, 王莲1,2, 马卫星1
, 丁成1,2, 杜观超3, 王昊11. 盐城工学院环境科学与工程学院, 盐城 224051;
2. 江苏大学环境与安全工程学院, 镇江 212013;
3. 江苏省盐城市盐龙湖饮用水源管理处, 盐城 224011
收稿日期: 2020-02-21; 修回日期: 2020-04-24; 录用日期: 2020-04-24
基金项目: 国家自然科学基金青年科学基金项目（No.51608466）；江苏省普通高校研究生科研创新计划项目（No.SJCX18-0889）；国家自然科学基金项目（No.51878587）；江苏省自然科学基金青年基金项目（No.BK20160438，BK20160439）
作者简介: 李璇(1987-), 女, E-mail:lix_lixuan@163.com
通讯作者（责任作者）: 马卫星, E-mail:hs_weixing@163.com
丁成, E-mail:ycdingc@163.com
摘要：为探究兼备水质净化及应急蓄水功能的两种不同微污染饮用水源预处理工程夏季高温期水质净化效果及浮游植物水华爆发风险，于2019年高温期（7—8月）对盐龙湖工程（由预处理单元、人工湿地净化单元及深度净化单元构成）和通榆河工程（由生物接触氧化池，高密度沉淀池及蓄水库构成）各处理单元出水水质及浮游植物群落进行监测分析.结果表明：①夏季蟒蛇河及通榆河水质较差，主要表现为浊度、营养盐和有机物浓度高，DO含量低.两种预处理工程都具有较高的除浊、降低营养盐和提升DO效率，其中，通榆河工程中分别高达89.01%、95.13%和227.00%，净化效能优于盐龙湖工程（分别高达50.55%、38.33%和144.00%）；②夏季高温期间，盐龙湖工程及通榆河工程蓄水单元总浮游植物及蓝藻细胞密度分别为1.71×106 ind·L-1和1.28×106 ind·L-1，2.23×106 ind·L-1和0.96×106 cells·L-1.两预处理工程蓄水单元藻类构成都以蓝藻为主，其中通榆河蓄水单元藻细胞密度较高，盐龙湖蓄水单元蓝藻细胞密度所占比例较高，结合蓄水单元水质变化（浊度降低，水下光照强度的增加），两预处理工程蓄水单元仍都具有蓝藻水华的风险；③两种预处理工程中都划分出17个FG和6个MBFG.盐龙湖工程中优势FG为：B、D、P、TC、J、Lo、W1和W2；优势MBFG为：GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ；通榆河工程中优势FG为：B、D、P、Lo、M和W1；优势MBFG为：GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ.两种功能群都能很好地响应预处理工程中水环境的变化，而MBFG的生境响应性更强，影响优势MBFG的主要环境因子为浊度、电导率、营养盐和CODMn.因此，在夏季高温期，需优化预处理工程的工艺与运行，调控关键环境因子，以期能够控制浮游植物大量繁殖和维持水质稳定.
关键词：微污染水源预处理工程水质净化功能群水华风险
Evaluation of water purification efficiency and stability of water quality in micro-polluted water sources pretreatment projects with different types of river
LI Xuan1
, WANG Lian1,2, MA Weixing1, DING Cheng1,2, DU Guanchao3, WANG Hao11. College of Environmental Science and Engineering, Yancheng Institute of Technology, Yancheng 224051;
2. School of Environmental and Safety Engineering, Jiangsu University, Zhenjiang 212013;
3. Management Office of Yanlong Lake, Yancheng 224011
Received 21 February 2020; received in revised from 24 April 2020; accepted 24 April 2020
Abstract: To explore the water quality purification efficiency and algal blooms risk of two different micro-polluted drinking water source pretreatment projects (which have both water purification and emergency water storage functions) during high temperature period, the effluent water quality and phytoplankton community of each treatment unit along the Yanlong Lake Project (consisting of biological contact oxidation, high-density sedimentation and embedded reservoir) were monitored and analyzed during the high temperature period(July—August) in 2019. The results showed that: ① The water quality of both Mangshe River and Tongyu River were poor in summer with high turbidity, high density of nutrients and organic matter, and low dissolved oxygen. Both of pretreatment projects showed high efficiency in removing turbidity, reducing nutrients, and increasing dissolved oxygen content. It's worth noting that the purification efficiency of Tongyu River Project (89.01%, 95.13% and 227.00% for removing turbidity, reducing nutrients and increasing dissolved oxygen content respectively) were higher than those in Yanlong Lake Project (50.55%, 38.33% and 144.00% for removing turbidity, reducing nutrients and increasing dissolved oxygen content respectively); ② The average cells density of total phytoplankton and cyanobacteria in water storage units of Yanlong Lake Project and Tongyu River Project during summer were 1.71×106 ind·L-1, 1.28×106 ind·L-1, 2.23×106 ind·L-1 and 0.96×106 cells·L-1 respectively. Cyanobacteria were the dominant species in the water storage units of the two Projects. In addition, the cell density of phytoplankton was higher in the storage units of Tongyu River Project, while a higher proportion of cyanobacteria was observed in water storage units of Yanlong Lake Project. Combined with the water quality changes of the water storage units (turbidity decreased, underwater light intensity increased), the two pre-treatment water storage units still have the risk of cyanobacteria bloom. ③ There were 17 functional groups (FGs) and 6 morphology-based functional groups (MBFGs) in both projects. The dominant FGs in Yanlong Lake Project were: B, D, P, TC, J, Lo, W1, and W2 and the dominant MBFGs were: GroupⅢ, Ⅳ, Ⅴ, Ⅵ, and Ⅶ. The dominant FGs in Tongyu River Project were: B, D, P, Lo, M, and W1; the dominant MBFGs were: Group IV, V, VI, and Ⅶ. Both FGs could respond well to the changes of the water environment in two pretreatment projects, while the MBFGs had stronger habitat responsiveness. The main environmental factors affecting the dominant MBFGs were turbidity, conductivity, nutrients and permanganate index. Therefore, during the summer high temperature period, it is necessary to optimize the process and operation of the pretreatment project and regulate key environmental factors in order to control the reproduction r of phytoplankton and maintain stable water quality.
