換水率和營(yíng)養(yǎng)水平對(duì)太湖流域橫山水庫(kù)硅藻水華的影響*

任 杰，朱廣偉**，金穎薇，許 海，朱夢(mèng)圓，夏明芳，余 麗，李慧赟，張運(yùn)林，秦伯強(qiáng)

(1：中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008) (2：江蘇省太湖水污染防治辦公室，南京 210013)

換水率和營(yíng)養(yǎng)水平對(duì)太湖流域橫山水庫(kù)硅藻水華的影響*

任 杰1，朱廣偉1**，金穎薇1，許 海1，朱夢(mèng)圓1，夏明芳2，余 麗1，李慧赟1，張運(yùn)林1，秦伯強(qiáng)1

(1：中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008) (2：江蘇省太湖水污染防治辦公室，南京 210013)

為探討水文過程對(duì)水庫(kù)硅藻異常增殖的影響，對(duì)江蘇宜興橫山水庫(kù)的硅藻生消過程中浮游植物、水質(zhì)、降水、水位、氣溫等指標(biāo)進(jìn)行觀測(cè)研究. 結(jié)果表明，橫山水庫(kù)硅藻年際生物量波動(dòng)很大，9月出現(xiàn)明顯的異常增殖，總生物量達(dá)到14.27 mg/L，硅藻的優(yōu)勢(shì)屬為針桿藻(Synedra)、小環(huán)藻(Cyclotella)、曲殼藻(Achnanthes)和直鏈藻(Melosira)，以針桿藻的優(yōu)勢(shì)度最高；浮游植物生物量與營(yíng)養(yǎng)鹽濃度關(guān)系不明顯，與總氮濃度甚至呈負(fù)相關(guān)，但小環(huán)藻生物量與水體溶解性磷濃度呈正相關(guān)；水庫(kù)的換水率與浮游植物生物量、硅藻的異常增殖過程和營(yíng)養(yǎng)鹽濃度水平均密切關(guān)聯(lián)，總氮、溶解性磷濃度與水庫(kù)換水率呈正相關(guān)，而硅藻生物量與水庫(kù)換水率呈指數(shù)負(fù)相關(guān). 數(shù)值擬合分析顯示硅藻生物量可以用換水率和磷濃度推算而得. 研究表明，對(duì)于中營(yíng)養(yǎng)水平的水庫(kù)，硅藻生物量變化可能受水文過程與水質(zhì)條件共同控制，在水庫(kù)的硅藻水華防控中，既要加強(qiáng)營(yíng)養(yǎng)鹽水平的嚴(yán)格控制，也需考慮水文過程的調(diào)控手段.

硅藻；水華；換水率；橫山水庫(kù)；富營(yíng)養(yǎng)化；太湖流域

近20年來，我國(guó)許多湖庫(kù)型的水源地都受到了富營(yíng)養(yǎng)化問題的威脅[1-2]. 其中太湖2007年水危機(jī)以影響力和危害最為典型，突出了我國(guó)水源地水質(zhì)惡化的現(xiàn)狀[3-4]. 對(duì)于淺水湖泊型水源地而言，藍(lán)藻的異常增殖往往是最主要的威脅，而對(duì)于水庫(kù)型水源地而言，硅藻的危害更為普遍. 如沙河水庫(kù)浮游植物中，硅藻占全年浮游植物生物量的43%，而藍(lán)藻則僅占22%[5]. 任杰等對(duì)蘇南17座水源地型水庫(kù)的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，春末夏初這些水庫(kù)均是硅藻生物量占優(yōu)，超過半數(shù)的水庫(kù)出現(xiàn)輕度硅藻水華[6].

對(duì)于湖庫(kù)中硅藻異常增殖的影響因素，目前主要關(guān)注營(yíng)養(yǎng)鹽、溫度、光照、浮游動(dòng)物牧食等，對(duì)水文條件的影響研究較少[7-8]. 作為一個(gè)人工水體，水庫(kù)的水位調(diào)節(jié)幅度大、頻次高，水力停留時(shí)間短，降雨等水文事件對(duì)水質(zhì)影響可能較大[9-10]，同時(shí)水庫(kù)的水位波動(dòng)等水文條件可能影響浮游植物組成[11]. Rangel等對(duì)8個(gè)巴西水庫(kù)的浮游植物研究表明，水文過程和磷濃度是浮游植物生物量的主要控制因素[12]. 但該研究并未專門針對(duì)硅藻進(jìn)行分析.

橫山水庫(kù)是蘇南地區(qū)非常典型的飲用水源型水庫(kù)，受藻類異常增殖的困擾. 2008年橫山水庫(kù)總氮(TN)、總磷(TP)、五日生化需氧量(BOD5)等指標(biāo)接近或超過地表水II類水標(biāo)準(zhǔn)，水質(zhì)指標(biāo)波動(dòng)很大[13]. 藍(lán)藻和硅藻在浮游植物的季節(jié)演替中發(fā)揮著重要作用[14]. 為探究該區(qū)域水庫(kù)硅藻危害的影響因素，本研究于2015年4-10月，對(duì)橫山水庫(kù)的水質(zhì)、硅藻、水文變化過程進(jìn)行監(jiān)測(cè)，分析水質(zhì)、水文條件與硅藻生物量之間的關(guān)系，為我國(guó)水庫(kù)型水源地的有害藻類災(zāi)害防控提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 水庫(kù)概況

橫山水庫(kù)是一座大型水庫(kù)，位于江蘇省宜興市西南區(qū)、宜溧太華山區(qū)，總庫(kù)容11200×104m3，水面面積6.0 km2，集水面積為154.8 km2[6]. 橫山水庫(kù)的主要功能是宜興市水廠供水，同時(shí)具有防洪、灌溉、漁業(yè)養(yǎng)殖等功能. 水庫(kù)流域?qū)儆趤啛釒У蜕角鹆陞^(qū)，主要經(jīng)濟(jì)林為毛竹、茶葉和板栗[15]，主要農(nóng)業(yè)作物為水稻、蔬菜等. 流域內(nèi)基本沒有工業(yè).

圖1 橫山水庫(kù)采樣點(diǎn)分布Fig.1 Sampling sites in Hengshan Reservoir

1.2 采樣點(diǎn)布設(shè)

2014年6月15日，橫山水庫(kù)水色異常期間，在庫(kù)體布設(shè)4個(gè)采樣點(diǎn)(L1～L4，圖1)以及2個(gè)入湖河道采樣點(diǎn)(R1、R2，圖1)，采集水樣進(jìn)行營(yíng)養(yǎng)鹽狀況及藻類狀況的初步調(diào)查. 6月19日，在L1、L4、L5 3個(gè)采樣點(diǎn)采集柱狀底泥樣品，分層分析底泥中氮、磷和有機(jī)質(zhì)含量.

