潮汕海岸帶河-海交互區沉積環境及小型底棲動物群落結構研究*

俞 越 王嫣貝 范魏豐 董建瑋 王紅兵 袁振威耿 樂 杜永芬① 李玉鳳

(1. 南京師范大學海洋科學與工程學院 江蘇南京 210046; 2. 中國地質調查局?？诤Ｑ笳{查中心 海南?？?571127)

河口區位于陸海交互帶, 受潮汐作用和河流淡水的共同影響(沈國英等, 2010), 物理化學特性復雜多變(Alvesetal, 2013; Ngoetal, 2013)。潮汐節律引起鹽度的周期性變化是河口區最重要的特點, 此外,溫度、沉積物、溶解氧等也是影響河口區生物分布的關鍵因子(沈國英等, 2010)。入海河流中豐富的營養鹽為生物生長創造了良好環境。然而, 隨著全球變化和人類對海洋資源的過度開發, 河口環境也承受著巨大的壓力, 如農藥、重金屬、塑料用品等污染物的大量輸入導致的水質退化(Ngoetal, 2013), 繼而引起生物多樣性和生態系統穩定性降低(毛婕昕等,2011), 直接危及宜居環境。因此, 河口區的環境質量監測和評價對維持河口生態系統健康具有重要意義。

底棲動物是生活在沉積物上、內或者水體底部所有動物的總稱, 包括大型、小型和微型底棲動物, 其中小型底棲動物是指分選時能通過0.5 mm 孔徑篩網但被0.042 mm 孔徑篩網阻留的底棲動物(Giere, 1993,Mare, 1942)。在普遍認可的34 個門類中, 至少有22個門類的生物屬于小型底棲動物類群, 其中自由生活海洋線蟲(以下簡稱線蟲)和橈足類通常占優勢(Heipetal, 1992)。小型底棲動物因其分布廣泛、數量大、繁殖快、與沉積物接觸緊密、不同類群對微尺度環境變化具有敏感差異性等特點(Duetal, 2018), 被廣泛應用于海洋環境監測和生態評價(Zeppillietal,2015)。21 世紀以來, 小型底棲動物的研究尺度從特定海域擴大到全球(Hoddaetal, 1985; Daltoetal, 2000; Nozaisetal, 2005; Alvesetal, 2013; Vieiraetal, 2023)。

Ghosh 等(2021)首次在印度孫德爾本斯河口進行系統的季節性采樣, 探究了小型底棲動物組合的分類結構和基于特征的功能多樣性模式; Portnova 等(2021)解釋了東西伯利亞海陸架小型底棲動物的低多樣性, 指出徑流是控制線蟲密度的決定因素。這些研究對河口區小型底棲動物的分布、影響因素及時空變化特點進行了定量刻畫, 但是較少涉及基于小型底棲動物特征進行環境評價的研究。我國河口小型底棲動物的研究始于20 世紀末期, 得益于潮間帶的研究熱潮, 河口區的研究相繼在渤海(郭玉清等, 2002a)、黃海(陳海燕等, 2009), 長江口、珠江口及其鄰近海域陸續開展(袁俏君等, 2012), 并初步探討了環境污染與小型底棲動物之間的關系。

潮汕位于廣東省東南部, 地貌發育以平原為主,地形開闊平坦, 微向海傾斜。韓江、榕江和練江流經市境匯入南海(陳妙純, 2007), 其海岸帶生態系統多樣, 河口、紅樹林、沙灘以及海灣生態系統等充分發育。然而, 自然資源的過度開發、城市化和工農業發展中污染物的排放、港口建設等人類活動, 對海岸帶的可持續發展和生態宜居環境建設帶來巨大的壓力。長期以來, 多數研究集中在大江大河區域, 對于相對不發達的海岸帶專注較少, 然而這些區域正是大量作坊的分布源區, 環境狀況堪憂。目前有關對潮汕海岸帶的環境生態研究非常有限, 現有資料多為80 年代調查資料。

