全 文 ：滆湖大洪港草、藻状态转换的磷阈值*
陶摇 花1 摇 潘继征2**摇 沈耀良1,3 摇 李文朝2 摇 黄摇 峰1 摇 赵海光2
( 1苏州科技学院环境科学与工程学院, 江苏苏州 215011; 2中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,
南京 210008; 3苏州科技学院江苏省环境科学与工程重点实验室, 江苏苏州 215011)
摘摇 要摇 以滆湖水草残存区———大洪港为对象,研究了自然条件下磷对大洪港草、藻状态转
换的影响.对环境因子进行相关分析表明:总磷(TP)与叶绿素 a(Chl a)、透明度(SD)呈较好
的线性相关关系.主成分分析结果表明,TP、总氮(TN)是影响水质变化的主要成分,其中主成
分的贡献率及最大分量来源为 TP. 总磷浓度的变化影响大洪港草 /藻型状态的转换,大洪港
冬季处于草型状态,春季从草型状态转换为草鄄藻中间状态,夏秋季一直维持在草鄄藻中间状
态.系统从草型状态向藻型状态转换的湖水总磷阈值为 61 滋g·L-1,从草鄄藻中间状态向藻型
状态转换的总磷阈值为 115 滋g·L-1 .可通过采取削减与控制污染源、底泥疏浚、构建沉水植
被区等措施来改善湖区生境,使 TP 浓度降低到 61 滋g·L-1以下,以维持大洪港处于草型状
态.
关键词摇 草型摇 藻型摇 状态转换摇 磷阈值摇 滆湖
文章编号摇 1001-9332(2012)01-0264-07摇 中图分类号摇 X524摇 文献标识码摇 A
Phosphorus threshold for the shift between grass鄄 and algae鄄stable states in Dahong Harbor
of Gehu Lake. TAO Hua1, PAN Ji鄄zheng2, SHEN Yao鄄liang1,3, LI Wen鄄chao2, HUANG Feng1,
ZHAO Hai鄄guang2 ( 1School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science
and Technolgy, Suzhou 215011, Jiangsu, China; 2State Key Laboratory of Lake Science and Envi鄄
ronment, Nanjing Institute of Geography and Limnolgy, Chinese Academy of Sciences, Nanjing
210008, China; 3Jiangsu Province Key Laboratory of Environmental Science and Engineering,
Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215011, Jiangsu, China) . 鄄Chin. J. Appl.
Ecol. ,2012,23(1): 264-270.
Abstract: Taking the macrophytes remaining area in Dahong Harbor of Gehu Lake as test object,
this paper studied the phosphorus threshold for the shift between grass鄄 and algae鄄stable states under
natural conditions. The correlation analysis on the environmental factors showed that the total phos鄄
phorous in water body had better liner relationships with phytoplankton chlorophyll a and Secchi
depth, and principal component analysis indicated that total phosphorous and nitrogen in the water
body were the two main components affecting the water quality, among which, total phosphorous
was the maximum weight source and played a determinant role in the shift between grass鄄 and algae鄄
stable states. The Harbor was in grass鄄stable state in winter, shifted to grass鄄algae intermediate
state in spring, and kept the intermediate state in summer and autumn. The total phosphorous
threshold for grass鄄stable state shifting to grass鄄algae intermediate state was 61 滋g·L-1,and that for
grass鄄algae intermediate state shifting to algae鄄stable state was 115 滋g·L-1 . In order to make the
ecosystem shift from algae鄄stable state to grass鄄stable state, some measures such as cutting and con鄄
trolling the Lake爷s nutrient sources, removing the sediment rich in organic matter, and constructing
submerged macrophytes areas should be adopted to make the total phosphorous threshold in the
water body dropped to below 61 滋g·L-1 .
Key words: grass鄄stable state; algae鄄stable state; state shift; phosphorus threshold; Gehu Lake.
*国家重点基础研究发展计划项目(2008CB418005)、国家水专项(2008ZX07101鄄007鄄05)和江苏省科技厅社会发展项目(BE2009697)资助.
