超富營養城市湖泊原位生態修復效果分析——以武漢南湖為例*

張 苗 李明夢 劉 律 李忠超 苗 滕 余業鑫 趙永晶 李 艷 王海軍6, 王洪鑄

超富營養城市湖泊原位生態修復效果分析——以武漢南湖為例*

張 苗1, 2李明夢3劉 律3李忠超3苗 滕4余業鑫1, 5趙永晶1李 艷1①王海軍6, 1①王洪鑄1

(1. 中國科學院水生生物研究所淡水生態與生物技術國家重點實驗室 武漢 430072; 2. 中國科學院大學 北京 100049; 3. 武漢市市政建設集團有限公司 武漢 430020; 4. 湖北省水利水電科學研究院 武漢 430070; 5. 華中農業大學水產學院 武漢 430070; 6. 云南大學生態學與環境學院高原湖泊生態與治理研究院 昆明 650504)

城市湖泊普遍面臨富營養化問題, 許多湖泊甚至處于超富營養狀態。鑒于其在供水、氣候調節、景觀提升等方面的重要作用, 以水質提升為目標的生態修復對于恢復湖泊生態功能、提升城市景觀等具有重要意義。文章以超富營養城市湖泊——武漢南湖為例, 嘗試通過圍隔構建、魚類清除、水生植被重建等生態措施改善示范區水質, 探究超富營養湖泊生態修復技術。于2019年8月至12月在示范區進行實驗。結果表明: (1) 示范區修復措施實施后, 挺水植物植株高度顯著增加 (<0.01), 蘆葦平均株高由0.7 m增加至1.2 m, 香蒲的新生葉片在種植后50 d高達1.4 m, 二者在種植后90 d, 覆蓋率均由種植時的10%上升至70%; (2) 示范區內透明度由修復前的0.26 m上升至0.77 m, 顯著高于外湖區(0.26 m) (<0.01); (3) 示范區內浮游藻類葉綠素(chl)由修復前38.90 μg/L降低至3.41 μg/L, 顯著低于外湖區(101.91 μg/L) (<0.01); (4) 示范區總氮(TN)由4.78 mg/L降低至2.60 mg/L, 總磷(TP)由0.76 mg/L降低至0.08 mg/L, 二者均略低于外湖區, 但均不顯著(>0.05)。總體來看, 經過一系列修復措施后, 示范區內水生植被得到很好的恢復, 水質條件得到一定的改善: 透明度提升較多, chl下降明顯。氮、磷等營養水平雖然也有所降低, 但與外湖區差異不大, 可能是沉積物內源營養釋放導致。研究表明, 圍隔構建、魚類清除、水生植被重建等生態修復措施雖然可在一定程度上改善富營養湖泊水質狀況, 但未能有效控制內源負荷, 仍需采取底質改良措施以達到降低水體營養含量的目的。相關研究結果可為城市超富營養湖泊生態修復及水質提升提供一定的借鑒。

城市湖泊; 超富營養; 生態修復; 水生植物恢復

湖泊富營養化可導致藻類水華、水生植被衰退、魚類死亡等一系列不良后果, 最終導致生態系統退化甚至崩潰, 是水生態系統面臨的主要環境問題之一(Wang, 2021), 除此之外水生態系統還面臨鹽堿化、水域面積減少等問題(朱香英等, 2017; Jeppesen, 2020)。城市湖泊是指位于市區或近郊的湖泊, 一般而言這類湖泊水域面積較小、水深較淺、流速小、污染受納量較高且自凈能力有限, 因此往往處于超富營養狀態(Chen, 2020)。鑒于城市湖泊生態系統在供水、養殖、氣候調節、景觀提升等方面的重要作用, 以提升湖泊生態系統健康狀況為目標的生態修復已成為近幾十年來研究的熱點之一(Qin, 2013)。沉水植物是水生態系統中重要的生產者, 在維持淡水湖泊生態系統健康方面起著至關重要的作用, 能夠通過吸收營養、穩定底質、減少沉積物再懸浮、抑制浮游藻類生長等方式改善湖泊水質, 并能為其他水生生物提供棲息場所(Engelhardt, 2001)。因此, 以沉水植物恢復為核心的生態修復對于湖泊水質改善、水生態系統功能恢復及城市景觀提升方面具有重要意義。

