基于模糊評價和緩沖區(qū)梯度帶的東寨港紅樹林水質(zhì)分析

曹 瑞，邱彭華，謝跟蹤

(海南師范大學地理與環(huán)境科學學院，?？?571158)

被譽為“地球之腎”的濕地，是地球上一種具有多種功能和效益的獨特生態(tài)系統(tǒng)，在自然界和人類社會中都有著極為重要且無可替代的作用[1]。紅樹林濕地是以生長在熱帶、亞熱帶海岸潮間帶的紅樹科植物為主體的特殊海岸濕地類型[2]。 水是濕地生態(tài)系統(tǒng)的三大重要組成部分之一，水質(zhì)對濕地植物的生長以至整個濕地生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定至關重要[3]。許多學者對紅樹林濕地的水環(huán)境做過一些有益探討。劉亞云[4]按照紅樹群落的結(jié)構(gòu)特征布設五個監(jiān)測站位，運用水質(zhì)質(zhì)量單項標準指數(shù)法、綜合指數(shù)WQI法、有機污染指數(shù)法和富營養(yǎng)化評價法等方法對特呈島紅樹林自然保護區(qū)的水環(huán)境質(zhì)量進行過評價；李存煥[5]共采集了紅樹林保護區(qū)河口、魚塘等五個區(qū)域的120個樣點，對深圳紅樹林保護區(qū)水質(zhì)重金屬含量進行過分析；李鵬山[6]根據(jù)2004-2008年東寨港紅樹林自然保護區(qū)海水水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)，采用單因子質(zhì)量指數(shù)評價法、有機污染指數(shù)法、富營養(yǎng)化水平相結(jié)合的方法對東寨港紅樹林自然保護區(qū)水質(zhì)進行了評價，并分析了5年水質(zhì)變化情況。但從定點監(jiān)測站的分布看，文獻[6]的水質(zhì)監(jiān)測點全部位于紅樹林分布區(qū)外側(cè)空曠的海灣面上，既無位于紅樹林內(nèi)部的監(jiān)測點，也無保護區(qū)周邊陸域水體的對照監(jiān)測點，因此該文獻實質(zhì)上僅僅是東寨港海水的水質(zhì)分析而已。關于水質(zhì)評價，目前常用的方法有單因子指標法[7]、綜合污染指數(shù)法[8]、基于多元統(tǒng)計技術的水質(zhì)評價方法[9-11]和基于數(shù)學模型的水質(zhì)評價方法[12-14]。薛巧英[15]對當前水環(huán)境質(zhì)量評價中的方法進行了綜合評述，評述了各種評價方法的優(yōu)點和不足，并且指出模糊評價法因體現(xiàn)了水環(huán)境中客觀存在的模糊性和不確定性，更加客觀，被廣泛用于在水質(zhì)綜合評價。

文章基于整體性視野，將東寨港紅樹林自然保護區(qū)及周邊毗鄰水域納入統(tǒng)一的監(jiān)測對象，對鄰近陸域養(yǎng)殖塘、保護區(qū)碼頭水域、紅樹林內(nèi)、紅樹林溝渠、紅樹林外側(cè)海域分別設定水樣監(jiān)測點，進行雨、旱兩季水質(zhì)分析，并運用基于層次分析法的水質(zhì)模糊評價模型和緩沖區(qū)梯度帶空間分析法對東寨港紅樹林自然保護區(qū)及周邊鄰近水域進行了綜合評價，以期了解不同時空背景下的水環(huán)境污染狀況及其分布特征，進而探討保護區(qū)水體污染原因，為增強紅樹林保護與管理的精準性提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