2015年4月底至10月底，在水庫(kù)硅藻異常增殖易發(fā)期，庫(kù)體布設(shè)3個(gè)采樣點(diǎn)(L2、L6、L3，圖1)采集水樣監(jiān)測(cè)水質(zhì)和藻類狀況，其中5-8月監(jiān)測(cè)頻率為每14天一次，其他月份為每月一次. 監(jiān)測(cè)期間樣點(diǎn)最大水深為 11.8 m.

1.3 監(jiān)測(cè)方法

現(xiàn)場(chǎng)監(jiān)測(cè)方法參照文獻(xiàn)[5]. 2014年6月采樣時(shí)，L1點(diǎn)水深為11.8 m，按照0.5、5、11 m分3層采樣，其余樣點(diǎn)采集水下0.5 m的表層樣. 2015年采樣期間，根據(jù)3個(gè)點(diǎn)的水深采集表(0.5 m)、中(水深一半)、底(泥上0.5 m)3層水樣各1.5 L，用于營(yíng)養(yǎng)鹽、懸浮物等水質(zhì)指標(biāo)的分析，樣品混合后分別取1 L水樣用于浮游植物固定. 現(xiàn)場(chǎng)用美國(guó)黃石儀器公司YSI 6600V2型多參數(shù)水質(zhì)分析儀測(cè)定水溫(WT)、pH、溶解氧(DO)濃度、濁度、電導(dǎo)率等指標(biāo)，用直徑30 cm的賽氏盤測(cè)定水體透明度(SD). 水樣冷藏后當(dāng)天帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行過濾等預(yù)處理.

TN和溶解性總氮(DTN)濃度分別通過堿性過硫酸鉀消解、紫外分光光度法測(cè)定(波長(zhǎng)210 nm)；TP和溶解性總磷(DTP)濃度采用堿性過硫酸鉀消解-鉬銻抗顯色分光光度法測(cè)定(波長(zhǎng)700 nm)，其中，TN和TP濃度的測(cè)定使用原水；DTN和DTP濃度的測(cè)定使用GF/F濾膜濾后的水樣. 反應(yīng)性活性磷(SRP)濃度采用荷蘭Skalar流動(dòng)注射分析儀測(cè)定. 葉綠素a(Chl.a)濃度采用熱乙醇提取、分光光度法測(cè)定(波長(zhǎng)665 nm、750 nm). 懸浮顆粒物(SS)濃度采用Whatman GF/F濾膜過濾，105℃烘干重量法測(cè)定. 高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)采用高錳酸鉀水浴氧化后草酸鈉、高錳酸鉀氧化滴定法測(cè)定[16].

底泥柱狀樣按照2 cm分層后，冷凍干燥，研磨后測(cè)定有機(jī)碳(TOC)、TN、TP含量. 其中TOC含量采用重鉻酸鉀水浴氧化，硫酸亞鐵滴定法測(cè)定換算. 稱取約0.05 g沉積物稀釋到50 ml純凈水中，而后參照水體TN、TP濃度的測(cè)定方法測(cè)定沉積物TN、TP含量.

浮游植物使用Olympus CH生物光學(xué)顯微鏡鏡檢，鑒定到屬，并根據(jù)體積-重量經(jīng)驗(yàn)公式換算出生物量(BM, mg/L)，鑒定和體積計(jì)算方法見文獻(xiàn)[17-18]. 某種屬浮游植物優(yōu)勢(shì)度(Y)的計(jì)算參照McNaughton在1967年提出的方法，即用浮游植物某屬生物量與浮游植物總生物量的比值乘以其出現(xiàn)頻次，當(dāng)Y≥0.02時(shí)，則判斷該屬為優(yōu)勢(shì)屬[19].

為獲得橫山水庫(kù)的綜合富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)，按照中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站頒發(fā)的《湖泊(水庫(kù))富營(yíng)養(yǎng)化評(píng)價(jià)方法及分級(jí)技術(shù)規(guī)定》[總站生字[2001]090號(hào)]，根據(jù)水體TN濃度、TP濃度、CODMn、SD、Chl.a濃度 5個(gè)指標(biāo)加權(quán)平均計(jì)算綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(TLI).

1.4 水文氣象數(shù)據(jù)

2015年日平均降雨量、日平均氣溫等氣象數(shù)據(jù)由位于水庫(kù)西部12 km的十思園自動(dòng)氣象站提供. 日平均水位、庫(kù)容曲線、雨量、面雨量等水文數(shù)據(jù)由橫山水庫(kù)管理處提供. 其中，采樣前10 d的平均氣溫計(jì)作AT10，用于分析積溫效應(yīng)對(duì)藻類生長(zhǎng)的影響.

由于浮游植物對(duì)環(huán)境的響應(yīng)時(shí)間約為2周[20]，為估算水庫(kù)的換水率，利用庫(kù)容、降雨數(shù)據(jù)，結(jié)合橫山水庫(kù)的集水面積，估算出監(jiān)測(cè)期每次采樣前15 d水庫(kù)的平均換水率(WR15)，公式為：

(1)

式中，Pi為第i日面雨量(m)；S為集水面積(m2)；Vi為第i日庫(kù)容(m3).

1.5 統(tǒng)計(jì)方法

數(shù)據(jù)圖表及統(tǒng)計(jì)分析主要由Excel 2016與R 3.2.2軟件完成[21-22]. 主要的統(tǒng)計(jì)方法有相關(guān)關(guān)系、指數(shù)回歸、非線性回歸、多元線性回歸等方法. 在比較不同模型適宜性上，采用最小信息準(zhǔn)則法(Akaike information criterion，AIC)和基于F檢驗(yàn)的方差分析(analysis of variance，ANOVA)來確定擬合函數(shù)中必要的參數(shù)和擬合方程式.

2 結(jié)果

2.1 水文氣象狀況

2014年6月橫山水庫(kù)硅藻生物量較高期間，表層水溫平均為27.1℃，壩前L1樣點(diǎn)底層(11 m)水溫為14.4℃，水溫隨深度線性下降，在7 m時(shí)水溫低于20℃. 2014年5月11日-6月20日，橫山水庫(kù)降雨很少，只有58.6 mm，干旱少雨對(duì)硅藻生物量增高可能有影響.

橫山水庫(kù)地區(qū)2015年氣溫最低值出現(xiàn)在1月下半月(4.8℃)；最高值出現(xiàn)在8月上半月，為28.2℃. 在3月上半月以前，該地區(qū)平均氣溫總體低于8℃，在3月下半月出現(xiàn)幅度較大的上升，平均氣溫為13.7℃，并總體上處于不斷上升的趨勢(shì)，直到8月達(dá)到最高值(圖2).

