某河口复合生态净化系统浮游植物群落特征与水质健康状况分析

许晓毅，孙亦栋，姜永波，吴玮，吴兵党，黄天寅，陈小宾，马奕，朱奕，宋晓恒

1.苏州科技大学环境科学与工程学院

2.苏州市海绵城市技术重点实验室

3.苏州市水利工程建设处

浮游植物是湖泊、河流等水体生态系统的初级生产者，在水体循环及能量流动的过程中具有重要作用，浮游植物群落结构对水环境因子变化具有选择性，能够在一定程度上反映水体污染状况[1]，常被作为水质净化程度和生态修复水平的指示生物。近年来，国内外研究人员针对湖泊、海湾水体浮游植物生物量（丰度）和群落结构的时空变化及其与水质指标、环境因子的相关性开展了大量调查[2-4]。研究表明，浮游植物类别构成、时空分布不仅与水动力学、食物链、水温和光照等密切关联[5-8]，同时浮游植物群落特征与营养盐浓度之间也存在不同程度的响应关系[9-12]。

由于植物群落结构特征受到环境因子或者人工措施的影响[13-14]，常通过探究浮游植物群落的变化开展相应的水生态状况分析[15-16]。目前，有关浮游植物构成及其影响因子的研究成果主要围绕海湾、湖泊、水库等开展，基于半封闭入湖河口已建生态净化系统中技术单元净化效果的浮游植物特性研究较为有限。洞庭湖、丹江口水库浮游植物群落特征驱动因素的研究结果表明[17-18]，水温、化学需氧量、氨氮和总磷对浮游植物群落种类和数量的影响大于水域空间要素变化。嘉兴南湖、盐龙湖部分水域实施生态修复后，浮游植物的空间赋存特性发生了较大变化，浮游植物生物量总体降低而物种类别显著增加，特征功能群优势度与水质净化行为存在关联[19-20]。本文针对河口湖区交汇处某大型生态修复实际工程，开展了不同季节工程系统各技术单元水体浮游植物特征及其与典型水质指标的响应分析，并结合综合营养状态指数和浮游植物多样性指数对复合生态净化系统进行了水质综合评价，明确复合净化系统对水质健康状况的作用，以期为生态修复耦合技术的设计与运行提供一定的理论参考，更好地保障入湖河口生态净化系统的稳定与健康。

1 研究对象及方法

1.1 生态净化系统概述

复合生态净化系统位于苏州市阳澄湖中湖北岸某河道与湖区交汇处，河口入流外源污染为汇水区域内农业面源污染和岸带零星散排污水。复合生态净化系统于2020 年建成运行，总水域面积40 余万m2，为湖区健康生态修复示范区。净化系统分为前置拦截沉淀区、生态浮床区、填料净化区、湿地生态修复区等多级单元（图1）。其中，拦截区主要通过自由沉淀实现水体中泥沙与悬浮颗粒物的去除，生态浮床区由36 个浮床模块组成，浮筒材料为天然植物纤维、聚酯纤维为主材，浮床植物以旱伞草、美人蕉、黄菖蒲、梭鱼草等为主。填料净化区采用比表面积大且具有高生物附着能力的复合纤维生物绳材料，框架淹没式布设于过水通道中，共设4 排，框架体积约1 000 m3，填料净化区顶部低于常水位约0.5 m。湿地生态修复区采用表面流形式，水下地形营造“深槽—深水—浅水—浅滩—陆域”不同形式基底，水深范围0.8～2.5 m，密植区和开放水面区交错，形成自然蜿蜒形态的内部水流通道和漫滩，以提升湿地物种多样性和生态修复效果。湿地生态修复区挺水植物主要是菖蒲、香蒲和芦苇等，沉水植物主要是狐尾藻、马来眼子菜、轮叶黑藻和苦草等。

图1 复合生态修复系统及采样点位置示意Fig.1 Diagram of composite ecological purification system and sampling sites

