蔡琳琳,朱廣偉,王永平,高 光,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,江蘇南京 210008;2.中國(guó)科學(xué)院研究生院,北京 100049)

湖泊富營(yíng)養(yǎng)化是目前全球普遍面臨的生態(tài)問題,相應(yīng)的,大量的應(yīng)對(duì)技術(shù)和綜合治理措施應(yīng)運(yùn)而生[1].然而,由于湖泊本身環(huán)境的多樣性和環(huán)境問題的復(fù)雜性,許多綜合治理工程實(shí)施之后沒有達(dá)到預(yù)期效果.如美國(guó)Moses湖自1977年起每年4—9月都以低營(yíng)養(yǎng)鹽水沖刷湖體,大大縮短了換水周期,底泥營(yíng)養(yǎng)鹽含量也明顯減少,但水質(zhì)改善效果并不理想[2];美國(guó)Green湖為了鈍化水體營(yíng)養(yǎng)鹽,于1991年一次性投放了181 t明礬和76.5 t鋁酸鹽,雖然水體總磷含量明顯下降,但引入了大量的鋁鹽,水體堿度高達(dá)28mg/L,嚴(yán)重影響了水體自身生態(tài)系統(tǒng)的良性運(yùn)轉(zhuǎn)[3];我國(guó)武漢的東湖、南京的玄武湖等也都開展了大量的生態(tài)修復(fù)和環(huán)境治理工作,但其效果仍存在爭(zhēng)議.由于湖泊水體富營(yíng)養(yǎng)化是由內(nèi)源、外源污染共同決定的,外源污染得到一定程度控制后,底泥再懸浮對(duì)水體營(yíng)養(yǎng)鹽的貢獻(xiàn)還沒有定論[4-5],因此,有必要對(duì)目前正在開展的湖泊綜合整治工程效果進(jìn)行跟蹤研究.

五里湖又稱蠡湖,位于無錫市西南部,是太湖伸入無錫的內(nèi)湖,較為封閉,換水周期長(zhǎng)(約為400 d)[6].20世紀(jì)90年代開始,五里湖富營(yíng)養(yǎng)化狀況日趨嚴(yán)重,氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽濃度不斷增加,水質(zhì)明顯下降,沉水植被逐漸消失.2001年五里湖及其周邊主要入湖河流的水質(zhì)均為劣Ⅴ類,呈重富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)[7-8].無錫市政府于2003—2004年實(shí)施了五里湖綜合整治工程,主要包括:(a)全湖清淤,清除淤泥240萬m3;(b)在湖區(qū)西南部實(shí)施沉水植被重建工程[7-9];(c)對(duì)西北部的圍湖魚塘拆壩,退漁還湖,建設(shè)環(huán)湖公園和大量綠地;(d)對(duì)周邊污染河道進(jìn)行閘控或封堵;(e)大量投放鰱、鳙魚類,生物控制藻類生物量;(f)環(huán)湖公園化,搬遷污染源,大量構(gòu)建綠地,嚴(yán)格管理.另外,2007年以來,為防止夏季梅梁灣大量堆積的藍(lán)藻水華涌入五里湖,對(duì)五里湖與梅梁灣的水流交換實(shí)施閘控,保持五里湖常年高水位,防止周邊污水流入、滲入.這一系列工程和生態(tài)調(diào)控措施的實(shí)施,使得五里湖近年來沒有發(fā)生藍(lán)藻水華,水體無黑臭現(xiàn)象,蠡湖公園成為無錫市著名的市民休閑新去處.

為探討綜合整治工程對(duì)五里湖水質(zhì)的影響,利用國(guó)家野外科學(xué)觀測(cè)研究站江蘇太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站(簡(jiǎn)稱太湖站)長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù),結(jié)合全湖水質(zhì)、底泥及環(huán)湖河道水質(zhì)調(diào)查,探討五里湖綜合整治工程的治理效果,以期為五里湖進(jìn)一步治理及類似城市湖泊的綜合整治提供科學(xué)依據(jù).

