綜合硅藻指數的建立及其在淡水生態評價中的應用

于 潘，張黎烜，尤慶敏，龐婉婷，曹 玥，馬 煜，謝慧鈺，王全喜*，金小偉*

1. 上海師范大學生命科學學院，上海 200234

2. 中國環境監測總站，國家環境保護環境監測質量控制重點實驗室，北京 100012

生物指標作為河流、湖泊等水生態環境監測評價的一個重要指標，與傳統的理化監測指標相比，具有更直觀、客觀、準確等特點，而且具有長期性和綜合性[1]. 硅藻作為淡水生態系統的重要組成部分，具有分布廣泛、物種多樣性高、繁殖周期短、對水體環境質量變化反應靈敏、易采集和保存等優點，被認為是評價水生態環境質量的最佳生物評價指標之一[2-6]，被長期應用于生物監測、重建古環境和古氣候等的研究[2].

硅藻作為一類重要的指示生物，被廣泛應用于水生態環境質量監測與評估[7-13]，歐盟水框架指導委員會于2000 年將硅藻推薦為水環境監測的常規生物指標，被歐洲許多國家列入法規[2]. 硅藻指數是目前應用最廣的水環境監測的方法之一，多數硅藻指數是基于硅藻種水平建立的，根據硅藻生態習性及耐污性來指示環境的污染程度，將水體劃分為不同等級. 第一個硅藻指數(diatom index)由法國的研究者Descy[14]建立，隨后Zelinka 等對硅藻指數的計算方法進行了標準化，研究者基于自己研究區域的環境情況對硅藻指數進行改良，建立了數十種硅藻指數[15-20]，被廣泛應用于各種水體的水質評估. 由于硅藻群落結構具有區域性，且對環境變化的響應也存在差異，使得這些硅藻指數的使用和推廣受到一定的局限.

我國在使用硅藻指數評估水生態環境質量方面的研究較少，且多是直接引用國外現成的評價方法，其適用性存在爭議[21-25]，目前尚未見適用于我國流域水生態環境質量監測評價的硅藻指數的研究報道，結合我國水體硅藻組成及其對環境變化的響應，建立適用于我國流域特色的科學、合理且具有較強實踐性的硅藻指數十分必要. 該研究以長江下游湖泊及青弋江水系為例，通過研究著生硅藻與水體理化因子的關系，建立著生硅藻指示種數據庫，建立適用于評價長江下游湖泊及青弋江水系水體質量的綜合硅藻指數(comprehensive diatom index, CDI)，為長江下游湖泊及青弋江水系的環境監測提供研究方法和評價標準，為湖泊、河流等生態系統的保護、治理與修復提供重要參考，以期為硅藻在我國流域水生態環境質量監測與評價中的應用及推廣提供方法支撐.

1 研究方法

1.1 研究區域

湖泊研究區域為長江下游，涉及江西、安徽、江蘇、浙江和上海5 個省市，包括鄱陽湖、巢湖、太湖、邵伯湖、太平湖、滆湖、陽澄湖、昆承湖、千島湖、破罡湖、龍感湖、黃湖、泊湖、龍湖、白蕩湖、長蕩湖、連城湖、獨墅湖、漕湖、尚湖、金雞湖、南星湖、澄湖、梅梁湖、八里湖、同里湖、固城湖、升金湖、南漪湖、嬉子湖、楓沙湖、大官湖、菜子湖等33 個湖泊，共計采樣點116 個. 河流研究區域位于長江下游右岸支流，安徽省境內的青弋江水系，包括青弋江干流、清溪河、舒溪河、秧溪河、婆溪河、麻川河和徽水河等6 條支流，共計采樣點40 個(見圖1). 采樣時間為2017 年8 月-2018 年8 月.

圖1 長江下游湖泊和青弋江采樣點的分布Fig.1 Sampling sites of the lakes of the lower reaches of the Yangtze River and Qingyi River

1.2 水體理化指標的測定

現場使用YSI 多參數水質分析儀測定水體溫度、pH、鹽度、DO 濃度、TSP 濃度、電導率. 用1 L 采水器采集水面下0.5 m 處的水樣，帶回實驗室進行水質化學分析，TN 的濃度根據HJ 636-2012《水質 總氮的測定 堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》測定，TP 的濃度根據《水質 總磷的測定 鉬酸銨分光光度法》測定，CODMn的濃度采用高錳酸鉀指數法[26]測定.

