溫新利,馮若楠,張 根,薛穎昊,3,席貽龍

(1:安徽師范大學生命科學學院, 安徽省高校生物環(huán)境與生態(tài)安全省級重點實驗室, 蕪湖 241000)(2:皖江城市帶退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復與重建安徽省協(xié)同創(chuàng)新中心, 蕪湖 241000)(3:農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)生態(tài)與資源保護總站, 北京 100125)

兩小型淺水湖泊水體葉綠素a濃度的季節(jié)變化及與理化因子和生物因子的關系*

溫新利1,2,馮若楠1,2,張 根1,薛穎昊1,3,席貽龍1,2**

(1:安徽師范大學生命科學學院, 安徽省高校生物環(huán)境與生態(tài)安全省級重點實驗室, 蕪湖 241000)(2:皖江城市帶退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復與重建安徽省協(xié)同創(chuàng)新中心, 蕪湖 241000)(3:農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)生態(tài)與資源保護總站, 北京 100125)

葉綠素a濃度;季節(jié)變動;非生物因子;生物因子;相對重要性;汀棠湖;鏡湖

葉綠素a(Chl.a)是浮游植物生物體的重要組成成分之一，其濃度高低是衡量浮游植物現(xiàn)存量的重要指標[1]，也是評價水體富營養(yǎng)化程度的重要因素[2]. 鑒于此，人們非常關注水環(huán)境因子(如水溫和營養(yǎng)鹽)對Chl.a濃度變動的影響[3-9].

由于大型淺水湖泊水域面積大,水體常用于水產(chǎn)養(yǎng)殖且與人們的生產(chǎn)生活關系密切，其Chl.a濃度的變動受到的關注度很高[3-5,8-9]. 研究表明，由于具有受風浪攪動強烈、與外部水資源交換程度較高等特點，大型淺水湖泊中的Chl.a濃度常表現(xiàn)為較明顯的空間異質(zhì)性. 比如: 浮游植物在太湖的深水中央?yún)^(qū)受光照強度的影響大，在較淺的沿岸帶受氮的影響程度更高[10]. 與此相比，在探討小型淺水湖泊Chl.a濃度的時空變動與水環(huán)境間關系的相關研究中，為了闡述水體富營養(yǎng)化產(chǎn)生的原因、后果或者治理途徑，水溫和營養(yǎng)鹽[3,5-7,11]、水體異味物質(zhì)[12]及植物化感物質(zhì)[13]等因子備受重視. 自然界中，由于水體中通常都分布有輪蟲和枝角類等浮游動物[14],它們分別以粒徑為1～20和1～50 μm的浮游藻類、微型浮游生物和細菌等作為食物[15-17]，營養(yǎng)生態(tài)位間存在著重疊，且它們在富營養(yǎng)化湖泊中往往占有優(yōu)勢[18]，因而水體Chl.a濃度可能會受到輪蟲和枝角類牧食藻類的影響(即下行效應)，這個推測在南京玄武湖中的原位短期(15 d)實驗中已經(jīng)獲得了證實[19]. 但是，隨著季節(jié)的演替，在更長的時間內(nèi)，特別是在藻類現(xiàn)存量較低的季節(jié)，浮游動物對藻類的牧食會不會對淺水湖泊Chl.a濃度產(chǎn)生負面影響？至今，關于這個問題的研究報道并不多見.

城市景觀湖泊由于位于城市內(nèi)部，多為小型封閉性淺水水體，易受稠密的人口等外界因素的干擾，因此城市淺水湖泊的富營養(yǎng)化問題也受到了人們的關注[20]. 為探明城市內(nèi)小型淺水湖泊中Chl.a濃度的季節(jié)變動及其影響因素，本文以蕪湖市內(nèi)的鏡湖和汀棠湖為研究水體，重點分析了非生物因子(如水溫、營養(yǎng)鹽)和生物因子(浮游動物)對2個湖泊Chl.a濃度季節(jié)動態(tài)的影響,為篩選和識別影響淺水湖泊水體Chl.a濃度變動的主要環(huán)境因子提供科學資料，同時也為Chl.a濃度的預測及富營養(yǎng)湖泊的生態(tài)治理提供一定的理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究水體