本研究選擇潮汕海岸帶韓江三角洲河口群區域,對河-海交互區的沉積環境、小型底棲動物的群落組成、空間分布及其控制因子進行了系統研究; 并基于理化要素和生物信息對沉積物環境進行綜合評估,以期為潮汕河口區資源保護、環境監測、以及海岸帶綜合管理提供基礎數據支持, 為可持續的資源開發與利用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 區域概況與站位分布

研究區(116°35′～116°55′E、23°10′～23°30′N)位于韓江下游的三角洲平原, 主要河流包括蓮陽河、外砂河、榕江、濠江和練江。其中韓江為廣東省第二大江,流域面積達30 112 km2, 是汕頭市最大河流, 多年平均徑流量為800.3 m3/s, 平均含沙量0.35 kg/m3。蓮陽河與外砂河是韓江在汕頭市的入?？? 榕江是汕頭市第二大河流, 平均徑流量92.6 m3/s, 平均含沙量0.31 kg/m3, 出?？跒樯穷^港外航道; 練江是汕頭市第三大河, 經海門灣進入南海; 濠江是一條沒有發源地的海灣河涌, 東南接廣澳灣流入南海。

研究斷面沿向海方向垂直于岸線設置(圖1)。其中, 蓮陽河3 個站位(LY1-3), 蓮陽河與外砂河之間1個站位(LY-W), 外砂河3 個站位(W1-3), 外砂河與榕江之間3 個站位(W-R1-3), 榕江河口6 個站位(R1-6),濠江河口3 個站位(H1-3), 練江河口3 個站位(LJ1-3)。

圖1 研究區域與站位分布Fig.1 Distribution of sampling sites and the study area

1.2 樣品采集

2021 年6 月, 在設計的站位使用箱式采泥器采集沉積物后, 吸去上覆水, 用改裝的采樣管(內徑2.9 cm)插管采集0～5 cm 芯樣。每個站點采集3 個平行樣, 裝入塑料瓶后立即固定 (終濃度約5%福爾馬林), 用于室內分選。同時, 采集0～2 cm 表層沉積物, -20 °C 黑暗冷凍保存在密封袋中, 用于葉綠素a(chla)、脫鎂葉綠酸(Phaeo)、沉積物粒度、有機碳(TOC)、總氮(TN)、重金屬等環境因子分析。

現場測定的環境要素包括水深、底層水溫、鹽度、透明度、溶解氧、pH 等。其中溫度、鹽度、水深使用CTD 手持式鹽度計(衡欣AZ-8371, 臺灣)測定, pH和溶解氧使用便攜式pH/電導率/溶解氧儀(三信SX836,上海)測定, 透明度用薩氏盤測定。

1.3 實驗室分析

1.3.1 沉積物環境因子測定 沉積物粒度測定使用馬爾文激光粒度儀(Malvern Mastersizer 3000, United Kingdom)。TOC 測定采用非色散紅外吸收法, 使用高頻紅外碳硫儀(科瑞COREY-205, 四川)。As 和Hg 測定使用雙道原子熒光光度計(海光AFS-9800, 北京),Cu、Zn、Pb、Cd 含量使用電感耦合等離子體質譜儀(Thermo Scientific iCAP RQ ICP-MS, Germany) 測定。TN 使用全自動凱氏定氮儀 (海能K1100, 山東) 測定。Chla和Phaeo 測定用濕樣法萃取, 紫外可見分光光度儀(SHIMADZU UV-1750, Japan)測定; chla計算參照Environmental Sciences Section Inorganic Chemistry Unit, Wisconsin State Lab of Hygiene (1991) 的方法,Phaeo 計算采用王榮(1986) 修訂公式, 以單位濕重沉積物中chla和Phaeo 的含量(μg/g)標識。

