三峽庫區甘井河水域牧場浮游植物群落結構及水質評價

賀 蓉 蔣 禮 鄭曙明 鄒沈娟 周艷玲 丁 山

(西南大學榮昌校區水產系, 重慶 402460)

三峽庫區甘井河水域牧場浮游植物群落結構及水質評價

賀 蓉 蔣 禮 鄭曙明 鄒沈娟 周艷玲 丁 山

(西南大學榮昌校區水產系, 重慶 402460)

為了解三峽庫區的忠縣甘井河段水域牧場生態漁業對水環境的影響, 于2013年3、6、9及12月按季度對該河段 4個站點進行了浮游植物群落結構及水體理化因子的監測, 并采用生物多樣性指數法和綜合營養狀態指數法對水體營養狀況進行了評價。結果表明, 該河段浮游植物有 7門93個屬種, 其中綠藻門的物種數最多, 有37種, 占浮游植物群落總數的39.79%, 其次為硅藻門和藍藻門, 物種數分別為26種和13種,分別占浮游植物群落總數的 27.96%和 13.98%； 浮游植物的年均豐度為 757.67×104ind./L, 變化范圍(3.06—5743.99)×104ind./L, 年均生物量為4.40 mg/L, 變化范圍0.03—17.67 mg/L； 水體的年平均透明度為1.18 m, 葉綠素a、總磷、總氮含量分別為8.54 μg/L、0.13 mg/L、1.95 mg/L； 浮游植物香農多樣性指數(H ′)、均勻度指數(J)年均值分別為2.90和0.88, 全年綜合營養狀態指數值為37.59—71.86, 由此推斷, 甘井河水質屬于中污染—輕污染狀態、中營養型—富營養型。在魚類生長旺季的6月, 甘井河段養殖區內的水質優于非養殖區, 這可能與養殖區內放養濾食性魚類有關, 證實了水域牧場沒有帶來水環境的污染, 反而能提高生物多樣性, 在一定程度上改善了水體。

生態漁業； 浮游植物； 理化因子； 水質評價； 甘井河

三峽水庫擁有豐富和寶貴的淡水資源, 是長江流域乃至全國重要的淡水資源戰略儲備庫。庫區蓄水175 m 后, 形成了一個從宜昌三斗坪至重慶市縱深600 km, 總庫容3.93×1010m3, 面積1.08×103km2的巨型的峽谷河道型水庫, 加之眾多的庫灣、庫汊,消落帶面積更是廣闊, 為超大規模的生態漁業提供了可能[1—3]。2010年9月, 重慶市“十二五”漁業發展規劃重點布局三峽庫區天然生態漁業發展。同年10月, 重慶三峽生態漁業發展有限公司, 在甘井河庫汊開展水域牧場建設和運營的試點示范。甘井河是長江的一級支流, 發源于重慶市梁平縣東南部, 在距離忠縣縣城3 km處匯入長江。在三峽大壩建成后,在長江口和戚家溝之間形成匯水區。由于三峽水庫冬春季節蓄水, 夏季放水, 在6—9月維持低水位運行, 10月到來年4月維持高水位運行, 甘井河水位與三峽水庫水位變化情況基本一致。三峽生態漁業公司在甘井河上、下游設置攔網, 建成面積約8 km2的水域牧場, 放養濾食性的鰱、鳙, 不進行人工投餌施肥, 靠攝食天然餌料生長, 即進行生態養殖。此種放養模式對該河段水環境的影響如何, 還未進行過系統研究。

目前, 國內外大多采用理化指標和生物指標對水質進行評價。水生生物的生存與水環境間有著密切的聯系, 水生生物的種類及其在群落中所占的比例能反映水體的質量狀況[4]。作為水域生態系統中的初級生產者, 浮游植物在水域生態系統的食物鏈中是一個不可或缺的環節, 在物質轉化、能量傳遞等生態過程中起著重要的作用[5]。近年來, 將浮游植物的群落結構特征和水體理化特征相結合, 對水體質量進行評價已被廣泛應用[6,7]。

