管衛(wèi)兵，陸 鋒，許維岸，何文輝

（1.上海海海洋大學海洋科學學院，上海 201306；2.蘇州大學基礎醫(yī)學與生物科學學院，江蘇 蘇州 215021；3.上海海洋大學水產與生命學院，上海 201306）

湖泊富營養(yǎng)化的治理已成為當前淡水生態(tài)學研究的中心問題之一[1]。以往通過生物操縱理論為核心的修復技術主要集中于利用濾食性魚類[2-3]，依賴浮游動物，放養(yǎng)螺、蚌類等直接吸收營養(yǎng)鹽，抑制藻類生長以凈化富營養(yǎng)化水體[4]。太湖是一個典型的大型淺水湖泊，在淺水湖泊中，大型沉水植物的修復對生態(tài)系統(tǒng)動態(tài)變化起著重要影響[5]。當前富營養(yǎng)化湖泊類型中，以藻型富營養(yǎng)化為典型代表[6]，尤其以藍藻爆發(fā)最為顯著。正如秦伯強[7]所論述的，如何創(chuàng)造適合于沉水植物的生長所需的環(huán)境條件及維持一個草型生態(tài)系統(tǒng)所需的外部環(huán)境是湖泊生態(tài)修復工作的重點和前提。

本文通過運用圍隔試驗投放實驗室內人工馴化浮游動物（大型枝角類），在試驗圍隔內以大型枝角類吃藻、控藻作為前導啟動因子，可在短時期內提高水體透明度[8]，創(chuàng)造了沉水植物重建的發(fā)生條件，結合物理工程和生態(tài)工程，修復受損的生態(tài)系統(tǒng)，提高水體的自凈能力。

1 材料和方法

1.1 圍隔點的設置

在太湖的東部沿岸區(qū)域水體，建立生態(tài)修復區(qū)一個，圍隔大小10 000 m2，抗風浪能力達8級。試驗開始前，未見大型水生植被生長，圍隔內魚類被清除。圍隔內外營養(yǎng)物完全隔離。在圍隔內、外分別設置 A、B、C、D、E、F，6 個采樣點。其中，A、B、C 為圍隔內采樣點，D、E、F為圍隔外采樣點。采樣點具體位置見圖1。

圖1 采樣點分布示意圖

1.2 圍隔內生態(tài)修復主要技術路線

以大型枝角類為主攝食水華藻類群體，使富營養(yǎng)化水體在短時間內透明度提高，繼而通過生態(tài)修復技術移栽沉水植物，保持水體持續(xù)變清，形成良好的水質。具體過程如下：

（1）2007年9月選定位于太湖的東部沿岸區(qū)域水體，建立一個10 000 m2的生態(tài)修復圍隔區(qū)，于同年10月份建大規(guī)模投放經人工馴化大型枝角類，對水華藻類的富營養(yǎng)化水體進行控藻作用。

（2）2008年1月至5月進行各種類型沉水植物成體植株的移栽，其中移栽亞洲苦草（Vallisneria natans）1.08萬叢、金魚藻（Ceratophyllum demersum L）1170 叢、菹草（Potamogeton crispus）1680 叢、輪葉黑藻（Hydrilla verticillata）2 120叢。

（3）2008年5月，為進一步控制水華藻類、增加透明度和建立穩(wěn)定水生生態(tài)系統(tǒng)，在試驗區(qū)分別逐步放養(yǎng)人工馴化的大型枝角類，各種規(guī)格的田螺，鱖魚。隨著生態(tài)系統(tǒng)的恢復，由于捕食魚類的作用，最終大型枝角類退出生態(tài)系統(tǒng)。

1.3 采樣與測定方法

于2007年12月至2008年9月，對水體水質進行逐月定點跟蹤監(jiān)測，每個站位采表層水樣（深度小于0.5 m），采集后即用0.45 μm的Millipore濾膜進行現場減壓過濾，保溫箱內低溫保存，運回實驗室后立刻按照國標進行水化學分析?，F場監(jiān)測和記錄溶解氧（DO）、透明度SD（cm）及pH值，采樣后在實驗室監(jiān)測的水質指標有：總氮TN（mg/L）、總磷TP（mg/L）、高錳酸鹽指數CODMn（mg/L）。

DO采用碘量法測定（GB 7489—87），SD采用塞氏盤法測定，pH值現場測定，總氮（TN）采用過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定（GB 11894—89），總磷（TP）采用鉬酸銨分光光度法測定（GB11893—89），高錳酸鹽指數（CODMn）采用酸性法測定（GB 11892—89），葉綠素a參照乙醇萃取法進行測定。