鏡湖(31.334°N,118.380°E)和汀棠湖(31.367°N,118.392°E)分別位于蕪湖市(31.20°N，118.21°E)的中心和近郊區(qū)，為城市公園景觀水域，其平均水深分別約為1.3和1.5～2.0 m，水域面積約為7.9和13.47 hm2[21]，皆為小型淺水湖泊. 2個湖泊水體的營養(yǎng)水平接近，均處于富營養(yǎng)化初期階段[21-22]. 鏡湖水體中常年缺乏浮游甲殼動物(如枝角類和橈足類)[23].

1.2 水樣采集

水樣采集時，分別在鏡湖東、西2個湖區(qū)，汀棠湖南、北水體的中心各設置1個采樣點(圖1).

圖1 鏡湖和汀棠湖采樣站的設置Fig.1 Sampling sites in Lake Jinghu and Lake Tingtang

鏡湖水樣的采集在2008年5月-2009年4月期間完成，除2008年11月份采集2次外，其余時間段均采取每4天或7天1次的樣品采集頻率. 汀棠湖水樣采集在2009年2月-2010年1月期間完成，除2009年10月份因天氣原因只進行1次采集外，其他時間段均為每半月采集1次樣品. 用于水體總氮(TN)和總磷(TP)濃度測定的水樣每月采集1次，均在每月上旬進行. 所有的樣品均在采樣日上午8:00-10:00之間進行.

水樣采集時，同步用水銀溫度計測定水溫，賽奇氏圓盤(Secchi disc)測定水體透明度(SD)；分別用哈納HI-9143溶氧儀(意大利)和哈納HI-8424酸度計(意大利)測定溶解氧(DO)和水體pH值. TN和TP濃度的測定委托蕪湖市水文水資源局完成，其方法分別參照國標GB 11894-1989和GB 11893-1989進行. 為反映水體中粒徑大小不同的藻類生物量的多少，在Chl.a濃度測定時分為兩個程序進行: 一是將來源于各水層中的等量水樣混合后，經(jīng)孔徑為25 μm 的篩絹過濾，測定過濾后水樣中的Chl.a濃度(Chl.a<25 μm)，以間接反映水體中小型藻類的生物量; 二是將來源于各水層的混合水樣未經(jīng)過濾而直接帶回實驗室用于Chl.a的測定，以間接反映水體中藻類總體生物量. 兩類型Chl.a濃度的測定均采用丙酮萃取—分光光度法[24].

包括輪蟲在內(nèi)的浮游動物的定性標本采用25#浮游生物網(wǎng)大范圍拖撈獲得; 定量標本采用2.5 L采水器，于3個不同深度各采集5 L湖水，混和后經(jīng)孔徑為25 μm的篩絹過濾收集，即刻用5%的福爾馬林溶液固定，實驗室內(nèi)靜置沉淀48 h后，收集沉淀物并濃縮至30 ml. 浮游動物計數(shù)采用1 ml計數(shù)框，在OLYMPUS顯微鏡下全片計數(shù)，取3片計數(shù)的平均值作為其密度(橈足類分幼體和成體分別計數(shù)). 輪蟲的種類鑒定按Koste分類系統(tǒng)[25]; 枝角類的鑒定參照《中國動物志——淡水枝角類》[26]，枝角類的分類地位鑒定至屬.

1.3 數(shù)據(jù)分析

季節(jié)的劃分參照氣象學上的氣溫法進行. 具體是先按照水溫與氣溫間的關系[3]，將測得的水溫換算成氣溫，將連續(xù)5天的均溫高于22℃的時期視為夏季，而低于10℃的視為冬季，二者之間為春季和秋季. 根據(jù)輪蟲對不同粒徑藻類和其他食物資源的攝食情況[27-28]，將2個湖泊中的輪蟲劃分成三種類型，其一為微型濾食性輪蟲，包括臂尾輪蟲(Brachionus)、龜甲輪蟲(Keratella)、龜紋輪蟲(Anuraeopsis)、葉輪蟲(Notholca)和三肢輪蟲(Filinia);其二為大型藻類掠食性輪蟲，包括異尾輪蟲(Trichocerca)、多肢輪蟲(Polyarthra)和疣毛輪蟲(Synchaeta)等; 第三為捕食性輪蟲，如肉食性的晶囊輪蟲(Asplanchna)等.