1.3.2 小型底棲動物的分選 小型底棲動物的提取采用密度梯度離心法 (Duetal, 2009)。主要步驟包括: 虎紅染色, 套篩沖洗(0.5 mm 和0.0308 mm 孔徑),離心(Ludox-TM 50 硅膠, 1 800 r/min, 10 min)。重復操作3 次, 所得上清液合并后, 再次過篩沖洗 (0.030 8 mm)至培養皿, 在解剖鏡下按類群分選計數。生物量按小型底棲動物各類群的豐度, 乘以相對應類群平均個體干重得到 (Widbom, 1984; 郭玉清等, 2002b)。

1.3.3 環境-生物生態評價 根據《海洋沉積物質量》(GB18668—2002)進行基于沉積物質量標準的重金屬評價; 沉積物有機污染評價采用有機污染指數(organic pollution index, OI) (隋桂榮, 1996); 以Raffaelli 等(1981)提出的海洋線蟲與橈足類豐度比(N/C)指示海洋環境富營養化: N/C 比值≤50 屬于正常, 介于50～100 為輕度有機質污染, 介于100～150為中度有機質污染, ≥150 為重度有機質污染。

1.3.4 數據處理與統計分析 數據分析包括單變量和多變量分析。單變量包括沉積物粒度、chla、Phaeo、重金屬、豐度和生物量等; 多變量數據為環境和生物群落。環境因子主成分分析(PCA)采用經log(x+1) 轉化數據進行; 小型底棲動物豐度經平方根轉換, 建立Bray-Curtis 相似性矩陣, 用聚類(Cluster)和非度量多維標度(NMDS)分析群落相似性, 繼而用ANOSIM 進行聚類分組之間的差異性檢驗; 運用Bio-Env 分析影響群落分布的環境因子組合; 以上多元分析采用Primer 6.0 軟件進行。各變量之間的相關性采用 (Spearman) 相關分析, 河口斷面和鹽度梯度間差異性用單因素方差分析(ANOVA); 以上單因子分析使用SPSS 26.0 軟件。站位圖、環境和生物分布圖均利用地理空間數據云上下載的landsat8 遙感數據,使用 ArcGIS 10.2 軟件繪制。

2 結果與分析

2.1 沉積環境

2.1.1 溫鹽深度等環境 研究區的水深為2.69～16.94 m(圖2a), 大部分在10 m 以內, 超過10 m 的3 個站位均在海灣內(W-R2, 11.77 m; W-R3, 16.94 m; R6,14.41 m)。底層水溫為21.59～29.52 °C (圖2b), 屬潮汕夏初氣候, 同時其變化與深度相關。溶解氧含量為3.8～8.28 mg/L (圖2b), 僅LJ1 站位溶解氧含量較低(3.8 mg/L), 其余皆大于5.5 mg/L。pH 平均為7.6(7.1～7.9), 呈弱堿性。透明度為0.43～1.78 m (圖2a),與水深和鹽度顯著正相關(P＜0.01)(表3)。

圖2 水深、鹽度和透明度(a)和溶解氧、溫度(b)在各站位的分布Fig.2 Distribution of depth, salinity and transparency (a) and dissolved oxygen, temperature (b) in each station

鹽度分布范圍為15.91～35.11, 整體上符合河-海水交匯區分布特點(圖2a)。根據河口鹽度分區: 中鹽區5～18、多鹽區18～30 和真鹽區＞30 (Pritchard, 1967;Takashi, 1959), LY 和R 斷面站點跨越中鹽區、多鹽區和真鹽區, 鹽度梯度明顯(5.91～34.63); LY-W、W、W-R 以及LJ 斷面均屬于真鹽區; H 斷面中H1 和H3處于多鹽區, H2 處于真鹽區。真鹽區的溫度與中鹽區和多鹽區的溫度均存在顯著差異(P＜0.01), 二者均與水深顯著相關(P＜0.01)。