1.3 著生硅藻樣品采集與處理

1.3.1 樣品采集

選取有硅藻附著的基質(石頭、水生高等植物、航道標及碼頭等)進行樣品采集，使用牙刷刷取或用小刀刮取，對可以取出水面的基質在采樣時取5 塊基質的混合樣，對無法取出水面的基質則選取不同區域的混合著生硅藻樣品，裝入樣品瓶中，蒸餾水定容至50 mL，使用甲醛溶液(4%)進行固定.

1.3.2 樣品處理

采用微波消解法處理硅藻樣品：取10 mL 樣品于15 mL 的離心管內，1 500 r/min 離心8 min，去上清后轉至消解管內，加入10 mL 濃硝酸，選擇180 ℃程序處理2 h；結束后轉移至15 mL 的離心管內，1 500 r/min離心8 min，去上清液，加蒸餾水再次離心，整個過程重復5～7 次，最后一次離心結束，去上清液，向離心管內加入0.5 mL 無水乙醇，將樣品洗滌并轉移至1.5 mL的離心管中保存.

使用Naphrax 封片膠制作硅藻永久封片：取10 μL硅藻懸浮液均勻地涂于蓋玻片上，并置于加熱板上烘干；用Naphrax 封片膠對硅藻樣品進行封片；將載玻片放在150～160 ℃的加熱板上加熱至封片膠充分液化；冷卻后貼上標簽放入標本盒中保存.

1.3.3 樣品觀察與計數

使用光學顯微鏡在1 000 倍下對著生硅藻樣品進行觀察和計數，同時借助電子掃描顯微鏡對存疑硅藻物種進行觀察鑒定. 每號標本計數400 個硅藻殼面，殼面破碎超過3/4 及帶面觀的硅藻種類不計入結果.數據分析時，將每個硅藻物種的計數結果換算成相對豐度(以%表示).

1.4 綜合硅藻指數的構建

使用2018 年8 月的硅藻樣本來構建綜合硅藻指數，選擇相對豐度大于1%，出現頻次大于4 的著生硅藻進行研究，共篩選出114 種著生硅藻用于構建硅藻指數；使用加權平均回歸分析法(R 程序包rioja)確定這些硅藻對TP、TN 和CODMn的最適值及耐受值.根據已有文獻報道對硅藻指示種的環境指示值(v)和敏感值(s)的劃分方法[27]，將環境指示值(v)劃分為1～5，其中著生硅藻基于TP 的v值對應的TP 濃度范圍為，v=1 表示TP 濃度小于0.06 mg/L，v=2 表示TP 濃 度 為0.06～0.09 mg/L，v=3 表 示TP 濃 度 為0.09～0.12 mg/L，v=4 表示TP 濃度為0.12～0.22 mg/L，v=5 表示TP 濃度大于0.22 mg/L. 著生硅藻基于CODMn的v值對應的CODMn濃度范圍為，v=1 表示CODMn濃度小于7.5 mg/L，v=2 表示CODMn濃度為7.5～12 mg/L，v=3 表示CODMn濃度為12～15 mg/L，v=4 表示CODMn濃度為15～20 mg/L，v=5 表示CODMn濃度大于20 mg/L.著生硅藻基于TN 的v值對應的TN 濃度范圍為，v=1 表示TN 濃度小于1.2 mg/L，v=2 表示TN 濃度為1.8～2 mg/L，v=3 表示TN 濃度為1.5～1.8 mg/L，v=4表示TN 濃度為1.8～2 mg/L，v=5 表示TN 濃度大于2 mg/L.

根據硅藻對TP、TN 和CODMn的耐受值大小，將敏感值(s)劃分為1～4，其中著生硅藻基于TP 的s值對應的耐受范圍為，s=1 表示TP 濃度為0.012～0.05 mg/L，s=2 表示TP 濃度為0.05～0.1 mg/L，s=3 表示TP 濃度為0.1～0.2 mg/L，s=4 表示TP 濃度為0.2～0.479 mg/L. 著生硅藻基于CODMn的s值對應的耐受范圍為，s=1 表示CODMn濃度為1.64～6 mg/L，s=2 表示CODMn濃度為6～8 mg/L，s=3 表示CODMn濃度為8～12 mg/L，s=4 表示CODMn濃度為12～14.08 mg/L.著生硅藻基于TN 的s值對應的耐受范圍為，s=1 表示TN 濃度為0.28～0.71 mg/L，s=2 表示TN 濃度為0.71～1 mg/L，s=3 表示TN 濃度為1～1.5 mg/L，s=4 表示TN 濃度為1.5～2.87 mg/L. 然后，確定長江下游湖泊著生硅藻的環境指示值(v)和敏感值(s)，劃分標準本著簡化計算的原則[28]，對所參選的3 個環境指標分配統一的權重，即各占1/3，著生硅藻的環境指示值(v)和敏感值(s)如表1 所示.

