濱岸帶水華堆積與消散特征及其營養鹽效應

蔡琳琳,朱廣偉,劉俊偉,向速林,劉 軍,常邦華,戴 昕,郭 燕

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濱岸帶水華堆積與消散特征及其營養鹽效應

蔡琳琳1,朱廣偉2*,劉俊偉3,向速林4,劉 軍1,常邦華1,戴 昕1,郭 燕1

(1.南京萬德斯環?？萍脊煞萦邢薰?江蘇 南京 211100；2.中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室,江蘇 南京 210008；3.南瑞集團(國網電力科學研究院)有限公司,江蘇 南京 211106；4.華東交通大學環境工程系,江西 南昌 330013)

為了解濱岸帶植被、地形等地貌要素對藍藻水華堆積及消散過程的影響,在太湖濱岸帶設置不同形式的圍格和植被實驗區,通過逐日監測水體葉綠素a(Chl-a)的消長過程及同步營養鹽變化,研究夏季藍藻水華在湖泊濱岸帶堆積與消散特征和營養鹽效應.結果表明,濱岸帶的地形地貌及植被狀況對藍藻水華的堆積程度及消散過程影響較大,軟圍隔營造的濱岸帶靜水環境,以及不同植被所形成的不同滯水區,顯著加劇了藍藻水華的局部堆積,從岸邊挺水和浮葉植被區到開敞水域對照區,藍藻水華的堆積程度依次遞減;近岸挺水和浮葉植被區藍藻水華堆積最嚴重,堆積時間最早,持續時間長;藍藻水華堆積對營養鹽等水質指標影響極大,堆積嚴重時該區域Chl-a含量達到了457.42μg/L,總氮(TN)達到11.04mg/L,總磷(TP)達到1.32mg/L;橡膠圍格內浮葉植物區藻類堆積程度與近岸區類似,而浮葉植物與沉水植物混合區藻類堆積程度低于單一浮葉植物區;水體圍隔能夠加劇藍藻水華的堆積,沒有圍隔的浮葉植物區藻類堆積程度最低.在藍藻水華堆積過程中,藍藻細胞仍在繼續增殖,水體Chl-a仍會明顯增加,而同期的水體營養鹽的增幅小于Chl-a,甚至隨著藻類生長消耗及生態系統的脫氮效應,溶解態氮磷下降明顯.藍藻水華消散過程中,TN、TP與Chl-a同步下降,但藻體中的氮磷釋放到水中,導致堆積區的溶解態氮、磷有所增加,顯示出明顯的營養鹽效應.本研究定量刻畫了藍藻水華局部堆積并快速致災的地形地貌要素特點,揭示了藍藻水華的水質與生態效應,為科學評估富營養化水體藍藻水華的生態災害風險提供科學依據.

藍藻水華；濱岸帶；水生植物；圍格效應；湖泛；營養鹽

濱岸帶藍藻水華的大規模堆積引發大量藍藻細胞腐爛分解,進而導致水體發黑變臭,生態系統惡化,對湖泊水生態系統健康及湖泊水資源安全供給產生重大危害[1].太湖濱岸帶是受人類活動影響最頻繁的區域[2],也是藍藻水華堆積最嚴重的區域[3],是夏季藍藻暴發制約人類社會經濟發展的關鍵場所[4-5].藍藻水華的堆積與消散過程受到多種因素影響,如溫度、營養鹽、光照、水動力等[6].濱岸帶是藍藻水華最主要的堆積與腐爛分解場所.然而,不同的濱岸帶地貌,藍藻水華的堆積強度和停留時間都不同,認知濱岸帶地貌和植被特征與藍藻水華堆積過程之間的關系,對藍藻水華災害的預警與防控具有重要作用.