**通讯作者. E鄄mail: jzhpan@ niglas. ac. cn
2011鄄04鄄09 收稿,2011鄄10鄄24 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 1 月摇 第 23 卷摇 第 1 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jan. 2012,23(1): 264-270
摇 摇 长江流域的湖泊大多数为浅水湖泊,水深一般
为 2 ~ 4 m,曾经多清澈见底,植被丰富. 近几十年
来,随着人类活动的加剧和经济的快速发展,湖泊的
富营养化进程不断加快,太湖、巢湖已成为富营养型
湖泊[1-2],从草型稳态退化为藻型稳态.诱发浅水湖
泊草、藻稳态转换的驱动因子有营养盐、水位、悬浮
物、光照、风浪和动物牧食等[3-4] .
国外对浅水湖泊草藻稳态转换研究起步较早,
已有的研究主要集中在营养物(总氮 TN、总磷 TP)
浓度上. Dokulil 和 Teubner[5]通过对欧洲两个营养
情况相似的浅水湖泊(Alte Donau和 Neusiedler See)
的长期监测资料进行研究发现,草型清水湖泊总磷
与叶绿素 a 之比(TP / Chl a) >3,而藻型浊水湖泊
TP / Chl a<3. Scheffer 等[6-7]指出, 气候、营养盐、水
深和湖泊大小都会导致不同的稳态的产生;Ibelings
等[8]和 Meijer[9]对 Veluwe湖进行了生态修复,提出
在湖泊生态系统转化中间,营养盐的负荷是决定草
型或藻型生态系统是否稳定的先决条件,提出了 TP
的临界值区间为 80 ~ 150 滋g·L-1 .关于其他驱动因
子促使草藻稳态转换的阈值研究较少,20 世纪 90
年代,仅 Hosper和 Jagtman[10]研究表明,浊水稳态向
清水稳态转换时,食浮游生物鱼类和底食性鱼类将
降至 50 kg·hm-2以下.国内对浅水湖泊草藻稳态转
换的研究起步较晚,李文朝[11-12]首次提出了湖泊生
态系统的多稳态模型,并在 1992—1993 年对五里湖
开展水生植被重建试验,实现了双稳态的跳转,指出
磷是稳态转换的主要限制营养元素.张蓉[13]在对东
太湖和梅梁湾的研究中发现,东太湖在 2002 年前处
于草型稳态,2002 年以后向双稳态跳转的临界态发
展;梅梁湾一直处于藻型稳态. 王海军[14]通过对长
江流域 46 个中小型湖泊的实地调查和文献分析,提
出总磷是湖泊生态系统稳态转换的最主要驱动因
子,草型稳态向藻型稳态转换的 TP 浓度为 70 ~
100 滋g·L-1,藻型稳态向草型稳态转换的 TP 浓度
为20 ~ 30 滋g·L-1 .
滆湖位于长江三角洲太湖流域西部,常州市武
进区西南部,总面积 164 km2,平均水深 1郾 27 m. 滆
湖现处于富营养化阶段,全湖水质为劣吁类,蓝藻水
华频发,已从清水草型湖退化为浊水藻型湖. 2009
年 10 月调查发现,滆湖北部大洪港尚有较好的沉水
植物分布.本文通过对大洪港开展野外调查,重点研
究了环境因子磷对大洪港草、藻状态转换的影响,旨
在揭示草、藻状态转换机制,为大洪港维持草型状态
提供理论依据,同时也为今后滆湖的生态修复和实
现藻型稳态向草型稳态的转换提供参考.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 研究区概况
大洪港位于滆湖东岸一个南北走向的长方形围
垦区域中,属北亚热带季风性湿润气候区,四季分
明. 1 月和 8 月平均水温分别为 4郾 8 和 30郾 8 益 . 其
南北长 1郾 4 km,东西宽 0郾 23 km,面积 0郾 32 km2,平
均水深 1郾 24 m,内外有水流交换(图 1). 在长方形
区域的西侧中部有一个通向滆湖的缺口,对称位置
的东侧为一条小河(无具体名称)的河口.大洪港是
滆湖仅存的植被保存完好的沿岸围垦区,围垦区内
沉水植物长势良好,主要物种有菹草(Potamogeton
crispus)、金鱼藻(Ceratophyllum demersum)、狐尾藻
(Myriophyllum verticillatum )、浮叶植物菱 ( Trapa
quadrispinosa)和慈姑(Sagittaria sagittifolia).