表1 著生硅藻的環境指示值(v)和敏感值(s)Table 1 List of environmental indicators indicator (v) and sensible (s) values of the Periphytic diatoms

參考富營養化硅藻指數[17]的計算公式建立綜合硅藻指數(comprehensive diatom index, CDI)，計算公式如下：

續表1

續表1

式中：CDI 表示綜合硅藻指數，取值范圍為0～100，其值越大，說明水體營養等級或污染程度越高；WMS表示硅藻基于環境因子的加權平均值，取值范圍為1～5；ak表示硅藻物種k的相對豐度；sk表示硅藻物種k對環境的敏感值，取值范圍為1～4；vk表示硅藻物種k對環境的指示值，取值范圍為1～5.

1.5 綜合硅藻指數的評價標準

參照我國地表水環境質量評價標準[29]，根據CDI與水體污染狀態的關系，將河流水質劃分為優、良、輕度污染、中度污染和重度污染5 個級別，具體的評價標準如表2 所示.

表2 CDI 的評價等級(河流)Table 2 Evaluation grade of CDI (river)

參照我國對湖庫水體營養等級的評價標準[30]，將湖泊水體分為貧營養、輕度富營養、中度富營養、重度富營養化和超富營養6 個等級，具體的評價標準如表3 所示.

表3 CDI 的評價等級(湖庫)Table 3 Evaluation grade of CDI (lake)

1.6 數據分析

使用Spearman 相關分析研究CDI 與環境因子的相關性，在進行Spearman 相關分析時，對除pH 以外的所有水體理化數據和CDI 進行數據轉換〔lg (X+1)〕.利用箱形圖研究CDI 在水質梯度上的變化. 箱形圖和Spearman 相關性分析通過R 4.0.2 完成.

2 結果與分析

2.1 著生硅藻群落結構

長江下游湖泊共鑒定著生硅藻75 屬354 種(含變種)，其中，雙殼縫目種類最多，有33 屬184 種，占總種類數的52%；管殼縫目9 屬61 種，占總種類數的17%；圓篩藻目15 屬36 種，占總種類數的10%；無殼縫目9 屬32 種，占總種類數的9%；單殼縫目8 屬31種，占總種類數的9%；短殼縫目最少，有1 屬10 種，僅占總種類數的3%(見圖2).

圖2 河流和湖泊的著生硅藻種類數Fig.2 The number of periphytic diatoms in rivers and lakes

青弋江水系共鑒定著生硅藻80 屬314 種(含變種)，其中，雙殼縫目種類最多，有40 屬188 種，占總種類數的60%；管殼縫目11 屬49 種，占總種類數的16%；單殼縫目8 屬32 種，占總種類數的10%；無殼縫目13 屬25 種，占總種類數的8%；圓篩藻目7 屬13種，占總種類數的4%；短殼縫目最少，有1 屬7 種，僅占總種類數的2% (見圖2). 總體來看，著生硅藻種類數在湖泊和河流中相差不大，各類群種類數基本持平.

2.2 綜合硅藻指數評價等級

2.2.1 湖泊綜合硅藻指數評價等級

根據CDI 值將湖泊水體分為6 組，其中8 個點位為貧營養，CDI 平均值為25.25，標準差為3.32，主要分布在太平湖；17 個點位為中營養，CDI 平均值為42.71，標準差為5.30，主要分布在鄱陽湖、泊湖和固城湖等；23 個點位為輕富營養，CDI 平均值為55.3，標準差為2.72，主要分布在南漪湖、黃湖和尚湖等；30 個點位為中富營養，CDI 平均值為64.75，標準差為2.98，主要分布在昆承湖、龍湖、漕湖和邵伯湖等；22 個點位為重富營養，CDI 平均值為73.7，標準差為2.52，主要分布在獨墅湖、梅梁湖、菜子湖和南星湖等；14 個點位為超富營養，CDI 平均值為87.39，標準差為4.91，主要分布在滆湖、八里湖和嬉子湖等(見表4).

