浅水湖泊水生植物适宜生物量评估方法的探讨

李春华,叶 春*,孔祥臻,胡 文,陈洪森

浅水湖泊水生植物适宜生物量评估方法的探讨

李春华1,叶 春1*,孔祥臻2,胡 文3,陈洪森4

(1.中国环境科学研究院,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,环境基准与风险评估国家重点实验室,北京 100012；2.亥姆霍兹环境研究中心,湖泊研究部,德国 马格德堡 39114；3.贵州师范大学地理与环境科学学院,贵州 贵阳 550025；4.中国地质大学(北京),水资源与环境学院,北京 100083)

总结了水生植物对湖泊生态系统的影响、水生植物生物量控制与收割管理的研究,分析了目前浅水富营养化湖泊恢复过程中水生植物生物量确定方法的不足;立足于水生植物生长特点,提出了基于湖泊生态模型的浅水湖泊大型水生植物在生长期和衰亡期的适宜生物量评估方法的研究框架,本文可为指导湖泊生态修复工程及其后续维护,为完善健康湖泊的综合评价标准和湖泊生态修复理论提供科学支撑.

水生植物；生物量；浅水湖泊；生态修复；PCLake模型

浅水湖泊是与人类关系最为密切的淡水生态系统之一.近200年来,人类活动对湖泊物理、化学和生物过程产生的干扰越来越强烈,全世界75%以上的湖泊已经富营养化或正在富营养化中[1].我国淡水湖泊中大多数是浅水湖泊[2],由于这些湖泊大都分布在东南沿海或长江中下游平原地区,经济与环境的发展的不平衡造成严重的富营养化状态,致使湖泊生态系统结构和功能退化,蓝藻水华频繁暴发,并造成巨大的经济损失[1,3].另外,浅水湖泊风浪搅动较大,底泥和水体的交换比较充分,其水质改善需综合考虑各种因素影响.因此,治理富营养化的浅水湖泊是多年来广泛关注及研究的热点[4-7].

在我国湖泊富营养化浅水湖泊治理与生态修复工程中,水生植物恢复是十分重要的一个环节[8].湖泊水生植物修复既是有效的治理方法,又是治理目标.与深水湖泊相比,浅水湖泊除了没有明显的温度分层外,还有个重要特点就是水生植物生长区域所占整个湖面的比率要远远高于深水湖泊的[9-10],因此,水生植物作为初级生产者,是浅水湖泊生态系统的重要组成部分.其中大型水生植物被认为是湖泊生态系统结构的主导因子之一[11].大型水生植物与水体的关系密切,占据着湖泊生态系统的关键界面,不仅影响着水中的鱼类、浮游生物、底栖动物的组成和分布,而且可以起到消浪和净化水质的作用[12-13],对湖泊生产力及生物地球化学循环具有重要的影响[14-15].

随着我国湖泊生态修复工程项目日益增加,越来越多的管理者与科研人员发现对水生植物适宜生物量管理缺乏足够的科学依据.在水生植物恢复过程中,如何确定水生植物适宜生物量成为一个新的议题.“九五”以来国家及地方政府持续开展了富营养化湖泊水质改善及生态修复的各类项目,其初始目标之一是从“藻型湖泊”向“草型湖泊”转变;然而随着治理项目的深入,人们已经逐渐意识到不能再简单的把“草型湖泊”作为健康水体的标签,“草型湖泊”同样会产生严重的水污染事件[16].在浅水湖泊水生植物恢复和维护管理过程中,大型水生植物的生物量是十分重要的指标,受很多因素的影响,过多或过少的生物量对湖泊的生态修复、水质改善都是不利的.生物量过高时水生植物衰亡腐解加速湖泊沼泽化问题尤为突出[17-18],夏季水生植物繁茂的水域由于光合作用强烈,水中CO2被大量消耗引起湖水pH值骤然上升而导致死鱼现象发生[19];而水生植物过少又不能维持水生动物的摄食需求,对藻类的营养竞争和化感作用不明显,导致水体生态系统不稳定、水体自净能力降低、岸带风浪侵蚀加剧等[10].浅水湖泊中水生植物引起的环境问题频频出现,引起人们对水生植物生物量管理的日益重视;亟需提出科学的评估方法,并分析主要影响因子及作用机制,为生态修复工程及其后续维护提供重要的科学依据.

