辛 未,高雯琪,2,夏文彤,2,屈 霄,2,劉 晗,2,陳宇順,2

1.中國科學院水生生物研究所,淡水生態(tài)與生物技術國家重點實驗室,湖北 武漢 430072

2.中國科學院大學,北京 100049

南水北調(diào)是緩解我國北方水資源嚴重短缺局面的重大戰(zhàn)略性工程。 東平湖作為東線輸水線路上的最后一個調(diào)蓄湖泊,其水質(zhì)健康狀況將直接影響受水地區(qū)的用水安全,也關乎著調(diào)水工程的成敗。 東平湖地處山東省泰安市東平縣的西部,位于35°30′～36°20′N、116°00′～116°30′E,多年平均水深1 ～ 3 m,為淺水型湖泊。 湖區(qū)面積209 km2,總庫容40 億 m3[1],是山東省第二大淡水湖,在防洪、灌溉、休閑旅游、漁業(yè)生產(chǎn)等方面均發(fā)揮著重要作用。 南水北調(diào)東線工程正式運行后,東平湖湖區(qū)水域的生態(tài)環(huán)境受調(diào)水影響而發(fā)生變化,各類水生生物資源的群落結構及數(shù)量也隨之改變[2]。 浮游植物作為淡水生態(tài)系統(tǒng)中的初級生產(chǎn)者,是整個水生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)及能量流動的基礎,能夠靈敏、迅速地反映出水環(huán)境的變化[3]。 因此,浮游植物的群落結構特征可作為自然水體水質(zhì)評價的重要指標[4-6]。

已有研究表明,南水北調(diào)工程會對沿線水體的水生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生影響[7-10]。 其中:包洪福[10]預測,南水北調(diào)中線工程的實施將導致丹江口庫區(qū)浮游植物群落結構發(fā)生變化;張春梅等[11]對南水北調(diào)中線干渠的研究也表明,其浮游植物細胞密度在穿黃工程運行后顯著增加。 然而,關于東平湖水生生物群落的現(xiàn)有研究多集中于南水北調(diào)工程調(diào)水前的浮游生物群落結構及多樣性分析[12-14],有關調(diào)水后的東平湖浮游植物群落變化情況的調(diào)查卻相對較少。 另外,雖然已有研究者基于浮游植物群落結構特征及多樣性對南水北調(diào)工程沿線水體進行了水質(zhì)生物評價[15-17],但前期主要是通過對水化學指標的分析來評價東平湖水質(zhì)狀況[18-19]及水體營養(yǎng)等級[20-22],采用浮游植物多樣性指標對調(diào)水工程運行后的東平湖水質(zhì)狀況進行綜合評價的研究卻鮮有報道。

鑒于以上原因,本研究于2016 年4 月、7 月、10 月及2017 年1 月對東平湖浮游植物群落結構進行了調(diào)查研究,并利用浮游植物多樣性指標綜合評價了東平湖水質(zhì)健康狀況。 同時,與前期相關研究結果進行比較,分析了南水北調(diào)東線工程調(diào)水后的東平湖浮游植物群落及水質(zhì)變化趨勢,旨在為東平湖長期跟蹤研究提供基礎資料,為調(diào)水水質(zhì)安全保障工作提供數(shù)據(jù)支持,為東平湖生態(tài)環(huán)境保護提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

通過對東平湖水域環(huán)境及調(diào)水情況的綜合分析,在全湖較為典型的點位布設了14 個采樣點(圖1),分別進行浮游植物采樣。 東平湖14 個采樣點可分為3 個湖區(qū),即:出水區(qū)(1#、2#、3#、4#)、湖中區(qū)(5#、6#、7#、8#、9#、10#)及進水區(qū)(11#、12#、13#、14#)。

圖1 東平湖采樣點位分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Dongping Lake

1.2 浮游植物采樣及計數(shù)

1.2.1 浮游植物定性樣品采集

用25 號浮游生物網(wǎng)在水面下做“∞”形循環(huán),緩慢拖動約3～5 min。 待水瀝去后,將采集到的浮游植物樣品收集至50 mL 樣品瓶中,加入福爾馬林溶液固定,帶回實驗室鑒定種類。

