湖北長湖富營養(yǎng)化狀況及時(shí)空變化(2012-2013年)*

何勇鳳，李昊成，朱永久，楊德國

(中國水產(chǎn)科學(xué)研究院長江水產(chǎn)研究所，農(nóng)業(yè)部淡水生物多樣性保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430223)

湖北長湖富營養(yǎng)化狀況及時(shí)空變化(2012-2013年)*

何勇鳳，李昊成，朱永久，楊德國**

(中國水產(chǎn)科學(xué)研究院長江水產(chǎn)研究所，農(nóng)業(yè)部淡水生物多樣性保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430223)

為評估長湖水體富營養(yǎng)化程度，2012-2013年分4個季度對全湖區(qū)20個采樣點(diǎn)的物理、化學(xué)和生物要素進(jìn)行監(jiān)測，在評價(jià)水質(zhì)現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上采用綜合營養(yǎng)狀況指數(shù)法和浮游植物細(xì)胞豐度指數(shù)法綜合評價(jià)水體營養(yǎng)狀況，并應(yīng)用典型相關(guān)分析(CCA)方法揭示水體富營養(yǎng)化狀況與湖泊理化要素之間的典型相關(guān)性. 結(jié)果顯示：4個季節(jié)長湖全湖區(qū)的水質(zhì)均處于地表水IV類～劣V類水標(biāo)準(zhǔn)；綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)值在49.54～82.55之間，浮游植物細(xì)胞豐度在2.88×106～61.73×106cells/L之間，均顯示其處于富營養(yǎng)化狀態(tài)；長湖富營養(yǎng)化狀況的分布呈現(xiàn)一定的時(shí)空差異性；CCA分析顯示，長湖理化要素變量可解釋68.6%的水體富營養(yǎng)化狀況變量的變異，影響其富營養(yǎng)化狀況的主要理化因素有水體總磷、總氮、溶解氧、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度，水深和沉積物總磷、總氮含量. 長湖水體富營養(yǎng)化主要是由于外源的磷污染，其次是氮污染，富營養(yǎng)化最嚴(yán)重的夏、秋季浮游植物的生長主要受氮營養(yǎng)限制，而冬、春季則部分受磷營養(yǎng)限制，部分屬于過渡類型. 因此，建議大力削減圍網(wǎng)/圍欄養(yǎng)殖量，同時(shí)考慮結(jié)合水生植物栽種等生態(tài)工程建設(shè)措施以降低長湖水體發(fā)生嚴(yán)重富營養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn)，并進(jìn)一步改善長湖的水質(zhì)現(xiàn)狀.

長湖；富營養(yǎng)化；時(shí)空變化；典型相關(guān)分析；綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法

長湖位于湖北省中部，是湖北省境內(nèi)的第3大湖泊，同時(shí)也是長江中下游地區(qū)最具代表性的大型淺水湖泊. 它擁有水域面積140 km2，岸線全長約310 km，有“百里長湖”之稱，是我國長江中下游流域和江漢平原地區(qū)重要的生態(tài)功能區(qū). 它不僅具有調(diào)蓄、灌溉、生活供水、旅游、漁業(yè)、航運(yùn)等多種功能，同時(shí)其水域內(nèi)生物多樣性也十分豐富，是重要的水產(chǎn)種質(zhì)資源庫，農(nóng)業(yè)部于2010年批準(zhǔn)建立了長湖鲌類國家級水產(chǎn)種質(zhì)資源保護(hù)區(qū). 但近年來，由于水質(zhì)污染、圍墾、圍欄養(yǎng)魚和過度開發(fā)等原因，長湖原始的開放生態(tài)系統(tǒng)已逐漸演變成半封閉生態(tài)系統(tǒng)，水體自凈能力下降，并開始富營養(yǎng)化，部分區(qū)域生態(tài)功能出現(xiàn)退化趨勢，生態(tài)調(diào)節(jié)功能變得較為脆弱. 自從21世紀(jì)初以來，長湖的水質(zhì)污染狀況才逐漸受到重視，但關(guān)于長湖的研究報(bào)道不多，其中大部分是關(guān)于水污染方面[1-6]，還包括少量水生生物學(xué)方面的[7-10].

為評估長湖水體富營養(yǎng)化程度，本文在利用單因子水質(zhì)評價(jià)法對水質(zhì)現(xiàn)狀進(jìn)行評估的基礎(chǔ)上，采用綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法(TLI)[11-12]和浮游植物細(xì)胞豐度指數(shù)法[13]對其水體的營養(yǎng)狀況進(jìn)行綜合評價(jià)，應(yīng)用典型相關(guān)分析法(canonical correlation analysis，CCA)分析長湖水體富營養(yǎng)化與湖泊理化要素之間的典型相關(guān)性，篩選出影響長湖水體富營養(yǎng)化狀況的主要因素，并揭示其時(shí)空變化特征及成因，從而掌握長湖的富營養(yǎng)化進(jìn)程，以期為長湖富營養(yǎng)化預(yù)測模型的建立及水質(zhì)改善措施的制定提供科學(xué)依據(jù).

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況及樣點(diǎn)位置

長湖地跨湖北省荊州、荊門、潛江3市，處于長江中下游江漢平原“四湖”(長湖、三湖、白露湖和洪湖)流域上游，介于長江和漢江之間. 湖水來源除大氣降水外，主要依靠地表徑流，如拾橋河、龍會橋河、太湖港和廣平港等，出湖河流主要有四湖總干渠、田關(guān)河等. 2012-2013年根據(jù)長湖的湖泊形態(tài)特征和功能區(qū)特點(diǎn)共設(shè)置20個采樣點(diǎn)(圖1)，分別于2012年7、10月和2013年1、4月進(jìn)行4個季度的采樣調(diào)查.