研究顯示[7-8],水華暴發首先是在挺水植物區形成,挺水植物區的微地貌對誘發水華藻類堆積具有重要影響;此外,浮葉植物作為湖泊生態系統的主要初級生產者,在濱岸帶大量分布,其生長與衰亡過程會對藍藻水華形成與堆積產生顯著影響;沉水植物的植被形貌特征對局部水動力影響很大,沉水植物生長過程中還能通過向水體中分泌具有抑制藻類生長的化感物質來抑制水華藻類的生長.近年來,圍繞著淺水湖泊藍藻水華堆積與氮、磷營養鹽含量及環境因子的關系開展了許多研究工作[9-10],但大多觀測和實驗工作都關注于水華本身及其環境效應,而關于淺水湖泊濱岸帶不同水生植物生長區氮、磷含量及其與藍藻水華堆積相互關系的研究較少[11].

為了解濱岸帶植被、地形等地貌因素對藍藻水華堆積及消散過程的影響,利用太湖站設置在梅梁灣沿岸的大型水上觀測和實驗平臺,在濱岸帶藍藻水華堆積頻繁發生區設置不同形式的圍隔(四周半封閉與全封閉式圍格),采用人工干預和自然植被恢復相結合的手段,恢復挺水、浮葉和沉水植被,通過逐日觀測水體浮游植物Chl-a濃度的消長過程,同步監測氮、磷的主要形態含量變化,探討挺水植物生長區、浮葉植物、沉水植物生長區及無水生植物的敞水區等不同類型微地貌對藍藻水華捕獲的程度以及水體中氮、磷含量對藍藻水華堆積的響應,為淺水湖泊濱岸帶藍藻水華的形成、消散過程及其富營養化機理提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 材料與樣品采集

研究區位于太湖北部梅梁灣(圖1),屬于太湖湖泊生態系統國家野外科學觀測研究站(簡稱太湖站)的定位生態觀測區.研究區平均水深1.5m,由外向內設置了3層上部開口的軟性圍隔帶.最外側為混凝土方樁和鋼管樁固定的雙層PE網(EA),限制外部魚類進入,并人工捕魚以減少魚類對水生植物的影響,面積約20000m2.然后在EA內部建造橡膠圍隔EB,框架由鋼管樁組成,上部配有橡膠包裹泡沫浮體,下墜土工布,水底采用石籠固定在泥中,EB面向岸邊開口,面積約15000m2.最后在EB內部建造圍隔EC,EC的結構及附屬設備與EB相同,四周封閉,與周圍水體隔離,面積約5000m2.

圖1 太湖采樣點分布

沿著太湖觀測站棧橋依次布設5個采樣點(圖1),分別為挺水和浮葉植物自然恢復區(L1)、浮葉植被強化恢復區(L2)、浮葉和沉水植被自然恢復區(L3)、浮葉植被自然恢復區(L4)及外部開敞對照區(L5).觀測實驗之前,在L1區域自然恢復挺水植被蘆葦,浮葉植物菱和荇菜;L2區內人工種植菱和荇菜;L3區內,在人工調控下自然生長菱和荇菜,兼有苦草、狐尾藻、菹草等沉水植物;L4區內自然恢復菱和荇菜;L5不做任何處理.監測期間各點位植物覆蓋度分別為:L1浮葉植被覆蓋度約50%,挺水植被覆蓋度約15%;L2浮葉植被覆蓋度約80%;L3浮葉植被覆蓋度約60%,沉水植物覆蓋度約15%;L4浮葉植被覆蓋度約30%,L5浮葉植被很少,不足10%.在5個點采集水樣,采樣時間分為2個階段:2013年6月26日~7月10日(每天采樣,共15d,以D1~D15表示)、7月12日~8月9日(每2d采樣,共15d,以D16~D30表示),并利用便攜式多參數水質分析儀(YSI6600V2)現場測量采樣處水溫(WT)、溶解氧(DO)等理化指標.風向、風速等氣象因子來自太湖站設置的氣象站.