為掌握三峽庫區的忠縣甘井河段生態養殖對水環境的影響, 筆者于2013年按季度分別對甘井河的4個代表性斷面進行了浮游植物和理化因子的調查,從浮游植物群落結構特征及綜合營養指數角度對養殖區內外的水質進行了評價, 為水生態環境的保護及制訂合理科學的漁業資源利用策略提供基礎數據資料。

1 材料與方法

1.1 采樣點設置

依據代表性原則, 在甘井河上、下游的攔網內外共設置 4個采樣站點: 上游攔網外的佑溪河河段(1#, 30°20′16″N、108°02′10″E)、上游攔網內的戚家溝口河段(2#, 30°19′51″N、108°02′28″E)、下游攔網內的新橋河段(3#, 30°19′21″N、108°02′24″E)和下游攔網外的甘井河口(4#, 30°19′07″N、108°02′39″E)(圖1)。

圖1 甘井河采樣點分布Fig. 1 The distribution of sampling sites in the Ganjing River

1.2 樣品采集、處理與分析

2013年按季度分別于3、6、9及12月對4個站點進行采樣。浮游植物的定性定量采樣按照《湖泊富營養化調查規范》的基本方法進行。用25號篩絹網對浮游植物進行定性采集, 用魯戈氏液固定。浮游植物的定量標本則取表層、1/2倍、1倍、2倍、3倍透明度水樣混合后取1000 mL, 用 15‰的魯戈氏液固定, 靜置沉淀, 濃縮到30—50 mL, 在顯微鏡下進行鏡檢和計數。檢測出浮游植物的種類組成、密度, 再按體積來換算生物量, 用形態相近似的幾何體積公式計算浮游植物細胞體積； 細胞體積的毫升數相當于細胞重量的克數[8,9]。

表層水溫和pH用德國CX-401便攜式多參數水質測定儀現場測定, 溶解氧用美國HQ30D便攜式溶氧儀測定, 透明度(SD)用塞氏盤測定?？偟?TN)濃度采用過硫酸鉀消解—紫外分光光度法測定, 總磷(TP)濃度采用鉬酸銨分光光度法測定[10], Chl. a濃度采用乙醇萃取分光光度法測定[11]。

1.3 數據分析

葉綠素 a含量計算公式為: Chl.a(μg/L) = 27.9 [(A665,A–A750,A)–(A665,B–A750,B)] V乙醇/V水樣, 式中A665,A, A750,A分別為乙醇萃取液酸化前的吸光度值,A665,B, A750,B為酸化后的吸光度值, V乙醇為乙醇萃取液體積(mL), V水樣為抽濾的水樣體積(L)[11]。

浮游植物群落優勢度指數Y =(Ni/N)×fi； 香農多樣性指數H′ = –∑ (Ni/N)ln Ni/N)； 均勻度指數J = H′/lnS； 其中S為浮游生物種數； Ni為第i種的個體數, N為所有種類的總個體數, fi為第i個物種在各位點出現的頻率[12]。

水體富營養化程度用安卓修正的卡爾森營養狀態指數(TSIM)衡量, TSIM (Ch1.a)=10×(2.46+ln Ch1.a/ ln 2.5), TSIM (SD)=10×(2.46+(3.69－1.53 ln SD)/ln 2.5), TSIM (TP)=10×(2.46+(6.71+1.15 ln TP)/ln2.5)

綜合 TSI=[ TSIM (Ch1.a)+ TSIM (SD)+ TSIM (TP)]/3[13—16]

式中, TSIM (Ch1.a)、TSIM(SD)和TSIM(TP)分別是以葉綠素 a、透明度、總磷為基準的營養狀態指數, Ch1.a、SD、TP的單位分別為μg /L、m、mg /L。

2 結果

2.1 浮游植物種類組成及優勢種

通過 4次采樣調查, 甘井河共檢測出浮游植物種類 7大門類 93個種屬, 其中, 綠藻門種類最多,檢出37個種, 占浮游植物群落總數的39.79%, 其次為硅藻門, 檢出 26個種, 占浮游植物群落總數的27.96%； 其他依次為藍藻門13種、裸藻門7種、金藻門 4種, 分別占浮游植物群落總數的 13.98%、7.53%和 4.30%, 甲藻門和隱藻門均為 3種, 各占3.23%。