圖1 長湖采樣點(diǎn)分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Lake Changhu

1.2 樣品采集與指標(biāo)測定

利用彼得森采泥器采集湖底淤泥，除去表面的一些碎石、貝殼等大塊異物，樣品充分混合后取適量裝入干凈的樣本瓶中，帶回實(shí)驗(yàn)室制成風(fēng)干樣備用. 首先采用烘干法測定底泥樣品的含水量，其次利用重鉻酸鉀法測定底泥中TOC含量，利用凱氏定氮法測定底泥中TNs含量，利用氫氧化鈉熔融—鉬銻抗比色法測定底泥中TPs含量[14].

1.3 水質(zhì)評價(jià)

采用單因子評價(jià)法對長湖水質(zhì)現(xiàn)狀進(jìn)行評價(jià). 參照我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)，僅選取TP、TN和COD 3項(xiàng)與水體富營養(yǎng)化狀況緊密相關(guān)的參數(shù)作為長湖的水質(zhì)評價(jià)因子，依據(jù)此標(biāo)準(zhǔn)，水質(zhì)級別分為6類，其中Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ類水質(zhì)定義為達(dá)標(biāo)，Ⅳ、Ⅴ、劣Ⅴ類水質(zhì)定義為超標(biāo).

1.4 水體營養(yǎng)狀況評價(jià)

本文采用2種方法對長湖水體的營養(yǎng)狀況進(jìn)行綜合評價(jià).

1) 綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(TLI)法：以Chl.a為基準(zhǔn)參數(shù)，同時(shí)選取TNw、TPw、SD和COD 4個參數(shù)，其計(jì)算公式為[14]：

(1)

(2)

各參數(shù)營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的計(jì)算公式如下：

TLI(Chl.a)=10(2.5+1.086 ln(Chl.a))

(3)

TLI(TN)=10(5.453+1.694 ln(TN))

(4)

TLI(TP)=10(9.436+1.624 ln(TP))

(5)

TLI(SD)=10(5.118-1.94 ln(SD))

(6)

TLI(COD)=10(0.109+2.661 ln(COD))

(7)

TLI法的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)為：TLI(∑)<30時(shí)為貧營養(yǎng)；30≤TLI(∑)≤50時(shí)為中營養(yǎng)；TLI(∑)>50時(shí)為富營養(yǎng)，其中5070時(shí)為重度富營養(yǎng)[14].

2) 浮游植物細(xì)胞豐度指數(shù)法.湖泊營養(yǎng)類型評價(jià)的藻類生物學(xué)細(xì)胞豐度標(biāo)準(zhǔn)為：小于1×106cells/L為貧營養(yǎng)；1×106～40×106cells/L為中營養(yǎng)；大于40×106cells/L為富營養(yǎng)[13].

圖2 長湖2012-2013年水體中TPw、TNw和COD濃度的變化規(guī)律(圖中橫向虛線代表不同級別的國家地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)線)Fig.2 Variation of TPw， TNw and COD concentrations in Lake Changhu during 2012-2013(The horizontal dotted lines represent different water quality levels based on Environmental Quality Standard for Surface Water)

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

首先，應(yīng)用軟件Statistica[16]中的典型相關(guān)分析方法研究長湖水體富營養(yǎng)化狀況與湖泊理化要素兩組變量之間的典型相關(guān)性，探討影響水體富營養(yǎng)化狀況的主要因素. 其中，湖泊理化要素變量包括14個水質(zhì)指標(biāo)和4個底質(zhì)指標(biāo)，選取Chl.a濃度、浮游植物細(xì)胞豐度和TLI3個能直接反映水體富營養(yǎng)化狀況的指標(biāo)作為水體富營養(yǎng)化狀況變量. 值得注意的是，在進(jìn)行CCA分析前，需對兩組變量組內(nèi)、組間的相關(guān)性進(jìn)行檢驗(yàn)，即采用Bartlett球形度檢驗(yàn)組內(nèi)相關(guān)性，采用方差膨脹因子檢驗(yàn)組內(nèi)是否存在嚴(yán)重的多重共線性關(guān)系，采用Wilks檢驗(yàn)組間相關(guān)性. 若兩組變量在組內(nèi)、組間均存在相關(guān)性，且組內(nèi)變量間不存在嚴(yán)重的多重共線性關(guān)系，方可進(jìn)行典型相關(guān)分析. 分析之前均對所有數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理(即對數(shù)轉(zhuǎn)換).

其次，考慮到富營養(yǎng)化治理與控制氮、磷營養(yǎng)物輸入之間的關(guān)系，在計(jì)算水體中TNw/TPw比值、DIN/TPw比值的基礎(chǔ)上，對水體中Chl.a/TPw與TNw/TPw、Chl.a/TPw與DIN/TPw、Chl.a/TNw與TPw/TNw、Chl.a/DIN與TPw/DIN進(jìn)行回歸分析，對水體中浮游植物細(xì)胞豐度/總磷比值(Abundance/TPw)與TNw/TPw、Abundance/TPw與DIN/TPw、Abundance/TNw與TPw/TNw、Abundance/DIN與TPw/DIN進(jìn)行回歸分析，以探討TPw、TNw、DIN對Chl.a和浮游植物細(xì)胞豐度的影響. 分析之前對所有數(shù)據(jù)均進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理.