由此可见,水生植物恢复是浅水湖泊生态恢复的重要内容,也是浅水湖泊富营养化治理的重要途径.恢复过程中,适宜水生植物生物量或者覆盖率对浅水湖泊的生态系统健康和水环境改善十分重要,而目前指导这种情况下水生植物适宜生物量的科学评估方法研究相对匮乏,这已经成为我国湖泊生态恢复亟待解决的问题.

1 水生植物对湖泊生态系统的影响

水生植物在整个水生态物质循环、水体净化、风浪削减等都有重要的作用,深入理解水生植物的生态功能,是提出正确的适宜生物量评估方法的重要前提.水生植物是生态学类群界定范畴,并非分类学概念.水生植物是不同类群植物由于对水环境的长期适应而形成的形态趋同适应类型[20].《高等水生生物学》[21]中对大型水生植物的定义为:水生植物指生理上依附于水环境、至少部分生殖周期发生在水中或水表面的植物类群;大型水生植物为除小型藻类以外所有水生植物类群水生植物是大多数浅水湖泊湖中最重要的初级生产者,由于水环境的特殊性,水生植物在长期的演化过程中形成了与其生存环境相适应的形态结构、特性和生殖方式,例如丝状的叶片,柔韧的茎秆,超薄的叶片,不发达的根系,发达的通气组织[22-23].目前高等水生维管束植物共有33科,124属,1000余种,按照生活型不同,一般将湖泊水生植物分为挺水植物、浮叶植物、漂浮植物和沉水植物(表1)[24].

表1 水生植物类型及生长特性

水生植物是湖泊系统主要的食物和能量供应者,调控者湖泊系统内部物质的循环和能量的流动,大型植物的多度和生物量决定着附着生物的分布和多度[9].水生植物对湖泊生态系统既有正面效应,也有负面效应.

水生植物对湖泊生态系统的正面效应主要包括5个方面:(1)生长期的水生植物对水质营养盐的吸收利用:水生植物生长可以吸收水体中大量的营养盐,维持自身的生长与繁殖.NH4+-N和NO3--N是水生植物生长所需的营养物质,无机磷也是植物生长必须的营养物质[12].Brix[25]的研究发现:挺水植物的吸收能力为2000~2500kg N/(hm2·a),30~500kg P/(hm2·a),漂浮植物营养盐吸收能力约2000kg N/(hm2·a)和350kg P/(hm2·a),沉水植物为700kg N/(hm2·a)和<100kg P/(hm2·a).(2)水生植物对重金属和有毒有害物质的富集作用:水生植物通常是通过螯合等,作用来耐受并吸收富集环境中的重金属[26],通过多酚氧化酶对外源苯酚的羟化及氧化作用而解除酚对水生植物的毒害[27-28].Soltan等[29]的研究发现,凤眼莲每克干物质能吸收锰(1485±110)μg,锌(295±10)μg,铅(185±13)μg,铜(142±19)μg.当水中含酚0.36mg/L时,凤眼莲经过30~40h,酚可降至0.005gm/L.在菹草、穗状狐尾藻生长区域对有机除草剂的去除率均可达到90%以上[28].水生植物对重金属的耐受能力大小与植物的生活类型有关,一般为挺水植物>漂浮,浮叶植物>沉水植物;而吸收积累能力是沉水植物>漂浮,浮叶植物>挺水植物,根系发达的水生植物>根系不发达的水生植物[19].(3)对藻类生长的抑制作用:水生植物对于藻类的影响主要表现三个方面:一是通过遮光,抑制藻类的光合作用,从而抑制藻类的生长;二是水生植物对营养盐的吸收降低了藻类可用的营养盐,从而抑制了藻类生长;三是水生植物可以分泌化感物质抑制藻类的生长[30-32].相关研究已经从穗花狐尾藻、苦草等大型水生植物中提取出了化感抑制物[33-34],另外金鱼藻、马蹄莲、芦竹、浮萍、满江红、紫萍、灯芯草等水生植物也都具有较强的抑藻作用[35-38].(4)为水生生物提供必要的栖息场所:挺水植物和沉水植物为产黏性卵的鱼类提供重要的附着基质,大量的水生生物和腐屑为鱼类和贝类提供了丰富的食物,多样性的植物群落为鱼类生长发育和躲避天敌提供了良好的场所,平缓的水流为幼鱼提供了良好的生活环境[39-41].而鱼类和各种软体动物又是水禽、野生动物和其他濒危物种的主要动物性食物,水生植物又是植食性水禽的主要食物.反过来,水禽、野生动物等的排泄物既肥土又肥水,促进了水生生物的生长[42-44].(5)控制沉积和风浪侵蚀作用:湖泊水生植物能够减缓水流流速,促进悬浮颗粒物沉降.挺水植物和沉水植物的根系和株体可直接减小袭击湖岸的风浪强度,保护湖岸免受风浪的直接冲刷和侵蚀.水生植被覆盖着的平缓浪击带,能够有效地吸收波浪的能量,消浪防蚀,稳定水体,从而防止底泥悬浮.水生植物的覆盖度、生物量以及植物根系的发达程度对控制沉积和侵蚀功能具有重要影响[10].在挺水植物缺失的水岸,会发现岸带侵蚀程度要比有挺水植物生长的岸带侵蚀更严重.