1.1 自然條件概況

海南省東寨港紅樹林自然保護區(qū)位于?？谑袞|北角與文昌市交界處的濱海瀉湖內(nèi)，地理坐標為東經(jīng)110°32′～110°37′，北緯19°51′～20°1′，包括演豐、三江兩鎮(zhèn)的濱海區(qū)域(圖1)，面積約3 337.6 hm2，1986年成為國家級濕地自然保護區(qū)，1992年被列入國際重要濕地名錄。該保護區(qū)屬于海洋性季風氣候，年平均氣溫為23.8 ℃，年均降雨量約1 700 mm，海水最高溫度32.6 ℃，最低溫度14.6 ℃，平均水溫24.5 ℃，土壤為典型的酸性硫酸鹽土。研究區(qū)擁有我國成片面積最大的紅樹林(2 180 hm2)，有紅樹植物16科52種，占世界已知紅樹植物種數(shù)的39.5%。

1.2 社會經(jīng)濟狀況

與東寨港紅樹林自然保護區(qū)毗鄰的海口市相關鄉(xiāng)鎮(zhèn)主要為演豐鎮(zhèn)和三江鎮(zhèn)，其中演豐鎮(zhèn)共有208個自然村，2015年總?cè)丝?5 902人；三江鎮(zhèn)(含三江農(nóng)場)有108個自然村，2015年總?cè)丝?4 717人。兩鎮(zhèn)的濱海區(qū)既是紅樹林分布的集中區(qū)，也是水產(chǎn)養(yǎng)殖比較密集的區(qū)域，在紅樹林周邊分布著大量養(yǎng)殖塘。兩鎮(zhèn)濱海區(qū)也有些居民從事海捕和農(nóng)業(yè)種植活動[16]。隨著現(xiàn)代水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，產(chǎn)生的大量養(yǎng)殖動物排泄物及殘餌不僅影響了水產(chǎn)品的質(zhì)量與產(chǎn)量，也加重了東寨港瀉湖的富營養(yǎng)化程度。演豐鎮(zhèn)濱海區(qū)除了水產(chǎn)養(yǎng)殖和種植業(yè)外，當前觀光旅游業(yè)亦有了較大發(fā)展，這給紅樹林的保護帶來了又一壓力。

2 研究方法

2.1 水質(zhì)測試方法

在自然保護區(qū)紅樹林外側(cè)海域、紅樹林內(nèi)、紅樹林溝渠、碼頭水域、周邊養(yǎng)殖塘等區(qū)域設置42個監(jiān)測點(圖1)，分旱、雨兩季(5-11月為雨季，12月-次年4月為旱季)進行水樣采樣，采樣時間分別為2014年12月和2015年8月，監(jiān)測點分布情況列于表1。每個監(jiān)測點測試化學需氧量(COD)、溶解氧(DO)、五日生化需氧量(BOD5)、氨氮(NH3-N)和總磷(TP)5個指標，其中鹽度≥1.3%的水樣，COD用堿性高錳酸鉀法測定、DO用碘量法測定、BOD5用五日培養(yǎng)法測定、NH3-N用次溴酸鹽氧化法測定、TP用過硫酸鉀氧化法測定；鹽度<1.3%的水樣，COD用重鉻酸鉀法測定、DO用用碘量法測定、BOD5用稀釋與接種法測定、NH3-N用納氏試劑比色法測定、TP用鉬酸銨分光光度法測定。

圖1 東寨港紅樹林水樣監(jiān)測點分布圖Fig.1 Sampling point distribution of mangrove water quality in Dongzhai Habrbor

采樣區(qū)域樣點編號紅樹林外側(cè)海域 S01、S33紅樹林內(nèi) S02、S07、S08、S11、S13、S20、S21、S24、S27、S28、S30、S31、S32、S34、S35、S36、S39、S40、S42紅樹林溝渠 S10、S12、S15、S18、S22、S29、S38碼頭水域 S06、S26養(yǎng)殖塘 S03、S04、S05、S09、S14、S16、S17、S19、S23、S25、S37、S41

水樣監(jiān)測點采用高分辨率遙感圖并結(jié)合GPS技術進行定位確定，數(shù)據(jù)和圖像處理采用ArcGIS、MATLAB2010a和Origin9.0進行。

