区主要在锋面一带。长江口浑浊带海区大潮时浮游植物总数量的斑块分布现象也较小潮时明显。
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（二）浮游植物初级生产力
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浮游植物的初级生产是世界大多数河口生态系统初级食物能量的主要组成部分，浮游植物初级生产力从低纬度到较高纬度季节性改变。在巴西南部Patos潟湖，初级生产力最低值发生于冬季，最高值发生于春季和夏季（Abreu et al，1994）。美国Kennebec河口水体垂直混合良好，叶绿素a在冬季最低，在夏季最高（Ming and Townsend，1999）。近年来，随着表面荧光显微镜和流式细胞仪在水生生态学中的应用，使人们有可能对以前知之甚少的微型、超微型浮游生物进行研究，并成为当前海洋生态学研究的热点。研究表明，微型、超微型浮游植物在河口海岸生态系统初级生产力中占有重要地位。在美国Neuse河口微型、超微型浮游植物在夏季占优势，占浮游植物生物量的大部分（Pinckney et al，1998）。在墨西哥湾夏季大部分时间里，微型浮游植物是浮游植物群落初级生产者的主体（Claereboudt et al，1995）。在胶州湾超微型浮游植物占总初级生产力的34%。不同类型的河口浮游植物初级生产力还受诸多因子的影响。在许多浅水河口，夏季浮游植物繁荣也许被温度和营养循环所控制。在其他相对较深的河口则被春季径流所控制，并与营养盐输入相联系，使浮游植物的生产在夏季相对于春季趋向于减少（Malone and Chervin，1979）。在不完全分层河口，浮游植物最大生物量和初级生产力地区趋向于出现在河口的最大浑浊带。有些温带河口生态系统显示春季和秋季浮游植物出现峰值；而热带河口生态系统浮游植物峰值几乎不可预测季节性，这里的较高初级生产力往往与河流径流有关。
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二、珠江口浮游植物生态学研究进展
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针对珠江口海域的环境、资源和生态状况，国内学者已有大量研究。目前有关珠江口浮游植物的相关研究主要集中在下游海区水域。黄良民等（1997）探讨了珠江口及邻近海域环境动态与基础生物结构；钱宏林等（1999）报道了珠江及其邻近海域赤潮的研究概况；黄长江等（1999）研究了珠江口万山群岛、桂山岛网箱养殖区赤潮原因生物的形态分类和生物特征；刘玉等（2002）分析了珠江口近岸水域浮游藻类及其与关键水质因子的关系；颜天等（2001）探讨了中国香港及珠江口海域有害赤潮的发生机制；戴明等（2004）分析了珠江口近海浮游植物生态特征；蔡显明等（2002）研究了珠江口初级生产力和新生产力，以及生产力的粒级结构；李涛等（2007）分析了珠江口及毗邻海域浮游植物群落结构特点并与周边海域进行了比较，发现珠江口海域以微型浮游植物为主，其他广东海域基本以小型浮游植物为主；崔伟中（2004）系统分析了珠江河口水环境时空变异对河口区生态系统的生态平衡的重大影响。
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第二节 珠江河口浮游植物特征
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一、材料与方法
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（一）站位布设
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2006年5月至2010年8月，在珠江口设八个采样断面进行季节性调查，站位S1～S8分别位于虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门。
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（二）样本采集及处理方法
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浮游植物样本取表层（离水面0.5 m）水样1 L装入聚乙烯瓶中，立即用鲁格氏液固定，使其最终浓度为1.5%。水样运回实验室后，立即移入标记刻度1000 mL玻璃量筒内，加盖静置24 h后，用管口包裹筛绢的虹吸管或吸管小心吸去上清液。如此反复多次，直至将水样浓缩至100 mL。
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（三）数据收集及分析方法
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样本分析时取均匀样品1 mL注入Sedgewick-Rafte浮游植物计数框中，在Nikon TS100倒置显微镜下进行浮游植物的种类鉴定和计数，种类鉴定参考国内相关志书和专业资料。浮游植物生物量的计算方法参照Hillebrand et al（1999），通过体积法计算取几何近似值。优势种是指生物量在总种群中所占百分比大于5%的物种。
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浮游植物群落时空分布特征图用Origin 6.1软件完成，而种类丰富度、生物量与环境因子之间的主成分分析（PCA）用Canoco 4.5软件完成，并得到二维降序图。
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二、浮游植物种类组成及名录
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调查期间共发现浮游植物8门465种，其中硅藻40属197种，占总种数的42.37%；绿藻49属134种，占总种数的28.82%；裸藻12属99种，占总种数的21.29%；蓝藻14属25种，占总种数的5.38%；甲藻5属5种；金藻2属3种；隐藻和黄藻各1种。
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三、浮游植物的时间变化特征
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调查期间，浮游植物种类丰富度和密度的时间变化分别如图4-1和图4-2所示。
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图4-1 浮游植物种类丰富度的时间变化
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图4-2 浮游植物密度的时间变化
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浮游植物种类丰富度的变化范围为90～230种，最小值出现在2007年5月，最大值出现在2009年8月。从季节分布特征看，2006年和2007年枯水期（2月和11月）的种类丰富度高于丰水期（5月和8月）；2008年和2009年丰水期的种类丰富度高于枯水期。
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浮游植物密度的变化范围为0.1×106～9.4×106个/L，均值为1.7×106个/L；最小值出现在2008年11月，最大值出现在2009年2月。年际变化特征显示，2008年的密度明显偏低；季节变化特征显示，大多数年份枯水期的密度高于丰水期。
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四、浮游植物种群的周年分布特征
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（一）种类丰富度时空特征
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从季节特征看，8月种类丰富度明显高于其他季节（图4-3），变动范围为54～85种，最大值出现在蕉门，最小值出现在鸡啼门。2月种类丰富度最低，变动范围为26～50种，最大值出现在横门，最小值出现在虎跳门。从空间特征看，丰水期的空间特征显示，东四口门的种类丰富度明显高于西四口门（图4-3），5月的变动范围为24～66种，最大值出现在横门，最小值出现在鸡啼门；而枯水期的空间特征不明显，11月的变动范围为30～65种，最大值出现在崖门，最小值出现在磨刀门。
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图4-3 浮游植物种类数的时空特征
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种类丰富度的相对百分组成结果显示，硅藻和绿藻是最主要组成类群（图4-4）。丰水期绿藻的百分比组成明显高于枯水期，而丰水期硅藻的百分比组成则明显低于枯水期（图4-4）。空间分布特征未发现明显规律。
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图4-4 浮游植物种类丰富度的相对百分比
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（二）种群密度时空特征
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从季节特征看，2月的密度明显高于其他季节（图4-5），变动范围为0.31×106～49.03×106个/L，均值为9.38×106个/L。其次为8月，变动范围为0.09×106～1.46×106个/L，均值为0.43×106个/L。11月的密度最低，变动范围为0.03×106～0.22×106个/L，均值为0.11×106个/L。空间分布特征未呈现明显规律。
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种群密度的相对百分组成结果显示，硅藻、绿藻和蓝藻为主要类群（图4-6）。2月硅藻占据绝对优势，超过95%。其他季节的规律性不明显。空间分布特征，仅见虎门的硅藻百分比组成优势显著，一般不低于70%。
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图4-5 浮游植物种群密度的时空特征
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图4-6 浮游植物密度的相对百分比
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（三）与环境因子关系分析
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用Canoco软件首先对5个浮游植物类群（硅藻、绿藻、裸藻、蓝藻和其他）的种类丰富度数据进行去趋势对应分析（detrended correspondence analysis, DCA），在所得的各特征值部分发现4个排序轴中梯度最大值小于3，以此为依据选择线性模型中的间接梯度主成分分析（principal component analysis, PCA）模型对5个浮游植物类群的种类丰富度与14种环境因子（水温、盐度、透明度、pH、溶解氧、电导率、硅酸盐、高锰酸盐指数、磷酸盐、总磷、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、氨氮和总氮）进行相关分析。图4-7为所得到的种类丰富度与环境因子的PCA二维降序图。
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对于浮游植物各类群种类丰富度而言，第一、第二排序轴之间的相关系数为0，表明这两个排序轴所包含的信息是相互独立的；对于环境因子来说，前两个排序轴的累计贡献率分别为62.2%和79.3%，这说明前两个排序轴约含有14种环境因子的80%的信息，所以可以用PCA二维降序图研究14种环境因子间的相互关系。各类群种类丰富度第一个排序轴与环境因子第一个排序轴的相关系数较高，为0.90，各类群种类丰富度第二个排序轴与环境因子第二个排序轴的相关系数为0.76，这表明PCA二维降序图可以较好地解释种类丰富度与环境因子之间的关系。
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从PCA二维降序图可看出，浮游植物各类群种类丰富度主要与水温、硅酸盐和氮、磷营养盐有关。当水温和营养盐浓度高时，有利于各类群种类丰富度的增加。
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图4-7 浮游植物种类丰富度与环境因子的关系
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用Canoco软件对5个浮游植物类群密度数据进行分析处理的过程与种类丰富度的相同，最终得到各类群密度与环境因子的PCA二维降序图（图4-8）。
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图4-8 浮游植物类群密度与环境因子的关系
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对于各类群生物量而言，第一、第二排序轴之间的相关系数为0，表明这两个排序轴所包含的信息是相互独立的；对于环境因子来说，前两个排序轴的累计贡献率分别为44.5%和68.9%，这表明基本上可以用二维降序图研究14种环境因子间的相互关系。浮游植物各类群密度第一个排序轴与环境因子第一个排序轴的相关系数为0.91，各类群密度与环境因子第二个排序轴的相关系数为0.81，这表明PCA二维降序图基本可以用来解释各类群密度与环境因子之间的关系。
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PCA二维降序图表明，浮游植物各类群生物量主要与水温、盐度、电导率和pH有关。当水温高，盐度小时，有利于蓝藻和绿藻的增长；而当盐度和电导率高时，对硅藻的增长有好处。
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第三节 珠江河口球形棕囊藻赤潮
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一、材料和方法
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（一）采样站位布设
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调查期间在珠江口设八个采样断面，S1～S8分别位于虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门。
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（二）采样与分析
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本次调查时间为2009年11月30日至12月2日，每次采样在大潮前后1.5 h完成。
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水体中肉眼可见球形棕囊藻球形群体的采样与计数用5L有机玻璃采水器，取表层（离水面0.5 m）水样20L放入盆中进行现场计数，并对球形群体的直径范围进行测量。
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水体中肉眼不可见的球形棕囊藻群体和其他优势种用HQM 1型有机玻璃采水器，取表层（离水面0.5 m）水样各1 L装入聚乙烯瓶中。水样采集后，立即用鲁格氏液固定，使其最终浓度为1.5%。水样运回实验室后，立即移入玻璃量筒内，加盖静置24 h后，用包裹筛绢（网目孔径为77μm）的虹吸管或吸管小心吸去上清液。如此反复多次，直至将水样浓缩至30～100 mL。分析时取均匀样品1 mL注入Sedgewick-Rafte浮游植物计数框中，在Nikon TS100倒置显微镜下进行浮游植物的种类鉴定和计数。
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水温、盐度、透明度、溶解氧和水深用便携式水质分析仪（YSI660002，USA）进行现场测定。
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（三）数据处理
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数据处理和作图均用Excel、Origin和R软件完成。
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二、结果
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（一）调查过程与现场描述
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据当地渔民反映，截至调查时间，水域球形棕囊藻赤潮持续约两周。由于本次调查采样按自西南向东北方向进行，因此现场观察到的赤潮现象在崖门和虎跳门水域比较严重。据广州海洋环境监测中心告知，11月30日，在崖门和虎跳门进行监测的同时，虎门水域的球形棕囊藻赤潮现象严重。由于八大口门空间跨度较大，而且调查期间伴有降雨影响，待研究人员赶至其他水域时，赤潮已近结束。在崖门和虎跳门水域可明显看到球形棕囊藻球形群体随水流在水体表层呈集群性漂动，其他水域可见零星群体漂浮于水体中，群体颜色呈棕褐色。当地船员和渔民反映，在赤潮发生水域用水洗脸，眼睛有刺痛的感觉。
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（二）水环境状况
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本次调查的现场水环境数据见表4-1。所调查水域的水深较浅，水体混合均匀，为咸淡水交汇的水域，盐度变动受潮水涨落的影响较大。调查时间正值秋末冬初，水温适中，这与珠江口亚热带气候有关。
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表4-1 现场监测水环境数据
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表4-1 现场监测水环境数据（续）-1
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（三）浮游植物种类组成
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调查期间共发现浮游植物（包括变种、变型）6门，57属，118种。其中，硅藻26属67种，占总种数的56.78%；绿藻19属33种，占总种数的27.97%；甲藻4属6种；蓝藻4属5种；裸藻2属5种；金藻2属2种。
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（四）浮游植物群落空间分布
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调查期间，浮游植物总种群的种类丰富度和浮游植物密度的空间分布均呈现东四口门高于西四口门的趋势（图4-9）。种类丰富度最大值为60种，出现在洪奇门；最小值为20种，出现在虎门。种群密度最大值为1.69×107个/L，出现在蕉门；最小值为3.37×104个/L，出现在崖门。