水生植物的负面效应主要体现在以下4个方面:(1)过多的水生植物威胁水生动物的健康状况:大型水生植物过量生长,占据水体空间,使鱼类的生活活动空间减少、觅食困难,在阴雨天气鱼类在有限水体空间与水生植物互相争夺水中溶解氧,会出现大量死鱼现象.而且仲夏季节,水草繁茂的水域由于光合作用强烈,水中CO2被大量消耗引起湖水pH值骤然上升,也容易造成死鱼现象[19].(2)水生植物腐解引起水质恶化:植物腐解期大量水生植物死亡沉落水中腐烂、分解,在生长期吸收的营养盐又释放回水体,成为水体营养物质的内源污染.研究发现,水生植物凋落物腐烂分解过程中75%的N、80%的P能在年内释放出来[45].(3)加速湖泊淤积和沼泽化:水生植物残留湖中,不易分解的植物残体积累在湖底,会加速湖泊淤积和沼泽化[46].调查显示,太湖有草区的平均水深要低于全湖和无草区的平均水深,而且水生植物生长繁茂的东太湖沼泽化趋势正在逐渐加剧[18,47-48].(4)阻塞航道:过于繁茂的水生植物将河湖联通的航道堵塞.以原产南美洲水葫芦为例,100多年前被引入我国作饲料及观赏物种,结果疯长成令人头痛的水生植物,水葫芦虽然可以吸收水体中的氮磷营养,但是必须频繁打捞将其清除才可以最终将所吸收的营养盐带出水体;水葫芦成片聚集堵塞河湖,甚至导致大批鱼类窒息死亡,水体恶臭.

2 水生植物在湖泊生态系统健康评价中的重要作用

一般认为,健康的湖泊生态系统应该有6个方面的特征,即自我平衡、没有病征、多样性、有恢复力、有活力和能够保持系统组分间的平衡[49-50].围绕这一观念,国内外对湖泊生态系统健康评价已有较多的研究.刘永、郭怀成等[51]提出对湖泊健康评价应该从湖泊的外部指标(外部物质的输入和输出及其影响)、湖泊内的环境要素状态指标、湖泊生态指标3个方面考虑.对于大多数浅水湖泊而言,水生植物是评价湖泊是否有活力、多样性和恢复力的重要指标,因此很多关于浅水湖泊的健康评价都有水生植物覆盖率这个指标,并且有相对较高的权重[52-54].而对于深水湖泊,由于自然岸带一般很陡,生长水生植物的范围有限,很多用浮游植物与浮游动物的生物量比值来判定湖泊的健康状态[55].

但是,采用水生植物作为湖泊健康评价的指标,关键问题是水生植物的生物量(可转换为覆盖率)是越大越健康,还是应该有个适度的值.由于水生植物适宜生物量研究的滞后,导致该项评价指标被绕开[55-57],或者只采用挺水植物覆盖率来代替[52].

基于水生植物对湖泊尤其是浅水湖泊的重要作用,适宜水生植物生物量的确定是亟待解决的瓶颈问题.