2.2 水質(zhì)評價層次模型

根據(jù)監(jiān)測數(shù)據(jù)，選取COD、DO、BOD5、NH3-N、TP共5個水質(zhì)指標，構(gòu)建環(huán)境因子子集U，U={COD 、DO 、BOD5、NH3-N 、TP }。因本次陸域養(yǎng)殖塘水樣監(jiān)測點的最小鹽度值為0.5%(僅1個)，最大鹽度值為3%，平均鹽度值為1.783%，這與保護區(qū)碼頭、紅樹林溝渠及外側(cè)海域的水樣鹽度值相近，故水質(zhì)評價標準統(tǒng)一采用《海水水質(zhì)標準》(GB3097-1997)[17]，其等級集合設為S={Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ}，評價因子集和標準集見表2。

表2 研究區(qū)水樣點污染因子及其等級標準 mg/L

層次分析法可以將問題條理化、層次化，構(gòu)造出一個有層次的結(jié)構(gòu)模型[18-20]。本文利用層次分析法構(gòu)建研究區(qū)水質(zhì)評價結(jié)構(gòu)模型如圖2所示。

圖2 研究區(qū)水環(huán)境質(zhì)量評價層次結(jié)構(gòu)Fig.2 Hierarchical structure model of water quality of Dongzhai mangrove forest

2.3 水質(zhì)模糊評價

對于任何具體的生態(tài)環(huán)境既非絕對脆弱，也非絕對穩(wěn)定，表現(xiàn)出模糊性[21]。水體環(huán)境本身存在大量不確定因素，優(yōu)劣程度也具有相對模糊性[22，23]，其隸屬度矩陣由評價指標代入隸屬函數(shù)構(gòu)成，隸屬函數(shù)一般采用“降半梯形”的函數(shù)[24]。

選取COD、DO、BOD5、NH3-N、TP水質(zhì)因子構(gòu)建模糊評價矩陣R，其中濃度越小污染越輕的指標有COD、BOD5、NH3-N、TP，其隸屬度函數(shù)的表達式如下：

(1)第1級(首級)，即j=1時，其隸屬度函數(shù)為：

(1)

(2)第2～(m-1)級(中間級)，即j=2,3,4,…,(m-1)時，其隸屬度函數(shù)為：

(2)

(3)第m(末級)，即j=m時，其隸屬度函數(shù)為：

(3)

式中：x表示實測濃度值；sij表示第i(i= 1,2,3,4,…,n)項評價因子對應的第j(j=1,2,3,4,…,m)級水質(zhì)標準值。對于濃度越大污染越輕的DO表達式需改變條件中符號的方向，其他基本一致，最后根據(jù)實測濃度建立每個樣點的模糊評價矩陣R。

(4)

2.4 AHP法確權(quán)法

現(xiàn)狀水質(zhì)是當前多個環(huán)境因子共同作用的結(jié)果[25]，但每個因子對水質(zhì)的貢獻率即權(quán)重不同。本文采用層次分析法確定權(quán)重，確權(quán)過程中用單項污染指數(shù)作為標度，并進行兩兩比較，構(gòu)建判斷矩陣。然后，運用MATLAB軟件對矩陣進行數(shù)據(jù)處理，得到最大特征值和對應特征向量，并完成一致性檢驗。獲得評價環(huán)境因子的權(quán)重矩陣W={w1、w2、w3…wi…wn}，結(jié)果見表3。

表3 研究區(qū)水質(zhì)指標權(quán)重值和一致性檢驗Tab.3 Test of weight value and consistency of each index in the two water periods

表3顯示，各水質(zhì)指標權(quán)重表現(xiàn)為：COD>TP>BOD5>NH3-N>DO，化學需氧量在研究區(qū)水質(zhì)變化中起到主要作用，是主要污染物，其次是總磷。

