李一凡，谷孝鴻，曾慶飛，賈冰嬋，訾鑫源，陳輝輝，毛志剛，葛 優(yōu)

(1：中國科學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：中國科學院大學,北京 100049)

我國的湖庫網(wǎng)圍養(yǎng)殖始于1970s末。人們利用大水面自然資源，發(fā)展高效利用的漁業(yè)增養(yǎng)殖模式，為湖區(qū)增效和漁民增收致富做出了重要貢獻。然而，隨著集約化網(wǎng)圍養(yǎng)殖規(guī)模和密度的增加，加上流域工農(nóng)業(yè)污染的影響，水體富營養(yǎng)化和生態(tài)退化現(xiàn)象日益嚴重。為了保護湖庫生態(tài)環(huán)境和漁業(yè)資源，各級部門有計劃地開展了養(yǎng)殖網(wǎng)圍整治和拆除工作。東太湖是太湖東部一個典型的草型淺水湖灣，因其適宜的光熱、自然地理和水體條件發(fā)展成為我國最早開發(fā)漁業(yè)養(yǎng)殖的湖泊之一。東太湖網(wǎng)圍養(yǎng)殖結構和養(yǎng)殖規(guī)模經(jīng)歷了幾次變動。首先是“以湖養(yǎng)湖”的高密度養(yǎng)魚農(nóng)業(yè)試驗研究成功，實現(xiàn)了從粗放粗養(yǎng)的常規(guī)養(yǎng)殖模式到湖區(qū)網(wǎng)圍精養(yǎng)的轉變[1]。1990s末，隨著人們對名特優(yōu)水產(chǎn)品的大量需求，圍網(wǎng)養(yǎng)殖結構調(diào)整，逐漸轉變?yōu)橐灾腥A絨螯蟹(簡稱河蟹)(Eriocheirsinensis)為主養(yǎng)、混養(yǎng)魚蝦的生態(tài)養(yǎng)殖模式。2000-2008年是網(wǎng)圍養(yǎng)殖發(fā)展的鼎盛時期，全湖河蟹水產(chǎn)養(yǎng)殖面積達118.56 km2。2008年底，東太湖實施了退圍還湖網(wǎng)圍整治工程，將網(wǎng)圍養(yǎng)殖水面壓縮至30.00 km2。直到2018年末，伴隨著最后一季河蟹養(yǎng)殖結束，東太湖開始了網(wǎng)圍全面清除工作，結束了長達34年的太湖網(wǎng)圍養(yǎng)殖歷史。

按照中央環(huán)保督察要求，太湖、滆湖、長蕩湖等全面拆除了湖泊養(yǎng)殖網(wǎng)圍。截至2019年，全國網(wǎng)圍養(yǎng)殖面積銳減到1.17×102km2[10]。修復退圍還湖區(qū)生態(tài)系統(tǒng)、改善水體生態(tài)環(huán)境和保護生物多樣性是湖泊治理規(guī)劃的關鍵。系統(tǒng)回顧網(wǎng)圍養(yǎng)殖水環(huán)境的長期變化特征，探尋其驅動因素、存在問題和發(fā)展趨勢，將為我國湖泊“十四五”生態(tài)修復與保護規(guī)劃提供數(shù)據(jù)支撐和借鑒。東太湖是我國網(wǎng)圍養(yǎng)殖發(fā)展最成熟、整治管理力度最大的水域，本文通過系統(tǒng)分析1990-2021年水體營養(yǎng)鹽在不同湖區(qū)和不同網(wǎng)圍發(fā)展階段的變化規(guī)律，解析影響營養(yǎng)鹽變動的因素、存在問題和發(fā)展趨勢，為東太湖生態(tài)修復與保護以及全國退圍還湖區(qū)生態(tài)環(huán)境治理提供數(shù)據(jù)基礎和理論支持。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)來源及點位設置