摇 摇 野外调查于 2009 年 11 月—2010 年 11 月进行,
每半个月至一个月采样 1 次,采样点从南至北共设
9 个(图 1),在大洪港西侧的缺口处增设一个采样
点.
监测项目主要有水温(Tw)、水深(Depth)、透明
度(SD)、光照强度(PAR)、总氮(TN)、总磷(TP)、
硝酸盐氮(NO3 - 鄄N)、铵氮(NH4 + 鄄N)、化学需氧量
(CODMn)、悬浮物(SS)、浮游植物叶绿素 a(Chl a)、
pH、氧化还原电位(ORP)、溶解氧(DO)、沉水植物
覆盖度、种类与生物量(BMac).
1郾 2摇 测定方法
水质监测参照《水和废水监测分析方法》(第四
图 1摇 滆湖大洪港采样点分布
Fig. 1摇 Sampling points distribution of Dahong Harbor in Gehu
Lake.
5621 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 陶摇 花等: 滆湖大洪港草、藻状态转换的磷阈值摇 摇 摇 摇 摇
版) [15]和《湖泊富营养化调查规范》 (第二版) [16] .
水深、水温和 PAR 采用 RBR(XR鄄620)多参数自动
水质仪现场测定;pH、ORP 采用 CyberScan pH / ORP
110 计测定;DO采用 YSI鄄550A溶氧仪测定.
沉水植物采用网夹式采草夹采集,在每个样点
采集 2 ~ 3 次,每次采集的面积为 1 / 4 m2,桶中植物
生物量采用常规方法采集,采集后现场装入可密封
性的塑料袋,植物采回后取出根部并清洗去除底泥、
枯草等杂质及附着的螺类,按物种分类并分别称量
湿质量.
根据 Bachmann等[17]提出的方法定义草型湖泊
和藻型湖泊,计算草藻干质量比( r)= 沉水植物干质
量 /浮游藻类干质量,r逸100 为草型优势,r臆1 为藻
型优势,中间为过渡类型. 其中,沉水植物干生物量
用湿生物量乘以 0郾 08 获得[18],浮游藻类干生物量
用 Chl a乘以 70 再乘以湖泊平均水深获得[19] .
1郾 3摇 数据处理
采用 Excel 2003 和 Original 8郾 0 软件对数据进
行处理和绘图,采用 SPSS 18郾 0 统计分析软件对数
据进行因子分析和相关性分析.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 大洪港的多状态性
根据基于固定边界分类系统(OECD)的湖泊营
养类型划分标准(表 1) [20]所绘制的大洪港透明度
(SD)、浮游植物叶绿素 a(Chl a)和草藻干质量比
( r)的频率分布图(图 2),可反映其平均水平、波动
大小以及数据分布状况,各参数均出现 2 ~ 3 个峰,
表明系统存在多个不同的状态. SD 的第 1 个峰
(-0郾 5 ~ -0郾 4)和第 2 个峰 ( - 0郾 1 ~ 0 ) 均小于
1郾 5 m,表明系统处于超富营养水平;Chl a的第 1 个
峰(0郾 6 ~ 0郾 8)介于 2郾 5 ~ 8 滋g·L-1之间,表明系统
处于中营养水平,第 2 个峰(1郾 2 ~ 1郾 4)介于 8 ~ 25
滋g·L-1之间,表明系统处于富营养水平,第 3 个峰
(1郾 6 ~ 2郾 2)大于 25 滋g·L-1,表明系统处于超富营
养水平.按 Bachmann 等[17]提出的对草型湖泊和藻
型湖泊的定义,草藻干质量比的第 1 个峰( -0郾 5 ~
0)低于 1,表明系统处于藻型浊水状态,第 2 个峰
(1郾 0 ~ 1郾 5)介于 1 ~ 100 之间,表明系统处于草藻
中间状态,第 3 个峰(2郾 5 ~ 3郾 0)大于 100,表明系统
处于草型清水状态.