3 水生植物生物量控制与收割管理的研究

由于水生植物过度繁殖有负面效应,因此需要对水生植物的生物量进行控制.现有的水生植物生物量控制手段有机械或人工收割法、化学除草剂法、遮光法、水位调节法、生物调控法.其中,化学除草剂本身具有毒性,会直接危害其它水生生物,被摄入后也可能会毒害陆生生物[58];遮光法会影响景观效果、需建立临时设施或者投加遮光掩盖剂,只限于在较小或较特殊的水域中使用[59-60];生物调控法需要对湖泊生态系统中食物网所涉及的所有要素都有正确的分析与趋势预测,否则容易引起种群失衡;水位调节法需要考虑水生植物生长的时令性,并且需要具备人工调控水位的条件,适合于小面积水域水生植物量的调控[61].因此,现阶段使用最广泛的方法还是机械或人工收割法.合适的收割措施既能转移出植物中的营养物质,又能利于植物的恢复和生长,持续的净化和稳定水质.

美国、英国等国家在湖泊、水库或河流的管理中发展了很多沉水植物管理或调控的措施与技术.这些研究主要是面向控制外来种(如美国控制穗状狐尾藻和轮叶黑藻的入侵)或控制沉水植物过量生长的.我国对水生植物收割等管理研究是随着20世纪90年代以来对富营养化湖泊治理而逐渐兴起的.水生植物收割管理方面的主要研究内容包括不同收割部位对水生植物自身恢复的影响、收割频率及收割面积比率对改善水质的影响、收割后水生植物的资源化利用等.不同沉水植物对收割的响应是不同的,恢复能力也有差异[62-63].例如,张来甲等[64]以苦草为例,研究了不同收割比率对不同季节水质的影响,发现65%左右的收割率下苦草生物量降到118g/m2时,对水质改善的综合效益最好.左进城[65]对轮叶黑藻的收割实验研究表明,秋季的收割会减少植物产生冬芽的数量,不利于轮叶黑藻来年的萌发和种群的扩展;在轮叶黑藻萌发幼芽后再次收割这部分残余枝条可能有利于减轻因植物分解而产生的二次污染.

4 现有浅水富营养化湖泊恢复过程中水生植物生物量目标设定方法

在进行浅水富营养化湖泊的生态修复过程中,水生植物覆盖率或者生物量是常用的一个考核指标,对该指标的设定通常有以下几种方法.

4.1 历史最大值法

历史最大值法即参照有历史记录的最大植物覆盖率或者最大生物量,是目前较为常用的方法.其方法的核心思想是通过人工措施对退化或者消失的水生植物进行修复或重建,再现其受干扰前的结构、功能以及相关的物理、化学和生物特征,使其发挥应有的作用[66-68].这一目标的选择前提是该湖泊流域的主要土地利用格局、污染负荷、水文要素、地形地貌、扰动要素等与历史参照时间点基本没有太大改变.但是,需要生态修复的湖泊往往已经发生了较大的改变,因此完全按照历史数值来设定实际上违背了生态恢复学的基本原理.例如,太湖在没有修建大堤前的历史水生植物最大植物覆盖率大于60%,而在20世纪90年代初修建大堤之后,大堤侵占了水生植物生长场所,水生植物覆盖率骤然下降到10%左右.如果仍将太湖水生植物覆盖率的恢复值定位60%,是不现实的.

4.2 当前湖泊最大容纳值法

目前湖泊的生境条件所能容纳的最大水生植物覆盖面积或者生物量.根据浅水湖泊生态系统的多稳态理论[17,69-70],在湖泊水体贫营养阶段,大型水生植物和藻类的生长均受到营养缺乏的制约,湖水处于泥沙质浑浊状态,或者称之为“原始混沌状态”.随着营养元素的逐渐积累,就有可能分化出两条演变途径,一条途径是高等植物的不断发展抑制了浮游藻类,水生植被减弱风浪强度及其对湖底的冲刷,增强湖泊对污染物质的自净能力,从而湖水变清且营养水平上升比较缓慢,处于“大型植物占优势的清水状态”,称为“草型清水状态”,这是一种高度有序状态.另一条途径是由于浮游藻类的不断增长而抑制沉水植物,增加湖水的浑浊度、营养盐浓度增加,湖水营养水平上升比较迅速,这种状态称为“藻浊型水状态”,这是一种无序状态.因此,在一些早期的湖泊生态修复中可以看到关于尽可能多的恢复湖泊水生植物生物量或覆盖度的建议[71].但是该种方法弱化或者忽视了水生植物对湖泊水质的负面效应,因此也不能作为一种理想的水生植物适宜生物量的评估方法.