東太湖是太湖東南部的湖灣，面積131 km2，平均水深1.3 m，是太湖主要的出水區(qū)域，承擔了重要的航運作用，也是東部下游地區(qū)上海市等地的主要水源地[4]。本文采用的數(shù)據(jù)分為兩部分，其中1990-2005年數(shù)據(jù)來自中國科學院南京地理與湖泊研究所楊龍元副研究員提供的歷史監(jiān)測數(shù)據(jù)；2006-2021年數(shù)據(jù)來自本課題組長期監(jiān)測，監(jiān)測點位如圖 1所示，數(shù)據(jù)采集和分析方法均參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》(第二版)[11]的規(guī)定執(zhí)行。14個監(jiān)測點位包含原網(wǎng)圍區(qū)(1#、7#、13#、14#)、河口區(qū)(2#、9#、11#、12#)、湖心區(qū)(6#、8#)、瓜涇口(10#)、東茭咀(4#)和太浦河口(5#)。整個太湖的數(shù)據(jù)來自中國科學院太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站點位監(jiān)測數(shù)據(jù)。

圖1 東太湖水質(zhì)監(jiān)測調(diào)查點位分布(網(wǎng)格代表 2009-2018年網(wǎng)圍整治階段網(wǎng)圍分布區(qū))Fig.1 Distribution of sampling sites in East Lake Taihu (The grid represents the net-pen distribution from 2009 to 2018)

1.2 水質(zhì)指標的測定

1.3 數(shù)據(jù)分析

2006-2021年東太湖水體TN、TP、Chl.a和CODMn濃度的年際變化數(shù)據(jù)為該年度所有點位和所有采樣時間的平均值±標準誤，采用R x64 4.1.1軟件中ggplot2包繪制1990-2021年水質(zhì)指標濃度變化柱狀圖；采用AutoCAD 2010軟件繪制東太湖網(wǎng)圍規(guī)模變化的三階段水體理化指標空間變化(2008年前網(wǎng)圍養(yǎng)殖階段、2009-2018年網(wǎng)圍整治階段和2019年后網(wǎng)圍拆除階段)，數(shù)據(jù)來自該階段該點位所有采樣時間的平均值±標準誤，采用單因素方差分析(one-way analysis of variance)分析不同點位的組內(nèi)數(shù)據(jù)的顯著性差異；采用R x64 4.1.1軟件中ggplot2包對網(wǎng)圍拆除后水質(zhì)指標的季節(jié)變化進行分析，以保留95%的置信區(qū)間對14個采樣點位的數(shù)據(jù)擬合，可視化營養(yǎng)鹽濃度的季節(jié)變化趨勢；為探究東太湖30年來水體中主要污染因子和太浦河口出水量對東太湖水質(zhì)的影響，采用R x64 4.1.1軟件中ggbiplot包和factoextra包，將太浦河口出水量分別與1990-2020年東太湖全域水質(zhì)和2008-2020年太浦河口與東茭咀兩區(qū)域水質(zhì)進行主成分分析(principal component analysis)，利用ggcorrplot包展示各指標之間的Pearson相關系數(shù)和顯著性P值。

選取SD、Chl.a、TN、TP和CODMn這5個與湖泊富營養(yǎng)化狀態(tài)變化最為密切的參數(shù)開展水體富營養(yǎng)化狀態(tài)綜合評價。計算公式和判定標準參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》(第二版)[11]。

2 結果與分析

2.1 東太湖1990-2021年水質(zhì)年際變化

東太湖水體TN濃度在1990年為0.53 mg/L，隨著網(wǎng)圍規(guī)模擴大，到1999年TN濃度增加到1.01 mg/L。隨著養(yǎng)殖結構改變，TN濃度有所下降，至2002年下降到0.47 mg/L。但是隨著養(yǎng)殖強度增加，TN濃度呈現(xiàn)增加趨勢，至2008年網(wǎng)圍整治之前達到1.3 mg/L。2009-2018年間，TN濃度基本維持穩(wěn)定，平均濃度為1.33 mg/L。網(wǎng)圍拆除后，TN濃度在2020年開始有所反彈，至2021年上升至1.87 mg/L(圖 2A)。

1990-2021年間東太湖水體TP濃度變化趨勢和TN相似，隨著網(wǎng)圍養(yǎng)殖結構和規(guī)模變化。1995年以前， TP平均濃度為0.015 mg/L，滿足地表水Ⅱ類水質(zhì)標準。隨著網(wǎng)圍養(yǎng)殖的快速發(fā)展，TP濃度呈明顯上升趨勢，到2007年網(wǎng)圍整治前達到0.06 mg/L，隨后有所降低，到 2018年網(wǎng)圍拆除前下降到0.051 mg/L。但是，近年來有上升趨勢，2021年4月，TP最高達到 0.128 mg/L(圖 2B)。