1.2 采样点设置与样品采集

于2020 年12 月—2021 年9 月进行斜路港来水和净化系统各单元出水水样中浮游植物的样本采集（S1～S5），采样频次为3 个月。各样本由每一单元内5～8 个样点混合。其中，水质指标样品于水面下30～50 cm 处采集且不干扰采样点沉积物-水界面，用于定量检测的水样通过采水器分层采集，由各层采集水样等量混匀而成。用于定性分析的浮游植物样品使用25#浮游生物网在表层水深0.5 m 处呈“∞”字形缓慢拖曳采集（速度为20～40 cm/s，采样时长为8～10 min），网内浓缩液倾倒入水样瓶后立即用鲁哥氏液固定。

1.3 监测分析方法

水体透明度（SD）采用赛氏盘现场测量，pH、水温和溶解氧（DO）浓度利用YSI 550A 手持式溶解氧仪现场测定。总氮（TN）、总磷（TP）、高锰酸盐指数（CODMn）和叶绿素（Chla）等水质指标按照《水和废水监测分析方法》测定[21]。

浮游植物样品浓缩到50 mL 试剂瓶中，用甲醛溶液固定。定性样品采用光学显微镜鉴定，浮游植物的鉴定方法参照文献[22]。定量样品在计数前摇匀，用移液枪准确吸取0.1 mL，均匀涂抹在浮游植物计数框上，在光学显微镜（40×10 倍）下观察计数，每个标本重复计数3 次，取平均值。生物量基于各种浮游植物的体积系数与浮游植物的丰度确定[23]。

1.4 数据处理与分析

1.4.1 数据处理方法

通过Excel 和Origin 2021 软件进行数据统计和分析，使用ArcGIS 10.8 软件绘制采样点位分布及浮游植物种数空间分布图；使用Canoco 5 软件对数据进行（RDA）冗余分析[24]，采用SPSS 22.0 软件对浮游植物物种和环境因子进行皮尔逊（Pearson）相关性分析以及单因素方差分析。

1.4.2 浮游植物密度的计算

水样中浮游植物的密度（M）计算公式如下：

式中：C为计算框的面积，mm2；Fs为每个视野的面积，mm2；Fn为视野个数；V为采集的每L 样品浓缩之后的体积，mL；U为计数框的体积，mL；Pn为单计数框中的细胞数量，个/mL。

1.4.3 综合营养状态指数计算

基于Chla、TN、TP、SD 和CODMn5 种环境因子，采用加权综合营养状态指数法[25]进行复合生态净化系统的水体营养状况分析，公式如下：

式中：TLI(Σ)为综合营养状态指数；Wj为第j种参数的营养状态指数的相关权重；TLI(j) 为第j种参数的营养状态指数；m为评价参数的数量。

1.4.4 生物多样性指数计算

采用香农威纳（Shannon-Wiener）指数（H′）和Pielou 均匀度指数（J）对不同时空浮游植物的多样性进行分析，用来作为指示水质的生物指标，判定水质的健康状况。计算公式为：

式中：Ni为物种的个体数；S为物种数量；N为所有物种的数量。

2 结果与分析

2.1 水环境因子变化特征

河口净化系统各样点水温、pH、DO、SD、Chla、TN、TP 浓度和CODMn如表1 所示。研究期间水温和pH 分别为6.5～28.4 ℃和7.37～8.37，不同季度的水温差异显著（n=20，P<0.01），研究水域总体呈现弱碱性。各采样点DO 浓度为5.92～8.51 mg/L，DO 浓度变化呈现夏季低冬季高的趋势；SD 为45～95 cm，透明度最高值出现在系统夏季出水口S5 点位；Chla 浓度为7.78～48.17 mg/L，与DO 浓度变化趋势相反，呈现夏季高冬季低的趋势。TP 浓度为0.032～0.136 mg/L，不同季节差异不显著，但不同采样点TP 浓度呈显著差异（n=20，P<0.05），从入口到出口区TP 浓度明显降低；TN 浓度为0.61～2.04 mg/L，最高值出现在冬季入湖河口S1 处，最低值出现在秋季填料净化单元出水S4 处，且不同季节和不同样点的TN 浓度均存在显著差异（n=20，P<0.05）；CODMn为2.7～7.2 mg/L，冬季CODMn略高，其他季节均保持在6 mg/L 以下。