1.2.2 浮游植物定量樣品采集

在每個點位用有機玻璃采水器于0.5 m 水深處采集表層水樣1 000 mL,置于樣品瓶內(nèi),加入魯哥試劑固定并搖勻。

1.2.3 浮游植物鑒定與計數(shù)

浮游植物的種類鑒定參考《中國淡水藻類——系統(tǒng)、分類及生態(tài)》《中國淡水生物圖譜》等文獻進行[23-24]。 定量樣品的計數(shù)方法依據(jù)《淡水浮游生物研究方法》[25],將樣品靜置48 h 后,濃縮、定容至50 mL 并充分搖勻,取0.1 mL 濃縮液置于浮游植物計數(shù)框內(nèi),采用目鏡視野法在10×40 倍光學顯微鏡下觀察計數(shù)。 每個樣品計數(shù)兩片,取平均值。 若兩片的計數(shù)結果相差超過15%,則取第三片進行計數(shù),取個數(shù)相近的兩片的均值。 然后根據(jù)濃縮倍數(shù)換算得出每升水樣中的藻類細胞個數(shù),即為細胞密度(cells/L)。 采樣時間為2016 年4 月(春季)、7 月(夏季)、10 月(秋季)及2017 年1 月(冬季)。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析方法

為避免因采用單一物種多樣性指數(shù)進行分析而造成的評價偏差,本研究采用Shannon-Wiener多樣性指數(shù)[26]、Pielou 均勻度指數(shù)[27]和Marglef豐富度指數(shù)[28]3 個指數(shù),從不同方面對東平湖浮游植物多樣性進行綜合分析。 基于以上浮游植物多樣性指數(shù)評價水質(zhì)的具體標準[29-31]如表1 所示。

表1 Shannon-Wiener 指數(shù)、Pielou 指數(shù)、Marglef 指數(shù)的評價標準Table 1 Evaluation criteria of Shannon-Wiener index,Pielou index and Margalef index

浮游植物主要優(yōu)勢種群通過物種優(yōu)勢度指數(shù)(Y)進行分析。 當Y>0.02 時,該物種為群落中的優(yōu)勢種[32]。

通過雙因素方差分析判斷區(qū)域及季節(jié)因素對浮游植物密度及生物多樣性是否有顯著影響,以及兩個因素之間是否存在交互作用。 若無交互作用,則采用單因素方差分析對各區(qū)域及各季節(jié)的浮游植物差異性進行比較分析。 所有統(tǒng)計分析的顯著性水平均定為0.05。 數(shù)據(jù)處理、分析及繪圖在SPSS 18.0 和Excel 2016 軟件中完成。

2 結果與分析

對東平湖浮游植物的密度及生物多樣性指數(shù)做區(qū)域和季節(jié)的雙因素方差分析,結果顯示:東平湖浮游植物的密度、Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)及Marglef 豐富度指數(shù)在不同季節(jié)間差異顯著(P<0.05),在不同區(qū)域間差異不顯著(P>0.05),且區(qū)域和季節(jié)因素對密度及Marglef 豐富度指數(shù)的影響均不存在交互作用(表2);浮游植物的Pielou 均勻度指數(shù)受季節(jié)和區(qū)域的交互影響,且不同季節(jié)和區(qū)域間的差異均不顯著。

表2 區(qū)域及季節(jié)對浮游植物各參數(shù)影響的雙因素方差分析結果Table 2 Results of two-way ANOVA of regional and seasonal effects on phytoplankton indicators