東太湖水體的CODMn濃度近30年的變化較為穩(wěn)定，平均值為4.54 mg/L，達到地表水Ⅲ類水質(zhì)標準。2008年網(wǎng)圍整治和2018年的網(wǎng)圍全部拆除，CODMn濃度在一定時期均呈現(xiàn)了下降趨勢。2018年網(wǎng)圍拆除前CODMn濃度達到最高(6.08 mg/L)。網(wǎng)圍拆除后近兩年CODMn濃度有上升趨勢，2021年達到5.72 mg/L(圖 2C)。

東太湖水體Chl.a濃度在1990-2007年間趨于穩(wěn)定，均低于10 μg/L。2008年網(wǎng)圍整治后，2008-2010年Chl.a濃度較高，至2010年達到22.75 μg/L。2010年后呈下降趨勢，至2015年降至7.21 μg/L。2016年后Chl.a濃度呈上升趨勢，至2021年最高可達28.09μg/L(圖2D)。

圖2 東太湖1990-2021年水體營養(yǎng)鹽濃度長期變化趨勢(2008年：網(wǎng)圍整治；2018年：網(wǎng)圍拆除)Fig.2 Variational trends of nutrient concentration in water of East Lake Taihu from 1990 to 2021 (2008: Net-pen culture governance, 2018: Net-pen culture demolition)

2.2 東太湖不同水域水質(zhì)演變

東太湖水質(zhì)在不同水域不同網(wǎng)圍整治時期變化情況如圖 3所示。東太湖原網(wǎng)圍區(qū)的水深和透明度近30年來基本維持穩(wěn)定，分別在1.35 m(P>0.05)和0.80 m(P>0.05)左右波動；湖心區(qū)的水深略高于原網(wǎng)圍區(qū)，透明度近年來略有下降，由2008年之前的0.87 m下降到網(wǎng)圍拆除后的0.51 m；北部河口張家浜水體透明度近年來有所提升，網(wǎng)圍拆除后達到0.68 m；太浦河口和北部瓜涇口水深自2018年后增加明顯，分別由2018年的2.51和1.28 m提高到3.05(F=5.07,P<0.05)和3.55 m(F=79.28,P<0.01)，透明度分別由2018年的0.44和0.56 m降低到網(wǎng)圍拆除后的0.29和0.46 m。東太湖入湖口的東茭咀透明度下降嚴重，從1.18 m降至0.29 m(F=15.70,P<0.01)(圖 3A)。

原網(wǎng)圍區(qū)和湖心區(qū)水體的TN濃度基本穩(wěn)定，維持在1.10 mg/L(P>0.05)左右。位于東太湖北部的張家浜與瓜涇口的TN濃度，自2008年之后呈下降趨勢，分別由2008年前的1.74和1.76 mg/L降至2019年后的1.26和1.00 mg/L。南部的東茭咀和太浦河口TN濃度上升明顯，分別由2008年前的0.68和0.75 mg/L升至2019年后的2.00 (F=7.62,P<0.01)和1.67 mg/L(F=4.44,P<0.05)。3階段內(nèi)的NH3-N濃度除了東茭咀一直呈現(xiàn)上升趨勢(F=5.43,P<0.05)，其它區(qū)域均表現(xiàn)為先降低又升高，2019年之后，NH3-N濃度維持在0.22～0.32 mg/L之間 (圖3B)。

圖3 東太湖不同網(wǎng)圍規(guī)模不同區(qū)域水質(zhì)演變 (階段1為2008年前,階段2為2009-2018年,階段3為2019年后)Fig.3 Water quality changes in different regions of East Lake Taihu

東太湖TOC濃度在各點呈現(xiàn)先升高再降低的趨勢，2009-2018年網(wǎng)圍整治階段TOC濃度最高，平均達到8.12 mg/L，網(wǎng)圍拆除后降低為6.00 mg/L，點位間差異不顯著(P>0.05)。東茭咀和太浦河口水域CODMn濃度近30年呈逐漸上升的趨勢，網(wǎng)圍拆除后分別達到4.73和4.70 mg/L。瓜涇口水域的TOC和CODMn濃度近30年逐漸下降(圖3D)。

