超富營(yíng)養(yǎng)城市湖泊原位生態(tài)修復(fù)效果分析——以武漢南湖為例*

張 苗 李明夢(mèng) 劉 律 李忠超 苗 滕 余業(yè)鑫 趙永晶 李 艷 王海軍6, 王洪鑄

超富營(yíng)養(yǎng)城市湖泊原位生態(tài)修復(fù)效果分析——以武漢南湖為例*

張 苗1, 2李明夢(mèng)3劉 律3李忠超3苗 滕4余業(yè)鑫1, 5趙永晶1李 艷1①王海軍6, 1①王洪鑄1

(1. 中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 武漢 430072; 2. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué) 北京 100049; 3. 武漢市市政建設(shè)集團(tuán)有限公司 武漢 430020; 4. 湖北省水利水電科學(xué)研究院 武漢 430070; 5. 華中農(nóng)業(yè)大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院 武漢 430070; 6. 云南大學(xué)生態(tài)學(xué)與環(huán)境學(xué)院高原湖泊生態(tài)與治理研究院 昆明 650504)

城市湖泊普遍面臨富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題, 許多湖泊甚至處于超富營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)。鑒于其在供水、氣候調(diào)節(jié)、景觀提升等方面的重要作用, 以水質(zhì)提升為目標(biāo)的生態(tài)修復(fù)對(duì)于恢復(fù)湖泊生態(tài)功能、提升城市景觀等具有重要意義。文章以超富營(yíng)養(yǎng)城市湖泊——武漢南湖為例, 嘗試通過(guò)圍隔構(gòu)建、魚(yú)類(lèi)清除、水生植被重建等生態(tài)措施改善示范區(qū)水質(zhì), 探究超富營(yíng)養(yǎng)湖泊生態(tài)修復(fù)技術(shù)。于2019年8月至12月在示范區(qū)進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明: (1) 示范區(qū)修復(fù)措施實(shí)施后, 挺水植物植株高度顯著增加 (<0.01), 蘆葦平均株高由0.7 m增加至1.2 m, 香蒲的新生葉片在種植后50 d高達(dá)1.4 m, 二者在種植后90 d, 覆蓋率均由種植時(shí)的10%上升至70%; (2) 示范區(qū)內(nèi)透明度由修復(fù)前的0.26 m上升至0.77 m, 顯著高于外湖區(qū)(0.26 m) (<0.01); (3) 示范區(qū)內(nèi)浮游藻類(lèi)葉綠素(chl)由修復(fù)前38.90 μg/L降低至3.41 μg/L, 顯著低于外湖區(qū)(101.91 μg/L) (<0.01); (4) 示范區(qū)總氮(TN)由4.78 mg/L降低至2.60 mg/L, 總磷(TP)由0.76 mg/L降低至0.08 mg/L, 二者均略低于外湖區(qū), 但均不顯著(>0.05)?？傮w來(lái)看, 經(jīng)過(guò)一系列修復(fù)措施后, 示范區(qū)內(nèi)水生植被得到很好的恢復(fù), 水質(zhì)條件得到一定的改善: 透明度提升較多, chl下降明顯。氮、磷等營(yíng)養(yǎng)水平雖然也有所降低, 但與外湖區(qū)差異不大, 可能是沉積物內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)釋放導(dǎo)致。研究表明, 圍隔構(gòu)建、魚(yú)類(lèi)清除、水生植被重建等生態(tài)修復(fù)措施雖然可在一定程度上改善富營(yíng)養(yǎng)湖泊水質(zhì)狀況, 但未能有效控制內(nèi)源負(fù)荷, 仍需采取底質(zhì)改良措施以達(dá)到降低水體營(yíng)養(yǎng)含量的目的。相關(guān)研究結(jié)果可為城市超富營(yíng)養(yǎng)湖泊生態(tài)修復(fù)及水質(zhì)提升提供一定的借鑒。

城市湖泊; 超富營(yíng)養(yǎng); 生態(tài)修復(fù); 水生植物恢復(fù)