應用配對t檢驗法檢測每個湖泊非生物因子和生物因子在2個樣點間的差異性. 先對數(shù)據(jù)正態(tài)性進行分析(對不符合正態(tài)分布的數(shù)據(jù)進行對數(shù)轉換)，然后在SPSS 16.0軟件中利用Pearson相關分析法分析2個湖泊中Chl.a和Chl.a<25 μm與各水環(huán)境因子及浮游動物密度間的相關性. 在R 2.13.0軟件中利用relweights函數(shù)來獲得具有相關性的被選環(huán)境因子對Chl.a濃度影響的相對權重[29]，將Chl.a和Chl.a<25 μm分別與影響其季節(jié)變動相對權重最大的水環(huán)境因子進行回歸分析. 另外，考慮到氮、磷濃度對于浮游植物生長的重要性，分別將各湖泊中兩類Chl.a濃度與水體氮、磷濃度進行回歸分析.

2 結果與分析

2.1 鏡湖水體Chl.a濃度及理化因子的周年動態(tài)

鏡湖2個樣點中Chl.a和Chl.a<25 μm的年均值分別為27.8和24.0 μg/L、25.2和21.4 μg/L. Chl.a和Chl.a<25 μm在兩樣點間均無顯著差異(P>0.05)，其濃度的季節(jié)變動趨勢均表現(xiàn)為夏季>秋季>春季>冬季(圖2).

鏡湖2個樣點的水溫、DO、pH、SD均不存在顯著性差異(P>0.05). 冬季水溫最低，夏季最高; 而DO濃度的周年變動表現(xiàn)為冬季高、夏季低. 水體pH值在7.0～8.5之間波動; SD的周年動態(tài)與Chl.a和水溫的周年動態(tài)總體變化趨勢均相反(圖3).

圖2 鏡湖中兩種類型的Chl.a濃度的周年動態(tài)Fig.2 Annual dynamics of two fractions of Chl.a (Chl.a and Chl.a<25 μm) in Lake Jinghu

圖3 鏡湖水溫、水體pH值、透明度和溶解氧濃度的周年動態(tài)Fig.3 Annual dynamics of water temperature, pH value and secchi depth and DO concentration in Lake Jinghu

圖4 鏡湖和汀棠湖TN、TP濃度及TN/TP比的周年變動Fig.4 Annual dynamics of TN, TP concentrations and TN/TP ratio in Lake Jinghu and Lake Tingtang

鏡湖TP濃度表現(xiàn)為秋季>夏季, 而春季與冬季的差別并不大. TN濃度表現(xiàn)為冬季最高, 而其余3個季節(jié)的差別也不大. TN/TP比的年均值為13.68, 整體上表現(xiàn)為冬季>春季>夏季>秋季(圖4).

2.2 汀棠湖水體Chl.a濃度及理化因子的周年動態(tài)

汀棠湖2個樣點的Chl.a和Chl.a<25 μm的年均值分別為25.7和25.1 μg/L、25.9和21.0 μg/L, 2個樣點間均沒有顯著差異(P>0.05), 均表現(xiàn)為夏季>春季>秋季>冬季(圖5);水溫、DO、pH、SD、N和P濃度在2個樣點也均不存在顯著差異(P>0.05), 且它們的周年變動趨勢與其在鏡湖中的變動均非常類似(圖4,圖6).