自2015年3月下旬開始，橫山水庫(kù)雨量明顯增多，持續(xù)到9月. 期間，上半年的降雨量波動(dòng)較大，特別是在2、4、5月上、下半月累積降雨量差距顯著. 累積降雨量的最高峰值出現(xiàn)在6月下半月；此外，9月上半月再次出現(xiàn)累積降雨量峰值(圖2)，主要為9月4日單日雨量達(dá)67 mm的暴雨所貢獻(xiàn).

2015年橫山水庫(kù)水位全年保持在31 m以上. 在1-2月受降雨量較小和放水影響，處于明顯下降趨勢(shì)(從1月1日的32.8 m持續(xù)降低至2月27日的31.5 m)，在3月隨降水量的增加水位快速上升(從31.5 m上升至4月8日的34.3 m)，隨后進(jìn)入較為平穩(wěn)的狀態(tài)，保持在33.8～35.1 m之間(圖2).

圖2 2015年橫山水庫(kù)半月平均氣溫、水位和累積雨量Fig.2 15-day average of air temperature, water level and rainfall in Hengshan Reservoir in 2015

2.2 水質(zhì)狀況

橫山水庫(kù)2014年6月各點(diǎn)位及2015年歷次調(diào)查各水質(zhì)指標(biāo)3個(gè)點(diǎn)位3層水樣的平均值見表1，其中DO為底層溶解氧，其濃度自5月中旬開始至9月末一直處于較低水平. WT為表層水溫，在8月達(dá)到最大值，且在10月末保持著與6月初相當(dāng)?shù)闹? TN濃度在5月19日達(dá)到最大值，隨后處于不斷下降的趨勢(shì)，從劣V類水平降至IV類. TP濃度在0.018～0.061 mg/L之間波動(dòng)，平均濃度為0.030 mg/L，屬III類水水平. CODMn介于1.61～2.60 mg/L之間，均值為2.04 mg/L，略高于I類水標(biāo)準(zhǔn)，無明顯季節(jié)波動(dòng)規(guī)律. 空間上，各水質(zhì)參數(shù)無顯著差異，變化趨勢(shì)基本一致. 僅TP和Chl.a濃度出現(xiàn)上游、湖心、取水口遞減的趨勢(shì).

表1 橫山水庫(kù)主要水質(zhì)參數(shù)

橫山水庫(kù)SD總體處于較高水平，除6月18日和9月25日外，均高于1.5 m，并在7月29日達(dá)到監(jiān)測(cè)期最高值3.15 m(圖3). SS的波動(dòng)較為頻繁且幅度較大，春末夏初階段(5-6月)曾出現(xiàn)兩個(gè)明顯的波峰，夏季(7-8月)則處于較低水平，且無明顯波動(dòng)，而秋季出現(xiàn)另一個(gè)峰值(圖3). SS與SD整體上表現(xiàn)出相反的變化趨勢(shì)，說明SS是影響SD的主要因素之一. 但是SS在9月底的峰值明顯低于6月18日而兩個(gè)時(shí)期SD處于同一低水平，說明秋季SD還受浮游植物生物量升高的影響.

橫山水庫(kù)TLI指數(shù)介于36～48之間，為中營(yíng)養(yǎng)水體 (30≤TLI≤50)，最高值為9月25日的47.6(圖3)，僅在該時(shí)期的上游區(qū)TLI達(dá)到富營(yíng)養(yǎng)水平(TLI=50.3).TLI指數(shù)與SS總體上具有同步變化趨勢(shì)，且二者呈正相關(guān).

圖3 橫山水庫(kù)SS、SD、TLI平均值的變化Fig.3 Variations of average SS, SD, TLI values in Hengshan Reservoir

2.3 底質(zhì)狀況

橫山水庫(kù)底泥的表層20 cm表現(xiàn)出相對(duì)較高的有機(jī)質(zhì)含量和氮、磷含量. 壩前L1樣點(diǎn)采集深55 cm的泥柱，其TOC、TN、TP含量總體上隨深度增加而下降，表層20 cm深度偏高，平均值分別為25.85 g/kg、3499 mg/kg、655 mg/kg(圖4). 此外，L5、L4兩個(gè)樣點(diǎn)分別采集了11 cm和36 cm深的泥柱，其碳、氮、磷含量均較水深最大的L1點(diǎn)低，表層TOC、TN、TP含量分別為24.79 g/kg、3238 mg/kg、534 mg/kg和22.44 g/kg、2213 mg/kg、374 mg/kg. 橫山水庫(kù)底泥中營(yíng)養(yǎng)鹽含量總體上與相鄰水庫(kù)天目湖沙河水庫(kù)的含量相當(dāng)[23]，表層20 cm的有機(jī)質(zhì)和氮有一定的污染，TP含量不高.

圖4 橫山水庫(kù)壩前L1樣點(diǎn)底泥有機(jī)碳、總氮、總磷含量剖面分布Fig.4 Vertical distribution of organic carbon, total nitrogen and total phosphorus contents in L1 site of Hengshan Reservoir

2.4 浮游植物狀況

2.4.1 時(shí)間變化 2014年6月橫山水庫(kù)水色較差期間，壩前L1樣點(diǎn)表、中、底層浮游植物總生物量分別為19.114、15.485和13.508 mg/L，其中硅藻門的生物量分別為12.768、10.222 和9.528 mg/L，平均占浮游植物總生物量的68%. 2015年，橫山水庫(kù)的3個(gè)樣點(diǎn)平均浮游植物總生物量在時(shí)間上變化很大：4-8月生物量均低于8 mg/L，且7月前無明顯變化，7-8月平緩上升，9-10月則顯著升高(>10 mg/L)，特別是9月，生物量達(dá)到20.95 mg/L(圖5)，水色發(fā)褐，與2014年6月的情形相似，已經(jīng)達(dá)到水華水平.

硅藻為橫山水庫(kù)中浮游植物生物量的主要貢獻(xiàn)者，平均生物量占浮游植物總生物量的52%，9月的浮游植物峰值也因硅藻生物量猛增所致. 是第二優(yōu)勢(shì)門類——隱藻的數(shù)倍. 硅藻生物量在4、6月分別出現(xiàn)小峰值，7-9月則不斷上升，且9月陡增，達(dá)到監(jiān)測(cè)期的最大值. 其余門類，隱藻、綠藻、藍(lán)藻、甲藻、裸藻、金藻生物量占浮游植物總生物量的平均值分別為18%、12%、10%、5%、3%、0.3%. 藍(lán)藻生物量?jī)H在7-10月占比為9%～17%，而5-7月中旬，隱藻生物量平均占浮游植物總生物量的27%，介于18%～43%之間. 綠藻在生物量監(jiān)測(cè)期一直保持較低水平，與藍(lán)藻的變化趨勢(shì)基本一致(圖5).