湖泊富營(yíng)養(yǎng)化可導(dǎo)致藻類(lèi)水華、水生植被衰退、魚(yú)類(lèi)死亡等一系列不良后果, 最終導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)退化甚至崩潰, 是水生態(tài)系統(tǒng)面臨的主要環(huán)境問(wèn)題之一(Wang, 2021), 除此之外水生態(tài)系統(tǒng)還面臨鹽堿化、水域面積減少等問(wèn)題(朱香英等, 2017; Jeppesen, 2020)。城市湖泊是指位于市區(qū)或近郊的湖泊, 一般而言這類(lèi)湖泊水域面積較小、水深較淺、流速小、污染受納量較高且自凈能力有限, 因此往往處于超富營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)(Chen, 2020)。鑒于城市湖泊生態(tài)系統(tǒng)在供水、養(yǎng)殖、氣候調(diào)節(jié)、景觀提升等方面的重要作用, 以提升湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康狀況為目標(biāo)的生態(tài)修復(fù)已成為近幾十年來(lái)研究的熱點(diǎn)之一(Qin, 2013)。沉水植物是水生態(tài)系統(tǒng)中重要的生產(chǎn)者, 在維持淡水湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康方面起著至關(guān)重要的作用, 能夠通過(guò)吸收營(yíng)養(yǎng)、穩(wěn)定底質(zhì)、減少沉積物再懸浮、抑制浮游藻類(lèi)生長(zhǎng)等方式改善湖泊水質(zhì), 并能為其他水生生物提供棲息場(chǎng)所(Engelhardt, 2001)。因此, 以沉水植物恢復(fù)為核心的生態(tài)修復(fù)對(duì)于湖泊水質(zhì)改善、水生態(tài)系統(tǒng)功能恢復(fù)及城市景觀提升方面具有重要意義。

根據(jù)生態(tài)系統(tǒng)多穩(wěn)態(tài)理論, 淺水湖泊常存在兩種穩(wěn)態(tài), 即以沉水植被占優(yōu)的清水穩(wěn)態(tài)和以浮游藻類(lèi)占優(yōu)的濁水穩(wěn)態(tài), 這兩種穩(wěn)態(tài)各有內(nèi)在正反饋機(jī)制維持其當(dāng)前穩(wěn)態(tài), 但當(dāng)外界干擾超過(guò)其耐受限值時(shí), 生態(tài)系統(tǒng)狀況會(huì)快速向另一種穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變(Scheffer, 1998)。據(jù)研究, 湖泊生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的關(guān)鍵驅(qū)動(dòng)因子是總磷, 且清-濁穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的總磷閾值為80— 120 μg/L, 反向轉(zhuǎn)換的總磷閾值為40—60 μg/L (Wang, 2014)。因此, 一般而言當(dāng)水體總磷超過(guò)120 μg/L時(shí), 湖泊只能處于濁水穩(wěn)態(tài), 沉水植被無(wú)法自然恢復(fù)。此時(shí)若要恢復(fù)沉水植被, 首先應(yīng)該降低水體營(yíng)養(yǎng)水平。然而, 研究顯示, 即使外源污染得到有效控制, 內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)釋放可使得水體營(yíng)養(yǎng)含量在相當(dāng)長(zhǎng)的時(shí)間(10—15 a)內(nèi)維持在較高水平(Jeppesen, 2005)。因此, 若要在短時(shí)間內(nèi)恢復(fù)湖泊中的沉水植物, 除開(kāi)展?fàn)I養(yǎng)控制措施外, 還需采取其他工程措施, 如構(gòu)建生態(tài)圍隔、魚(yú)類(lèi)結(jié)構(gòu)優(yōu)化、底質(zhì)改良等以輔助植物的生存與發(fā)展(刁若賢等, 2017)。

南湖位于武漢市洪山區(qū), 水域面積約7.67 km2, 是一個(gè)典型的超富營(yíng)養(yǎng)湖泊。據(jù)2018—2019年調(diào)查, 南湖水質(zhì)為劣V類(lèi), 湖濱帶挺水植物僅零星分布, 沉水植物幾乎沒(méi)有。為加快推進(jìn)南湖水環(huán)境治理, 實(shí)現(xiàn)“水清、岸綠、景美”的治理目標(biāo), 武漢市于2019年啟動(dòng)南湖水環(huán)境提升工程, 其中水生態(tài)修復(fù)的主要內(nèi)容是重建1 440 km2(60%)的沉水植被和5 500 m2的挺水植物。然而以往生態(tài)修復(fù)的工程實(shí)踐多見(jiàn)于中富營(yíng)養(yǎng)水平湖泊中, 對(duì)南湖這類(lèi)超富營(yíng)養(yǎng)水體, 尚缺乏可供參考的成功案例。鑒于該工程的技術(shù)難度較大, 短時(shí)間內(nèi)難以在全湖范圍內(nèi)實(shí)施, 項(xiàng)目組首先選擇一處代表性區(qū)域開(kāi)展水生態(tài)修復(fù)示范工程, 為整體工程的實(shí)施提供示范與參考。本文通過(guò)比較南湖生態(tài)修復(fù)示范區(qū)及外湖區(qū)水質(zhì)變化, 分析魚(yú)類(lèi)群落結(jié)構(gòu)優(yōu)化及水生植被重建對(duì)水質(zhì)改善的效果, 探究亞熱帶超富營(yíng)養(yǎng)湖泊生態(tài)修復(fù)及水質(zhì)改善技術(shù)。