1.4 數據處理

本試驗各項指標均參照《湖泊富營養(yǎng)化調查研究》[9]和《水和廢水監(jiān)測分析方法 第四版》[10]的方法進行測定，采用SPSS 15軟件中單因子方差（ANOVA）及Duncan多重比較對試驗結果進行統(tǒng)計分析和差異顯著性檢驗。

2 結果與分析

2.1 生態(tài)修復期間水體主要水質指標的月變化

由圖2可以看出，隨著季節(jié)的變化，各監(jiān)測點水體透明度變化范圍為63~168 cm，圍隔內透明度呈直線上升的趨勢，同時夏季月份期間水體透明度也保持上升狀態(tài)；而圍隔外各月間水體透明度基本沒有變化，但入夏的5、6月份水體透明度稍弱。對比分析顯示，自2008年1月以后，圍隔內水體的透明度極顯著高于圍隔外（p<0.01）。馴化的大型枝角類對水華藻類有抑制效應，同時以沉水植物為主的水下森林得以修復，水體自凈能力得以增強，圍隔內水體透明度較高。

2007年12月水體生態(tài)修復前期階段，圍隔內、外水體中的溶解氧濃度基本保持一致，初始濃度為5.7 mg/L，符合Ⅲ類地表水溶解氧標準限值。至2008年2月，圍隔內溶解氧含量顯著高于圍隔外（p<0.01）；2008年9月，修復區(qū)內溶解氧含量顯著上升，監(jiān)測濃度已達13.2 mg/L，完全達到飽和狀態(tài)。此時藻類亦得到有效控制，水下沉水植物大量覆蓋，并釋放氧氣。

圖2 圍隔內外水體水質指標變化

太湖水體圍隔內、外水體pH值變化處于7.3~8.6之間隨時間都有所上升。2008年6～8月圍隔內、外差異顯著（p<0.01），符合Ⅲ類地表水pH限值。監(jiān)測表明，盡管隨著季節(jié)變換水溫不斷變化，當圍隔內當水華藻類得以很好控制后，以沉水植物為主的生態(tài)系統(tǒng)生產力更高，水體二氧化碳固定量隨之增高，導致水體pH相對圍隔外更高。

在未進行生態(tài)修復之前，圍隔內、外水體總氮濃度同屬于Ⅴ類地表水質標準限值；修復期間圍隔內水體中的總氮濃度由初始的1.5 mg/L下降至0.55 mg/L，修復區(qū)外源水體中總氮含量由1.55 mg/L升至1.62 mg/L。自2008年1月以后，圍隔內極顯著低于圍隔外（p<0.01）；至2008年9月，圍隔內水體總氮濃度比圍隔外下降了66.0%。

沉水植物建立過程中，修復區(qū)內水體總磷濃度呈下降趨勢。初期圍隔內水體和圍隔外水體總磷濃度分別為0.06和0.05 mg/L，均處于Ⅱ類地表水質標準。對比分析顯示，圍隔內水體總磷濃度在2008年1月至9月均顯著低于圍隔外（p<0.01）。截至2008年9月，圍隔外總磷濃度為0.04 mg/L，圍隔內總磷濃度為0.02 mg/L，總磷降低了50.0%。

圍隔建立初期，位于圍隔內和圍隔外水體中CODMn的濃度分別為4.6和4.7 mg/L。通過放養(yǎng)人工馴化的大型枝角類，水體沉水植物的自凈作用，2008年3月至9月，圍隔內CODMn含量極顯著低于圍隔外水體（p<0.01）。至2008年9月，圍隔外水體中CODMn的含量與初始階段并無差異（p＞0.05），為4.8 mg/L，而圍隔內水體的CODMn含量下降至1.4 mg/L，同比下降了70.8%。

2.2 圍隔水體后期穩(wěn)定性

工程后期，于2009年5月7日按照原設置監(jiān)測點再次對生態(tài)修復區(qū)圍隔內、外水體采樣分析。結果如表1所示，圍隔外水體平均透明度為71.67±2.89 cm，而同期圍隔內透明度為156.67±5.77 cm，提高了1.2倍。圍隔外，高錳酸鹽指數平均為3.30±0.17 mg/L，而同期圍隔內高錳酸鹽指數為2.90±0.10 mg/L，降低了12.1%。修復區(qū)圍隔外，總氮和總磷平均濃度為1.66±0.02和0.09±0.01 mg/L，而同期圍隔內為0.58±0.02和0.08±0.01 mg/L，經修復，總氮和總磷分別降低了65.1%和11.1%。圍隔外，平均葉綠素a為8.03±1.35 mg/L，而同期圍隔內葉綠素a為 1.89±0.83 mg/L，降低了 86.46%。