表4 湖泊的CDI 特征值Table 4 CDI characteristic values of lake

2.2.2 河流綜合硅藻指數評價等級

根據CDI 值將青弋江的采樣點水體分為5 組，其中3 個點位為優，CDI 平均值為24.83，標準差為4.72，分布在婆溪河及麻川河上游；14 個點位為良，CDI 平均值為40.58，標準差為5.49，主要分布在清溪河、舒溪河青弋江及麻川河等；8 個點位為輕度污染，CDI 平均值為56.89，標準差為4.29，主要分布在婆溪河、清溪河、秧溪河等；8 個點位為中度污染，CDI 平均值為71.74，標準差為4.51，主要分布在徽水河及青弋江；2 個點位為重度污染，CDI 平均值為84.12，標準差為4.01，分布在徽水河(見表5).

表5 河流的CDI 特征值Table 5 CDI characteristic values of river

2.3 CDI 與環境變量的關系

CDI 與青弋江水系各點位環境因子的Spearman相關分析結果如表6 所示，CDI 與TP 濃度(R=0.50,P＜0.01)、TN 濃度(R=0.47,P＜0.01)、TSP 濃度(R=0.35,P＜0.05)和電導率(R=0.32,P＜0.05)均呈顯著正相關.

表6 CDI 與環境因子的Spearman 相關分析結果(河流)Table 6 Spearman correlation analysis of CDI and environmental factors (river)

CDI 與長江下游湖泊各點位環境因子的Spearman 相關分析結果如表7 所示，CDI 與TP 濃度(R=0.53,P＜0.001)、CODMn濃度(R=0.59,P＜0.001)、TN濃度(R=0.19,P＜0.05)、TSP 濃度(R=0.56,P＜0.001)、電導率(R=0.53,P＜0.001)和pH(R=0.29,P＜0.01)均呈顯著正相關.

表7 CDI 與環境因子的Spearman 相關分析結果(湖泊)Table 7 Spearman correlation analysis of CDI and environmental factors (lake)

2.4 CDI 的應用

計算其他樣本的CDI，并作其與環境因子的Spearman 相關分析(見表8)，結果顯示，CDI 與TP 濃度(R=0.42，P＜0.001)、CODMn濃度(R=0.33，P＜0.001)和TN 濃度(R=0.30，P＜0.01)均呈極顯著正相關. CDI隨水質梯度變化的箱形圖見圖3. 由圖3 可見，CDI值呈現從優到重度污染逐漸增加的趨勢.

圖3 CDI 在水質梯度上的分布(河流)Fig.3 Distribution of CDI index along water quality gradient (river)

表8 CDI 與環境因子的Spearman 相關分析(河流)Table 8 Spearman correlation analysis of CDI and environmental factors (river)

計算其他樣本的CDI，并作其與環境因子的Spearman 相關分析(見表9)，結果顯示，CDI 與TP 濃度(R=0.22,P＜0.01)和CODMn濃度(R=0.34,P＜0.001)均呈極顯著正相關，與pH(R=-0.24,P＜0.01)呈極顯著負相關. CDI 隨水質梯度變化的箱形圖見圖4. 由圖4可見，CDI 呈現從中營養到超富營養逐漸增加的趨勢.

表9 CDI 與環境因子的Spearman 相關分析(湖泊)Table 9 Spearman correlation analysis of CDI and environmental factors (lake)

圖4 CDI 在水質梯度上的分布(湖泊)Fig.4 Distribution of CDI index along water quality gradient (lake)