最后，采用配對t檢驗(yàn)方法揭示影響水體富營養(yǎng)化狀況的主要因素在兩兩季節(jié)間的差異性，采用單因素方差分析方法揭示這些因素在不同采樣點(diǎn)之間的差異性，以探討影響長湖水體富營養(yǎng)化狀況主要理化指標(biāo)的時(shí)空分布特征.

2 結(jié)果

2.1 長湖水質(zhì)現(xiàn)狀評價(jià)

參照我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》，2012-2013年不同季節(jié)長湖絕大部分樣點(diǎn)水質(zhì)均處于IV～劣V類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(圖2). 其中夏季水質(zhì)最差，分別有100%、95%和74%樣點(diǎn)的水體TPw、TNw和COD濃度處于IV～劣V類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)；春、秋季次之，其中秋季分別有100%、85%和55%樣點(diǎn)的水體TPw、TNw和COD濃度處于IV～劣V類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，春季則分別有100%、53%和45%樣點(diǎn)的水體TPw、TNw和COD濃度處于IV～劣V類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)；冬季水質(zhì)則相對較好，分別有50%、50%和65%樣點(diǎn)的水體TPw、TNw和COD濃度處于IV～劣V類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn). 總體來看，長湖水體TPw濃度超標(biāo)嚴(yán)重，其次是TN，COD則相對較輕.

2.2 長湖水體富營養(yǎng)化程度

圖3 2012-2013年長湖浮游植物細(xì)胞豐度的變化規(guī)律(圖中橫向虛線代表藻類生物學(xué)細(xì)胞豐度湖泊營養(yǎng)評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)線)Fig.3 Variation of phytoplankton cell abundance in Lake Changhu during 2012-2013(The horizontal dotted lines represent different trophic levels based on phytoplankton cell abundance)

除HD4樣點(diǎn)冬季水質(zhì)的TLI值為49.54(屬于中營養(yǎng)型)外，幾乎整個長湖4個季節(jié)水質(zhì)的TLI值均大于50. 根據(jù)TLI法的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，長湖4個季節(jié)的水質(zhì)基本呈現(xiàn)富營養(yǎng)化狀態(tài)，但富營養(yǎng)化程度稍有差異. 其中，夏、秋季富營養(yǎng)化程度最嚴(yán)重，大部分樣點(diǎn)(約55%)都處于重度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約35%的樣點(diǎn)處于中度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約10%的樣點(diǎn)處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)；春季次之，約45%的樣點(diǎn)處于重度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約25%的樣點(diǎn)處于中度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約30%的樣點(diǎn)處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)；冬季則相對較輕，約10%的樣點(diǎn)處于重度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約45%的樣點(diǎn)處于中度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約40%的樣點(diǎn)處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)，約5%的樣點(diǎn)處于中營養(yǎng)狀態(tài).

調(diào)查結(jié)果還顯示，2012-2013年長湖浮游植物細(xì)胞豐度的變化范圍為2.88×106～61.73×106cells/L(圖3)，春、夏、秋、冬季的平均值分別為14.65×106、34.84×106、17.22×106和12.18×106cells/L. 統(tǒng)計(jì)分析表明，長湖浮游植物細(xì)胞豐度在夏季與其它3個季節(jié)之間、秋季與冬季之間均呈顯著差異(P<0.05)，但其它季節(jié)兩兩之間無顯著差異(P>0.05). 在春、秋、冬季，海子湖區(qū)的浮游植物細(xì)胞豐度比馬洪臺航道區(qū)、大湖區(qū)的低，而在夏季，海子湖區(qū)與大湖區(qū)的浮游植物平均細(xì)胞豐度相當(dāng)，均高于馬洪臺航道區(qū). 參照湖泊營養(yǎng)類型評價(jià)的藻類生物學(xué)細(xì)胞豐度標(biāo)準(zhǔn)，2012-2013年長湖呈現(xiàn)中營養(yǎng)到富營養(yǎng)化狀態(tài)，尤其是夏季，約有40%樣點(diǎn)均呈現(xiàn)富營養(yǎng)化狀態(tài)，而春、秋、冬季則基本全部處于中營養(yǎng)水平.

2.3 長湖水體富營養(yǎng)化狀況與湖泊理化要素間的典型相關(guān)性

CCA分析前，對所有數(shù)據(jù)進(jìn)行組內(nèi)、組間相關(guān)性檢驗(yàn). Bartlett球形度檢驗(yàn)結(jié)果顯示，長湖水體富營養(yǎng)化狀況變量組內(nèi)和湖泊理化要素變量組內(nèi)均呈極顯著相關(guān)(P<0.001)；共線性檢驗(yàn)結(jié)果顯示僅TSS的方差膨脹因子值為11.531，大于10，其余變量的方差膨脹因子值均小于10，說明TSS與湖泊理化要素組內(nèi)其它變量間存在嚴(yán)重共線性關(guān)系；Wilks檢驗(yàn)結(jié)果顯示兩組變量在組間存在顯著相關(guān)性(P<0.05). 因此，在進(jìn)行CCA分析前，須首先剔除TSS變量.