2.1.2 沉積物類型 參考 Shepard (1954)分類方法, 研究區沉積物的類型分為 5 類: 黏土質粉砂(YT)、粉砂質砂(TS)、砂-粉砂-黏土(STY)、粉砂(T)、砂(S) (表1)。其中, 黏土質粉砂最多, 共計11 個, 且在6 個河口(除練江外)均有分布, 砂-粉砂-黏土次之,集中在R 和LJ 斷面; 砂類出現在W3、H2 和LJ3, 粉砂質砂在LY2 和R2, 粉砂僅位于H1。

表1 沉積物粒度分布Tab.1 Distribution of sediment grain size

中值粒徑波動較大, 為6.66～1 301.34 μm (表1),最大值位于唯一的粉砂站位H1, 最小值出現在粉砂質砂的LY1。W、W-R 斷面的砂含量, 以及R 斷面(除R1 外)的粉砂含量呈現由陸向海增加的趨勢。中值粒徑與砂含量顯著正相關(P＜0.05); 砂含量與粉砂含量、黏土含量、TOC 均呈極顯著負相關(P＜0.01)(表3)。

2.1.3 有機碳 (TOC) 與重金屬分布 22 個站位的TOC 含量為0.06%～1.36% (圖3a), 平均0.61%±0.32%,整體上由陸向海呈減少趨勢, 其中LY、R 和H 斷面在中間站位出現低值。H 斷面最高(0.81%±0.61%), LJ斷面最低(0.42%±0.31%), 河口斷面間無顯著差異;中鹽區、多鹽區與真鹽區之間差異顯著(P＜0.01)。TOC與鹽度呈極顯著負相關(P＜0.01)(表3)。

圖3 各站位總有機碳含量(a)和小型底棲動物總豐度、總生物量(b)分布Fig.3 Distribution of total organic carbon content (a) and the meiofaunal abundance and biomass (b) in each station

沉積物重金屬包括Cu、Zn、Cd、Pb、Hg 和As。除Hg 和As 外, R 斷面的Cu、Zn、Cd、Pb 平均含量最高, 其中, R2 的各重金屬含量在所有站位中最高(表2)。除As 外, 所有重金屬兩兩之間均顯著正相關(P＜0.01) (表3)。Cu、Zn、Cd 和Pb 含量皆在多鹽區和真鹽區之間差異顯著(P＜0.05), 均與鹽度顯著負相關(P＜0.05)(表3)。

表2 重金屬(mg/kg)、總氮(TN/%)、總有機碳(TOC/%)含量和有機污染指數(OI/%)Tab.2 Contents of heavy metal (mg/kg), total nitrogen (TN/%), total organic carbon (TOC/%), and organic pollution index (OI/%) in different stations

2.1.4 葉綠素a(chla)與脫鎂葉綠酸 (Phaeo) Chla與Phaeo 含量總體從淡水到海水呈降低趨勢(圖4)。Chla含量為0.26～3.21 mg/kg, 平均值為(1.51±1.02)mg/kg, 最高值出現在LJ2; LJ 斷面含量最高為(2.62±0.87) mg/kg, H 斷面平均chla含量最低為(0.73±0.50)mg/kg, 與TOC 分布剛好相反。Chla與Phaeo、重金屬Cu、Zn、Cd 和TOC 均顯著正相關(表3)。

圖4 各站位葉綠素a 與脫鎂葉綠酸含量分布Fig.4 Distribution of chl a and Phaeo contents in each station

Phaeo 含量為0.70～11.82 mg/kg, 平均值為(5.83±3.41) mg/kg, 其空間分布與chla基本一致, 但極值點分布存在差異。Phaeo 含量最高出現在H 和R 斷面,最低出現在W3。平均含量最高與chla一致, 分布在LJ 斷面(7.57±3.55) mg/kg。Phaeo 與TOC 及除As 之外的重金屬均呈極顯著正相關, 與鹽度呈極顯著負相關(表3)。

2.1.5 PCA 分析 結果表明PC1 軸解釋了環境變異度的43.6%, PC1 和PC2 累計解釋了環境變異度的58.3% (圖5)。PC1 相關最高的因子分別是Cu (-0.355)、Zn (-0.326) 和Phaeo (-0.317); PC2 相關最高的是透明度(-0.429)和砂含量(-0.427)。研究區環境差異的主要因子為重金屬Cu 和Zn、Phaeo、透明度和砂含量。