原網(wǎng)圍區(qū)和湖心區(qū)的Chl.a濃度在2008年網(wǎng)圍整治后分別從17.92和20.77 μg/L上升至22.35和29.52 μg/L，該區(qū)域的SS濃度近30年基本維持在16 mg/L(P>0.05)左右。張家浜和瓜涇口的SS濃度在網(wǎng)圍拆除后有所下降。東茭咀和太浦河口的Chl.a濃度近30年內(nèi)均呈明顯的上升趨勢，Chl.a濃度分別從2008年前的4.18和5.42 μg/L上升至2019年后的24.95 (F=14.16,P<0.01)和34.10 μg/L(F=5.96,P<0.05)，東茭咀的SS濃度從1.49 mg/L顯著上升至38.38 mg/L(F=9.32,P<0.01)(圖3E)。

2.3 東太湖網(wǎng)圍拆除后水質(zhì)季節(jié)變化

網(wǎng)圍拆除后東太湖水體中TN和TDN濃度季節(jié)變化規(guī)律相似， 最低值均出現(xiàn)在7-10月，平均值分別為0.89和0.63 mg/L；10月至次年1月濃度較高，平均值分別為1.57和0.95 mg/L(圖4A，C)。

圖4 東太湖網(wǎng)圍拆除后氮、磷濃度的季節(jié)變化Fig.4 Seasonal variations of nitrogen and phosphorus concentrations in East Lake Taihu after the complete renovation of net-pen

網(wǎng)圍拆除后東太湖水體中TP和TDP的平均濃度除了2021年4月份，基本維持穩(wěn)定，分別為0.05 (P>0.05)和0.02 mg/L(P>0.05)左右。2020年和2021年1月相對較高，TP平均可達0.10 mg/L。2021年4月因采樣當天風浪較大，底泥再懸浮，TP(F=15.56,P<0.01)和TDP(F=133.98,P<0.01)濃度顯著升高(圖4B，D)。

東太湖網(wǎng)圍拆除后，水體SS、CODMn、Chl.a和TOC在2019年呈現(xiàn)上升趨勢，直到2020年1月分別達到38.33 mg/L、6.91 mg/L、35.30 μg/L和4.24 mg/L，沒有出現(xiàn)季節(jié)波動。但2020-2021年，逐漸呈現(xiàn)夏秋季低、冬春季高的趨勢， 2020年7-10月最低，SS、CODMn、Chl.a和TOC分別為13.29 mg/L、4.32 mg/L、14.65 μg/L和3.57 mg/L(圖5)。

圖5 東太湖網(wǎng)圍完全拆除后SS、Chl.a、CODMn和TOC濃度變化特征Fig.5 Variations of SS, Chl.a, CODMn and DOC concentrations in East Lake Taihu after the complete renovation of net-pen

2.4 東太湖30年不同階段水質(zhì)主成分和相關性分析

TN是主成分分析中貢獻度最大的水質(zhì)指標(圖6)，表明TN是1990-2020年間東太湖主要的污染因子，TN、TP、CODMn和Chl.a濃度之間具有顯著的正相關性(P<0.05)。30年間網(wǎng)圍面積和太浦河口出水量與東太湖水體營養(yǎng)鹽濃度變化相關性不顯著(P>0.05)。

圖6 1990-2020年東太湖水質(zhì)主成分分析圖和相關性熱力圖Fig.6 Principal component analysis diagram and correlation thermal map of East Lake Taihu from 1990 to 2020

進一步發(fā)現(xiàn)太浦河口與東茭咀水域的營養(yǎng)鹽濃度自2008年后顯著上升，且2005年起“引江濟太”工程進入長效運行，太浦河口出湖水量開始增加。因此，對2008年網(wǎng)圍整治工程實施后的水質(zhì)指標與出湖水量和降雨量進行主成分分析，可知TN依舊是太浦河口與東茭咀的主要污染因子，TN濃度與透明度和Chl.a濃度具有顯著相關性(P<0.01)。降雨量與各水質(zhì)指標之間并無顯著相關性(P>0.05)，太浦河口出水量與Chl.a濃度有顯著正相關關系(P<0.05)(圖7)。

圖7 2008-2020年東太湖水質(zhì)主成分分析圖和相關性熱力圖Fig.7 Principal component analysis diagram and correlation thermal map of East Lake Taihu from 2008 to 2020