各采樣點浮游植物種類數最多的為攔網內的站點 2, 有 82種, 最少的為站點 4, 僅 73種； 站點 1和 3均為 79 種。3月各采樣點的種類最少, 僅為22—29種, 9月最多, 多達53—56種。

四季共出現浮游植物優勢種(優勢度≥0.02)17種(屬), 其中藍藻 5種, 分別為針狀藍纖維藻Dactylococcopsis acicularis、微小平裂藻 Merismopedia minima、螺旋藻Spirulina sp.、席藻Phomidium sp.、魚腥藻Anabaena sp.； 綠藻門4種, 分別為小球藻 Chlorella vulgaris、圓形衣藻 Chlamydomonas orbicularis、斯諾衣藻 C. snowiae、雙列柵藻Scenedesmus bijugatus； 甲藻門僅佩氏擬多甲藻Peridiniopsis penardii 1種； 隱藻門2種, 分別為具尾藍隱藻 Chroomonas caudata、卵形隱藻 Cryptomonas ovata； 硅藻門 5種, 分別為美麗星桿藻Asterionella formosa、尖針桿藻Synedra acus、變異直鏈藻 Melosira varians、簡單舟形藻 Navicula simples、小環藻Cyclotella sp.。

2.2 浮游植物密度與生物量的時空分布

從時間上看(圖 2), 3月浮游植物平均密度最高,為 1992.53×104ind./L, 12月最少, 為5.49×104ind./L, 6月和9月居中, 分別為311.93和720.75×104ind./L,總平均密度為 757.67×104ind./L。其中綠藻門占68.65%, 隱藻門占 16.02%, 硅藻門占 8.09%, 藍藻門占5.27%, 甲藻門占1.51%, 裸藻門占0.25%, 金藻門占0.22%。從空間上看(圖 2), 站點3的浮游植物密度最高, 而站點 4的最低。采樣斷面浮游植物平均密度由高到低依次為: 站點3＞站點1＞站點2 ＞站點4。

從攔網內外的情況看, 3月攔網外的站點1和4的浮游植物密度(×104)分別為577.03和409.28 ind./L,攔網內的站點2和3的分別為1239.81和5743.99 ind./L,表明 3月攔網外浮游植物密度 遠遠低于攔網內的浮游植物密度； 而6月站點1和4的浮游植物密度(×104)分別為637.74和403.32 ind./L, 站點2和3的分別為122.14和84.54 ind./L, 可知攔網內的浮游植物密度遠遠小于攔網外的密度； 9月站點1、2、3、4的浮游植物密度(×104)分別為 1671.47、359.68、599.11和252.73 ind./L, 表明攔網外上游 站點1的浮游植物密度最高, 下游站點 4的密度最低, 12月各站點密度變化為(3.06—8.34)×104ind./L。

9月浮游植物平均生物量最高, 為 7.72 mg/L,其次為3月, 浮游植物平均生物量為5.29 mg/L, 6月和12月分別為4.51和0.06 mg/L。總平均生物量4.40 mg/L。其中, 綠藻門占 47.51%, 隱藻門占16.68%, 硅藻門占14.88%, 甲藻門占13.33%, 藍藻門占5.13%, 裸藻門占1.56%, 金藻門占0.89%。浮游植物的生物量以站點4最低, 站點 1最高。采樣斷面浮游植物平均生物量(圖3)由高到低依次為: 站點1＞站點3＞站點2＞站點4。

圖2 甘井河浮游植物密度的時空分布Fig. 2 The spatial and temporal distribution of the phytoplankton density in the Ganjing River

從攔網內外的情況看, 3月攔網外的站點1和4的浮游植物生物量分別為3.16和1.33 mg /L, 攔網內的站點2和3的分別為6.70和9.99 mg /L, 表明3月攔網外浮游植物生物量明顯低于攔網內的浮游植物生物量； 而6月站點1和4的浮游植物生物量分別為9.78和5.64 mg/L, 站點2和3的分別為1.51和 1.16 mg /L, 可知攔網內的浮游植物生物量顯著小于攔網外的生物量； 9月站點1、2、3、4的浮游生物量分別為17.67、4.05、6.73和2.44 mg/L, 這說明攔網外上游站點 1的浮游植物生物量最高, 下游站點4的生物量最低, 12月各站點生物量為0.03—0.13 mg/L。