1 材料和方法

1.1 示范區(qū)基本概況

南湖是武漢市僅次于東湖和湯遜湖的第三大城中湖, 原有湖面近8.00 km2, 近年來(lái)由于各種建設(shè)與開(kāi)發(fā), 導(dǎo)致其水域面積不斷減少, 現(xiàn)有水域面積約7.67 km2。此外, 該湖污染受納量較大, 沿湖有20多個(gè)主要排污口分布, 且有大量未經(jīng)處理的生活污水直接入湖(王銀東等, 2005)。南湖水質(zhì)常年較差, 據(jù)2018—2019年調(diào)查, 其水體總氮為2.0—10.0 mg/L, 總磷為0.2—0.9 mg/L, 浮游藻類(lèi)葉綠素為30— 200 μg/L, 為劣V類(lèi)水質(zhì); 湖濱帶挺水植物僅零星分布, 主要種類(lèi)為蘆葦()、香蒲()、菰()和蓮(), 大部分區(qū)域優(yōu)勢(shì)種是蘆葦。沉水植物只有穗狀狐尾藻(), 且僅在極小范圍的區(qū)域內(nèi)有零星分布。不管從水生植物的種類(lèi), 還是其覆蓋面積來(lái)看, 目前南湖中的水生植被已經(jīng)無(wú)法發(fā)揮其應(yīng)有的生態(tài)功能。

南湖生態(tài)修復(fù)示范區(qū)(一期, 2019年8月至12月)位于小南湖北側(cè)靠近南湖大橋附近水域(圖1), 面積約2 400 m2, 平均水深為1 m, 最大水深1.8 m。在實(shí)驗(yàn)開(kāi)始時(shí), 區(qū)域內(nèi)水體透明度為(0.2±0.1) m, 總氮(7.6±3.0) mg/L、總磷(0.8±0.1) mg/L, 均為劣V類(lèi)水平, 無(wú)沉水植物, 沿岸少量挺水植物(蘆葦)。

1.2 示范區(qū)生態(tài)修復(fù)措施

1.2.1 湖濱帶改造 利用挖掘機(jī)對(duì)湖濱帶硬質(zhì)基底條件進(jìn)行一定的生態(tài)化改造, 首先清除碎石及雜草, 然后構(gòu)建緩坡式湖濱帶, 為水生植物的定植創(chuàng)造有利條件。

1.2.2 圍隔構(gòu)建 湖濱帶改造完成后, 利用不透水圍隔將該示范區(qū)包圍成一個(gè)相對(duì)獨(dú)立的區(qū)域, 以減少風(fēng)浪、魚(yú)類(lèi)以及其他不良因素的干擾。圍隔采用PVC防水布, 底部使用石籠將其壓入底泥中, 頂部高出水平面10 cm左右, 確保圍隔內(nèi)外水體無(wú)明顯交換。

1.2.3 魚(yú)類(lèi)群落結(jié)構(gòu)優(yōu)化 魚(yú)類(lèi)群落結(jié)構(gòu)對(duì)水生植物的生長(zhǎng)有非常重要的影響, 草食性魚(yú)類(lèi)的主要食物來(lái)源之一是水生植物, 底層魚(yú)類(lèi)活動(dòng)(尤其是攝食)過(guò)程會(huì)擾動(dòng)底泥, 造成沉積物再懸浮, 降低水體透明度, 這些因素均不利于水生植物的恢復(fù)。圍隔構(gòu)建過(guò)程中通過(guò)趕魚(yú)、捕魚(yú)等相結(jié)合的方式去除圍隔內(nèi)的魚(yú)類(lèi)。

圖1 示范區(qū)位置及采樣點(diǎn)示意圖

1.2.4 水生植被構(gòu)建 挺水植物修復(fù)物種選擇香蒲和蘆葦, 二者比例為1︰3, 種植密度約70株/m2, 香蒲高度約0.5 m, 蘆葦高度約0.7 m。種植方法為成簇扦插法, 香蒲種植在岸線至湖心0.5 m處, 蘆葦種植在距岸線0.5—2 m之間。

示范區(qū)內(nèi)除挺水植物修復(fù)區(qū)外, 在距離湖濱帶4 m處劃分一處120 m × 8 m范圍作為沉水植物修復(fù)區(qū), 用于恢復(fù)沉水植物。示范區(qū)與沉水植物修復(fù)區(qū)之間相隔2 m, 用于水生植物的自然擴(kuò)增。沉水植物修復(fù)物種選擇苦草和輪葉黑藻, 二者比例為3︰2。種植密度為20—30株/m2, 苦草高度約0.5 m, 輪葉黑藻高度約0.8 m。種植方法為成簇扦插法。水生植被構(gòu)建于2019年8月14日完成。