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图4-9 浮游植物种类丰富度和浮游植物密度空间分布
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（五）球形棕囊藻球形群体分布
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调查期间，球形棕囊藻可视群体的直径范围为0.5～2.5 cm。除横门外，其他调查水域均有球形棕囊藻群体出现。最大值为6000个/m3，出现在崖门，最小值出现在横门，为0，均值为1208个/m3。镜检结果发现，洪奇门、横门和鸡啼门均未发现球形棕囊藻群体的存在，镜检的最大值出现在蕉门，密度约为2.0×106个/m3，均值约为675000个/m3。崖门和虎跳门的镜检结果与现场观察的结果比较一致，有较大密度的球形棕囊藻群体出现（图4-10）。
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图4-10 球形棕囊藻群体的分布
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（六）其他优势种及分布
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以在浮游植物总细胞数中所占百分比＞10%为标准划分优势种。调查期间的优势种有骨条藻、颗粒直链藻、新月菱形藻和三星裸藻（表4-2）。其中，骨条藻在调查期间为绝对优势种，颗粒直链藻次之。
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表4-2 其他优势种分布
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三、球形棕囊藻赤潮与水域环境关系
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我国广东沿岸球形棕囊藻赤潮暴发时间一般在每年的11月至翌年2月，这主要与广东沿海位于亚热带气候区，冬季常出现骤然升温的现象有关。据当地渔民反映，截至调查时间为止，球形棕囊藻赤潮已持续约两周时间。郭瑾等（2007）研究发现，球形棕囊藻细胞进入衰亡期的时间最快只有8d，最慢可以达到25d左右，本次赤潮的持续时间在此范围内。研究表明，温度是球形棕囊藻重要的生长限制因子之一（沈萍萍等，2000；郭瑾等，2007）。蒋汉明等（2005）发现，10～25℃等鞭金藻的生长随温度的上升明显加快。黄长江等（1999）也认为，厄尔尼诺现象引起的气温升高是导致棕囊藻赤潮暴发的主要原因。根据赤潮持续时间推算，本次球形棕囊藻赤潮的起始时间为11月中旬。如图4-11所示，广州市气温自11月中旬至下旬有一个急速升温的过程，周边城市和水域的温度变化应该有相近的趋势。因此，笔者认为水温急速升高是本次赤潮暴发的最主要原因。Medlin et al（1994）报道，球形棕囊藻易于在条件温和的热带水体中暴发，最适生长温度为16℃，忍受水温范围为-0.6～22℃。本次调查的水温变化范围为19.04～21.46℃，均值为19.99℃，略高于最适水温。我国广东东部海域1997年暴发球形棕囊藻赤潮时，海域的表层水温为18～24℃（陈菊芳等，1999），与笔者的结果较为接近。Jahnke and Baumann（1987）的研究也发现，球形棕囊藻在4～22℃时生长较好。
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与其他调查水域相比，珠江口球形棕囊藻赤潮的群体密度处于中等水平（表4-3），这与我们的调查时间处于赤潮发生的后期有关，而且调查站位空间跨度较大，无法做到连续性采样，对结果也有一定的影响。
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图4-11 广州市气温变化
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表4-3 与其他水域的比较
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结果显示，肉眼观察和镜检所反映的球形棕囊藻群体的空间分布是比较一致的。从空间分布上看，溶解氧浓度较高的三个站位蕉门、虎跳门和崖门均出现高密度的球形棕囊藻群体。PCA分析结果也显示，溶解氧与球形棕囊藻群体密度存在显著的正相关关系，这主要与球形棕囊藻群体光合作用过程中释放氧气有关（图4-12）。因此，蕉门的溶解氧数值最大，与镜检结果的高密度有关。陈菊芳等（1999）报道我国首次球形棕囊藻赤潮时的溶解氧范围为7.86～8.36 mg/L，本次调查的溶解氧变化范围为5.80～8.72 mg/L，略高于其最大值。
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图4-12 棕囊藻密度与环境因子关系分析
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调查期间浮游植物种群的种类丰富度和密度均呈现东四口门高于西四口门的趋势，主要有以下两点原因：①东四口门靠近广州、东莞等工业发达、人口密集的城市，生产和生活的污水、废水排放导致了东四口门水体的富营养化程度远高于西四口门，而营养盐是决定浮游植物空间分布的一个重要因素；②从本次赤潮发生来看，西四口门水域比东四口门严重，由于在营养、溶解氧等生存要素方面的竞争，浮游植物的种群密度势必会受到影响。此外，受此次球形棕囊藻赤潮影响较小的洪奇门和横门的浮游植物种类数和总密度均较高，受影响较大的虎跳门和崖门的种群密度最低。据广州海洋环境监测中心现场观察，11月30日，虎门水域球形棕囊藻群体密度较大。而当12月2日笔者赶至虎门水域时，赤潮几近结束，偶尔见零星球形棕囊藻群体，这可能与调查期间降雨天气有关。虎门水域的浮游植物种类数和密度均较低与之前赤潮现象较严重有关。
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以往的研究发现，棕囊藻赤潮期间的伴随种主要为大型硅藻（如中华盒形藻、笔尖形根管藻等）和成链硅藻（如拟菱形藻、海链藻等）（Hansen et al，1991；徐宁等，2003）。本次棕囊藻赤潮期间的优势种主要为链状的颗粒直链藻和骨条藻，此外个体较长的新月菱形藻在个别站位也形成较大优势，最高可达总密度的63.28%。Rahmel et al（1995）对德国East Frisian沿岸水域的调查发现，棕囊藻赤潮期间的优势种中存在骨条藻；Davidson and Marchant（1992）对南极沿岸水域的调查发现，新月菱形藻可在棕囊藻赤潮期间达到最大密度，这与本研究结果较为相近。
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第五章 珠江河口浮游动物
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第一节 河口浮游动物研究进展
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一、河口浮游动物特征
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河口是陆海相互作用的集中地带，物理、化学、生物和地质过程耦合多变，演变机制复杂，生态环境敏感脆弱。在河口生态系统中，浮游动物是一类重要生物类群，它是水生生物食物链的重要环节，其种类组成、数量的时空变化及其对浮游植物的摄食都对河口生态系统结构、功能运转，渔业资源和环境产生影响（杨宇峰等，2006）。
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由于径流和潮流的交汇作用，河口浮游动物既有淡水和海水种类，又有河口特有的半咸水种类，从而形成了一个复杂多变的生物群落，其种类组成在很大程度上取决于两股水流的强弱。径流增强，淡水种类随之增多；反之，潮流增强，海水种类就占优势。通常情况下，半咸水种类在河口浮游动物群落中占主要地位（郑重，1982）。
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近年来，国内外学者在河口浮游动物生态学领域开展了许多卓有成效的工作。研究领域除种类组成、丰度和时空分布，还涉及食物链、生产力、能量流动、物质循环等，为河口生态系统研究奠定了基础，也极大地促进了浮游动物生态学的发展。
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国外学者对不同类型河口的浮游动物群落进行了科学研究，取得了较为丰硕的研究成果。澳大利亚Swan河口和墨西哥Bahia Magdalena河口桡足类是浮游动物的主要优势种（Ricardo and Jaime，1996；Swadling and Bayly，1997）。南非的大部分河口永久性浮游动物的优势种是桡足类和糠虾，暂时性浮游动物中大部分种类是底栖无脊椎动物的幼体（Wooldridge，1999）。在美国Mount Hope湾和东北部的Peconic河口湾采样后分析发现，桡足类无节幼体是浮游动物的优势种类（Toner，1981；Turner，1982）。对法国吉伦特河口（Gironde estuary）浑浊度较大区域浮游动物群落结构长达18年的调查研究发现，桡足类为主要优势种，纺锤水蚤和糠虾在河口下游段达到较高密度（David et al，2005）。对法国塞纳河口（Seine estuary）的研究发现，这是一个中等潮汐的河口，影响该河口浮游动物水平分布的主要因素为盐度。海洋种Temora longicornis和藤壶幼虫（Barnacle larvae）分布在河口最外面，低盐区主要由近亲真宽水蚤（Eurytemora affinis）组成，中间的混合区域则是主要由近海种纺锤水蚤和近亲真宽水蚤组成。其中，近亲真宽水蚤全年丰度均较高，高峰出现在冬末春初，在初夏数量开始下降（Mouny and Dauvin，2002）。在Kaw河口，丰水期时浮游动物为淡水种，其中轮虫和枝角类占优势；枯水期阶段，浮游动物丰度达到较高水平，其中桡足类占优势（Hoai，2006）。在德国的Ems-Dollard河口，浮游动物种类数较少，主要由桡足类（Calanoid）组成。根据各个种类分布的盐度不同，调查水域种类组成分成三个部分：区域Ⅰ盐度小于20，主要由近亲真宽水蚤和汤氏纺锤水蚤（Acartia tonsa）组成；区域 Ⅱ盐度为20～28，双刺纺锤水蚤（Acartia bifilosa）为冬、春季的主要优势种；在区域 Ⅲ盐度大于28的水域，没有明显的优势种。此外，浮游动物物种组成相对百分比的季节变化显著，在区域Ⅰ，碎屑食性的近亲真宽水蚤是冬季绝对的优势种。夏季，在盐度大于10的水域，近亲真宽水蚤被汤氏纺锤水蚤取代。在区域Ⅱ，春、夏季双刺纺锤水蚤和汤氏纺锤水蚤的更替明显。在区域Ⅲ，优势种没有显著的更替，全年的丰度均较高。从区域Ⅰ到区域Ⅲ，物理因素的变化变小，或者说是环境的稳定性越来越高，这在浮游动物的多样性上也有所反映（Baretta，1977）。日本有明湾河口的低盐区（最大浑浊带附近）和高盐区分布着完全不同的浮游动物群落。在低盐区主要是由中华哲水蚤构成，该种能够以碎屑为食，四季均为该水域的优势种。在高盐区，种类组成比较复杂，主要优势种包括Oithona davisae, Acartia omorii，小拟哲水蚤（Paracalanus parvus）和Cala-nus sinicus（Islam et al，2005）。对圣劳伦斯河口（St.Lawrence estuary）的研究发现，在不同季节存在不同稳定的类群交互演替（分别是受潮汐影响的淡水、河口和广盐的海洋浮游动物群落），其空间分布是盐度和垂直分层共同作用的结果。也就是，除了绝对盐度，盐度变化对河口浮游动物的分布和种类多样性也起重要作用（Laprise and Dodson，1994）。在南非Kariega河口，桡足类为主要优势种，浮游动物生物量在夏季达到最大值，冬季最低（Froneman，2001）。对澳大利亚季节性封闭河口的调查发现，其浮游动物丰度在仲夏期间丰度达到峰值，主要优势种为桡足类，纤毛虫和轮虫次之（Daniel and Ian，1995）。在布里斯托海峡（Bristol channel）和塞汶河口（Severn estuary），浮游动物主要由桡足类组成，在7月丰度和生物量达到全年的最大值。根据多元分析，浮游动物可以分为四个不同的类群，分别是河口、近海、广盐海洋和狭盐海洋群落。其代表种分别是近亲真宽水蚤（盐度低于30），双刺纺锤水蚤（盐度27～33.5），钩胸刺水蚤（Centropages hamatus）（盐度31～35）和海哥兰哲水蚤（Calanus helgolandicus）（盐度大于33）。盐度是造成这些类群差异的主要因素（Collins and Williams，1981，1982）。
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国内河口区域大中型浮游动物的研究以长江口及邻近水域最为典型和全面（李自尚，2012）。1999-2000年的研究表明，长江口区鉴定出浮游动物87种、桡足类31种（郭沛涌等，2003）。由于调查海域面积不同，调查结果也必然存在差异。2006年夏季，长江口及其邻近海域有浮游动物322种（包括27类幼体）、桡足类102种，相关分析表明盐度是影响浮游动物群落的最重要因子（陈洪举等，2009）。对浮游动物生物量的变化趋势尚存在争议，王克等（2004）认为长江口1999年和2001年春季，浮游动物的生物量与20世纪50年代末期和80年代中期相同季节相比有明显增加，这可能反映长江口海区浮游动物的变化趋势。其他有关浮游动物与环境因子关系的研究结果，阐明影响长江口浮游动物主要的环境因子为盐度、温度和叶绿素（Gao et al，2008；朱延忠等，2011）。更多学者对长江口及其内河段南北支水域浮游动物生态学进行较详细的研究，尤其是关于箭虫、浮游端足类、十足类莹虾和中华假磷虾对全球气候变暖的响应研究（李云等，2009；周进等，2009；Ma et al，2009；Gao et al，2011），为长江口浮游动物对气候变化的响应研究打下基础，具有重要科学意义。
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另外，关于黄河口、九龙江口等重要河口的浮游动物也做了大量研究。马静（2012）开展了黄河口的调查研究，共发现浮游动物52种，其优势种多为桡足类，如小拟哲水蚤、中华哲水蚤和双刺纺锤水蚤，浮游动物的多样性指数在混合水域表现较高。郑重等鉴定了九龙江口浮游动物达150多种，其中甲壳动物85种，约占56.7%，其中，桡足类52种，枝角类11种，糠虾7种；水母类58种，约占38.7%（郑重和陈柏云，1982）。九龙江口浮游动物种类数表现为夏季最多，秋季次之，冬季最少，夏、秋季的浮游动物种类为暖水性种类，特别是高盐高温种类（黄加祺，1983）。陈剑分析比较了夏季闽江口和椒江口浮游动物群落结构和数量特征，发现在夏季，闽江口水域浮游动物种类数（37种）要小于椒江口（43种）；椒江口浮游动物平均丰度达到281.17个/m3，远大于闽江口渔场的平均丰度（110.19个/m3）；暖温种中华哲水蚤成为椒江口绝对优势种，平均丰度达到121.19个/m3，闽江口最大优势种为体形较小的肥胖三角溞（Evadneter gestina），丰度仅为45.63个/m3（陈剑，2015）。
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二、珠江河口的特征
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珠江口是中国三大河口之一，地处亚热带，是咸淡水交汇的海域，珠江口受珠江径流、广东沿岸流和外海水的综合影响，生态环境独特、生物组成多样化。
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对于珠江河口外水域浮游动物的研究，已有不少报道。李开枝等（2005）根据2002年4月至2003年6月珠江口10个航次的调查资料，分析了丰水期（4-9月）和枯水期（10月至翌年3月）浮游动物的种类组成、优势种、群落结构、丰度和生物量的时空变化。经鉴定共有终生浮游动物71种和阶段性浮游幼虫7个类群。刺尾纺锤水蚤（Acartia spinicauda）是丰水期和枯水期皆出现的优势种。调查区的浮游动物可划分为河口类群、近岸类群、广布外海类群和广温广盐类群。丰水期浮游动物的平均丰度（1131个/m3）高于枯水期（700个/m3），枯水期浮游动物的平均生物量（382 mg/m3）高于丰水期（203 mg/m3），浮游动物的丰度和生物量呈明显的斑块状分布。盐度是影响浮游动物种类、丰度和生物量分布的主要因素。方宏达等（2009）根据2005年4月至2006年9月珠江口4个航次19个站位的调查资料，分析了春季、夏季和秋季初期浮游动物的种类组成、优势种和个体数量等的时空变化。经鉴定共发现终生浮游动物226种和阶段性浮游幼体5个类群。优势种中，除了刺尾纺锤水蚤、强额拟哲水蚤（Paracalanus crassirostris）和中华异水蚤等过去常见的优势种外，还出现枝角类和被囊类的种类；夜光虫（Noctiluca scintillans）则是春季的第一优势种。调查海区的浮游动物可划分为河口类群、近岸类群、大洋类群和广温广盐类群。2006年浮游动物的平均个体数量高于2005年，春季的平均个体数量高于同年夏季或秋季初期，空间分布则无明显规律。
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第二节 珠江河口浮游动物不同水文期变化特征
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一、采样时间、地点及研究方法
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（一）采样时间及采样点布设
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于2006年丰水期、平水期，2007年枯水期在珠江八个入海口门（虎门、蕉门、洪奇门、横门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门、崖门）分别布设1个采样点进行浮游动物的采样调查。
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（二）研究方法
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浮游动物采集参照《淡水浮游生物研究方法》（章宗涉和黄祥飞，1995），小型浮游动物定性样品用25号浮游生物网在水面按∞形移动拖取3～5 min；定量样品于每个采样点用采水器采集表层水样1 L，现场加入福尔马林溶液固定（4%体积比）。大型甲壳类浮游动物定性样品用13号浮游生物网，由底至表垂直拖拽得到；定量样品采用HQM 1型有机玻璃采水器，取表层（离水面0.5 m）和底层（离水底0.5 m）水样各5L混合后用25号浮游生物网过滤，并用5%的甲醛溶液固定，带回实验室镜检。生物量的测定是把同一长度水平的个体放在已称至恒重的编号薄玻片上，并用滤纸将称重标本吸到没有水痕的程度，迅速在电子天平上先称其湿重；然后将它们放入烘箱（约60℃）中烘干24 h，放入干燥器中自然冷却至室温，最后在电子天平上称其干重。一般称重约30个，体长较小则要称重100个以上。