3 討論

3.1 網(wǎng)圍養(yǎng)殖結構調(diào)整和規(guī)模變動對東太湖水質(zhì)年際波動的影響

1990-2021年期間，東太湖TN、TP、CODMn和Chl.a濃度平均值存在年際波動，與網(wǎng)圍養(yǎng)殖結構調(diào)整和規(guī)模變動密切相關。東太湖是典型的草型湖泊，1980s以苦草(Vallisnerianatans(Lour.) Hara)、馬來眼子菜(PotamogetonwrightiiMorong)、微齒眼子菜(PotamogetonmaackianusA. Bennett)和輪葉黑藻(Hydrillaverticillata)占優(yōu)勢。中國科學院南京地理與湖泊研究所的一批科技人員開創(chuàng)了我國大水面水草資源高效利用的網(wǎng)圍養(yǎng)殖模式，以草魚(Ctenopharyngodonidella)、團頭魴(Megalobramaamblycephala)、鯉(Cyprinuscarpio)、鯽(Carassiusauratus)、青魚(Mylopharyngodonpiceus)為主養(yǎng)，搭配鰱(Hypophthalmichthysmolitrix)、鳙(Aristichthysnobilis)、鱖(Sinipercachuatsi)和翹嘴紅鲌(Erythroculterilishaeformis)。到1997年，全湖網(wǎng)圍養(yǎng)魚面積達60 km2(圖 8)。隨著網(wǎng)圍養(yǎng)魚強度增加，水體富營養(yǎng)化現(xiàn)象日益凸顯。據(jù)報道，水產(chǎn)品只能攝食約70%的餌料[12]，多余的餌料、養(yǎng)殖藥物殘留和水產(chǎn)品的排泄物一同沉入湖底[13]。微生物經(jīng)過自身生理作用分解釋放出大量的氮、磷到水體中，增加沉積物污染風險，加速湖泊富營養(yǎng)化[14-16]。根據(jù)楊清心等的研究[17]，東太湖網(wǎng)圍養(yǎng)魚產(chǎn)量為7500～11250 kg/hm2時，相當于向湖中投入超過產(chǎn)量60%的氮、磷，即每生產(chǎn)1 t的魚就會向湖內(nèi)釋放141.25 kg的氮和14.14 kg 的磷。

圖8 東太湖網(wǎng)圍完全拆除前(1984- 2019年)的漁業(yè)養(yǎng)殖面積和河蟹養(yǎng)殖比例Fig.8 Fisheries farming area and the ratio of Chinese mitten crab farming of East Lake Taihu from 1984 to 2019

到1990s末網(wǎng)圍養(yǎng)魚鼎盛時期，東太湖水體TN、TP和CODMn濃度達到了一個小高峰(圖 2)。因東太湖還保持較高的水草覆蓋度，Chl.a濃度變化不明顯，依舊維持較低的水平。隨后，東太湖網(wǎng)圍養(yǎng)殖模式逐漸轉向了高經(jīng)濟效益的河蟹為主，同時套養(yǎng)魚蝦的生態(tài)混養(yǎng)模式，最大程度地利用河蟹餌料，加上沉水植物伊樂藻(ElodeacanadensisMichx)和輪葉黑藻的有效管控和螺類投放，在提高綜合效益的同時盡可能減湖泊外來物質(zhì)輸入對水質(zhì)的影響[18]。直到2000年初，水體營養(yǎng)鹽濃度呈下降趨勢。

隨著河蟹養(yǎng)殖強度增大，2008年全湖養(yǎng)殖面積達到118.56 km2，占全湖水面的90.50%。近乎全湖的網(wǎng)圍覆蓋，嚴重影響了水生植物的收割和氮、磷營養(yǎng)鹽的輸出，從而導致湖泊的自凈能力下降，加重了東太湖水質(zhì)的惡化[19]。Luo等也發(fā)現(xiàn)陽澄湖中的氮、磷等營養(yǎng)鹽濃度與網(wǎng)圍面積的大小呈正相關[20]。因此，2008年網(wǎng)圍整治前，營養(yǎng)鹽水平達到第2個小高峰。隨后，網(wǎng)圍養(yǎng)殖整治將面積縮減為30 km2，東太湖的水質(zhì)狀況得到了改善。直到2018年養(yǎng)殖網(wǎng)圍全部拆除，2019年有個平緩的響應期，近兩年水質(zhì)狀況不容樂觀，2020年東太湖的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)達到69，接近整個太湖水平(圖9)。

圖9 2002-2020年太湖和東太湖 綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)變化趨勢Fig.9 Variations of comprehensive trophic level index of Lake Taihu and East Lake Taihu from 2002 to 2020