圖5 環境因子主成分分析(PCA)Fig.5 Principal Component Analysis (PCA) of environmental factors

2.2 小型底棲動物群落

2.2.1 類群組成 研究區22 個站位共發現13 個小型底棲動物主要類群: 海洋線蟲、橈足類、多毛類、雙殼類、動吻類、介形類、海螨類、端足類、緩步類、昆蟲、蟹幼、輪蟲、腔腸動物。其中線蟲為最優勢類群, 占總豐度的89.52%, 其次是橈足類(6.39%)和多毛類(2.54%), 其他10 個類群均小于1%。生物量占比最高的為線蟲(38.03%)和多毛類(37.70%), 其次為橈足類(12.61%)和介形類(7.30%)。

在空間分布上, 線蟲在所有站位仍為第一豐度優勢類群(90.75%±10.60%), 橈足類(5.32%±9.20%)和多毛類(2.42%±2.4%)居次, 其中橈足類在LJ3 站位占比較高(圖6a)。海洋線蟲的生物量在大部分站位仍占比最高, 但在LY1、LY3, W2 和H1、H2, 多毛類占比大于50%, LJ 斷面的介形類占比最高, 在LJ1 介形類可達69.03% (圖6b)。

圖6 小型底棲動物各類群豐度(a)和生物量(b)在各站位的分布Fig.6 Distribution of various groups of meiofauna abundance (a) and biomass (b) in each station

2.2.2 豐度與生物量 小型底棲動物豐度平均為(295±195) inds./10 cm2, 最高分布在W-R2, 豐度為(704±177) inds./10 cm2, 最低出現在 LY1, 豐度為(66±69) inds./10 cm2 (圖3b)。除W 斷面由陸向海呈減小趨勢外, 其余斷面呈增高趨勢。完全位于海洋區域的LY-W 斷面和W-R 斷面平均豐度最高, H 斷面次之,R 斷面的入海站位(R4～R6)也較高; LY 斷面平均豐度最低。小型底棲動物和線蟲的豐度在不同河口斷面間差異顯著(ANOVA,P＜0.05), 主要表現在LY 斷面與W-R、H 斷面間, R 斷面與W-R、H 斷面之間, 線蟲豐度差異還包括W-R 與LJ 斷面間。

小型底棲動物平均生物量為(277.8±202.8) μg/10cm2,其中線蟲貢獻(38.03%)與多毛類相當(37.70%), 高于橈足類(12.61%); 豐度僅占0.26%的介形類, 因平均個體干重最大具有相對較高的貢獻(7.3%)?？臻g分布上, 最高值和最低值分別位于 H2 站位(758.9 μg/10 cm2)和R3 站位(34.7 μg/10 cm2); 最高斷面的是LY-W 和H 斷面, 最低值在LY 斷面。

2.2.3 群落結構分析 Cluster 聚類和NMDS 分析表明, 在75%的相似水平上, 小型底棲動物群落分為四組?？砂凑蘸涌邴}度梯度大致區分, 高鹽度與低鹽度集群區分明顯(圖7); ANOSIM 分析表明, 三組群落間差異顯著(P＜0.05); 在80%的相似水平上,可按照不同河口斷面區分為7 個集群, 表明同一河口的群落相似性更高。本研究 NMDS 應力指數Stress 為0.08, 小于0.1 (Kruskal, 1964), 可信度較高。鹽度和河口斷面是影響小型底棲動物群落的重要因素。

圖7 小型底棲動物群落的Cluster (a)和nMDS 分析(b)Fig.7 Cluster (a) and nMDS analysis (b) of meiofauna

