太湖水库蓄水前后浮游植物群落结构特征

陈倩, 吴琼, 罗欢

太湖水库蓄水前后浮游植物群落结构特征

陈倩, 吴琼, 罗欢

珠江水利委员会珠江水利科学研究院, 广州 510610

为了解太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物群落结构特征以及水质状况, 分别于蓄水前(2014年6月)和蓄水后(2019年3月)进行水样采集, 分析浮游植物群落结构特征和水质状况, 并对浮游植物进行功能群划分。结果表明: ①太湖水库蓄水前共检测出浮游植物1门21种, 其中所有种类均属于硅藻门; 蓄水后共检测出浮游植物4门25种。蓄水前呈现河流型特征, 蓄水后呈现河流型和水库型双重特征。②太湖水库蓄水前共归类出5个功能类群, 分别为D、LO、MP、P、X3; 蓄水后共归类出8个功能类群, 分别为D、J、LO、MP、P、T、X1、X3。浮游植物功能群演替明显: 蓄水前MP+P+D→蓄水后P。③通过RDA分析得出, 太湖水库蓄水前水温(WT)、溶解氧(DO)和化学需氧量(CODCr)是影响浮游植物分布的主要环境因子; 蓄水后总氮(TN)、硝态氮(NO3--N)、悬浮物(SS)、透明度(SD)是主要环境因子。多样性指数和综合营养状态指数表明蓄水前和蓄水后太湖水库均处于中营养, 水库建坝蓄水后水质变差, 并对下游产生不利影响。

太湖水库; 浮游植物; 群落结构; 功能群

0 前言

河流建坝蓄水形成水库后, 由于水动力条件、水体滞留时间等环境发生剧烈变化, 导致浮游生物群落也发生一系列的变化[1], 并且水库蓄水后由于蓄水淹没流域沿岸植被、土壤, 导致地表径流污染物沉积, 水体水质变差[2-3]。浮游植物作为水体中主要的初级生产者, 其群落构成和种群分布及变化能够直接而迅速地反映水环境的动态变化过程[4]。传统的分类方法虽然能够在一定程度上反映浮游植物群落结构组成, 但忽略了浮游植物的生态学功能, 存在一定局限性[5-6]。浮游植物功能群是由Reynolds等[7]提出, Padisák等[8]在此基础上进一步补充完善形成的理论。浮游植物功能群理论是根据藻类的生理、形态和生态属性定义了在环境中占主导或共同控制的功能群, 它能够很好地反映和解释藻类与生境之间的关系, 并在水域生态学和水质管理等领域具有较好的应用前景[7-8]。

寻乌县太湖水库位于珠江流域东江水系寻乌水上游, 地处江西省寻乌县西北部的水源乡境内, 距离县城约47 km。太湖水库是一座新近建成的供水水库, 2018年9月完成主体工程施工, 9月8日起下闸蓄水。坝址坐落在珠江流域东江源头寻乌水上游峡谷河段, 是一座以供水为主, 兼有灌溉、防洪等综合效益的中型水库。目前对太湖水库研究较少, 而有关太湖水库浮游植物群落的研究, 更是未见相关报道。本文在太湖水库蓄水前和蓄水后对浮游植物进行监测, 并结合浮游植物功能群理论, 分析了蓄水前和蓄水后浮游植物群落结构变化特征以及水质状况, 对了解水库水质变化趋势以及加强建坝水库的水质管理具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 采样点设置

根据太湖水库现场调查以及水域特点分别于蓄水前(2014年6月)和蓄水后(2019年3月)进行2次采样调查分析。自上游到下游设置为K1(N25°08′ 42.26″, E115°36′51.92″)、K2(N25°08′38.22″, E115°36′ 58.52″)、K3(N25°08′34.42″, E115°37′1.19″)、K4(N25° 08′26.75″, E115°37′7.36″)、K5(N25°08′22.38″, E115° 37′18.51″)5个采样点, 如图1所示。