1 研究區(qū)域概況

五里湖位于太湖北部(120.13°E～120.27°E,31.28°N ～31.35°N)(圖1(a)).綜合整治之前,由于灘地圍墾開發(fā)和建設(shè)直立或傾斜石駁岸,破壞了五里湖適合大型水生植物生長(zhǎng)的淺水灘地,且使得五里湖與太湖之間的通道變小[10];綜合整治工程擴(kuò)大了五里湖的湖面面積(由6.4km2增加至8.6km2),在部分區(qū)域種植了水生植被,用閘門調(diào)控了五里湖與太湖梅梁灣的水流.依據(jù)2003—2004年綜合整治措施的不同,五里湖被分為圖1(b)中A,B,C和D 4個(gè)區(qū)域.A區(qū)退漁還湖區(qū)(簡(jiǎn)稱退漁區(qū))原有大量魚塘,污染嚴(yán)重,綜合整治中采用“干湖清淤”的方式去除底泥,平均清淤厚度1m,部分區(qū)域開展水生植被重建.B區(qū)為“西蠡湖”,僅采用機(jī)械法直接從湖水中清淤,疏浚厚度為0.2～0.7m,A區(qū)、B區(qū)周圍多為公園.C區(qū)“東蠡湖”實(shí)施沿岸綜合整治,建設(shè)長(zhǎng)廣溪濕地.D區(qū)“東出口區(qū)”治理程度最低,沿岸多居民區(qū).

圖1 太湖湖區(qū)及五里湖采樣點(diǎn)Fig.1 Sampling sites in Taihu Lake and Wuli Bay

2 數(shù)據(jù)來源及統(tǒng)計(jì)分析

本文利用1998—2009年五里湖逐季水質(zhì)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù),采樣點(diǎn)位于C區(qū)中部(圖1(b)),采樣分別于每年的2月(冬季)、5月(春季)、8月(夏季)、11月(秋季)的中旬進(jìn)行,基本上反映了五里湖整體水質(zhì)指標(biāo)的季節(jié)變化.所有指標(biāo)測(cè)定參照《湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》進(jìn)行[11].現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定水深、透明度(SD)等物理指標(biāo),實(shí)驗(yàn)室測(cè)定pH值、懸浮顆粒物濃度(SS)、氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽等指標(biāo).首先用Whatman GF/C玻璃纖維濾紙過濾試樣,濾液用于測(cè)定溶解性總氮(DTN)和溶解性總磷(DTP)的含量,總氮(TN)、總磷(TP)、溶解性總氮及溶解性總磷的濃度采用堿性過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法分析[11];葉綠素a(Chl-a)濃度的測(cè)定采用熱乙醇提取法[12].底泥表層有機(jī)碳(SOC)含量采用元素分析儀測(cè)定;稱取0.2g左右研磨的底泥,溶解于25mL蒸餾水中測(cè)定底泥中總氮(STN)、總磷(STP)的含量,具體測(cè)定方法同水體總氮、總磷.

數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析借助于SAS軟件.為去除隨機(jī)因素的影響,利用統(tǒng)計(jì)方法刪除異常值.鑒于湖泊治理水質(zhì)變化的滯后性[13-14],舍去2003—2005年的數(shù)據(jù),對(duì)比分析了1998—2002年及2006—2009年2個(gè)時(shí)期內(nèi)五里湖水體理化指標(biāo)均值變化(表1)及逐季變化趨勢(shì)(圖2).對(duì)各湖區(qū)水體及入湖河流水質(zhì)的異同,差異性檢驗(yàn)結(jié)果用字母標(biāo)記法表示.在各平均數(shù)之間,凡是標(biāo)有相同字母的,表示差異不顯著;標(biāo)有不同字母的,表示差異顯著;介于2種情況(如a,b)之間的用2個(gè)字母標(biāo)記(如ab).