根據生態系統多穩態理論, 淺水湖泊常存在兩種穩態, 即以沉水植被占優的清水穩態和以浮游藻類占優的濁水穩態, 這兩種穩態各有內在正反饋機制維持其當前穩態, 但當外界干擾超過其耐受限值時, 生態系統狀況會快速向另一種穩態轉變(Scheffer, 1998)。據研究, 湖泊生態系統穩態轉換的關鍵驅動因子是總磷, 且清-濁穩態轉換的總磷閾值為80— 120 μg/L, 反向轉換的總磷閾值為40—60 μg/L (Wang, 2014)。因此, 一般而言當水體總磷超過120 μg/L時, 湖泊只能處于濁水穩態, 沉水植被無法自然恢復。此時若要恢復沉水植被, 首先應該降低水體營養水平。然而, 研究顯示, 即使外源污染得到有效控制, 內源營養釋放可使得水體營養含量在相當長的時間(10—15 a)內維持在較高水平(Jeppesen, 2005)。因此, 若要在短時間內恢復湖泊中的沉水植物, 除開展營養控制措施外, 還需采取其他工程措施, 如構建生態圍隔、魚類結構優化、底質改良等以輔助植物的生存與發展(刁若賢等, 2017)。

南湖位于武漢市洪山區, 水域面積約7.67 km2, 是一個典型的超富營養湖泊。據2018—2019年調查, 南湖水質為劣V類, 湖濱帶挺水植物僅零星分布, 沉水植物幾乎沒有。為加快推進南湖水環境治理, 實現“水清、岸綠、景美”的治理目標, 武漢市于2019年啟動南湖水環境提升工程, 其中水生態修復的主要內容是重建1 440 km2(60%)的沉水植被和5 500 m2的挺水植物。然而以往生態修復的工程實踐多見于中富營養水平湖泊中, 對南湖這類超富營養水體, 尚缺乏可供參考的成功案例。鑒于該工程的技術難度較大, 短時間內難以在全湖范圍內實施, 項目組首先選擇一處代表性區域開展水生態修復示范工程, 為整體工程的實施提供示范與參考。本文通過比較南湖生態修復示范區及外湖區水質變化, 分析魚類群落結構優化及水生植被重建對水質改善的效果, 探究亞熱帶超富營養湖泊生態修復及水質改善技術。

1 材料和方法

1.1 示范區基本概況

南湖是武漢市僅次于東湖和湯遜湖的第三大城中湖, 原有湖面近8.00 km2, 近年來由于各種建設與開發, 導致其水域面積不斷減少, 現有水域面積約7.67 km2。此外, 該湖污染受納量較大, 沿湖有20多個主要排污口分布, 且有大量未經處理的生活污水直接入湖(王銀東等, 2005)。南湖水質常年較差, 據2018—2019年調查, 其水體總氮為2.0—10.0 mg/L, 總磷為0.2—0.9 mg/L, 浮游藻類葉綠素為30— 200 μg/L, 為劣V類水質; 湖濱帶挺水植物僅零星分布, 主要種類為蘆葦()、香蒲()、菰()和蓮(), 大部分區域優勢種是蘆葦。沉水植物只有穗狀狐尾藻(), 且僅在極小范圍的區域內有零星分布。不管從水生植物的種類, 還是其覆蓋面積來看, 目前南湖中的水生植被已經無法發揮其應有的生態功能。

南湖生態修復示范區(一期, 2019年8月至12月)位于小南湖北側靠近南湖大橋附近水域(圖1), 面積約2 400 m2, 平均水深為1 m, 最大水深1.8 m。在實驗開始時, 區域內水體透明度為(0.2±0.1) m, 總氮(7.6±3.0) mg/L、總磷(0.8±0.1) mg/L, 均為劣V類水平, 無沉水植物, 沿岸少量挺水植物(蘆葦)。

1.2 示范區生態修復措施

1.2.1 湖濱帶改造 利用挖掘機對湖濱帶硬質基底條件進行一定的生態化改造, 首先清除碎石及雜草, 然后構建緩坡式湖濱帶, 為水生植物的定植創造有利條件。

1.2.2 圍隔構建 湖濱帶改造完成后, 利用不透水圍隔將該示范區包圍成一個相對獨立的區域, 以減少風浪、魚類以及其他不良因素的干擾。圍隔采用PVC防水布, 底部使用石籠將其壓入底泥中, 頂部高出水平面10 cm左右, 確保圍隔內外水體無明顯交換。