1.3 樣品采集和分析

采樣點(diǎn)位設(shè)計(jì)原則參照《淡水生物資源調(diào)查技術(shù)規(guī)范》(DB43/T 432—2009), 湖泊應(yīng)兼顧在近岸和中部設(shè)點(diǎn)。根據(jù)上述原則, 研究區(qū)域內(nèi)共設(shè)置6個(gè)采樣點(diǎn)(圖1), 其中示范區(qū)內(nèi)2個(gè)(5#, 6#), 均位于沉水植物修復(fù)區(qū); 外湖區(qū)4個(gè)(1#, 2#, 3#, 4#), 1#位于挺水植物修復(fù)區(qū)和出水口, 2#和4#位于沿岸帶淺水區(qū), 3#位于湖心區(qū)。各采樣點(diǎn)物理、化學(xué)及生物指標(biāo)每月測(cè)定2次。水溫(WT, °C)、溶解氧(DO, mg/L)、pH、電導(dǎo)率(Cond, μS/cm)等指標(biāo)用Pro Plus YSI (Yellow Spring Instruments, 美國(guó))在水深0.5 m處測(cè)定。水體濁度(Turb)使用濁度儀(2100Q, HACH, 美國(guó))測(cè)定。水深(M)和透明度(SD)分別用超聲波測(cè)深儀(Speedtech, 美國(guó))和塞氏盤(pán)(武漢水天地科技有限公司, 中國(guó))進(jìn)行測(cè)定。水樣使用1.5 m柱狀采水器采集, 充分混合后取1 L水樣帶回實(shí)驗(yàn)室用于測(cè)定總氮(TN)、總磷(TP)、總?cè)芙鈶B(tài)磷(TDP)、浮游藻類(lèi)葉綠素(chl)等參數(shù)。TN使用過(guò)硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測(cè)定。TP和TDP使用鉬銻抗分光光度法測(cè)定。Chl的測(cè)定使用GF/C膜(Whatman, GE Healthcare UK Limited, Buckinghamshire, 英國(guó))過(guò)濾水樣, 然后將濾膜置于90%丙酮中, 在4 °C條件下萃取20—24 h, 再用分光光度法測(cè)定(王建等, 1984)。

種植挺水植物前, 將其頂部切除, 植株高度統(tǒng)一為0.5 m。完成種植后, 株高和覆蓋度每月測(cè)定2次。株高測(cè)定時(shí)分別隨機(jī)選取10株蘆葦和10株香蒲測(cè)定其高度后取均值, 覆蓋度使用目測(cè)法估算。沉水植物種植前, 分別隨機(jī)選取10株苦草和10株輪葉測(cè)定初始高度, 均值分別為0.5和0.8 m。植物種植后其覆蓋度每月測(cè)定2次, 同樣使用目測(cè)法測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)處理使用R 3.6.2 (R core team, 2019)和Excel 2010。示范區(qū)和外湖區(qū)水質(zhì)等參數(shù)的差異性檢驗(yàn)使用Friendman test。為進(jìn)一步分析各生態(tài)修復(fù)措施對(duì)水體不同組分濁度的影響, 本文依據(jù)Portielje等(1999)、Ibelings等(2007)的研究, 將總濁度(TurbTot)劃分為藻類(lèi)濁度(TurbAlg)、非藻類(lèi)濁度(TurbNonAlg)和背景濁度(TurbBck)。TurbTot為SD的倒數(shù); TurbAlg參照Portielje等(1999)的公式, 采用長(zhǎng)江中下游淺水湖泊的數(shù)據(jù)推算而來(lái)(王海軍等, 2017), 為0.011×chl; TurbBck是數(shù)據(jù)集中最小的濁度值0.18 /m (SD最大時(shí), 假定此時(shí)懸浮顆粒物不存在); 則TurbNonAlg計(jì)算公式為: TurbNonAlg=1/SD-0.011×chl-0.18。

2 結(jié)果

2.1 水生植被生長(zhǎng)狀況

示范工程實(shí)施后, 挺水植物植株高度顯著增加: 蘆葦平均株高由0.7 m增加至1.2 m (<0.01); 香蒲在種植2—3 d內(nèi), 地上部分枯萎, 由根部長(zhǎng)出新葉, 新葉高度在種植50 d后高達(dá)1.4 m (<0.01)。蘆葦和香蒲在種植后90 d, 其覆蓋率均由種植當(dāng)天低于10%上升至大于70% (圖2)。沉水植物總體生長(zhǎng)情況良好, 生物量出現(xiàn)大幅度的增加, 覆蓋率在種植后第100 d時(shí)達(dá)到約60%。