2.5 水質(zhì)綜合評價

利用模糊評價矩陣R與權(quán)重矩陣W復合運算進行水質(zhì)綜合評價，以直觀反映各評價因子的優(yōu)劣情況。目前常見的復合運算方法有主因素決定型、主因素突出型和加權(quán)平均型[26]，其中主因素決定型和主因素突出型都過于強調(diào)超標最大因子而忽略其他因子的作用，具有局限性[27]；加權(quán)平均型將等級看作一種相對位置，使其連續(xù)化[28]，注重保留各因子評價結(jié)果，故更為直觀。本文選用加權(quán)平均型方法進行水質(zhì)綜合評價，其計算式如下：

BT=(∑mj=ibβjj)/(∑mj=ibβj)

(5)

式中：bj表示評價對象對第j級水質(zhì)標準的隸屬度；β為待定系數(shù)，bj為了控制較大所起的作用，本文取β=2。

2.6 緩沖區(qū)梯度帶空間分析法

以某一邊界或中心點按照固定間距緩沖建立梯度帶作為子研究區(qū)，分析這一帶狀空間里的水質(zhì)變化狀況。梯度帶法可以將水質(zhì)變化空間序列化，探討水質(zhì)情況沿梯度空間帶的空間變化特征。本文依據(jù)水樣監(jiān)測點的分布情況以紅樹林自然保護區(qū)陸岸線為邊界，向陸、海兩側(cè)方向以50 m間距設立若干緩沖區(qū)梯度帶，使之覆蓋所有監(jiān)測點，然后分別統(tǒng)計出各個梯度帶內(nèi)監(jiān)測點的平均水質(zhì)污染程度指數(shù)，進而探討出水質(zhì)自陸域至紅樹林水域的空間變化規(guī)律。

3 評價結(jié)果分析

3.1 單因子污染分析

根據(jù)旱、雨兩季水質(zhì)指標的實測值(表4)可知：旱季DO、BOD5、TP三個指標均達到Ⅰ級水質(zhì)標準，COD和NH3-N滿足Ⅱ級水質(zhì)標準，水質(zhì)狀況良好；雨季僅DO滿足Ⅱ級水質(zhì)標準，其余指標均為Ⅳ級水質(zhì)標準，污染變重。從旱季到雨季，COD和NH3-N由Ⅱ級降為Ⅳ級，DO由Ⅰ級降為Ⅱ級，TP和BOD5由Ⅰ級直接降變?yōu)棰艏?，水質(zhì)變幅最大。從單因子污染分析來看，研究區(qū)的旱季水質(zhì)優(yōu)于雨季水質(zhì)，尤其是BOD5和TP表現(xiàn)得最為突出。

表4 研究區(qū)旱雨兩季各水質(zhì)指標變化值 mg/L

3.2 不同區(qū)域旱、雨季綜合水質(zhì)比較

根據(jù)研究區(qū)不同采樣區(qū)域的水質(zhì)指標監(jiān)測值，可獲得其平均濃度變化折線圖，如圖3所示。

圖3 研究區(qū)不同采樣區(qū)各指標濃度變化折線圖Fig.3 The different regions of each index concentration line chart

由圖3可知：COD平均濃度值雨季遠高于旱季，雨季中以養(yǎng)殖塘水域最高，旱季各區(qū)域的濃度基本持平；DO平均濃度最低值為雨季的碼頭水域，最高值為旱季的紅樹林內(nèi)水域；BOD5濃度雨季普遍高于旱季，最高值出現(xiàn)在雨季的養(yǎng)殖塘，旱季濃度接近于0；雨季NH3-N濃度從紅樹林外側(cè)海域到碼頭水域逐漸升高，養(yǎng)殖塘水域僅次于碼頭水域，旱季NH3-N濃度在紅樹林溝渠出現(xiàn)小高峰值；TP濃度也表現(xiàn)出雨季高于旱季，雨季中養(yǎng)殖塘和碼頭水域的TP值幾乎同時達到最大值，旱季各區(qū)域的TP濃度趨于0。綜合來看，各區(qū)域水體雨季污染程度高于旱季，其中養(yǎng)殖塘是水體污染最嚴重的區(qū)域，其次為碼頭水域和紅樹林溝渠。