剔除TSS變量后，CCA分析結(jié)果顯示，長湖湖泊理化要素變量可解釋約66.4%的水體富營養(yǎng)化狀況變量的變異. 2012-2013年長湖水體富營養(yǎng)化狀況與湖泊理化要素間的第1、第2和第3典型變量的相關(guān)系數(shù)分別為0.977、0.829和0.488，其中第1和第2典型變量均達(dá)到顯著相關(guān)水平(卡方檢驗(yàn)，P<0.001)，而第3典型變量則無顯著相關(guān)性(P>0.05)，且冗余分析結(jié)果顯示第1和第2典型變量的重疊指數(shù)值均大于0.05.

表1 各變量與長湖水體富營養(yǎng)化狀況和湖泊理化要素第1、2典型變量間的典型結(jié)構(gòu)系數(shù)

1)表示呈現(xiàn)高度相關(guān)性.

長湖水樣的氮磷比波動范圍較大，TNw/TPw為0.21～180， DIN/TPw為0.20～146.10. 長湖浮游植物細(xì)胞豐度、Chl.a濃度均與水體中氮磷比之間呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，表明給定水體TPw濃度時(shí)，其浮游植物細(xì)胞豐度、Chl.a濃度均隨著TNw、DIN濃度的增加而顯著升高；給定TNw或DIN濃度時(shí)，則浮游植物細(xì)胞豐度隨著TPw濃度的增加而顯著升高(圖4).

2.4 長湖水體富營養(yǎng)化狀況主要影響因素的時(shí)空變化特征

長湖水體中TPw濃度的季節(jié)變化表現(xiàn)為夏、秋季最高，冬、春季較低，其4季變化范圍為0.24±0.36 mg/L到0.74±0.39 mg/L，在夏、秋季之間和春、冬季之間無顯著性差異(P>0.05)，但夏、秋季與冬、春季之間卻存在極顯著差異(P<0.01). 長湖水深的4季變化表現(xiàn)為夏季最高、其余3個季節(jié)較低，其4季變化范圍為1.93±0.65 m到2.56±0.79 m，僅春、秋季之間無顯著差異(P>0.05)，其它季節(jié)之間均有顯著差異(P<0.05).

長湖沉積物TPs含量和水體DO濃度的季節(jié)變化趨勢一致，表現(xiàn)為夏季最低，冬季最高，春、秋季居中. TPs含量的4季變化范圍為0.009%± 0.002%到0.017%±0.002%，僅春、秋季之間無顯著差異(P>0.05)，其余季節(jié)之間均呈極顯著差異(P<0.01)；水體DO濃度的季節(jié)變化范圍為7.50±2.27 mg/L到13.29±1.39 mg/L，在4個季節(jié)兩兩之間均呈顯著差異(P<0.05).

圖5 2012-2013年影響長湖水體富營養(yǎng)化狀況的8個主要指標(biāo)的季節(jié)變化Fig.5 Seasonal variation of eight main factors affecting water eutrophication of Lake Changhu during 2012-2013

2.4.2 空間變化 2012-2013年影響長湖水體富營養(yǎng)化狀況的主要指標(biāo)在空間分布上表現(xiàn)出不一樣的規(guī)律(圖6).

圖6 2012-2013年影響長湖水體富營養(yǎng)化狀況的8個主要指標(biāo)的空間變化Fig.6 Spatial variation of eight main factors affecting water eutrophication of Lake Changhu during 2012-2013

長湖水體水深在不同樣點(diǎn)之間波動較大，范圍為1.0～3.6 m，其中樣點(diǎn)H9水深最小，而樣點(diǎn)Y2水深最大，大湖區(qū)水深普遍比海子湖區(qū)、馬洪臺航道區(qū)稍高.

長湖水體TPw濃度僅在少數(shù)樣點(diǎn)如M1與Y5、H4與Y3/Y4/Y5、HD3與Y5之間差異顯著(P<0.05)，其中M1、H4和HD3樣點(diǎn)最高，而Y3、Y4和Y5樣點(diǎn)則最低. 總體來看，大湖區(qū)TPw比海子湖區(qū)和馬洪臺航道區(qū)偏低. 而沉積物TPs含量僅在樣點(diǎn)M1與HD1/HD3/Y2/Y3之間呈顯著差異(P<0.05)，樣點(diǎn)M1最高.

3 討論

3.1 長湖富營養(yǎng)化狀態(tài)及影響因素分析

參照《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》和實(shí)際調(diào)查結(jié)果，2012-2013年4個季節(jié)長湖水體均處于IV類～劣V類水標(biāo)準(zhǔn)，但根據(jù)湖北省人民政府辦公廳文件(鄂政辦發(fā)[2000]10號)《湖北省地表水功能區(qū)劃類別》規(guī)定，長湖水體應(yīng)執(zhí)行Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，由此可見當(dāng)今長湖水體水質(zhì)嚴(yán)重超標(biāo). 結(jié)合浮游植物細(xì)胞豐度指數(shù)法和TLI法的評價(jià)結(jié)果，長湖水體處于富營養(yǎng)化狀態(tài)，但尚未達(dá)到超富營養(yǎng)水平.