图1 太湖水库采样点分布

Figure 1 Sampling point distribution of Taihu Reservoir

1.2 样品的采集与分析

水温(WT)、溶解氧(DO)和pH值等用多功能水质参数仪现场测定, 透明度(SD)用赛氏盘现场测定, 化学指标: 总氮(TN)、总磷(TP)、硝态氮(NO3--N)、铵态氮(NH4+-N)、高锰酸盐指数(CODMn)、化学需氧量(CODCr)、悬浮物(SS)、和氮磷比(N/P), 参照《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)分析方法进行测定。叶绿素a(Chla)浓度采用0.45 μm的醋酸纤维滤膜抽滤水样500 ml, 反复冻融浸提, 运用丙酮萃取方法测定[9]。

浮游植物定性样品: 采用25号浮游生物网在水库中呈“∞”缓慢拖网3—5 min进行采集, 立刻加入3%—5%的鲁哥溶液固定。浮游植物定量样品: 用采水器在各水层取1.5 L水, 立刻加入鲁哥溶液固定, 带回实验室静置沉淀24 h后, 用虹吸法吸取上清液, 浓缩至30 mL, 用显微镜镜检[10]。

1.3 数据处理与分析

浮游植物生物量公式如下:

生物量=密度×体积×丰度×10–6

式中, 浮游植物密度为1 g·cm–3、体积单位为μm3, 丰度单位为cells·L–1, 生物量单位为 μg·L–1。浮游植物平均体积根据目微尺实测浮游植物体积, 根据藻类形状, 使用相应的体积公式进行计算[11]。

综合营养状态指数[12]公式如下:

式中,()表示综合营养状态指数,()代表第种参数的营养状态指数,为第种参数的营养状态指数的相关权重,为评价参数的个数。贫营养,()<30, 中营养, 30≦()≦50; 轻度富营养, 50<()≦60; 中度富营养, 60<()≦70; 重度富营养,() >70。

物种多样性()由Shannon-Weaver指数确定[13]:

式中,p=/,为单个物种的数量,为所有物种的数量,为群落中所有物种的数目。

为获得数据的正态分布, 将个环境因子进行log2(+1)转换(除pH), 用SPSS 19.0软件进行方差分析(ANOVA)、浮游植物生物量与环境因子之间的相关性分析。浮游植物功能群与环境因子的Detrend Correspondence Analysis(去趋势对应分析, DCA)和Redundancy Analysis(冗余分析, RDA)分析采用Cancoc 5.0软件。其他图表用Origin 9绘制。

2 结果与分析

2.1 环境因子

太湖水库蓄水前和蓄水后营养盐存在显著性差异(0.05)。其中, 氮溶度有所增加, 总氮(0.01)、硝态氮(0.05)溶度显著增加(蓄水前到蓄水后TN均值由0.410 mg·L–1→1.145 mg·L–1, NO3–-N均值由0.112 mg·L–1→0.606 mg·L–1); 相反总磷(>0.05)无显著性差异, 并有所下降(蓄水前到蓄水后TP均值由0.058 mg·L–1→0.047 mg·L–1); CODMn(0.05)和CODCr(0.05)均呈增加趋势; 悬浮物(0.01)显著下降(蓄水前到蓄水后SS均值由19.8 mg·L–1→ 8.3 mg·L–1); 蓄水前和蓄水后N/P(0.01)增加显著; 水温作为重要的环境因子之一, 蓄水前和蓄水后水温下降, 水温存在显著性差异(0.01); 蓄水前和蓄水后水库DO(0.05)存在显著性差异, 呈增加趋势; 蓄水前和蓄水后水库pH无显著性差异(>0.05), 均属于弱碱性水体; 蓄水前和蓄水后水库SD存在显著性差异(<0.05)。

图2 太湖水库蓄水前和蓄水后环境因子的箱型图

Figure 2 Box diagram of environmental factors before and after water storage in Taihu Reservoir

2.2 浮游植物群落结构

太湖水库蓄水前共检测出浮游植物1门21种, 其中所有种类均属于硅藻门。蓄水后共检测出浮游植物4门25种, 其中硅藻门17种, 占浮游植物种类总数的68%; 绿藻门6种, 占种类总数的24%; 蓝藻门1种, 占浮游植物种类总数的4%; 甲藻门1种, 占浮游植物种类总数的4%。太湖水库生物量蓄水前占比最大的是甲藻(100%), 而蓄水后则是硅藻主导(96.95%), 绿藻次之(2.62%), 太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物群落结构存在一定差异。蓄水后除了硅藻, 其他门类均匀不同程度的增加, 尤其绿藻门增幅最大, 蓄水前到蓄水后绿藻门、蓝藻门、甲藻门均从无到有。

