任 杰，朱廣偉**，金穎薇，許 海，朱夢圓，夏明芳，余 麗，李慧赟，張運林，秦伯強

(1：中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008) (2：江蘇省太湖水污染防治辦公室，南京 210013)

換水率和營養(yǎng)水平對太湖流域橫山水庫硅藻水華的影響*

任 杰1，朱廣偉1**，金穎薇1，許 海1，朱夢圓1，夏明芳2，余 麗1，李慧赟1，張運林1，秦伯強1

(1：中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008) (2：江蘇省太湖水污染防治辦公室，南京 210013)

為探討水文過程對水庫硅藻異常增殖的影響，對江蘇宜興橫山水庫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)進行觀測研究. 結(jié)果表明，橫山水庫硅藻年際生物量波動很大，9月出現(xiàn)明顯的異常增殖，總生物量達到14.27 mg/L，硅藻的優(yōu)勢屬為針桿藻(Synedra)、小環(huán)藻(Cyclotella)、曲殼藻(Achnanthes)和直鏈藻(Melosira)，以針桿藻的優(yōu)勢度最高；浮游植物生物量與營養(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)；水庫的換水率與浮游植物生物量、硅藻的異常增殖過程和營養(yǎng)鹽濃度水平均密切關(guān)聯(lián)，總氮、溶解性磷濃度與水庫換水率呈正相關(guān)，而硅藻生物量與水庫換水率呈指數(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，對于中營養(yǎng)水平的水庫，硅藻生物量變化可能受水文過程與水質(zhì)條件共同控制，在水庫的硅藻水華防控中，既要加強營養(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；富營養(yǎng)化；太湖流域

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

對于湖庫中硅藻異常增殖的影響因素，目前主要關(guān)注營養(yǎng)鹽、溫度、光照、浮游動物牧食等，對水文條件的影響研究較少[7-8]. 作為一個人工水體，水庫的水位調(diào)節(jié)幅度大、頻次高，水力停留時間短，降雨等水文事件對水質(zhì)影響可能較大[9-10]，同時水庫的水位波動等水文條件可能影響浮游植物組成[11]. Rangel等對8個巴西水庫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硅藻進行分析.

橫山水庫是蘇南地區(qū)非常典型的飲用水源型水庫，受藻類異常增殖的困擾. 2008年橫山水庫總氮(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)波動很大[13]. 藍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)域水庫硅藻危害的影響因素，本研究于2015年4-10月，對橫山水庫的水質(zhì)、硅藻、水文變化過程進行監(jiān)測，分析水質(zhì)、水文條件與硅藻生物量之間的關(guān)系，為我國水庫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 水庫概況

橫山水庫是一座大型水庫，位于江蘇省宜興市西南區(qū)、宜溧太華山區(qū)，總庫容11200×104m3，水面面積6.0 km2，集水面積為154.8 km2[6]. 橫山水庫的主要功能是宜興市水廠供水，同時具有防洪、灌溉、漁業(yè)養(yǎng)殖等功能. 水庫流域?qū)儆趤啛釒У蜕角鹆陞^(qū)，主要經(jīng)濟林為毛竹、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 橫山水庫采樣點分布Fig.1 Sampling sites in Hengshan Reservoir

1.2 采樣點布設(shè)

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

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

1.3 監(jiān)測方法

現(xiàn)場監(jiān)測方法參照文獻[5]. 2014年6月采樣時，L1點水深為11.8 m，按照0.5、5、11 m分3層采樣，其余樣點采集水下0.5 m的表層樣. 2015年采樣期間，根據(jù)3個點的水深采集表(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)場用美國黃石儀器公司YSI 6600V2型多參數(shù)水質(zhì)分析儀測定水溫(WT)、pH、溶解氧(DO)濃度、濁度、電導(dǎo)率等指標(biāo)，用直徑30 cm的賽氏盤測定水體透明度(SD). 水樣冷藏后當(dāng)天帶回實驗室進行過濾等預(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、紫外分光光度法測定(波長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定(波長700 nm)，其中，TN和TP濃度的測定使用原水；DTN和DTP濃度的測定使用GF/F濾膜濾后的水樣. 反應(yīng)性活性磷(SRP)濃度采用荷蘭Skalar流動注射分析儀測定. 葉綠素a(Chl.a)濃度采用熱乙醇提取、分光光度法測定(波長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定[16].