Keywords: micro-polluted source waterpretreatment engineeringwater purificationfunctional groupalgal blooms risk
1 引言(Introduction)与湖库型水源相比, 河流型水源受环境污染影响大, 抗风险能力也较差.为保障城市饮用水安全, 提高河道型水源抗风险能力, 构建兼备水质净化及应急蓄水功能的预处理工程对微污染水源进行预处理成为水处理领域研究热点(Johannesson et al., 2015; 王宝玲等, 2015 Wang et al., 2016; Xu et al., 2019).盐城市地处淮河中下游, 近年来境内两大主要饮用水源蟒蛇河(大纵湖站)及通榆河(便仓站)的水功能区站点监测数据显示, 河流水质处于季节性有机微污染状态, 特别是夏季降雨冲刷携带大量污染物进入水体, 加之高温期间水体耗氧速率较快, 导致水体缺氧, 氮、磷及高锰酸盐指数超标严重(Wang et al., 2012; 马千里等, 2014).此外, 近年来两条河流突发性水污染事件频发, 严重影响城市饮用水供水安全.为此, 盐城市先后建设有盐龙湖工程和通榆河工程来保障盐城市的饮用水安全.前者主要利用生态湿地净化水质(蔡杏伟等, 2019), 而后者则采用粉末活性炭回流生物接触氧化+高密度沉淀的工艺净化源水(周易, 2016).
预处理工程的建立, 使河流型水源向湖库型水源过渡, 流速降低、水体透明度提高及水力停留时间大幅增加等变化为浮游植物大量繁殖提供条件, 尤其是夏季高温期, 在营养盐充足的条件下, 浮游植物易大量繁殖(郭文景等, 2018).特别是有害蓝藻水华的形成会严重破坏水体生态健康, 为自来水厂处理过程带来极大困扰(Ma et al., 2019; Peng et al., 2019; Wang et al., 2019).因此, 如何从控制浮游植物大量繁殖的角度优化微污染水源水预处理工程运行管理, 维持蓄水单元水质稳定性, 对保障城市供水安全具有重要意义.
浮游植物的生长繁殖受水温(Gao et al., 2018)、水下光照强度(Pei et al., 2019)、营养盐(宋勇军等, 2019)和水动力(Xiao et al., 2011)等环境因素的影响较大, 其群落构成变化能够快速反映水环境变化, 是评价水域生态状况的关键指示性生物.与传统的分类法相比, 浮游植物功能群划分法更能体现浮游植物的生态学功能.目前浮游植物功能群划分法已广泛应用于水体浮游植物群落变化和生态健康状况的研究中.其中FG划分法(functional group, FG)(Reynolds et al., 2002; Padisák et al., 2009)和MBFG划分法(morphology-based functional group, MBFG)(Kruk et al., 2010; 胡韧等, 2015)是应用较多的两种划分方法.前者将具有相似生理形态特征和适应生境的浮游植物划归为同一类群, 而后者主要基于浮游植物的形态特征进行划分.
目前国内外已建成的大规模饮用水源预处理工程不多, 针对处理工艺不同的两种预处理工程, 它们在夏季高温期河流水质较差的情况下, 水质净化效果分别是怎样的, 各有何优势？在各工程处理下浮游植物群落发生了哪些变化, 在蓄水单元中是否会大量繁殖破坏水质的稳定, 哪些环境因素的变化驱动浮游植物大量繁殖等方面的研究尚未见报道.本研究在分析夏季高温期两个预处理工程水质净化效能的同时, 基于处理前后浮游植物藻细胞密度及构成变化分析蓄水单元水质稳定性, 并通过冗余分析识别影响优势浮游植物功能群变化的关键环境因子, 以期从控制浮游植物大量繁殖的角度为水源预处理工程的运行优化和水质稳定性提高提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 研究区域与采样点设置盐龙湖工程位于江苏省盐城市龙冈镇蟒蛇河南岸, 总面积约为2.23 km2, 净化水量为6.00×105 m3·d-1, 主要净化单元为预处理区(占地面积为0.20 km2, 停留时间为48 h)和生态湿地净化区(挺水植物区和沉水植物区).挺水植物区和沉水植物区的占地面积分别为0.41 km2和0.40 km2, 停留时间分别为12 h和55.2 h.通过泵站引取蟒蛇河源水, 在依次经过预处理区、挺水植物区和沉水植物区处理后, 储蓄在深度净化区(占地面积1.09 km2, 有效库容4.58×106 m3, 停留时间367.2 h)内.顺水流方向设置了5个采样点：Y1为蟒蛇河原水, Y2、Y3、Y4和Y5分别为预处理区出水、挺水植物区出水、沉水植物区出水和深度净化区出水.
通榆河工程位于江苏省盐城市盐都区伍佑镇构港六组东北面, 通过泵站引取通榆河源水, 在依次经过生物接触氧化池(设计规模3.00×105 m3·d-1, 停留时间1 h)和高密度沉淀池(设计规模3.00×105 m3·d-1, 絮凝停留时间6.2 min)处理后, 储蓄在蓄水库(前池和后池)内.其中, 蓄水库占地面积约为0.29 km2, 有效库容与水深分别为1.00×106 m3和9.1 m, 采用膜幕墙导流改善水力条件.根据工艺流程设置了5个采样点, T1为通榆河原水, T2为生物接触氧化池出水, T3为高密度沉淀池出水, T4和T5分别为前池出水与后池出水.具体情况见图 1.盐城多年气象数据监测显示, 7月中旬—8月底是盐城夏季高温期, 平均气温在35 ℃以上, 本研究于7月中旬及8月中旬分别对两预处理工程各采样点进行水样采集监测, 其中浮游植物样品的采集一般在10:00—12:00.
图 1(Fig. 1)
 |
| 图 1 盐龙湖工程及通榆河工程采样点示意图 Fig. 1Sampling sites of Yanlong Lake Project and Tongyu River Project |
2.2 浮游植物采集与分析使用5 L有机玻璃采水器采集水下0.5 m处混合水样1 L, 加入1%的Lugol液固定, 静置48 h后, 虹吸法浓缩样品至30 mL.充分摇匀后吸取0.1 mL样品于计数框内, 在OLYMPUS CX41型显微镜下计数, 每个样品计数2次取均值, 若计数结果与均值偏差大于±10%, 则进行第3次样品计数, 浮游植物类别根据文献资料(胡鸿钧等, 1980)中的方法进行鉴定.浮游植物生物量采用细胞体积法计算(赵文, 2005), 利用形态相近的几何体积公式计算出各类浮游植物的细胞体积, 细胞体积的毫升数相当于细胞重量的克数, 以μm3作为细胞体积的单位, 则109 μm3≈1 mg鲜浮游植物重, 由此可在浮游植物细胞密度的基础上, 将浮游植物的细胞体积换算为生物量.
2.3 理化因子测定使用哈希HQ40d多参数水质分析仪(美国哈希HACH)现场测定水温(WT)、溶解氧(DO)、电导率和pH.使用哈希2100Q便携式浊度仪(美国哈希HACH)现场测定水体浊度.取1 L水样迅速带回实验室, 参照文献(国家环境保护总局, 2002)测定水样总磷(TP)、总氮(TN)、氨氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)、叶绿素a(Chla)和高锰酸盐指数(CODMn).每个水质指标均测定3次, 取均值进行分析.