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浮游动物的优势度（Y）和生物多样性指数（香农威纳指数Shannon-Wiener index, H'）、均匀度指数（J'）采用以下计算公式：
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Y=f/N
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式中，n为第i种的丰度；f是该种在各站位中出现的频率；N为浮游动物总丰度（徐兆礼等，1995）。
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式中，S为种数；n为第i种的个体数；N为总个体数（Shannon and Weaver，1963）。
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J'=H'/log2 S
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式中，H'为生物多样性指数；S为种数（Pielou，1966）。
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二、群落结构分析
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（一）浮游动物种类组成
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调查期间共鉴定浮游动物94种，浮游幼虫10类。甲壳动物占绝对优势，共鉴定49种，占总种数的52.13%，其中桡足类35种，占总种数的37.23%；其次为轮虫类，共鉴定28种，占总种数的29.79%。此外，原生动物6种，被囊动物和糠虾类各2种，多毛类、螺类、水母类和异足类各1种，还有3种未知种类。
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在3个水文期采样调查中均出现的浮游动物有16种，它们是中华异水蚤、短角异剑水蚤（Apocyclops royi）、指状许水蚤、火腿许水蚤（Schmackeria poplesia）、球状许水蚤（Schmackeria forbesi）、中华哲水蚤（Sinocalanus sinensis）、中华咸水剑水蚤（Halicyclops sinensis）、前节晶囊轮虫（Asplanchna priodonta）、萼花臂尾轮虫（Brachionus calyciflorus）、剪形臂尾轮虫（Brachionus forficula）、柯氏象鼻溞（Bosmina coregoni）、长额象鼻溞（Bosmina longirostris）等。
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（二）浮游动物优势种
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不同水文期调查浮游动物的优势种，根据每个种的优势度值来确定（郭沛涌等，2003），优势度值大于0.02的种类为3次调查的优势种（表5-1）。
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表5-1 不同水文期珠江口浮游动物优势种
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表5-1 不同水文期珠江口浮游动物优势种（续）-1
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由表5-1可见，各水文期浮游动物优势种大多为桡足类，而且多为河口特有的半咸水种（中国科学院动物研究所甲壳动物研究组，1979），如中华异水蚤、指状许水蚤、中华窄腹剑水蚤等。但在种类组成上，丰水期轮虫类和枝角类也比较丰富，在珠江口浮游动物组成上占有较大比例。
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（三）浮游动物种类丰富度的时空分布
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如表5-2所示，从采样时间看，三个水文期珠江口浮游动物种类丰富度的变化范围为55～63种，总值为94种。以平水期浮游动物种类最为丰富，其次为丰水期，枯水期种类最少。
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在空间分布上，整个调查期间浮游动物种类丰富度的最大值出现在蕉门，为57种，其次是洪奇门和鸡啼门，分别为55种和53种，最低值出现在磨刀门（40种）。
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不同水文期浮游动物的3种主要类别种数分布如表5-3所示。平水期各采样点桡足类种类普遍较丰富，枯水期各采样点枝角类种类数较低。
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表5-2 三次采样珠江口浮游动物种类丰富度
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表5-3 不同水文期主要浮游动物的种数分布
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（四）浮游动物密度的时空分布
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如图5-1所示，调查期间珠江口浮游动物种群密度的变化范围为96.78×103～199.78×103个/m3，均值为163.13×103个/m3。种群密度最高值出现在枯水期，最低为丰水期。
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图5-1 不同水文期各采样点浮游动物的种群密度
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在空间分布上，整个调查期间浮游动物种群密度的最大值出现在鸡啼门，为154.45×103个/m3，其次是虎门，为81.49×103个/m3，最低值出现在横门，只有11.84×103个/m3。丰水期时浮游动物种群密度的最大值出现在虎门，为28.01×103个/m3，最低值出现在洪奇门，只有2.29×103个/m3。平水期浮游动物种群密度的最大值出现在鸡啼门，为50.08×103个/m3，最低值出现在横门，只有2.81×103个/m3。枯水期浮游动物种群密度的最大值出现在鸡啼门，为94.60×103个/m3，最低值出现在崖门，只有1.43×103个/m3。
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（五）浮游动物生物量
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调查期间珠江口浮游动物生物量的变化范围为0.1004～0.4985 mg/L，均值为0.3643 mg/L。生物量最高值出现在枯水期，最低为平水期。
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在空间分布上，整个调查期间浮游动物生物量最大值出现在崖门，为0.2773 mg/L，最低值出现在洪奇门，只有0.0295 mg/L。丰水期时浮游动物生物量的最大值出现在磨刀门，为0.1329 mg/L，最低值出现在洪奇门，只有0.0100 mg/L；平水期浮游动物生物量的最大值出现在崖门，为0.0326 mg/L，最低值出现在磨刀门，只有0.0063 mg/L；枯水期浮游动物生物量的最大值出现在崖门，为0.1328 mg/L，最低值出现在洪奇门，只有0.0120 mg/L。
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（六）浮游动物物种多样性
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采用Shannon-Wiener多样性指数（H'）和均匀度指数（J'）分别对珠江口3个水文期采样调查的生物多样性指数和均匀度指数进行了计算，结果如表5-4所示。
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表5-4 珠江口浮游动物生物多样性指数和均匀度指数
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从表5-4可见，调查期间，珠江口平水期浮游动物的多样性指数高于丰水期和枯水期。
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（七）浮游动物生态类群
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参见第一章第五节浮游动物4个生态类群相关内容。
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调查水域浮游动物虽4种生态类群共存，但以河口类群居主导地位。淡水种类也有一定的优势，常在内河口受径流冲击较大的区域形成优势。
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三、珠江河口浮游动物不同水文期变化特征结论
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调查期间共鉴定浮游动物94种，甲壳动物占绝对优势，占总种数的52.13%，其中桡足类35种，占总种数的37.23%。而郭沛涌等（2003）对长江口的调查结果记录了浮游动物87种，在所有浮游动物中桡足类31种，占总种数的35.63%。尹健强等（2004）对三亚湾的调查结果记录了浮游动物118种，桡足类占总种数的42.64%。姜胜等（2002）对柘林湾的调查结果记录了60多种，桡足类占总种数的66.25%。因此，相比国内其他河口海湾而言，珠江口的浮游动物种类多样性处于一个中等水平。种类构成与其他河口海湾相似，桡足类在所有浮游动物中占有优势。
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各水文期浮游动物优势种大多为桡足类，以河口特有的半咸水种为主。而且从3个不同水文期的采样调查来看，珠江口浮游动物呈现各水文期优势种更替较大的特点。这与李开枝等（2005）在2002-2003年对珠江口海域进行的调查结果相似。丰水期珠江口各采样点浮游动物中占绝对优势的基本为中华异水蚤，而在平水期和枯水期珠江口浮游动物中指状许水蚤大量出现，中华异水蚤数量相对降低，个别采样点如鸡啼门平水期的优势种为中华窄腹剑水蚤，洪奇门和横门在枯水期的绝对优势种均为萼花臂尾轮虫。
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珠江口3个不同水文期采样的调查结果表明，珠江八大入海口门丰水期的浮游动物密度都处于较低水平，平水期的浮游动物密度均处于较高水平，枯水期除虎门、蕉门和崖门浮游动物密度降低之外，洪奇门至虎跳门浮游动物的密度又有所提高。这与尹健强等（2004）和姜胜等（2002）的研究结果不同（从丰水期到枯水期密度下降）。根据亚热带海域浮游动物丰度周年变动的一般规律，浮游动物的夏季低谷是春末夏初对饵料浮游植物的过度消耗，引起夏季饵料供应不足所致（Pan and Rao，1997；Dippner，1998）。而大多采样点枯水期的浮游动物密度提高，是由于在枯水期这些采样点萼花臂尾轮虫等轮虫类的大量聚集所致。分析原因可能为在此期间该处水域受到较大污染。据研究，臂尾轮虫属常存在于富营养水体，而异尾轮虫属则几乎是纯寡营养性；萼花臂尾轮虫的生态耐性较强，能适应不同的污染度而生存。枯水期洪奇门至虎跳门萼花臂尾轮虫数量激增，其他臂尾轮虫的数量也较多，反映出这几个口门的水环境在该时期污染严重，水体富营养化水平较高。
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调查发现珠江口丰水期和枯水期浮游动物的生物量相当，约为平水期的四倍，这与各种类在不同季节出现密切相关。珠江口浮游动物几大类出现的数量和生物量高峰不尽相同：丰水期大型桡足类占绝对优势，尤其是中华异水蚤的大量出现使珠江口的浮游动物生物量处于一个高峰；平水期虽然物种多样性较高，但群落构成以小型桡足类为主，而且各类幼体的较多出现使平水期珠江口浮游动物生物量处于一个低谷；枯水期出现的轮虫种类多且数量大，形成一个生物量高峰。生物量的高峰则与此时期个体较大的萼花臂尾轮虫数量激增有关。珠江口不同的采样点生物量的变化也大相径庭，这与水域环境的不同有很大关系。其中蕉门、磨刀门、鸡啼门、虎跳门和崖门的生物量处于一个较高水平，原因可能是蕉门陆源物纳污较多，水体有机质丰富，适宜多种浮游动物生活，故而物种多样性也处于较高水平。后四个采样点的较高生物量是由于其位于珠江口西四口门，由此入海的珠江径流量较大，带来了丰富的供浮游动物生长的饵料之故。
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一般情况下，自然界的生物群落往往由较多个体数的个别种类和较少个体数的多样种类组成。但在污染环境下群落中生物种类减少，耐污性种类个体数增多。因此，在受污染的环境中，群落的多样性少，而重复性高。根据多样性指数1～2为中等污染，2～3为轻污染，大于3为未污染的标准来判定（沈韫芬等，1990），丰水期和枯水期珠江口浮游动物多样性指数在2～3，只有平水期多样性指数＞3，总体来说该水域为轻污染。从各个采样点来讲，只有蕉门在三个水文期的多样性指数均大于3，表明此采样点在调查期间水域环境保护较好，水体未受较大污染，而其他7个采样点在不同水文期水体都有不同程度的污染。
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第三节 珠江河口桡足类的季节特征
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一、珠江河口桡足类季节特征的研究方法
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（一）采样时间及站位布设
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于2007年5月（春季）、8月（夏季）、11月（秋季）及2008年2月（冬季）进行了浮游动物的采样调查。站位布设参考本章第二节。
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（二）样本采集及处理方法
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参考本章第二节。
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（三）数据收集及分析方法
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季节更替率（R）的计算公式为：
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R=m/M
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式中，m为两个季节间不相同的物种数；M为两个季节总物种数。
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二、珠江河口桡足类分布特征、优势种及影响因素分析
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（一）分布特征
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1.种类组成与季节更替
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调查期间共鉴定浮游桡足类38种，隶属3目10科23属。春季25种，夏季28种，秋季23种，冬季21种。浮游桡足类从春季到夏季更替率为56.76%，从夏季到秋季的更替率为24.14%，从秋季到冬季的更替率为8.70%，从冬季到春季的更替率为60.61%。
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2.丰度的季节变化
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春季浮游桡足类丰度最高，从图5-2A可见，八口门平均丰度达到79.06个/L。在虎门出现一个浮游桡足类的高密集区，丰度达到305.96个/L。其中，中华窄腹剑水蚤个体密度高达203.31个/L，占桡足类总丰度的66.45%。鸡啼门也出现一个浮游桡足类的密集区，丰度达到163.67个/L。蕉门、洪奇门和横门浮游桡足类的丰度都处于较低水平，最低值出现在横门，丰度只有7.22个/L。春季浮游桡足类主要以中华窄腹剑水蚤和指状许水蚤为主。
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夏季，在虎门和鸡啼门有两个明显的浮游桡足类高密集区出现，如图5-2B所示。夏季浮游桡足类在八口门的平面分布与春季相似，除了蕉门浮游桡足类丰度较低（7.41个/L），其他5个口门丰度均在20.82～64.53个/L范围内波动。常见种为中华异水蚤、指状许水蚤、广布中剑水蚤、短角异剑水蚤和中华窄腹剑水蚤等种类。
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秋季浮游桡足类丰度低，无明显的密集区出现，丰度的相对高值位于磨刀门和鸡啼门，分别为33.51个/L和33.81个/L。在磨刀门，中华异水蚤和指状许水蚤等种类对浮游桡足类总丰度做出了较大贡献，在鸡啼门中华窄腹剑水蚤为主要种类。从图5-2C可以看出，珠江口的东四口门从虎门到横门浮游桡足类丰度逐渐降低，在横门达到最低值，丰度只有1.28个/L，而西四口门浮游桡足类的丰度相对较高，磨刀门和鸡啼门的丰度水平相近，虎跳门和崖门浮游桡足类的丰度水平相近。
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由图5-2D可见，冬季八大口门浮游桡足类平面分布和秋季基本一致。浮游桡足类的最高丰度出现在鸡啼门，其值为28.39个/L，在横门出现一个低丰度区，丰度值只有1.47个/L。常见种为中华异水蚤、指状许水蚤及中华窄腹剑水蚤等种类。
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图5-2 四季各站位浮游桡足类的种群丰度
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3.浮游桡足类种类数、多样性与平均丰度的季节变化关系
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如图5-3所示，珠江八大入海口门浮游桡足类四季种类数以夏季最高（28种），春、秋季次之，分别为25种和23种，冬季最低只有21种。四季多样性指数值以夏季最高（2.89），冬季次之。浮游桡足类的平均丰度季节分布趋势与种类及多样性分布大不相同，春季最高（79.06个/L），从春季至冬季平均丰度逐渐降低，冬季浮游桡足类的平均丰度只有14.62个/L。