圖5 2015年4-10月橫山水庫(kù)浮游植物及主要優(yōu)勢(shì)門的生物量變化Fig.5 Variation of biomass of total phytoplankton and the main phyta in Hengshan Reservoir from April to October, 2015

細(xì)胞豐度上，藍(lán)藻>綠藻>硅藻. 特別是藍(lán)藻，細(xì)胞豐度遠(yuǎn)高于其他藻類，但由于細(xì)胞體積小，生物量上遠(yuǎn)低于硅藻. 此外，藍(lán)藻細(xì)胞豐度自7月起明顯增加. 硅藻細(xì)胞豐度則大部分時(shí)期均達(dá)到106～107cells/L，達(dá)到輕度硅藻水華水平[24]. 另一方面，硅藻夏季細(xì)胞豐度相比春季稍有回落，但與2010-2011年相比，夏季硅藻豐度仍有大幅增加[14].

2.4.2 空間變化 從2014年6月各個(gè)點(diǎn)位浮游植物各門生物量可以看出，入湖河道的藻類生物量顯著低于水庫(kù)(圖6a). 這說明藻類主要在水庫(kù)中生長(zhǎng)，而入湖河道由于水淺、底棲藻多、水草多等因素，浮游植物生物量并不高，水庫(kù)中相對(duì)靜止、低濁度的水體更適合浮游植物生長(zhǎng). 就水庫(kù)中不同點(diǎn)位的差別來看，靠近入湖河口區(qū)的浮游植物生物量總體上偏高，但總的差別不大(圖6).

2.4.3 硅藻種群結(jié)構(gòu) 從硅藻的組成上看，橫山水庫(kù)共檢出小環(huán)藻屬(Cyclotella)、針桿藻屬(Synedra)、曲殼藻屬(Achnanthes)、直鏈藻屬(Melosira)、橋穹藻屬(Cymbella)、舟形藻屬(Navicula)和異殼藻屬(Cocconeis)7個(gè)屬. 其中生物量上以小環(huán)藻、針桿藻、曲殼藻和直鏈藻為主，占硅藻總生物量的90%以上.

不同時(shí)期的優(yōu)勢(shì)種不同，春季及夏初小環(huán)藻屬為高優(yōu)勢(shì)度藻屬，但優(yōu)勢(shì)度總體上不斷下降，而針桿藻的優(yōu)勢(shì)度不斷上升. 就生物量而言，時(shí)間上，針桿藻僅在5月5日比小環(huán)藻略低，其他時(shí)期針桿藻的生物量均高于小環(huán)藻. 空間上，二者生物量差別在上游區(qū)最為明顯，其次是湖心，再次是取水口. 曲殼藻的優(yōu)勢(shì)度始終較低，僅在4月至5月初處于優(yōu)勢(shì)或接近優(yōu)勢(shì)水平. 直鏈藻的優(yōu)勢(shì)度波動(dòng)較大，在5月中旬和7月中旬均出現(xiàn)了明顯的峰值，優(yōu)勢(shì)度達(dá)到了0.05以上，10月下旬又出現(xiàn)了優(yōu)勢(shì)度較高的情況(圖7).

3 討論

3.1 水質(zhì)因子與硅藻的關(guān)系

TN、TP作為水體的主要營(yíng)養(yǎng)組分，通常能夠決定浮游植物的生物量[12]. 然而有研究表明，相比溫帶地區(qū)，熱帶和亞熱帶地區(qū)湖泊中TN、TP濃度與Chl.a濃度的關(guān)系較弱[25]. 在本研究中，主要營(yíng)養(yǎng)鹽濃度與藻類生物量甚至呈負(fù)相關(guān)(表2).

圖6 水庫(kù)中不同點(diǎn)位浮游植物生物量的差別：(a)2014年6月硅藻水華期；(b)2015年9月硅藻水華期；(c)2015年總體平均值Fig.6 Spatial difference of phytoplankton biomass in Hengshan Reservoir: (a)June of 2014; (b)September of 2015; (c) 2015

圖7 橫山水庫(kù)硅藻主要屬的優(yōu)勢(shì)度變化Fig.7 Variations of dominance degree of the major diatom genus in Hengshan Reservoir

營(yíng)養(yǎng)鹽之間的相關(guān)性分析表明，TN濃度與DTN濃度高度相關(guān)(R2>0.9)，TP濃度與DTP濃度也高度相關(guān). TN、DTN濃度與針桿藻生物量(BMsyn)、硅藻生物量(BMbac)、藍(lán)藻生物量(BMcyano)、總藻生物量(BMphyto)以及Chl.a濃度均呈現(xiàn)較高的負(fù)相關(guān)關(guān)系(表2). 而TP、DTP濃度與浮游植物生物量相關(guān)性不顯著.

表2 橫山水庫(kù)主要水質(zhì)因子與各生物因子之間的相關(guān)關(guān)系

**表示P<0.001.

相關(guān)關(guān)系并不一定是因果關(guān)系：橫山水庫(kù)水體TN濃度與硅藻生物量的負(fù)相關(guān)不能理解為水體TN濃度越高，硅藻生物量就越低. TN濃度與硅藻生物量呈反比，主要是因?yàn)槭躎N外源供給的影響，觀測(cè)期TN濃度處于下降階段：春季TN濃度較高，夏、秋季濃度降低；與此同時(shí)，溫度卻處于上升階段，從季節(jié)演替看，硅藻的生長(zhǎng)率主要受溫度的控制，氮的影響處于次要地位. 另外，當(dāng)TN>1.0 mg/L時(shí)，對(duì)于硅藻生長(zhǎng)而言，TN處于相對(duì)飽和狀態(tài)，其變化對(duì)硅藻生長(zhǎng)的影響不大[26]. 從TN:TP比看，調(diào)查期也處于38～153之間，難以出現(xiàn)N限制的情況[27]. 由圖8可知，當(dāng)硅藻生物量的最高值出現(xiàn)時(shí)，TN、TP濃度均處于較低水平. 可見，該水庫(kù)現(xiàn)階段的營(yíng)養(yǎng)水平仍可為硅藻大量增殖提供足夠的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì). TN濃度不是硅藻生物量的限制因素，甚至TN、TP濃度均不是橫山水庫(kù)2015年硅藻生物量大幅波動(dòng)的主要影響因素.