表1 綜合整治前后五里湖水體理化指標(biāo)變化Tab le 1 Variation of physicochem ical indexes of water body before and after comprehensive treatment

圖2 水體理化指標(biāo)逐季變化Fig.2 Seasonal variation of physicochem ical indexes of water body

3 五里湖水體理化指標(biāo)的時(shí)間變化

由表1可知,在底泥疏浚、控源截污、水文調(diào)控、生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)調(diào)整、環(huán)湖景觀整治等一系列整治措施之后,總氮、總磷、葉綠素a質(zhì)量濃度等湖泊富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)的關(guān)鍵指標(biāo)均顯著下降(P＜0.01),分別由6.06mg/L,0.183mg/L和0.060mg/L降為3.48mg/L,0.133mg/L及0.024mg/L,總氮,葉綠素a質(zhì)量濃度降幅高達(dá)50%,五里湖富營(yíng)養(yǎng)化程度有了很大改觀.

總氮的外源污染得到有效遏制(圖2(a)).2007年之前總氮呈現(xiàn)典型的外源污染型:四季變化明顯,隨著水位、水生生物、外源污染物排放[15]的季節(jié)性變化,冬、春季總氮濃度明顯高于夏、秋季,往往是夏季的數(shù)倍.2007年夏季以后總氮的質(zhì)量濃度季節(jié)變化不明顯,始終維持在1.2～2.4mg/L之間.Jeppesen等[16]對(duì)100多個(gè)淺水湖泊的研究表明,沉水植被生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的淺水湖泊中總氮質(zhì)量濃度一般都低于2.0mg/L,否則水體沉水植被系統(tǒng)往往不穩(wěn)定.根據(jù)生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論,若將五里湖目前穩(wěn)定的藻型生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)變?yōu)椴菪蜕鷳B(tài)系統(tǒng),需要繼續(xù)降低總氮濃度,可采用人工干擾措施以促進(jìn)其轉(zhuǎn)化,如介質(zhì)吸附、人工打撈浮游植物、種植浮葉植物等.

總磷的情況與總氮有所不同.生態(tài)修復(fù)工程之后,總磷質(zhì)量濃度在短期內(nèi)顯著下降(圖2(b)),但降幅較小,下降幅度為31%.說明五里湖綜合整治措施對(duì)于降低總磷濃度效果不如總氮顯著(表1),需要進(jìn)一步探究降低總磷濃度的方法.浮游植物生長(zhǎng)所需磷營(yíng)養(yǎng)鹽較少[17],因此相對(duì)于植物生長(zhǎng)需要來說,總磷質(zhì)量濃度仍處于一個(gè)較高的水平,除2008年2月較低外,其余均高于0.1mg/L.

隨著水體總氮、總磷濃度的降低,近年來五里湖水體中葉綠素 a質(zhì)量濃度呈現(xiàn)逐年下降的趨勢(shì)(圖2(c)),尤其是2006年以來,葉綠素a質(zhì)量濃度基本控制在0.05mg/L以下,夏季峰值被大大削減.

五里湖湖體懸浮顆粒物濃度、透明度等感觀指標(biāo)沒有改善,需要進(jìn)一步深度治理.由季節(jié)變化趨勢(shì)可以看出,水深、懸浮顆粒物濃度與透明度年內(nèi)均有周期性變化(圖2(d),(e),(f)),但懸浮顆粒物濃度、透明度與水深的關(guān)系與預(yù)期的“水深提高→懸浮顆粒物濃度下降→透明度提高”不完全一致,說明懸浮顆粒物濃度、透明度還可能受風(fēng)浪、藻類生物量、魚類活動(dòng)及水生植被變化的影響.水動(dòng)力擾動(dòng)可促使底泥再懸浮,增加水體懸浮顆粒物濃度[18];浮游植物數(shù)量可以在不同季節(jié)發(fā)生很大變化;魚類活動(dòng)可以擾動(dòng)底質(zhì).Chen等[7]研究發(fā)現(xiàn),五里湖中沉水植被一般分布在水深小于1.86m、透明度大于0.70m的區(qū)域.綜合整治之后,五里湖的平均水深為(2.74±0.30)m,不利于沉水植被生長(zhǎng),限制了其向草型生態(tài)系統(tǒng)的轉(zhuǎn)化.因此,可以考慮在沉水植被生長(zhǎng)初期,通過人工控制水位降低水深,建設(shè)水下淺堤,以降低風(fēng)浪,抑制沉積物再懸浮,提高透明度,為水生植被生長(zhǎng)提供一個(gè)良好的環(huán)境.