1.2.3 魚類群落結構優化 魚類群落結構對水生植物的生長有非常重要的影響, 草食性魚類的主要食物來源之一是水生植物, 底層魚類活動(尤其是攝食)過程會擾動底泥, 造成沉積物再懸浮, 降低水體透明度, 這些因素均不利于水生植物的恢復。圍隔構建過程中通過趕魚、捕魚等相結合的方式去除圍隔內的魚類。

圖1 示范區位置及采樣點示意圖

1.2.4 水生植被構建 挺水植物修復物種選擇香蒲和蘆葦, 二者比例為1︰3, 種植密度約70株/m2, 香蒲高度約0.5 m, 蘆葦高度約0.7 m。種植方法為成簇扦插法, 香蒲種植在岸線至湖心0.5 m處, 蘆葦種植在距岸線0.5—2 m之間。

示范區內除挺水植物修復區外, 在距離湖濱帶4 m處劃分一處120 m × 8 m范圍作為沉水植物修復區, 用于恢復沉水植物。示范區與沉水植物修復區之間相隔2 m, 用于水生植物的自然擴增。沉水植物修復物種選擇苦草和輪葉黑藻, 二者比例為3︰2。種植密度為20—30株/m2, 苦草高度約0.5 m, 輪葉黑藻高度約0.8 m。種植方法為成簇扦插法。水生植被構建于2019年8月14日完成。

1.3 樣品采集和分析

采樣點位設計原則參照《淡水生物資源調查技術規范》(DB43/T 432—2009), 湖泊應兼顧在近岸和中部設點。根據上述原則, 研究區域內共設置6個采樣點(圖1), 其中示范區內2個(5#, 6#), 均位于沉水植物修復區; 外湖區4個(1#, 2#, 3#, 4#), 1#位于挺水植物修復區和出水口, 2#和4#位于沿岸帶淺水區, 3#位于湖心區。各采樣點物理、化學及生物指標每月測定2次。水溫(WT, °C)、溶解氧(DO, mg/L)、pH、電導率(Cond, μS/cm)等指標用Pro Plus YSI (Yellow Spring Instruments, 美國)在水深0.5 m處測定。水體濁度(Turb)使用濁度儀(2100Q, HACH, 美國)測定。水深(M)和透明度(SD)分別用超聲波測深儀(Speedtech, 美國)和塞氏盤(武漢水天地科技有限公司, 中國)進行測定。水樣使用1.5 m柱狀采水器采集, 充分混合后取1 L水樣帶回實驗室用于測定總氮(TN)、總磷(TP)、總溶解態磷(TDP)、浮游藻類葉綠素(chl)等參數。TN使用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定。TP和TDP使用鉬銻抗分光光度法測定。Chl的測定使用GF/C膜(Whatman, GE Healthcare UK Limited, Buckinghamshire, 英國)過濾水樣, 然后將濾膜置于90%丙酮中, 在4 °C條件下萃取20—24 h, 再用分光光度法測定(王建等, 1984)。

種植挺水植物前, 將其頂部切除, 植株高度統一為0.5 m。完成種植后, 株高和覆蓋度每月測定2次。株高測定時分別隨機選取10株蘆葦和10株香蒲測定其高度后取均值, 覆蓋度使用目測法估算。沉水植物種植前, 分別隨機選取10株苦草和10株輪葉測定初始高度, 均值分別為0.5和0.8 m。植物種植后其覆蓋度每月測定2次, 同樣使用目測法測定。

1.4 數據處理與分析

數據處理使用R 3.6.2 (R core team, 2019)和Excel 2010。示范區和外湖區水質等參數的差異性檢驗使用Friendman test。為進一步分析各生態修復措施對水體不同組分濁度的影響, 本文依據Portielje等(1999)、Ibelings等(2007)的研究, 將總濁度(TurbTot)劃分為藻類濁度(TurbAlg)、非藻類濁度(TurbNonAlg)和背景濁度(TurbBck)。TurbTot為SD的倒數; TurbAlg參照Portielje等(1999)的公式, 采用長江中下游淺水湖泊的數據推算而來(王海軍等, 2017), 為0.011×chl; TurbBck是數據集中最小的濁度值0.18 /m (SD最大時, 假定此時懸浮顆粒物不存在); 則TurbNonAlg計算公式為: TurbNonAlg=1/SD-0.011×chl-0.18。