2郾 2摇 大洪港水环境主控因子分析
影响湖泊水环境的水质因素有很多,但并不是
每个因子对水体的影响程度都相同. 为了进一步分
析大洪港的水环境,本文主要从两方面着手分析大
洪港水环境的主要控制因子,第一是相关性分析,第
二是主成分分析.
2郾 2郾 1 相关性分析摇 采用皮尔逊简单相关系数分析
方法的结果表明,TP与多数环境因子呈显著的相关
关系,与 Chl a、SS、CODMn、TN和 TP / Chl a呈显著的
正相关关系,与 SD、SD / h、r、BMac和 TN / TP呈显著的
负相关关系 (表 2 ). 从图 3 可以看出, lgTP 与
lgChl a、lgSD和 lgTN呈显著相关,TP与 Chl a、SD之
间有较好的线性相关关系.
表 1摇 按照固定边界分类系统对湖泊营养类型的划分[20]
Table 1 摇 Trophic states of lakes according to the fixed
boundary classification system (OECD) [20]
营养类型
Trophic category
叶绿素 a Chl a
(滋g·L-1)
透明度 SD
(m)
超贫营养
Ultra鄄oligotrophic
臆1 -
贫营养
Oligotrophic
1 ~ 2郾 5 -
中营养
Mesotrophic
2郾 5 ~ 8 6 ~ 3
富营养
Eutrophic
8 ~ 25 3 ~ 1郾 5
超富营养
Hypertrophic
逸25 臆1郾 5
图 2摇 透明度、浮游植物叶绿素 a、沉水植物生物量和草藻干质量比的频率分布
Fig. 2摇 Frequency distribution of Secchi depth, phytoplankton chlorophyll a and ratio of macrophyte biomass to algal biomass ( r).
662 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
2郾 2郾 2 主成分分析摇 利用 SPSS 软件,对大洪港水质
参数进行因子分析,采用 Varimax直角转轴法(即方
差最大法),使具有较大因素载荷量的变量个数减
到最低限度,用最少的观测变量最大限度地反映水
环境状况.由表 3 可以看出,前两个主成分的累积贡
献率超过 75% ,表明前两个主成分累计反映了原始
数据总信息的 75%以上,因此取前两个主成分作为
综合评价指标,可以准确地描述原变量的信息,符合
统计学原理.因子分析表明,大洪港水环境的第一主
成分玉为 TP,因子负载占 51郾 4% ,反映了大洪港水
体磷的含量;第二主成分域为 TN,因子负载占
28郾 3% ,反映大洪港水体总氮的含量. 表明氮、磷对
大洪港的水环境变化有较大影响.
摇 摇 通过为大洪港水质主成分分析 Varimax 转轴后
的因素载荷量可知,第一主成分玉旋转后因子载荷
量占 42郾 8% ,与之有关联的主要有 NH4 + 鄄N、DO、pH
图 3摇 总磷与浮游植物叶绿素 a、透明度和总氮之间的关系
Fig. 3摇 Relationships between total phosphorus with phytoplankton chlorophyll a, Secchi depth and total nitrogen.