由图3可知, 蓄水前和蓄水后硅藻始终是构成群落结构的主要种群, 但蓄水前硅藻占比100%, 蓄水后硅藻占比有所下降, 但仍然占据主要种群, 其中K1、K2、K3蓝藻门占据一定优势, K1、K5甲藻占据一定优势, K1、K2、K4、K5绿藻占据一定的优势。从门类组成来看, 蓄水前呈现河流型特征, 蓄水后呈现河流型和水库型双重特征。

2.3 浮游植物功能群分布特征

根据Reynolds等[7]和Padisák等[8]提出的浮游植物功能群分类方法, 对鉴定出的藻种进行分类, 太湖水库蓄水前共归类出5个功能类群, 分别为D、LO、MP、P、X3; 蓄水后共归类出8个功能类群, 分别为D、J、LO、MP、P、T、X1、X3。将相对生物量大于10 %的功能群为该采样点的优势功能群。根据图4可知, 太湖水库蓄水前以功能群MP、P、D为主, 蓄水后以功能群P、D、MP、Lo为主。

蓄水前至蓄水后太湖水库浮游植物群落结构更替明显, 蓄水前MP+P+D→蓄水后P。K1采样点: 蓄水前MP+D→蓄水后P+Lo; K2采样点: 蓄水前MP+ D+P→蓄水后P; K3采样点: 蓄水前MP+P+D→蓄水后P; K4采样点: 蓄水前MP+P→蓄水后P+D+MP; K5采样点: 蓄水前MP+D→蓄水后P+MP。对比蓄水前和蓄水后浮游植物功能群相对排序图和生物量变化趋势图发现, 蓄水前各个采样点差异不大, 均是MP+D+P, MP为主要优势功能群(生物量占比大于57%), K3采样点生物量达到峰值(379.99 μg·L-1), 高于其他采样点; 蓄水后K1、K2、K3三个采样点存在较大相似性, 以功能群P为主要优势功能群(生物量占比大于84%), K4、K5两个采样点存在较大相似性, 以功能群P+MP为主, K3采样点生物量达到峰值(119.23 μg·L-1), 高于其他采样点。

表1 太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物组成对比

图3 太湖水库蓄水前和蓄水后藻类所占比例比较

Figure 3 Comparison of algae proportion before and after water storage in Taihu Reservoir

2.4 浮游植物功能群与环境因子的RDA分析

选取太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物优势功能群生物量数据进行DCA分析, 蓄水前和蓄水后长度梯度均小于3, 故选择线性模型。共有12个环境因子TN、NO3--N、NH4+-N、TP、N/P、CODMn、CODCr、WT、pH、SD、DO、SS进行RDA分析。蓄水前采用蒙特卡拟合方法对浮游植物功能群数据和环境因子进行显著性检验, 通过筛选, WT(<0.01)、DO(<0.01)、CODCr(<0.01)是具有显著解释性的环境变量(图5)。结果显示, 轴一和轴二的特征值分别为0.7705和0.2092, 轴一和轴二物种累计百分比为77.05和97.96, 说明轴一、二就可以解释绝大部分的浮游植物分布状况。DO、CODCr与轴一呈正相关, pH、WT与轴一呈负相关。蓄水后采用蒙特卡拟合方法对浮游植物功能群数据和环境因子进行显著性检验, 通过筛选, TN(<0.01)、NO3--N(<0.01)、SS(<0.01)、SD(<0.01)是具有显著解释性的环境变量(图5)。结果显示, 轴一和轴二的特征值分别为0.9954和0.0026, 轴一和轴二物种累计百分比为99.54和99.81, 说明轴一、二就可以解释绝大部分的浮游植物分布状况。SS、SD与轴一呈正相关, TN、NO3--N与轴一呈负相关。