4 五里湖水質(zhì)指標(biāo)的空間分布特征及其原因分析

4.1 五里湖水體總氮、總磷及葉綠素a的空間分布

根據(jù)2010年1月實(shí)地調(diào)查的五里湖23個(gè)采樣點(diǎn)的水質(zhì)數(shù)據(jù),得到五里湖綜合整治之后主要水質(zhì)參數(shù)的空間分布(圖3).總體上各項(xiàng)參數(shù)自東向西依次遞減.總氮、總磷、葉綠素a均為A區(qū)最低,D區(qū)葉綠素a、總磷最高;C區(qū)總氮最高.這種空間分布與綜合整治程度分布相一致,說明恢復(fù)水生植被、清淤及流域治理措施效果顯著.

圖3 五里湖水體總氮、總磷、葉綠素a空間分布Fig.3 Spatial distributions of TN,TP,Chl-a in Wuli Bay

對(duì)于不同湖區(qū)的水質(zhì)差異狀況,考慮到五里湖水域面積較小及水體的流動(dòng)性,本文選取綜合整治措施及周邊環(huán)境差異較大的2個(gè)湖區(qū)(A區(qū)與D區(qū))進(jìn)行水質(zhì)參數(shù)對(duì)比,見表2.

表2 五里湖A區(qū)與D區(qū)主要水質(zhì)參數(shù)Table 2 Main water quality parameters in A and D regions

由表2可知,A區(qū)的水質(zhì)明顯好于D區(qū)(P＜0.01),這與2個(gè)區(qū)域的周邊環(huán)境及入湖河道有很大的相關(guān)性.A區(qū)的氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽及葉綠素a質(zhì)量濃度均顯著低于D區(qū)(P＜0.01),而D區(qū)的pH值高于A區(qū)(P＜0.01).較高的營(yíng)養(yǎng)鹽水平加上弱堿性環(huán)境更加有利于藍(lán)藻的生長(zhǎng)[19],這也進(jìn)一步促使D區(qū)浮游植物數(shù)量增多,水質(zhì)惡化.

4.2 沉積物中有機(jī)碳及氮磷空間分布

綜合整治之后,五里湖底泥表層SOC,STN及STP的空間分布如圖4所示.

圖4 底泥表層S OC,STN,STP空間分布Fig.4 Spatial distributions of SOC,STN,STP on sediments

與水質(zhì)空間分布趨勢(shì)一致,五里湖底泥表層的SOC,STN及STP也呈現(xiàn)東高西低的趨勢(shì).A區(qū)SOC,STN,STP的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)均為最低,分別為0.93%,0.20%,0.04%;D區(qū)最高,分別為1.55%,0.26%,0.08%.綜合整治工程實(shí)施之前,五里湖底泥SOC,STN,STP質(zhì)量分?jǐn)?shù)均值分別為4.04%,0.26%和0.12%[6].實(shí)施“干湖清淤”后,A區(qū)SOC,STN及STP含量均顯著降低,但其底泥中總氮、總磷平均含量依然遠(yuǎn)高于水體,在風(fēng)浪擾動(dòng)及外界環(huán)境條件改變的情況下,沉積物有可能不斷懸浮,將營(yíng)養(yǎng)鹽釋放到水體中[20],短期內(nèi)成為較大的內(nèi)源污染.