圖8 硅藻生物量與營(yíng)養(yǎng)鹽的關(guān)系Fig.8 Relations between diatom biomass and nutrients

圖9 小環(huán)藻生物量與TP濃度的關(guān)系及其95%置信區(qū)間Fig.9 Relation between Cyclotella biomass and TP concentration and its 95% confidence interval

由于橫山水庫(kù)調(diào)查期間硅藻以針桿藻為主，因此針桿藻生物量和上述水質(zhì)因子的相關(guān)關(guān)系與圖8基本一致，而小環(huán)藻生物量卻與TP濃度呈顯著正相關(guān)(圖9，P<0.05)，相比針桿藻而言，小環(huán)藻在硅藻中為細(xì)胞較小的藻屬，可能對(duì)TP濃度更加敏感[28]. 因此在現(xiàn)有的營(yíng)養(yǎng)水平下，其生物量的變化與TP濃度相關(guān)度更高. 這表明，控制TP濃度可能可以作為限制硅藻異常增殖的手段之一.

光照條件是影響藻類生長(zhǎng)的另一個(gè)重要因素[29]. 但在橫山水庫(kù)，SD始終保持較高水平，僅在硅藻生物量出現(xiàn)峰值時(shí)稍有下降，并且峰值期(9月)相比于7-8月的光照條件并無優(yōu)勢(shì)，因此無法認(rèn)定光照條件是引起該水庫(kù)硅藻異常增殖的原因，而是藻類的異常增殖引起水體感官效果變差，影響水下光強(qiáng).

3.2 換水率對(duì)水質(zhì)和硅藻的影響

相比于自然湖泊而言，水庫(kù)可以人為調(diào)節(jié)水體換水率. 橫山水庫(kù)始終保持大致穩(wěn)定的水位，即隨著上游水體和降雨的輸入，水庫(kù)采取及時(shí)排水的管理方式. 上游來水帶來的泥沙、溶解性營(yíng)養(yǎng)鹽和生物體的變化等，可能會(huì)影響水庫(kù)的整體水質(zhì)[30-31].

TN濃度與換水率呈正比(圖10a). TN濃度和WR15在總體上符合線性正相關(guān)關(guān)系，僅4月23日和5月5日兩個(gè)監(jiān)測(cè)期的數(shù)據(jù)明顯偏離了二者的關(guān)系，可能是由于春季農(nóng)業(yè)活動(dòng)頻繁，導(dǎo)致該時(shí)期水庫(kù)的營(yíng)養(yǎng)本底值較高，在換水率較低時(shí)依然保持較高的TN濃度[32].

由WR15的定義可知，若某一時(shí)期該地區(qū)的降雨量增加，則WR15將會(huì)變大. 因此，TN濃度與WR15的正相關(guān)關(guān)系說明水庫(kù)TN濃度很大程度上受雨水帶來的外源輸入控制. 雨水的面源效應(yīng)因季節(jié)不同、流域農(nóng)業(yè)活動(dòng)不同、水庫(kù)水情不同而不同：春季至春夏之交，太湖流域農(nóng)業(yè)活動(dòng)頻繁，降雨沖刷導(dǎo)致上游來水TN濃度較高，較高的換水率將導(dǎo)致庫(kù)體TN濃度升高；夏、秋季節(jié)，農(nóng)事活動(dòng)下降，流域植被改善，對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽的截留能力增強(qiáng)，雨水增大，則會(huì)對(duì)水庫(kù)TN起到稀釋作用[33]；但徑流后期，隨著壤中流的比例增大，徑流中氮濃度又會(huì)出現(xiàn)一定程度的上升[34]. 因此水庫(kù)TN濃度自5月19日達(dá)到峰值后呈現(xiàn)出下降的趨勢(shì)，并且與換水率呈正比. 然而，較高的換水率不利于浮游植物包括硅藻生物量的積累，表現(xiàn)出TN濃度與硅藻生物量的負(fù)相關(guān)關(guān)系.

水庫(kù)磷主要來源于上游河流、地表徑流、生產(chǎn)生活污染、養(yǎng)殖投放、大氣沉降等外源和內(nèi)源的沉積物釋放[35]. SRP濃度與WR15表現(xiàn)出顯著的正相關(guān)關(guān)系(圖10b)，并且TP、DTP濃度與WR15也存在相似的關(guān)系. 另外，底層溶解氧數(shù)據(jù)表明，TP、DTP、SRP濃度與溶解氧濃度的關(guān)系并不明顯，表明底泥磷釋放對(duì)該水庫(kù)中磷濃度的貢獻(xiàn)度較小. 因此，橫山水庫(kù)的營(yíng)養(yǎng)鹽濃度受外源輸入的影響明顯，這也可以解釋TP濃度波動(dòng)頻繁且幅度大的現(xiàn)象.

圖10 橫山水庫(kù)TN(a)、SRP(b)濃度與WR15的關(guān)系Fig.10 Relations between WR15 and TN(a), SRP(b) concentrations in Hengshan Reservoir

通過蓄排水可以調(diào)節(jié)水深，且水庫(kù)排水具有沖刷作用，能夠排出水體中的浮游植物、氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽乃至浮游動(dòng)物[12]. 橫山水庫(kù)硅藻生物量與WR15表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(圖11). 高換水率一方面有利于硅藻的生長(zhǎng)、減少沉降，在該水庫(kù)處于中營(yíng)養(yǎng)水平的情況下，有利于保持硅藻在浮游植物群落中的優(yōu)勢(shì)地位，因此在夏季高溫時(shí)，盡管藍(lán)藻密度顯著上升，但生物量始終保持在低位；另一方面，較高的換水率又不利于硅藻生物量在水庫(kù)中的積累，如在經(jīng)歷夏季高換水率后，由于降水量減少，9月底橫山水庫(kù)的換水率降為0.09，隨之出現(xiàn)硅藻生物量的最高值，且針桿藻等硅藻的單個(gè)體積比前期低生物量時(shí)明顯增大，說明低換水率為硅藻提供了較為穩(wěn)定的生長(zhǎng)環(huán)境. 此外，高換水率可能引起生長(zhǎng)期較長(zhǎng)的大型浮游動(dòng)物枝角類、橈足類生物量的減少和生長(zhǎng)期較短的小型浮游動(dòng)物輪蟲類生物量的上升，導(dǎo)致浮游動(dòng)物對(duì)浮游植物生物量的控制作用減弱[36]. 水庫(kù)排水的沖刷作用不僅對(duì)硅藻有效，藍(lán)藻同樣會(huì)受到影響，在水體中的生物量隨之降低[37]. 有研究表明，通過在不同季節(jié)保持一定的排水量，可以抑制水庫(kù)藻類異常增殖的強(qiáng)度[38].