4.3 食物网模型评估法

基于浅水湖泊食物网的模型评价方法.该方法主要是基于Ecopath with Ecosim (EwE)模型的预测结果来进行评价.该模型是一个基于能量流理论的生态系统模型,它已经成为研究食物网结构和功能的重要方法[72].该模型通过量化生态系统特征,利用该模型中的系统特征参数可表征生态系统的发育状态及成熟度;通过比较不同时期、不同干扰下的生态系统特征,可对系统的发育过程进行模拟及发展趋势预测;在生态系统分析的基础上,该模型可评价生态系统管理措施的经济效益、生态效益和社会效益,提出适宜的生态系统管理措施[73-75].十二五时期,本研究团队将该方法成功应用于评估一个新建大型近自然湿地沉水植物适宜生物量,并可以细化不同种群沉水植物的生物量比例[76].但是,挺水植物在食物网中关联度低,与其他生物组分的相互作用更多是间接的而非直接的捕食被捕食关系,因此对挺水植物的适宜生物量预测准确度较低.

可见,以上方法均有弊端,目前没有一个方法可以全面而科学的指导生态恢复中浅水湖泊水生植物适宜生物量的确定.

5 涉及水生植物的湖泊生态模型的研究

水生植物不是孤立存在的,是湖泊生态系统的一部分,因此水生植物的生物量管控需要基于水生动物、微生物、水质、底质、湖滨湿地、污染物削减目标、近期生态修复措施对湖体影响等因素的综合研究.生态系统中的相互作用关系非常复杂,传统的研究方法只能在简单生境条件下研究单个有机体的行为,或者很少几个种的竞争,因此将生态模型引入到生态学研究复杂的自然生态系统结构与功能已经得到广泛认可[77].关于湖泊综合生态模型较早的研究报道是Jorgensen[78]1976年根据丹麦Glumsoe湖的研究建立的湖泊富营养化生态模型.之后陆续有学者研究了不同的湖泊生态模型,其中以水动力水质模型居多[79],最有代表性的是美国环境保护局提出的由水动力和水质模型两部分组成的WASP模型[80].LakeWeb 模型是比较综合的湖泊生态系统模型[81],尤其对欧洲酸化湖泊的石灰调节法进行水质改善有较好的预测结果.荷兰湖沼生态模型学家Janse团队研发的PClake模型不仅综合考虑了湖泊生态系统的基本元素,而且还具有生长挺水植物的湖滨湿地模块,是专门为浅水湖泊污染物控制目标下湖泊生态变化预测而构建的[82-83].另外,在植物生长与营养物质迁移转化方面,国内外学者也进行了一些探讨:Kleimeier[84]、Vymazal[85]等探讨了植物生长发育与营养物质的关系,阐述了营养物质的硝化、反硝化、固氮等物理化学反应对湖泊水环境的影响[84-85];王生愿等[86]对水生植物生长与营养物质迁移转化模式进行了研究,建立植物生长与营养物迁移转化耦合模型,定量分析了太湖流域典型区域生物量和底泥中营养物质含量的时空变化规律.

以上有关湖泊的生态模型的很多参数有默认值范围,有些范围是根据模型创建时目标湖泊的特点来确定的,因此这些模型在我国成功应用的前提是模型参数取值的本土化,这需要补充大量的基础工作.

6 浅水湖泊大型水生植物适宜生物量确定方法研究框架

大部分水生植物的生长周期可分为萌发期、生长期、衰亡期.对于水生植物生物量管理的2个关键时期是生长期及衰亡初期.生长期调节不同水生植物生物量的目的是促使形成营养级稳定的生态系统、避免过度稠密的水生植物威胁水生动物的健康;衰亡初期的水生植物生物量控制主要是为了减少植物腐烂分解造成的二次污染,另外要考虑第二年萌发对生物量的基本需求.因此,有必要提出水生植物不同生长期的适宜植物生物量的评估方法,研究其主要影响因素及作用机制,分别为生长期的水生植物维护管理、衰亡期的水生植物收割管理提供切实可行的参考依据.基于此,制定了浅水湖泊大型水生植物适宜生物量确定方法研究框架(见图1).