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图5-3 浮游桡足类种类数、多样性与平均丰度季节变化
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（二）优势种分析
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1.优势种的季节变化
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为明确珠江八大入海口门浮游桡足类的优势种类，将优势度不低于0.02的种类定为优势种。对各季节浮游桡足类的优势种进行分析（表5-5）。结果表明，四个季节共有7个种类成为优势种，其中春季优势种为中华异水蚤、垂饰异足水蚤、中华窄腹剑水蚤、指状许水蚤；夏季优势种出现的种类最多，包括中华异水蚤、中华窄腹剑水蚤、指状许水蚤、短角异剑水蚤、广布中剑水蚤及短尾温剑水蚤6个种类；秋季优势种类相对较少，只有中华异水蚤、中华窄腹剑水蚤、指状许水蚤、短角异剑水蚤4个种类；冬季出现的优势种为中华异水蚤、中华窄腹剑水蚤、指状许水蚤、短角异剑水蚤和广布中剑水蚤。
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表5-5 浮游桡足类优势种的优势度
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2.优势种生态特征的季节变化
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由表5-6可见，珠江八大入海口各个季节的优势种类在该季节均有较高出现率，出现率在75.0%～100%范围。其中，中华异水蚤和指状许水蚤作为最常见的浮游桡足种类在四个季节普遍出现，平均丰度值在3.31～14.87个/L。春季，中华窄腹剑水蚤有较高的聚集强度，平均丰度达到35.26个/L，对该季节浮游桡足类总平均丰度的贡献最大（占春季浮游桡足类总平均丰度百分比为21.17%）。夏季，指状许水蚤占有较大优势，平均丰度值为14.87个/L，中华窄腹剑水蚤次之。秋季，该季节没有非常明显的优势种类，只有中华异水蚤和指状许水蚤丰度较高，平均值分别为5.82个/L和4.30个/L。冬季和秋季的情况相似，种类数相对于春、夏两季较少，优势种群不突出，也无明显聚集现象。
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表5-6 浮游桡足类优势种的平均丰度、总平均丰度百分比和出现率
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（三）环境因子对浮游桡足类的影响
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为研究珠江八大入海口门不同环境因子对浮游桡足类分布的影响，将浮游桡足类丰度与水温、pH、盐度、磷酸盐、总磷、总氮、高锰酸盐指数、硅酸盐、叶绿素a等水环境监测指标及浮游植物密度进行相关性分析，结果见表5-7。
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表5-7 浮游桡足类与环境因子的相关分析
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表5-7 浮游桡足类与环境因子的相关分析（续）-1
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通过相关性分析，发现春、夏、秋、冬四个季节里对浮游桡足类的分布影响显著的环境因子存在一定差异。春季，高锰酸盐指数（CODMn）与浮游桡足类丰度呈极显著的正相关关系（P＜0.01）；夏季，溶解氧与浮游桡足类丰度呈显著的正相关关系（P＜0.05）；秋季，浮游桡足类分布和硅酸盐呈显著的负相关关系（P＜0.05）；冬季则没有对浮游桡足类分布影响显著的环境因子。
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三、水环境因子对浮游桡足类生态特征的影响探讨
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（一）珠江八大入海口水环境因子对浮游桡足类的影响
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春季，对珠江八大入海口门浮游桡足类分布影响极为显著的环境因子为高锰酸盐指数（CODMn）。高锰酸盐指数常被作为水体受还原性有机和无机物质污染程度的综合指标，能够指示水体受污染的程度。珠江八大入海口，以虎门尤为显著，由于口门周边陆域排放有机污染物质过多，导致水体有机污染严重，中华窄腹剑水蚤等较为耐污的浮游桡足类的数量激增，致使浮游桡足类的总丰度较高。
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夏季，在珠江八大入海口门水域，对浮游桡足类的分布影响显著的环境因子为溶解氧。因为本研究水域属于亚热带，夏季水温处于较高水平，八口门平均水温达到28.6℃，水温高则氧含量低，使得溶解氧含量成为影响浮游动物生态分布的重要环境因素。据纪焕红等（2006）的研究结果，长江口的浮游动物分布与溶解氧也呈明显相关性。与本研究结果较为一致。
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秋季，对浮游桡足类的分布影响显著的环境因子为硅酸盐，它们之间的相关性是通过浮游藻类的间接作用实现的。营养盐硅决定浮游植物生长的生理特征和其集群结构的改变过程，浮游植物又会通过水生食物链对浮游动物产生影响，所以硅酸盐必然影响浮游桡足类的生态分布。
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冬季，从相关性分析结果来看，没有对浮游桡足类分布影响显著的环境因子。这可能是由于冬季本研究水域的水环境条件较为稳定，没有影响浮游桡足类生态分布的限制因子。
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（二）浮游桡足类生态特征及与外海水域的比较
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1.种数特征
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本研究共发现浮游桡足类38种，隶属10科23属。据李开枝等（2007）的研究表明，靠近珠江河口以及伶仃洋海域的浮游桡足类有65种，隶属16科26属。两相比较，种类数相差较大，这与研究水域的不同有很大关系，本调查点分布在珠江八大入海口，四季的平均盐度值为2.92，盐度在0.01～12.2范围内波动，基本属于淡水控制区。而李开枝等的研究水域平均盐度变化为27.6～31.9（又可细分为淡水控制区、咸淡水混合区、外海水控制区），与本研究水域在沿外海方向盐度成梯度增加。
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盐度是影响浮游桡足类分布的重要因素，不仅影响浮游动物的生长、发育和繁殖，而且也影响种类和数量的时空分布（杨东方，2008）。本研究水域的浮游桡足类种类数要远小于李开枝等的研究结果，印证了郑重等（1986）的关于河口浮游动物种类数随着盐度的降低，逆江河方向有逐渐减少的趋势，反之，愈接近海洋、盐度愈高，种数也愈多的研究结论。本研究显示春季浮游桡足类25种，夏季28种，秋季23种，冬季21种。分析可能由于本调查水域四季基本被淡水控制，温度和盐度等环境相对稳定，所以四季种类数相差不大。
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2.种类组成特征
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本调查水域浮游桡足类四季优势种为中华异水蚤、指状许水蚤、中华窄腹剑水蚤等种类，基本属于淡水种和典型的河口种。由于受珠江径流的影响减弱，枯水期（秋季和冬季）调查水域的盐度有所升高，但升高的幅度不大，虽有些半咸水种或沿岸种进入内河口，但未形成优势种群。在李开枝等的研究中，随着盐度的增加，淡水控制区（盐度小于25）的优势种主要由刺尾纺锤水蚤和火腿伪镖水蚤（Pseudodiaptomus poplesia）等河口种组成；咸淡水混合区（盐度大于25且小于30）的优势种主要由亚强次真哲水蚤（Subeucalanus subcrassus）、小拟哲水蚤和锥形宽水蚤（Temora turbinata）等沿岸种组成；外海水控制区（盐度大于30）为典型的外海种精致真刺水蚤（Euchaeta concmna）占优势。在本调查中，盐度对调查水域浮游桡足类种类组成的影响与国外其他河口（Mouny and Dauvin，2002）的研究结果较为一致，并与李开枝等的研究结果相互印证。
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3.丰度特征
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本研究水域浮游桡足类的四季平均丰度为41.83个/L。由李开枝等（2007）的研究结果可知，其调查水域桡足类的年平均丰度为118个/m3，其中咸淡水混合区（165个/m3）＞淡水控制区（129个/m3）＞外海水控制区（62个/m3）。珠江八大入海口浮游桡足类的丰度要远大于李开枝等的研究海域，与淡水浮游桡足类的丰度值水平相当（李共国和虞左明，2002），说明本研究水域具有典型的淡水生态系统特征，这一结果可能与本研究水域的营养盐丰富，环境相对稳定，为一些典型河口种的生长繁殖提供了充足的饵料有关。
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近年来，珠江口沿岸经济发展迅速，围海造田、无序采沙、人工排污、人工养殖，越来越多的人为活动正在破坏珠江口水环境，以至于珠江口水域已成为严重污染区。
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第四节 珠江河口黄茅海河口区浮游动物群落特征
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一、珠江河口黄茅海河口区浮游动物研究方法
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（一）采样时间及站位布设
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于2006年11月及2007年2月、5月、8月在黄茅海河口区（113°00'～113°12'E、21°52'～22°13'N）即虎跳门水道和崖门水道各布设1个站位，进行了一周年四个航次浮游动物的采样调查。
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（二）样本采集及处理方法
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浮游动物样品的采集及处理方法参考本章第二节。
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在浮游动物样品采集的同时，现场测量环境指标。采样点位置采用eTrex Venture GPS定位，水质指标pH、温度、电导率、溶解氧等使用多参数水质监测仪现场测量。
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（三）数据收集及分析方法
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Jaccard相似性系数（K jaccard）计算公式为：
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K jaccard=c/（a+b-c）
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式中，K jaccard值为种相似度，a为样本A的物种数，b为样本B的物种数，c为样本A和B共有物种种数（张镱锂和张雪梅，1998）。
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二、浮游动物群落结构分析
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（一）环境影响因子的变化
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影响浮游动物分布的因素很多，如温度、盐度、径流、潮流等因子与浮游动物分布的特征关系密切。现将主要的水体理化指标及叶绿素a和浮游植物丰度的监测结果列于表5-8。
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表5-8 两个口门4个航次的理化指标
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对水体理化指标及叶绿素a和浮游植物丰度的监测结果进行双样本T检验发现，各指标在两口门间差异均不显著（各指标P值均大于0.05）。
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以上分析可知，由于两口门位置相距较近，生境状况比较相似，两口门的水体理化因子和浮游植物的群落组成没有太大的差异。
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（二）浮游动物的物种组成
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调查期间共鉴定黄茅海河口浮游动物50种，桡足类最多，有24种；其次为轮虫类，为12种；枝角类和原生动物分别为5种；多毛类、异足类、糠虾类和螺类各1种。此外，还有桡足类幼虫以及未知种类2种。其中，虎跳门共检出38种，桡足类和轮虫类各占39.47%和26.32%；崖门共检出36种，桡足类和轮虫类各占50%和25%。
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由两口门的种相似性系数（K jaccard=0.57）可知，虎跳门和崖门的浮游动物群落种类组成有所差异，种相似性程度不高。
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在调查过程中发现，中华异水蚤在两个口门的四个航次中均有出现，而中华窄腹剑水蚤、指状许水蚤和短角异剑水蚤等种类及桡足类幼体在两口门也有较大的出现频率。
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（三）优势种
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调查各口门浮游动物的优势种，根据每个种的优势度值来确定，优势度值不低于0.02的种类为两口门四次调查的优势种（表5-9）。
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表5-9 四个航次黄茅海河口浮游动物优势种
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按照优势度不低于0.02来确定优势种。由表5-9可见，在同期采样中，2007年5月和8月，虎跳门和崖门出现的优势类群都为桡足类幼体；在2006年11月和2007年2月，虎跳门和崖门出现的优势种类有所差异。
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总体而言，黄茅海河口区浮游动物优势种主要是桡足类的中华异水蚤和指状许水蚤。桡足类幼体在两口门的四个航次中均为优势类群，在个别航次中优势度较大，说明虎跳门和崖门的浮游动物尤其是桡足类在四季均有繁殖。
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（四）浮游动物密度、生物量及生物多样性指数的分析
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图5-4显示了虎跳门和崖门一周年四个航次浮游动物的密度、生物量和生物多样性指数的具体分布。虽然虎跳门和崖门浮游动物的周年平均密度没有显著性差异，但在采样期四个航次出现的浮游动物密度的变化趋势不同。这可能是由于两口门在不同采样时期水环境因子的细微差异引起的。虎跳门从2006年11月到2007年8月浮游动物密度呈逐渐上升的趋势，在2007年8月浮游动物的密度达到最大值（133.77×103个/m3）；崖门浮游动物密度的变化趋势先是经历了一个降低的过程，在2007年2月，浮游动物密度降到最低谷（1.43×103个/m3），而后又在2007年5月升到最高峰（172.12×103个/m3），在2007年8月，浮游动物的密度略有下降。
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图5-4 两个口门四个航次浮游动物的密度、生物量和多样性指数的分析
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虎跳门和崖门在采样四个航次出现的浮游动物生物量大小的变化趋势很相似，都经历了先升后降再升这样一个变化过程，但虎跳门和崖门生物量最大值出现的航次不同。虎跳门生物量最大值出现在2007年2月（0.0767 mg/L），最小值出现在2006年11月，生物量仅为0.0081 mg/L；崖门浮游动物生物量最大值出现在2007年8月（0.1352 mg/L），最小值出现在2006年11月，生物量为0.0326 mg/L。
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虎跳门和崖门在采样四个航次出现的浮游动物多样性指数的变化也呈现相似的趋势。两口门的浮游动物多样性指数在四个航次均经历了先升后降再升这样一个变化过程，虎跳门和崖门多样性指数最大值均出现在2007年2月（H'值分别为3.592和3.007），最小值均出现在2007年5月（H'值分别为1.563和1.601）。
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（五）与环境因子的关系
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对两口门浮游动物的密度、生物量及多样性指数等指标与水体理化因子进行相关性分析，相关系数列于表5-10。可以看出，在虎跳门，浮游动物密度与浊度、叶绿素a含量在一定程度上具有相关性，生物多样性指数与溶解氧、总磷和总氮较为相关；在崖门，生物多样性指数与总磷在一定程度上具有相关性。
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表5-10 相关系数列表
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三、浮游动物群落特征结论
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虎跳门和崖门作为黄茅海与珠江水系及潭江水系沟通的水道口门，汇集了潭江的全部径流和西江的部分径流。本研究通过对虎跳门和崖门浮游动物的生态学研究发现，在调查周期内，虎跳门和崖门浮游动物密度、生物量及多样性指数值差异均不显著，群落相似性较大。虽然两口门的水动力条件不同，但两口门间各水文特征指标及水体理化因子却不存在显著性差异，反映了研究水域水动力条件对水环境因子及浮游生物的影响较小。通过对环境因子的分析，可以看出黄茅海水域浮游动物分布与浮游植物密度、水温和溶解氧等的密切关系。