4.3 入湖河道水質(zhì)特征

與湖區(qū)水質(zhì)空間分布相對(duì)應(yīng),入湖河道水體氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽含量自西向東依次增加(圖5).由圖5可見,D區(qū)入湖河流總氮、溶解性總氮及總磷顯著高于A區(qū)(P＜0.01).雖然A區(qū)與D區(qū)的溶解性總磷差異性不顯著(P=0.057),但從數(shù)量上來看,D區(qū)河流溶解性總磷質(zhì)量濃度為0.291mg/L,是A區(qū)河流0.047mg/L的5倍.環(huán)五里湖河道總氮質(zhì)量濃度平均值為7.31mg/L,是湖體平均值1.47mg/L的5倍;總磷平均值為0.254mg/L,是湖體平均值0.064mg/L的4倍.A,B,C,D區(qū)域河道水體總氮、總磷平均質(zhì)量濃度均高于湖水,其中溶解性總氮占總氮的90%左右,比湖體的比例高12%;溶解性總磷占總磷的65%左右,此比例幾乎是對(duì)應(yīng)湖體比例的1倍.環(huán)五里湖的河道大多已經(jīng)通過閘控等手段與湖水交換隔斷,為防止周邊污水流入、滲入,始終保持五里湖的高水位.如果河道中營(yíng)養(yǎng)鹽濃度過高,仍可以通過地下水滲漏的方式威脅五里湖水質(zhì),單獨(dú)閘控并不能徹底解決五里湖的外源污染問題.建議繼續(xù)加強(qiáng)城市污水處理,加強(qiáng)對(duì)五里湖周邊河道的調(diào)度,進(jìn)一步降低周邊河道水體營(yíng)養(yǎng)鹽濃度,減少外源營(yíng)養(yǎng)鹽入湖的機(jī)會(huì).

圖5 五里湖入湖河道水體氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽濃度及差異性Fig.5 Spatial distributions of TN,DTN,TP,DTP concentrations in rivers entering Wu li Bay

5 五里湖水質(zhì)現(xiàn)狀與太湖其他湖區(qū)比較

對(duì)2010年1月調(diào)查的五里湖水體總氮、總磷、葉綠素a質(zhì)量濃度與環(huán)五里湖河道、2010年2月太湖站監(jiān)測(cè)的太湖其他湖區(qū)情況(湖區(qū)分布見圖1(a))以及同期環(huán)太湖68條主要河道的監(jiān)測(cè)結(jié)果進(jìn)行差異性檢驗(yàn),結(jié)果見圖6.

圖6 五里湖與太湖其他湖區(qū)及環(huán)湖河道水質(zhì)比較Fig.6 Comparison of water quality between W uli Bay and other areas in Taihu Lake and rivers around Taihu Lake

2010年冬季五里湖水體的總氮與東太湖、胥口灣等水草植被覆蓋度大的湖區(qū)及草藻混合型貢湖灣處于同一水平,總磷與其他各湖區(qū)差異性均不顯著(P＞0.05).葉綠素a與藻型湖區(qū)梅梁灣相當(dāng),比東太湖、胥口灣、貢湖灣略高(P＞0.05).五里湖目前的主要問題是藻類生物量較高,其藻類濃度與藻型湖區(qū)相當(dāng),但目前營(yíng)養(yǎng)鹽已與大太湖,甚至是水草茂盛的東部湖區(qū)類似.原因可能是較低的氮磷比為浮游植物提供了較好的生長(zhǎng)環(huán)境[21];也可能是因?yàn)槲謇锖鄬?duì)狹窄,湖泊水動(dòng)力擾動(dòng)弱,有利于藻類的生長(zhǎng)[22].

綜合整治之前,五里湖總氮、總磷及葉綠素a質(zhì)量濃度的平均值分別為全太湖的1.93倍、2.44倍和2.61倍[23].雖然2006年以來五里湖水體葉綠素a質(zhì)量濃度較之前顯著下降(P＜0.01),平均值為0.023mg/L,但與同期太湖胥口灣、東太湖等草型湖區(qū)葉綠素a質(zhì)量濃度平均值0.006mg/L(太湖站80個(gè)常規(guī)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù))相比,五里湖仍屬于藻型湖區(qū).如不能改變生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu),五里湖水體浮游植物下降的空間會(huì)越來越小.

環(huán)五里湖河道的總磷質(zhì)量濃度均值明顯高于環(huán)太湖河道(P＜0.01),總氮、葉綠素a質(zhì)量濃度也比環(huán)太湖河道均值略高(P＞0.05),說明五里湖周邊河流的污染仍十分嚴(yán)重.五里湖具有城市湖泊的特征,環(huán)湖高強(qiáng)度的人類活動(dòng)、河道中大量排放污水和營(yíng)養(yǎng)鹽,對(duì)五里湖水質(zhì)構(gòu)成威脅.