3.2 網(wǎng)圍拆除后東太湖水質(zhì)變化原因分析

影響東太湖水質(zhì)狀況的可能因素有流域河流排污和土地利用、湖體水生植物現(xiàn)存量和群落結構改變、水文水動力、與整個太湖的連通影響以及氣候變化和極端天氣等。

圖10 2002-2020年太湖流域 降雨量(數(shù)據(jù)來源：水利部太湖流域管理局)Fig.10 Rainfall in Lake Taihu Basin from 1999 to 2020 (Data source: Taihu Basin Authority)

圖11 2005-2020年太湖出入 湖水量(數(shù)據(jù)來源：太湖流域管理局)Fig.11 Volume of water input and output of Lake Taihu from 2005 to 2020 (Data source: Taihu Basin Administration Bureau)

2)水生植物現(xiàn)存量和群落結構改變的影響。水生植被可以固定水體中的氮、磷，并通過抑制湖泊底泥再懸浮控制沉積物中營養(yǎng)鹽的釋放，改善水質(zhì)[24]。合理的水生植被群落結構組成和生物量是維持健康湖泊生態(tài)系統(tǒng)的關鍵[25]。1960s，東太湖以馬來眼子菜為主，占全湖面積的90%。2002年發(fā)展為以伊樂藻+微齒眼子菜+輪葉黑藻+苦草群叢為主，共發(fā)現(xiàn)沉水植物17種，浮葉植物13種和漂浮植物9種[26]。2019年以后，由于缺少漁民對沉水植物伊樂藻、輪葉黑藻、苦草的種植和對浮葉植物的打撈，沉水植物演替為以狐尾藻(MyriophyllumverticillatumL.)、金魚藻(CeratophyllumdemersumL.)和菹草(PotamogetoncrispusL.)占優(yōu)勢。2021年沉水植物面積銳減到13.17 km2，浮葉植物野菱(Trapaincisavar.sieb.)瘋狂擴張，達到34.97 km2，水生植物總面積占全湖總面積的45%，主要分布于原網(wǎng)圍區(qū)(表 1)。當外界的干擾超過其耐受限度時，沉水植物面積萎縮，群落結構趨于單一化，或者消失[27-28]。當水生植物群落結構單一化時，易形成“瘋長”，腐敗壞水[29]。且浮葉植物較沉水植物有較強的抗風浪能力，又缺少漁民打撈，因此網(wǎng)圍拆除后浮葉植物占優(yōu)勢[8]。傅玲研究發(fā)現(xiàn)不同生態(tài)型組合的植物群叢對氮、磷去除效果優(yōu)于單一植物群叢[30]。原網(wǎng)圍區(qū)因夏秋季金魚藻、狐尾藻、野菱生物量高于其它區(qū)域，水質(zhì)優(yōu)于其它水域，和網(wǎng)圍拆除前差異不大；但因缺少人工管護，秋、冬季腐敗壞水風險加大，特別是對于生物量較高的漂浮植物野菱。沉水植物多樣性的提高及群落結構的優(yōu)化對水生態(tài)系統(tǒng)的健康與穩(wěn)定具有重要意義。但整體來說，東太湖湖心、原網(wǎng)圍區(qū)、張家浜和瓜涇口水體營養(yǎng)鹽相對于網(wǎng)圍拆除前變化不大， Chl.a濃度上升。水體營養(yǎng)鹽上升最高的是太浦河口和東茭咀，整體拉升了網(wǎng)圍拆除后東太湖氮、磷營養(yǎng)鹽的平均水平。

表1 2017-2021年東太湖水生植被類群面積Tab.1 Area changes of different aquatic vegetations in East Lake Taihu from 2017 to 2021

3)東太湖水文水動力變化和與大太湖的連通影響。本課題組的研究發(fā)現(xiàn)，網(wǎng)圍存在對表層和中層的湖流衰減影響最大，可衰減73%～96%；圍網(wǎng)拆除后，水動力條件改變(水流運動對沉水植物的拉伸、攪動、拖曳作用)對沉水植物生物量以及群落組成都有明顯影響[31-32]。狐尾藻的抗剪切力強于伊樂藻和輪葉黑藻，這與東太湖現(xiàn)階段沉水植物以狐尾藻占優(yōu)勢有一定關系。