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第六章 珠江河口大型底栖动物
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第一节 国内外研究进展
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一、国内外研究概况
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河口大型底栖动物形成的庞大复杂的群落体现了河口生态系统的许多特征，具有重要的生态学功能，如群落的稳定性及对环境扰动的反应等。许木启等（2002）认为底栖动物种类多、数量大，并因理化环境与食物等生态因子和营养类型的差异而占据不同的生态位，发挥着不同的生态功能作用，直接或间接地影响其他较低等和较高等生物类群的分布和丰度。大型底栖动物是河口生态系统食物链的重要环节（Masero et al，1999），通过底栖动物的营养关系，水层沉降的有机碎屑得以充分的利用，促进了营养物质的分解，在河口食物网的能量流动和物质循环中起着重要的作用（Rhoads and Young，1970；Day et al，1989）。大型底栖动物也可以通过滤食或将污染物结合在体表来降低水体和沉积物中污染物的浓度（Bayne et al，1985）。底栖动物的潜穴、爬行、觅食、避敌等活动都能改变沉积物结构（Dahanayakar and Wij eyaratne，2006），甚至可以使层理变形或断裂以致移位（袁兴中和何文珊，1999），底栖生物的生物扰动作用和底质再沉降已是底栖生态学和沉积动力学研究的主要内容（李新正等，2010）。例如，Ford et al（1999）发现幽灵虾Neocallichirus limosus和Biffarius arenosus以及心形海胆（Echinocardium cordatum）的掘穴行为对底水界面溶解物质的转移起着重要作用。此外，大型底栖动物由于迁移能力有限，容易受各种环境条件的影响。敏感种和耐污种因此常被称为“水下哨兵”，能长期监测有机污染物慢性排放（刘建康，1999），可以根据其群落特征的变化了解周围环境的动态变化。这一特性被广泛地运用于河口和近岸海域的环境监测研究中（Ponti and Abbiati，2004；Munari and Mistri，2008）。
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与国外对底栖生物的研究相比，我国起步较晚。20世纪20年代，我国的海洋科技工作者曾先后对北戴河、烟台、青岛、厦门、中国香港和海南等沿海潮间带进行调查，发表一些调查报告及研究论文。1957年，我国第一艘海洋科学考察船“金星号”服役，揭开了我国海洋底栖生物研究的大幕。自该船服役以来，先后参加1958-1959年中国近海海洋普查和1959-1962年南海北部湾海洋综合调查，获得了大量的生物标本和水文数据。进入20世纪70年代，我国对东海大陆架进行了全面、综合的调查，积累了大量的多学科基本资料；1980-1985年，我国在全国开展了海岸带和滩涂综合资源调查；1989-1993年，开展了全国海岛资源调查；1997-2000年，开展了大陆架专项调查。此外，我国于1980-1982年以及1985-1987年分别与美国合作，对长江和黄河的河口三角洲及邻近海域进行联合调查。2005年，我国启动了近海海洋综合评价调查（908专项）。近年来，“东、黄海生态系统动力学与生物资源可持续利用”“中国近海水母暴发的关键过程、机理及生态环境效应”与“中国近海海洋综合调查与评价”等有关黄、东海的国家重点基础研究发展计划项目均将大型底栖生物生态学调查列为重要内容，旨在探索底栖生物生态学变化机理，进而全面深入研究我国近海海洋生态系统和环境变化的机制。另外，由我国自主研发的大型海洋科学考察船“大洋1号”和“科学号”的运行，标志着大型底栖生物研究由浅海走向大洋，深海底栖生物研究由此揭开了新的篇章。
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二、主要研究内容
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我国大型底栖生物的研究从沿海潮间带开始，主要研究内容涉及潮间带动物区系、底栖动物种类组成及分布（古丽亚诺娃等，1958；张玺等，1963；刘瑞玉和徐凤山，1963）。20世纪70年代至今，潮间带、河口和近海大型底栖生物的种群和群落生态学研究在我国广泛开展，不同海域大型底栖动物的分布、生境划分及动物区系研究较为详细，海洋科技工作者基本掌握我国近海大型底栖生物种类、分布和资源利用状况。在渤海，吴耀泉和张宝琳（1990）对经济无脊椎动物的生态特点进行研究，孙道元和刘银诚（1991）分析了渤海底栖生物种类组成和数量分布，于子山和张志南（2001）则对渤海大型底栖动物次级生产力进行了研究，韩洁和张于（2001，2003，2004）分别对渤海大型底栖生物现存量的数量特征、物种多样性以及群落结构进行了综合的研究。近年来，Zhou et al（2007）、刘录三等（2008）、王瑜等（2010）、冯剑丰等（2012）对渤海和渤海周边的河口及港湾的底栖生物群落结构及其与环境因子间的相互关系进行研究，为渤海生态环境监测和生物多样性研究提供了大量的基础资料。
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珠江口是我国近海海洋经济社会活动和海洋科学研究的重要海域。近年来，一些学者对珠江口大型底栖动物群落生态特征研究较多（彭松耀等，2010；张敬怀，2014）。这些研究内容多集中在群落特征、时空分布、群落结构、群落与环境、次级生产力、功能摄食类群、河口环境评价等方面，但是缺乏在连续性时空尺度上对底栖动物进行生态学研究。近年来，珠江口受人类胁迫较大，大型底栖动物作为河口生态系统的重要环节，其时空上的演变过程是对海洋环境长期变化的动态响应，且与珠江口渔业资源及生态环境有着直接或间接的联系。因而，综合分析珠江口底栖动物的群落特征及其与环境之间的相互关系，阐明珠江口大型底栖动物群落时空上的演变机理尤为必要。
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国外底栖动物的研究始于动物分类学，著名的分类学家林奈对多种底栖动物进行描述。1872年英国“挑战者”号进行环球调查，通过4年环球航行，该船获得大量的海洋底栖生物标本，让人们对海洋底栖生物有了直观的了解。此后，欧美各国相继展开大规模的海洋科学考察研究。与此同时，一批以海洋生物为研究对象的科研院所逐步建立，其中以英国的普利茅斯大学海洋研究所、美国伍兹霍尔海洋研究所较著名，它们的成立积极推动了海洋底栖生物研究的发展。
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三、生物多样性指数及其延伸研究
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第七章 珠江河口重金属污染及其对渔业资源的影响
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第一节 珠江河口重金属污染检测与评价方法
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一、水体重金属含量检测与评价方法
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水样参照《海洋监测规范第2部分：数据处理与分析质量控制》（GB 17378.2-2007）于每个站位采集水面0.5 m以下的水样，装入预先浸泡硝酸清洗干净的1000 mL聚乙烯塑料瓶，加入2 mL浓硝酸摇匀固定样品，带回实验室，按照《海洋监测规范第4部分：海水分析》（GB 17378.4-2007）的方法处理，分别采用原子吸收分光光度法测定Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr浓度和用原子荧光法测定As、Hg浓度。
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为防止和控制渔业水域水质污染，保证水生生物正常生长、繁殖和水产品的质量，《渔业水质标准》（GB 11607-1989）对水体重金属含量进行了规定。标准中各金属元素的标准限值分别为：Cu≤0.01 mg/L, Zn≤0.1 mg/L, Cr≤0.1 mg/L, Ni≤0.05 mg/L, Pb≤0.05 mg/L, Cd≤0.005 mg/L, Hg≤0.0005 mg/L, As≤0.05 mg/L。以超标倍数评价各金属指标的污染情况；超标倍数以（C-S）/S计算，C为介质中i元素的测定值，S为i元素的标准值。
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二、沉积物重金属检测与评价方法
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沉积物样品用1/16 m2改良彼得森采集器于每个站位采集2次，样品的保存、处理、分析均按照《海洋监测规范第4部分：海水分析》（GB 17378.4-2007）和《海洋监测规范第5部分：沉积物分析》（GB 17378.5-2007）所规定的要求和分析方法进行，分别采用原子吸收分光光度法测定Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr含量和用原子荧光法测定As、Hg含量。
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《海洋沉积物质量》（GB 18668-2002）对沉积物中重金属含量进行了规定，以防止和控制海洋沉积物污染，保护海洋生物资源（表7-1）。参照该标准的第一类标准限值，以超标倍数评价各金属指标的污染情况，超标倍数计算方法参考水体重金属含量超标倍数计算方法。
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珠江口重金属污染调查研究始于20世纪80年代（郑建禄等，1984），主要集中在珠江口伶仃洋以外的海域，且主要以沉积物重金属污染生态研究为主（何清溪等，1988；邱礼生，1989；刘芳文等，2002；彭晓彤等，2003；刘芳文等，2003），只有少部分关于珠江口鱼类、底栖贝类重金属含量调查（陆超华等，1990；方展强，2003；王艳等，2005；张敬怀和欧强，2005）。事实上，珠江流域产生的重金属随河流迁移至河口区，对河口生物及生态系统也产生了长期的潜在危害，从而使珠江流域及珠江口重金属污染得到广泛的关注。
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表7-1 每千克干重样品中重金属规定限值
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三、生物样品检测与评价方法
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从当地渔船购买、收集足量的鱼类、虾类等装入封口袋后带回实验室按照《海洋监测规范第6部分：生物体分析》（GB 17378.6-2007）规定的方法处理，采用原子吸收分光光度法和原子荧光法测定Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr、As、Hg含量。
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《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》（NY 5073-2006）对水生生物样品中重金属含量限值进行了相关规定。每千克湿重样品中各元素的限量分别为：Cu≤50 mg, Pb≤0.5 mg（鱼类、甲壳类），Cd≤0.1 mg（鱼类）或≤0.5 mg（甲壳类），As≤0.1 mg（鱼类）或≤0.5 mg（其他动物性水产品），甲基汞≤0.5 mg（所有水产品，不包括食肉鱼类）。各种类金属元素的超标倍数计算方法参考水体重金属含量超标倍数计算方法。
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此外，国内外对食品中重金属的健康风险评估采用健康风险评价模型（危害商数，hazardous quotient, HQ）进行评价。其计算公式为：
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式中，C为每千克湿重样品中每种金属元素的实测平均含量，单位为mg；IR为摄取速率，单位为kg/d，广东普通人群人均对水产品的摄入量为0.033 kg/d，渔民为0.079 kg/d；ED为暴露持续时间，单位为年，成年人以30年计，儿童以70年计；EF
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为暴露频率，单位为d/a，以365 d/a计；BW为评价对象体重，单位为kg，成人以60 kg计，儿童以30 kg计；AT为平均暴露时间，单位为年，以平均寿命70年计；RfD为各金属元素的口服参考剂量（reference dose）。
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根据美国国家环境保护局（U.S.environmental protection agency, USEPA）发布的暴露参数手册中数据，各金属元素的口服参考剂量RfD分别为：Cu 0.04 mg/（kg·d）、Zn 0.3 mg/（kg·d）、Cr 0.003 mg/（kg·d）、Ni 0.011 mg/（kg·d）、Pb 0.004 mg/（kg·d）、Cd 0.001 mg/（kg·d）、Hg 0.0003 mg/（kg·d）、As 0.0003 mg/（kg·d）。将所有重金属元素的HQ加和为THQ，如果THQ小于1，说明食用相应水产品发生重金属毒害而造成等效死亡的终生危险度低；反之，相关暴露人群就会有健康风险。
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第二节 珠江河口重金属污染状况
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一、水体重金属含量、分布及污染特征
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（一）水体重金属污染年际变化特征
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2006-2010年的5年间，珠江八大入海口的年际水体各重金属浓度均值变化及其与渔业水质标准的比较结果如图7-1所示。各金属浓度变化如下：
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铜含量年度均值变化范围为0.0055～0.0142 mg/L，呈逐年上升的趋势，且在2007年、2009年和2010年超出渔业水质标准限值，最大超标情况出现在2009年，超出标准限值0.42倍。
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铅含量年际均值变化范围为0.023～0.040 mg/L，2006-2010年呈先升后降的趋势，但整体均未超标。
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锌含量年际均值变化范围为0.006～0.022 mg/L，呈逐年下降的趋势，且整体均未超标。
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镉含量年际均值变化范围为0.0002～0.0116 mg/L，年际变化波动较大，趋势不明显，2007年、2009年珠江口水体镉含量超标，最大超标出现在2009年，超标倍数为1.32倍。
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镍含量年际均值变化范围为0.010～0.044 mg/L，呈逐年上升趋势，但整体均未超标。
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铬含量年际均值变化范围为0.002～0.106 mg/L，年际变化波动较大，大致呈先升高后下降的趋势，最高值出现在2009年，且超标0.06倍。
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汞含量年际均值变化范围为0.00005～0.00056 mg/L，汞含量除2007年最高，并超标0.12倍外，其余年份差异不大，且均在标准限值以下。
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砷[1]含量年际均值变化范围为0.002～0.007 mg/L，5年变化趋势不明显，且均远低于标准限值。
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图7-1 珠江口表层水体重金属污染年际变化趋势
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（二）水体重金属污染季节变化特征
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于2008年2月（冬季）、5月（春季）、8月（夏季）和11月（秋季）对珠江八大入海口表层水体重金属含量进行了监测，各月重金属含量均值及其与相应标准限值比较如图7-2所示。各金属浓度变化如下：
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铜含量各季节均值变化范围为0.008～0.037 mg/L。夏、秋季含量不超标，冬、春季含量超标，最大超标2.7倍，出现在冬季。各季节含量依次为：冬季＞春季＞秋季＞夏季。
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铅含量各季节均值变化范围为0.006～0.341 mg/L，夏、秋季节含量未超标，冬、春季含量超标，最大超标5.82倍，出现在冬季。各季节含量依次为：冬季＞春季＞夏季＞秋季。
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锌含量各季节均值变化范围为0.020～0.052 mg/L，各季节含量均未超标。各季节含量依次为：冬季＞春季＞秋季＞夏季。
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图7-2 珠江口水体重金属含量季节分布
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镉含量各季节均值变化范围为0.006～0.029 mg/L，除夏季外，其余季节均超标，最大超标4.8倍，出现在冬季。各季节含量依次为：冬季＞春季＞秋季＞夏季。
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镍含量各季节均值变化范围为0.011～0.098 mg/L，夏、秋季节含量未超标，冬、春季节含量超标，最大超标0.96倍，出现在冬季。各季节含量依次为：冬季＞春季＞秋季＞夏季。