表2 浮游植物功能群的代表性藻种及适宜生境

图4 太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物相对生物量

Figure 4 Relative biomass of phytoplankton before and after water storage in Taihu Reservoir

图5 太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物优势功能群与环境因子RDA分析

Figure 5 RDA analysis of phytoplankton dominant functional groups and environmental factors in Taihu Reservoir before and after water storage

2.5 生物多样性指数和综合营养状态指数

浮游植物的多样性指数是评价湖泊水库营养状况最常用的指标。Shannon-Weaver指数值越大, 表明水质越好, 即浮游植物的种类多样性指数越高, 其群落结构越复杂, 群落所包含的信息量也越大, 稳定性越大, 水质越好; 相反多样性指数越小, 群落结构趋于简单, 稳定性变差, 水质下降。太湖水库蓄水前Shannon-Weaver指数平均值为3.09, 蓄水后Shannon-Weaver指数为2.01, 蓄水前Pielou指数平均值为0.83, 蓄水后Pielou指数平均值为0.55; 蓄水前Margale指数平均值为0.67, 蓄水后Pielou指数平均值为0.73, 表明水库蓄水后水质变差。蓄水前综合营养状态指数在31.76—38.370之间, 平均值为35.394, 各个采样点综合营养状态指数为K1>K2> K3>K4>K5; 蓄水后综合营养状态指数28.951—41.027之间, 平均值为34.260, 各个采样点综合营养状态指数为K5>K4>K3>K1>K2。

3 讨论

3.1 环境因子分析

太湖水库自蓄水前到蓄水后氮增加明显, 相反磷则减少。对比太湖水库蓄水前和蓄水后水环境, 营养盐存在显著差异。水库蓄水后, 水库因流速减缓, 水深和透明度增加, 在气候条件和营养盐条件适宜的情况下, 存在着发生富营养化和水华的潜在危险[14]。浙江省湖州市的老虎潭水库[15]、合肥市大房郢水库[16]、湖南省江垭水库[17]、长沙综合枢纽望城引用水源[18]和南水北调中线水源地丹江口水库[19]等水库蓄水后总氮、总磷、高锰酸盐指数等浓度均有不用程度的提高。大量研究表明水库蓄水后饮用水源地水环境质量呈下降趋势, 水环境污染水平呈逐年上升的趋势。太湖水库由于2018年9月建成蓄水后成为县城主要供水水源地, 太湖水库蓄水后, 随着入库地表径流污染物质的沉积, 水体透明度存在逐步下降和营养盐逐步增加的趋势, 因而和蓄水前相比, 氮营养盐显著增加。而磷减少的原因, 可能是因为水库建坝蓄水水源来自于寻乌水上游东江源头, 森林植被覆盖率高, 人类活动影响小, 水源水质总体稳定, 且水质较好, 因此蓄水后磷的溶度降低, 但具体原因还需进一步研究调查。

图6 太湖水库蓄水前和蓄水后多样性指数和综合营养状态指数

Figure 6 Diversity index and comprehensive nutrient status index of Taihu Reservoir before and after water storage

3.2 浮游植物群落结构分析

太湖水库蓄水前和蓄水后浮游植物群落结构存在一定差异。蓄水前和蓄水后硅藻始终是构成群落结构的主要种群, 且蓄水前硅藻占比100%, 蓄水后硅藻占比有所下降, 但仍然占据主要种群, 蓄水前呈现河流型特征, 蓄水后呈现河流型和水库型双重特征。可能是因为蓄水前主要为河流, 建坝蓄水后, 整个库区类似一座人工水库, 其入水量、流量、吞吐量以及地表径流等和蓄水前相比存在较大差异, 导致水库生境发生变化, 进而影响浮游植物组成、群落结构等特征, 这与三峡水库蓄水前后浮游植物群落结构发生变化结果一致[20]。并且朱广伟[21]等研究表明, 硅藻优势属生长具有很强的季节性, 硅藻生长最适温度为16—26 ℃之间, 一般来说当温度在16 ℃以上时, 硅藻开始快速增加, 当温度26 ℃时, 生物量达到最大。采样调查期间蓄水前和蓄水后温度均在16 ℃以上, 因此硅藻占据主要优势。硅藻生物量与总氮溶度之间呈正相关, 但本文蓄水前到蓄水后, 氮溶度增加, 而硅藻生物量减少, 可能是因为当总氮>1.0 mg·L-1时, 硅藻和总氮的相关性下降, 建坝蓄水对水库底泥疏浚有关, 并且蓄水前采样时间为3月份, 蓄水后采样时间为6月份, 因此, 蓄水前生物量大于蓄水后生物量。