依據(jù)水質(zhì)綜合評價模型，計算出全部監(jiān)測點在旱、雨季的水質(zhì)綜合評價指數(shù)BT，結(jié)果如表5所示。

表5 研究區(qū)兩季水質(zhì)綜合評價Tab.5 Two comprehensive evaluation of water quality in water

由表5可知，旱季BT值為1.4，雨季BT值為3，分別隸屬Ⅰ、Ⅲ級水質(zhì)，這表明旱季綜合水質(zhì)也明顯優(yōu)于雨季。這一結(jié)論與河湖的一般水質(zhì)變化規(guī)律完全相反，這是什么原因呢？為此，對研究區(qū)進行了詳細調(diào)研。實地調(diào)研了解到東寨港紅樹林周邊的養(yǎng)殖塘(以養(yǎng)殖對蝦為主)一年2～3造(以兩造居多)，一般清明節(jié)前后放苗，養(yǎng)殖周期100 d左右，即在7月中旬一般可完成第一造，接著進入下一造養(yǎng)殖周期。這表明雨季正是東寨港紅樹林保護區(qū)周邊水產(chǎn)養(yǎng)殖的高峰期，養(yǎng)殖廢水排放量大，而且高溫天氣使養(yǎng)殖塘中的殘餌、糞便變質(zhì)，提高了養(yǎng)殖廢水的濃度。這是導致研究區(qū)雨季水質(zhì)明顯劣于旱季的最主要原因。

3.3 不同緩沖區(qū)梯度的水質(zhì)比較

以東寨港紅樹林自然保護區(qū)陸岸線為邊界，利用ArcGIS軟件設置了由海岸線向陸單側(cè)緩沖50 m，由海岸線向海單側(cè)緩沖50、100和150 m，形成覆蓋所有采樣點的4個緩沖帶，各緩沖帶水樣監(jiān)測點分布情況如圖4所示。

圖4 研究區(qū)緩沖區(qū)梯度帶劃分Fig.4 Division of the gradient buffer zone

經(jīng)統(tǒng)計，海岸線向陸0～50 m緩沖帶內(nèi)共16個監(jiān)測點，其中養(yǎng)殖塘監(jiān)測點12個，紅樹林內(nèi)和紅樹林溝渠監(jiān)測點各2個；海岸線向海0～50 m緩沖區(qū)內(nèi)共20個監(jiān)測點，其中紅樹林內(nèi)監(jiān)測點13個，碼頭監(jiān)測點2個紅樹林溝渠監(jiān)測點5個；海岸線向海50～100、100～150 m緩沖區(qū)內(nèi)監(jiān)測點分別為4個和2個，均分布于紅樹林內(nèi)。將不同緩沖區(qū)梯度帶內(nèi)的各水質(zhì)指標的監(jiān)測值取平均值，然后做折線圖，如圖5所示。

圖5 研究區(qū)緩沖區(qū)梯度帶各水質(zhì)指標變化折線圖Fig.5 The different buffer zone of each index concentration line chart 注：緩沖區(qū)梯度帶編號：1-海岸線向陸0～50 m緩沖帶；2-海岸線向海0～150 m緩沖帶；3-海岸線50～100 m緩沖帶；4-海岸線向海100～150 m緩沖帶，下同。

圖5顯示，COD濃度在旱、雨兩季中均是在海岸線向陸和向海0～50 m的緩沖帶內(nèi)明顯偏大；DO濃度值在旱季和雨季均表現(xiàn)出海岸線向海0～50 m緩沖帶內(nèi)最??；雨季BOD5濃度值在海岸線向海0～50 m緩沖帶最大，其次是在海岸線向陸0～50 m緩沖帶。旱季各緩沖區(qū)梯度帶內(nèi)的BOD5濃度均趨近于0；TP和NH3-N的濃度值雨季中表現(xiàn)出從海岸線向陸0～50 m緩沖帶到海岸線向海100～150 m緩沖帶呈逐漸減小的趨勢，旱季TP濃度趨近于零。