2.3 生物與環境相關分析

小型底棲動物的總豐度、總生物量、物種數、優勢類群的豐度與環境因子的相關分析(Spearman)結果,見表3。小型底棲動物總豐度、總生物量、物種數、線蟲豐度和橈足類豐度彼此間極顯著正相關(P＜0.01);小型底棲動物總豐度、總生物量和物種數與Phaeo 和重金屬含量(Cu、Zn、Cd、Pb)顯著負相關(P＜0.05); 線蟲豐度與重金屬Cd 含量相關; 橈足類豐度與鹽度呈極顯著正相關(P＜0.01), 與chla、Phaeo 和除Hg 之外的重金屬含量顯著負相關(P＜0.05); 物種數也與鹽度極顯著正相關(P＜0.01)。

基于NMDS 分析對75%水平上形成的三個小型底棲動物群落聚類進行Bio-Env 分析, 表明解釋群落結構的最佳環境因子組合為鹽度和重金屬Cd 含量(相關系數為0.378)。

2.4 基于生物-環境污染評價

2.4.1 重金屬和有機污染指數評價 重金屬評價中,超一類標準的站位集中于R 斷面, 超標因子為Cu、Zn、Cd 和Pb, 另外Cu 在W1、H1 和LJ2 超一類標準, Pb 在LY 斷面、W1、W2 和H1 超一類標準。超二類標準的站位只有R2, 超標因子為Zn 和Pb。各站位有機污染評價結果見表2, 除W2 和R4 為較清潔,其余站位均為清潔水平。有機污染指數與砂含量呈顯著負相關(P＜0.05), 與粉砂含量呈顯著正相關(P＜0.05)(表3)。

2.4.2 線蟲與橈足類比值(N/C) 研究區N/C 比值見圖8。屬于輕污染的站位為LY1、R4、H1; 屬于重度污染的站位為W-R1、LJ1 和LJ2 ; 大部分站位屬于正常范圍。這與2018～2019 年練江的水質調查結果(劣Ⅴ類水)基本符合(郭俊康等, 2021); R2、R3 未發現橈足類, 不作分析。N/C 比值與鹽度和透明度顯著負相關(P＜0.05), 與TOC 顯著正相關(P＜0.05), 與chla、Phaeo 和重金屬含量 (Cu、Zn、Cd、Hg)極顯著正相關(P＜0.01)(表3)。

圖8 研究區線蟲和橈足類豐度比 (N/C)Fig.8 Ratios of abundance of nematodes to copepods (N/C) in the study area

3 討論

3.1 潮汕海岸帶河-海交互區的底棲環境

在河-海交互區的研究中, 對大江大河關注得比較多, 一方面其流域面積較大, 另一方面, 這些大江大河也孕育了世界級的都市。然而, 隨著經濟全球化和信息化, 那些不發達區域的河-海交互區同樣承載了巨大的發展負荷, 同樣具有研究的重要性。潮汕海岸帶位于臺灣海峽和珠江口之間。經調查汕頭海域夏季在外海高鹽水涌升的影響下, 鹽度一般為31～34。在調查的22 個站位中, 僅靠近內陸的2 個站位位于中鹽區(鹽度為 5～18), 4 個站位在多鹽區(鹽度為18～30), 大部分站位屬于真鹽區(鹽度＞30)。因此研究區域主要受海洋環境的影響, 內陸淡水徑流影響較大的區域相對較少, 如蓮陽河與榕江鹽度相對較低的站位。

通常河口區富含有機質。一方面河岸植物碎屑的滲入和降雨對沿岸土壤的沖刷會給河流帶來一定的有機質(Songetal, 2023); 同時受潮汐的影響往往形成渦流。河口是有機質生產、呼吸和轉化的重要場所,但有機物被排放入海前具有一定的滯留(Canueletal,2012)。因此隨著入海TOC 含量降低。這種分布趨勢也在本研究中體現出來。但是與其他河口相比 (尹盛樂等, 2012; 彭松耀等, 2020; 李紅軍等, 2022), 研究區有機碳含量略低。這與研究區沉積環境相對均勻、以黏土質粉砂為主, 以及研究站位主要受海洋環境影響有關。TOC 含量與砂含量負相關, 即粗砂對于有機碳的吸附能力低于細顆粒沉積物(譚文娟等, 2017)。例如, 濠江斷面的 H2 站位, 砂含量高達 98%, 其TOC 含量是所有站位最低值。