1.2 實驗方法

分析指標為TN、溶解性總氮(DTN)、TP、溶解性總磷(DTP)、以及Chl-a.其中,TN和TP的測定方法為:將包含藻體等所有顆粒物的原水體樣品混勻后用堿性過硫酸鉀消解(如果濃度過高則稀釋),再分別采用紫外分光光度法(210nm)和鉬銻抗分光光度法測定[12];DTN和DTP是將原水樣先用1.2μm的Whatman GF/C玻璃纖維濾膜過濾,再分別用TN和TP的光度法測定而得;Chl-a測定采用熱乙醇提取分光光度法[13].數據、圖形處理分別使用SPSS 18.0和Excel 2010完成.

2 結果與分析

2.1 藍藻水華堆積與消散

在富營養化水體中,Chl-a在藻類物質中所占的比例相對穩定,可用Chl-a表征藻類的生長狀況和水華暴發或堆積程度[14-15].監測期間各區域均出現了水華堆積,但其程度有所不同,表現為Chl-a含量呈現時空差異(圖2).

圖2 研究期間Chl-a的動態變化

從圖2可知,空間上Chl-a含量L1~L5依次下降,橡膠圍格內部L1、L2、L3的Chl-a顯著高于L5(P<0.05),L4與L5差異不顯著.L1的Chl-a含量最高且增殖最多,從26.70μg/L增加至457.42μg/L,增加了430.72μg/L,增幅高達16.13倍;對照點L5位于漁網外部,Chl-a含量及增長數量均為最低.時間上,觀測期間研究區有2次明顯的藍藻水華堆積和消散過程:D6~D10,L1出現了一個短暫的峰值,但很快消散;L2的峰值出現在D13~D16,比L1滯后且持續時間短.從D19開始L1、L2、L3、L4先后出現藍藻堆積,堆積程度依次下降,L1、L2呈現大幅度波動,持續一周左右開始消散,L3、L4出現一個峰值后迅速消散,對照點增幅最小.可能是受各區域植物種類、圍格形式及風速風向的影響.D25開始,各區的Chl-含量開始下降,可能是藻類堆積到一定程度,有限的空間和營養,開始內部競爭,導致藻類堆積一段時間后逐漸消散,也可能是外界環境發生了變化.

2.2 風速、水溫與DO變化

由于風速、風向對藍藻水華的影響有滯后性,故選取監測開始前6d為起始時間(圖3).6月20日~30日(D5),實測風速最小值為0.3m/s,且2.0m/s以下的風速出現頻率達30.0%以上,該階段的風速基本屬于低風速階段,水面沒有明顯波浪,并且風向以東南偏南風(向岸風)為主,有利于藍藻顆粒順著風向漂移,形成藻類在近岸區域的大量堆積[16].7月1日~18日(D19),風速逐漸增加,平均風速為3.3m/s,瞬時風速最高達到10.0m/s,且該時段有一次明顯的降雨過程,抑制了藻類上浮形成水華,這些條件均不利于藍藻水華的上浮與堆積,該時段藍藻水華有消散過程,表現為L1、L2中Chl-a有明顯的升降.7月19~31日(D25)風速逐漸下降,平均風速為2.3m/s,靜風出現頻率較高,且仍以東南偏南風(向岸風)為主導風向,很容易引起藻類在迎風岸邊大量聚集,形成明顯水華[17],各區域水體中Chl-a的含量明顯增加.8月1日~3日受臺風影響,風速突然增大,瞬時風速高達16.3m/s,4日平均風速降至2.2m/s, Chl-a隨之升降.

圖3 日均風速變化

研究表明,水溫的變化直接影響水環境的化學反應、生化反應、氧的溶解和水生生物的生長等一系列過程[18].湖泊水體溫度顯著影響水體中藻類的生物量,溫度適宜時藻類生物量急劇增加[19].溫度過高或過低都不能形成藻類暴發,太湖藍藻暴發的突變水溫是25℃左右[20],合適的水體溫度是藻類暴發的必要條件,藍藻的最適宜生長溫度為25~35℃[21].研究期間水溫基本處于25~35℃之間(圖4),為藍藻最適宜生長溫度,有利于藍藻大量增殖.研究期間,溫度整體呈上升趨勢,只在第10d與第11d有下降過程,與藍藻水華堆積與消散過程基本吻合,反映了藻類生物量增長不但有下風向堆積的影響,也有自身增殖的影響,夏季適宜的風速、風向與水溫條件,有利于濱岸帶藍藻的大量增殖、堆積并形成水華.