2.4 数据处理与分析先将浮游植物功能群生物量数据和环境因子数据(除pH外)进行lg(x+1)转换, 然后采用Canoco for Windows 4.5软件对浮游植物功能群生物量数据进行去趋势对应分析(DCA), 结果表明SD值均小于3.因而选择冗余分析(RDA)对环境因子数据和浮游植物功能群生物量数据进行分析.其他图表采用Origin 2017绘制.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 两种预处理工程的水质净化效果3.1.1 两种预处理工程进出水水质特征表 1结果显示, 夏季高温期盐城水源水pH均值在7.75~8.00内, 呈弱碱性.两工程出水pH均值高于进水, 为8.40~9.13.通榆河水体浊度均值(分别为62.63 NTU和39.57 NTU)高于蟒蛇河(分别为45.37 NTU和35.13 NTU).7月盐龙湖工程出水浊度均值(25.10 NTU)低于进水, 但8月却远高于进水, 达93.63 NTU, 这主要是受台风天气影响, 深度净化区内沉积物被扰动, 细小颗粒物重新悬浮于水体造成.而通榆河工程中出水浊度明显低于进水, 平均浊度均低于10.00 NTU.8月蟒蛇河与通榆河中电导率均值较高, 分别为455.00 μS·cm-1和755.67 μS·cm-1, 这同样是受台风影响所致.
表 1(Table 1)
| 表 1 两种预处理工程中进出水基本理化指标变化 Table 1 Basic water quality concentration of inflow and outflow in Yanlong Lake Project and Tongyu River Project | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 1 两种预处理工程中进出水基本理化指标变化 Table 1 Basic water quality concentration of inflow and outflow in Yanlong Lake Project and Tongyu River Project
| ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
 | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
参照《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)评价两条河流的污染状况：两条河流DO平均含量为2.65~5.19 mg·L-1, 总体上低于Ⅲ类水标准(≥5.00 mg·L-1), 在两工程处理下, DO平均含量高于9.00 mg·L-1；TP平均浓度基本符合Ⅲ类水标准(≤0.20 mg·L-1), 仅8月份通榆河略有超标(0.27 mg·L-1), 两工程出水TP平均浓度为0.05~0.13 mg·L-1, 均能达标；水源水TN平均浓度为1.00~1.66 mg·L-1, 达Ⅳ~Ⅴ类水标准.通榆河中NH4+-N平均含量(0.55 mg·L-1和0.87 mg·L-1)高于与蟒蛇河(0.40 mg·L-1和0.70 mg·L-1), 均符合Ⅲ类水标准(≤1.00 mg·L-1).通榆河中CODMn平均含量(分别为6.96 mg·L-1和6.40 mg·L-1)超过Ⅲ类水质标准(≤6.00 mg·L-1), 远高于蟒蛇河(分别为5.36 mg·L-1和4.80 mg·L-1), 经各工程处理后, CODMn平均含量基本上处于降低状态, 但7月通榆河工程出水CODMn平均含量(6.08 mg·L-1)仍高于Ⅲ类水质标准.两工程出水中TN和NH4+-N的平均含量仅8月盐龙湖工程(分别为2.26 mg·L-1和1.08 mg·L-1)超标, 其他情况下均能达标.
3.1.2 各单元水质净化效果图 2为两种预处理工程中各单元出水水质指标的相对变化情况.夏季高温期, 盐龙湖工程中DO浓度在预处理区和沉水植物区内分别提高25.00%~139.00%和133.00%~144.00%, 而在挺水植物区和深度净化区内则分别降低3.00%~35.00%和6.00%~14.00%.预处理区可以降低水体1.99%~38.33%的浊度, 但进入挺水植物区内浊度提高9.29%~127.03%.预处理区和沉水植物区处理后, pH分别提高0.52%~6.28%和7.57%~19.03%, 而挺水植物区处理后降低1.67%~10.01%.挺水植物区处理后电导率提高0.68%~1.78%.沉水植物区处理后TP降低3.14%~19.84%.预处理区和挺水植物区的TN去除率分别为1.36%~26.35%和0.91%~10.80%, 深度净化区处理后TN浓度提高13.02%~38.36%.预处理区和沉水植物区NH4+-N去除率分别为8.44%~20.68%和5.07%~50.55%, 挺水植物区处理后NH4+-N提高22.21%~38.75%.沉水植物区CODMn去除率为5.36%~8.57%.深度净化区Chla去除率为46.09%~74.27%, 预处理区和沉水植物区中Chla浓度分别提高10.24%~69.88%和91.19%~282.30%.
图 2(Fig. 2)
 |
| 图 2 两种预处理工程中各单元出水理化指标的相对变化 Fig. 2Relative change of effluent physicochemical index of each unit in two pretreatment projects |
通榆河工程中, 生物接触氧化池提高DO作用最强(77.00%~227.00%), 其次为前池(19.00%~57.00%).后池仅能使DO提高4.00%~9.00%, 高密度沉淀池对DO的作用最小.生物接触氧化池处理后水体浊度提高62.94%~1036.36%, 进入高密度沉淀池后浊度降低91.41%~95.13%.前池去浊效果不稳定, 但后池能使浊度降低36.45~45.75%.在高密度沉淀池、前池和后池的处理下, pH分别提高1.45%~6.38%、6.79%~7.95%和1.90%~5.68%.经后池处理电导率和TP分别降低2.50%~2.60%和53.27%~70.90%.高密度沉淀池、前池和后池TN去除率分别为6.67%~9.19%、3.48%~4.44%和26.56%~38.25%.前池NH4+-N去除率为37.01%~46.24%, 其他单元NH4+-N去除效果不稳定.高密度沉淀池和后池CODMn去除率分别为16.87%~29.13%和2.56%~5.71%.通榆河工程中生物接触氧化池和高密度沉淀池去除Chla的作用较强, 而蓄水库去除Chla的作用微弱, 且7月前池中Chla浓度提高500.70%.
3.2 两预处理工程各单元浮游植物浓度及构成变化3.2.1 浮游植物叶绿素a浓度变化图 3为两种预处理工程各单元的Chla浓度, 通榆河源水Chla(63.47 μg·L-1)平均含量远高于蟒蛇河源水(17.40 μg·L-1).盐龙湖工程中, 水流进入预处理区与沉水植物区后Chla浓度升高, 平均含量分别为23.40 μg·L-1和49.06 μg·L-1.深度净化区内水中Chla浓度明显降低, 平均含量为19.31 μg·L-1.通榆河工程中, 源水依次经过生物接触氧化池与高密度沉淀池处理后, Chla浓度逐渐降低为28.70 μg·L-1.水流进入前池后, Chla含量迅速升高, 平均浓度为40.93 μg·L-1, 在后池内略有降低, 平均含量为39.46 μg·L-1.对比两种预处理工程进出水Chla含量变化发现, 通榆河工程出水Chla平均浓度低于进水, 而盐龙湖工程出水Chla平均浓度略高于进水.一般情况下, 水华发生的Chla浓度阈值为40 μg·L-1, 虽然盐龙湖工程沉水植物区内Chla平均浓度增高约2倍, 严重超过水华发生阈值, 但深度净化区能有效降低水中Chla含量, 使其浓度低于40 μg·L-1.虽然通榆河工程蓄水单元内Chla浓度低于进水, 但与前端处理单元相比, 明显升高且基本维持在40 μg·L-1附近, 具有水华风险.