2.1 浮游植物種類組成及優(yōu)勢種

本研究共檢出浮游植物8 門143 種(屬),其中:綠藻門種類數(shù)最多,共計69 種(屬);其次為藍藻門和硅藻門,分別為30 種(屬) 和27 種(屬);裸藻門、甲藻門、金藻門、隱藻門、黃藻門種類數(shù)較少,分別為6 種、4 種、4 種、2 種、1 種。 浮游植物的種類數(shù)在不同季節(jié)之間存在差異,如圖2 所示,不同季節(jié)的浮游植物種類數(shù)由高至低依次為夏季(100 種)、春季(84 種)、冬季(66種)、秋季(65 種)。 各季節(jié)的浮游植物種類組成中,均為綠藻門種類數(shù)最多,且綠藻、硅藻、藍藻3個門類的浮游植物種類數(shù)之和超過浮游植物種類總數(shù)的80%。 進水區(qū)及湖中區(qū)浮游植物種類數(shù)的季節(jié)變化規(guī)律基本一致,均為夏季最多,春季次之,冬季最少;而在出水區(qū),春季和夏季的種類數(shù)相同且為最多,秋季次之,冬季最少。

圖2 東平湖浮游植物種類組成的季節(jié)變化Fig.2 Seasonal dynamics of phytoplankton genera in Dongping Lake

東平湖浮游植物優(yōu)勢種群的組成及優(yōu)勢度指數(shù)變化情況如表3 所示。 2016 年4 月—2017 年1月,在東平湖共檢出浮游植物優(yōu)勢種群14 種(屬),均為藍藻門和綠藻門種類,其中,藍藻門11種(屬),綠藻門3 種(屬)。 優(yōu)勢種群中的偽魚腥藻及擬浮絲藻在4 個采樣季節(jié)均為優(yōu)勢種群,且在除春季之外的其他采樣季節(jié),偽魚腥藻均為優(yōu)勢度最大的種群。 由表3 可知,冬季的優(yōu)勢種群較為集中,共有4 種;春季共計5 種,以擬浮絲藻的優(yōu)勢度為最大;夏季有5 種,秋季有7 種,夏季及秋季的優(yōu)勢種群全部為藍藻門種類,且均為偽魚腥藻占絕對優(yōu)勢。

參考污染指示種及其污染指示等級相關文獻[33-35],東平湖14 種浮游植物優(yōu)勢種中,有9 種為污染指示種(表3)。 藍纖維藻、魚腥藻、細小平裂藻、四尾柵藻及湖生卵囊藻所指示的水體污染等級為β-中污染,平裂藻、巨顫藻及纖維藻為β-中污染～α-中污染,席藻為寡污染～β-中污染。

表3 東平湖浮游植物優(yōu)勢度指數(shù)Table 3 Species dominance index of phytoplankton in Dongping Lake

2.2 浮游植物密度的時空分布

東平湖全年平均浮游植物密度為4.96×107cells/L,同一區(qū)域的浮游植物密度在不同季節(jié)之間差異顯著,各湖區(qū)秋季的浮游植物密度均顯著高于其他季節(jié)(表4)。 進水區(qū)及出水區(qū)均以冬季的浮游植物密度為最小,而湖中區(qū)以春季的浮游植物密度為最小。 出水區(qū)冬季的浮游植物密度顯著低于夏、秋兩季,而與春季無明顯差異。 東平湖同一季節(jié)不同區(qū)域間的浮游植物密度分布有所不同,但差異并不顯著(P>0.05)。 在夏季及冬季,出水區(qū)浮游植物密度最大,湖中區(qū)次之,進水區(qū)最小;在春季及秋季,進水區(qū)浮游植物密度最大,但春季以湖中區(qū)的密度為最小,而秋季以出水區(qū)的密度為最小。

表4 浮游植物密度的單因素(季節(jié))方差分析及多重比較結果Table 4 One way (season) ANOVA and multi-comparisons of phytoplankton abundance

東平湖各季節(jié)浮游植物的平均密度主要由藍藻門貢獻,且各個季節(jié)的藍藻門和綠藻門密度之和均占該季節(jié)總密度的90%以上(圖3)。 藍藻門的相對密度從春季到秋季逐漸升高,在秋季達到最高值后下降。 而綠藻門的季節(jié)變化趨勢與藍藻門相反,當藍藻門的相對優(yōu)勢下降時,綠藻門占比上升。 在各區(qū)域浮游植物密度組成中,藍藻門均占據(jù)絕對優(yōu)勢。 進水區(qū)與湖中區(qū)藍藻門的相對密度在95%以上,其次為綠藻和硅藻;出水區(qū)藍藻門的相對密度為84.47%,其次為綠藻和隱藻。