3.3 浮游植物群落结构分布特征及与水环境因子的关系

太湖水库优势功能群分布特征: 蓄水前MP+ P+D→蓄水后P, 均是以硅藻为绝对优势。 RDA分析表明, 太湖水库蓄水前WT、DO和CODCr是影响浮游植物分布的主要环境因子。蓄水前影响太湖水库浮游植物群落结构分布的不再是营养盐, 而是水动力学参数(水温、DO和CODCr)。因为采样调查期间, 太湖水库TN浓度已超出了富营养化的阈值标准(TN=0.2 mg·L-1, TP=0.02 mg·L-1), 因此氮、磷营养盐已不是影响太湖水库浮游植物生长的主要环境因子。已有大量研究表明水温是影响浮游植物生长的重要环境因子[4,22-25]。水库中溶解氧含量主要受浮游植物生物量大小的影响[26], 秋冬季节浮游植物生物处于较低水平, 而且水库中营养充分但光照不足, 不利于浮游植物的生长繁殖, 从而导致浮游植物呼吸作用强于光合作用, 消耗大量O2, 释放出CO2, 春夏季节随着温度的升高浮游植物大量繁殖, 从而浮游植物光合作用大于呼吸作用, 释放大量O2。春夏季节水体溶解氧升高对游植物分布产生重要影响。MP功能群主要由硅藻门的舟形藻、桥弯藻和曲壳藻构成, 适宜生长在经常性扰动、浑浊、浅水水体中[8]; P功能群主要由直链藻构成, 适宜生长在持续或半持续的混合水层且耐受中等程度的低光照和低碳含量, 对水体分层、硅元素缺乏敏感, 营养水平较高的水体[8]; D功能群主要由针杆藻构成, 适应生境为含有营养盐、浑浊浅水水体, 耐受冲击, 对营养缺乏敏感[8]。太湖水库蓄水前主要是河流生境, 透明度(0.733 m)较低, 采样调查期间温度在26.5—27.5 ℃之间, 适宜MP、P、D的生长繁殖。蓄水后P功能群是太湖水库主要功能群, RDA分析表明, 蓄水后TN、NO3--N、SS、SD是主要环境因子。功能群P主要由硅藻门的直链藻组成, 适宜生长在2~3 m的热分层混合且营养水平较高的水体中[8], 太湖水库蓄水后氮营养盐显著增加, 并且蓄水后水深增加, 水库出现热分层, 水体稳定性增加, 悬浮物降低与透明度增加, 不利于其他藻类的生长[27], 并且多样性指数和综合营养状态指数表明, 太湖水库从蓄水前到蓄水后营养水平增加, 处于中营养状态, 因此P功能群占据绝对优势。

3.4 太湖水库蓄水前和蓄水后水质评价

根据多样性指数对太湖水库蓄水前和蓄水后评价结果表明, 蓄水前太湖水库为清污或无污到中污之间, 蓄水后水质为中污, 蓄水前到蓄水后水库水质变差。综合营养状态指数表明, 蓄水前和蓄水后太湖水库均处于中营养状态, 但蓄水后K1、K2、K3综合营养状态指数相较于蓄水前降低, 可能是因为水库蓄水后透明度增加, 而透明度是综合营养状态指数重要的评价指标之一。K4、K5水质明显变差, 表明水库建坝蓄水后对下游的水体产生不利影响。总体而言, 水库建坝蓄水后水质变差, 对下游产生不利影响。

4 结论

1)太湖水库蓄水前共检测出浮游植物1门21种, 其中所有种类均属于硅藻门。蓄水后共检测出浮游植物4门25种, 蓄水前呈现河流型特征, 蓄水后呈现河流型和水库型双重特征。