图 3(Fig. 3)
 |
| 图 3 高温期两种预处理工程中叶绿素a浓度变化 Fig. 3Change of Chla concentration in two pretreatment projects during the high temperature period |
3.2.2 不同门类浮游植物藻细胞密度变化进一步对夏季高温期两种预处理工程中不同门类浮游植物密度和总浮游植物密度的变化情况进行分析, 结果见图 4.盐龙湖工程中挺水植物区绿藻密度均值最低(1.28×105 ind·L-1), 预处理区中最高(2.89×105 ind·L-1), 工程出水绿藻密度均值与蟒蛇河原水一致, 为1.90×105 ind·L-1.通榆河绿藻密度均值(2.64×105 ind·L-1)高于蟒蛇河, 经各工程处理后, 通榆河工程出水绿藻密度均值(3.42×105 ind·L-1)远高于盐龙湖工程出水.通榆河工程中生物接触氧化池和高密度沉淀池能够降低水中绿藻的密度, 但进入后池内却有所升高(2.12×105 ind·L-1).盐龙湖工程中硅藻密度较为稳定(1.50×105~2.35×105 ind·L-1), 通榆河中硅藻密度均值(4.19×105 ind·L-1)高于蟒蛇河(1.50×105 ind·L-1).通榆河工程中, 高密度沉淀池内硅藻密度均值最低(2.78×105 ind·L-1), 进入蓄水库内升高, 其中后池内硅藻密度均值增至7.35×105 ind·L-1.总体上通榆河工程中硅藻密度远高于盐龙湖工程.通榆河中裸藻密度均值(8.00×104 ind·L-1)远高于蟒蛇河(4.38×104 ind·L-1), 经各工程处理后, 盐龙湖工程出水中裸藻密度均值(2.29×104 ind·L-1)远高于通榆河工程出水(0.73×104 ind·L-1).裸藻密度在盐龙湖工程的前3个处理单元的处理下逐渐升高, 在深度净化区内明显降低(2.29×104 ind·L-1).裸藻密度在通榆河工程的生物接触氧化池中明显降低, 在高密度沉淀池和前池中升高, 但进入后池内明显降低.通榆河中甲藻密度均值(1.13×105 ind·L-1)远高于蟒蛇河(0.42×105 ind·L-1), 经各工程处理后均明显降低.盐龙湖工程和通榆河工程中甲藻密度均值最高的单元分别为沉水植物区(0.54×105 ind·L-1)和前池(1.51×105 ind·L-1).
图 4(Fig. 4)
 |
| 图 4 高温期两预处理工程各单元不同藻种及总浮游植物藻细胞密度变化 Fig. 4Change of cell density of different algae species and total phytoplankton algae in each unit of the two pretreatment projects during the high temperature period |
除蓄水单元外, 通榆河工程其他单元中蓝藻密度均值(0.74×106~1.26×106 ind·L-1)高于盐龙湖工程(2.36×105~6.38×105 ind·L-1).通榆河工程出水中蓝藻密度均值(0.96×106 ind·L-1)低于盐龙湖工程(1.28×106 ind·L-1).盐龙湖工程中蓝藻密度总体呈逐渐升高的趋势.通榆河工程中前池蓝藻密度均值最高(1.26×106 ind·L-1), 后池中蓝藻密度均值略低于通榆河(1.05×106 ind·L-1).通榆河总藻密度均值(2.02×106 ind·L-1)远高于蟒蛇河(0.74×106 ind·L-1), 经各工程处理后均有所升高.其中盐龙湖工程出水总藻密度均值(1.71×106 ind·L-1)约为蟒蛇河2倍, 而通榆河工程出水总藻密度均值(2.23×106 ind·L-1)略高于进水.盐龙湖工程中总藻密度总体呈现逐渐升高的趋势, 通榆河工程中生物接触氧化池和高密度沉淀池能够减少总藻密度, 但在蓄水库内却明显升高.总体上, 夏季高温期各单元总藻密度中主要由蓝藻门密度构成.
3.3 浮游植物功能群水质响应与影响因素3.3.1 浮游植物功能群划分情况本研究期间, 盐龙湖工程中共划分出17个FG：B、D、N、P、MP、TC、X1、F、G、J、K、H1、Lo、M、W1、W2和Wo.其中相对生物量＞10%的优势FG分别为功能群B、D、P、TC、J、Lo、W1和W2；通榆河预处理工程中共划分了17个FG：B、D、N、P、MP、TC、X3、X1、F、G、J、K、H1、Lo、M、W1和W2.其中相对生物量＞10%的优势FG分别为B、D、P、Lo、M和W1.盐龙湖生态净化系统中共划分出6个MBFG：GroupⅠ、GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ, 其中相对生物量＞10%的优势MBFG分别为GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ；通榆河预处理工程中共划分了6个MBFG：GroupⅠ、GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ, 其中相对生物量＞10%的优势MBFG分别为GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ.各功能群的划分情况具体见表 2.
表 2(Table 2)
| 表 2 两种预处理工程中FG和MBFG划分及代表藻属 Table 2 Division of FGs and MBFGs and representative algae in two pretreatment projects | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 两种预处理工程中FG和MBFG划分及代表藻属 Table 2 Division of FGs and MBFGs and representative algae in two pretreatment projects
| |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
| |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
3.3.2 优势FG变化规律由图 5可知, 7月盐龙湖工程中, 功能群P、J、Lo和W1为蟒蛇河源水中优势功能群.进入预处理区后, 功能群B为新增优势功能群.在生态净化区内, 优势功能群数量减少, 其中, 挺水植物区内优势功能群为功能群D和W1, 而在沉水植物区内优势功能群为Lo和W1.深度净化区处理后, 优势功能群数量增至4个, 分别为功能群P、TC、Lo和W1.而在通榆河工程, 通榆河源水中优势功能群分别为功能群P、Lo和W1, 在生物接触氧化池内, 优势功能群群落由功能群B、P和W1组成, 经高密度沉淀池处理后, 水中优势功能群分别为功能群Lo、M和W1, 前池内功能群Lo和W1占优势, 在后池中功能群D和Lo成为优势功能群.