與TOC 的空間分布相似, 重金屬Cu、Zn、Cd和Pb 含量的相對高值位于榕江入?？谇岸? 盡管As的分布較均一, 榕江、濠江和練江河口前段含量仍略高于其他區域。一方面有機碳與重金屬均可通過表面吸附、陽離子交換和螯合反應, 形成金屬有機絡合物沉淀而從水體中析出(蔡真珍等, 2022)。另一方面潮汕海岸帶重金屬企業以鉛蓄電池制造、電鍍、皮革鞣制加工以及重有色金屬冶煉為主, 也涉及造紙和印染紡織, 其排放的廢物中重金屬含量較高; 義家吉等(2023)認為研究區的重金屬可能同源-來自于工業復合污染。TOC 和重金屬在空間分布相似性和統計上的顯著相關性, 說明研究區的有機碳主要來自陸源;同時說明研究區河口動力環境在阻滯陸源污染入海方面發揮重要作用。

3.2 小型底棲動物群落特點及控制因素

小型底棲動物平均豐度為(295±195) inds./10 cm2,遠低于長江口[(1 203±191) inds./10 cm2](史本澤等,2015)和黃河口[(789±293) inds./10 cm2](張志南等,1989), 與遼河口夏季豐度[(264±83) inds./10 cm2](葉晟等, 2017)、福建九龍江口春季豐度[(323±404)inds./10 cm2]( 傅素晶等, 2023) 和珠江口夏季[(183±172) inds./10 cm2](袁俏君等, 2012)基本一致。表明小型底棲動物豐度在大型河口區的分布普遍高于小型河口。

我國有關河口區小型底棲動物的研究比較有限,黃河口(張志南等, 1989)、長江口(王小谷等, 2010)的相關研究主要集中在水下三角洲區域, 而本研究將尺度延伸到了低鹽區, 海洋起源的物種通常對低鹽的耐受性較差。盡管與史本澤等(2015)在長江口及東海海域的研究相似, 均未發現豐度與鹽度之間存在明確關系, 但本研究區小型底棲動物群落能按鹽度梯度大致區分, 低鹽區或高鹽區的群落相似性較高;鹽度是解釋群落空間分布的最佳環境因子組合之一;同時豐度最低的蓮陽河LY1 站位, 其鹽度也是所有站位中最低的。表明鹽度是河口區小型底棲動物分布的重要控制因子。

此外, 較低的小型底棲動物豐度站位, 具有相對較高的Phaeo、TOC 和重金屬含量。如練江河口的豐度較低, 而平均Phaeo 含量最高。這可能與練江常年水質較差有關, 區域內土地開墾、化肥生產和化石燃料等引發的水體富營養化, 導致藻類迅速大量繁殖(Cloern, 2001)。其降解而成的較多的Phaeo, 也造成水體透明度下降, 這與練江斷面的透明度最低一致。榕江較低豐度, 可能與TOC 和重金屬含量較高有關。Liu 等(2008)指出高有機碳含量會適當增加線蟲的分布, 但有機碳含量過高也會造成線蟲的數量銳減。榕江斷面TOC 最高的R1 站位豐度較低。另一方面, 榕江重金屬含量極高, 降低了該斷面小型底棲動物的豐度和生物量, R1、R2、R3 站位的影響尤為突出。Rao 等(2023)研究認為河口區受到沿岸人為排放的工農業廢水、居民生活用水影響, 沉積物中極易富集重金屬, 從而干擾底棲生物群落。本研究中橈足類顯示出對Cu、Zn、Cd、Pb 和Hg 的敏感性, 而線蟲僅與Cd 存在顯著負相關, 表明橈足類對環境變化更敏感。重金屬處理對線蟲的脅迫效應研究發現, Cd 對線蟲群落結構的改變具有負效應 (Bakonyietal, 2003)。Pb的長期污染可以改變土壤線蟲的多樣性, 并且其多樣性會隨著Pb 濃度的增加而減少 (Zullinietal, 1986)。