2.3 浮游植物群落多樣性

從浮游植物多樣性指數的時空分布來看(表 1), 3、6、9和12月平均多樣性指數(H′)為2.10、2.90、3.78和2.98, 可見3月各站點H′均為全年最低值； 6月各采樣點差異大, 攔網內的站點2和3的多樣性指數遠遠高于攔網外的1和4, 9月4個站點的值很接近, H ′均≥3.47。12月站點4多樣性指數最低。全年多樣性指數為 1.11—4.17, 總平均多樣性指數2.90, 各采樣斷面浮游植物平均多樣性指數由高到低依次為: 站點2＞站點3＞站點4＞站點1。

3、6、9和 12月平均均勻度指數(J)為 0.77、0.88、0.96、0.92, 總平均指數為0.88。以站點4最低, 站點1最高。由高到低依次為: 站點1＞站點2＞站點3＞站點4。6月攔網內的站點2和3的均勻度指數明顯高于攔網外的站點1和4。

圖3 甘井河浮游植物生物量的時空分布Fig. 3 The spatial and temporal distribution of the phytoplankton biomass in the Ganjing River

表1 甘井河浮游植物多樣性與均勻度Tab. 1 The diversity index of phytoplankton in the Ganjing River

2.4 理化因子

從甘井河理化因子的時空分布來看(表2), 各站點的透明度以6月的最低, 僅0.28—0.31 m, 12月最高, 為 1.58—2.33 m, 其中站點 1斷面年均值最低,其他三個斷面相近； 葉綠素a 的含量12月最低, 各斷面平均值僅 0.11 μg/L, 9月最高, 平均值達14.81 μg/L, 其中站點1高達33.88 μg/L, 年均值也是站點1最高； 總磷的時空變化很小, 各樣點以3月的含量最高, 平均為0.244 mg/L, 9月的含量最低, 其中3月站點2和站點3的總磷明顯高于站點1和站點4, 而6 月則反之； 總氮以6月最高, 平均為2.68 mg/L, 9 月最低, 平均為1.41 mg/L, 年均值來看, 站點1最低。

2.5 干井河水質總體評價

根據香農多樣性指數(H′)值, 0—1屬于重污染, 1—2為α中污染, 2—3為β中污染, ＞ 3為輕污或無污染[17,18], 以此標準判斷, 甘井河 9月的水質各個斷面均為輕污狀態； 其次是12月, 除站點1為β-中污染外, 其他站點為輕污； 污染最嚴重出現在 3月,站點3和4均屬于α-中污染, 其次是6月的站點1為 α-中污染。由此可知: 攔網內外水質在 3月、9月和12月無明顯差異, 但在6月, 攔網外的站點1和4的水質均為α-中污染, 而攔網內的站點2和3的水質為輕污染。

根據綜合營養狀態指數 TSIM＜37為貧營養, 38＜TSIM＜53為中營養, TSIM＞54為富營養[12]。由表 3可知, 甘井河水質以12月最好, 4個采樣斷面的綜合TSI介于37.59—41.55, 為中營養型, 而3月、6月和9月均為富營養型, 其中6月攔網內的站點2和3的水質雖然屬于富營養型, 但綜合TSI值明顯小于攔網外兩個站點的值, 表明水質優于攔網外的水質。甘井河的水質變化與香溪河相似, 香溪河庫灣 2周年的營養狀態變化顯示, 除冬季外, 大多數月份為富營養, 在春季則為重富營養[19]。

表2 甘井河水體理化參數Tab. 2 The physyco-chemical parameters in the Ganjing River

表3 甘井河綜合營養狀態指數與水質評價Tab. 3 The comprehensive trophic level index and evaluation of the water quality in the Ganjing River