圖4 研究期間水溫的動態變化

圖5 研究期間DO的動態變化

監測期間各區域水華堆積不同,同樣地DO也呈現時空差異(圖5),總體上L1、L2、L3的DO顯著低于L5(<0.05),L4與L5差異不顯著.時間上,L1的DO含量波動最大,第5~8d明顯增加,從起始的0.77mg/L增加至18.52mg/L,隨后迅速下降,比Chl-a含量變化趨勢提前2~4d;L2、L3的DO變化趨勢類似,但總體低于其他3個區域,可能是藻類大量生長,產生O2量小于消耗的量,同時橡膠圍格與水生植被降低了圍格內部的風浪,外部水體與大氣對內部DO的補充減少,使得圍格內部水體DO低于其他區域.D13~D23,L1的DO濃度再次增加隨后迅速下降,而Chl-a含量在D19~D25明顯增加隨后迅速下降,滯后5d左右且持續時間短,但增長幅度大于DO變化,可能是浮游藻類的數量增多,Chl-a含量增加,藻類光合作用較強,光合作用產氧增多,水體中DO增加;但藻類同時消耗氧氣,DO增加幅度小于Chl-a變化.Chl-a含量增加,但DO仍表現為下降,可能是藍藻水華暴發后藻類大量繁殖,消耗了水體中的DO,且消耗量大于光合作用產生的量,導致DO整體表現為下降過程[22].

2.3 營養鹽的時空變化

由圖6可知,各區域營養鹽有時空差異.前7dL1氮磷營養鹽均明顯下降,而Chl-a含量持續增加;TN、TP在第10d出現峰值,而DTN、DTP下降,Chl-a在D6~D10出現峰值,由于菱和荇菜中的TN、TP含量較高,其生長過程中可以吸收水體中氮磷[23],挺水和浮葉植物的營養鹽消耗量大于藍藻增殖產生量,導致TN、TP增長幅度小于Chl-a,而DTN、DTP下降.L2的TN、TP與Chl-a峰值均出現在D13-D16,TN、TP與Chl-a同步增長,可能是L2用橡膠圍隔圍起來,藍藻增殖消耗水體中的氮磷,而圍隔限制了水體交換,DTN、DTP下降.D19~D25,各點TN、TP與Chl-a顯著增長,藍藻水華堆積. D26~D29,各區TN、TP與Chl-a同步下降,說明藍藻水華開始消散,藻體中的氮磷釋放到水中,DTN、DTP出現不同程度的增加,變化趨勢比TN、TP與Chl-a滯后1d,橡膠圍隔可以限制內外水體交換,橡膠圍隔內L2增加最多.

空間上,L1~L5營養鹽呈遞減趨勢,TN、TP含量L1、L2顯著高于L5,L3、L4與L5差異不顯著;而DTN、DTP含量L1顯著高于L5,其余各區差異不顯著.L1的TN、TP含量總體最高,TN高達11.04mg/L, TP達到1.32mg/L,同期Chl-a的含量達到457.42μg/ L,為各區域最大,與近岸藍藻水華堆積最嚴重一致.D16以前,L2、L3的DTN、DTP與對照點的差別不大甚至低于L5,而同期的Chl-a顯著高于L5,其浮葉植物覆蓋度(約60%)也明顯高于L5(不足10%),說明水生植物和藍藻水華增殖過程大量吸收了水體中的氮磷,DTN、DTP下降;L4與對照點的差別不大甚至低于對照點.隨后藍藻逐漸堆積,各區與對照點的差異逐步增大,從挺水和浮葉植被區到浮葉植被自然恢復區與對照點的差異逐步縮小.