表1 圍隔水體后期穩(wěn)定性

3 小結與討論

3.1 圍隔中蟲—草共生的作用機理

近年來，國內有多種生物操縱的方法用于修復富營養(yǎng)化湖泊[11-13]。添加植食性浮游動物水蚤（Daphnia）也是一項建立大型浮游動物種群的成功技術，可以很好的抑制藍藻水華的發(fā)生[14]。國內外的研究發(fā)現對富營養(yǎng)化水體的治理，單純以營養(yǎng)鹽控制難以湊效，為此有不少研究人員提出了物理工程相結合的方案。武漢東湖水生植被恢復試驗[15]、五里湖生態(tài)重建[5]及北京什剎海生態(tài)修復試驗工程[16]等生態(tài)修復工程，都實現了淺水湖泊濁水穩(wěn)態(tài)轉換成清水穩(wěn)態(tài)[17]。太湖試驗水體生態(tài)修復后期，水體終年無藍藻污染，以少量較優(yōu)的隱藻和金藻為主，項目實施完成后，水下森林的植物覆蓋率為90%以上。太湖試驗水體水質有了極大地改善。

總的來說，“大型枝角類與沉水植物共生”的作用大于“只用大型枝角類或者只種植沉水植物”的作用，這一觀點與Peretyatko等人在池塘富營養(yǎng)化水體中利用浮游動物和沉水植物重建協同作用相符[18]?！爸环N植沉水植物”的作用也大于“只用白鰱食藻”的作用[19]。本技術的核心是由大型枝角類控藻形成“蟲—草共生”，依靠大型枝角類抑制水華藻類生長，協助水草生長，最終靠優(yōu)化水生植被群落來穩(wěn)定水域生態(tài)環(huán)境，大型枝角類的作用起了先決條件。

3.2 蟲—草共生對圍隔水體主要水質指標的影響

運用圍隔試驗加以驗證，以人工馴化大型枝角類控藻為先導，有效抑制水華藻類，同時恢復沉水植被群落改善水質狀況。通過對比圍隔內、外水質因子發(fā)現，圍隔內水體的總氮、總磷、CODMn較工程實施期間圍隔外水體各營養(yǎng)鹽指標降低。經歷近10個月的生態(tài)修復，至2008年9月圍隔內水體和圍隔外相比，總氮同比下降了67.3%，總磷同比降低了50.0%，而 CODMn的含量則同比下降了70.8%。水體透明度顯著提高，pH值和溶解氧含量升高，這與修復區(qū)外水質因子形成鮮明對照。2009年5月7日水質分析再次證實，沉水植被群落的修復對維持內源水域生態(tài)系統(tǒng)長期穩(wěn)定性具有高效的自凈能力。

3.3 湖泊內源生態(tài)修復展望

內源控制一直以來作為湖泊富營養(yǎng)化控制的核心[20]，研究表明沉水植物的修復對水體富營養(yǎng)化的修復有明顯的改善作用[1]，但水體透明度、光的有效利用和營養(yǎng)的負荷是沉水植物能否修復的瓶頸[21]，王海珍[22]研究指出鰱魚放養(yǎng)后引入菹草會使水體透明度進一步增加。

湖泊生態(tài)系統(tǒng)在人類的活動下，由原本的草型湖泊演變?yōu)樵逍秃础Ｔ谌藶樯锊倏v下，通過消除圍隔內魚類和阻止外源營養(yǎng)物供應，構建蟲—草共生系統(tǒng)，創(chuàng)造了以沉水植物為主的植物再生條件，沉水植物穩(wěn)固存活為主導的初級生產力代替了浮游植物為主的初級生產力。同時，調整魚蝦螺貝等水生動物生態(tài)平衡，進一步對沉水植被群落進行優(yōu)化，為提高生態(tài)修復區(qū)生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性提供很好的平臺。最終取得有效的逆轉，由藻型湖泊轉化為最初的草型湖泊。

總之，采用大型枝角類引導的沉水植物生態(tài)修復技術對太湖圍隔水質的凈化取得較好的效果，該技術融合了經典食物鏈為基礎的生物操縱的基本理論，創(chuàng)造湖泊生態(tài)修復中沉水植物需要的關鍵清水期，成功引導了沉水植物的存活條件，在此基礎上再進行生物多樣性的系統(tǒng)優(yōu)化，可最終實現湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康重建。

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