綜上所述, 潮汕河口區的小型底棲動物群落分布與結構特點是以鹽度為主導的多種環境因子共同作用的結果。

3.3 基于環境-生物的污染狀態評價

重金屬評價可直接篩選出重金屬超標因子, 是評價環境質量的基礎, 適用于受重金屬污染嚴重區域, 可結合相關性分析追溯重金屬污染的可能來源;有機污染指數評價結合了有機碳和有機氮含量, 綜合反映沉積物中有機物的污染程度, 但缺乏對總磷的評價。以上兩種方法都是用含量直接描述污染程度。N/C 比值基于海洋線蟲和橈足類對環境的響應差異反映區域污染狀況: 海洋線蟲種類豐富, 攝食類型多樣, 抗干擾能力強; 底棲橈足類一般攝取藻類, 相比較對環境脅迫更為敏感。因此比值越低, 有機污染相對越輕。盡管N/C 比值作為環境監測存在諸多爭議,如受沉積物粒度、季節變動等因素影響顯著(郭玉清等, 2002c), 仍然在國際生態研究中被廣泛應用。

理化要素指標是環境狀態的直觀反應, 生物是環境壓力的受體和響應者, 是評估水域是否滿足生物生存的核心指標(婁保鋒, 2023)。本文基于理化指標的重金屬、有機碳評價以及生物指標的N/C 比值,對區域環境狀況進行了綜合評估?；谥亟饘傥廴镜脑u價中, 位于榕江上部的R2 是唯一超二類標準的站位, 超標因子Zn、Pb 是造成環境差異或影響小型底棲動物群落分布的重要因子。有機污染指數評價顯示,位于河流入?？谔幍腤2 和R4 相較其他站位受到一定程度的有機污染。根據N/C 比值結果, 位于外砂河與榕江之間的近岸站位W-R1、以及練江口門處LJ1、LJ2 的有機污染嚴重; 調查發現外砂河與榕江河段區域主要是沿岸村居的生活污水和飼養的禽畜糞便,練江的有機污染主要是來源于沿岸未經處理的工業廢水。以上三種評價方法, 都指示出污染較嚴重的站位一般處于河口入?？陂T處, 或受河流污染物影響嚴重, 盡管不同方法中污染程度最高的站位并不一致。這進一步說明環境的復雜性和運用綜合指標評價的必要性。

3.4 展望

本研究大部分站位分布在鹽度大于30 的真鹽區內, 未來可往低鹽度和高鹽度區域延伸, 增加鹽度梯度; 在生物組成方面只涉及類群組成、豐度和生物量等基礎數據, 后續可對優勢類群海洋線蟲重點分析,在種屬級別上深入探討生物多樣性與河口環境的關系; 此外考慮到豐水/枯水期的影響, 建議疊加時間尺度, 深入探討河口區底棲動物群落及其影響因素。

4 結論

潮汕河口區沉積物類型以黏土質粉砂為主, 沉積環境具有海洋特征。重金屬Cu、Zn、Phaeo、透明度和砂含量是沉積環境產生差異的主要原因, 可能與該區域有大量的工業作坊有關。

小型底棲動物群落分布與結構特點與以鹽度為主導的多種環境因子有關。小型底棲動物豐度、生物量和物種數與Phaeo 及重金屬Cu、Zn、Cd、Pb 含量存在顯著負相關。鹽度和重金屬Cd 是解釋小型底棲動物群落結構的最佳環境因子組合。

綜合環境-生物評價, 污染較嚴重的區域一般處于河口入?？陂T處。線蟲與橈足類比值能在一定程度上反映河口區有機質污染狀況, 綜合其他沉積環境因子, 可提高對環境質量的綜合評價水平。