3.3 水文、水質(zhì)的共同作用

盡管水庫(kù)排水的沖刷對(duì)硅藻生物量的控制作用明顯，卻不是影響硅藻生物量的唯一因素. 一方面，當(dāng)水力停留時(shí)間延長(zhǎng)至一定水平時(shí)，水體的穩(wěn)定性會(huì)逐漸恢復(fù)，進(jìn)而營(yíng)養(yǎng)鹽將再次成為左右硅藻異常增殖的主要因素之一. 另一方面，即便在低水力停留時(shí)間、高換水率的情況下，營(yíng)養(yǎng)鹽濃度的高低對(duì)硅藻同樣能夠產(chǎn)生作用，如在平均水力停留時(shí)間約為10 d的竹仙洞水庫(kù)，營(yíng)養(yǎng)鹽水平仍可以影響浮游植物的豐度[20]. 另外，Tolotti等[39]在比較兩個(gè)不同水力停留時(shí)間的水庫(kù)S和T時(shí)發(fā)現(xiàn)，盡管S水庫(kù)平均水力停留時(shí)間(43 d)長(zhǎng)于T水庫(kù)(8 d)，但營(yíng)養(yǎng)鹽水平低于T水庫(kù)，從而導(dǎo)致T水庫(kù)的葉綠素濃度和浮游植物豐度高于S水庫(kù)，說明水力停留時(shí)間和營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)藻類共同作用. 在橫山水庫(kù)，同樣出現(xiàn)二者共同作用影響藻類生物量的情況.

結(jié)合溫度(AT10、WT)、TP、WR15，通過多元線性回歸分析得到硅藻生物量方程：

BMbac=3.41e-8.42×WR15+63.94×TP

(2)

方程中各參數(shù)均處于顯著水平(P<0.001). 該分析顯示，WT或AT10均處于非顯著水平(P>0.05)，表明溫度對(duì)硅藻生物量的影響可能是閾值性的，即低于某一溫度時(shí)，硅藻的生長(zhǎng)速率較低[40]. 利用該擬合公式獲得的硅藻生物量(BMsim)與實(shí)測(cè)硅藻生物量(BMbac)進(jìn)行擬合，結(jié)果表明擬合度較高(R2=0.85，圖12)，能夠地較好描述橫山水庫(kù)2015年硅藻生物量隨WR15和TP濃度的變化情況.

圖11 橫山水庫(kù)硅藻生物量與WR15的關(guān)系Fig.11 Relation between diatom biomass and WR15 in Hengshan Reservoir

圖12 硅藻實(shí)測(cè)生物量與方程擬合生物量的擬合關(guān)系Fig.12 Relation between measured diatom biomass and simulated diatom biomass

4 結(jié)論

1)橫山水庫(kù)總體上處于中營(yíng)養(yǎng)水平，營(yíng)養(yǎng)鹽濃度與硅藻及其他門浮游植物生物量之間的相關(guān)性并不好，僅TP濃度與小環(huán)藻生物量顯示出較顯著的正相關(guān)關(guān)系. 溫度對(duì)硅藻生長(zhǎng)的影響可能是閾值性的，溫度較低時(shí)產(chǎn)生抑制作用，夏季溫度較高時(shí)可能對(duì)硅藻生長(zhǎng)也產(chǎn)生不利影響，但總體線性關(guān)系不好.

2)橫山水庫(kù)的水體營(yíng)養(yǎng)鹽濃度本身同時(shí)受換水率和硅藻異常增殖影響，氮、磷濃度均與換水率呈正比，透明度既受暴雨帶來的無機(jī)顆粒物影響，也受浮游植物生物量影響.

3)中營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)水庫(kù)的硅藻水華防控，既要實(shí)施嚴(yán)格的營(yíng)養(yǎng)鹽外源控制，也應(yīng)考慮水力調(diào)控技術(shù). 在硅藻適宜生長(zhǎng)的季節(jié)，保持一定的換水率能夠有效防控硅藻生物量過度積累造成的水質(zhì)風(fēng)險(xiǎn).

[1] Su Yuping, Lai Shouhui, Lin Jiaetal. Research on the limiting nutrient in Shanzi Research, an eutrophic drinking water source.ActaScientiaeCircumstantiae, 2015, 35(10): 3107-3113. [蘇玉萍, 賴壽輝, 林佳等. 富營(yíng)養(yǎng)化飲用水源地山仔水庫(kù)限制性營(yíng)養(yǎng)元素研究. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(10): 3107-3113.]

[2] Li Chongwei, Hu Jie, Wang Saetal. The source-sink landscape pattern change and its effect on phosphorus pollution in Yuqiao watershed.ActaEcologicaSinica, 2012, 32(8): 2430-2438. [李崇巍, 胡婕, 王颯等. 流域“源-匯”景觀格局變化及其對(duì)磷污染負(fù)荷的影響——以天津于橋水庫(kù)流域?yàn)槔? 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(8): 2430-2438.]

[3] Lu Guihua, Zhang Jianhua. Present status and problems of comprehensive treatment of water environment in Taihu Lake and countermeasures.WaterResourcesProtection, 2014, 30(2): 67-69. [陸桂華, 張建華. 太湖水環(huán)境綜合治理的現(xiàn)狀、問題及對(duì)策. 水資源保護(hù), 2014, 30(2): 67-69.]

[4] Qin B, Zhu G, Zhang Yetal. A drinking water crisis in Lake Taihu, China: Linkage to climatic variability and lake management.EnvironmentalManagement, 2010, 45(1): 105-112.

[5] Zhu G, Cui Y, Han Xetal. Response of phytoplankton to nutrient reduction in Shahe Reservoir, Taihu catchment, China.JournalofFreshwaterEcology, 2015, 30(1): 41-58.

[6] Ren Jie, Zhou Tao, Zhu Guangweietal. Community structure characteristics of diatom in reservoirs located in the south of Jiangsu Province, China and its control factors.EnvironmentalScience, 2016, 37(5): 1742-1753. [任杰, 周濤, 朱廣偉等. 蘇南水庫(kù)硅藻群落結(jié)構(gòu)特征及其控制因素. 環(huán)境科學(xué), 2016, 37(5): 1742-1753.]

[7] Zhang Yunlin, Chen Weimin, Zhou Wanpingetal. Ecological study on the phytoplankton in Lake Tianmu from 2001 to 2002.TransactionsonOceanologyandLimnology, 2006, (2): 31-37. [張運(yùn)林, 陳偉民, 周萬(wàn)平等. 2001-2002年天目湖(沙河水庫(kù))浮游植物的生態(tài)學(xué)研究. 海洋湖沼通報(bào), 2006, (2): 31-37.]