圖6 研究期間TN、DTN、TP、DTP的動態變化

3 討論

3.1 環境因子對藍藻水華的影響

濱岸帶的水生植被與圍隔組合形成的微地貌對藍藻水華堆積表現出明顯的捕獲效應.研究顯示[7-8],水華物質首先在挺水植物區堆積,浮葉植物也會加劇藍藻堆積程度,而沉水植物由于水面的流動性相對較強,堆積效應最小.監測結果與研究結果一致,圍隔營造的濱岸帶靜水環境,以及不同植被所形成的滯水特征,顯著加劇了藍藻水華的局部堆積,從岸邊挺水和浮葉植被區到開敞對照區藍藻水華的堆積程度依次遞減,無論是浮葉植物、挺水植物,還是沉水植物都表現出明顯的捕獲效應,加劇藍藻水華的濱岸帶堆積.受近岸挺水植被蘆葦和浮葉植被菱等的阻隔與吸附影響,藍藻一旦進入挺水植物周圍,極易吸附到挺水植物和浮葉植物上;且L1離岸最近,小范圍內風速下降和風向改變,加上挺水植被出水部分削弱了區域內風浪,使得藻體一旦進入該區域,便很難出去,使得橡膠圍格圍成的近岸挺水和浮葉植被自然恢復區藍藻水華堆積最嚴重.L2藍藻堆積現象也較顯著,可能是藍藻容易吸附到浮葉植物上面,且浮葉植物被圍格固定在內部,區域藍藻堆積現象明顯.L3中有沉水植被,抑制了藻類的生長[24],藍藻堆積程度低于L1、L2,但差異不顯著.而L1、L2、L3的藍藻堆積顯著高于L4、L5,說明圍格形成的靜水環境對藍藻堆積影響很大,由此可見,對于藍藻堆積的工程調控,可以考慮從增強水體流動性方面著手.

氣象條件是藍藻水華濱岸帶堆積或消散的重要驅動因子.自然環境條件的變化對藻類生長有著直接或間接的影響[25].風向、風速是藍藻水華聚集和堆積的首要外力因素,低風速為太湖藍藻向特定區域內聚集、上浮提供了有利條件,是引發太湖局部水域藍藻水華暴發的誘導因素[26].6月20日~30日(D5),風速基本屬于低風速階段,并且風向以東南偏南風(向岸風)為主,有利于藍藻顆粒順風漂移,對應D1~D7,近岸L1中Chl-a明顯增加,空間上從L1~L5依次下降,可能是L2、L3位于圍格內部,外部堆積較少,L4、L5距離岸邊距離較遠,受堆積影響最小.同時,風場的改變可以為形成明顯水華提供良好的條件[27],根據動力學補償原理,湖岸帶將會出現較強的離岸流與補償流,把水底的藻體再次送至水表,低風速及定風向均有利于該時段藍藻水華上浮與堆積,各種條件綜合使得L1中水華形成最早,且Chl-a增殖最多.7月2日~14日(D7~D19),風速逐漸增加,高達10.0m/s,且有一次明顯的降雨,抑制了藻類上浮,該時段L1、L2中Chl-a有明顯的升降.而后風速逐漸下降,平均風速為2.3m/s,靜風出現頻率較高,且仍以東南偏南風(向岸風)為主導風向,很容易引起藻類在迎風岸邊大量聚集,形成明顯水華[15],各區域水體中Chl-a的含量顯著增加.8月1日~4日(D26~D28)風速經歷了驟增驟減的過程,風速從16.3m/s降至2.2m/s,Chl-隨之升降,說明藍藻水華堆積受臺風的影響很大.

3.2 營養鹽對藍藻水華堆積與消散的響應

藍藻水華堆積過程往往伴隨著湖泊水體中氮、磷等營養鹽的變化,氮、磷等營養鹽是浮游植物生長必不可少的物質基礎[28],充足的磷是太湖藍藻水華發生的基本要素[29].湖泊水體中營養鹽的變化可影響浮游植物的數量,而浮游植物生長狀況又是營養鹽含量變動的主要條件[30].故而探討藍藻水華堆積過程水體中營養鹽對藍藻水華與消散的響應具有重要意義.