净化系统对CODMn、TP 和TN 均有较好的去除效果，去除率分别为27.9%～49.6%、47.1%～73.6%和28.9%～40.3%。各单元对TP 的平均去除贡献率表现为沉淀拦截区（29.6%）>填料净化区（27.6%）>生态浮床区（25.6%）>湿地生态修复区（17.3%）；颗粒态磷的去除主要通过沉淀拦截区的沉降效应，填料生物膜、植物根系及藻类的吸收作用对水中磷的去除也具有重要作用。各单元对TN 的去除贡献率表现为填料净化区（61.9%）>生态浮床区（26.1%）>沉淀拦截区（9.4%）>湿地修复区（2.7%）。填料区对TN 净化优势显著，其主要通过生物绳填料表面微生物的反硝化作用实现。各单元对CODMn的平均去除贡献率与TN 的表现较一致，主要依靠填料净化单元（57.4%）和生态浮床单元（23.4%）的微生物降解、植物生长吸收作用。复合系统去除效果受季节影响较大，总体呈现夏秋季高、冬春季低的特点。

2.2 浮游植物群落和功能群组成

2.2.1 浮游植物种类构成

研究期间，整个净化系统中浮游植物种类组成及比例如图2 所示，共定性鉴定出浮游植物8 门97 属143 种。占比最高的是绿藻门，含35 属56 种，占总种数的39.16%；其次分别为硅藻门（27 属35 种）和蓝藻门（19 属26 种），分别占总种数的24.48%和18.18%；其余依次为隐藻门、裸藻门、金藻门、甲藻门、黄藻门。

图3 为净化系统各单元浮游植物物种数时空变化。由图3 可见，冬季共检测出浮游植物6 门61 属63 种，以硅藻门和绿藻门为主；春季相较于冬季，绿藻门、硅藻门和蓝藻门种数均有增加，其中金藻门增加了5 种，且只在温度较低的春、冬季出现；夏季净化系统新增了黄藻门1 种，系统各单元浮游植物总物种数降至60 种以下；秋季各单元浮游植物中的蓝藻门、硅藻门和绿藻门物种数增至77～83 种，表明秋季净化系统的光照和水温条件适宜更多门类浮游植物的生长。

图3 复合生态净化系统浮游植物物种数时空变化Fig.3 Spatial-temporal changes of phytoplankton species in the composite ecological purification system

2.2.2 浮游植物密度

如图4 所示，2020 年冬季，净化系统各样点浮游植物的总藻密度为4.45×105～6.12×105个/L，其中硅藻门密度最高（2.65×105个/L）；2021 年春季，由于水温明显回升，进水区各门类藻密度均较冬季显著增加，总藻密度达到5.83×106个/L；夏季伴随着水温升高和光照增强，蓝藻门繁殖潜势增加，净化系统进水区总藻密度高达1.76×107个/L，水体流经沉淀拦截区、生态浮床区和填料净化区后，总藻密度降低了23.62%；秋季时段，各门藻类较夏季细胞密度均有所降低，填料净化区对总藻密度的削减显著降至最低（4.82×106个/L），原因可能是填料区对水质的净化以及藻类的吸收效果较好。

图4 复合生态净化系统内各单元浮游植物总藻密度及生物量变化Fig.4 Changes in total phytoplankton density and biomass of each unit in the composite ecological purification system