圖3 東平湖各門類浮游植物相對密度的季節(jié)變化Fig.3 Seasonal dynamics of relative abundance of all phytoplankton phyla in Dongping Lake

2.3 浮游植物多樣性及水質(zhì)評價

2016 年4 月—2017 年1 月,東平湖的浮游植物Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)平均值為2.77。各湖區(qū)在空間尺度上的差異并不顯著(表2),除進水區(qū)夏季及出水區(qū)春季大于3,指示其水體處于輕污染狀態(tài)外,全年大多介于2～3,表明各區(qū)域整體處于β-中污染狀態(tài)。 從時間尺度上看,各季節(jié)的Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)表現(xiàn)出一定的差異性(圖4)。 全湖春季均值最高,冬季最低,各季節(jié)平均值排序為春季(2.98)>夏季(2.87)>秋季(2.73)>冬季(2.48)。 出水區(qū)的季節(jié)變化差異顯著,春季(3.84±0.51)最高,夏季和秋季明顯低于春季,冬季(2.13±0.40)最低。

圖4 東平湖浮游植物Shannon-Wiener多樣性指數(shù)季節(jié)變化Fig.4 Seasonal dynamics of phytoplankton Shannon-Wiener diversity index in Dongping Lake

東平湖的浮游植物Marglef 豐富度指數(shù)平均值為1.88。 各湖區(qū)在空間尺度上的差異并不顯著(P>0.05),出水區(qū)(2.00)最佳,進水區(qū)和湖中區(qū)相近,分別為1.81 和1.84,均指示其水體為中度污染狀態(tài)(圖5)。 單因素方差分析結果顯示,同一區(qū)域不同季節(jié)的Marglef 豐富度指數(shù)差異顯著(P<0.05)。 進水區(qū)夏季的豐富度指數(shù)(2.33±0.34)顯著高于其他季節(jié)(F=7.045,P=0.005),秋季(1.57±0.20)最低;湖中區(qū)夏季豐富度指數(shù)(2.17±0.38)最高,春季次之,冬季(1.66±0.29)最低;出水區(qū)春季和夏季的豐富度指數(shù)顯著高于秋季和冬季(F=5.95,P=0.01)。 各季節(jié)浮游植物豐富度指數(shù)均介于1.5 ～ 2.0,排序為夏季(2.27)>春季(1.96)>秋季(1.66)>冬季(1.62),均指示其水體污染程度為中度污染。

圖5 東平湖浮游植物Marglef 豐富度指數(shù)季節(jié)變化Fig.5 Seasonal dynamics of Marglef richness index of phytoplankton in Dongping Lake

東平湖的浮游植物Pielou 均勻度指數(shù)平均值為0.56,說明東平湖水域整體水質(zhì)為寡污型。 均勻度指數(shù)在空間尺度上無明顯差異,出水區(qū)、湖中區(qū)、進水區(qū)的平均Pielou 均勻度指數(shù)分別為0.58、0.57、0.55,說明各區(qū)域水質(zhì)均屬于寡污型。東平湖春季的Pielou 均勻度指數(shù)平均值最大(0.62),夏季、秋季及冬季相近,但各季節(jié)的均勻度指數(shù)所指示的水質(zhì)情況并無明顯差異,均為寡污型。

根據(jù)浮游植物群落Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)、Pielou 均勻度指數(shù)及Marglef 豐富度指數(shù)的水質(zhì)評價標準(表1),對東平湖進行水質(zhì)生物學評價。 基于Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)和Marglef豐富度指數(shù)得出的水質(zhì)評價結果具有高度的一致性,均顯示東平湖水質(zhì)基本處于中度污染狀態(tài)(表5)。 部分評價結果的不一致可能是因為以上3 個指數(shù)各有側重且計算方式不同,分析結果受到浮游植物種類和數(shù)量的雙重影響。 而污染指示種的評價結果顯示,東平湖優(yōu)勢種大多為β-中污染指示種,僅少數(shù)為β-中污染～α-中污染或寡污染～β-中污染指示種。 綜合各評價結果可得出,2016 年4 月—2017 年1 月東平湖水質(zhì)總體處于中度污染狀態(tài)。