為比較各個梯度帶的水質(zhì)狀況并揭示水質(zhì)從陸地到紅樹林水域的變化規(guī)律，取各緩沖帶內(nèi)樣點 值的平均值進行探討，統(tǒng)計結(jié)果見圖6所示。

圖6 東寨港紅樹林各緩沖區(qū)梯度帶綜合水質(zhì)等級分布圖Fig.6 The buffer water period distribution in Dongzhai Harbor

圖6顯示，研究區(qū)的綜合水質(zhì)具有以下分布特征：①從陸向海，隨著空間距離的增加，水體污染程度總體上趨于下降態(tài)勢，尤其是旱季更為明顯。這表明陸源污染物是東寨港紅樹林自然保護區(qū)水體惡化的首要原因；②同一緩沖區(qū)內(nèi)梯度帶，旱季水體的污染程度明顯低于雨季，而且旱季水體的平均污染指數(shù)僅相當于雨季的一半，這在遠離岸線的紅樹林水域表現(xiàn)得更為突出。據(jù)前文分析，雨季是水產(chǎn)養(yǎng)殖活動的活躍期，這表明水產(chǎn)養(yǎng)殖水是東寨港紅樹林保護區(qū)水體污染的首要貢獻者；③綜合水質(zhì)指數(shù)顯示海岸線向陸0～50 m緩沖區(qū)梯度帶內(nèi)75%的樣點(12個)是養(yǎng)殖塘，僅有2個水溝和2個紅樹林內(nèi)樣點。這表明養(yǎng)殖塘是東寨港紅樹林自然保護區(qū)水體最主要的污染源；④雨季綜合水質(zhì)緩沖區(qū)梯度變化曲線在海岸線向海50～100 m緩沖區(qū)梯度帶內(nèi)呈現(xiàn)小高峰值，但仍小于海岸線向陸0～50 m緩沖區(qū)梯度帶的綜合水質(zhì)指數(shù)值。根據(jù)實地調(diào)查了解，距離海岸線50～100 m的緩沖區(qū)梯度帶是當?shù)鼐用襁M行近海捕撈作業(yè)的最主要場所。因此，可以認為，雨季活躍的近海漁船排污和漁業(yè)活動對水體攪渾作用是其水體污染指數(shù)偏高的重要原因。

4 結(jié)論與討論

4.1 結(jié) 論

(1)從單因子污染值來看，研究區(qū)旱季水質(zhì)優(yōu)于雨季，尤以BOD5和TP表現(xiàn)得最為最突出；從區(qū)域空間來看，養(yǎng)殖塘是水體污染最嚴重的區(qū)域，其次為碼頭水域和紅樹林溝渠。

(2)水質(zhì)模糊評價結(jié)果也顯示旱季水質(zhì)清潔度高于雨季，而且養(yǎng)殖塘是所有監(jiān)測水體污染最嚴重的區(qū)域。因雨季是東寨港紅樹林保護區(qū)周邊水產(chǎn)養(yǎng)殖的活躍期，養(yǎng)殖廢水排放多，而高溫天氣又使養(yǎng)殖殘餌、魚蝦糞便加速變質(zhì)，使所養(yǎng)殖廢水濃度遠高于旱季，進而影響到其他監(jiān)測水體的水質(zhì)。

(3)無論是雨季還是旱季，自陸向海隨著空間距離的增加，水體污染程度總體上趨于下降態(tài)勢；同一緩沖區(qū)梯度帶內(nèi)，旱季水體的污染程度明顯低于雨季。研究證實，養(yǎng)殖塘是東寨港紅樹林自然保護區(qū)水體最主要的污染源，而居民近海捕撈作業(yè)具有攪渾效應，也能影響水質(zhì)狀況。