[8] Ma C, Yu H. Phytoplankton community structure in reservoirs of different trophic status, Northeast China.ChineseJournalofOceanologyandLimnology, 2013, 31(3): 471-481.

[9] Zhong Jingjing, Liu Maosong, Wang Yuetal. Spatial correlation of major water quality indices between the lake and rivers in Taihu Lake Basin.ChineseJournalofEcology, 2014, 33(8): 2176-2182. [鐘晶晶, 劉茂松, 王玉等. 太湖流域河流與湖泊間主要水質(zhì)指標(biāo)的空間關(guān)聯(lián)特征. 生態(tài)學(xué)雜志, 2014, 33(8): 2176-2182.]

[10] Bai Xiaohua. Nitrogen and phosphorus load analysis in different water bodies in intensive rainfall events in mountain areas of Taihu basin.EnvironmentalScienceSurvey, 2009, 28(4): 71-74. [白曉華. 太湖山地強(qiáng)降雨事件中不同水體的氮磷負(fù)荷分析. 環(huán)境科學(xué)導(dǎo)刊, 2009, 28(4): 71-74.]

[11] Valeriano-Riveros ME, Vilaclara G, Castillo-Sandoval FSetal. Phytoplankton composition changes during water level fluctuations in a high-altitude, tropical reservoir.InlandWaters, 2014, 4(3): 337-348.

[12] Rangel LM, Silva LHS, Rosa Petal. Phytoplankton biomass is mainly controlled by hydrology and phosphorus concentrations in tropical hydroelectric reservoirs.Hydrobiologia, 2012, 693(1): 13-28.

[13] Xie Fulin, Yu Tao. Current status and protection measures in water source area of Hengshan Reservoir.JournalofHydroecology, 2009, 30(5): 136-139. [謝福林, 于濤. 橫山水庫(kù)水源地水質(zhì)現(xiàn)狀及保護(hù)對(duì)策. 水生態(tài)學(xué)雜志, 2009, 30(5): 136-139.]

[14] Wu Donghao, Xu Zhaoan, Wang Yuetal. Seasonal variation of phytoplankton community structure in Hengshan Reservoir.JournalofHydroecology, 2012, 33(4): 54-57. [吳東浩, 徐兆安, 王玉等. 橫山水庫(kù)浮游植物群落結(jié)構(gòu)季節(jié)性變化特征. 水生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 33(4): 54-57.]

[15] Xiao Jun, Zong Lianggang, Cao Danetal. Research on distribution of soil nitrogen and phosphorus content under different types of land usage in Yixing.ChineseJournalofSoilScience, 2012, 43(2): 347-352. [肖峻, 宗良綱, 曹丹等. 宜興地區(qū)不同利用方式下土壤氮, 磷含量分布特性研究. 土壤通報(bào), 2012, 43(2): 347-352.]

[16] Cui Yang, Zhu Guangwei, Li Huiyunetal. Spatial and temporal distribution characteristics of water quality in Shahe Reservoir within Tianmuhu Reservoir and its relationship with phytoplankton community.JournalofHydroecology, 2014, 35(3): 10-18. [崔揚(yáng), 朱廣偉, 李慧赟等. 天目湖沙河水庫(kù)水質(zhì)時(shí)空分布特征及其與浮游植物群落的關(guān)系. 水生態(tài)學(xué)雜志, 2014, 35(3): 10-18.]

[17] Hu Hongjun, Wei Yinxin eds. The freshwater algae of China: Systematics, taxonomy and ecology. Beijing: Science Press, 2006. [胡鴻鈞, 魏印心. 中國(guó)淡水藻類——系統(tǒng)、分類及生態(tài). 北京: 科學(xué)出版社, 2006.]

[18] Sun Jun, Liu Dongyan, Qian Shuben. Study on phytoplankton biomass I. phytoplankton measurement biomass from cell volume or plasma volume.ActaOceanologicaSinica, 1999, 21(2): 75-85. [孫軍, 劉東艷, 錢樹本. 浮游植物生物量研究: I. 浮游植物生物量細(xì)胞體積轉(zhuǎn)化法. 海洋學(xué)報(bào), 1999, 21(2):75-85.]

[19] McNaughton S. Relationships among functional properties of Californian grassland.Nature, 1967, 216: 168-169.

[20] Hu Ren, Xiong Jiangxia, Han Boping. Structure and dynamics of phytoplankton assemblage in a small eutrophic reservoir with a short residence time.EcologyandEnvironment, 2008, 17(4): 1319-1326. [胡韌, 熊江霞, 韓博平. 具有短水力滯留的小型富營(yíng)養(yǎng)化水庫(kù)浮游植物群落結(jié)構(gòu)與動(dòng)態(tài). 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(4): 1319-1326.]

[21] The R Development Core Team. R: A language and environment for statistical computing [EB/OL]. Vienna, Austria: R Foundation for Statistical Computing. https://www.R-project.org/, 2015-08-14.

[22] Wilkinson GN, Rogers CE. Symbolic descriptions of factorial models for analysis of variance.AppliedStatistics, 1973, 22(3): 392-399.

[23] He Ranran, Gao Yongxia, Wang Fangetal. Spatial-temporal distribution of nutrients and its causation in Tianmu Lake, China.JournalofAgro-EnvironmentScience, 2009, 28(2): 353-360. [賀冉冉, 高永霞, 王芳等. 天目湖水體與沉積物中營(yíng)養(yǎng)鹽時(shí)空分布及成因. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28(2): 353-360.]

[24] Zheng Jianjun, Zhong Chenghua, Deng Chunguang. Discussion on definition of algal bloom.WaterResourcesProtection, 2006, 22(5): 45-47. [鄭建軍, 鐘成華, 鄧春光. 試論水華的定義. 水資源保護(hù), 2006, 22(5): 45-47.]

[25] Soares MCS, Huszar VLM, Roland F. Phytoplankton dynamics in two tropical rivers with different degrees of human impact (Southeast Brazil).RiverResearchandApplications, 2007, 23(7): 698-714.

[26] Zhu Guangwei, Jin Yingwei, Ren Jieetal. Characteristics of diatom blooms in a reservoir-water supply area and the countermeasures in Taihu Basin, China.JLakeSci, 2016, 28(1): 9-21. DOI:10.18307/2016.0102. [朱廣偉, 金穎薇, 任杰等. 太湖流域水庫(kù)型水源地硅藻水華發(fā)生特征及對(duì)策分析. 湖泊科學(xué), 2016, 28(1): 9-21.]

[27] Kosten S, Huszar VLM, Mazzeo Netal. Lake and watershed characteristics rather than climate influence nutrient limitation in shallow lakes.EcologicalApplications, 2009, 19(7): 1791-1804.