一般認(rèn)為，營養(yǎng)鹽濃度可顯著影響或反映浮游植物的種群組成和生物量大小[17]，本研究表明長湖浮游植物細(xì)胞豐度、Chl.a濃度均與水體中氮、磷濃度存在顯著相關(guān)性，進(jìn)一步佐證了這一觀點(diǎn). 傳統(tǒng)觀點(diǎn)以氮磷比(TN/TP)為指標(biāo)來判別浮游植物營養(yǎng)限制類型，但不同學(xué)者提出的氮磷比閾值差異很大，如10～17、10～30和7～15[18-22]，也因此遭到諸多學(xué)者的質(zhì)疑. 王海軍等通過對長江中下游流域45個淺水湖泊的TN、TP與Chl.a濃度之間關(guān)系進(jìn)行深入分析，結(jié)合國外最新研究進(jìn)展，指出淺水湖泊中氮磷比并不能直接反映浮游植物的營養(yǎng)限制類型[23-24]. Bergstr?m等[25]和Ptacnik等[26]則于2010年提出DIN/TP是反映浮游植物營養(yǎng)限制類型的最好指標(biāo)，在湖泊系統(tǒng)中當(dāng)DIN/TP從1.5上升至3.4時(shí)，浮游植物則從氮營養(yǎng)限制類型向磷營養(yǎng)限制類型轉(zhuǎn)變. 本研究中長湖大部分樣點(diǎn)的TNw/TPw在7以下，僅少數(shù)樣點(diǎn)的TNw/TPw超過15，而約有55%樣點(diǎn)(幾乎全部是夏、秋季樣點(diǎn))的DIN/TPw都小于1.5，約有27.5%樣點(diǎn)(基本是春、冬季樣點(diǎn))大于3.4，其它春、冬季樣點(diǎn)則介于1.5和3.4之間. 綜合來看，長湖浮游植物的生長并不是單純的氮營養(yǎng)限制或磷營養(yǎng)限制類型，在不同季節(jié)這兩種營養(yǎng)限制類型相繼出現(xiàn)，即富營養(yǎng)化最嚴(yán)重的夏、秋季節(jié)主要受氮營養(yǎng)限制，而冬、春季節(jié)則部分受磷營養(yǎng)限制，部分屬于從氮營養(yǎng)限制向磷營養(yǎng)限制過渡類型.

同時(shí)，浮游植物的生長必不可缺的重要環(huán)境條件還有DO濃度，當(dāng)湖泊處于嚴(yán)重富營養(yǎng)化狀態(tài)時(shí)，DO濃度會成為浮游植物生長的限制性因素，而當(dāng)湖泊富營養(yǎng)化處于發(fā)展階段時(shí)，DO濃度并不能成為其限制性因素[27]. 本研究中DO濃度與浮游植物細(xì)胞豐度之間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系(R2=0.19，P=0.00005)，與TNw、TPw等營養(yǎng)鹽濃度呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(R2=0.10，P<0.05；R2=0.13，P<0.05)，即隨著營養(yǎng)鹽濃度的增加，浮游植物細(xì)胞豐度反而下降或持平，DO濃度急劇降低，成為浮游植物生長的限制性因素，反映出長湖富營養(yǎng)化狀態(tài)已趨嚴(yán)重.

3.2 長湖富營養(yǎng)化狀況的時(shí)空分布特點(diǎn)

長湖水體富營養(yǎng)化狀態(tài)的分布呈現(xiàn)一定的時(shí)空差異性，其中夏季富營養(yǎng)化程度最嚴(yán)重，大部分樣點(diǎn)都處于重度富營養(yǎng)化狀態(tài)，其次是秋、春季，冬季則相對較輕，這與不同季節(jié)的不同環(huán)境條件有關(guān)[28]. 冬季為枯水期，具水溫低、光照強(qiáng)度低、日照短、營養(yǎng)鹽輸入較少等特點(diǎn)，不能滿足絕大多數(shù)浮游植物的生長所需，僅能滿足少數(shù)耐寒物種的生長，導(dǎo)致浮游植物總生物量較低，富營養(yǎng)化程度也相對較輕. 春季，隨著水溫、光照強(qiáng)度和營養(yǎng)鹽濃度的升高，個體較小的浮游植物可充分利用水體中的營養(yǎng)而快速生長. 夏季為豐水期，水深較大，一些個體較大、不易被攝食的種類則較普遍發(fā)生，從而常易造成綠藻和藍(lán)藻的大量增殖，富營養(yǎng)化程度最嚴(yán)重. 秋季，隨著水溫、光照強(qiáng)度的降低，浮游植物總生物量有所下降，其富營養(yǎng)化程度有所降低.

同時(shí)，除TN外，長湖湖體其他營養(yǎng)鹽指標(biāo)最高的均是上游的海子湖區(qū)，其次是中部的馬洪臺航道區(qū)，下游大湖區(qū)的各營養(yǎng)鹽指標(biāo)相對較小，為全湖最低水平，呈現(xiàn)自西向東由高營養(yǎng)程度向低營養(yǎng)程度擴(kuò)散的趨勢，這與已有的文獻(xiàn)報(bào)道一致[3，6，18，29]. 這種區(qū)域性分布特點(diǎn)可能是因?yàn)殚L湖上游有多條主要入湖河道，如拾橋河、龍會橋河、太湖港等，區(qū)域內(nèi)人口較密集，農(nóng)業(yè)十分發(fā)達(dá)，是污染源較為集中的區(qū)域. 長湖水體中TNw濃度則表現(xiàn)為中部的馬洪臺航道區(qū)最低，其次是上游的海子湖區(qū)，而下游的大湖區(qū)則相對較高，這可能與大湖區(qū)Y5樣點(diǎn)夏季TNw濃度特別高(高出平均值約6倍)有關(guān)，該采樣點(diǎn)位于圍欄養(yǎng)殖區(qū)域邊緣，可能其產(chǎn)生的TN污染量較高.