3 討論

3.1 水域牧場生態漁業對浮游植物的影響

養魚與富營養化進程之間的關系倍受各國學者的關注, 許多的研究都集中在對養殖性藻型水體的調控上。大量研究認為, 在這類水體投放食浮游生物的濾食性動物, 特別是濾食性魚類(主要為鰱、鳙),可以有效遏制藻類滋生, 魚類在攝食藻類增加水產品產量同時, 降低了有機物的含量, 從而改善湖水水質[20—23]； 另一些研究則認為, 一方面濾食性魚類攝食浮游動物, 減緩了浮游動物對浮游植物的攝食壓力, 導致浮游植物生物量和初級生產力上升, 另一方面魚類對浮游植物的大量攝食并不能使浮游植物的生物量降低, 這是因為更小型的藻類得以增殖, 浮游生物食性魚類加快了磷的釋放速率或循環速度[24—26]。本研究調查結果與前一類的研究結果相近, 6、9、12月都以攔網外站點1水域的浮游植物密度和生物量為最高, 而6月攔網內站點2和3的浮游植物密度和生物量均顯著低于攔網外兩個站點, 這表明鰱鳙在生長旺季, 可以顯著降低養殖區域內浮游植物的密度和生物量, 起到了生物凈化的作用。3月由于水溫不高, 盡管魚類攝食量低, 但魚類在水中的游動會使水體各個水層理化條件更接近, 水溫測定顯示水體水溫未出現正分層現象, 有利于浮游植物的增殖,便出現了養殖水域的浮游植物密度遠遠高于非養殖區的現象。3月4個站點以綠藻門小球藻(Chlorella vulgaris)為絕對的優勢種, 隱藻屬(Chroomonas sp.)位居第二, 特別是站點3的浮游植物密度高達5.74×107ind./L, 其中小球藻密度達4.72×107ind./L,占了總數的82.16%, 明顯高于其他3個站點, 表明浮游植物分布有明顯的團塊分布特征。站點4由于靠近長江, 部分長江水與甘井河水混合, 降低了河口的浮游植物密度, 使得站點4浮游植物密度低于其他站點的密度。

3.2 水域牧場生態漁業對水質的影響

依據多樣性指數和綜合營養狀態指數兩種標準來評價甘井河水質, 得到了一致的結果: 水域牧場內外的水質沒有明顯差別, 即放養濾食性魚類的零投喂養殖模式沒有造成水域污染, 相反的這些魚類能在一定程度上凈化水體。6月攔網內的站點2和3的多樣性指數遠遠高于攔網外的站點1和4的多樣性指數, 綜合營養指數也顯示水質養殖區域的水質明顯優于攔網外的水質。放養濾食性魚類能在一定程度上凈化水體, 已經有很多成功的例子, 如浙江千島湖、武漢東湖, 特別是對于水華的控制起到了很大作用[27,28]。魚類一般含氮 2.50%—3.50%、磷0.30%—0.90%, 在不投入外來營養物質養殖的條件下, 從水中每凈增重并捕撈出1 kg魚, 相當于從水體向陸地轉移約25—36 g氮和3—9 g磷[24]。因此,在圍欄區進行濾食魚類為主體的生態養殖, 可通過魚類的食物鏈轉移水體中氮、磷等富余營養物質,可有效提高水體的自凈能力。

甘井河水域牧場4個站點的浮游植物和浮游動物現存量年平均值分別為4.40和2.35 mg/L, 以養殖區面積8 km2, 平均水深20 m來計算, 則浮游植物、浮游動物的現存量分別為 8.80×104kg/km2和4.70×104kg/km2, 如按照劉曉亮等[29]對青山水庫的方法估算, 可能提供的鰱、鳙產力分別為 2.93× 104kg/km2和 4.70×104kg/km2, 整個水域牧場鰱產力估算為2.35×105kg, 鳙產力為3.77 ×105kg。甘井河水域牧場2013年共投放鰱苗種2.33×105尾、鳙苗種 1.43×105尾, 年產商品鰱 6.34×104kg, 商品鳙6.68×104kg, 即向陸上轉移了3253.75—4685.40 kg氮和390.45—1171.35 kg磷, 盡管對于8 km2的水域牧場來說, 轉移的氮磷很有限(鰱鳙獲量僅為 1.63× 104kg/km2, 轉移的氮為 406.70—585.70 kg/km2和磷為 48.80—146.40 kg/km2), 但還是在一定程度上凈化了水體。如能加強漁政管理, 減少甚至杜絕偷魚事件發生, 魚產量能由現在的1.63×104kg/km2提高到估算的7.64×105kg/km2, 理論上來說由鰱鳙轉移的氮將達到 1910—2751 kg/km2, 磷 229—688 kg/km2,從而達到更好的凈化效果。