表 2摇 变量原始数据(周年)之间的皮尔逊相关系数
Table 2摇 Pearson correlation coefficients between absolute variables (annual)
TP TN Chl a NH4+鄄N NO3-鄄N CODMn SS pH DO SD Depth BMac r SD / Depth TN / TP TP / Chl a
TP 1
TN 0郾 453** 1
Chl a 0郾 519** 0郾 381* 1
NH4+鄄N 0郾 089 0郾 259** -0郾 371** 1
NO3-鄄N -0郾 033 0郾 290** -0郾 311** 0郾 688** 1
CODMn 0郾 482** 0郾 230** 0郾 651** -0郾 371** -0郾 462** 1
SS 0郾 486** 0郾 162 0郾 037 0郾 216* 0郾 183* 0郾 014 1
pH -0郾 133 -0郾 123 0郾 132 -0郾 088 0郾 028 -0郾 098 -0郾 085 1
DO -0郾 018 0郾 164 -0郾 369** 0郾 363** 0郾 109 -0郾 136 0郾 255* -0郾 453** 1
SD -0郾 609** -0郾 440** -0郾 487** -0郾 243* -0郾 179* -0郾 439** -0郾 366** 0郾 111 0郾 017 1
Depth -0郾 1 0郾 033 0郾 092 -0郾 02 0郾 07 -0郾 133 -0郾 135 -0郾 021 -0郾 542** 0 1
BMac -0郾 351** -0郾 097 -0郾 354** 0郾 018 0郾 132 -0郾 430** -0郾 236 -0郾 016 0郾 451** 0郾 522** -0郾 238 1
r -0郾 503** -0郾 196 -0郾 315* -0郾 125 -0郾 018 -0郾 234 -0郾 501** -0郾 055 0郾 327 0郾 609** -0郾 326* 0郾 640** 1
SD/ Depth -0郾 559** -0郾 415** -0郾 495** -0郾 239** -0郾 185* -0郾 396** -0郾 305** 0郾 108 0郾 177 0郾 950** -0郾 281** 0郾 548** 0郾 635** 1
TN/ TP -0郾 296** -0郾 115 -0郾 203* -0郾 145 -0郾 063 -0郾 212* -0郾 215* 0郾 057 0郾 148 0郾 391** -0郾 105 0郾 385** 0郾 285* 0郾 423** 1
TP/ Chl a 0郾 353** 0郾 014 -0郾 288** 0郾 159 0郾 113 -0郾 153 0郾 272** 0郾 151 0郾 286* -0郾 013 -0郾 208* 0郾 006 0郾 001 0郾 049 -0郾 066 1
n 130 130 130 130 130 130 130 90 64 130 130 58 58 130 130 130
*P<0郾 05; ** P <0郾 01.
表 3摇 主成分特征值及方差贡献率
Table 3摇 Eigenvalue and variance cumulative probability of principal component
主成分
Principal
component
初始负载量
Initial loading
特征值
Eigenvalue
贡献率
Contribution rate
(% )
累积贡献率
Cumulative contribution
rate (% )
旋转后负载量
Loading after rotation
特征值
Eigenvalue
贡献率
Contribution rate
(% )
累积贡献率
Cumulative contribution
rate (% )
玉 5郾 14 51郾 4 51郾 4 4郾 28 42郾 8 42郾 8
域 2郾 83 28郾 3 79郾 7 3郾 70 37郾 0 79郾 8
7621 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 陶摇 花等: 滆湖大洪港草、藻状态转换的磷阈值摇 摇 摇 摇 摇
表 4摇 大洪港水质主成分分析 Varimax 转轴后的因素载荷
量
Table 4摇 Explained variances of factor analysis by Varimax
rotating for water quality in Dahong Harbor
评价指标
Evaluation index
主成分 Principal component
玉 域
TP 0郾 165 0郾 870
TN -0郾 216 0郾 694
NH4 + 鄄N -0郾 934 0郾 294
Chl a 0郾 747 0郾 588
SS 0郾 136 0郾 908
CODMn 0郾 896 0郾 302
SD -0郾 163 -0郾 894
Depth 0郾 518 0郾 543
pH 0郾 899 0郾 035
DO -0郾 920 -0郾 120
和 CODMn,在第一主成分上有较高的载荷;第二主成
分域旋转后因子载荷量占 37郾 0% ,与之有关联的主
要有 SS、SD 和 TP,在第二主成分上有较高的载荷
(表 4).因此,提取的这两个主成分基本可以反映全
部指标的信息,表明用这两个综合变量来分析是合
理的.