3.3 長湖富營養(yǎng)化的成因及應(yīng)對策略分析

長湖水體富營養(yǎng)化主要表現(xiàn)為磷污染，但氮污染和有機(jī)物污染也不容忽視，它們的污染程度均遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過長江中下游江漢平原“四湖”流域下游洪湖的歷史水平[30]. 這與吳翠等[6]的調(diào)查結(jié)果一致，但與陳紅兵等[3]和盧進(jìn)登等[4]的調(diào)查結(jié)果稍有差異，他們認(rèn)為長湖水體中氮污染比磷污染嚴(yán)重，這主要是因?yàn)樗麄兊脑u價(jià)均是基于一次采樣的結(jié)果，而本文實(shí)際調(diào)查中發(fā)現(xiàn)，長湖水質(zhì)在不同季節(jié)之間確實(shí)存在顯著差異.

從驅(qū)動力分析來看，長湖水體富營養(yǎng)化主要來自于外源污染. 長湖地處江漢平原，位于“四湖”流域的上游區(qū)域，流域內(nèi)人口密集，農(nóng)業(yè)十分發(fā)達(dá)，是湖北省重要的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)基地，正面臨著水資源萎縮的嚴(yán)重局面. 帥方敏等的研究表明，流域內(nèi)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動如農(nóng)村生活廢水、水產(chǎn)養(yǎng)殖、畜禽養(yǎng)殖等所產(chǎn)生的面源污染較嚴(yán)重，未被有效利用的化肥、農(nóng)藥、飼料等殘留物較多，隨地表徑流或直接進(jìn)入長湖水體，極易造成長湖水質(zhì)的惡化，是導(dǎo)致長湖水體富營養(yǎng)化的主要原因[31]. 其中，水產(chǎn)養(yǎng)殖所產(chǎn)生的TN和TP量是各面源污染排放污染物總量中最高的. 而圍網(wǎng)養(yǎng)殖是長湖流域水產(chǎn)養(yǎng)殖的主要方式，其養(yǎng)殖面積約有45 km2，占長湖總水域面積的32%，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過2002年發(fā)布的《湖北省實(shí)施<中華人民共和國漁業(yè)法>辦法》中關(guān)于大中型湖泊、水庫漁業(yè)圍欄養(yǎng)殖面積不得超過該水域總面積10%的規(guī)定. 長湖圍欄/圍網(wǎng)養(yǎng)殖的主要對象為鰱、鳙、草魚等，其中鰱、鳙平均放養(yǎng)密度約為1600 kg/hm2. 盡管根據(jù)非經(jīng)典生物操作理論鰱、鳙可控制浮游植物的生長，但需注意，非經(jīng)典生物操作理論相對更適用于藍(lán)藻水華嚴(yán)重的超富營養(yǎng)湖泊，且有研究表明鰱、鳙遏制水華的有效放養(yǎng)密度(即有效生物量)僅為46～50 g/m3[32]. 然而長湖目前富營養(yǎng)化程度還較輕，水體中浮游植物生物量并沒有達(dá)到高存量的狀況，其鰱、鳙平均放養(yǎng)密度也已遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過遏制水華的有效生物量，其產(chǎn)生的負(fù)面影響可能會超過正面作用，這可能是長湖營養(yǎng)鹽的最主要來源[29]，這也與“四湖”流域下游洪湖的富營養(yǎng)化成因極其相似[30，33-34]. 同時(shí)，有研究表明，長湖草魚的放養(yǎng)也在一定程度上造成長湖水生植物生物量的大幅下降[9]. 由此可見，優(yōu)化漁業(yè)管理和養(yǎng)殖模式，尤其是評估鰱、鳙、草魚的合適放養(yǎng)密度，在長湖水質(zhì)改善過程中能起到重要作用.

但在目前長湖營養(yǎng)鹽濃度過高、浮游植物生物量并未達(dá)到高存量的背景下，以控制營養(yǎng)鹽濃度為基礎(chǔ)的“上行效應(yīng)”策略應(yīng)當(dāng)是長湖水質(zhì)管理的首選. 鑒于長湖浮游植物生長的營養(yǎng)限制類型在不同季節(jié)存在差異，夏、秋季節(jié)應(yīng)以控氮為主，冬、春季節(jié)則以控磷為主. 然而，生物生長策略是復(fù)雜的，在控氮的同時(shí)，并不能放松對磷污染的控制，控磷時(shí)亦要注意對氮污染的控制. 除了通過在一定程度上減少農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動排放的污染物入湖量來降低營養(yǎng)鹽的輸入量，還可通過栽種微齒眼子菜、苦草、黑藻等水生植物來增強(qiáng)長湖水體的自凈能力，這些水生植物均是長湖歷史上的優(yōu)勢種，而目前已淪為伴生種，甚至消失[9]，但它們均能有效去除水體中的氮、磷[35].

綜上所述，針對長湖水體已呈富營養(yǎng)化狀態(tài)，但尚未達(dá)到超富營養(yǎng)狀態(tài)的現(xiàn)狀，借鑒洪湖治理經(jīng)驗(yàn)，建議在降低農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動排放污染物的入湖量、優(yōu)化漁業(yè)管理及養(yǎng)殖模式的基礎(chǔ)上，大力削減圍網(wǎng)/圍欄養(yǎng)殖量，同時(shí)考慮通過水生植物栽種等生態(tài)工程的建設(shè)來實(shí)現(xiàn)生態(tài)修復(fù)，從而降低長湖水體發(fā)生嚴(yán)重富營養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn)，并進(jìn)一步改善長湖的水質(zhì)現(xiàn)狀，以盡早達(dá)到III類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).