2 結果

2.1 水生植被生長狀況

示范工程實施后, 挺水植物植株高度顯著增加: 蘆葦平均株高由0.7 m增加至1.2 m (<0.01); 香蒲在種植2—3 d內, 地上部分枯萎, 由根部長出新葉, 新葉高度在種植50 d后高達1.4 m (<0.01)。蘆葦和香蒲在種植后90 d, 其覆蓋率均由種植當天低于10%上升至大于70% (圖2)。沉水植物總體生長情況良好, 生物量出現大幅度的增加, 覆蓋率在種植后第100 d時達到約60%。

圖2 示范區內挺水植物香蒲和蘆葦株高變化

2.2 水質變化

自生態修復各項措施實施以后, 示范區水體透明度呈現持續上升趨勢(圖3a), 由實施前的0.26 m上升至0.77 m (1—120 d均值), 上升了2.96倍。與外湖區相比, 前者顯著高于后者(<0.01)。就水體營養水平而言, 示范區水體總磷(TP)有所下降(圖3b), 由實施前的0.76 mg/L降低至0.08 mg/L, 降低了89.5%。與外湖區相比, 前者略低于后者, 但差異不顯著(=0.71)。示范區水體總氮(TN)也有所下降(圖3c), 到100 d時, 由實施前的4.78 mg/L降低至2.60 mg/L (1—100 d均值), 降低了45.6%。整體而言, 示范區略低于外湖區(=0.41)。對于浮游藻類數量而言, 示范區水體chl呈現下降趨勢(圖3d), 由實施前的38.90 μg/L降低至3.41 μg/L, 降低了91.2%。與外湖區相比, 前者顯著低于后者(<0.01)。

就水體濁度而言, 總濁度及各組分濁度均呈下降趨勢。示范區總濁度由修復前的3.85 /m降低至1.31 /m (圖4a); 非藻類濁度由修復前的3.24 /m降低至1.09 /m (圖4b); 藻類濁度由修復前的0.43 /m降低至0.04 /m (圖4c)。此外, 與未開展修復的外湖區相比, 示范區的總濁度、非藻類濁度及藻類濁度均顯著低于前者(<0.01), 其均值分別為前者的54.1%、48.0%和77.7%。

2.3 總濁度及浮游藻類葉綠素a與營養的關系

本文進一步比較了示范區與外湖區水體總濁度(TurbTot)及浮游藻類葉綠素(chl)與營養的關系(圖5)。自生態修復各項措施實施以后, 就總濁度與總氮之比而言(圖5a), 示范區呈現先上升后下降趨勢, 相較于外湖區而言, 后期(第60 d之后)低于外湖區, 但并未達到顯著(=0.08)。總體而言示范區始終低于外湖區, 其均值是后者的46.2%。示范區水體總濁度與總磷之比呈上升的趨勢(圖5b), 但顯著低于外湖區(<0.01), 是后者的53.3%。

圖3 示范區與外湖區透明度(ZSD)、總磷(TP)、總氮(TN)和浮游藻類葉綠素a (chl a)隨時間的變化

圖4 示范區與外湖區總濁度、非藻類濁度、藻類濁度隨時間的變化

圖5 水體濁度與總氮之比(a)、濁度與總磷之比(b)、浮游藻類葉綠素與總氮之比(c)以及浮游藻類葉綠素與總磷之比(d)隨時間的變化

從浮游藻類葉綠素與總氮之比來看(圖5c), 示范區整體呈現下降趨勢, 相對于外湖區而言, 后期(第60 d之后)低于外湖區, 但這種關系并未達到顯著性(=0.08)。外湖區呈現先上升后穩定的趨勢。總體而言, 示范區是外湖區的59.6%。就浮游藻類葉綠素與總磷之比而言(圖5d), 示范區比較穩定, 并無明顯差別, 外湖區則呈持續上升趨勢, 總體而言示范區顯著低于外湖區(<0.01), 僅為外湖區的13.1%。