2郾 3摇 磷对大洪港草、藻状态转换的影响
大洪港草、藻状态的转换经历了以下几个阶段
(表 5):1)在冬季,TP浓度均值为 69 滋g·L-1,超出
芋类水质标准 38% ,TN 超出吁类水质标准 39% ,
Chl a 含量较低, CODMn 略高于芋类水质标准,
NH4 + 鄄N尚未超出域类水质标准,水体相对透明度
高,沉水植物有较好的分布,主要物种有菹草、金鱼
藻和狐尾藻,草藻干质量比远高于 100,系统处在草
型状态.
摇 摇 2)在春季,沉水植物优势物种为金鱼藻和狐尾
藻,菹草在 5 月开始衰退,TN、TP 上升幅度分别为
7郾 3%和 95% ,Chl a上升幅度较大,增加了 7郾 6 倍,
水体透明度下降 27郾 8% . 2010 年 3 月水位开始上
升,到 5 月底达到 1郾 4 m,上升了 21% (图 4). 磷浓
度上升,加上水位升高,超出了系统所能承受的范
围 ,草藻干质量比下降90郾 3% ,草藻干质量比介于
1 ~ 100之间,系统从草型状态转换成草鄄藻中间状
态.
3)在夏季,大洪港蓝藻大面积暴发,浮游植物
菱生长旺盛,大量的蓝藻水华和菱聚集在湖面表层,
致使水体下层缺氧,沉水植物发生腐烂和断根漂浮.
各项水质指标显著下降,TN升高了 57郾 0% ,TP仍在
增加,升高了 87郾 8% ,水体透明度下降 29郾 8% .调查
表明,7 月底,省滆湖渔管办在滆湖东岸大洪港两侧
湖湾开展了河蟹增殖放流活动,滆湖计划增殖放流
扣蟹 200 万只,河蟹的放养对沉水植物过度牧食,影
响沉水植物的生长,破坏了大洪港原有的生态环境.
由于湖水外源磷浓度的急速增加,同时又出现了生
物牧食等扰动,这两方面的胁迫超过了系统所能承
受的范围,因此系统无法从草鄄藻中间状态恢复回
去,到 8 月底,系统草藻干质量比仅为 2郾 4,处在草鄄
藻中间状态与藻型状态的边缘;
4)在秋季,TN、TP 和 Chl a 都有不同程度的降
低,下降幅度分别为 41郾 1% 、42郾 8%和 40郾 8% ,水体
透明度下降 20郾 1% . 由于磷浓度的不断降低,系统
中草藻干质量比提高了 4 倍,但比值仍低于 100,处
在草鄄藻中间状态. 只有磷浓度降低到更低的水平
后,系统才有可能出现从草鄄藻中间状态向草型状态
转换.
图 4摇 大洪港总磷浓度和水深的变化
Fig. 4 摇 Variations of total phosphorus concentration and water
depth in Dahong Harbor.
表 5摇 主要指标平均值
Table 5摇 Mean value of major water quality indices
季节
Season
TN
(mg·L-1)
TP
(滋g·L-1)
NH4 + 鄄N
(mg·L-1)
CODMn
(mg·L-1)
SD
(m)
Chl a
(滋g·L-1)
草藻干质量比
Ratio of macrophyte biomass
to algae biomass
冬季 Winter(2009鄄11—2010鄄02) 2郾 78 69 0郾 37 6郾 58 0郾 77 6郾 25 426郾 9
春季 Spring(2010鄄03—05) 2郾 98 137 1郾 38 6郾 42 0郾 56 54郾 76 41郾 2
夏季 Summer(2010鄄06—08) 4郾 68 256 0郾 60 13郾 95 0郾 39 126郾 65 2郾 4
秋季 Autumn (2010鄄09—11) 2郾 76 147 1郾 16 11郾 14 0郾 42 75郾 02 12郾 3
862 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
3摇 讨摇 摇 论
大洪港冬季处于草型状态,春季从草型状态转
换为草鄄藻中间状态,夏秋季一直维持在草鄄藻中间
状态.总磷浓度的变化影响着大洪港草、藻状态的转
换,当磷浓度升高或下降时,系统都会出现不稳定的
情况.大洪港西侧中部有一个通向滆湖的缺口,内外
有水流交换,缺口处的 TN、TP浓度对大洪港有一定
影响(图 5). TP浓度出现两次先急剧升高后下降的
过程,第一次出现在 2010 年 1 月,TP 浓度上升了
264% ,第二次出现在 2010 年 8 月,TP 浓度上升了
67郾 8% ;TN在 2010 年 3 月和 6 月分别出现峰值,上
升幅度分别为 33郾 8%和 59郾 8% .