3 討論

3.1 CDI 在湖泊和河流水生態環境質量監測評價中的適用性

CDI 以長江下游主要湖泊為研究區域建立，通過研究青弋江水系對其進行完善，擴增了硅藻指數物種數量. 使用CDI 評價研究區域水體環境質量，發現CDI 呈現隨水質梯度的增加而變大的趨勢，說明CDI 可以較好地反映水質的變化趨勢[31-32]. 該研究將CDI 與5 個常用硅藻指數進行了比較，與硅藻湖泊營養指數(TDIL)[18]相比，有48 種硅藻未出現在TDIL硅藻數據庫中；與南美大草原硅藻指數(PDI)相比[33]，有65 種硅藻未出現在PDI 硅藻數據庫中；與硅藻營養化指數(TDI)相比[17]，有60 種硅藻未出現在TDI硅藻數據庫中；與特定污染敏感指數(SPI)相比[34]，有58 種硅藻未出現在SPI 硅藻數據庫中；與生物硅藻指數(BDI)相比[35]，有19 種硅藻未出現在BDI 硅藻數據庫中. 此外，因受研究區域水體形態及地理環境等因素的影響，不同區域的硅藻群落結構特征及對環境的響應差異較大，對硅藻指示值的賦值要依據研究區域實際情況進行合理的賦值[18]，CDI 與上述幾種常用硅藻指數涉及的硅藻物種對環境的指示值和敏感值的賦值存在差異，這正是保證所建立的硅藻指數適用且可靠的關鍵，該研究建立的CDI 是在研究區域硅藻對環境變化的響應基礎上建立的，因此能更準確地反映該區域水體的水質變化情況. CDI 的評價標準是根據GB 3838-2002《地表水環境質量標準》制定，對湖泊和河流分別制定相應的評價標準，在湖泊水體中，根據水體營養狀態分為6 個等級，在河流水體中，根據水體污染水平分為5 個等級. 后期隨著研究區域的擴大，湖泊和河流研究數據的增多，將使CDI 更加完善，評價結果更準確.

3.2 關于硅藻指示種環境指示值和敏感值的問題

該研究用于建立CDI 的環境指示值和敏感值基于硅藻對TP、TN 和CODMn三者的關系，相較于基于單個環境因子建立的硅藻指數，CDI 可以更準確地反映水體的質量. 雖然該研究建立的CDI 用于評價長江下游湖泊和青弋江水體狀態時，得到了較好的結果[31-32]. 但是我國幅員遼闊，水體類型多，硅藻物種多樣性高，不同區域的硅藻組成存在差異，對環境的指示作用也不盡相同，且CDI 所涉及的硅藻種類相對較少，未完全覆蓋其他區域水體的硅藻指示種. 因此，隨著研究區域的擴大，新的硅藻指示物種不斷加入，對現有硅藻指示種的環境指示值進行修訂，使CDI更加完善，適用范圍更大，準確度更高，適應性更強.

3.3 硅藻指數在我國推廣應用存在的問題

因硅藻自身的特點，導致我國在使用硅藻指數監測水環境質量時存在許多問題：①硅藻指數具有最佳的適用區域. 一些硅藻物種在不同地區，其對環境變化的響應存在差異，難以在不同地區對某一種硅藻指數進行推廣應用[33]. 不同地區都有其地方特有的硅藻物種，在我國，已有100 余種硅藻新物種被報道，但是缺乏這些硅藻物種對環境指示的研究，尚不能直接應用到硅藻指數的構建中. 我國學者也認為在使用硅藻指數評價我國水體時，硅藻指數也有其所適應的區域[21-23,36]. ②各地區水體都有其各自的特征，水質評判標準也不盡相同. 不結合研究區域水體的實際情況，直接套用國外已有的硅藻指數來評價我國水體的質量，其準確度和適用性有待考證[37-40]. 建立局部區域的硅藻環境指示數據庫，進而建立相應的硅藻指數，或許可以更好地評價該地區的水體環境質量. 該研究以長江下游地區主要湖泊和青弋江水系為例，建立了一個包含114 種著生硅藻指示物種的數據庫，并在此基礎上建立了CDI，通過研究，證明該指數可以較好地反映研究區域的水體質量. 但是我國水體類型復雜，南北方差異大，硅藻群落結構存在差異，CDI 能否在其他地區水體環境監測工作中推廣應用，還需要進一步深入的研究.

4 結論

a) 確定了114 種著生硅藻對水體TP、TN 和CODMn濃度變化的環境指示值，建立了綜合硅藻指數(CDI)，用于評價長江下游湖泊水體營養化程度及青弋江水系水生態狀態.

b) Spearman 相關分析的結果顯示，無論在河流水體還是在湖泊水體中，CDI 與TP 濃度、CODMn濃度、TSP 濃度和TN 濃度均呈顯著相關.

c) CDI 在河流和湖泊中均呈現隨水質梯度增加而變大的趨勢，可以很好地反映水生態環境質量的變化.