表5 東平湖水質(zhì)生物學評價結果Table 5 Results of biological evaluation of water quality in Dongping Lake

3 討論

3.1 調(diào)水對東平湖浮游植物時空變化的影響

本次調(diào)查共獲得浮游植物8 門143 種(屬),浮游植物物種總數(shù)與2006—2007 年[17]調(diào)查結果基本一致,而明顯高于其他各年度調(diào)查結果。 浮游植物的群落結構可能會隨水環(huán)境的改變而發(fā)生變化,而在不同研究中,采樣時間、采樣點位及調(diào)查方法的差異也可能導致調(diào)查結果的不同。 從浮游植物群落的種類組成上看,本次調(diào)查檢出的綠藻門種類最多,共69 種(屬),占浮游植物種類總數(shù)的48.25%;其次為藍藻門,共30 種(屬),占浮游植物種類總數(shù)的20.98%;再次為硅藻門,共27種(屬),占18.88%。 此結果與王志忠等[14]、師吉華等[21]等2006—2009 年調(diào)查結果一致,且各優(yōu)勢種群的種類數(shù)占比也基本接近(表6)。 綜合本次調(diào)查結果及歷史文獻可知,東平湖浮游植物群落組成長期以來處于相對穩(wěn)定的狀態(tài),均以綠藻門浮游植物的種類數(shù)為最多,僅種類數(shù)為次豐富的種群在不同年度的調(diào)查結果中略有變化,從早期的硅藻[12,36-37]轉變?yōu)樗{藻、硅藻和裸藻。 浮游植物的群落變化與水環(huán)境密切相關,水環(huán)境因子的改變會直接影響浮游植物的群落結構[38],而調(diào)水過程中的湖泊水體交換以及注入水的水質(zhì)狀況,都可能成為東平湖水環(huán)境因子發(fā)生改變的驅(qū)動因素[39]。 另外,隨著東平湖的開發(fā)建設,諸如湖區(qū)水產(chǎn)養(yǎng)殖、湖區(qū)周邊工農(nóng)業(yè)發(fā)展等人類活動也會對水質(zhì)產(chǎn)生一定程度的影響[40],進而導致浮游植物群落結構的變化和演替。 但關于東平湖浮游植物群落對水環(huán)境變化的響應機制,還需要進一步研究。

表6 東平湖浮游植物群落結構對比Table 6 Comparison of phytoplankton community structure in Dongping Lake

浮游植物群落的種類組成、密度、優(yōu)勢種群以及多樣性指數(shù)等指標均可作為描述群落演替趨勢、速度和穩(wěn)定程度的指標[43]。 本次調(diào)查結果表明,東平湖浮游植物優(yōu)勢種群由藍藻門、綠藻門構成,以藍藻門的偽魚腥藻和擬浮絲藻為主要優(yōu)勢種群。 東平湖浮游植物平均密度為4.96×107cells/L,各湖區(qū)密度差異不顯著,但不同季節(jié)的密度差異較大。 浮游植物表現(xiàn)出的季節(jié)演替現(xiàn)象可能與溫度有關,緣于浮游植物的生長受溫度調(diào)控明顯[44]。 東平湖浮游植物密度在夏季、秋季高,而在春季、冬季較低,這一趨勢與溫度變化較為一致。 經(jīng)過春季的繁殖,夏季藍藻、綠藻的密度顯著增加,到秋季時達到頂峰,而秋季過后,溫度明顯降低,藍藻、綠藻密度也大幅下降。 另外,2016 年4 月(春季)及2017 年1 月(冬季)均為東平湖調(diào)水期,水體交換的增強有利于污染物的擴散和水體自凈能力的提升,可能導致水體營養(yǎng)鹽含量的減少,進而導致浮游植物密度下降。 浮游植物平均密度空間差異較小亦可能是因為調(diào)水使得原本相對靜止的湖泊水體的流動性加強,浮游植物的分布受水流影響而趨向均勻化。