图 5(Fig. 5)
 |
| 图 5 两种预处理工程中各单元优势FG相对生物量变化 Fig. 5Relative biomass change of dominant FGs of each unit in two pretreatment projects |
8月盐龙湖工程中, 蟒蛇河源水的优势功能群为W1.在预处理区和挺水植物区内, 功能群W1和W2一直保持优势地位.沉水植物区内功能群W1为唯一的优势功能群, 经深度净化区处理后新增优势功能群P.通榆河工程中, 通榆河源水中优势功能群为功能群B、P、Lo和W1.经生物接触氧化池处理后功能群Lo丧失优势, 而在高密度沉淀池和前池内该功能群恢复优势.水体进入后池内优势功能群数量降至2个, 分别为功能群B和P.
3.3.3 优势MBFG变化规律图 6结果显示, 7月盐龙湖工程中, 蟒蛇河源水和预处理区内优势功能群均为GroupⅣ、GroupⅤ和GroupⅥ, 进入生态净化区后GroupⅣ丧失优势地位.深度净化区内, 优势功能群数量增至5个, 分别为GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ.通榆河工程中, 通榆河源水与生物接触氧化池内优势功能群均为GroupⅤ和GroupⅥ.经高密度沉淀池处理后, 新增优势功能群GroupⅦ, 但该功能群在蓄水库内不占优势.
图 6(Fig. 6)
 |
| 图 6 两种预处理工程中各单元优势MBFG相对生物量变化 Fig. 6Relative biomass change of dominant MBFGs of each unit in two pretreatment projects |
8月盐龙湖工程中, GroupⅤ和GroupⅥ在蟒蛇河源水、预处理区和生态净化区内均保持优势地位.水流进入深度净化区后, 优势功能群数量增加, GroupⅣ为新增优势功能群.通榆河工程中, 通榆河源水内优势功能群与蟒蛇河源水一致, 均为GroupⅤ和GroupⅥ, 在生物接触氧化池处理下优势功能群数量增至3个, 分别为GroupⅣ、GroupⅤ和GroupⅥ.而在高密度沉淀池和前池中, GroupⅣ丧失优势, 进入后池后优势功能群仅剩GroupⅥ.
3.4 功能群响应性比较与关键环境因子识别3.4.1 FG与环境因子的冗余分析表 3为两种预处理工程中FG与环境因子的RDA结果, 在盐龙湖工程和通榆河工程中, FG生物量与环境因子的相关性较高, 各排序轴的相关系数均为1.000, 说明该功能群能够有效响应预处理工程中水环境的变化.在盐龙湖工程中, 前2轴的物种累积变化率和物种-环境相关性累积变化率均为96.3%, 在通榆河工程中, 前2轴的物种累积变化率和物种-环境相关性累积变化率均为75.0%, 说明前两轴均能解释绝大部分FG的响应变化.
表 3(Table 3)
| 表 3 FG与环境因子的RDA结果 Table 3 RDA results of FGs and environmental factors | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 3 FG与环境因子的RDA结果 Table 3 RDA results of FGs and environmental factors
| ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
|
由图 7可知, 影响盐龙湖工程中优势功能群B的环境因子为WT, 影响优势功能群D和TC的环境因子为TN, 影响优势功能群P、J、W1和W2的环境因子为NO3--N, 影响优势功能群Lo的环境因子为CODMn.其中, 盐龙湖工程内WT、TN、NO3--N和CODMn与轴1的相关系数分别为0.3685、-0.2861、-0.3613和-0.2955.通榆河工程中影响优势功能群B、D和M的环境因子为浊度, 影响优势功能群P、Lo、和W1的环境因子分别为电导率、NO3--N和DO.而通榆河工程中浊度、电导率、NO3--N和DO与轴1的相关系数分别为-0.3621、-0.1804、-0.0659和0.3241.
图 7(Fig. 7)
 |
| 图 7 盐龙湖工程与通榆河工程中FG与环境因子的冗余分析 Fig. 7Redundant analysis of FGs and environmental factors in Yanlong Lake Project and Tongyu River Project |
3.4.2 MBFG与环境因子的冗余分析表 4结果显示, 在盐龙湖工程和通榆河工程中, MBFG生物量与环境因子的相关性较高, 各排序轴的相关系数均为1.000, 说明该功能群同样能够有效响应生境的变化.在盐龙湖工程中, 前两轴的物种累积变化率和物种-环境相关性累积变化率均为98.7%, 在通榆河工程中, 前两轴的物种累积变化率和物种-环境相关性累积变化率均为98.2%, 上述结果表明前两轴均能解释绝大部分MBFG的变化.
表 4(Table 4)
| 表 4 MBFG与环境因子的RDA结果 Table 4 RDA results of MBFGs and environmental factors | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 4 MBFG与环境因子的RDA结果 Table 4 RDA results of MBFGs and environmental factors
| ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
|
由图 8可知, 盐龙湖工程中影响优势功能群GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ的环境因子分别为CODMn、浊度、NO3--N、NH4+-N和TP.在盐龙湖工程中, CODMn、浊度、NO3--N、NH4+-N和TP与轴1的相关系数分别为-0.2236、0.0716、-0.3656、-0.1619和0.1552.通榆河工程中影响优势功能群GroupⅣ和GroupⅦ的环境因子为电导率, 影响优势功能群GroupⅤ和GroupⅥ的环境因子分别为TP和浊度.而在通榆河工程中, 电导率、TP和浊度与轴1的相关系数分别为0.1589、0.0212和-0.3697.
图 8(Fig. 8)
 |
| 图 8 盐龙湖工程与通榆河工程中MBFG与环境因子的冗余分析 Fig. 8Redundant analysis of MBFGs and environmental factors in Yanlong Lake Project and Tongyu River Project |
4 讨论(Discussion)4.1 源水水质状况与两种预处理工程净化效果夏季高温期, 通榆河中pH、浊度、电导率、DO、TP、NH4+-N和CODMn均高于蟒蛇河, 而TN低于蟒蛇河.总体上, 两条河流都具有高浊度、DO含量低、氮磷和高锰酸盐指数超标的特征, 均属于Ⅳ类水, 处于富营养化状态(宋勇军等, 2019).经过两种预处理工程处理后, 水体DO含量明显提高, TP浓度降低.在外河有机物及营养盐浓度大幅升高的情况下, 盐龙湖工程出水总氮含量及通榆河工程出水高锰酸盐指数仍存在超过Ⅲ类水标准的情况.