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铬含量各季节均值变化范围为0.04～0.71 mg/L，夏、秋季节含量未超标，冬、春季节含量超标，最大超标6.1倍，出现在冬季。各季节含量依次为：冬季＞春季＞秋季＞夏季。
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汞含量各季节均值变化范围为0.00005～0.00024 mg/L，各季节含量未超标，且各季节含量秋、冬季大于夏、春季。
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砷含量各季节均值变化范围为0.002～0.004 mg/L，各季节含量未超标，且各季节含量差别不明显。
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（三）水体重金属空间变化特征
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对2008年2月、5月、8月和11月对珠江八大入海口表层水体重金属含量的结果进行分析，各站位重金属含量均值及其与相应标准限值比较如图7-3所示。各金属浓度变化如下：
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各站位铜含量均值变化范围为0.010～0.025 mg/L，均超渔业水质标准限值，最大超标1.5倍，出现在鸡啼门。各站位铜含量均值由大到小依次为：鸡啼门＞虎门＞蕉门＞虎跳门＞洪奇门＞横门＞崖门＞磨刀门。
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各站位铅含量均值变化范围为0.030～0.227 mg/L。除横门和洪奇门外，其余6站位均超渔业水质标准限值，最大超标3.54倍，出现在虎门。各站位铅含量均值由大到小依次为：虎门＞鸡啼门＞蕉门＞虎跳门＞磨刀门＞崖门＞洪奇门＞横门。
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各站位锌含量均值变化范围为0.023～0.045 mg/L。各站位锌含量均值均未超标，其含量均值由大到小依次为：蕉门＞虎门＞虎跳门＞鸡啼门＞洪奇门＞崖门＞横门＞磨刀门。
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各站位镉含量均值变化范围为0.004～0.025 mg/L。除横门外，其余7站位均超渔业水质标准限值，最大超标4倍，出现在崖门。各站位镉含量均值由大到小依次为：崖门＞虎门＞鸡啼门＞虎跳门＞蕉门＞磨刀门＞洪奇门＞横门。
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各站位镍含量均值变化范围为0.018～0.138 mg/L。虎门、蕉门、鸡啼门和虎跳门站位已超标，最大超标1.76倍，出现在鸡啼门。各站位镍含量均值由大到小依次为：鸡啼门＞虎门＞虎跳门＞蕉门＞崖门＞磨刀门＞洪奇门＞横门。
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各站位铬含量均值变化范围为0.033～0.509 mg/L。除洪奇门和横门外，其余站位均超标，最大超标4.09倍，出现在虎门。各站位铬含量均值由大到小依次为：虎门＞鸡啼门＞虎跳门＞蕉门＞磨刀门＞崖门＞洪奇门＞横门。
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各站位汞含量均值变化范围为0.00009～0.00023 mg/L，各站位含量均值均未超标，其含量均值由大到小依次为：崖门＞蕉门＞虎门＞虎跳门＞鸡啼门＞磨刀门＞洪奇门＞横门。
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各站位砷含量均值变化范围为0.0023～0.0033 mg/L，各站位含量均值均未超标，其含量均值由大到小依次为：磨刀门＞鸡啼门＞虎门＞洪奇门＞蕉门＞虎跳门＞横门＞崖门。
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图7-3 2008年珠江各入海口表层水体不同重金属含量空间分布
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二、沉积物重金属含量及风险评价
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（一）沉积物重金属污染年际变化特征
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2006-2010年5年间，珠江八大入海口年均表层沉积物各重金属浓度均值变化及其与海洋沉积物质量一类标准相应值的比较如图7-4所示。每千克干重样品中各金属含量情况如下：
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铜含量年度均值变化范围为64.7～93.4 mg，超海洋沉积物质量标准一类限值，最大超标1.67倍，出现在2006年，2007-2010年则保持相对稳定的含量。
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铅含量年际均值变化范围为51.8～125.8 mg，2006-2009年期间铅含量较平稳，但均已超标，最大超标1.10倍，出现在2009年，其后铅含量下降至一类标准限值以下。
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锌含量年际均值变化范围为143～511 mg，除2006年略低于一类标准限值，其余年份均超标，最大超标2.41倍，出现在2009年，其他年份变化趋势不明显。
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镉含量年际均值变化范围为1.96～7.11 mg，均超一类标准限值，为超标最为严重的金属种类，最大超标13.2倍，出现在2008年。镉含量均值在2006-2009年间变化波动不大，但2010年含量下降了70%左右。
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镍含量年际均值变化范围为62.2～77.4 mg，由于无相应海洋沉积物质量标准进行比较，故无法分析其超标情况。整体而言，珠江口表层沉积物镍含量在2006-2010年间变化趋势不明显。
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铬含量年际均值变化范围为90.6～195.0 mg，均超出一类标准限值，且2006-2010年间年际变化波动较大，大致呈先升高后下降的趋势，最高值出现在2008年，超标1.44倍。
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汞含量年际均值变化范围为0.17～0.33 mg，汞含量除2009年外，其余年份均超标，最大超标0.65倍，出现在2007年，其余年份差异不大。
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砷含量年际均值变化范围为12.4～40.8 mg，5年期间砷含量基本呈下降趋势，在2006-2009年含量超一类标准限值，最大超标1.04倍，出现在2008年，2010年砷含量低于一类标准限值。
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图7-4 珠江口表层沉积物重金属年际变化趋势
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（二）沉积物重金属空间变化特征
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对2008年8月珠江八大入海口表层沉积物重金属含量的结果进行分析，各站位重金属含量均值及其与相应标准限值比较如图7-5所示。每千克干重样品中各金属浓度变化如下：
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各站位铜含量变化范围为38.3～87.2 mg，以鸡啼门最高，虎门最低。各站位铜含量由大到小依次为：鸡啼门＞崖门＞横门＞洪奇门＞蕉门＞虎跳门＞磨刀门＞虎门。
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各站位铅含量变化范围为71.7～160.7 mg，以横门含量最高，崖门含量最低。各站位铅含量由大到小依次为：横门＞虎门＞洪奇门＞鸡啼门＞虎跳门＞磨刀门＞蕉门＞崖门。
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各站位锌含量变化范围为137～446 mg，以洪奇门含量最高，崖门含量最低。各站位锌含量由大到小依次为：洪奇门＞横门＞磨刀门＞虎门＞鸡啼门＞蕉门＞虎跳门＞崖门。
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图7-5 2008年珠江口表层沉积物各金属含量空间分布柱状
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各站位镉含量变化范围为5.33～9.14 mg，以横门含量最高，崖门含量最低。各站位镉含量由大到小依次为：横门＞磨刀门＞虎跳门＞鸡啼门＞洪奇门＞虎门＞蕉门＞崖门。
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各站位镍含量变化范围为52.3～71.0 mg，以蕉门含量最高，崖门含量最低。各站位镍含量均值由大到小依次为：蕉门＞鸡啼门＞横门＞虎门＞洪奇门＞磨刀门＞虎跳门＞崖门。
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各站位铬含量变化范围为88～237 mg，以虎跳门含量最高，崖门含量最低。各站位铬含量由大到小依次为：虎跳门＞洪奇门＞横门＞蕉门＞鸡啼门＞虎门＞磨刀门＞崖门。
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各站位汞含量变化范围为0.155～0.314 mg，以横门含量最高，崖门含量最低。各站位汞含量由大到小依次为：横门＞磨刀门＞虎门＞洪奇门＞虎跳门＞鸡啼门＞蕉门＞崖门。
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各站位砷含量变化范围为27.0～69.1 mg，以横门含量最高，崖门含量最低。各站位砷含量由大到小依次为：横门＞洪奇门＞虎门＞鸡啼门＞磨刀门＞蕉门＞虎跳门＞崖门。
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沉积物各金属元素超标情况见表7-2。从站位的角度看，横门的超标情况最严重，Pb、Cd、Hg和As的最大超标情况均出现在横门；此外，鸡啼门的Cu超标最严重，洪奇门以Zn超标最严重，而虎跳门的Cr超标最严重。从超标率看，Cu、Pb、Cd、Cr和As超标率均达到100%，其他元素超标率由高到低依次为Zn（87.5%）＞Hg（75%），Ni无相应标准限值。超标倍数最大的元素为Cd，高达17.3倍，其他元素由高到低依次为As（2.46）、Zn（1.97）、Cr（1.96）、Pb（1.68）、Cu（1.49）、Hg（0.57）。
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表7-2 2008年珠江八大入海口表层沉积物重金属超标情况
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综合上述各种金属元素的超标情况可见，2008年珠江八大入海口沉积物中重金属的污染情况颇为严重，尤其以横门最严重。表层沉积物中重金属污染一方面可能直接影响底栖或底内生物的生长存活，另一方面河口处于径流和潮汐活跃结合带，其频繁的水体交换易使得沉积物中重金属元素解吸，重新溶出，将对其他水生生物资源构成危害。因此，在加强对珠江八大入海口及邻近水域水体重金属污染长期监测的同时，也应保持一定频率监测表层沉积物中重金属污染状况，从根本上保证水生生物环境的健康，从而维持渔业资源的可持续健康发展。
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三、主要渔业经济种类重金属累积及风险评估
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（一）不同经济种类重金属残留年际变化特征
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1.鱼类重金属残留年际变化
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珠江口监测鱼类种类包括鲬、鲻、七丝鲚、黄鳍鲷、海鲈、广东鲂、鲤、鲮、赤眼鳟、鳗、中华海鲇、鰕虎鱼、棘头梅童鱼、花鰶等种类，每年检测样本数10～25不等。2006-2010年，每年检测鱼类重金属残留情况见图7-6。珠江口鱼类每千克湿重肌肉样品中各金属含量均值变化如下：
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铜含量年度均值变化范围为0.29～0.72 mg，远低于水产品中有毒有害物质限量（50 mg）。其中，鱼类肌肉中铜含量在2009年均值显著高于其他年份，达0.72 mg，而其他年份均值在0.29～0.38 mg。
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铅含量年际均值变化范围为0.20～2.32 mg。鱼类肌肉中铅含量在2009年最高，其次是2006-2008年，含量均值范围在0.55～0.58 mg，这三年差异不显著，而2010年含量最低，为0.20 mg，显著低于其他年份（P＜0.05）。除2010年外，其余年份鱼类铅含量均值均大于水产品中有毒有害物质限量（0.5 mg），最大超标情况出现在2009年，平均超标3.64倍。
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锌含量年际均值变化范围为4.94～8.44 mg，各年含量均值以2009年最高，达8.44 mg，2010年含量最低，为4.94 mg，2006-2008年期间鱼类肌肉锌含量均值差异不显著（P＞0.05）。
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镉含量年际均值变化范围为0.09～0.51 mg。鱼类肌肉中镉含量在2009年最高，均值达0.51 mg，显著高于其他年份，其次为2010年，达0.38 mg，而2006-2008年镉含量为0.09～0.17 mg，差异不显著。鱼类肌肉镉含量除2006年均值未超标外，其他年份均超水产品中有毒有害物质限量（0.1 mg），最大超标倍数为4.1倍，出现在2009年。
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鱼类肌肉中镍含量在2006-2009年年际均值变化范围为0.33～0.78 mg。其中，2006年最高，为0.78 mg，显著高于其他三年均值。
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鱼类肌肉中铬含量年际均值变化范围为0.38～5.73 mg。其中，2008年含量均值最高，达5.73 mg，其次为2007年和2009年，分别为3.97 mg和2.89 mg，最低为2006年和2010年，分别为0.61 mg和0.38 mg。
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鱼类肌肉中汞含量年际均值变化范围为0.005～0.037 mg。汞含量在2006年最高，达0.037 mg，其他年份含量在0.005～0.010 mg，差异不显著。
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鱼类肌肉中砷含量年际均值变化范围为0.075～0.224 mg，且2006-2010年间砷含量均值差异不显著。
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图7-6 珠江口鱼类肌肉重金属残留年际变化
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2.虾类重金属残留年际变化
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珠江口监测虾类种类包括近缘新对虾、刀额新对虾、脊尾白虾、日本沼虾等种类，每年检测样本数为1～3个，主要是将每种种类的所有个体混合为一个样本进行检测分析。2006-2010年间每年所检测虾类每千克湿重样品中重金属残留均值情况如表7-3所示。
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其中，铜的含量范围为6.16～8.43 mg，未超标准限值。铅含量范围为0.15～2.19 mg，除2006年和2010年检测含量未超标准值以外，2007-2009年间虾类体内铅含量均超标，最大超标3.38倍，出现在2009年。锌含量范围在9.48～14.11 mg波动，但变化趋势不明显。镉含量在0.069～0.549 mg变动，从2006-2009年间呈现逐年升高，并在2009年达到最高值0.549 mg，超标0.1倍，而在2010年突然下降至0.069 mg。镍含量在0.39～1.10 mg变动，其中，2006年最高，达1.10 mg，其后几年变化不显著。铬含量在0.31～6.31 mg变动，呈先升高后降的趋势，并在2008年达到最高值，为6.31 mg，而2010年降至最低值。汞含量在0.0027～0.0150 mg变动，以2006年含量最高，达0.0150 mg，而2007-2010年含量变动较小。砷含量在0.031～0.387 mg变动，2007年、2009年和2010年高于2006年和2008年含量近1个数量级。
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表7-3 2006-2010年珠江口虾类每千克湿重样品中重金属残留均值
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3.贝类重金属残留年际变化
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珠江入海口监测贝类种类包括背角无齿蚌、文蛤、丽文蛤、河蚬等，每年检测样本数为1～4个，主要是将每种种类的所有个体混合为一个样本进行检测分析。2006年、2008年两年未采集到贝类样品，故仅统计2007年、2009年和2010年间贝类重金属残留均值情况，如表7-4所示。
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表7-4 2007年、2009年、2010年珠江口贝类每千克湿重样品中重金属残留均值统计表
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表7-4 2007年、2009年、2010年珠江口贝类每千克湿重样品中重金属残留均值统计表（续）-1