圖2 示范區(qū)內(nèi)挺水植物香蒲和蘆葦株高變化

2.2 水質(zhì)變化

自生態(tài)修復(fù)各項(xiàng)措施實(shí)施以后, 示范區(qū)水體透明度呈現(xiàn)持續(xù)上升趨勢(shì)(圖3a), 由實(shí)施前的0.26 m上升至0.77 m (1—120 d均值), 上升了2.96倍。與外湖區(qū)相比, 前者顯著高于后者(<0.01)。就水體營(yíng)養(yǎng)水平而言, 示范區(qū)水體總磷(TP)有所下降(圖3b), 由實(shí)施前的0.76 mg/L降低至0.08 mg/L, 降低了89.5%。與外湖區(qū)相比, 前者略低于后者, 但差異不顯著(=0.71)。示范區(qū)水體總氮(TN)也有所下降(圖3c), 到100 d時(shí), 由實(shí)施前的4.78 mg/L降低至2.60 mg/L (1—100 d均值), 降低了45.6%。整體而言, 示范區(qū)略低于外湖區(qū)(=0.41)。對(duì)于浮游藻類(lèi)數(shù)量而言, 示范區(qū)水體chl呈現(xiàn)下降趨勢(shì)(圖3d), 由實(shí)施前的38.90 μg/L降低至3.41 μg/L, 降低了91.2%。與外湖區(qū)相比, 前者顯著低于后者(<0.01)。

就水體濁度而言, 總濁度及各組分濁度均呈下降趨勢(shì)。示范區(qū)總濁度由修復(fù)前的3.85 /m降低至1.31 /m (圖4a); 非藻類(lèi)濁度由修復(fù)前的3.24 /m降低至1.09 /m (圖4b); 藻類(lèi)濁度由修復(fù)前的0.43 /m降低至0.04 /m (圖4c)。此外, 與未開(kāi)展修復(fù)的外湖區(qū)相比, 示范區(qū)的總濁度、非藻類(lèi)濁度及藻類(lèi)濁度均顯著低于前者(<0.01), 其均值分別為前者的54.1%、48.0%和77.7%。

2.3 總濁度及浮游藻類(lèi)葉綠素a與營(yíng)養(yǎng)的關(guān)系

本文進(jìn)一步比較了示范區(qū)與外湖區(qū)水體總濁度(TurbTot)及浮游藻類(lèi)葉綠素(chl)與營(yíng)養(yǎng)的關(guān)系(圖5)。自生態(tài)修復(fù)各項(xiàng)措施實(shí)施以后, 就總濁度與總氮之比而言(圖5a), 示范區(qū)呈現(xiàn)先上升后下降趨勢(shì), 相較于外湖區(qū)而言, 后期(第60 d之后)低于外湖區(qū), 但并未達(dá)到顯著(=0.08)。總體而言示范區(qū)始終低于外湖區(qū), 其均值是后者的46.2%。示范區(qū)水體總濁度與總磷之比呈上升的趨勢(shì)(圖5b), 但顯著低于外湖區(qū)(<0.01), 是后者的53.3%。

圖3 示范區(qū)與外湖區(qū)透明度(ZSD)、總磷(TP)、總氮(TN)和浮游藻類(lèi)葉綠素a (chl a)隨時(shí)間的變化

圖4 示范區(qū)與外湖區(qū)總濁度、非藻類(lèi)濁度、藻類(lèi)濁度隨時(shí)間的變化

圖5 水體濁度與總氮之比(a)、濁度與總磷之比(b)、浮游藻類(lèi)葉綠素與總氮之比(c)以及浮游藻類(lèi)葉綠素與總磷之比(d)隨時(shí)間的變化

從浮游藻類(lèi)葉綠素與總氮之比來(lái)看(圖5c), 示范區(qū)整體呈現(xiàn)下降趨勢(shì), 相對(duì)于外湖區(qū)而言, 后期(第60 d之后)低于外湖區(qū), 但這種關(guān)系并未達(dá)到顯著性(=0.08)。外湖區(qū)呈現(xiàn)先上升后穩(wěn)定的趨勢(shì)?？傮w而言, 示范區(qū)是外湖區(qū)的59.6%。就浮游藻類(lèi)葉綠素與總磷之比而言(圖5d), 示范區(qū)比較穩(wěn)定, 并無(wú)明顯差別, 外湖區(qū)則呈持續(xù)上升趨勢(shì), 總體而言示范區(qū)顯著低于外湖區(qū)(<0.01), 僅為外湖區(qū)的13.1%。