6 結(jié) 語(yǔ)

綜合整治后五里湖水體總氮、總磷、葉綠素a含量均值均顯著下降,說明五里湖綜合治理工程取得了明顯成效.但部分水體感觀指標(biāo),如懸浮顆粒物濃度、透明度沒有改觀.五里湖環(huán)湖河道中營(yíng)養(yǎng)鹽濃度顯著高于湖體;與環(huán)太湖河道相比,環(huán)五里湖河道的總磷明顯偏高,總氮、葉綠素a含量略高,說明五里湖水質(zhì)仍受到內(nèi)源、外源污染的威脅.因此,需要進(jìn)一步深度開展綜合整治和生態(tài)修復(fù),加強(qiáng)流域污染治理、水文調(diào)度及湖體生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)調(diào)整,促進(jìn)沉水植被的恢復(fù),以改善五里湖的水質(zhì)指標(biāo).

致謝:國(guó)家野外科學(xué)觀測(cè)研究站江蘇太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站提供了長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù),野外調(diào)查得到羅瀲蔥、湯祥明、董百麗、蔡永久、馮龍慶、許海、遲克續(xù)等的幫助,實(shí)驗(yàn)室化學(xué)分析得到薛靜琛的幫助,在此一并表示感謝.

[1]CABEZAS A,COMIN F A.Carbon and nitrogen accretion in the topsoil of the Middle Ebro River Floodplains(NESpain):implications for their ecological restoration[J].Ecological Engineering,2010,36(Sup):640-652.

[2]WELCH E B,BARBIERO R P,BOUCHARD D,et al.Lake trophic state change and constant algal composition following dilution and diversion[J].Ecological Engineering,1992,1(3):173-197.

[3]JACOBY JM,GIBBONS H L,STOOPS K B,et al.Response of a shallow,polym ictic lake to buffered alum treatment[J].Lake and Reservoir Management,1994,10(2):103-112.

[4]李大鵬,黃勇,李偉光.再懸浮條件下底泥中磷賦存形態(tài)的轉(zhuǎn)化研究[J].環(huán)境科學(xué),2008,29(5):1289-1294.(LI Da-peng,HUANG Yong,LI Wei-guang.Transformation of phosphorus forms in the sediments under the conditions of sediments re-suspension[J].Environmental Science,2008,29(5):1289-1294.(in Chinese))

[5]朱廣偉,秦伯強(qiáng),高光.強(qiáng)弱風(fēng)浪擾動(dòng)下太湖的營(yíng)養(yǎng)鹽垂向分布特征[J].水科學(xué)進(jìn)展,2004,15(6):775-780.(ZHU Guangwei,QIN Bo-qiang,GAO Guang.Vertical distribution of the concentrations of phosphorus and suspended solid in Taihu lake affected by wind-induced wave[J].Advances in Water Science,2004,15(6):775-780.(in Chinese))

[6]羅清吉,石俊哲.五里湖淤泥現(xiàn)狀及生態(tài)清淤[J].環(huán)境監(jiān)測(cè)管理與技術(shù),2003,15(1):27-29.(LUO Qing-ji,SHI Jun-zhe.Silt and ecological d redging of the Wulihu Lake[J].The Administration and Technique of Environmenta lMonitoring,2003,15(1):27-29.(in Chinese))

[7]CHEN Kai-ning,BAO Chuan-he,ZHOU Wan-ping.Ecological restoration in eutrophic Lake Wuli:a large enclosure experiment[J].Ecological Engineering,2009,35(11):1646-1655.

[8]CHEN Yu-wei,QIN Bo-qiang,TEUBNER K,et al.Long-term dynamics of phytoplankton assemblages:microcy stis-domination in Lake Taihu,a large shallow lake in China[J].Journal of Plankton Research,2003,25(4):445-453.