2)太湖水库蓄水前共归类出5个功能类群, 分别为D、LO、MP、P、X3; 蓄水后共归类出8个功能类群, 分别为D、J、LO、MP、P、T、X1、X3。游植物功能群演替明显: 蓄水前MP+P+D→蓄水后P。

3)通过RDA分析得出, 太湖水库蓄水前WT、DO和CODCr是影响浮游植物分布的主要环境因子。蓄水后TN、NO3--N、SS、SD是主要环境因子。多样性指数和综合营养状态指数表明蓄水前和蓄水后太湖水库均处于中营养, 水库建坝蓄水后水质变差, 并对下游产生不利影响。

[1] IORIYA T, INOUE S, HAGA M, et al. Change of chemical and biological water environment at a newly constructed reservoir[J]. Water Science Technology, 1998, 37(2): 194–197.

[2] 何国全, 韩博平. 飞来峡水库蓄水初期浮游植物组成与数量的变化[J]. 生态学杂志, 2006, 25(6): 657–662.

[3] CHAI Chao, YU Zhiming, SHEN Zhiliang, et al. Nutrient characteristics in the Yangtze River Estuary and the adjacent East China Sea before and after impoundment of the Three Gorges Dam[J]. Science of the Total Environmrnt, 2009, 407(16): 4687–4695.

[4] REYNOLDS C. The ecology of freshwater phytoplan­kton[M]. Cambridge: Cambridge University Press, 2006.

[5] COSTA L, HUSZAR V, OVALLE A. Phytoplankton Functional Groups in a Tropical Estuary: Hydrological Control and Nutrient Limitation[J]. Estuaries and Coasts, 2009, 32: 508–521.

[6] REYNOLDS C. Vegetation processes in the pelagic:a model for ecosystem theory[M].Oldendorf/Luhe, Germany: Ecology Institute, 1997.

[7] REYNOLDS C, HUSZAR V, KRUK C, et al. Towards a functional classification of the freshwater phytoplankton[J]. Journal of Plankton Research, 2002, 24(5): 417–428.

[8] PADISAK J, CROSSETTI L, NASELLI-FLORES L. Use and misuse in the application of the phytoplankton functional classification: a critical view with updates[J]. Hydrobiologia, 2009, 621(1): 1–9.

[9] 林少君, 贺立静, 黄沛生, 等. 浮游植物中叶绿素a提取方法的比较与改进[J]. 生态科学, 2005, 24(1): 9–11.

[10] 胡鸿钧, 魏印心. 中国淡水藻类—系统、分类及生态[M]. 北京: 科学出版社, 2006.

[11] ROTT E, SALMASO N, HOEHN E. Quality control of Utermohl based phytoplankton biovolume estimates e an easy task or a Gordianknot [J]. Hydrobiologia, 2007, 578(32): 141–146.

[12] DEVERCELLI M. Phytoplankton of the Middle Paraná River during an anomalous hydrological period: a morphological and functional approach[J]. Hydrobiologia, 2006, 563(1): 465–478.

[13] LUDIN J A, REYNOLDS J F. Statistical Ecology: A primer on methods and computing[M]. ,New York：John Wiley and Sons, 1988.

[14] JEN P, KEREN J, MOGENS H, et al. Biological phosphorus release and uptake alternation and anoxic condition in a fixed-film reactor[J]. Water Research, 1993, 27(4): 617–624.

[15] 吴云鑫. 水质蓄水初期水质控制研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2011.

[16] 祖国掌, 丁淑荃, 祖玲, 等. 合肥大房郢水库蓄水初期水质状况跟踪研究[J]. 环境科学与技术, 2008, 31(2): 61– 65.

[17] 杨诗君. 江垭水库蓄水初期水质变化特征[J]. 湖南水利水电, 2008, 31(2): 61–65.

[18] 胡旷成. 长沙水利枢纽工程蓄水后湘江(长沙段)水质污染现状研究[D]. 长沙: 湖南农业大学, 2016.