4.2 討 論

(1)水質(zhì)客觀存在模糊性和不確定性，以往的評價方法無法精確定量的描述水環(huán)境系統(tǒng)地信息和規(guī)律。模糊評價法引入隸屬度概念，并且在加權(quán)平均原則的基礎上運用權(quán)重矩陣與隸屬矩陣復合運算，更直觀地保留各因子評價結(jié)果。層次分析法是可以將問題條理化、層次化，構(gòu)造出一個有層次的結(jié)構(gòu)模型，與模糊評價法結(jié)合使水質(zhì)評價更具有科學性。

(2)緩沖區(qū)梯度帶空間分析法在水質(zhì)空間分布規(guī)律探討方面具有很強的直觀性，但是其運用須注意幾個條件：一是所采用的水質(zhì)標準要統(tǒng)一。海水水質(zhì)標準與地表水水質(zhì)標準無論在等級還是指標取值方面均存在較大的差異，若分析中存在多種水質(zhì)標準就會產(chǎn)生不可比性，進而影響結(jié)果的科學性；二是所分析的水體具有較高的連通性。如果所分析的水體均表現(xiàn)出孤立的特點，比如養(yǎng)殖塘與養(yǎng)殖塘之間，用緩沖區(qū)梯度帶空間分析法無法體現(xiàn)出污染物在水體中的擴散效應(除非是對同一養(yǎng)殖塘進行研究)，其空間分布規(guī)律表現(xiàn)不出來或比較牽強，結(jié)果的科學性也大打折扣。一般地，水體連通性越高，運用此方法的結(jié)論越可靠，效果越好。

(3)區(qū)域水體污染分析，應具有更為廣泛的整體性思維，不僅僅要重視研究目標區(qū)的水體環(huán)境，還要考慮與目標區(qū)相關聯(lián)的周邊區(qū)域環(huán)境。本研究將紅樹林保護區(qū)及周邊水域納入統(tǒng)一的監(jiān)測對象，采用多方法相結(jié)合的手段，可兼具空間和時間上水質(zhì)變化規(guī)律的探討，直觀地揭示東寨港紅樹林及附近水域的水質(zhì)狀況。

[1] 毛義偉. 長江口沿海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評價[D]. 上海：華東師范大學, 2008.

[2] 林 鵬. 中國紅樹林研究進展[J]. 廈門大學學報(自然科學版), 2001,(2):592-603.

[3] 邱明紅. 紅樹林水產(chǎn)養(yǎng)殖與生態(tài)恢復對其環(huán)境的影響研究[D]. ?？冢汉Ｄ蠋煼洞髮W, 2014.

[4] 劉亞云，孫紅斌，陳桂珠. 特呈島紅樹林自然保護區(qū)水環(huán)境質(zhì)量評價[J]. 海洋湖沼通報, 2012,134(3):115-122.

[5] 李存煥，李曼玉，羅 濠，等. 深圳紅樹林保護區(qū)水質(zhì)重金屬含量[J]. 深圳大學學報(理工版), 2013,30(4):437-440.

[6] 李鵬山，謝跟蹤，李巧香，等. 東寨港紅樹林國家級自然保護區(qū)海水水質(zhì)狀況分析與評價[J]. 海洋湖沼通報, 2010,(4):53-60.

[7] Melanie V. Croft，Patricia Chow-Fraser. Use and development of the wetland macrophyte index to detect water quality impairment in fish habitat of great lakes coastal marshes[J]. Journal of Great Lakes Research, 2007,33,Supplement 3:172-197.

[8] Titus S. Seilheimer，Patricia Chow-Fraser. Application of the wetland fish index to northern great lakes marshes with emphasis on georgian bay coastal wetlands[J]. Journal of Great Lakes Research, 2007,33,Supplement 3:154-171.