[9]俞海橋,方濤,夏世斌,等.不同生態(tài)修復(fù)措施下太湖西五里湖沉積物氮磷形態(tài)的時(shí)空分布[J].湖泊科學(xué),2007,19(6):683-689.(YU Hai-qiao,FANG Tao,XIA Shi-bin,et al.Seasonal and vertical distribution of nitrogen and phosphorus in the sediment under different ecological restoration measures in the West Lake Wuli,Lake Taihu[J].Journal of Lake Sciences,2007,19(6):683-689.(in Chinese))

[10]李英杰,年躍剛,胡社榮,等.太湖五里湖水生植物群落演替及其驅(qū)動(dòng)因素[J].水資源保護(hù),2008,24(3):12-16.(LI Ying-jie,NIAN Yue-gang,HU She-rong,et al.Succession of macrophyte communities and its driving factors in Wuli Lake of Taihu Lake[J].Water Resources Protection,2008,24(3):12-16.(in Chinese))

[11]金相燦,屠清瓔.湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范[M].2版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,1990.

[12]陳宇煒,陳開寧,胡耀輝.浮游植物葉綠素 a測(cè)定的“熱乙醇法”及其測(cè)定誤差的探討[J].湖泊科學(xué),2006,18(5):550-552.(CHEN Yu-wei,CHEN Kai-ning,HU Yao-hui.Discussion on possible error for phytoplankton chlorophyll-a concentration analysis using hot-ethanol extraction method[J].Journal of Lake Sciences,2006,18(5):550-552.(in Chinese))

[13]PHILLIPS G,JACKSON R,BENNETT C,et al.The importance of sediment phosphorus release in the restoration of very shallow lakes(The Norfolk Broads,England)and im plications for biomanipulation[J].Hydrobiologia,1994,275/276:445-456.

[14]S?NDERGAARD M,JEPPESEN E,JENSEN J P,et al.Lake restoration in Denmark[J].Lakes&Reservoirs:Research&Management,2000,5(3):151-159.

[15]QIN Bo-qiang,XU Peng-zhu,WU Qing-long,et al.Environmental issues of Lake Taihu,China[J].Hydrobiologia,2007,581:3-14.

[16]JEPPESEN E,S?NDERGAARD M,LAURIDSEN T L,et al.Danish and other European experiences in managing shallow lakes[J].Lake and Reservoir Management,2007,23(4):439-451.

[17]PAERL H W,HUISMAN J.Climate change:a catalyst for global expansion of harmful cyanobacterial blooms[J].Environmental Microbiology Reports,2009,1(1):27-37.

[18]QIN Bo-qiang,ZHU Guang-wei,ZHANG Lu,et al.Estimation of internal nutrient release in large shallow Lake Taihu,China[J].Science in China:Series D:Earth Sciences,2006,49(Sup1):38-50.

[19]XIE Ping.Biological mechanisms driving the seasonal changes in the internal loading of phosphorus in shallow lakes[J].Science in China:Series D:Earth Sciences,2006,49(Sup1):14-27.

[20]LI Jun,LIU Cong-qiang,ZHOU Zhi-hua,et al.Sediment geochemical records of recent accelerated eutrophication in Wuli Bay of Taihu Lake,China[J].Chinese Journal of Geochemistry,2006,25(Sup1):12.

[21]XU Hai,PAERL H W,QIN Bo-qiang,et al.Nitrogen and phosphorus inputs control phytoplankton growth in eutrophic Lake,Taihu,China[J].Limnology and Oceanography,2010,55(1):420-432.

[22]孔繁翔,馬榮華,高俊峰,等.太湖藍(lán)藻水華的預(yù)防、預(yù)測(cè)和預(yù)警的理論與實(shí)踐[J].湖泊科學(xué),2009,21(3):314-328.(KONG Fan-xiang,MA Rong-hua,GAO Jun-feng,et al.The theory and practice of prevention,forecast and warning on cyanobacteria b loom in Lake Taihu[J].Journal of Lake Sciences,2009,21(3):314-328.(in Chinese))

[23]顧崗,陸根法.太湖五里湖水環(huán)境綜合整治的設(shè)想[J].湖泊科學(xué),2004,16(1):56-60.(GU Gang,LU Gen-fa.On the integrated control of water environment of Wuli Lake,Lake Taihu[J].Journal of Lake Sciences,2004,16(1):56-60.(in Chinese))