自2015年開始，東茭咀和太浦河口處的TN、TP、Chl.a和SS濃度均出現(xiàn)明顯的上升趨勢，透明度也下降到現(xiàn)在的0.30 cm左右，與整個太湖接近。楊井志成等[8]發(fā)現(xiàn)2018網(wǎng)圍拆除后，在太浦河口附近水域監(jiān)測到藍藻水華，面積為8.79 km2，占比為4.31%。研究認為是圍網(wǎng)拆除后，水動力增強，原圍網(wǎng)區(qū)底泥沉積物釋放至太浦閘口附近水域，加重了該片水域的富營養(yǎng)化程度。在本研究中，太浦河口和東茭咀水域的Chl.a濃度同太浦河口出湖水量呈顯著正相關(P<0.05)。郝文彬等[33]運用環(huán)境流體動力學模型也發(fā)現(xiàn)，加大望虞河入湖流量可顯著改變東部湖區(qū)的水循環(huán)條件。2015和2016 年，持續(xù)兩年的特大洪水（圖，加上整個太湖東部人工水生植物刈割打撈，東茭咀附近的水生植物急劇減少[34]。網(wǎng)圍和水生植物具有降低湖水流速，阻礙沉積物中營養(yǎng)鹽再懸浮的作用[35]。網(wǎng)圍拆除、經(jīng)由太浦河等出湖口的出湖水量增加（圖11）、水生植物消失，東茭咀附近水動力作用加強，加上原網(wǎng)圍區(qū)底泥營養(yǎng)鹽釋放，綜合因素引起東太湖南部區(qū)域營養(yǎng)鹽濃度大幅上升。在朱偉等[36]的研究中也發(fā)現(xiàn)入湖水量的增加開始影響太湖存在的“西濁東清”水質(zhì)結構，水體交換周期縮短會使東西太湖水質(zhì)出現(xiàn)均化的現(xiàn)象，東部太湖水質(zhì)會出現(xiàn)下降的趨勢。

4)極端天氣影響。2016年的特大洪水造成太湖出現(xiàn)磷反彈，洪水造成的年度性水體交換周期縮短已經(jīng)對東部太湖水質(zhì)產(chǎn)生了不利的影響[36]，認為2016年突然出現(xiàn)的磷反彈與這一年發(fā)生的特大洪水一次性多增加579 t磷通量有著顯著的關系。在本研究中，東太湖TN、TP、CODMn和Chl.a濃度在2016和2017年有較大提高可能與強降雨有關，雖然相關性不顯著。

3.3 東太湖網(wǎng)圍全拆除后的生態(tài)修復措施建議

東太湖退圍還湖是太湖受損生態(tài)系統(tǒng)局部水域水質(zhì)改善、生態(tài)修復和多樣性保護的關鍵，也是太湖生物資源養(yǎng)護及漁業(yè)高質(zhì)量可持續(xù)發(fā)展和下游區(qū)域優(yōu)質(zhì)水源保障供給的重要基礎。東太湖網(wǎng)圍養(yǎng)殖拆除，目標是重構良好的生態(tài)系統(tǒng)，但3年來的環(huán)境演變并沒有顯現(xiàn)出最初設想的效果，需要加強對東太湖的管理，并對近階段東太湖優(yōu)質(zhì)水生植被退化的現(xiàn)狀進行人工干預，確?；謴徒】底匀坏牟菪蜕鷳B(tài)系統(tǒng)格局。

3.3.1 應及早開展水生植物資源調(diào)控強化水質(zhì)凈化 針對當前東太湖水生植被浮葉植物菱占優(yōu)勢、覆蓋度高，沉水植物狐尾藻和金魚藻占優(yōu)勢、不易被魚類等利用等導致東太湖生態(tài)系統(tǒng)服務功能降低的問題，建議對東太湖不同區(qū)域水生植被進行調(diào)控，組織精準刈割，適度移出過量浮葉植物和沉水植物，收割控制沿湖岸蘆葦?shù)?。根?jù)多樣性-穩(wěn)定性理論，在目前沒有水生植物分布區(qū)域，開展微地形地貌生態(tài)改造提高透明度恢復沉水植物，在浮葉植物優(yōu)勢區(qū)開展風浪消減-浮葉植物塊狀刈割-沉水植物擴繁，在沉水植物單一區(qū)開展沉水植物多樣性維持與調(diào)控。2021年在原網(wǎng)圍區(qū)開展1 km2浮葉植物刈割試驗示范，試驗區(qū)監(jiān)測表明，沉水植物群落結構得到改善，生物多樣性提高，生態(tài)完整性得到恢復，水質(zhì)清新，顯現(xiàn)出較好的效果，為東太湖水生植被管理探索了經(jīng)驗。