[28] Saros JE, Anderson NJ. The ecology of the planktonic diatomCyclotellaand its implications for global environmental change studies.BiologicalReviews, 2015, 90(2): 522-541.

[29] Becker V, Caputo L, Ordóez Jetal. Driving factors of the phytoplankton functional groups in a deep Mediterranean reservoir.WaterResearch, 2010, 44(11): 3345-3354.

[30] Huang Tinglin, Qin Changhai, Li Xuan. Studies on seasonal variation and sources of nitrogen and phosphorus in a canyon reservoir used as water source.EnvironmentalScience, 2013, 34(9): 3423-3429. [黃廷林, 秦昌海, 李璇. 峽谷型水源水庫(kù)的氮、磷季節(jié)變化及其來源分析. 環(huán)境科學(xué), 2013, 34(9): 3423-3429.]

[31] Guo Huaicheng, Xiang Nan, Zhou Fengetal. First flush effects of storm events of baoxiang river in Lake Dianchi watershed.EnvironmentalScience, 2013, 34(4): 1298-1307. [郭懷成, 向男, 周豐等. 滇池流域?qū)毾蠛颖┯陱搅鞒跏紱_刷效應(yīng). 環(huán)境科學(xué), 2013, 34(4): 1298-1307.]

[32] Zhu Guangwei. Spatial-temporal distribution pattern of water quality in Lake Taihu and its relation with cyanobacterial blooms.ResourcesandEnvironmentintheYangtzeBasin, 2009, 18(5): 439-445. [朱廣偉. 太湖水質(zhì)的時(shí)空分異特征及其與水華的關(guān)系. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境, 2009, 18(5): 439-445.]

[33] Wu Yali, Xu Hai, Yang Guijunetal. Progress in nitrogen pollution research in Lake Taihu.JLakeSci, 2014, 26(1): 19-28. DOI:10.18307/2014.0103. [吳雅麗, 許海, 楊桂軍等. 太湖水體氮素污染狀況研究進(jìn)展. 湖泊科學(xué), 2014, 26(1): 19-28.]

[34] Li Ruiling, Zhang Yongchun, Zeng Yuanetal. Effects of rainstorm on the export of farmland nitrogen with surface runoff in hilly area of Tai Lake basin.JournalofAgro-EnvironmentScience, 2009, 28(6): 1185-1190. [李瑞玲, 張永春, 曾遠(yuǎn)等. 太湖流域丘陵地區(qū)暴雨條件下農(nóng)田氮素隨地表徑流遷移特征. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28(6): 1185-1190.]

[35] Shen Xiao, Li Xuyong, Zhang Wangshou. Research progress on phosphorus budgets and regulations in reservoirs.ChineseJournalofAppliedEcology, 2014, 25(12): 3673-3682. [申校, 李敘勇, 張汪壽. 水庫(kù)磷收支及其調(diào)控措施研究進(jìn)展. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(12): 3673-3682.]

[36] Silva LHS, Huszar VLM, Marinho MMetal. Drivers of phytoplankton, bacterioplankton, and zooplankton carbon biomass in tropical hydroelectric reservoirs.Limnologica-EcologyandManagementofInlandWaters, 2014, 48: 1-10.

[37] Romo S, Soria J, Fernandez Fetal. Water residence time and the dynamics of toxic cyanobacteria.FreshwaterBiology, 2013, 58(3): 513-522.

[38] Verspagen JMH, Passarge J, J?hnk KDetal. Water management strategies against toxicMicrocystisblooms in the Dutch delta.EcologicalApplications, 2006, 16(1): 313-327.

[39] Tolotti M, Boscaini A, Salmaso N. Comparative analysis of phytoplankton patterns in two modified lakes with contrasting hydrological features.AquaticSciences, 2010, 72(2): 213-226.

[40] Ding Lei, Zhi Chongyuan. Environmental effects on diatom and its monitor of environment.JournalofGuizhouNormalUniversity(NaturalSciences), 2006, 24(3): 13-16. [丁蕾, 支崇遠(yuǎn). 環(huán)境對(duì)硅藻的影響及硅藻對(duì)環(huán)境的監(jiān)測(cè). 貴州師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2006, 24(3): 13-16.]

Combined effects of water exchange rate and nutrient on diatom proliferation in Hengshan Reservoir, Taihu Basin

REN Jie1, ZHU Guangwei1**, JIN Yingwei1, XU Hai1, ZHU Mengyuan1, XIA Mingfang2, YU Li1, LI Huiyun1, ZHANG Yunlin1& QIN Boqiang1

(1:StateKeyLaboratoryofLakeScienceandEnvironment,NanjingInstituteofGeographyandLimnology,ChineseAcademyofSciences,Nanjing210008,P.R.China) (2:TaihuWaterPollutionControlOfficeofJiangsuProvince,Nanjing210013,P.R.China)

Phytoplankton, water quality and water level in Hengshan Reservoir of Taihu Basin were studied with the meteorological indexes, in order to analyze the influence of hydrological process on diatom proliferation in the reservoir. The results reveal that the annual diatom biomass shows the significant fluctuations. The diatom proliferation in September is considerably high with the biomass of 14.27 mg/L. Genera of the dominant diatom areSynedra,Cyclotella,AchnanthesandMelosira, among whichSynedrashows the highest abundance of dominance. Correlation of phytoplankton biomass with nutrients is weak and with the total nitrogen is even negative.Cyclotellabiomass is positive related with soluble phosphorus. The water exchange rate in Hengshan Reservoir shows the strong controlling effect on algae biomass, diatom proliferation and nutrient level. Both total nitrogen and soluble phosphorus show the negative correlation with water exchange rate. The simulation analysis indicates that diatom biomass in Hengshan Reservoir is affected by the joint effects of hydrology and water quality. With the purpose of preventing and controlling diatom bloom in reservoirs, the management should pay an emphasis on both nutrient reduction and water residence time regulation.

Diatom; bloom; water exchange rate; Hengshan Reservoir; eutrophication; Taihu Basin

*科技部國(guó)際科技合作專項(xiàng)(2015DFG91980，2014DFG91780)、中國(guó)科學(xué)院前沿科學(xué)重點(diǎn)研究項(xiàng)目(QYZDJ-SSW-DQC008)、國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41671494, 51279194)和江蘇省太湖水環(huán)境綜合治理科研項(xiàng)目(TH2014304)聯(lián)合資助. 2016-07-26收稿；2016-09-28收修改稿. 任杰(1991～)，男，碩士；E-mail: jren1991@outlook.com.

；E-mail: gwzhu@niglas.ac.cn.