從以上2013年4次調查的初步結果來看, 在甘井河水域牧場攔網內放養濾食性的鰱鳙魚苗, 不進行人工投餌施肥, 靠攝食天然餌料生長, 可收獲了一定數量的生態有機魚； 在魚類生長旺季的 6月,攔網內浮游植物密度、生物量和綜合營養狀態指數TSI比攔網外低, 而生物多樣性指數比攔網外高, 證實了水域牧場沒有帶來水環境的污染, 反而能提高生物多樣性, 在一定程度上改善了水體。

參考文獻：

[1] Huang Z L. Water quality protection and advances on Three Gorges Reservoir [J]. Journal of Sichuan Universitiy (Engineering Science Edition), 2006, 38(5): 7—15 [黃真理.三峽水庫水環境保護研究及其進展. 四川大學學報(工程科學版), 2006, 38(5): 7—15]

[2] Ku Y M. Research to the fishery industry and development Counter-measure in Three Georges Reservoir [D]. Thesis for Master of Science. China Agricultural University, Beijing, 2005 [庫夭梅. 三峽水庫漁業現狀及發展對策研究. 碩士學位論文, 中國農業大學, 北京, 2005]

[3] Zhai X L, Li H, Xiong L M. Open a new era of Three Gorges Reservoir on ecological fishery in Chongqing [J]. Fishery Guide to be Rich, 2010, (21): 20—23 [翟旭亮, 李虹, 熊隆明. 重慶開啟三峽水庫生態漁業新時代. 漁業致富指南, 2010, (21): 20—23]

[4] Liu Y, Liu J T. Investigation on phytoplankton and water quality assessment in Biliu River [J]. Environmental Protection and Circular Economy, 2007, 27(6): 33—38 [劉揚, 劉景泰. 碧流河水生生物調查及水質評價. 環境保護與循環經濟, 2007, 27(6): 33—38 ]

[5] Liu J D, Gu Z M, Yang Y J, et al. Phytoplankton community structure and water quality assessment of Changzhao Reservoir, Zhejiang of East China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(11): 2865—2871 [劉金殿, 顧志敏, 楊元杰, 等. 長詔水庫浮游植物群落結構及水質評價. 生態學雜志, 2012, 31(11): 2865—2871]

[6] Wang X Q, Zeng Y Y, Wu H H, et al. Investigation on plankton community composition and water quality state in the mainstream of Xiangjiang River [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2013, 37(3): 488—494 [王曉清, 曾亞英, 吳含含,等. 湘江干流浮游生物群落結構及水質狀況分析. 水生生物學報, 2013, 37(3): 488—494]

[7] Zhang T, Li D L, Xu B H, et al. Investigation on phytoplankton and water quality assessment of aquacultural water bodies in west Dongting Lake area [J]. Journal of Hydroecology, 2009, 2(5): 12—18 [張婷, 李德亮, 許寶紅,等. 西洞庭湖區養殖水體浮游植物調查與水質評價. 水生態學雜, 2009, 2(5): 12—18]

[8] Zhao W. Hydrobiology [M]. Beijing: Chinese Agriculture Press. 2005, 499—506 [趙文. 水生生物學. 北京: 中國農業出版社. 2005, 499—506]

[9] Hu H J, Wei Y X. The Freshwater Algae of China Systematics, Taxonomy and Ecology [M]. Beijing: Science Press. 2006, 15—922 [胡鴻均, 魏印心. 中國淡水藻類系統分類及生態. 北京: 科學出版社．2006, 15—922]

[10] Lei Y Z. Experiments of Aquatic Chemistry for Aquaculture [M]. Beijing: Chinese Agriculture Press．2006, 72—84 [雷衍之. 養殖水環境化學實驗. 北京: 中國農業出版社. 2006, 72—84]

[11] Chen Y W, Gao X Y. Comparison of two methods for phytoplankton chlorophyll a concentration measurement [J]. Journal of Lake Science, 2000, 12(2): 185—188 [陳宇煒,高錫云. 浮游植物葉綠素a含量測定方法的比較測定. 湖泊科學, 2000, 12(2): 185—188]