3.2 應用浮游植物評價水質(zhì)

自20 世紀80 年代以來,我國研究人員對東平湖的水環(huán)境質(zhì)量進行了一系列研究,對東平湖的多項水質(zhì)數(shù)據(jù)進行了為期多年的調(diào)查和分析。 調(diào)查結果顯示,南水北調(diào)東線工程通水前,東平湖水體營養(yǎng)等級大多處于中-富營養(yǎng)化狀態(tài),且呈現(xiàn)惡化趨勢,東平湖水質(zhì)整體處于中度污染水平,部分時間和區(qū)域甚至出現(xiàn)了重度污染情況(表7)。

表7 東平湖水質(zhì)評價對比Table 7 Comparison of evaluation of water quality in Dongping Lake

此外,近30 年來的研究結果表明,東平湖浮游植物的多樣性呈明顯下降趨勢。 20 世紀80 年代[32],東平湖浮游植物多樣性指數(shù)的變化范圍為2.34～3.08,平均值為2.84;而2006—2007 年[14]的調(diào)查結果顯示,其浮游植物多樣性指數(shù)已降至1.55～2.84,豐富度指數(shù)為1.43～3.13,均勻度指數(shù)為0.36～0.77;在2013 年[35]的調(diào)查中,浮游植物多樣性指數(shù)的下降更為明顯,平均值已降至1.48。 在本研究中,東平湖浮游植物多樣性指數(shù)的變化范圍為2.13～3.84,平均值為2.77;豐富度指數(shù)的變化范圍為1.61 ～ 2.27,平均值為1.88;均勻度指數(shù)的變化范圍為0.54～0.62,平均值為0.56。 與南水北調(diào)東線調(diào)水前的數(shù)據(jù)相比,東平湖浮游植物群落的豐富度指數(shù)和均勻度指數(shù)基本不變,但多樣性指數(shù)出現(xiàn)了明顯的增加,并且空間分布更為均勻。 本研究利用浮游植物多樣性指數(shù)及污染指示種進行的綜合水質(zhì)生物學評價結果也顯示,東平湖水質(zhì)出現(xiàn)了一定程度的改善,總體上已由調(diào)水前的中度至重度污染轉變?yōu)橹卸任廴緺顟B(tài)。 有研究認為,南水北調(diào)工程通水后,長江及輸水沿線水體中的浮游植物會隨之進入東平湖,引起湖區(qū)生物多樣性的增加[48]。 另外,所調(diào)取的水為揚州段的長江水,其水質(zhì)較好,注入東平湖后會對原有污染起到一定的稀釋作用[49]。 同時,大量優(yōu)質(zhì)水體的匯入也能讓東平湖的水體交換能力變強,有利于污染物的擴散和水體自凈能力的提升。 綜合以上因素,東平湖浮游植物多樣性的提升可能與調(diào)水引入了新物種以及調(diào)水后的東平湖水質(zhì)狀況得到了改善有關[8]。 但本次調(diào)查僅持續(xù)了一年,若需闡明浮游植物多樣性與湖區(qū)水質(zhì)及調(diào)水的關系,則需要通過長期的監(jiān)測予以進一步論證。

東平湖整體水質(zhì)情況雖有所好轉,但秋季浮游植物密度高達1.65×108cells/L 且以藍藻門藻類占絕對優(yōu)勢的情況仍需引起必要的關注。 根據(jù)浮游植物密度指示的水體營養(yǎng)類型評價標準[50]分析可知,東平湖大部分采樣位點的水質(zhì)情況在10 月(秋季)處于中-富營養(yǎng)化水平,部分位點處于富-重富營養(yǎng)化水平。 東平湖水深較淺、水體透光性較好,南水北調(diào)工程通水前的水體流通性差,污染物難以擴散,而在經(jīng)濟快速發(fā)展的大環(huán)境下,東平湖周邊的點源、面源污染排放加劇[51],導致東平湖水體富營養(yǎng)化風險較大。 通過文獻調(diào)查可知,8—9 月為東平湖豐水期,降雨量的增加可能導致大量地表徑流攜帶湖區(qū)周邊人類生活及生產(chǎn)活動產(chǎn)生的污水(如工業(yè)廢水、生活污水及農(nóng)業(yè)灌溉退水等)進入東平湖水體[52];而10 月為非調(diào)水期,湖內(nèi)水體流動緩慢,不利于污染物的擴散,湖泊自凈能力相對較弱。 水體內(nèi)污染物的增加及湖泊自凈能力的受限可能導致湖內(nèi)污染物及營養(yǎng)鹽的蓄積,而且東平湖10 月的湖水溫度依然較高,以上多重因素的綜合作用可能就是秋季藍藻迅速生長繁衍、種群密度激增的原因。