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其中，铜的含量范围为3.85～6.65 mg，未超标准限值。铅含量范围为0.29～3.22 mg，2007年和2009年超标准值，最大超标5.44倍，出现在2009年。锌含量范围在18.60～24.10 mg波动，但变化趋势不明显。镉含量在0.262～0.874 mg变动，2009年、2010年超标，并在2009年超标最大，超标0.75倍。镍含量在0.62～1.82 mg变动。铬含量在0.65～4.99 mg变动，2009年含量高于其他2年份5倍以上。汞含量在0.0047～0.0104 mg变动，但变化幅度不大。砷含量在0.175～1.344 mg变动，呈上升趋势。
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（二）主要渔业经济动物重金属残留食用风险评估
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以2008年珠江口经济动物种类重金属残留情况为例，评估珠江口经济动物种类食用风险情况。2008年珠江口经济鱼、虾类每千克湿重肌肉样品中不同重金属含量见表7-5。不同鱼类肌肉Cu含量在0.141～1.41 mg，均值为0.46 mg；而虾类均值高达8.43 mg。不同鱼类Zn含量在3.14～14.75 mg，均值为6.01 mg；而虾类均值为11.99 mg。不同鱼类Ni含量在0.15～0.60 mg，均值为0.33 mg；而虾类均值为0.39 mg。不同鱼类Cr含量在1.65～8.27 mg，均值为5.23 mg；而虾类均值为6.31 mg。不同鱼类Pb含量在0.04～0.63 mg，均值为0.36 mg；而虾类均值为0.35 mg。不同鱼类Cd含量在0.14～0.28 mg，均值为0.21 mg；而虾类均值为0.43 mg。不同鱼类Hg含量在0.0002～0.0154 mg，均值为0.0059 mg；而虾类均值为0.0033 mg。不同鱼类肌肉中As含量在0.0003～0.2329 mg，均值为0.0538 mg；而虾类均值为0.0314 mg。在有相应标准限值的元素中，Cu元素无种类超标，Pb的种类超标率为29%，Cd的种类超标率为100%，As的种类超标率为14%。
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表7-5 2008年8月珠江八大入海口采集生物每千克湿重肌肉样品中重金属含量
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表7-5 2008年8月珠江八大入海口采集生物每千克湿重肌肉样品中重金属含量（续）-1
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根据珠江口鱼、虾两大主要经济动物类群肌肉中各种重金属含量的均值，对不同类群人群的食用健康风险进行评估，其结果如图7-7所示。珠江口鱼、虾中累积的重金属被普通成人食用的总危害商数（THQ）均低于1，说明对于普通成人而言，食用珠江口鱼、虾造成等效死亡的终生危险度较低。但是，渔民和儿童食用珠江口鱼、虾类的THQ均高于1，危险系数高。主要原因是渔民对水产品的摄取速率（0.079 kg/d）高于普通人群（0.033 kg/d），而儿童终生暴露时间（以平均70年计）要高于成人（以平均30年计），这是渔民和儿童成为高受威胁人群的主要原因。如图7-8所示，在所分析的重金属元素中，Cr和Cd的风险分担率之和占总危害商数的85%以上。
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图7-7 珠江口鱼、虾类重金属富集对不同人群的食用风险
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图7-8 食用不同类群生物各重金属元素的风险分担率
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虽然在我国《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》（NY 5073-2006）中无Cr限值的规定，但在《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762-2017）中对Cr的规定限值是不高于每千克湿重样品2.0 mg，据该标准，93%的鱼类种类远超该标准值。因此，尤其要重视水产品中Cr和Cd这两种元素的影响及潜在危害的跟踪监测和研究。
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第三节 铜、镉对珠江河口鱼类早期阶段的毒性毒理影响
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一、重金属对鱼类早期资源的毒性和毒理研究方法
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（一）铜、镉对优势鱼类早期阶段的毒性效应
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利用定置漂流性鱼卵、仔鱼定量采集网于西江肇庆江段采集天然仔鱼，带回实验室驯化暂养24 h后，分别挑出2种优势鲤科鱼种赤眼鳟（Spualiobarbus curriculus）、鲴属一种（Xenocyprissp.）仔鱼和广东鲂（Megalobrama terminalis）幼鱼单独分于不同鱼缸充气驯养以备试验。将挑出的赤眼鳟和鲴投喂熟蛋黄粉（实验室自备，将购自超市的生态土鸡蛋煮熟，剥取蛋黄后用单层纱布包裹浸入养殖水中，轻轻揉捏两下，蛋黄粉逐渐分散）暂养2 d后作为仔鱼急性毒性的试验对象，而广东鲂前期投喂熟蛋黄粉，后期投喂鳗饲料（“大昌”牌，并根据鱼体大小研磨成适口小颗粒）驯养60 d后作为幼鱼急性毒性的试验对象。为避免投喂重金属超标的饵料对试验对象产生影响，饵料备用前都做了重金属残留的检测分析，确认符合相关标准要求方供使用。受试生物在试验前一天停止喂食，但仍保持充气，驯养期间受试生物的死亡率＜10%。急性毒性试验期间，两种仔鱼体长为（1.2±0.1）cm；幼鱼体长（3.7±0.2）cm，体重（1.05±0.10）g。
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急性毒性溶液使用分析纯药品CuSO4·5 H2O和CdCl2·2.5 H2O以去离子水配制贮备液，铜和镉的贮备液浓度（均为离子质量浓度）分别是5 g/L和50 g/L。试验时以预先经过曝气24 h的自来水配成所需的试验浓度。
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仔鱼试验容器为1 L烧杯，试验前经泡酸后用自来水冲洗干净使用，试验水体1 L。根据预试验结果对不同的试验对象设置不同试验梯度。对赤眼鳟，铜的试验梯度为0.01 mg/L、0.05 mg/L、0.10 mg/L、0.50 mg/L和1.0 mg/L；镉的试验梯度为0.5 mg/L、1.0 mg/L、2.0 mg/L、4.0 mg/L和8.0 mg/L。对鲴，铜的试验梯度为0.005 mg/L、0.01 mg/L、0.02 mg/L、0.04 mg/L和0.08 mg/L；镉的试验梯度为0.2 mg/L、0.4 mg/L、0.8 mg/L、1.6 mg/L和3.2 mg/L。经曝气的自来水为对照组。各试验组和对照组分别设三个平行。各梯度组溶液配置好后，利用自制的小型水生动物捕获简易装置收集受试生物到烧杯中以备快速分配到各试验容器中，其中每个烧杯放入约40尾游泳活跃的个体。试验期间，水温为（25.0±0.5）℃，pH为7.50±0.30，水质硬度为（60.0±2.0）mg/L（以CaCO3计）。试验期间不扰动。每隔6 h挑出死亡个体，统计死亡个体数。考虑到仔鱼空腹试验时间过长产生的试验误差，只观察记录48 h，分别统计24 h和48 h后的死亡率。在试验开始及结束时利用原子吸收光谱仪（北京瑞利WFX 120A）分别检测试验水体的相应金属浓度。
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幼鱼试验容器为5 L烧杯，试验水体为4 L。根据预试验结果，铜对广东鲂幼鱼的试验浓度梯度设为0.02 mg/L、0.08 mg/L、0.32 mg/L、1.28 mg/L和5.12 mg/L；镉的试验浓度梯度设为0.5 mg/L、2.0 mg/L、8.0 mg/L、32.0 mg/L和128.0 mg/L。经曝气的自来水为对照组。各试验组和对照组分别设三个平行。各梯度组溶液配置好后，用捞网捞取大小规格一致的幼鱼个体20尾放入各试验容器中。试验期间，水温为（26.0±0.5）℃，pH为7.50±0.30，水质硬度为（63.5±2.0）mg/L（以CaCO3计）。试验期间不扰动，为避免死亡个体影响水质，试验第一天每隔3 h观察记录并捞出死亡个体，统计死亡个体数，第二天后每隔6 h观察记录并捞出死亡个体。连续观察记录96 h，分别统计24 h、48 h、72 h和96 h后的死亡率。在试验开始及结束分别检测试验水体的相应金属浓度。
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试验结束后金属对受试生物的LC 50及95%置信区间参照文献（曾艳艺和黄小平，2011）计算。根据试验对象的敏感性不同，由仔鱼试验推导的安全浓度依据文献（周永欣和章宗涉，1989；周立红等，1994）的经验公式：计算；由幼鱼试验推导的安全浓度则依据常规方法，以受试动物的96 h LC 50浓度乘以应用系数0.1计算（刘大胜等，2010）。
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（二）广东鲂幼鱼对铜、镉胁迫的氧化应激响应
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广东鲂成鱼生活在水体中下层，喜栖息于江河底质多淤泥或石砾的缓流处，以水生植物及软体动物为食。自然种群的成鱼在每年的3-4月产卵，仔、幼鱼以浮游生物为食，人工养殖幼鱼可以人工饲料等为食。本次试验广东鲂幼鱼购自广州市吉鲳水产鱼苗繁殖基地，以曝气2 d以上的自来水在实验室内暂养以供试验。鱼苗平均体长（2.5±0.2）cm，体重（0.35±0.07）g。在室内自然光照下暂养，水体pH7.6～7.8，水温26～28℃，硬度126～138 mg/L（以CaCO3计），溶解氧7.20～7.85 mg/L。暂养条件下鱼苗自然死亡率＜2%，试验前一天停止喂食。
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使用分析纯药品CuSO4·5 H2O、CdCl2·2.5 H2O分别以去离子水配制浓度为1 g/L（均为离子质量浓度）的铜、镉贮备液浓度，试验时以预先经过曝气48 h的自来水配成所需的试验浓度。
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以48 h致半数广东鲂死亡的暴露浓度（48 hLC 50）为1个毒性单位，以计量单位TU表示。根据等毒性法设置低、中、高三个浓度效应组的铜、镉单一亚急性毒性及联合毒性胁迫广东鲂幼鱼试验，其中联合毒性以1:1毒性单位配比法设置。预先对该批广东鲂幼鱼进行单一铜、镉48 h急性毒性试验，得出铜的48 hLC 50及其95%置信区间为0.8（0.6～1.0）mg/L，镉的48 hLC 50及其95%置信区间为1.4（1.2～1.7）mg/L。《渔业水质标准》（GB 11607-1989）中相应浓度限值（铜为0.01 mg/L，镉为0.005 mg/L），由于该标准是基于多种水生标准测试生物毒性结果制定的安全浓度值，理论上其毒性单位数为1%LC 50，可认为这两个浓度值对广东鲂的毒性单位数均为0.01 TU，由此确定低铜、镉浓度组；中、高暴露浓度组则根据对广东鲂48 hLC 50的1/30和1/9设置；铜、镉的联合胁迫组以铜、镉各贡献一半毒性单位数的配比方式分别设置低、中、高效应浓度值，故低、中、高暴露浓度分别为0.01 TU、0.03 TU和0.11 TU，各组浓度的配制如表7-6所示。
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表7-6 广东鲂幼鱼暴露浓度（TU）设置及试验始末铜、镉浓度
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由于鱼样品氧化应激指标的测定可能受检测过程中的处理温度和指标分析时限影响较大，因此在试验中分预试验和正式试验进行。预试验的目的是为了确定样品的组内个体差异值范围，分别在玻璃缸中仅以所设的三个中浓度组，试验组2、5和8（表7-6）配制体积为20L的水体，每个浓度的缸里放入30尾试验鱼，静置试验。分别在试验第一、第四和第七天从每个缸里取5尾鱼，每尾鱼分别进行蛋白质（Pr）含量，超氧化物歧化酶（superoxide dismutase, SOD）和过氧化氢酶（catalase, CAT）活性，总抗氧化能力（total antioxidant capacity, T-AOC），谷胱甘肽（glutathione, GSH）和丙二醛（malondialdehyde, MDA）含量等氧化应激指标分析。结果确定了每组样品所测指标的个体之间的差异＜10%（n=5）。
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正式试验时，在水体体积为10 L的玻璃养殖系统中进行。每个试验组放入10尾广东鲂幼鱼，静置试验。试验期间不投饵、不充气，自然光照，水体理化指标保持与暂养条件相同。正式试验开始后，分别在第一、第四、第七和第十四天分别从各处理组中取出2尾鱼，用超纯水冲洗后吸干，将样品存放于-20℃超低温冰箱，并在2 h内匀浆，匀浆样品4℃保存以待各氧化应激指标分析，其中，CAT、GSH和T-AOC在4 h内分析完毕，SOD和MDA在6 h内分析完毕。此外，在试验初始及试验结束时分别从各处理组取上层水样，以石墨炉原子吸收分光光度法测定其中铜、镉浓度。根据《渔业水质标准》（GB 11607-1989）规定的方法利用Agilent AA DUO原子吸收光谱仪测定。
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取样时，全鱼样品去鳍后（每尾质量约0.3 g）放入小烧杯，以质量体积比约为1:9的比例先加入0.86%冰冷生理盐水2/3，用洁净小剪迅速将鱼体剪碎成小组织块，将剪碎的组织与生理盐水混合液倒入玻璃匀浆器，再加入余下的1/3生理盐水润洗小烧杯将组织液全量转移至玻璃匀浆器，在冰上研磨5～8 min使组织匀浆化，制成10%左右的匀浆液。将制好的匀浆转移至洁净离心管，在4℃、3000 r/min离心10 min，弃沉淀留上清液保存在4℃，以待进行以下各氧化应激指标测定。
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Pr含量，T-AOC、SOD、CAT活性及GSH、MDA含量是利用购自南京建成生物工程研究所的试剂盒，结合紫外可见分光光度计测定。其中，Pr测定采用考马斯亮蓝法，用小牛血清蛋白做标准曲线；采用黄嘌呤氧化酶法测定SOD活力，每毫克蛋白在1 mL反应液中SOD抑制率达50%时所对应的SOD量，为1个SOD活力单位；采用H 2 O2分解法测CAT，每毫克蛋白中CAT每秒钟分解吸光度为0.50～0.55的底物中的H 2 O2相对量，为一个CAT活力单位；T-AOC采用Fe3+还原法测定，37℃时，每分钟每毫克组织蛋白使反应体系的吸光度值增加0.01时为一个T-AOC单位；采用二硫代二硝基苯甲酸法测定GSH含量，以Pr计，单位为mg/g；采用硫代巴比妥酸法（TBA）测定丙二醛（MDA）含量，以Pr计，其单位为nmol/mg。各指标的测定步骤参照南京建成生物公司的试剂盒说明书。
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利用单因素方差分析（ANOVA）和Duncan多重比较不同暴露时间各响应指标之间的均值差异；经K-S检验确定各变量服从正态分布后，利用Excel软件对铜、镉胁迫下广东鲂幼鱼氧化应激效应进行毒性单位与效应关系分析并作图；采用相关分析判别广东鲂幼鱼各响应指标之间的相关性。除特别注明外，统计分析均在SPSS16.0 for Windows下进行。
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二、铜、镉对优势鱼类早期阶段的毒性效应及其潜在生态风险
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（一）急性毒性效应
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赤眼鳟仔鱼在铜、镉不同浓度下暴露24 h、48 h的死亡率如图7-9所示。在铜浓度低于0.50 mg/L或镉浓度低于4.0 mg/L时，赤眼鳟仔鱼的死亡率随着铜、镉浓度的增加而增加，且铜、镉对赤眼鳟的毒性效应随着暴露时间的延长而增强。
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鲴仔鱼在铜、镉不同浓度下暴露24 h、48 h的死亡率如图7-10所示。在铜浓度低于0.08 mg/L或镉浓度低于3.2 mg/L时，鲴的死亡率随着铜、镉浓度的增加而增加，且铜、镉对鲴的毒性效应亦随着暴露时间的延长而增强。
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图7-9 赤眼鳟仔鱼在铜、镉不同浓度暴露24 h、48 h后的死亡率
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图7-10 鲴仔鱼在铜、镉不同浓度暴露24 h、48 h后的死亡率
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广东鲂幼鱼在铜、镉不同浓度下暴露24 h、48 h、72 h和96 h的死亡率如图7-11所示。在铜浓度低于1.28 mg/L或镉浓度低于8.0 mg/L时，广东鲂的死亡率随着铜、镉浓度的增加而增加，与赤眼鳟和鲴仔鱼相似，铜、镉对广东鲂幼鱼的毒性效应亦随着暴露时间的延长而增强。
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铜、镉对珠江天然赤眼鳟和鲴仔鱼以及广东鲂幼鱼的LC 50及其95%置信区间范围、安全浓度如表7-7和表7-8所示。铜对受试的3种天然鱼类早期发育阶段的半致死浓度比镉的低一个数量级以上，表明铜对这3种天然仔鱼和幼鱼的毒性强于镉。随着暴露时间的延长，尤其是对幼鱼的试验结果可见，其LC 50变化趋势减小。由LC 50计算得出铜对以上3种受试鱼的安全浓度分别为0.006 mg/L、0.010 mg/L、0.010 mg/L，而镉的安全浓度分别为0.163 mg/L、0.077 mg/L、0.320 mg/L，显然镉的安全浓度在不同种类及发育阶段的变异系数大于铜。
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表7-7 铜对珠江天然仔鱼、幼鱼的LC 50及安全浓度
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表7-7 铜对珠江天然仔鱼、幼鱼的LC 50及安全浓度（续）-1