[12] Dong S L, Zhao W. Aquatic Ecology for Aquaculture [M]. Beijing: Chinese Agriculture Press．2004, 211—212 [董雙林,趙文. 養殖水域生態學. 北京: 中國農業出版社. 2004, 211—212]

[13] Carlson R E. A trophic state index for lakes [J]. Limnology and Oceanography, 1977, 22(2): 361—369

[14] Aizaki M, Otsuki A, Fukushima T．Application of modified Carlson’s trophic state index to Japanese lakes and its relationships to other parameters related to trophie state, Tsukuba—City, Ibaraki, Japan [J]. Research Report of National Institute of Environmental Study, 1981, 23: 13—31

[15] Cai Q H. On the comprehensive evaluation methods for lake eutrophication [J]. Jauanal of Lake Science, 1997, 9(1): 89—94 [蔡慶華. 湖泊富營養化評價方法. 湖泊科學, 1997, 9(1): 89—94]

[16] Li Z Y, Zhang Q J. Trophic state index and its correlation with lake parameters [J]. Acta Science Circumstantiae, 1993, 13(4): 391—397 [李柞泳, 張輝軍．我國若干湖泊水庫的營養狀態指數 TSIc及其與各參數的關系. 環境科學學報, 1993, 13(4): 391—397]

[17] Jin X C, Tu Q Y. Criterion of Investigation on Lake Eutrophication [M]. Beijing: China Environment Science Press. 1990, 303—316 [金相燦, 屠清瑛. 湖泊富營養化調查規范. 北京: 中國環境科學出版社. 1990, 303—316]

[18] Zheng B Y, Chen R, Jiang W H, et al. Community structure of phytoplankton and water quality analysis in wetland of Tongling freshwater dolphins national natural reserve [J]. Journal of Hydroecology, 2013, 34(5): 25—29 [鄭邦友, 陳燃,蔣文華, 等. 銅陵淡水豚國家級自然保護區浮游植物群落特征與水質評價. 水生態學雜志, 2013, 34(5): 25—29]

[19] Cai Q H, Hu Z Y．Studies on eutrophication problem and control strategy in the Three Gorges Reservoir [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2006, 30(1): 7—11 [蔡慶華, 胡征宇.三峽水庫富營養化問題與對策研究．水生生物學報, 2006, 30(1): 7—11]

[20] Li Q, Li D S, Xiong B X, et al. Influence of silver carp (Hypophthalmichthys molitrix) on plankton community in reservoir enclosure [J]. Acta Ecologica Sinica, 1993, 13(1): 330—337 [李琪, 李德尚, 熊邦喜, 等. 放養鰱魚對水庫圍隔浮游生物群落的影響. 生態學報, 1993, 13(1): 330—337]

[21] Liu J K, Xie P. Direction control of microcystis bloom through the use of planktivorous carp—closure experiments and lake fishery practice [J]. Ecologic Science, 2003, 22(3): 193—196 [劉建康, 謝平. 用鰱鳙直接控制微囊藻水華的圍隔試驗和湖泊實踐. 生態科學, 2003, 22(3): 193—196]

[22] Stewart T W, Winer J G, Lowe R L. An experimental analysis of crayfish (Orconectes rusticus) effects on a Dreissena dominated benthic macroinvertebrate community in western lake Erie [J]. Canadian Journal of Fisheries andAquatic Sciences, 1998, 55(4): 1040—1050

[23] Wang H Z, Liu Y D, Xiao B D, et al. Ecological meaning and bloom controlling of different density of silver carp followed with Potamogeton crispus in enclosures [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2004, 28(2): 141—147 [王海珍, 劉永定, 肖邦定, 等. 圍隔中鰱和菹草控藻效果及其生態學意義. 水生生物學報, 2004, 28(2): 141—147]

[24] Chen S L, Liu X F, Hua L. The role of silver carp and bighead in the cycling of nitrogen and phosphorus in the East Lake ecosystem [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1991, 15(1): 8—26 [陳少蓮, 劉肖芳, 華俐. 鰱、鳙在東湖生態系統的氮、磷循環中的作用. 水生生物學報, 1991, 15(1):8—26]