由此可見,雖然很多研究表明,多樣性指數(shù)評價法的適用性較好[31,53],能較為綜合地評價水質(zhì)狀況及水體健康程度,但采用單一的評價方法仍然可能導致評價結果的片面性。 有研究發(fā)現(xiàn),在一些污染較重的區(qū)域卻出現(xiàn)了浮游植物多樣性指數(shù)較高的現(xiàn)象[54]。 這可能是因為在水溫適宜且營養(yǎng)鹽豐富的情況下,浮游植物大量生長,多樣性增加,致使水質(zhì)生物學評價結果偏樂觀[55]。 因此,以多樣性指數(shù)來評價水體質(zhì)量時,應結合多個多樣性指數(shù)和多種評價方法進行綜合評估,才能得到更加客觀、有效和全面的評估結果。

綜上,東平湖在南水北調(diào)工程調(diào)水后的水質(zhì)較調(diào)水前有所改善,污染情況及富營養(yǎng)化情況均呈現(xiàn)好轉趨勢,說明為保障南水北調(diào)東線輸水沿線水質(zhì)安全而采取的東平湖流域綜合治理措施已初見成效。 但目前東平湖仍處于中度污染狀態(tài),且部分季節(jié)仍有較大的富營養(yǎng)化風險,因此,對東平湖水污染及富營養(yǎng)化的防控仍需要進一步加強。 一方面,應繼續(xù)加強政府監(jiān)管,從源頭上控制和規(guī)范東平湖湖區(qū)的點源(工業(yè)廢水、生活污水等)、面源(農(nóng)業(yè)灌溉退水等)污染排放,避免湖區(qū)內(nèi)高強度水產(chǎn)養(yǎng)殖及過度旅游開發(fā)等人類活動造成的水體污染;另一方面,東平湖85%以上的水量由大汶河輸入[56],因此,控制大汶河流域的污染負荷,減少氮、磷等營養(yǎng)元素的輸入,防止調(diào)水帶來的外源性污染,也是加強東平湖水污染防治的重要途徑。

4 結論

本研究在東平湖共鑒定出浮游植物8 門143種(屬)。 在種類組成上,各季節(jié)均以綠藻為主。在數(shù)量上,浮游植物年平均密度為4.96×107cells/L,季節(jié)間的密度差異顯著,秋季達到最大值;各季節(jié)平均密度主要由藍藻門貢獻,主要優(yōu)勢類群由藍藻和綠藻構成。 浮游植物Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)、Marglef 豐富度指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)的變化范圍分別為2.13 ～ 3.84、1.61～2.27、0.54～0.62,前兩者得出的水質(zhì)評價結果具有高度的一致性,均指示東平湖水質(zhì)為中度污染狀態(tài)。 另外,優(yōu)勢種群中的9 種污染指示種大多為β-中污染指示種。 與歷史數(shù)據(jù)相比,東平湖在南水北調(diào)東線工程通水后的浮游植物群落組成相對穩(wěn)定,多樣性指數(shù)較前期有明顯增加,水質(zhì)得到了一定程度的改善。 盡管東平湖水質(zhì)綜合評價結果為中度污染狀態(tài),但秋季浮游植物密度升高且藍藻占絕對優(yōu)勢的情況仍需引起必要的關注。 應進一步加強對東平湖水污染及富營養(yǎng)化的防控,以避免藍藻水華的出現(xiàn),切實改善東平湖的水生態(tài)環(huán)境質(zhì)量。