3 討論

3.1 示范區(qū)水質(zhì)改善效果及原因分析

本研究中, 圍隔構(gòu)建、魚(yú)類(lèi)結(jié)構(gòu)優(yōu)化及水生植被重建等修復(fù)措施對(duì)富營(yíng)養(yǎng)湖泊水質(zhì)有明顯的改善效果。在修復(fù)后100 d內(nèi), 示范區(qū)透明度上升至修復(fù)前的2.96倍, 是外湖區(qū)的2倍; 浮游藻類(lèi)葉綠素則下降了91.2%, 僅為外湖區(qū)的20%。圍隔的消浪作用是示范區(qū)水質(zhì)提升的原因之一, 尤其是在提高水體透明度方面。水體透明度與水體濁度呈負(fù)相關(guān), 無(wú)機(jī)懸浮顆粒物造成的非藻類(lèi)濁度是長(zhǎng)江中下游淺水湖泊水體濁度的主要組分, 通常占總濁度的70%以上(王海軍等, 2017)。風(fēng)浪擾動(dòng)導(dǎo)致沉積物再懸浮作用是決定水體非藻類(lèi)濁度的主要因素之一。自然湖泊中, 水域面積越大, 風(fēng)的吹程越長(zhǎng), 水體對(duì)沉積物的剪切力越大, 沉積物的再懸浮作用越強(qiáng)烈, 水體非藻類(lèi)濁度亦越高, 進(jìn)而導(dǎo)致水體透明度越低(Dokulil, 1994)。不透水圍隔的構(gòu)建可將水體分隔為相對(duì)獨(dú)立的小區(qū)域, 阻斷風(fēng)浪在水中傳播的距離, 降低其對(duì)沉積物的擾動(dòng), 從而降低沉積物的再懸浮作用及水體非藻類(lèi)濁度。本研究中, 示范區(qū)在圍隔建成20 d后, 水體非藻類(lèi)濁度便由3.24 /m降至1.12 /m, 總濁度由3.85 /m降至1.43 /m, 水體透明度由0.26 m提升至0.70 m, 表明圍隔構(gòu)建能夠有效提升示范區(qū)水質(zhì)。此外, 圍隔除降低水體濁度外, 還可通過(guò)減少風(fēng)浪對(duì)沉積物的擾動(dòng), 輔助水生植物的定植, 尤其是對(duì)底泥松軟的富營(yíng)養(yǎng)湖泊而言。胡旭等(2014)在武漢東湖水果湖開(kāi)展的大型圍隔實(shí)驗(yàn)也表明圍隔的建立對(duì)于水生植被的恢復(fù)有較大的促進(jìn)作用。因此, 無(wú)論是從水質(zhì)改善還是穩(wěn)定底質(zhì)的角度而言, 構(gòu)建不透水圍隔均是促進(jìn)水生植物存活的輔助措施。

清除魚(yú)類(lèi)也是示范區(qū)水質(zhì)提升的主要原因之一。底層生活的魚(yú)類(lèi)在攝食或其他活動(dòng)過(guò)程中可擾動(dòng)底質(zhì), 造成沉積物再懸浮, 也可造成水體磷濃度的增加(Havens, 1991)。通過(guò)清除魚(yú)類(lèi)可在一定程度上降低沉積物的再懸浮。南湖養(yǎng)殖密度較大, 2019年調(diào)查顯示, 魚(yú)類(lèi)資源總量約1 050 t, 以鰱鳙魚(yú)為主(約占總量的80%), 其次便是底層生活的鯉、鯽類(lèi)(未發(fā)表數(shù)據(jù))。構(gòu)建圍隔及清除魚(yú)類(lèi)后, 示范區(qū)水體總磷雖下降不明顯, 但單位總磷所支持的濁度與浮游藻類(lèi)葉綠素均明顯低于外湖區(qū)(圖6b, 6d)。然而由于本研究中圍隔構(gòu)建和魚(yú)類(lèi)清除為同步進(jìn)行, 因此難以區(qū)分這二者對(duì)水質(zhì)改善的貢獻(xiàn)率。

水生植物種植后對(duì)底質(zhì)的穩(wěn)定作用、對(duì)營(yíng)養(yǎng)的吸收利用及其對(duì)浮游藻類(lèi)的抑制作用也能夠促進(jìn)示范區(qū)水質(zhì)的改善。水生植物, 尤其是沉水植物可通過(guò)遮光、化感作用等抑制浮游藻類(lèi)的生長(zhǎng)。示范區(qū)在種植水生植物后約100 d, 其蓋度便由種植時(shí)的低于10%擴(kuò)增至約60%, 浮游藻類(lèi)葉綠素由38.9 μg/L降至3.4 μg/L。有研究顯示, 當(dāng)沉水植物覆蓋率高于25%時(shí), 水中浮游藻類(lèi)可得到有效抑制(Norlin, 2005), 其中苦草、黑藻、狐尾藻、金魚(yú)藻、菹草和馬來(lái)眼子菜等沉水植物均能有效降低水體浮游藻類(lèi)葉綠素含量。此外, 水生植物的生命活動(dòng)還可直接影響水體營(yíng)養(yǎng)水平。一方面, 植物可通過(guò)吸收、利用的方式降低水體影響; 另一方面, 植物可通過(guò)光合作用釋放溶解氧, 提高水體溶解氧, 抑制沉積物中Fe-P、Al-P等結(jié)合態(tài)磷的釋放, 從而降低水中總磷含量(Ferreira, 2018)。本研究中, 示范區(qū)及外湖區(qū)水體總磷均呈緩慢下降趨勢(shì), 至修復(fù)100 d后, 示范區(qū)總磷略低于外湖區(qū), 但差異未達(dá)到顯著水平。示范區(qū)及外湖區(qū)水體總磷均下降這一趨勢(shì)一方面可能受到溫度影響(S?ndergaard, 1989), 溫度升高會(huì)加速沉積物磷的釋放, 溫度每上升1—3 °C, 沉積物磷釋放量將增加 9%—57% (Panswad, 2003); 另一方面可能受到浮游植物藻類(lèi)的影響。夏季是藻類(lèi)的適宜生長(zhǎng)期, 為滿足其自身生長(zhǎng)營(yíng)養(yǎng)需求, 藻類(lèi)從水體吸收磷(宋國(guó)棟等, 2008), 導(dǎo)致水體中生物活性磷(SRP)降低, 在外源磷輸入少且滯后的條件下, 沉積物將作為磷源向藻類(lèi)提供營(yíng)養(yǎng)物質(zhì), 促使沉積物中的磷向上覆水遷移, 即“泵吸”作用(Xie, 2003)。這也是夏季沉積物磷釋放量較高, 冬季普遍較低原因之一。