總氮、總磷的水相濃度與藍藻水華的堆積程度密切相關,水華生長期溶解態氮磷適當增加將加劇藍藻水華,而藍藻水華堆積到一定程度,藻體內部競爭加劇,導致藍藻水華消散,營養鹽重新釋放到水體中,DTN、DTP增加.D1~D7,L1中藍藻出現第一次增殖與堆積,隨著藍藻水華物質的增加,DTN、DTP隨之下降,推測是藍藻增殖過程中消耗水體中大量的氮、磷營養鹽,將水體中的氮磷迅速轉化為生物質.而其他區域水華情況不明顯,相應區域內氮、磷的下降幅度不明顯,反映了不同區藍藻水華的堆積程度不同,對氮、磷營養鹽的消耗存在一定的差異,說明不同圍隔形式及植被類型對藍藻水華堆積引起的營養鹽變化具有一定的影響.D8~D19,L1中藍藻水華逐漸消散,Chl-含量下降,相應地,該區域TN、TP含量小幅下降;而L2、L3、L4中藍藻水華的堆積放緩,相對應TN、TP含量波動不明顯,與藍藻水華的消散過程相一致.D19~D25,L1~L5先后出現藍藻堆積,堆積程度依次下降,各區域水體中TN、TP含量也相應增加,且以TN的增加幅度最為明顯,可能是藍藻水華堆積時水體中蓄積了大量的氮磷;同時水華暴發又會影響營養鹽含量[31],藍藻增殖過程中,吸收水體中大量的營養鹽,使得同期DTN、DTP出現不同程度的下降.藍藻消散過程中又將營養鹽釋放到水體中,水中氮磷含量再次升高.D25開始,受臺風影響,各區藍藻水華消散,水生植物腐爛分解,相應地Chl-含量下降,TN、TP含量也相應降低,由于藻類和植物體內的氮、磷等營養鹽元素會在短期內釋放到水體中[32],同期DTN、DTP出現不同程度的增長;L2中DTN、DTP濃度增長最多,可能是因為圍隔阻隔了內外水體的自由交換,加上水生植物荇菜等在腐爛分解過程中,水體中TN的濃度總體上要高于其他水生植物[33],從而造成了L2中DTN、DTP增加最多.

藍藻水華堆積與消散過程對水相營養鹽濃度及形態的巨大影響,是湖泊營養鹽空間再分配及時空格局塑造的重要過程.由于藍藻水華空間堆積的速度較快、規模巨大,藍藻水華的營養鹽效應會快速影響特定水域的營養鹽水平,給湖泊的水質監測結果及水質類別劃分帶來很大的不確定性.因此,在藍藻水華發生的湖泊,水樣的采集規范、評估方法都要充分考慮水華因素.

4 結論

4.1 濱岸帶微地貌的不同引發藍藻水華堆積程度的巨大時空差異,水生植被具有圍隔捕獲效應,并且挺水植物生長區對藍藻水華的捕獲能力要強于浮葉植物生長區.

4.2 濱岸帶不同微地貌藍藻水華的堆積程度及消散過程不同,主要是局部水動力對氣象條件響應不同所致.合適的溫度、定向低風速與近岸特殊的水動力條件組合,使得不同植被與圍隔區藍藻水華的堆積與消散呈現巨大的不同.

4.3 濱岸帶藍藻水華物質堆積與消散過程對水相顆粒態、溶解態營養鹽含量影響巨大,是營養鹽湖體時空再分配及空間格局塑造中的重要因素.

[1] Hoegh G O. Coral reefs under rapid climate change and ocean acidification [J]. Science, 2007,318:1737-1742.

[2] 趙曉峰.太湖湖濱帶水生植物時空分布特征及其與水質因子的相互關系研究[D]. 北京:中國環境科學研究院, 2012.

[3] 陸銘鋒,徐 彬,楊旭昌.太湖水質評價計算方法及近年來水質變化分析[J]. 水資源保護, 2008,24(5):30-33.