圖5 汀棠湖兩種類型Chl.a濃度的周年動態(tài)Fig.5 Annual dynamics of two fractions of Chl.a (Chl.a and Chl.a<25 μm) in Lake Tingtang

圖6 汀棠湖水溫、水體pH值、透明度和溶解氧濃度的周年動態(tài)Fig.6 Annual dynamics of water temperature, pH value, secchi depth and DO concentration in Lake Tingtang

2.3 鏡湖和汀棠湖輪蟲和枝角類密度的周年動態(tài)

汀棠湖中存在較多的枝角類和橈足類，其中枝角類主要有象鼻溞(Bosminaspp.)和秀體溞(Diaphanosomaspp.)，均為小型枝角類. 象鼻溞的密度高峰期出現(xiàn)在2009年2月末至4月初; 秀體溞的密度高峰期出現(xiàn)在夏季(2009年6、7和8月). 與枝角類和橈足類密度相比，汀棠湖中輪蟲密度相對較高. 汀棠湖2個樣點中，微型濾食輪蟲密度占輪蟲總密度比例均較高，兩者均呈極顯著正相關(r=0.98，P<0.001). 輪蟲總密度和微型濾食輪蟲在冬季(2009年2月和2010年1月)密度較高，而在夏季(2009年6、7、8月)較低，春末和秋末密度最低.

鏡湖微型濾食性輪蟲的類型與汀棠湖相同. 微型濾食性輪蟲密度在2個樣點中的變動趨勢與輪蟲總密度大體相似，且兩者呈極顯著相關(r=0.82，P<0.001). 在2008年9月末-10月末和2009年3月末-4月末，輪蟲總密度和微型濾食性輪蟲密度間均呈現(xiàn)逐步下降的趨勢.

2.4 兩種類型的Chl.a濃度與非生物因子和生物因子間的關系

從全年整體看，2個湖泊中的Chl.a和Chl.a<25 μm間均呈極顯著正相關. 兩類Chl.a濃度均與水溫呈顯著正相關，而與SD均呈顯著負相關. 兩類Chl.a濃度均與鏡湖DO呈顯著負相關，均與鏡湖輪蟲總密度和濾食性輪蟲密度呈顯著正相關，與汀棠湖秀體溞密度呈顯著正相關，但與汀棠湖輪蟲的密度均不存在顯著的相關性(表1).

圖7 鏡湖和汀棠湖兩類Chl.a濃度與TP濃度，TN/TP比的關系Fig.7 Regression relationships between two fractions of Chl.a (Chl.a and Chl.a<25 μm) and TP as well as TN/TP ratio in Lake Jinghu and Lake Tingtang

環(huán)境因子縮寫鏡湖汀棠湖Chl.aChl.a<25μmChl.aChl.a<25μmChl.a/(μg/L)Chl.a- 0.97**- 0.97**水溫/℃WT0.74**0.75**0.54**0.56**透明度/mSD-0.77**-0.78**-0.69*-0.70**pHpH0.010.02-0.22-0.18DO/(mg/L)DO-0.62**-0.63**-0.21-0.21TN/(mg/L)TN-0.15-0.05-0.35-0.36TP/(mg/L)TP0.50*0.63**0.050.11TN/TP比TN/TP-0.63**-0.66**-0.34-0.40象鼻溞密度/(ind./L)Bos- - -0.04 0 秀體溞密度/(ind./L)Dia- - 0.43**0.41**微型濾食輪蟲密度/(ind./L)Filter0.49**0.51**-0.14-0.16輪蟲總密度/(ind./L)Total0.44**0.46**-0.15-0.16

*表示P<0.05，**表示P<0.01; 汀棠湖中浮游動物密度經(jīng)過lg轉化; 下同.

鏡湖中，兩類Chl.a濃度與TP濃度均呈顯著或極顯著正相關，而與TN/TP比均呈極顯著負相關(表1). lg Chl.a(Y1)和lg Chl.a<25 μm(Y2)均隨著lg TP(X1)的增加而顯著增加，回歸關系分別為Y1=1.17X1+2.78(R2=0.48，P<0.01),Y2=1.38X1+2.92(R2=0.59，P<0.01).Y1和Y2均隨著lg(TN/TP)(X2)的增加而顯著減小(表1)，回歸關系分別為Y1=-1.01X2+2.53(R2=0.48，P<0.01),Y2=-1.14X2+2.52(R2=0.50，P<0.01)(圖7).