3.2 沉積物內(nèi)源釋放對(duì)水質(zhì)的影響

本研究中, 沉積物內(nèi)源釋放導(dǎo)致示范區(qū)水體總磷維持在較高水平。不透水圍隔的構(gòu)建可阻斷示范區(qū)與外湖區(qū)的水體交換, 從而截?cái)鄟?lái)自外湖區(qū)的污染, 且示范區(qū)所在區(qū)域無(wú)面源污染及排污口, 因此自圍隔構(gòu)建完成后, 示范區(qū)即不存在外源污染。然而, 示范區(qū)水體總磷仍維持在較高水平, 且與外湖區(qū)相差不多(圖4b)。因此, 內(nèi)源釋放可能是其水體營(yíng)養(yǎng)含量一直較高的原因。根據(jù)研究, 內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)消減是一個(gè)緩慢的過(guò)程, 外源控制后10—15年才能達(dá)到新的平衡(Jeppesen, 2005)。因此, 就南湖這類(lèi)超富營(yíng)養(yǎng)湖泊而言, 僅通過(guò)截?cái)嗤庠次廴炯吧锶郝湔{(diào)控等措施無(wú)法在短時(shí)間內(nèi)降低水平營(yíng)養(yǎng)水平, 需要通過(guò)底質(zhì)改良控制沉積物內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)釋放。

沉水植物作為水生態(tài)系統(tǒng)主要的初級(jí)生產(chǎn)者之一, 在維持清水穩(wěn)態(tài)和調(diào)控湖泊磷循環(huán)方面有重要作用(Granéli, 1988)。主要體現(xiàn)在通過(guò)根系作用直接吸收磷, 氧化表面沉積物, 增加磷與鐵的結(jié)合能力, 減少內(nèi)源磷釋放及沉積物再懸浮。但是沉水植物的生存狀況同樣也受水體中營(yíng)養(yǎng)含量的影響。根據(jù)謝貽發(fā)(2008)的研究, 中營(yíng)養(yǎng)水平下的沉水植物生物量只有低營(yíng)養(yǎng)水平下72.3%, 高營(yíng)養(yǎng)負(fù)荷條件下則完全受到抑制。水中營(yíng)養(yǎng)含量較高時(shí)會(huì)促使浮游藻類(lèi)大量生長(zhǎng), 對(duì)沉水植物造成遮蔽效應(yīng)(Yu, 2015)。沉積物中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量對(duì)沉水植物生長(zhǎng)也有明顯影響, 營(yíng)養(yǎng)含量在一定范圍內(nèi)對(duì)水生植物生長(zhǎng)是有利的, 過(guò)量則不利。根據(jù)以往沉積物總磷含量對(duì)沉水植物生長(zhǎng)影響研究, 一般認(rèn)為當(dāng)沉積物總磷含量低于1 000 mg/kg時(shí)適宜沉水植被生存(趙海超等, 2008; Wang, 2012)。根據(jù)Carr (1998)的研究, 沉積物磷含量在40—950 mg/kg區(qū)間內(nèi)促進(jìn)水生植物的生長(zhǎng), 超過(guò)此區(qū)間, 出現(xiàn)抑制生長(zhǎng)效果。南湖沉積物總磷含量高達(dá)2 740 mg/kg, 遠(yuǎn)高于沉水植被的適宜范圍(<1 000 mg/kg)。因此, 本研究中沉水植被恢復(fù)效果及其對(duì)水質(zhì)的改善作用可能受沉積物營(yíng)養(yǎng)含量過(guò)高導(dǎo)致的負(fù)面影響。雖然示范區(qū)沉水植物得以存活并開(kāi)始擴(kuò)增, 但由于持續(xù)時(shí)間較短(僅5個(gè)月, 8—12月), 無(wú)法確定其能否越冬并在次年春年萌發(fā)新生個(gè)體, 因此其恢復(fù)效果仍有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