[25] Boers P, Ballegooijen L V, Unk J. Changes in in phosphorus cycling in a shallow lake due to foodweb manipulation [J]. Freshwater Biology, 1991, 25: 9—20

[26] Zhang G H, Cao W X, Chen Y Y. Effects of fish stocking on lake ecosystems in China [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1997, 21(3): 271—280 [張國華, 曹文宣, 陳宜瑜. 湖泊放養漁業對我國湖泊生態系統的影響. 水生生物學報, 1997, 21(3): 271—280]

[27] Liu J K, Xie P. Unrevel the enigma of the disappearance of water bloom from the East Lake (Lake Donghu) of Wuhan [J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 1999, 8(3): 312—319 [劉建康, 謝平. 揭開武漢東湖藍藻水華消失之謎. 長江流域資源與環境, 1999, 8(3): 312—319]

[28] Chen L S, Hong H P, Hong R H, et al. Discussion on water purification function and reasonable management of Qiandao Lake net fishery stocking of silver carp and bighead carp [J]. Fisheries Science and Technology Information, 2005, 32(6): 259—261 [陳來生, 洪海平, 洪榮華, 等. 千島湖網圍放養鰱鳙魚的水體凈化功能和漁業合理經營的探討. 水產科技情報, 2005, 32(6): 259—261]

[29] Liu X L, Liu D Z, Wan X J, et al. Plankton community and potential productivity of Hypophthalmichty molitrix and Aristichthys nobilis in Qingshan Reservoir [J]. Reservoir Fisheries, 1993, (6): 20—22 [劉曉亮, 劉定忠,王希進, 等. 青山水庫浮游生物群落及鰱鳙魚產力的估算. 水利漁業, 1993, (6): 20—22]

THE STUDY OF THE COMMUNITY STRUCTURE OF THE PHYTOPLANKTON AND THE ASSESSMENT OF THE WATER QUALITY IN THE GANJING RIVER OF THE THREE GORGE RESERVOIR

HE Rong, JIANG Li, ZHENG Shu-Ming, ZOU Shen-Juan, ZHOU Yan-Ling and DING Shan
(Department of Fisheries Southwest University, Chongqing 402460, China)

In order to reveal the impact of aqua farms on the water environment in the Ganjing River of the Three-Gorge Reservoir, we investigated the community structure of the phytoplankton and tested the physyco-chemical parameters of the water at four sampling sites in the Ganjing River in different seasons. We applied regular methods and collected water samples in March, June, September and December of 2013. We observed 93 phytoplankton species that belonged to seven phyla. The dominant phylum was Chlorophyta (37 species), followed by Bacillariophyta (26 species) and Cyanophyta (13 species), and these three phyla accounted for 39.79%, 27.96% and 13.98% of the entire sample. The average annual abundance of the phytoplankton was 7.58×106cells /L, ranging from 3.06 to 5743.99×104cells /L. The average annual biomass was 4.40 mg/L, ranging from 0.03 to 17.67 mg/L. The average annual Secchi–depth (SD), chlorophyll-a, total phosphorus (TP) and total nitrogen (TN) were 1.18 m, 8.54 μg/L, 0.127 mg/L and 1.95 mg/L respectively. The mean Shannon-Weiner diversity index was 2.90, ranging from 1.11 to 4.17. The average annual Pielou evenness index was 0.88, ranging from 0.34 to 1.49. The comprehensive trophic level index of the Ganjing River was between 37.59 and 71.86 with an average of 56.71. The water quality of the Ganjing River was evaluated to be eutrophic and mesotrophic. The water quality of the aquaculture area was better than the other areas in June when fishes grew rapidly, and in other months, there was no obvious difference in the water quality between the aquaculture area and the other areas. This suggested that the filter-feeding fishes might moderately improve the biodiversity and the water quality.

Ecological fishery； Phytoplankton； Physical and chemical factor； Water quality assess； Ganjing River

Q145

A

1000-3207(2015)05-0902-08

10.7541/2015.119

2015-02-02；

2015-04-21

中國長江三峽集團公司科研項目(CT-12-08-01)資助

賀蓉(1964—), 女, 重慶人； 碩士； 副教授； 研究方向為水生生物及環境； E-mail: rcxqhr@163.com

鄭曙明(1957—), 教授, E-mail: zhsm199@163.com