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图7-11 广东鲂幼鱼在铜和镉不同浓度下暴露24 h、48 h、72 h和96 h后的死亡率
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表7-8 镉对珠江天然仔鱼、幼鱼的LC 50及安全浓度
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表7-8 镉对珠江天然仔鱼、幼鱼的LC 50及安全浓度（续）-1
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（二）潜在生态风险分析
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重金属对鱼类早期发育阶段的毒性效应受到多种因素的影响，包括鱼类种类、发育生长阶段等生物自身因素，以及温度、水质硬度、pH、溶解氧、溶解有机质等环境因素。本研究结果表明，相同环境条件下，同一发育阶段的仔、幼鱼群体对铜和镉的毒性均随着暴露时间的延长而增强。这与以往对其他水生试验生物的研究结果一致（Bambang et al，1994；Kousar et al，2012）。但在一定浓度范围内，随着暴露时间的延长，其毒性增加趋势减小，可能与受试生物对毒性物质产生耐受性有关。
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半致死浓度LC 50是指示受试生物对毒性物质敏感性的指标，其值越小，则受试生物对该物质越敏感，即物质对该生物的毒性越强。不同鱼类仔、幼鱼阶段对铜的耐受性在种间差异极大。与其他淡水鱼类早期发育阶段比较，本研究中铜对赤眼鳟和鲴仔鱼24 hLC 50或48 hLC 50低于大银鱼（戈志强等，2004）、唐鱼（陈国柱等，2011）、鮈鲫（Zhu et al，2011）、锦鲤（Wai et al，2011）、鳙（Huang et al，1987）等的仔鱼，但略高于石宾光唇鱼（Acrossocheilus paradoxus）（Chen and Yuan，1994）；而铜对广东鲂幼鱼的24 h LC50、48 hLC 50和96 hLC 50亦低于中华鳑鲏（杨建华和宋维彦，2010）、孔雀鱼（刘大胜等，2010）、台湾铲头鱼（Shyong and Chen，2000）等幼鱼，略高于台湾马口鱼幼鱼（Shyong and Chen，2000）。从本研究的两种仔鱼和一种幼鱼结果可见，西江这几种天然鱼类早期资源对铜的敏感性强，在现有研究报道中属于最为敏感的几个种类之一（图7-12）。
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镉对赤眼鳟和鲴仔鱼24 hLC 50或48 hLC 50低于唐鱼、鮈鲫、锦鲤、鳙等仔鱼，但略高于大银鱼，而镉对广东鲂幼鱼24 hLC 50、48 hLC 50或96 hLC 50亦低于中华鳑鲏、台湾铲头鱼、斑马鱼和孔雀鱼等幼鱼，但要高于剑尾鱼（沈芇等，2012）、台湾马口鱼等幼鱼。与其他淡水鱼类相似发育阶段比较，西江赤眼鳟和鲴仔鱼对镉的敏感性极强，但以广东鲂为代表的西江幼鱼对镉的耐受性较高，在现有研究结果中耐受性居中，如图7-12所示。
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毒性物质对鱼类的毒性强度可根据鱼类出现急性中毒效应的96 h LC 50值划分为4个等级：小于0.1 mg/L为剧毒，0.1～1.0 mg/L为高毒，1.0～10.0 mg/L为中毒，而大于10.0 mg/L则为低毒（张志杰和张维平，1991）。本研究中，铜对赤眼鳟和鲴仔鱼的48 hLC 50均小于0.1 mg/L，对广东鲂幼鱼的96 hLC 50值为0.1 mg/L，可见，铜对西江主要仔鱼群体是剧毒的；而镉对赤眼鳟和鲴仔鱼的48 hLC 50在1.0 mg/L左右，对广东鲂幼鱼的96 hLC 50值为3.2 mg/L，可见，镉对西江主要鱼苗群体呈现中毒至高毒毒性。
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图7-12 铜和镉对珠江天然鱼类与其他区域淡水鱼类早期发育阶段LC 50
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目前，国际上对由毒理试验结果推算安全浓度的方法难以统一。最广泛使用的是由美国EPA推荐的方法，即通过少量生物种群毒理试验数据LC 50、EC 50等乘以安全系数（应用系数或急慢性比率）获得。应用系数则从0.01～0.1范围选择，因此推算的安全浓度存在较大的差异。其中，加拿大管理机构对持久性和非持久性毒性物质所批准的应用系数分别为0.01和0.05；欧盟推荐的应用系数为0.01（王兆生，2007）。此外，美国EPA对水质基准值中铜、铅、镍、银等的规定则以当地敏感种类的96 hLC 50×0.1获得（EPA，1976）。但上述的试验对象多为广泛应用的水生实验动物，在由常规实验动物的毒理试验结果推广到生物发育的敏感阶段或是更敏感的生物时，对应用系数的选择要比直接利用敏感种类的要小，这与陈锡涛所述观点一致（陈锡涛，1991）。总体而言，若以水生动物极其敏感的发育阶段试验时，一般以经验公式计算安全浓度；若以生长或发育良好的水生动物试验时，则一般根据96 hLC 50×0.1（或0.01）计算安全浓度。因此，本研究中根据受试生物的特征在计算铜和镉对仔鱼的安全浓度时以公式计算，而对生长趋于稳定的幼鱼则以96 hLC 50×0.1（或0.01）计算（杨丽华等，2003）。本研究中铜对3种受试鱼的安全浓度计算值均十分接近《渔业水质标准》的规定，表明根据该方法计算水体重金属的安全浓度较为合理。
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我国《渔业水质标准》适用于鱼、虾类的产卵场、索饵场、越冬场、洄游通道和水产养殖区等海、淡水的渔业水域；而《地表水环境质量标准》依据水环境功能划分Ⅱ类水质对应的水体为集中式生活饮用水地表水源地一级保护区、珍稀水生生物栖息地、鱼虾类产卵场、仔稚幼鱼的索饵场等。本研究中铜对西江占优势的几种天然鱼类早期资源的安全浓度低于或接近我国现有的《渔业水质标准》，且低于《地表水环境质量标准》Ⅱ类对铜的规定一个数量级以上。从该角度看，现有的相关标准，尤其是《地表水环境质量标准》对铜的规定在保护西江现有优势鱼类早期资源群体上存在风险，这与其他研究中提出的国家《地表水环境质量标准》对铜的要求偏低一致。本研究中镉对西江占优势的几种天然鱼类早期资源的安全浓度远高于相关标准对镉的规定值，潜在生态风险较低。
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三、广东鲂幼鱼对铜、镉胁迫的氧化应激响应及其指示意义
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（一）氧化应激响应
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广东鲂幼鱼各氧化应激指标随试验暴露时间的变化如表7-9所示。正式试验期间所有处理组MDA含量（以Pr计）在1.08～7.34nmol/mg。暴露第一天后即达高值，极显著高于第四、第七、第十四天（df=3，F=38.60，P＜0.001）；其后，随暴露时间的延长而下降，并保持相对恒定。这意味着广东鲂受亚急性铜、镉浓度暴露后，很快表现出氧化损伤，但随着机体启动抗氧化防御系统后，氧化损伤程度有所下降。GSH含量（以Pr计）变化较大，在0.44～22.82 mg/g。其中暴露第一天后迅速至高值，极显著高于第四、第七、第十四天（df=3，F=31.99，P＜0.001），其后均随暴露时间的延长而下降，并保持相对恒定；意味着广东鲂受亚急性铜、镉浓度暴露后，随着体内氧化压力的产生，机体首先启动以GSH为代表的第一道抗氧化防御防线来清除氧自由基，GSH含量迅速增加，但随着暴露时间的延长，对GSH消耗增加，GSH含量很快降低。T-AOC是机体总抗氧化压力的指标，T-AOC活力（以Pr计）在0.10～1.32 IU/mg变化，亦是暴露第一天达高值，极显著高于第四、第七、第十四天（df=3，F=22.02，P＜0.001），随后第四、第七天逐渐下降，而在第十四天又有所回升。SOD活性（以Pr计）在2.45～13.24 IU/mg变动，随着暴露时间的延长，SOD活性在第四天极显著高于其余时间（df=3，F=67.64，P＜0.001），且仅在第四天铜、镉不同浓度暴露胁迫组与对照组的SOD水平差异较大，其他时间差异不明显。CAT活性（以Pr计）变化范围为0.01～0.09 IU/mg，其与SOD活性变化趋势相似，亦在第四天极显著高于其他时间（df=3，F=24.81，P＜0.001）。
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表7-9 广东鲂幼鱼各氧化应激指标随试验暴露时间的变化响应统计描述
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表7-9 广东鲂幼鱼各氧化应激指标随试验暴露时间的变化响应统计描述（续）-1
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试验第一天时GSH、T-AOC和MDA达高值，且各处理组与对照组之间存在明显的差异，故对铜、镉胁迫下第一天的GSH、T-AOC和MDA响应值与暴露浓度（以TU计）进行剂量效应关系分析，曲线回归分析结果如图7-13所示。曲线关系式表示为：
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y=A（c-B）2+C
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式中，y为各氧化应激响应指标，A为系数，c为暴露浓度（以TU计），B为相应氧化应激响应指标达到最大时对应的暴露浓度，C为相应氧化应激指标的最大值。
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图7-13 铜、镉暴露浓度与广东鲂幼鱼GSH、T-AOC、MDA水平的剂量效应关系
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广东鲂幼鱼GSH与暴露浓度之间呈显著（P＜0.05）的二次曲线关系（P=0.012），且在暴露浓度为0.084 TU时GSH含量最高，对应于铜、镉单一因子暴露的浓度分别为0.067 mg/L、0.118 mg/L，对应的联合暴露浓度为0.034 mg/L铜与0.059 mg/L镉。尽管T-AOC和MDA与暴露浓度呈一定的二次曲线关系，但在统计学上不显著（P＞0.05）。
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试验第四天时SOD和CAT达到最大，且各处理组与对照组之间存在明显的差异，从而对铜、镉胁迫下第四天的SOD、CAT活性与铜、镉暴露浓度（以TU计）进行剂量效应回归分析，结果如图7-14所示。广东鲂幼鱼SOD和CAT活性与暴露浓度呈显著（P＜0.05）的二次曲线关系，P值分别为0.014和0.006。SOD在暴露浓度为0.059 TU时达到最大，对应的铜、镉单一因子暴露浓度分别为0.047 mg/L和0.082 mg/L，对应的联合暴露浓度为0.024 mg/L铜与0.041 mg/L镉；CAT在暴露浓度为0.056 TU时达到最大，对应的铜、镉单一因子暴露浓度分别为0.045 mg/L和0.078 mg/L，对应的联合暴露浓度为0.022 mg/L铜与0.039 mg/L镉。
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图7-14 铜、镉暴露浓度与广东鲂幼鱼CAT、SOD活性的剂量效应关系
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由于各指标值不完全服从正态分布，其两两间采用Spearman相关分析，结果如表7-10所示：广东鲂幼鱼SOD与CAT活性呈极显著的正相关关系，但SOD与其他三个指标无显著的相关性；MDA含量与T-AOC、GSH含量亦呈极显著的正相关关系，同时T-AOC与GSH含量亦呈极显著的正相关关系；但CAT活性与MDA和GSH含量存在显著的负相关关系，而其他指标两两之间的线性关系不显著。
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表7-10 铜、镉胁迫下广东鲂幼鱼氧化应激指标两两间的Spearman相关系数
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（二）应激响应的指示意义探讨
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重金属胁迫下，鱼类往往会产生不同程度的氧化应激响应，这时机体活性氧自由基增多，超出自身清除能力，导致机体氧化和抗氧化系统失衡，表现在维生素C、维生素E、GSH等非酶抗氧化产物，SOD、CAT等抗氧化酶等被诱导或消耗（Martinez-Alvarez et al，2005）。此时，机体往往伴随着不同程度的脂质过氧化损伤，MDA是机体内活性氧自由基（ROS）攻击生物膜中的多不饱和脂肪酸形成的脂质过氧化物，MDA的量可反映机体内脂质过氧化的程度，间接地反映出机体氧化损伤的程度（Guel et al，2004）。
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现阶段的研究表明，鱼类氧化应激响应在鱼的不同种类中呈现特定的时间变化趋势（Srikanth et al，2013）。一般情况下，鱼体率先利用维生素C、维生素E、GSH等小分子非酶抗氧化产物清除过多的ROS，构成鱼类抗氧化防御的第一道防线，当这些非酶抗氧化产物不足以清除过多的ROS时，鱼体则启动合成抗氧化酶以减少超负荷的氧化压力，达动态平衡（Martinez-Alvarez et al，2005）。广东鲂幼鱼暴露于亚急性铜、镉后第一天，其GSH含量快速增加，MDA水平也快速增加，表明在亚急性铜、镉胁迫下广东鲂幼鱼较快产生氧化压力，而机体也快速启动第一道防线；此外，广东鲂幼鱼的总抗氧化能力T-AOC在第一天快速增加亦可作为广东鲂幼鱼机体快速启动抗氧化防御的佐证。随着暴露时间的延长，GSH的消耗量增大，广东鲂幼鱼体内的GSH水平迅速降低，相反SOD、CAT酶等活性增强（在第四天最强），此后的14 d内，广东鲂的氧化压力与抗氧化防御响应达到较稳定的动态平衡状态，氧化损伤与各抗氧化应激指标均有所下降（表7-9）。而Pandey et al（2008）对翠鳢（Channa punctate）的研究发现，在重金属暴露30 d之间，翠鳢的SOD和GSH含量呈下降趋势，CAT也在暴露7 d后开始下降。另外，砷对翠鳢的90 d胁迫研究显示了GSH的波动变化特征，暴露前七天，GSH含量增加，而到第六十天则下降，到第九十天时又有所恢复。然而，短期（96 h）急性铜暴露（5.5 mg/L Cu）
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致使长须（Esomus danricus）抗氧化防御机制受损，表现在SOD和CAT在暴露期间持续下降，MDA水平持续增加（Vutukuru et al，2006）。可见，鱼类种类、暴露金属种类、暴露方式等差异均可致鱼体内氧化应激响应的差异。因此，在利用鱼类的氧化应激响应指标作为重金属污染的生物标记物前，应尽可能均一化毒物浓度，掌握该生物标记物的动态变化规律，排除其他影响因素的干扰。
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氧化应激指标作为污染生物标记物的另一重要前提条件是：其诱导需与污染暴露剂量存在特定的剂量效应关系。在亚急性铜、镉暴露下，广东鲂幼鱼最敏感时期的氧化应激响应与暴露浓度之间符合二次曲线关系，这与以往报道镉暴露下鲢组织中SOD中的抛物线关系一致（吕景才等，2002），而二次曲线顶点所对应的暴露浓度值可被认为是鱼体对重金属污染从适应到中毒反应的阈值，低于该阈值时的金属暴露是鱼体适应性反应，而高于阈值时的抑制作用可能是中毒反应的前兆。尽管广东鲂各氧化应激指标最高时，对应的中毒反应阈值有些微差异，但各氧化应激响应指标中，又属SOD和CAT活性最为灵敏；这两者分别在暴露浓度为0.056 TU和0.059 TU时达最高值，在小于该暴露浓度阈值时均会随着暴露浓度的增加而响应增加。我国现有的《渔业水质标准》（GB 11607-1989）对铜、镉规定的暴露浓度之和为0.02 TU，位于本研究的响应指标中毒阈值内，理论上SOD和CAT水平可作为污染程度的指示。而GSH响应最为迅速，暴露第一天后即迅速响应。因此，对于重金属铜、镉暴露而言，广东鲂幼鱼机体GSH属于快速响应生物标记物，而SOD和CAT属于灵敏响应标记物。
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广东鲂幼鱼在铜、镉胁迫下的各氧化应激响应指标之间存在密切的关系（表7-10）。其中，SOD与CAT活性之间相关性最强，相关系数高达0.87（n=40），这极可能与氧化压力下SOD和CAT的催化作用机制有关。当抗氧化底物缺乏时，鱼体内SOD结合CAT共同构成了机体应对氧化压力的另一道防线，通常情况下CAT活性的增强或减弱会和SOD保持一致，因为这两种酶互相协作，同步反应（Asagba et al，2008）。其中，SOD的抗氧化防御是将超氧阴离子自由基（O- 2·）歧化为O2和H2O2，CAT则进一步催化H2O2转化成H2O和O2，从而在一定程度上阻止氧化损伤的发生，维持机体氧化与抗氧化防御动态平衡。这在对其他种类如叉尾鮰（Wallago attu）、尖齿胡鲇（Clarias gariepinus）、奥尼罗非鱼（Oreochromis niloticus）的研究中亦得到验证（Pandey et al，2003；Asagba et al，2008；Atli et al，2006）。然而，另一些研究则发现CAT的诱导或抑制与SOD并不同步（Sampain et al，2008），这可能与机体应对氧化压力产生的CAT巯基被金属结合后失活的速度和效率差异有关（Kono and Fridovich，1982）。此外，T-AOC与GSH含量的相关系数亦高达0.84，这意味着对广东鲂而言，GSH在其总抗氧化活力当中发挥重要的作用，因此GSH含量的变化决定着其T-AOC变化趋势。T-AOC是机体总的抗氧化能力的指标，包括GSH及GSH以外的酶促和非酶促抗氧化体系产物的总抗氧化能力。GSH是由谷氨酸、甘氨酸和半胱氨酸组成的一种三肽，是组织中主要的非蛋白的巯基化合物。它可以清除细胞内的O- 2·、H2O2、LOOH等自由基及过氧化物（Srikanth et al，2013）。GSH含量迅速升高是广东鲂应对重金属产生ROS的胁迫的一种快速自我保护机制。广东鲂幼鱼在亚急性铜、镉胁迫下应激指标的正、负相关性则反映出机体应对氧化胁迫的相互依赖或代偿作用的动态变化。
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铜、镉联合暴露对广东鲂幼鱼的胁迫作用效果表明了它们之间潜在协同作用的方式，而Roméo et al（2000）的研究则表明铜和镉胁迫下欧洲鲈（Dicentrarchus labrax）的抗氧化压力响应不同。今后可通过广东鲂幼鱼组织、器官的响应研究进一步验证并阐明铜、镉对广东鲂幼鱼的联合作用方式及其作用机制。
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