3.3.2 加強對東太湖生態(tài)環(huán)境監(jiān)測并建立湖泊生態(tài)檔案 東太湖網(wǎng)圍拆除后水環(huán)境和水生態(tài)波動較大，建立生態(tài)檔案掌握發(fā)展動態(tài)和變化規(guī)律對于東太湖生態(tài)修復和綜合管控至關重要。因此，需要加強對東太湖水質(zhì)、浮游藻類、水生植被、魚類等生物資源，以及水位、流速和水下光照等物理環(huán)境因子的長期動態(tài)監(jiān)測，合理調(diào)控東太湖的水生植物群落結構及生物量和覆蓋度，科學評估東太湖保持Ⅲ類以上水質(zhì)需要的物理和生物條件，確保東太湖良好生態(tài)系統(tǒng)重構與水生態(tài)安全。

3.3.3 創(chuàng)建東太湖漁業(yè)資源養(yǎng)護與利用新模式 東太湖草型生態(tài)系統(tǒng)是生物多樣性和漁業(yè)種質(zhì)資源保護的有利條件，為生態(tài)系統(tǒng)服務功能提升和生態(tài)漁業(yè)發(fā)展奠定了基礎。東太湖不能發(fā)展大規(guī)模集約化的人工養(yǎng)殖，但東太湖草型結構及優(yōu)質(zhì)的餌料生物資源，需要在保護中利用，讓生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部形成良性循環(huán)。東太湖宜開展河蟹、團頭魴、鱖、河川沙塘鱧等太湖魚米之鄉(xiāng)特色魚類品種的增殖放流，既可修復漁業(yè)種質(zhì)資源、維護生態(tài)系統(tǒng)完整性，又實現(xiàn)了沉水植被-底棲動物-浮游生物-漁業(yè)的食物鏈能流耦合。通過構建“道法自然”、“人放天養(yǎng)”的生態(tài)模式，在提升東太湖生態(tài)系統(tǒng)服務功能的同時，為東太湖網(wǎng)圍拆除后獨具特色的漁業(yè)高質(zhì)量發(fā)展創(chuàng)造了新的模式，也是綠水青山就是為金山銀山生態(tài)產(chǎn)品價值轉化的最好詮釋。

4 結論

1)30年來東太湖的TN、TP、CODMn和Chl.a濃度整體呈上升趨勢。網(wǎng)圍養(yǎng)蟹的水質(zhì)相對于網(wǎng)圍養(yǎng)魚較優(yōu)，但均隨著養(yǎng)殖強度的增大而變差，網(wǎng)圍規(guī)模縮減對改善水質(zhì)有正面效應。2008年后太浦河口和東茭咀透明度下降明顯，現(xiàn)在維持在30 cm左右；營養(yǎng)鹽濃度和Chl.a濃度升高顯著。東茭咀和太浦河口水域的Chl.a濃度與太浦河口出湖水量呈顯著正相關。網(wǎng)圍拆除、出湖水量增加和水生植被消失造成的水動力作用增強，加上原網(wǎng)圍區(qū)底泥營養(yǎng)鹽釋放，是引起東太湖南部區(qū)域營養(yǎng)鹽濃度大幅上升的主要原因。

2)東太湖網(wǎng)圍養(yǎng)殖拆除，目標是重構良好的生態(tài)系統(tǒng)，但3年來的環(huán)境演變并沒有顯現(xiàn)出最初設想的效果，需要加強對東太湖的管理，及早開展水生植物資源調(diào)控，強化水質(zhì)凈化，加強對東太湖泊湖生態(tài)環(huán)境監(jiān)測并建立湖泊生態(tài)檔案，創(chuàng)建漁業(yè)新模式，確?；謴徒】底匀坏牟菪蜕鷳B(tài)系統(tǒng)格局。

致謝：感謝楊元龍副研究員提供的1990-2005年東太湖的水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)，感謝羅菊花副研究員提供的2017-2021年東太湖水生植被類群面積數(shù)據(jù)，感謝闞可聰、仝天衡在樣品采集上的幫助。