研究发现, 盐龙湖工程中预处理区提高DO、降低浊度和削减氮类营养盐的效果良好, 运行稳定.夏季挺水植物区内的净水植物多已进入累积生物量的阶段, 根部吸收利用水中氮元素的同时大量消耗DO(熊元武等, 2018).挺水植物区滩面水深较低(0.3~0.5 m), 流速较快, 底部基质易被扰动, 采样期间观察到茭草大面积倒伏的现象, 这易导致营养盐、有机物和浊度升高.因此, 挺水植物区除对TN具有一定的去除效果以外, 其他指标净化效果不佳.沉水植物区提高DO、削减营养盐(TP和氨氮)和降低有机物的效果明显.这说明沉水植物生长良好, 同化吸收作用强, 能够很好地净化水质.水流经过前端单元处理后营养物质明显削减, 进入深度净化区后浊度升高, 加上内部投放许多食草性鱼类(蔡杏伟等, 2019), 这些环境变化是该单元调控Chla浓度的关键所在(Akhurst et al., 2017; 李照等, 2017).
通榆河工程中生物接触氧化池主要起到提高DO和降低Chla的作用.高密度沉淀池主要起到去浊、削减TN和有机物的作用, 除藻作用不稳定.高密度沉淀池能有效降低浊度, 这为藻类繁殖提供更多光照和大量空间, 加之夏季水温较高和前处理单元对营养物质的去除效果差, 平裂藻这类低S/V的群体细胞易迅速繁殖(Padisák et al., 2009), 造成该单元7月份出水Chla浓度升高.蓄水库提升DO、降低浊度、去除氮磷营养盐和削减有机物的效果良好, 其中后池的作用效果最佳.
4.2 两种预处理工程蓄水单元水质稳定性评价从水中Chla浓度变化来看, 盐龙湖工程中沉水植物区内Chla平均浓度高达49.06 μg·L-1, 具有爆发水华的风险, 但在深度净化区处理下, 水中Chla平均含量低于水华阈值(40 μg·L-1)(刘波等, 2008), 水华风险大大降低.而通榆河工程中由于进水中Chla浓度偏高, 经各单元处理后蓄水池Chla浓度虽然低于进水, 但平均含量约为40 μg·L-1且较前处理单元明显升高, 因而该工程蓄水单元内仍具有水华爆发的风险.
从浮游植物藻细胞密度变化方面来看, 虽然盐龙湖工程中总藻密度总体呈现逐渐升高的趋势, 且出水总藻密度均值(1.71×106 ind·L-1)约为蟒蛇河源水的2倍, 但处于无明显水华状态(＜2.00×106 ind·L-1)(宋勇军等, 2019).而通榆河工程中, 尽管生物接触氧化池和高密度沉淀池能够减少总藻密度, 但在蓄水池内总藻密度高于前端和进水, 平均值为2.23×106 ind·L-1, 处于轻度水华状态.此外, 两种预处理工程中蓝藻门密度与总藻密度变化趋势基本一致.作为夏季常见的水华藻类, 蓝藻具有耐高温, 易于形成水华的特点, 蓄水单元水体浊度的降低, 水体透明度及水下光照强度的增加为蓝藻的大量繁殖提供有利的条件, 两种预处理工程蓄水单元内浮游植物的构成仍以蓝藻为优势藻种, 其中盐龙湖预处理工程蓄水单元蓝藻细胞密度在浮游植物总密度中所占比例增加, 指示两预处理工程蓄水单元仍具有藻类高发的风险.
此外, 本研究结果显示, 水源水经两种预处理工程处理后优势FG和MBFG的数量总体呈减少的趋势, 说明预处理工程内浮游植物功能群群落的多样性有所降低, 这同样表明预处理工程的蓄水单元内水质稳定性降低.
4.3 优势FG和MBFG的生境响应特征本研究中, 优势功能群B和P广泛分布于两种预处理工程中, 7月优势功能群D在后池中占据绝对优势.RDA结果显示WT和氮元素是影响上述优势功能群的主要环境因子.有研究表明, 功能群B、D、和P由硅藻类浮游植物构成, 光利用效率高且耐水流冲刷, 适宜在中营养浅水中生存, 是常见的优势类群(黄国佳等, 2015; 葛优等, 2019).而事实上, 盐龙湖工程对氮元素的去除效果差, 通榆河工程处理后水体氮元素含量不低, 这与功能群B、D和P对生境的指示相符.
功能群TC由颤藻属构成, 仅在7月深度净化区内成为优势功能群之一.RDA结果显示TN为影响其分布的主要环境因子.已知盐龙湖工程对氮的去除效果差, 且结合水质检测结果可知, 深度净化区内TN浓度既高于蟒蛇河也高于通榆河工程蓄水库出水.而功能群TC适宜生境为富营养且流速低的水体(杨文等, 2014), 这说明该功能群对生境的指示与实际相符.功能群J是7月蟒蛇河和预处理区中的优势功能群之一.研究期间, 蟒蛇河中浊度和营养盐含量高, 7月预处理单元营养盐去除率低, 虽然能有效降低浊度, 但同时也为浮游植物繁殖提供更多空间和光能.功能群J主要由四尾栅藻属和盘星藻属这类喜高温和高光照的绿藻构成, 适宜生境为浑浊高营养水体(李磊等, 2015), 对实际生境的指示效果同样良好.
功能群Lo主要由平裂藻属构成, 作为优势功能群广泛分布于两种工程当中, 但在挺水植物区和生物接触氧化池中不占优势, 夏季茂盛的挺水植物枝叶和大量生物膜填料的遮光作用降低水下光强, 抑制平裂藻的光合作用, 从而不利于繁殖.而由微囊藻属构成的功能群M之所以在高密度沉淀池中占据优势, 主要由浊度的高效去除增大水下光强造成的(Cao et al., 2019).功能群W1和W2均由裸藻门浮游植物组成, 前者常指示有机污染水体, 后者指示中营养型水体(胡韧等, 2015).其中, 功能群W1在两种预处理工程中相对生物量(11.46%~64.10%)较高, 在除后池外的其余单元内均处于优势地位.夏季, 强降雨冲刷汇入大量营养盐及有机物(马千里等, 2014), 致使蟒蛇河和通榆河中有机物浓度高, 水体富营养化加剧, 尽管通过预处理工程处理后能够得到改善, 但由于进水有机物负荷量大, 且有机物去除率较低, 整体上出水有机物浓度仍然偏高.这些环境变化为功能群W1和W2的生长繁殖提供有利条件.
GroupⅢ主要由具气囊的丝状颤藻属构成.深度净化区内营养物质充足且处于静水状态, 适宜颤藻属大量繁殖, 其细胞内含有气囊, 有利于向光能充足的地方迁移(Luciana et al., 2016), 因而在深度净化区内占优势.GroupⅣ主要在蟒蛇河、预处理区和深度净化区内占优势, 随时间推移生物量降低, 优势逐渐丧失.GroupⅣ主要由耐冲刷作用的中型绿藻(四尾栅藻属、空球藻属和盘星藻属等)构成, 高光照和高营养盐的环境利于其大量繁殖(Luciana et al., 2016; 徐珏等, 2019), 因而在这些单元内占据优势.GroupⅣ与GroupⅤ和GroupⅥ这些优势度更高的功能群相比竞争力弱, 这可能导致该功能群在两种预处理工程中分布不广且优势度降低.