汀棠湖中，兩類Chl.a濃度與TN、TP和TN/TP比間均沒有顯著相關性(表1). 然而，lg Chl.a(Y3)、lg Chl.a<25 μm(Y4)均隨著lg(TN/TP)(X3)的增加而減小的趨勢，回歸關系分別為Y3=-0.42X3+1.82(R2=0.13，P=0.09)，Y4=-0.59X3+1.89(R2=0.16，P=0.056)(圖7).

從季節(jié)來看，2個湖泊中兩類型的Chl.a濃度在每個樣點間也呈現(xiàn)極顯著正相關. 鏡湖中，冬季與非冬季的水體中兩種類型的Chl.a濃度均與水溫呈極顯著正相關，而與SD呈極顯著負相關. 冬季鏡湖中2種類型的Chl.a濃度均與TN濃度呈顯著正相關，而與濾食性輪蟲密度和輪蟲總密度呈極顯著負相關; 其他3個季節(jié)兩種類型的Chl.a濃度均與DO濃度呈極顯著負相關，而與濾食性輪蟲密度和輪蟲總密度呈極顯著正相關(表2).

汀堂湖中，冬季與非冬季的水體中兩種類型的Chl.a濃度均與SD呈極顯著負相關. 冬季汀堂湖中兩種類型的Chl.a濃度均與DO濃度呈顯著正相關. 非冬季水體中兩類Chl.a濃度均與TN濃度呈負相關趨勢(rChl.a=-0.41，P=0.08;rChl.a<25 μm=-0.44，P=0.07). 盡管冬季與非冬季的水體中兩種類型的Chl.a濃度均與輪蟲總密度無顯著相關性，但冬季水體中Chl.a<25 μm與濾食性輪蟲密度間呈負相關(r=-0.49,P=0.057)(表2).

各水環(huán)境因子對2個湖泊Chl.a濃度影響的相對權重見表3. 從全年整體和非冬季的情況看，鏡湖中兩種類型的Chl.a濃度均與SD的關系最為密切(表3). 但從冬季的情況看，輪蟲對藻類的牧食效應(下行效應)對鏡湖中兩種類型的Chl.a濃度，尤其是Chl.a<25 μm(小型藻類的Chl.a濃度)的影響最大(表3). 汀棠湖中，無論是從全年整體看，還是分季節(jié)看，兩種類型的Chl.a濃度均與SD的關系最為密切(表2，表3). 但從冬季情況看，輪蟲對藻類的牧食效應還是對Chl.a<25 μm產(chǎn)生了一定的影響(表3).

表2 冬季與非冬季鏡湖和汀棠湖水體中兩種類型的Chl.a濃度與各環(huán)境因子間的相關系數(shù)

各環(huán)境因子的縮寫見表1. 下同.

鑒于透明度與2個湖泊Chl.a濃度間的關系均最為密切，故對它們之間的關系進行回歸分析. 2個湖泊兩種類型的Chl.a濃度(Chl.a:Y1; Chl.a<25 μm:Y2)均與透明度(X)呈極顯著相關(圖8).

表3 各環(huán)境因子對鏡湖和汀棠湖兩種類型Chl.a濃度變動影響的相對權重(%)

圖8 鏡湖和汀棠湖兩種類型的Chl.a濃度與透明度間的回歸關系Fig.8 Regression relationships between two fractions of Chl.a (Chl.a and Chl.a<25 μm) and secchi depth in Lake Jinghu and Lake Tingtang

3 討論

3.1 水環(huán)境因子對鏡湖和汀棠湖Chl.a濃度影響的探討

3.1.1 水體理化因子對Chl.a濃度的影響 眾多研究表明，水溫與Chl.a濃度呈正相關[6,11,23,30]. 與上述結論一致，本研究中，鏡湖和汀棠湖Chl.a濃度均與水溫呈顯著正相關，說明水溫對浮游植物的生長和發(fā)育具有促進作用. 在當前全球氣候變暖的背景下，這種現(xiàn)象可引起環(huán)保工作者對水體富營養(yǎng)化成因的重視，因為水溫的升高既促進了Chl.a濃度的上升，也有利于藍藻形成優(yōu)勢[31].