从空间上看，复合生态修复系统对水体总藻密度有良好的控制效应，各单元全年总藻密度均值由进水区的8.93×106个/L 降为系统出水区的6.93×106个/L，出水区总藻密度相较于进水区平均降低了19.40%，其中生态浮床区和生物绳区对藻密度降低效应更为显著。

研究期间浮游植物细胞生物量的变化和总藻密度呈现较为一致的变化规律，在冬季、春季、夏季和秋季，复合生态净化系统生物量分别为0.162～0.292、2.73～3.95、4.45～5.46、1.77～3.12 mg/L，出水区相较于进水区生物量分别降低了33.56%、27.40%、10.56%和36.49%，平均降低了27.00%。浮游植物生物量秋冬季较低，春夏季较高，因此可能受到水温的影响较大。

2.2.3 浮游植物功能类群划分及变化

根据复合生态净化系统中浮游植物各功能群及主要代表性种属划分结果，参考Reynolds 等[26-27]提出并完善的浮游植物功能群FG 划分方法，将种类划分为26 个功能群：A、B、C、D、E、F、G、H1、J、K、LO、M、MP、P、S1、S2、T、TB、TC、W1、W2、WS、X1、X2、X3、Y。浮游植物优势功能群相对密度时空变化如图5 所示。在冬季，水温较低，复合生态净化系统进水区的优势功能群（相对密度≥5%）有8 个，分别为功能群B、D、MP、P、S1、W1、X2、Y，功能群B 和P 占据主要优势，净化系统各单元的优势功能群变化特征为：B+D+MP+P+W1+Y→B+P+X2+Y→B+MP+P+W1+X2+Y→B+MP+P+W1+X2+Y。春季进水区优势功能群数量减至5 个，分别为功能群B、LO、W1、X2 和Y，其中功能群B 占比最高（30.14%），各单元优势功能群变化特征为：

图5 复合生态净化系统各单元优势FG 功能群变化Fig.5 Variation of dominant FGs of each unit in the composite ecological purification system

B+LO+X2+Y→B+LO+X2+Y→B+LO+W1+X2+P+Y→B+G+W1+X2+Y。夏季进水处优势功能群增至6 个，分别为B、G、LO、M、P 和Y，各单元的优势功能群变化特征为：B+G+J+LO+M+Y→B+G+LO+M+P+Y→B+G+LO+M+Y→B+G+LO+M+P+Y。秋季优势功能群为6 个，分别为B、D、LO、M、P 和Y，其中功能群LO占比最高（23.03%），优势功能群变化特征为：B+J+LO+M+MP+P+Y→B+D+LO+M+P+W1+Y→B+LO+M+P+W1+Y→B+LO+P+W1+Y。

2.3 复合生态净化系统营养状况评价

综合营养状态指数是以Chla 的浓度为基准进行相关加权计算的一种指数评价方法。不同季节入湖河口复合生态净化系统综合营养状态指数变化如图6 所示。冬季、春季、夏季、秋季的TLI 指数分别为52.3～58.9、50.1～59.1、49.7～57.7、46.0～56.5，除秋季以外健康水平均为轻度富营养。春季相较于冬季透明度提升较大，Chla 浓度也有所增加；夏季尽管Chla 浓度较大幅度增加，但相比于其他季节，来水的TN、TP 浓度和CODMn相对较低，因此TLI 指数也有所上升。秋季沉淀拦截区和生态浮床区为轻度富营养水平，而在填料净化区和湿地生态修复区出水质达到中营养状态。

图6 复合生态净化系统营养状况Fig.6 Nutritional status of the composite ecological purification system

目前常用于评价水质的浮游植物多样性指数有Shannon-Wiener 指数和Pielou 指数等，指数越高，其群落结构越复杂，群落稳定性较好，水质越好。冬季Shannon-Wiener 指数为2.76～3.01，平均值为2.89；春季为2.47～2.68，平均值为2.60；夏季为2.33～2.39，平均值为2.36，秋季为2.27～2.62，平均值为2.41；净化系统不同季节各单元采样点的Pielou 均匀度指数均值变化差异不大，表现为冬季（0.78）>春季（0.75）>秋季（0.70）>夏季（0.66）。