[4] 朱廣偉.太湖富營養化現狀及原因分析[J]. 湖泊科學, 2008,20(1): 21-26.

[5] 朱廣偉.太湖水質的時空分異特征及其與水華的關系[J]. 長江流域資源與環境, 2009,18(5):439-445.

[6] Thomas R J, Havens K, Zhu G W, et al. Comparative analysis of nutrients, chlorophy11and transparency in two large shallow lakes (Lake Taihu, P. R. China and Lake Okeechobee, USA) [J]. Hydrobiologia, 2009,627:211-231.

[7] 秦伯強,王小冬,湯祥明,等.太湖富營養化與藍藻水華引起的飲用水危機—原因與對策 [J]. 地球科學進展, 2007,22(9):896-906.

[8] Mulderij G, Mooij W M, Smolders A J P, et al. Allelopathic inhibition of phytoplankton by exudates from stratiotes aloides [J]. Aquatic Botany, 2005,82:284-296.

[9] Ma J, Qin B, Wu P, et al. Controlling cyanobacterial blooms by managing nutrient ratio and limitation in a large hyper-eutrophic lake: Lake Taihu, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2015,27: 80-86.

[10] 祁 闖,王國祥,吳鑫婷,等.太湖湖濱帶春季懸浮物沉降特征與水體營養鹽響應[J]. 環境科學, 2017,38(1):95-103.

[11] Xiang S, ZHU M, ZHU G, et al. Water Quality Responses to Accumulation of Microcystis During Cyanobacterial Bloom Event in Different Littoral Vegetation Zones of Lake Taihu, China [J]. Asian Journal of Chemistry, 2014,26(14):4427-4434.

[12] 劉鴻亮.湖泊富營養化調查規范[M]. 北京:中國環境科學出版社, 1987.

[13] 陳宇煒,高錫云.浮游植物葉綠素a含量測定方法的比較[J]. 湖泊科學, 2000,12(2):185-188.

[14] 劉建萍,張玉超,錢 新,等.太湖藍藻水華的遙感監測研究[J]. 環境污染與防治, 2009,31(8):79-83.

[15] 張寧紅,黎 剛,郁建橋,等.太湖藍藻水華暴發主要特征初析[J]. 中國環境監測, 2009,25(1):71-73.

[16] 任 健,蔣名淑,商兆堂,等.太湖藍藻暴發的氣象條件研究[J]. 氣象科學, 2008,28(2):223-226.

[17] 朱永春,蔡啟銘.風場對藻類在太湖中遷移影響的動力學研究[J]. 湖泊科學, 1997,9(2):152-158.

[18] Hoegh G O. Coral reefs under rapid climate change and ocean acidification [J]. Science, 2007,318:1737-1742.

[19] 黃鈺鈴,陳明曦,劉德富,等.不同氮磷營養及光溫條件對藍藻水華生消的影響[J]. 西北農林科技大學學報(自然科學版), 2008,36(9): 93-100.

[20] 葉上揚,喻國良,龐紅犁.太湖藍藻成因分析與清淤方法探討[J]. 水資源保護, 2012,28(2):30-34.

[21] 王利利.水動力條件下藻類生長相關影響因素研究[D]. 重慶:重慶大學, 2006.

[22] Prati M, Molteni M, Pomati F, et al. Biological effect of the planktothrix. FP1Cyanobacterial extract [J]. Toxicon, 2002,40:267- 272.

[23] 宋玉芝,朱廣偉,秦伯強.太湖康山灣示范區水生植物對水體氮磷控制的適用性分析[J]. 湖泊科學, 2013,25(2):259-265.

[24] 代亮亮,郭亮亮,吳中奎,等.不同濃度藻類水華對兩種沉水植物的影響 [J]. 中國環境科學, 2016,36(9):2765-2773.

[25] 劉冬梅,姜 霞,金相燦,等.太湖藻對水-沉積物界面磷交換過程的影響[J]. 環境科學研究, 2006,19(4):8-13.