綜合本研究結(jié)果, 可以得出在超富營(yíng)養(yǎng)湖泊南湖中, 圍隔構(gòu)建、魚(yú)類(lèi)清除、水生植被重建等修復(fù)措施能夠通過(guò)消浪、穩(wěn)定底質(zhì)、阻隔污染及抑制浮游藻類(lèi)生長(zhǎng)等作用提升水體透明度、降低水體浮游藻類(lèi)含量, 從而在一定程度上實(shí)現(xiàn)水質(zhì)改善的目的。但是, 內(nèi)源釋放可使水體營(yíng)養(yǎng)水平短時(shí)間內(nèi)仍維持在較高水平。因此, 就超富營(yíng)養(yǎng)湖泊而言, 僅通過(guò)此類(lèi)物理阻隔或生物調(diào)控的修復(fù)措施難以達(dá)到水質(zhì)全面改善的效果, 仍需要采取底質(zhì)改良措施控制沉積物內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)釋放以控制水體的營(yíng)養(yǎng)水平。

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EFFECTS OF IN-SITU ECOLOGICAL RESTORATION IN NANHU LAKE, A HYPERTROPHIC URBAN LAKE, CHINA

ZHANG Miao1, 2, LI Ming-Meng3, LIU Lyu3, LIZhong-Chao3,MIAOTeng4, YU Ye-Xin1, 5, ZHAO Yong-Jing1, LI Yan1, WANG Hai-Jun1, 6, WANG Hong-Zhu1

(1. State Key Laboratory of Freshwater Ecology and Biotechnology, Institute of Hydrobiology, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430072, China; 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3. Wuhan Municipal Construction Group Co., Ltd., Wuhan430020, China; 4. Hubei Water Resources Research Institute, Wuhan 430070, China; 5. College of Fisheries, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430072, China; 6. Institute for Ecological Research and Pollution Control of Plateau Lakes, School of Ecology and Environmental Science, Yunnan University, Kunming 650504, China)

Urban lakes are facing eutrophication problem, and many are in hypertrophic state at present in China. Considering their key role in water supply, climate regulation, and landscape improvement, ecological restoration to improve the local water quality is important. An in-situ ecological restoration experiment in a demonstration area of 2 400 m2in Nanhu Lake (Wuhan, China), a hypertrophic urban lake, was conducted in Aug.—Dec., 2019. The restoration measures included enclosure construction, optimization of fish community, and macrophyte re-establishment. Results show that the height of emergent macrophyte significantly increased. The average height ofincreased from 0.7 m to 1.2 m; the new leaves ofreached the height of 1.4 m after 50 days of cultivation (<0.01). The coverage of these two plants increased from 10% to 70%. Transparency of the demonstration area increased from 0.26 m to 0.77 m, which was significantly higher than the area outside (0.26 m) (<0.01). Chlorophyllin the demonstration area decreased from 38.90 to 3.41 μg/L, which was significantly lower than that of the outside area (101.91 μg/L) (<0.01). Total nitrogen (TN) of the demonstration area was reduced from 4.78 to 2.60 mg/L, and total phosphorus (TP) from 0.76 to 0.08 mg/L, both of which were lower than the outside area. Overall, the macrophyte in the demonstration area has been restored, and the water quality largely improved. However, the nutrient concentrations inside and outside of the demonstration area had no significant difference, probably resulting from the nutrient release from the sediment. In addition, the ecological restoration measures including enclosure construction, optimization of fish community, and macrophyte re-establishment were effective in improving the water quality of hypertrophic lakes to some degrees, but less effective in controlling the internal nutrient loading. The control of internal nutrient release is necessary in the future works to reduce the nutrient concentrations in water column. This study provide a reference for the restoration management and water quality improvement in urban hypertrophic lakes.

urban lake; hypertrophic; ecological restoration; macrophyte recovery

*國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃, 2018YFD0900805號(hào); 武漢市科技計(jì)劃項(xiàng)目, 2020020602012152號(hào); 武漢市市政建設(shè)集團(tuán)有限公司科研項(xiàng)目, wszky202014號(hào); 生態(tài)環(huán)境部水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng), 2017ZX07302號(hào); 淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放課題, 2019FBZ01號(hào); 云南省科技廳, 202001BB050078號(hào); 王海軍受中國(guó)科學(xué)院青年創(chuàng)新促進(jìn)會(huì)資助項(xiàng)目, Y201859號(hào)。張 苗, 博士研究生, E-mail: m15670590563@163.com

李 艷, 博士, E-mail: liyan@ihb.ac.cn; 王海軍, 博士, 教授, E-mail: wanghj@ihb.ac.cn

2021-05-13,

2021-08-28

X171.4

10.11693/hyhz20210500116