[19] 柏慕琛, 班璇, DIPLAS P, 等. 丹江口水库蓄水后汉江中下游水文时空变化的定量评估及其生态影响[J]. 长江流域资源与环境, 2017, 26(9): 1476–1487.

[20] 况琪军, 毕永红, 周广杰, 等. 三峡水库蓄水前后浮游植物调查及水环境初步分析[J]. 水生生物学报, 2005(4): 353–358.

[21] 朱广伟, 金颖薇, 任杰, 等. 太湖流域水库型水源地硅藻水华发生特征及对策分析[J]. 湖泊科学, 2016, 28(1): 9– 21.

[22] KOCH R, GUELDA D, BUKAVECKAS P. Phytoplankton growth in the Ohio, Cumberland and Tennessee Rivers, USA: inter-site difference in light and nutrient limitation[J]. Aquatic Ecology, 2004, 38: 17–26.

[23] 黄国佳, 李秋华, 陈椽, 等. 贵州高原红枫湖水库浮游植物功能分组及其时空分布特征[J]. 生态学报, 2015, 35(17): 5573–5584.

[24] 胡月敏, 李秋华, 朱冲冲, 等. 基于功能群对比分析黔中普定水库和桂家湖水库浮游植物群落结构特征[J]. 湖泊科学, 2018, 30(2): 403–416.

[25] 陈倩, 李秋华, 胡月敏, 等. 贵州百花水库浮游藻类功能群时空分布特征及影响因子分析[J].环境科学研究, 2018, 31(7): 1266–1274.

[26] 俞焰, 刘德富, 杨正健, 等. 千岛湖溶解氧与浮游植物垂向分层特征及其影响因素[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1393–1402.

[27] 孙祥, 朱广伟, 笪文怡, 等. 天目湖沙河水库热分层变化及其对水质的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2632–2640.

Phytoplankton community structure characteristics before and after the impoundment in Taihu Reservoir

CHEN Qian, WU Qiong, LUO Huan

The Pearl River Hydraulic Research Institute, Guangzhou 510610, China

In order to understand the phytoplankton community structure characteristics and water quality status before and after the impoundmentin Taihu Reservoir, water samples were collected to analyze the phytoplankton community structure characteristics and water quality status, and classify the phytoplankton functional groups before the impoundment (June 2014) and after the impoundment (March 2019). The results showed that21 species of phytoplankton belonged to diatom were detected before the impoundment in Taihu Reservoir, while a total of 25 species of phytoplankton were detected after the impoundment. It had fluvial characteristics before the impoundment, whereas both fluvial and reservoir characteristics appeared after the impoundment. Before the impoundment,the Taihu Reservoir was classified into five functional groups, whichwere D, LO, MP, P and X3, respectively. After the impoundment, a total of 8 functional groups were classified into D, J, LO, MP, P, T, X1 and X3, respectively. The functional group succession of phytoplankton was obvious and it evolved form MP+P+D (before the impoundment)to P (after the impoundment). The RDA analysis was conducted to show WT, DO and CODCrwere the main environmental factors affecting the distribution of phytoplankton in Taihu Reservoir before the impoundment, whereas TN, NO3-N, SS and SD were the main environmental factors after the impoundment. The diversity index and the comprehensive nutritional status index indicated that the Taihu Reservoir was in mediumnutrition before and after the impoundment, and the water quality of the reservoir was deteriorated after the dam was built, which had an adverse impact on the downstream.

Taihu Reservoir; phytoplankton; community structure; functional groups

10.14108/j.cnki.1008-8873.2020.06.011

S157.2

A

1008-8873(2020)06-075-09

2019-10-10;

2019-12-10基金项目:广东省重点领域研发计划(2019B110205004)

陈倩(1993—), 女, 陕西商洛人, 硕士, 助理工程师, 主要从事水域生态学方向, E-mail:cq19931229@126.com

陈倩, 吴琼, 罗欢. 太湖水库蓄水前后浮游植物群落结构特征[J]. 生态科学, 2020, 39(6): 75–82.

CHEN Qian, WU Qiong, LUO Huan. Phytoplankton community structure characteristics before and after water storage in Taihu Reservoir[J]. Ecological Science, 2020, 39(6): 75–82.