图1 浅水湖泊大型水生植物适宜生物量确定方法研究框架

6.1 目标浅水湖泊的数据获得及整理、灵敏度分析、模型参数的本土化

梳理浅水湖泊生态学模型所需要的参数类型,形成参数列表;根据列表一一映射所需搜集数据,并进行系统分析;识别目标湖泊的现状生境条件下最大可能恢复水生植物的空间分布;按照湖泊水质、底质、生物调查方法对湖泊参数进行调查.灵敏度分析是通过分析、预测主要影响因素发生变化时对结果的影响,从中找出敏感因子,并确定其影响程度.采用Morris方法体系进行敏感性分析,即对参数进行微扰动,计算其对模型输出的影响.通过灵敏度分析确定模型中的重要参数,并针对这些重要参数开展室内外实验研究,确定其本土取值范围.

6.2 湖泊现有生境条件下允许的最大水生植物覆盖率及生物量的确定

通过调查水体透明度、泥层厚度及污染状态以及历史资料的搜集,在仅考虑不同生活类型水生植物恢复的允许生境条件下,确定该湖泊可恢复的挺水植物、浮叶植物、漂浮植物、沉水植物的最大覆盖率,并换算成相应的最大生物量;并分别制作该湖泊可恢复的4种生活型水生植物最大可覆盖区域分布图.该部分研究不需要考虑水生植物生物量引起的各种生态效应,仅考虑生境影响因素.

6.3 浅水湖泊水生植物生长期、衰亡初期适宜生物量评估

分别研究浅水湖泊水生植物生长期、衰亡初期适宜生物量的评估方法;结合湖泊生态模型及室内实验开展研究,按照不同生活型水生植物(挺水植物、浮叶植物、漂浮植物、沉水植物)分别对生长期、衰亡初期的适宜生物量进行研究与评估;对评估方法进行校验及不确定性分析;研究不同水质目标下适宜生物量的动态预测分析.

①利用湖泊生态模型对浅水湖泊水生植物生长期适宜生物量范围的初步估算

通常在利用湖泊生态模型研究适宜的水生植物生物量时,需要以水质参数作为最终的输出参数对适宜的水生植物生物量进行逆向计算;另外,由于在模型计算时需要输入水生植物的收割次数及收割量,在此步骤计算时候会采用当地湖泊管理部门的现有收割次数及收割量作为输入值.需等第②、③步研究结束后再做校正,所以本部分研究结果为生长期的适宜生物量的初步估算.

②浅水湖泊水生植物生长期适宜生物量二次估算

用初次估算结果与现有生境条件下允许的最大水生植物生物量的比较,如有必要则采取环保措施改善生境条件,再进行模型的二次估算.

将6.2、6.3-①项研究结果作比较,如果6.2的结果(现有生境条件下允许的最大水生植物生物量)大于6.3-①的达到水质目标下需要的适宜生物量,则说明现有生境条件可以满足水质目标下的水生植物恢复;如果不能满足要求,则需要与湖泊管理部门探寻可行的增大可生长生境面积的措施,常用的措施有2种:一种是扩大湖滨湿地面积、另一种是改善底质状况,扩大沉水植物的生长面积.

经过上述改进措施之后,将新的参数重新输入到湖泊生态模型中进行计算,得出二次计算的生长期最适宜生物量范围.

③浅水湖泊水生植物衰亡初期适宜生物量确定

基于6.2的研究计算结果,作为衰亡初期现有生物量的依据.水生植物衰亡初期的适宜生物量的研究主要是指入冬植物大规模腐解之前,对水生植物的收割比率问题,也就是收割后所余水生植物适宜生物量(覆盖率)的评估技术.选择目标湖泊中的不同生活型的典型水生植物进行室内试验研究,各设定6组不同的衰亡期收割率,分别为生长期适宜覆盖率的0%,20%,40%,60%,80%,100%,研究不同覆盖率对腐解期及第二年生长期水质、底泥中的TN,TP,TOM的浓度影响、对萌发率的影响;从而确定衰亡期水生植物适宜生物量.