有研究表明，水體Chl.a濃度與其pH值間呈顯著正相關[32]. 在浮游植物生長茂盛的水域，水體pH值較高，主要與浮游植物的光合作用吸收水體中的CO2、放出O2有關. 本研究中，2個湖泊水體pH值均在7.0～8.5 之間波動，整體變化幅度很小，且無論從全年整體還是分季節(jié)看，Chl.a濃度與pH值間均沒有顯著相關性，這與阮曉紅等的結論[32]并不一致，而與范廷玉等[33]的研究一致. 究其原因，可能是阮曉紅等[32]的研究只在冬、夏季各采集1次樣品，且60個湖泊間營養(yǎng)水平相差較大有關. 實際上，就單個水體pH的季節(jié)變動不大的湖泊來說，pH與水體藻類繁殖之間的關系可能不太大.

Chl.a濃度與DO濃度可能存在著正相關性，因為Chl.a濃度越高，浮游植物數(shù)量越多，其通過光合作用釋放O2，會使DO濃度增加[30,33]. 但也有研究表明，Chl.a濃度與DO濃度卻呈負相關[4]. 本研究中，Chl.a濃度與DO濃度間的關系在鏡湖呈負相關，而在冬季汀棠湖呈正相關. 由于DO除了與浮游植物的光合作用放氧有關外，與水溫、氧分壓和有機體的呼吸消耗等密切相關;一定范圍內(nèi)，溫度越高，DO濃度越低[34]. 從本研究來看，汀棠湖和鏡湖均屬小型淺水湖泊，水體中的DO濃度受溫度的影響從而成為影響Chl.a濃度變動的被動因子的可能性更大.

Chl.a濃度與營養(yǎng)鹽間存在著復雜的關系[35]. OECD認為，氮、磷濃度均有可能影響Chl.a濃度[2]. 從國內(nèi)學者對我國湖泊和水庫等的研究發(fā)現(xiàn)，Chl.a濃度與氮、磷濃度的關系也比較復雜，如對洞庭湖[4]、太湖[8]、蘇州平原河網(wǎng)區(qū)淺水湖泊[32]和珠江流域東江干流[36]的研究中均認為P是影響Chl.a濃度變化的主導因子，而對三峽水庫香溪河庫灣的研究中卻發(fā)現(xiàn)Chl.a濃度受N的影響更大[5]. 有學者認為，TN/TP比與藻類的生長有更直接的關系. 當TN/TP比>7或<7時，P和N分別是可能的限制性營養(yǎng)鹽[37]. 本研究中，鏡湖中兩類Chl.a濃度與TP濃度均呈顯著正相關，而與TN/TP比均呈顯著負相關，且TN/TP比年均值為13.68，這表明鏡湖屬于P限制性水體，P對于Chl.a濃度的影響較大. 而在汀棠湖中，兩類Chl.a濃度均分別與TN/TP比和TN濃度呈負相關，且TN/TP比的年均值為12.09，這表明汀棠湖可能偏向P限制性水體. 但汀棠湖中Chl.a濃度與TP濃度并沒有呈現(xiàn)正相關性，可能與汀棠湖在采樣期地處蕪湖市郊，周邊居民在水體放養(yǎng)較多的鰱鳙魚有關，因為這些濾食性魚類對于藻類的濾食可能改變了Chl.a濃度與TP濃度的關系[38]. 當然，這種推測還需要更進一步的研究予以證實.

3.1.2 浮游動物對Chl.a濃度的影響 輪蟲、枝角類等浮游動物均攝食浮游藻類，從而有可能會影響到水體中的Chl.a濃度. 本研究中，藻類的Chl.a總濃度與小型藻類的Chl.a濃度間呈極顯著相關，且它們的均值差異都不大，這說明2個湖泊中大型藻類所占比例較小. 從全年整體來看，鏡湖的兩類Chl.a濃度與輪蟲密度均呈極顯著正相關，一方面說明了浮游動物對于鏡湖Chl.a濃度的影響不大，另一方面也暗示了水體中可供輪蟲利用的食物資源是充足的. 汀棠湖中，兩類Chl.a濃度與輪蟲密度并未呈顯著相關，這說明汀棠湖浮游動物的牧食對于水體Chl.a濃度的影響很小.