GroupⅤ由体积偏大的单细胞鞭毛类细胞(裸藻属、扁裸藻属和多甲藻属等)构成, 这些形态特征使得该功能群的资源竞争能力强且资源胁迫的耐受性高(Luciana et al., 2016; 徐珏等, 2019), 因而成为绝大多数单元的主要优势功能群.GroupⅥ由具有硅质外壳的硅藻类(Kruk et al., 2010)(小环藻属、颗粒直链藻属和卵形藻属等)组成, 这类浮游植物对光和营养的要求低(Kruk et al., 2012), 且硅质外壳能够保证细胞的结构完整不易遭到破坏, 这可能是该功能群在大多数单元中占优势的原因.GroupⅦ由具胶被的低比表面积的群体细胞(平裂藻属、微囊藻属和隐球藻属)构成.这类浮游植物比表面积小而光利用效率低(徐珏等, 2019), 对光照变化敏感.而7月深度净化区和高密度沉淀池去浊效果最好, 水下光照最强, 促使GroupⅦ迅速繁殖, 占据一定优势.
4.4 FG和MBFG生境响应性比较RDA分析表明FG和MBFG与环境因子的相关性较强, 都能很好地响应预处理工程中水环境的变化.但MBFG与环境因子的RDA分析结果中, 前2轴的物种累积变化率和物种-环境相关性累积变化率均高于FG, 这说明MBFG对生境的响应性更强.这一结论与国内外不少相关研究结果相符(Kruk et al., 2011; Irina et al., 2012; 卢金锁和胡亚潘, 2013; Luciana et al., 2016).此外, 笔者在之前的研究中得出MBFG能够有效响应盐龙湖工程水环境变化的结论, 而本研究的结果则进一步验证浮游植物功能群, 尤其是MBFG在响应各单元水环境差异明显的水源预处理工程生境变化方面同样具有较强的适用性.在本研究进一步得到了证实.RDA分析结果显示盐龙湖工程中CODMn、浊度、NO3--N、NH4+-N和TP是影响优势MBFG功能群的关键环境因子；通榆河工程中电导率、TP和浊度是影响优势MBFG的关键环境因子.不少研究结果也表明浊度、电导率、营养盐和CODMn这些环境因素对浮游植物的群落结构、形态变化和分布具有很大地影响(Xiao et al., 2011; Kruk et al., 2011; Kruk et al., 2012; 王宝玲等, 2015).因此, 在夏季高温期, 调控水源水预处理工程中浊度、电导率、营养盐和有机物这些环境因子对维持水体的生态稳定有重要意义.而在盐龙湖工程中植物分布不均、倒伏释放污染的挺水植物单元和通榆河工程中透明度高、流速缓慢、浮游植物易大量繁殖的蓄水库这些问题突出的处理单元内, 更需密切关注这些环境因素的变化情况, 防止浮游植物大量繁殖.
5 结论(Conclusions)1) 本研究期间, 蟒蛇河和通榆河水质呈现高浊度(平均值为35.13~62.63 NTU)、低DO水平(平均值为2.65~5.19 mg·L-1)、营养盐及有机物超标的特征, 属于Ⅳ类水体.两种预处理工程削减营养盐、去除浊度和提高DO的效果良好, 盐龙湖工程分别为50.55%、38.33%和144%, 通榆河工程中分别为89.01%、95.13%和227.00%.总体上, 通榆河工程水质净化效能优于盐龙湖工程, 两种预处理工程的出水水质基本符合Ⅲ类水标准.
2) 夏季高温期间, 盐龙湖工程及通榆河工程蓄水单元内浮游植物总细胞密度分别为1.71×106 ind·L-1和2.23×106 ind·L-1, 蓝藻密度分别为1.28×106 ind·L-1和0.96×106 ind·L-1.从浮游植物密度变化来看, 通榆河工程中蓄水单元藻细胞密度更高, 处于轻度水华状态, 且Chla平均浓度(约40.00 μg·L-1)增高至水华阈值水平, 具有更高的水华爆发风险.从蓝藻所占比例来看, 两预处理工程蓄水单元藻类构成均以蓝藻为主, 其中盐龙湖预处理工程蓄水单元蓝藻细胞密度在浮游植物总密度中所占比例显著增加, 经前端净化工艺处理后, 两工程蓄水单元水体浊度的降低, 水体透明度及水下光照强度的增加都为蓝藻的大量繁殖提供有利的条件, 因此夏季高温期两预处理工程蓄水单元仍都具有蓝藻水华风险.
3) 研究期间, 盐龙湖工程中共划分出17个FG和6个MBFG.其中, 优势FG分别为：B、D、P、TC、J、Lo、W1和W2；优势MBFG分别为：GroupⅢ、GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ.通榆河工程中共划分出17个FG和6个MBFG.其中, 优势FG分别为：B、D、P、Lo、M和W1；优势MBFG分别为：GroupⅣ、GroupⅤ、GroupⅥ和GroupⅦ.
4) 本研究中FG和MBFG均能响应预处理工程中水环境的变化, 其中MBFG的生境响应性更强.RDA结果表明, 盐龙湖工程中, 影响优势FG的环境因子为WT、TN、NO3--N和CODMn；影响优势MBFG的环境因子为CODMn、浊度、NO3--N、NH4+-N和TP.通榆河工程中, 影响优势FG的环境因子为浊度、电导率、NO3--N和DO；影响优势MBFG的环境因子为电导率、TP和浊度.总体上, 两种预处理工程中浊度、电导率、营养盐和CODMn是影响优势MBFG分布的关键环境因子.
致谢(Acknowledge):感谢穆佳庆、邹立航等在盐龙湖生态净化系统野外采样和实验室分析的辛勤工作；感谢盐城市盐龙湖饮用水源管理处及通榆河工程管理处相关工作人员在调研采样期间给予的大力支持与帮助.