通过该项研究,可以得出衰亡初期不同生活型的水生植物的适宜生物量;而且直接对应收割率,·该收割率用于对生长期适宜生物量的进一步校正.

④浅水湖泊水生植物生长期适宜生物量的最终确定

由研究内容③得出的适宜收割率,再次带入到湖泊生态模型中进行最终的校正计算,最终得出目标浅水湖泊的水生植物生长期的适宜生物量.

6.4 模型情境(scenario)模拟及影响模型结果的不确定性分析

可连续监测目标湖泊几个月,将观测值输入,进行模型的情境模拟并进行不确定性分析.不确定性分析是指对适宜生物量评估结果受到各种事前无法控制的外部因素变化与影响所进行的研究和估计.通过该分析可以尽量弄清和减少不确定性因素对结果的影响.评估结果的不确定性分析采用蒙特·卡罗方法,选择与水生植物密切相关的因子进行输入测试.

7 结语

近年来国内外学者对浅水湖泊水生植物的环境效应、水生植物的生物量控制措施与方法、影响水生植物生物量的主要因子做了较为深入的研究.水生植物对水环境既有正面效应又有负面效应,过大或过小的生物量都不利于浅水湖泊的健康.对于适宜水生生物生物量评估方法主要有历史参照法、最大可能生物量法、食物网模型评估法,以上方法虽然能在基于某一特征方面来评估水生植物生物量,但是没有综合考虑与湖泊污染控制的目标和生态修复措施效果的动态结合,因此缺乏不同情景预测能力,进而大大降低了适宜水生植物生物量评估的准确性.

湖泊生态模型是研究复杂生态系统相互关系的有效途径,但是很多参数需要本土化、水生植物的分类也需要细化处理.如何借鉴湖泊生态管理模型,将湖滨湿地、污染物削减目标、近期生态修复措施对湖体影响等因素涵盖,形成一套用于我国浅水湖泊水生植物适宜生物量的评估方法,并研究影响适宜生物量的主要影响因子及作用机制,是当前亟待解决的科学问题.

随着我国湖泊的智慧管理模式拓展,对湖泊生态因子的动态模拟需求增强,因此,如何利用强大的模型计算,在短时间内完成多个情境预测,并给出可视化图表,为我国未来可视化的湖泊管理提供重要的科学探索,是今后重点研究方向之一.

另外,如何细化湖泊不同区域的适宜水生植物生物量,更精确的指导各个湖区水生植物恢复与管护工作,也是下一步需深入研究的内容.

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Preliminary idea on assessment of macrophyte optimal biomass in shallow lake.

LI Chun-hua1, YE Chun1*, KONG Xiang-zhen2, HU Wen3, CHEN Hong-sen4

(1.National Engineering Laboratory for Lake Pollution Control and Ecological Restoration, State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China；2.Helmholtz Centre for Environmental Research (UFZ), Department of Lake Research, 39114 Magdeburg, Germany；3.School of Geographic and Environmental Science, Guizhou Normal University, Guiyang 550025, China；4.College of Water Resources and Environment, China University of Geosciences (Beijing), Beijing 100083, China)., 2018,38(12)：4644~4652

The effects of macrophytes on lake ecosystem are analyzed, the biomass control and harvesting management measures for macrophytes are summarized, and the common methods on determining the biomass target for macrophytes restoration are discussed. Based on the growth characteristic of macrophytes, an assessment approach on the optimal biomass of macrophytes in decaying period and growth period, respectively, in shallow lakes using lake ecological model is proposed. The present research is of great significance for guiding the lake ecological restoration and its subsequent maintenance. It provides scientific support for improving the comprehensive evaluation standard of healthy lakes and the theory of lake ecological restoration.

macrophytes；biomass；lake；ecological restoration；PCLake model

X524

A

1000-6923(2018)12-4644-09

李春华(1977-),女,山东潍坊人,副研究员,博士,研究方向为湖泊生态修复、环境微生物.发表论文80余篇.

2018-05-08

十三五水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07203-005)

*责任作者, 研究员, yechbj@163.com;yechun@craes.org.cn