[26] 徐恒省,翁建中,李繼影,等.太湖藍藻水華預警監測與風速風向的關系研究[J]. 環境監控與預警, 2009,1(2):5-7.

[27] 王成林,陳黎明,潘維玉,等.適宜太湖藍藻水華形成的風場輻散特征及其形成機制[J]. 中國環境科學, 2010,30(9):1168-1176.

[28] 許 海,秦伯強,朱廣偉.太湖不同湖區夏季藍藻生長的營養鹽限制研究[J]. 中國環境科學, 2012,32(12):2230-2236.

[29] 鐘 遠,金相燦,孫 凌,等.磷及環境因子對太湖梅梁灣藻類生長及其群落影響[J]. 城市環境與城市生態, 2005,18(6):32-34.

[30] 吳阿娜,朱夢杰,湯 琳,等.淀山湖藍藻水華高發期葉綠素a動態及相關環境因子分析[J]. 湖泊科學, 2011,23(1):67-72.

[31] 王書航,姜 霞,金相燦.巢湖水環境因子的時空變化及對水華發生的影響[J]. 湖泊科學, 2011,23(6):873-880.

[32] 王 瑜,劉錄三,舒儉民,等.穗花狐尾藻和金魚藻對白洋淀水質影響的原位圍隔試驗[J]. 環境科學研究, 2012,25(3):270-275.

[33] 唐金艷,曹培培,徐 馳,等.水生植物腐爛分解對水質的影響[J]. 應用生態學報, 2013,24(1):83-89.

Characteristics and effects on nutrients of algal blooms accumulation and dissipation in littoral zone.

CAI Lin-lin1, ZHU Guang-wei2*, LIU Jun-wei3, XIANG Su-lin4, LIU Jun1, CHANG Bang-hua1, DAI Xin1, GUO Yan1

(1.Nanjing Wondux CO., LED., Nanjing 211100, China；2.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China；3.NARI Group (State Grid Electric Power Research Institute) CO., LED., Nanjing 211106, China；4.Department of Environmental Engineering, East China JiaoTong University, Nanchang 330013, China)., 2018,38(8)：3087~3093

The accumulation, dissipation and oxygen consumption of algal blooms would result in ecological disaster in the littoral zone. In order to discuss the effects of the vegetation and topography on the accumulation and dissipation of cyanobacteria bloom, different forms of enclosure, together with aquatic plants were constructed in the coastal zone of Lake Taihu, we observed the fluctuation of Chlorophyll-a (Chl-) and the synchronous change of nutrients. Results showed that stagnant environment was conducive for algae proliferation and accumulation, where built soft enclosure, and aquatic plants could promote algae accumulation. Algal bloom was the most earliest and serious in the emerged and floating-leaved aquatic plants restoration area. Chl-raised to 457.42μg/L, the content of total nitrogen (TN) and total phosphorus (TP) increased to 11.04mg/L and 1.32mg/L, and it was second serious in the enclosure, where restorated floating-leaved aquatic plants. Algal bloom was less accumulating in the floating-leaved and submerged macrophytes area. There was insignificant difference in the fishing net zone and control point. During the process of algal blooms, cyanobacteria continued to proliferate, then Chl-a raised more than TN and TP, and with the growth of algae and the denitrification effect of ecosystem, dissolved nitrogen and phosphorus decreased. When algal bloom dissipated, nutrients released into water, and dissolved nutrients raised most in the rubber enclosure. This study showed the risk characteristic of algal bloom in lakes. And the result will help to prevent the bloom risk and produce the control policy.

cyanobacterial bloom；coastal zone；macrophyte vegetation；enclosure effects；black patch of blooms；nutrients

X524

A

1000-6923(2018)08-3087-07

蔡琳琳(1985-),女,河南長垣人,工程師,碩士,主要從事生態學研究.發表論文10篇.

2017-12-30

國家自然科學基金資助項目(41671494);中國科學院前沿科學重點研究項目(QYZDJ-SSW-DQC008)

* 責任作者, 研究員, gwzhu@niglas.ac.cn