但是從季節(jié)變化的特點看，在水溫最低、光照時間最短的冬季，水體透明度均最高，2個湖泊中微型濾食性輪蟲總密度和輪蟲總密度均較高，而Chl.a濃度卻最低. 此階段，輪蟲密度與Chl.a濃度呈顯著負相關性(鏡湖)或負相關趨勢(汀棠湖)，且相比其他水環(huán)境因子而言，輪蟲密度對于鏡湖中藻類Chl.a總濃度，尤其對小型藻類的Chl.a濃度影響最大; 而這些現(xiàn)象在溫度較高、光照時間較長的非冬季中并沒有顯現(xiàn)，這說明在低溫、短光照下的冬季水體中，藻類光合作用較弱，浮游輪蟲攝食藻類降低了Chl.a濃度. 但是，輪蟲密度對于汀棠湖Chl.a濃度的影響卻有限，一方面可能與汀棠湖樣品采集的頻率相對較低有關，因為較長的采樣周期難以反映出對水環(huán)境變化敏感的輪蟲等浮游動物對藻類攝食的影響力; 另一方面也說明了浮游動物攝食藻類在影響小型淺水湖泊中Chl.a濃度變動的重要性方面需要更多的調(diào)查予以確認. 結合本實驗和張鎮(zhèn)等[19]的實驗結果，有理由相信，通過一定的措施增加浮游動物密度，將有可能有效地降低浮游植物的生物量和水華產(chǎn)生的可能性.

3.2 小型封閉性水體與大型淺水湖泊、水庫和河流Chl.a濃度及其變動因素的比較

大型淺水湖泊由于受風浪的攪動強烈，其Chl.a濃度的變動除了與水溫及營養(yǎng)鹽等相關外，還與沉積物懸浮導致的濁度上升有關，湖水渾濁使得水下光照成為影響水體Chl.a濃度變動的限制性因子[10]. 有些大型淺水湖泊(如鄱陽湖)并非封閉性水體，與外界的交換程度高，高水位的豐水期會稀釋營養(yǎng)鹽濃度，從而改變了其對水體Chl.a濃度的影響[9]. 對水庫的研究發(fā)現(xiàn)，其中的Chl.a濃度除了受營養(yǎng)鹽的影響程度較大外，還與水庫的水文條件相關，調(diào)水會影響Chl.a濃度與營養(yǎng)鹽間的關系[39]. 就河流而言，不同河段的Chl.a濃度往往不同，與水體的流動性也具有緊密的關系[36,40]. 這些現(xiàn)象說明沉積物的懸浮、水文條件和水體流動性是影響大型淺水湖泊、水庫或者河流中Chl.a濃度變動的不容忽視的因素，同時水體的不同區(qū)域受這些因素影響程度可能不同，導致了Chl.a濃度的分布具有空間異質(zhì)性. 至于小型淺水水體，其Chl.a濃度的分布是否具有空間異質(zhì)性與水體周圍的環(huán)境條件相關. 就本研究而言，鏡湖和汀棠湖兩個樣點的Chl.a濃度間均沒有顯著差異，這可能是因為它們均屬城市內(nèi)湖，且與周邊的水交換程度均不高. 但是，小型淺水水體即使是封閉的，如果不同水域受風的影響程度不同，也會影響到Chl.a濃度的空間分布特征[41].