底泥柱狀樣按照2 cm分層后，冷凍干燥，研磨后測定有機碳(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濃度的測定方法測定沉積物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)驗公式換算出生物量(BM, mg/L)，鑒定和體積計算方法見文獻[17-18]. 某種屬浮游植物優(yōu)勢度(Y)的計算參照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，則判斷該屬為優(yōu)勢屬[19].

為獲得橫山水庫的綜合富營養(yǎng)化狀態(tài)，按照中國環(huán)境監(jiān)測總站頒發(fā)的《湖泊(水庫)富營養(yǎng)化評價方法及分級技術(shù)規(guī)定》[總站生字[2001]090號]，根據(jù)水體TN濃度、TP濃度、CODMn、SD、Chl.a濃度 5個指標(biāo)加權(quán)平均計算綜合營養(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)由位于水庫西部12 km的十思園自動氣象站提供. 日平均水位、庫容曲線、雨量、面雨量等水文數(shù)據(jù)由橫山水庫管理處提供. 其中，采樣前10 d的平均氣溫計作AT10，用于分析積溫效應(yīng)對藻類生長的影響.

由于浮游植物對環(huán)境的響應(yīng)時間約為2周[20]，為估算水庫的換水率，利用庫容、降雨數(shù)據(jù)，結(jié)合橫山水庫的集水面積，估算出監(jiān)測期每次采樣前15 d水庫的平均換水率(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日庫容(m3).

1.5 統(tǒng)計方法

數(shù)據(jù)圖表及統(tǒng)計分析主要由Excel 2016與R 3.2.2軟件完成[21-22]. 主要的統(tǒng)計方法有相關(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月橫山水庫硅藻生物量較高期間，表層水溫平均為27.1℃，壩前L1樣點底層(11 m)水溫為14.4℃，水溫隨深度線性下降，在7 m時水溫低于20℃. 2014年5月11日-6月20日，橫山水庫降雨很少，只有58.6 mm，干旱少雨對硅藻生物量增高可能有影響.

橫山水庫地區(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，直到8月達到最高值(圖2).

自2015年3月下旬開始，橫山水庫雨量明顯增多，持續(xù)到9月. 期間，上半年的降雨量波動較大，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67 mm的暴雨所貢獻.

2015年橫山水庫水位全年保持在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(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2014年6月各點位及2015年歷次調(diào)查各水質(zhì)指標(biāo)3個點位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日達到最大值，隨后處于不斷下降的趨勢，從劣V類水平降至IV類. TP濃度在0.018～0.061 mg/L之間波動，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)波動規(guī)律. 空間上，各水質(zhì)參數(shù)無顯著差異，變化趨勢基本一致. 僅TP和Chl.a濃度出現(xiàn)上游、湖心、取水口遞減的趨勢.

表1 橫山水庫主要水質(zhì)參數(shù)

橫山水庫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日達到監(jiān)測期最高值3.15 m(圖3). SS的波動較為頻繁且幅度較大，春末夏初階段(5-6月)曾出現(xiàn)兩個明顯的波峰，夏季(7-8月)則處于較低水平，且無明顯波動，而秋季出現(xiàn)另一個峰值(圖3). SS與SD整體上表現(xiàn)出相反的變化趨勢，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日而兩個時期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TLI指數(shù)介于36～48之間，為中營養(yǎng)水體 (30≤TLI≤50)，最高值為9月25日的47.6(圖3)，僅在該時期的上游區(qū)TLI達到富營養(yǎng)水平(TLI=50.3).TLI指數(shù)與SS總體上具有同步變化趨勢，且二者呈正相關(guān).