2.4 浮游植物与环境因子的关系

2.4.1 水质评价指标与环境因子的Pearson 相关性

将净化系统不同季度各单元的环境因子与J、Shannon-Wiener 指数、TLI 指数之间进行相关性分析（表2）。结果表明，J、Shannon-Wiener 指数均与水温和Chla 浓度呈显著负相关；TLI 指数与TN、TP 浓度和CODMn呈显著正相关，与SD 呈显著负相关；另外，J与Shannon-Wiener 指数之间存在显著的正相关。水温与DO、pH、SD、Chla 和TN 浓度等环境因子均存在显著关系，这也是复合生态净化系统不同季节修复效果和生物多样性存在差异的原因之一。

表2 复合生态净化系统环境因子与水质健康指标的Pearson 相关性分析Table 2 Pearson correlation analysis of environmental factors and water quality health indicators of the composite ecological purification system

2.4.2 浮游植物功能群与环境因子的冗余分析

选取pH、CODMn、SD、Chla、TP 和TN 浓度等指标，分析不同季节复合生态净化系统各单元12 个代表性功能群与环境因子的关系，冗余分析（RDA）结果如图7 所示。前2 个排序轴对物种与环境因子的相关度分别达到0.982 9 和0.913 8，前4 个轴累计解释了71.93%的环境因子信息，前2 个轴占59.48%。第一排序轴与Chla 浓度、水温和SD 呈正相关，与TN、CODMn和TP 浓度呈负相关；第二排序轴与SD、pH、TN 和Chla 浓度呈正相关，与DO、CODMn和TP 浓度呈负相关。由图7 可知，水温、DO、CODMn和TN 浓度是影响复合净化系统浮游植物功能群特性的主要环境因子。

图7 复合生态净化系统浮游植物优势FG 功能群与环境因子的RDA 分析Fig.7 RDA analysis of dominant FGs of phytoplankton and environmental factors of the composite ecological purification system

3 讨论

3.1 浮游植物功能群特征和季节规律

由于水文、植物类别、污染负荷、修复单元配置等条件差异，修复系统的水生生态体系特征不同于自然水体，浮游植物群落的分布可有效地指示净化系统生态功能完整性与水质特征。利用浮游植物功能群方法研究水生态净化系统中环境因素影响已有应用实例，对盐龙湖水源生态净化系统浮游植物FG 功能群的研究表明，浊度是影响功能群W1 的关键环境因子，该功能群的优势度在深度净化单元出水中优势度明显减小[20]；大庆龙凤湿地中功能群S2 在浅层且呈碱性的水体中更适宜生长，在呈现弱碱性的湿地出水口占据相对优势；此外，湿地在秋季赋存的较高氮磷状态可为功能群X1、B 提供低水温、高营养的舒适环境[28]。

本研究中复合生态净化系统不同生态修复单元的浮游植物群功能群存在一定差异。由于功能群P 和MP 对流动性水体的耐受性较强[29]，MP 功能群尤其能在水体扰动较大的环境中生长良好[30]，因此该功能群组在流速相对较大的填料净化区和湿地区（S3、S4）占据优势地位。功能群B 在各处理单元均占据优势，代表藻种为梅尼小环藻，对低光照条件耐受性较好，其适宜的生境条件反映了本复合净化系统水体呈现中营养型状态，和TLI 指数表征的结果相一致。而功能群Y 更适宜于静水水体[31]，因此在水深较大的沉淀区样点水域（S1、S2）以及湿地出水采样区（S5），该功能群种类的相对密度较同时段其他点位约高21.74%～42.96%。