致謝：長湖管理處和海子湖漁場相關(guān)人員在樣本采集過程提供了大量幫助，長江大學(xué)柴毅老師、羅靜波老師及其學(xué)生參加了野外調(diào)查工作，同時(shí)陶峰在野外調(diào)查、水質(zhì)和底質(zhì)樣本分析中開展了大量工作，李學(xué)梅博士在論文修改中提出了修改意見，在此一并表示感謝.

[1] 張昆實(shí). 長湖水質(zhì)富營養(yǎng)化的人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)評價(jià)研究. 湖北省物理學(xué)會、武漢物理學(xué)會2004學(xué)術(shù)年會論文集， 2004： 104-105.

[2] 帥方敏， 盧進(jìn)登. 空間插值法在湖泊污染評價(jià)中的應(yīng)用研究——以長湖為例. 湖北省地理學(xué)2006優(yōu)秀學(xué)術(shù)論文集， 2006： 36-40.

[3] 陳紅兵， 盧進(jìn)登， 余 祺等. 長湖水質(zhì)現(xiàn)狀調(diào)查及評價(jià). 污染防治技術(shù)， 2007， 20(4)： 45-47.

[4] 盧進(jìn)登， 張 勁， 陳紅兵等. GIS技術(shù)在長湖水污染現(xiàn)狀分析中的應(yīng)用. 湖北大學(xué)學(xué)報(bào)： 自然科學(xué)版， 2007， 29(2)： 199-202.

[5] 余 祺， 李海波， 陳紅兵等. 長湖底質(zhì)有機(jī)物富集現(xiàn)狀及評價(jià). 湖北大學(xué)學(xué)報(bào)： 自然科學(xué)版， 2007， 29(2)： 203-206.

[6] 吳 翠， 史玉虎， 唐 嵐等. 湖北長湖水質(zhì)現(xiàn)狀分析與評價(jià). 湖北林業(yè)科技， 2008， 6： 27-29.

[7] 楊嚴(yán)鷗， 向華云， 姚 峰. 長湖青蝦形態(tài)參數(shù)關(guān)系的初步研究. 湖北農(nóng)學(xué)院學(xué)報(bào)， 1998， 18(2)： 137-141.

[8] 楊嚴(yán)鷗， 余文斌， 汪志軍等. 長湖沙塘鱧形態(tài)參數(shù)關(guān)系的初步研究. 長江大學(xué)學(xué)報(bào)： 自科版， 2006， 3(1)： 168-170， 178.

[9] 吳 翠， 唐萬鵬， 史玉虎等. 長湖濕地水生植被演替研究. 濕地科學(xué)， 2007， 5(2)： 188-191.

[10] 陳一駿， 雷傳松， 熊友娥等. 長湖黃顙魚生物學(xué)的初步研究. 養(yǎng)殖與飼料， 2012， 9： 54-58.

[11] 蔡慶華. 湖泊富營養(yǎng)化綜合評價(jià)方法. 湖泊科學(xué)， 1997， 9(1)： 89-94.DOI 10.18307/1997.0114.

[12] 王明翠， 劉雪芹， 張建輝. 湖泊富營養(yǎng)化評價(jià)方法及分級標(biāo)準(zhǔn). 中國環(huán)境監(jiān)測， 2002， 18(5)： 47-49.

[13] 況琪軍， 馬沛明， 胡征宇等. 湖泊富營養(yǎng)化的藻類生物學(xué)評價(jià)與治理研究進(jìn)展. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào)， 2005， 5(2)： 87-91.

[14] 金相燦， 屠清瑛. 湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范： 第2版. 北京： 中國環(huán)境科學(xué)出版社， 1990.

[15] 柴 毅，彭 婷，郭 坤等. 海子湖春季浮游植物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因子相關(guān)性分析. 水生態(tài)學(xué)雜志， 2014， 35(2)： 56-62.

[16] StatSoft， Inc.STATISTICA(data analysis software system)， version 10. www.statsoft.com. 2011.

[17] Smith VH. The nitrogen and phosphorus dependence of algal biomass in lakes： An empirical and theoretical analysis.LimnologyandOceanography， 1982， 27： 1101-1112.

[18] 呂 晉. 淺水湖泊浮游植物生長影響因子及修復(fù)評價(jià)指標(biāo)體系研究[學(xué)位論文]. 武漢： 華中科技大學(xué)， 2012.

[19] Guildford SJ， Hecky RE. Total nitrogen， total phosphorus， and nutrient limitation in lakes and oceans： is there a common relationship?LimnologyandOceanography， 2000， 45(6)： 1213-1223.

[20] Sakamoto M. Primary production by phytoplankton community in some Japanese lakes and its dependence on lake depth.ArchivfürHydrobiologie， 1966， 62： 1-28.

[21] Huber W，Brezonik P， Heaney Jetal. A classification of Florida lakes. Department of Environmental Engineering and Sciences， University of Florida， Gainesville， Florida， USA， 1982.

[22] OECD. Eutrophication of waters. Monitoring， assessment and control， OECD， 2006.

[23] Wang HJ， Liang XM， Jiang PHetal. TN：TP ratio and plantivorous fish do not affect nutrient-chlorophyll relationships in shallow lakes.FreshwaterBiology， 2008， 53： 935-944.

[24] 王海軍， 王洪鑄. 富營養(yǎng)化治理應(yīng)放寬控氮、集中控磷. 自然科學(xué)進(jìn)展， 2009， 19(6)： 599-604.