3.3 透明度與Chl.a濃度間關系的探討

一般而言，透明度與該水體中懸浮物質(zhì)和Chl.a濃度均呈負相關[5,6,30,42]. 且有學者認為，Chl.a濃度與透明度間呈現(xiàn)曲線關系[5,34]. 本研究中，無論從全年整體上看還是分季節(jié)看，除了冬季的鏡湖外，2個湖泊的Chl.a濃度均與透明度間的關系最為密切(圖8). 然而，有不少學者認為，透明度可能是引起Chl.a濃度變動的被動因子[33]，但作者認為也有可能是誘導因素. 本研究的2個湖泊均在城市內(nèi)部，易受周邊人群的影響; 且它們均屬于小型淺水湖泊，其透明度易受地表水沖洗、雨水淋刷和人為活動等外源性因素的影響，這些因素可能會主動影響到水體中的浮游藻類的光合作用. 但從本研究并結合相關文獻看[5,34]，不管透明度是作為Chl.a濃度變動的誘導因子還是被動因子，由于測定過程非常簡便，其可能是預測封閉性較好、與外界水交換程度低的水體Chl.a濃度變動的較為簡便的指標. 不過，由于透明度測定的過程受人為影響程度較大，因此就需要盡可能地提高測定的準確性，比如: 選用黑白對照清晰的透明度盤、盡量選擇同一個人完成全部樣品的測定工作、保持透明度盤在水中的垂直狀態(tài)等減小測定誤差的措施. 當然，在大型湖泊、水庫、河流及受風影響較大的小型水體中，由于水體的流動性或者水位的變化較大，是否能夠利用透明度來預測Chl.a濃度的變動需要更多、更細致的研究加以證實.

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Temporalvariationsofchlorophyll-aconcentrationandtheirrelationshipswithabioticandbioticfactorsintwosmallshallowlakes

WEN Xinli1,2, FENG Ruonan1,2, ZHANG Gen1, XUE Yinghao1,3& XI Yilong1,2**

(1:CollegeofLifeSciences,AnhuiNormalUniversity,KeyLaboratoryofBioticEnvironmentandEcologicalSafetyinAnhuiProvince,Wuhu241000,P.R.China)(2:CollaborativeInnovationCenterofRecoveryandReconstructionofDegradedEcosysteminWanjiangCityBelt,Wuhu241000,P.R.China)(3:RuralEnergy&EnvironmentAgency,MinistryofAgriculture,Beijing100125,P.R.China)

Identifying the factors affecting the variations of chlorophyll-a concentration is very important in assessment and management of water quality in lakes. Most of previous studies focused on the relationships between chlorophyll-a concentration and abiotic factors, while paid little attention on the effects of biotic ones. To examine the relative importance of the abiotic and biotic factors on seasonal variation of chlorophyll-a in shallow lakes, water samples were collected semimonthly from February 2009 to January 2010 in Lake Tingtang, and four-day or one-week intervals from May 2008 to April 2009 in Lake Jinghu, respectively. Simultaneously, the abiotic factors including water temperature, pH, dissoloved oxygen, Secchi depth, total nitrogen(TN) and total phosphorus(TP) as well as the densities of rotifers and cladocerans were analyzed. The chlorophyll-a concentration in each water body was measured in two fractions: one filtered through a 25 μm plankton net (Chl.a<25 μm) and another unfiltered (Chl.a). During the monitoring period, the two fractions of chlorophyll-a in two lakes were both positively correlated with water temperature and negatively associated with secchi depth, and they did not show reverse relationship with the densities of rotifers and cladocerans in both lakes. Chl.a and Chl.a<25 μm increased significantly with TP but decreased with TN/TP ratio in Lake Jinghu, while they showed reducing trends with TN and TN/TP ratio in Lake Tingtang. During winter, the rotifer density was negatively associated with Chl.a and Chl.a<25 μm in Lake Jinghu, and the similar relationships between them were found in Lake Tingtang, indicating that the low chlorophyll-a concentration in winter might be partly due to the prey effect of rotifers on phytoplankton. Based on the relative weight of the effect intensity of each correlated factor on the variation of chlorophyll-a concentration, Chl.a and Chl.a<25 μm were both affected mostly by secchi depth. Additionally, the two fractions of chlorophyll-a decreased with an increase in secchi depth. Taken together, the results in this paper implied that Secchi depth might be a simple and convenient index for predicting chlorophyll-a concentration in the small enclosed lakes.

Chlorophyll-a concentration; seasonal variation; biotic factor; abiotic factor; relative importance; Lake Tingtang; Lake Jinghu

*國家自然科學基金項目(31470015)、安徽省高校自然科學研究重點項目(KJ2017A320)和重要生物資源的保護與利用安徽省重點實驗室專項基金聯(lián)合資助. 2016-11-08收稿; 2017-03-12收修改稿. 溫新利(1977～), 男, 博士, 副教授; E-mail: wenxinli1977@126.com.

**通信作者; E-mail: ylxi1965@126.com.