从季节性层面看，冬季功能群Y、B 和P 始终占据相对优势，可能是低温和较弱的光照环境更适合硅藻门浮游植物生存繁殖。功能群Y 主要为卵形隐藻等隐藻门浮游植物，在水体中生存能力强，可利用鞭毛向水面游动适应低强度光照环境，并降低浮游动物等捕食风险[32]。春季主要为硅藻门的B 类群以及具有广适性的隐藻门X2 和Y 类群，而功能群LO在进入湿地生态修复区后生物量大幅度下降，原因可能是水体pH 升高削弱了其竞争优势。在夏季，生态净化系统水温升高、光照充足，功能群B 因其较高的生理适应能力[33]占据了优势地位，功能群Lo 主要为蓝藻门的平裂藻属，多呈群体聚集方式存在，由于蓝藻门生长繁殖最适宜温度为25～35 ℃，其大量快速繁殖的能力较强[20]；此外，由于夏季湖体引水量较小，水体流速减缓，功能群G 喜好高光照和停滞水体环境而占据优势地位。在秋季，各单元水体中的功能群主要是B、P 等，研究表明，硅藻门植物适宜在20 ℃左右的水体中大量繁殖[28]。

3.2 浮游植物功能群特征与环境因子的相关性

浮游植物群落的结构主要取决于摄入资源和环境条件的可获取程度，尤其是营养物质的可获得性和温度的变化[34]。根据RDA 结果分析（图7），复合生态修复系统中不同功能群与不同环境因子呈现不同程度的相关性。Chla、CODMn、水温和TN 浓度等是影响净化系统工程藻类功能群分布的主要环境因子，其中功能群G、LO与pH、Chla、水温和SD 呈正相关，功能群W1、P、MP 和W1 与CODMn、DO 和TP 浓度呈正相关，功能群B、X2 和Y 与TN 浓度呈正相关。

水温可以改变浮游植物光合作用的酶促反应或呼吸作用的强度，进而直接或间接影响浮游植物群落结构的变化[35]，已有研究发现微囊藻属和鱼腥藻属的最适生长温度为28～32 ℃[36]，Kim 等[37]认为冠盘藻的最适生长温度为8.7 ℃。由于阳澄湖地处亚热带，四季分明，雨热同期，夏冬季水温差距较大，成为浮游功能群类别季节性变化差异的主要原因。由图7 可知，WT 与功能群G、M 和LO呈正相关，与功能群B、W1 和MP 等呈负相关。功能群MP 和B 在各季节均是以硅藻为优势代表种类的功能群，硅藻更适宜较低温度，其在夏季的生长速率有所降低[38]；而蓝藻、绿藻由于更喜适高温繁殖，因此，功能群G 和LO会随着温度的升高而占据较优势的生态位，其中，功能群G 代表性种属为实球藻和空球藻（绿藻门），功能群LO代表性种属为色球藻（蓝藻门），这也证明了水温是浮游植物演替的关键因子[39]。此外，与CODMn呈正相关的功能群有W1、MP 和B，这些功能群的适应生境为受搅动的浅水区，这与巢湖双桥河浮游植物功能群W1、MP 和P 适应高BOD、浅水小型有机水体的研究结果较一致[40]。

水质净化效果对浮游植物功能群特征具有重要影响，惠州西湖的生态修复显著改变了浮游植物的优势功能类群，由适应生长在浑水态的类群转变为适应生长在清水态的类群[41]；盐龙湖生态净化系统的预处理单元对有机物去除效果较好，促使功能群W1 的优势度与进水相比明显降低，而进入沉水植物单元后优势度明显升高[20]。在本研究中，复合生态系统各净化单元水质净化效果与水体浮游植物生长和种属存在关联影响，复合系统沉淀拦截区水深较大、流速相对较缓，对TP 尤其是颗粒态磷的去除贡献高，RDA 分析中与TP 浓度呈最大正相关的是功能群P，该功能群在经过沉淀拦截后相对密度降低了13.26%～40.78%。生态浮床区和填料净化区主要通过基质吸附、微生物降解和植物生长吸收作用等，实现水中CODMn和TN 的良好去除，CODMn、TN 浓度与功能群B 为最大正相关，在填料净化区出水中功能群B 相对密度明显减小。湿地生态修复区夏季总藻密度和Chla 浓度升高，功能群G 相对密度在湿地出水区域较大，应关注复合系统运行中湿地修复区的藻类增殖。