[25] Bergstr?m AK. The use of TN：TP and DIN：TP ratios as indicators for phytoplankton nutrient limitation in oligotrophic lakes affected by N deposition.AquaticSciences， 2010， 72： 277-281.

[26] Ptacnik R， Andersen T， Tamminen T. Performance of the Redfield ratio and a family of nutrient limitation indicators as thresholds for phytoplankton N vs. P limitation.Ecosystems， 2010， 13： 1201-1214.

[27] 張 巍， 王學(xué)軍， 江耀慈等. 太湖水質(zhì)指標(biāo)相關(guān)性與富營養(yǎng)化特征分析. 環(huán)境污染與防治， 2002， 24(1)： 50-53.

[28] 楊東方， 陳生濤， 胡 均等. 光照、水溫和營養(yǎng)鹽對浮游植物生長重要影響大小的順序. 海洋環(huán)境科學(xué)， 2007， 26(3)： 201-207.

[29] 班 璇， 杜 耘， 吳秋珍等. 四湖流域水環(huán)境污染現(xiàn)狀空間分布和污染源分析. 長江流域資源與環(huán)境， 2011， 20(Z1)： 112-116.

[30] 姜劉志， 王學(xué)雷， 厲恩華等. 生態(tài)恢復(fù)前后的洪湖水質(zhì)變化特征及驅(qū)動因素. 濕地科學(xué)， 2012， 10(2)：188-193.

[31] 帥方敏， 王新生， 陳紅兵等. 長湖流域非點(diǎn)源污染現(xiàn)狀分析. 云南地理環(huán)境研究， 2007， 19(5)： 118-122.

[32] 劉建康， 謝 平. 用鰱鳙直接控制微囊藻水華的圍隔試驗(yàn)和湖泊實(shí)踐. 生態(tài)科學(xué)， 2003， 22(3)： 193-196.

[33] 馬 燕， 鄭祥民， 遠(yuǎn)藤邦彥等. 洪湖水體氮、磷營養(yǎng)元素變化規(guī)律及富營養(yǎng)化進(jìn)程研究. 廣州環(huán)境科學(xué)， 2005， 20(2)： 5-7， 15.

[34] 班 璇， 余 成， 魏 珂等. 圍網(wǎng)養(yǎng)殖對洪湖水質(zhì)的影響分析. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)， 2010， 33(9)： 125-129.

[35] 劉 會， 朱丹婷， 李銘紅等. 五種沉水植物對富營養(yǎng)化水體的凈化效果. 生態(tài)科學(xué)， 2011， 30(6)： 596-601.

J.LakeSci.(湖泊科學(xué))， 2015， 27(5)： 865-872

Status and spatial-temporal variations of eutrophication in Lake Changhu， Hubei Province

HE Yongfeng， LI Haocheng， ZHU Yongjiu & YANG Deguo

(KeyLaboratoryofFreshwaterBiodiversityConservation，MinistryofAgricultureofChina，YangtzeRiverFisheriesResearchInstitute，ChineseAcademyofFisherySciences，Wuhan430223，P.R.China)

In order to assess the water eutrophication status of Lake Changhu， 20 sampling sites with physical， chemical and biological elements of lake were monitored seasonally during 2012-2013. On the basis of evaluated water quality by single-factor water quality assessment method， two other methods(phytoplankton cell abundance index method and comprehensive trophic level index(TLI) method) were chosen to assess water eutrophication status of Lake Changhu. Then canonical correlation analysis(CCA) was used to demonstrate the canonical relationships between variables of “water eutrophication status” and variables of “physical/chemical elements of lake”. The results indicated that water quality of Lake Changhu in four seasons conformed to the standard of type IV to bad V surface waters.TLIvalues ranged from 49.54 to 82.55， and phytoplankton cell density varied from 2.88×106cells/L to 61.73×106cells/L， both of which exhibited the state of eutrophication of Lake Changhu. The water eutrophication of the lake was characterized by significant spatial-temporal variations. The CCA revealed that variables of “physical/chemical indices of lake” could explain 68.6% of the variations of the variables of “water eutrophication status”， and the main factors affecting eutrophication of Lake Changhu were total phosphorus， total nitrogen， nitrite-nitrogen and nitrate-nitrogen of water， total phosphorus and total nitrogen of sediment， dissolved oxygen， water depth. Water eutrophication in Lake Changhu was mainly from the pollution of external phosphorus， followed by external nitrogen. In summer and autumn， eutrophication was the worst， and the growth of phytoplankton was mainly influenced by nitrogen limitation. However, in winter and spring， eutrophication could be limited by phosphorus and transitional type. Therefore， we suggest that slashing enclosure culture in the lake， together with transplanting aquatic plants and other measures of ecological engineering， should be carried out with great care in order to reduce the risk of severe water eutrophication and to improve water quality in Lake Changhu in the future.

Lake Changhu; eutrophication; spatial-temporal variations; canonical correlation analysis;trophiclevelindex

*國家科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(2012BAD25B08-03)資助．2014-08-25 收稿；2015-01-14 收修改稿．何勇鳳(1983～)，女，博士，助理研究員；E-mail: heyf@yfi．a(chǎn)c．cn．

J.LakeSci.(湖泊科學(xué))， 2015， 27(5)： 853-864

DOI 10.18307/2015.0511

?2015 byJournalofLakeSciences

**通信作者；E-mail: yangdg@yfi.ac.cn．