参考文献
| Akhurst D J, Jones G B, Clark M, et al. 2017. Effects of fish and macrophytes on phytoplankton and zooplankton community structure in a subtropical freshwater reservoir[J]. Limnologica-Ecology and Management of Inland Waters, 62: 5-18. |
| Cao J, Hou Z Y, Li Z K, et al. 2019. Succession of phytoplankton functional groups and their driving factors in a subtropical plateau lake[J]. Science of the Total Environment, 631-632(2018): 1127-1137. |
| 蔡杏伟, 熊鹰, 郭超, 等. 2019. 饮用水水源地盐龙湖鱼类群落结构特征及调控策略研究[J]. 淡水渔业, 49(2): 39-45. |
| 国家环境保护总局. 2002. 水和废水监测分析方法(第4版)[M]. 北京: 中国环境科学出版社. |
| 郭文景, 符志友, 汪浩, 等. 2018. 水华过程水质参数与浮游植物定量关系的研究-以太湖梅梁湾为例[J]. 中国环境科学, 38(4): 1517-1525. |
| Gao Y, Sun L, Wu C, et al. 2018. Inter-annual and seasonal variations of phytoplankton community and its relation to water pollution in Futian Mangrove of Shenzhen, China[J]. Continental Shelf Research, 166: 138-147. |
| 葛优, 周彦锋, 王晨赫, 等. 2019. 阳澄西湖浮游藻类功能群演替特征及其与环境因子的关[J]. 中国环境科学, 39(7): 3027-3039. |
| 胡鸿钧, 李尧英, 魏印心. 1980. 中国淡水藻类[M]. 上海: 上海科学技术出版社. |
| 黄国佳, 李秋华, 陈椽, 等. 2015. 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, 35(17): 5573-5584. |
| 胡韧, 蓝于倩, 肖利娟, 等. 2015. 淡水浮游植物功能群的概念、划分方法和应用[J]. 湖泊科学, 27(1): 11-23. |
| Irina I, Luz A, Roberto E, et al. 2012. Comparison of morpho-functional phytoplankton classifications in human-impacted shallow lakes with different stable states[J]. Hydrobiologia, 698(1): 203-216. |
| Johannesson K M, Kynk??nniemi P, Ulén B, et al. 2015. Phosphorus and particle retention in constructed wetlands-A catchment comparison[J]. Ecological Engineering, 80: 20-31. |
| Kruk C, Huszar V L M, Peeters E T H M, et al. 2010. A morphological classification capturing functional variation in phytoplankton[J]. Freshwater Biology, 55(3): 614-627. |
| Kruk C, Peeters E T H M, Van Nes E H, et al. 2011. Phytoplankton community composition can be predicted best in terms of morphological groups[J]. Limnol Oceanogr, 56(1): 110-118. |
| Kruk C, Segura A M. 2012. The habitat template of phytoplankton morphology-based functional groups[J]. Hydrobiologia, 698(1): 191-202. |
| 刘波, 崔莉凤, 刘载文. 2008. 北京市城区地表水体叶绿素a与藻密度相关性研究[J]. 环境科学与技术, (8): 29-33. |
| 卢金锁, 胡亚潘. 2013. 深水型水库藻类功能组时空演替及生境变化的影响[J]. 环境科学, 34(7): 2611-2617. |
| 李磊, 李秋华, 焦树林, 等. 2015. 小关水库夏季浮游植物功能群对富营养化特征的响应[J]. 环境科学, 36(12): 4436-4443. |
| Luciana M R, Maria C S S, Rafael P, et al. 2016. Morphology-based functional groups as effective indicators of phytoplankton dynamics in a tropical cyanobacteria-dominated transitional river-reservoir system[J]. Ecological Indicators, 64: 217-227. |
| 李照, 宋书群, 李才文, 等. 2017. 丰、枯水期长江口邻近海域浮游植物群落结构特征及其环境影响初探[J]. 海洋学报, 39(10): 124-144. |
| Ma D Y, Luo W G, Yang G L, et al. 2019. A study on a river health assessment method based on ecological flow[J]. Ecological Modelling, 401: 144-154. |
| 马千里, 胡芳, 虢清伟, 等. 2014. 六都寨水库夏季富营养化状况与浮游植物分布特征研究[J]. 环境科学学报, 34(6): 1497-1504. |
| Padisák J, Crossetti L O, Naselliflores L. 2009. Use and misuse in the application of the phytoplankton functional classification:a critical review with updates[J]. Hydrobiologia, 621(1): 1-19. |
| Peng J, Zhao S Q, Dong J Q, et al. 2019. Applying ant colony algorithm to identify ecological security patterns in megacities[J]. Environmental Modelling & Software, 117: 214-222. |
| Pei S F, Laws E A, Zhu Y X, et al. 2019. Nutrient dynamics and their interaction with phytoplankton growth during autumn in Liaodong Bay, China[J]. Continental Shelf Research, 186: 34-47. |
| Reynolds C S, Huszar V, Kruk C, et al. 2002. Towards a functional classification of the freshwater phytoplankton[J]. Journal of Plankton Research, 24(5): 417-428. |
| 宋勇军, 戚菁, 刘立恒, 等. 2019. 程海湖夏冬季浮游植物群落结构与富营养化状况研究[J]. 环境科学学报, 39(12): 4106-4113. |
| 王宝玲, 潘潇, 张荣斌, 等. 2015. 贯泾港构筑根孔湿地水质净化效果[J]. 环境工程学报, 9(7): 3509-3518. |
| Wang S, Qian X, Wang Q H, et al. 2012. Modeling turbidity intrusion processes in flooding season of a canyon-shaped reservoir, South China[J]. Procedia Environmental Science, 13: 1327-1337. |
| Wang W D, Zheng J, Wang Z Q, et al. 2016. Performance of pond-wetland complexes as a preliminary processor of drinking water sources[J]. Journal of Environmental Sciences, 39(1): 119-133. |
| Wang Y, Pan J H. 2019. Building ecological security patterns based on ecosystem services value reconstruction in an arid inland basin:A case study in Ganzhou District, NW China[J]. Journal of Cleaner Production, 241: 118337. |
| Xiao L J, Wang T, Hu R, et al. 2011. Succession of phytoplankton groups regulated by monsoonal hydrology in a large canyon-shaped reservoir[J]. Water Research, 45(16): 5009-5019. |
| Xu S H, Zhou S C, Xing L Q, et al. 2019. Fate of organic micropollutants and their biological effects in a drinking water source treated by a field-scale constructed wetland[J]. Science of the Total Environment, 682: 756-764. |
| 熊元武, 田永兰, 孙雪薇, 等. 2018. 近自然湿地挺水植物对水体DO含量的影响[J]. 环境污染与防治, 40(1): 23-27. |
| 徐珏, 顾继光, 杨阳, 等. 2019. 热带水库浮游植物形态性状的季节变化及影响因子分析-以高州水库为例[J]. 湖泊科学, 31(3): 825-836. |
| 杨文, 朱津永, 陆开宏, 等. 2014. 淡水浮游植物功能类群分类法的提出、发展及应用[J]. 应用生态学报, 25(6): 1833-1840. |
| 赵文. 2005. 水生生物学[M]. 北京: 中国农业出版社. |
| 周易. 2016. 通榆河微污染河水水质净化工程工艺设计[J]. 给水排水, 52(11): 24-26. |