圖3 橫山水庫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

橫山水庫底泥的表層20 cm表現(xiàn)出相對較高的有機質(zhì)含量和氮、磷含量. 壩前L1樣點采集深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、L4兩個樣點分別采集了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. 橫山水庫底泥中營養(yǎng)鹽含量總體上與相鄰水庫天目湖沙河水庫的含量相當(dāng)[23]，表層20 cm的有機質(zhì)和氮有一定的污染，TP含量不高.

圖4 橫山水庫壩前L1樣點底泥有機碳、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 時間變化 2014年6月橫山水庫水色較差期間，壩前L1樣點表、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，橫山水庫的3個樣點平均浮游植物總生物量在時間上變化很大：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)達到水華水平.

硅藻為橫山水庫中浮游植物生物量的主要貢獻者，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，達到監(jiān)測期的最大值. 其余門類，隱藻、綠藻、藍藻、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%. 藍藻生物量僅在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)測期一直保持較低水平，與藍藻的變化趨勢基本一致(圖5).

圖5 2015年4-10月橫山水庫浮游植物及主要優(yōu)勢門的生物量變化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，藍藻>綠藻>硅藻. 特別是藍藻，細(xì)胞豐度遠高于其他藻類，但由于細(xì)胞體積小，生物量上遠低于硅藻. 此外，藍藻細(xì)胞豐度自7月起明顯增加. 硅藻細(xì)胞豐度則大部分時期均達到106～107cells/L，達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月各個點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(圖6a). 這說明藻類主要在水庫中生長，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，水庫中相對靜止、低濁度的水體更適合浮游植物生長. 就水庫中不同點位的差別來看，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.

不同時期的優(yōu)勢種不同，春季及夏初小環(huán)藻屬為高優(yōu)勢度藻屬，但優(yōu)勢度總體上不斷下降，而針桿藻的優(yōu)勢度不斷上升. 就生物量而言，時間上，針桿藻僅在5月5日比小環(huán)藻略低，其他時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)勢度始終較低，僅在4月至5月初處于優(yōu)勢或接近優(yōu)勢水平. 直鏈藻的優(yōu)勢度波動較大，在5月中旬和7月中旬均出現(xiàn)了明顯的峰值，優(yōu)勢度達到了0.05以上，10月下旬又出現(xiàn)了優(yōu)勢度較高的情況(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 水庫中不同點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 橫山水庫硅藻主要屬的優(yōu)勢度變化Fig.7 Variations of dominance degree of the major diatom genus in Hengshan Reservoir

營養(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，主要是因為受TN外源供給的影響，觀測期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，溫度卻處于上升階段，從季節(jié)演替看，硅藻的生長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，對于硅藻生長而言，TN處于相對飽和狀態(tài)，其變化對硅藻生長的影響不大[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，TN、TP濃度均處于較低水平. 可見，該水庫現(xiàn)階段的營養(yǎng)水平仍可為硅藻大量增殖提供足夠的營養(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2015年硅藻生物量大幅波動的主要影響因素.

圖8 硅藻生物量與營養(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TP濃度更加敏感[28]. 因此在現(xiàn)有的營養(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的另一個重要因素[29]. 但在橫山水庫，SD始終保持較高水平，僅在硅藻生物量出現(xiàn)峰值時稍有下降，并且峰值期(9月)相比于7-8月的光照條件并無優(yōu)勢，因此無法認(rèn)定光照條件是引起該水庫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.

3.2 換水率對水質(zhì)和硅藻的影響

相比于自然湖泊而言，水庫可以人為調(diào)節(jié)水體換水率. 橫山水庫始終保持大致穩(wěn)定的水位，即隨著上游水體和降雨的輸入，水庫采取及時排水的管理方式. 上游來水帶來的泥沙、溶解性營養(yǎng)鹽和生物體的變化等，可能會影響水庫的整體水質(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日兩個監(jiān)測期的數(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)活動頻繁，導(dǎo)致該時期水庫的營養(yǎng)本底值較高，在換水率較低時依然保持較高的TN濃度[32].