摇 摇 当总磷处于较低水平时,大洪港总磷与草藻干
质量比之间的关系曲线趋于平缓,当总磷上升到一
定水平时,变量之间的曲线有个快速下降或快速上
升的水平,当总磷处于较高水平时关系曲线又趋于
平缓(图6) . 当TP在1郾 62 ~ 61滋g·L-1时,草藻干
图 5摇 大洪港入口总磷和总氮浓度的变化
Fig. 5 摇 Variations of total phosphorus and nitrogen concentra鄄
tions at the entrance of Dahong Harbor.
图 6摇 总磷与沉水植物草藻干质量比之间的关系
Fig. 6摇 Relationship between total phosphorus and ratio of mac鄄
rophyte biomass to algae biomass ( r).
质量比大都高于 100,系统处于草型状态;当 TP 在
61 ~ 115 滋g·L-1时,草藻干质量比在 1 ~ 100,系统
主要处于草鄄藻中间状态;当 TP 在 115 ~ 645
滋g·L-1时,草藻干质量比小于 1,系统处于草鄄藻中
间状态和藻型状态. 因此,在大洪港,系统从草型状
态向草鄄藻中间状态转换的 TP 阈值为 61 滋g·L-1,
从草鄄藻中间状态向藻型状态转换的 TP 阈值为
115 滋g·L-1 .
浅水湖泊草、藻稳态发生转换是在许多驱动因
子的协同作用下产生的,然而在这些因子产生的胁
迫中,有些胁迫是瞬间发生的,持续时间较短,如风
浪、沉积物的悬浮;有些胁迫时间较长,如高水位、动
物牧食;还有些胁迫从产生起一直起作用,并向逐步
加重的方向发展,如营养盐浓度等.在所有的这些因
子中,营养盐胁迫是最主要、最稳定的胁迫. 羊向东
等[21]通过太白湖沉积硅藻对总磷历史变动的重建,
提出湖泊由草型向藻型稳态转换的 TP 浓度为 70 ~
110 滋g·L-1 . 陈开宁等[22]在五里湖的示范工程区
进行生态重建研究,初步实现示范工程区从藻型状
态向草型状态的转换,其 TP 浓度在80 滋g·L-1以
下.要实现湖泊藻型稳态向草型稳态转换,最主要的
是控制营养盐负荷,在此基础上再进行其他因子的
控制.对于大洪港,要维持其处于草型状态,实现藻
型状态向草型状态的转换, TP 浓度必须降低到
61 滋g·L-1以下. 实现营养物浓度的降低应主要对
滆湖的污染源(包括以入湖河流输入为主的外污染
源以及以沉积物释放为主的内污染源)进行削减控
制,减少围网养殖面积,清除那些有机质含量丰富、
还原环境强烈、营养盐释放较多的沉积物;在完成控
源截污的前提下,采取底泥疏浚、构建防风消浪带、
加强流域管理等工程措施整体治理.
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作者简介摇 陶摇 花,女,1986 年生,硕士研究生.主要从事水
污染控制理论与技术研究. E鄄mail: tao_hua_2002@ sina. com
责任编辑摇 肖摇 红
072 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