[9] V Simeonov，J A Stratis，C Samara，et al. Assessment of the surface water quality in northern greece[J]. Water Research, 2003,37(17):4 119-4 124.

[10] T G Kazi，M B Arain，M K Jamali，et al. Assessment of water quality of polluted lake using multivariate statistical techniques: a case study[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2009,72(2):301-309.

[11] Y Zhang，F(xiàn) Guo，W Meng. Water quality assessment and source identification of Daliao river basin using multivariate statistical methods[J]. Environ Monit Assess, 2009,152:105-121.

[12] Stefano Marsili-Libelli，Elisabetta Giusti. Water quality modelling for small river basins[J]. Environmental Modelling & Software, 2008,23(4):451-463.

[13] R M Argent，J M Perraud，J M Rahman，et al. A new approach to water quality modelling and environmental decision support systems[J]. Environmental Modelling & Software, 2009,24(7):809-818.

[14] Kunwar P Singh，Ankita Basant，Amrita Malik，et al. Artificial neural network modeling of the river water quality----A case study[J]. Ecological Modelling, 2009,220(6):888-895.

[15] 薛巧英. 水環(huán)境質(zhì)量評價方法的比較分析[J]. 環(huán)境保護科學, 2004,(4):64-67.

[16] 王計平，鄒欣慶，左 平. 基于社區(qū)居民調(diào)查的海岸帶濕地環(huán)境質(zhì)量評價----以海南東寨港紅樹林自然保護區(qū)為例[J]. 地理科學, 2007,(2):249-255.

[17] GB 3097-1997，海水水質(zhì)標準[S].

[18] 盧文喜，李 迪，張 蕾，等. 基于層次分析法的模糊綜合評價在水質(zhì)評價中的應用[J]. 節(jié)水灌溉, 2011,(3):43-46.

[19] 龔 宇，王 璞，王聰玲. 基于AHP方法的農(nóng)業(yè)用水資源綜合評價與分析[J]. 節(jié)水灌溉, 2007,(4):31-33.

[20] 張巖祥，肖長來，劉泓志，等. 模糊綜合評價法和層次分析法在白城市水質(zhì)評價中的應用[J]. 節(jié)水灌溉, 2015,(3):31-34.

[21] 趙躍龍，張玲娟. 脆弱生態(tài)環(huán)境定量評價方法的研究[J]. 地理科學進展, 1998,(1):67-72.

[22] 魏文杰，張新華，羅吉忠，等. 模糊綜合法在水質(zhì)評價中的應用分析[J]. 節(jié)水灌溉, 2014,(9):46-49.

[23] 李秋元，劉 東. 組合權(quán)重模糊模型在區(qū)域地下水水質(zhì)評價中的應用[J]. 中國農(nóng)村水利水電, 2014,(3):1-4,8.

[24] 徐兵兵，張妙仙，王肖肖. 改進的模糊層次分析法在南苕溪臨安段水質(zhì)評價中的應用[J]. 環(huán)境科學學報, 2011,(9):2 066-2 072.

[25] 宋 科，趙 晟，張 力，等. 基于模糊綜合評價法的東極大黃魚(Larimichthys crocea)養(yǎng)殖區(qū)海水水質(zhì)評價[J]. 海洋與湖沼, 2013,(2):383-388.

[26] 彭文啟，張祥偉. 現(xiàn)代水環(huán)境質(zhì)量評價理論與方法[M]. 北京:化學工業(yè)出版社, 2005.

[27] 韓曉剛，黃廷林，陳秀珍. 改進的模糊綜合評價法及在給水廠原水水質(zhì)評價中的應用[J]. 環(huán)境科學學報, 2013,(5):1 513-1 518.

[28] 陳 曦，蘇芳莉，蘆曉峰，等. 基于模糊數(shù)學的雙臺河口濕地水質(zhì)綜合評價[J]. 節(jié)水灌溉, 2011,(5):45-48,56.