由WR15的定義可知，若某一時期該地區(qū)的降雨量增加，則WR15將會變大. 因此，TN濃度與WR15的正相關(guān)關(guān)系說明水庫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)活動不同、水庫水情不同而不同：春季至春夏之交，太湖流域農(nóng)業(yè)活動頻繁，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)致庫體TN濃度升高；夏、秋季節(jié)，農(nóng)事活動下降，流域植被改善，對營養(yǎng)鹽的截留能力增強，雨水增大，則會對水庫TN起到稀釋作用[33]；但徑流后期，隨著壤中流的比例增大，徑流中氮濃度又會出現(xiàn)一定程度的上升[34]. 因此水庫TN濃度自5月19日達到峰值后呈現(xiàn)出下降的趨勢，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，表明底泥磷釋放對該水庫中磷濃度的貢獻度較小. 因此，橫山水庫的營養(yǎng)鹽濃度受外源輸入的影響明顯，這也可以解釋TP濃度波動頻繁且幅度大的現(xiàn)象.

圖10 橫山水庫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，且水庫排水具有沖刷作用，能夠排出水體中的浮游植物、氮磷營養(yǎng)鹽乃至浮游動物[12]. 橫山水庫硅藻生物量與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、減少沉降，在該水庫處于中營養(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)勢地位，因此在夏季高溫時，盡管藍藻密度顯著上升，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體積比前期低生物量時明顯增大，說明低換水率為硅藻提供了較為穩(wěn)定的生長環(huán)境. 此外，高換水率可能引起生長期較長的大型浮游動物枝角類、橈足類生物量的減少和生長期較短的小型浮游動物輪蟲類生物量的上升，導(dǎo)致浮游動物對浮游植物生物量的控制作用減弱[36]. 水庫排水的沖刷作用不僅對硅藻有效，藍藻同樣會受到影響，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，可以抑制水庫藻類異常增殖的強度[38].

3.3 水文、水質(zhì)的共同作用

盡管水庫排水的沖刷對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)水力停留時間延長至一定水平時，水體的穩(wěn)定性會逐漸恢復(fù)，進而營養(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間、高換水率的情況下，營養(yǎng)鹽濃度的高低對硅藻同樣能夠產(chǎn)生作用，如在平均水力停留時間約為10 d的竹仙洞水庫，營養(yǎng)鹽水平仍可以影響浮游植物的豐度[20]. 另外，Tolotti等[39]在比較兩個不同水力停留時間的水庫S和T時發(fā)現(xiàn)，盡管S水庫平均水力停留時間(43 d)長于T水庫(8 d)，但營養(yǎng)鹽水平低于T水庫，從而導(dǎo)致T水庫的葉綠素濃度和浮游植物豐度高于S水庫，說明水力停留時間和營養(yǎng)鹽對藻類共同作用. 在橫山水庫，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)，表明溫度對硅藻生物量的影響可能是閾值性的，即低于某一溫度時，硅藻的生長速率較低[40]. 利用該擬合公式獲得的硅藻生物量(BMsim)與實測硅藻生物量(BMbac)進行擬合，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2015年硅藻生物量隨WR15和TP濃度的變化情況.

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

圖12 硅藻實測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)橫山水庫總體上處于中營養(yǎng)水平，營養(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. 溫度對硅藻生長的影響可能是閾值性的，溫度較低時產(chǎn)生抑制作用，夏季溫度較高時可能對硅藻生長也產(chǎn)生不利影響，但總體線性關(guān)系不好.

2)橫山水庫的水體營養(yǎng)鹽濃度本身同時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顆粒物影響，也受浮游植物生物量影響.

3)中營養(yǎng)狀態(tài)水庫的硅藻水華防控，既要實施嚴(yán)格的營養(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.

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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

*科技部國際科技合作專項(2015DFG91980，2014DFG91780)、中國科學(xué)院前沿科學(xué)重點研究項目(QYZDJ-SSW-DQC008)、國家自然科學(xué)基金項目(41671494, 51279194)和江蘇省太湖水環(huán)境綜合治理科研項目(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.