3.3 复合生态净化系统水质生物学评价

基于GB 3838—2002《地表水环境质量标准》，分别以TP 浓度、TN 浓度、CODMn等水质指标作为评价因子确定的水质状况等级存在差异。结合图6，多样性指数和均匀度指数与水质理化因子表征的趋势相对一致。复合生态净化系统的综合营养状态指数区间一定程度上受河口上游来水的水质状况影响，总体上，研究期间生态系统各单元的综合营养状态指数表现为湿地生态修复区≈填料净化区<生态浮床区<沉淀拦截区<系统进水，上游来水在经过复合系统各单元的处理后，综合营养状态指数呈下降趋势，水体生态健康状态能够得到有效改善。在时间尺度上，Shannon-Wiener 指数呈现趋势为冬季>春季>秋季>夏季，表明冬季生态净化系统浮游植物的物种群落结构相对更为稳定。夏季指数相对较低，主要原因可能是当月入湖河道引水流量较小，从净化系统进水到各单元流速更缓，且水温较高及光照强度大，增大了浮游植物藻密度，优势种类单一占比较高，抵抗水体环境变化能力较弱，具有蓝藻爆发潜势。湿地生态修复区Shannon-Wiener 指数均高于系统进水区域，各单元水体均处于β-中度污染（2～3）状态，复合生态系统出水水质状况显著优于进水，浮游植物群落结构较为复杂，湿地生态修复区具有较强的群落稳定性，具有较强的环境反馈能力。

Pielou 均匀度指数与Shannon-Wiener 指数季节性变化相似，表明冬季生态净化系统浮游植物数量分布比较均匀，群落结构稳定，夏季净化系统浮游植物物种分配较为集中。湿地生态修复区均匀度指数基本高于其他单元及进水，表明湿地生态修复区浮游植物种属间分布最为均匀。从均匀度指数上看，不同季节净化系统各单元水体状况均为寡污和无污状态，且净化系统能够良好维持浮游植物群落结构的稳定性。

4 结论

（1）河口复合生态修复系统由沉淀拦截区、生态浮床区、填料净化区和湿地生态修复区组成，通过颗粒沉降、基质吸附、微生物降解和植物吸收等联合途径实现对水体污染物的去除和水质净化，改善入湖水质并维持浮游植物群落的健康稳定。

（2）相较于入湖河口水质，复合生态修复系统末端各单元浮游植物密度及生物量分别降低19.40%和27.00%，系统共鉴定浮游植物8 门97 属143 种，浮游植物种类组成主要以硅藻门、绿藻门和蓝藻门为主，季节性变化差异显著。夏季复合生态修复系统进水及各净化单元内总藻密度和Chla 浓度相对较高，应监控入湖河口的来流水质。

（3）河口复合生态修复系统中浮游植物FG 优势功能群，冬季和春季以硅藻门功能群为主，夏季蓝藻和绿藻功能群占据优势；各单元间FG 优势功能群演替受环境因素和单元特性影响，FG 优势功能群的演替与净化系统内单元水体水质存在关联，水温、CODMn、DO 和TN 浓度是影响净化系统藻类功能群分布的主要环境因子，可通过各修复单元的水质净化效果实现对浮游植物功能类群的调控和多样性的提升。

（4）复合生态净化系统能够有效控制水体富营养化，湿地生态修复区浮游植物Shannon-Wiener 和Pielou 指数均高于进水及其他单元区，湿地单元对群落稳定性和多样性具有良好的生态效应。