3 討論

3.1 示范區水質改善效果及原因分析

本研究中, 圍隔構建、魚類結構優化及水生植被重建等修復措施對富營養湖泊水質有明顯的改善效果。在修復后100 d內, 示范區透明度上升至修復前的2.96倍, 是外湖區的2倍; 浮游藻類葉綠素則下降了91.2%, 僅為外湖區的20%。圍隔的消浪作用是示范區水質提升的原因之一, 尤其是在提高水體透明度方面。水體透明度與水體濁度呈負相關, 無機懸浮顆粒物造成的非藻類濁度是長江中下游淺水湖泊水體濁度的主要組分, 通常占總濁度的70%以上(王海軍等, 2017)。風浪擾動導致沉積物再懸浮作用是決定水體非藻類濁度的主要因素之一。自然湖泊中, 水域面積越大, 風的吹程越長, 水體對沉積物的剪切力越大, 沉積物的再懸浮作用越強烈, 水體非藻類濁度亦越高, 進而導致水體透明度越低(Dokulil, 1994)。不透水圍隔的構建可將水體分隔為相對獨立的小區域, 阻斷風浪在水中傳播的距離, 降低其對沉積物的擾動, 從而降低沉積物的再懸浮作用及水體非藻類濁度。本研究中, 示范區在圍隔建成20 d后, 水體非藻類濁度便由3.24 /m降至1.12 /m, 總濁度由3.85 /m降至1.43 /m, 水體透明度由0.26 m提升至0.70 m, 表明圍隔構建能夠有效提升示范區水質。此外, 圍隔除降低水體濁度外, 還可通過減少風浪對沉積物的擾動, 輔助水生植物的定植, 尤其是對底泥松軟的富營養湖泊而言。胡旭等(2014)在武漢東湖水果湖開展的大型圍隔實驗也表明圍隔的建立對于水生植被的恢復有較大的促進作用。因此, 無論是從水質改善還是穩定底質的角度而言, 構建不透水圍隔均是促進水生植物存活的輔助措施。

清除魚類也是示范區水質提升的主要原因之一。底層生活的魚類在攝食或其他活動過程中可擾動底質, 造成沉積物再懸浮, 也可造成水體磷濃度的增加(Havens, 1991)。通過清除魚類可在一定程度上降低沉積物的再懸浮。南湖養殖密度較大, 2019年調查顯示, 魚類資源總量約1 050 t, 以鰱鳙魚為主(約占總量的80%), 其次便是底層生活的鯉、鯽類(未發表數據)。構建圍隔及清除魚類后, 示范區水體總磷雖下降不明顯, 但單位總磷所支持的濁度與浮游藻類葉綠素均明顯低于外湖區(圖6b, 6d)。然而由于本研究中圍隔構建和魚類清除為同步進行, 因此難以區分這二者對水質改善的貢獻率。

水生植物種植后對底質的穩定作用、對營養的吸收利用及其對浮游藻類的抑制作用也能夠促進示范區水質的改善。水生植物, 尤其是沉水植物可通過遮光、化感作用等抑制浮游藻類的生長。示范區在種植水生植物后約100 d, 其蓋度便由種植時的低于10%擴增至約60%, 浮游藻類葉綠素由38.9 μg/L降至3.4 μg/L。有研究顯示, 當沉水植物覆蓋率高于25%時, 水中浮游藻類可得到有效抑制(Norlin, 2005), 其中苦草、黑藻、狐尾藻、金魚藻、菹草和馬來眼子菜等沉水植物均能有效降低水體浮游藻類葉綠素含量。此外, 水生植物的生命活動還可直接影響水體營養水平。一方面, 植物可通過吸收、利用的方式降低水體影響; 另一方面, 植物可通過光合作用釋放溶解氧, 提高水體溶解氧, 抑制沉積物中Fe-P、Al-P等結合態磷的釋放, 從而降低水中總磷含量(Ferreira, 2018)。本研究中, 示范區及外湖區水體總磷均呈緩慢下降趨勢, 至修復100 d后, 示范區總磷略低于外湖區, 但差異未達到顯著水平。示范區及外湖區水體總磷均下降這一趨勢一方面可能受到溫度影響(S?ndergaard, 1989), 溫度升高會加速沉積物磷的釋放, 溫度每上升1—3 °C, 沉積物磷釋放量將增加 9%—57% (Panswad, 2003); 另一方面可能受到浮游植物藻類的影響。夏季是藻類的適宜生長期, 為滿足其自身生長營養需求, 藻類從水體吸收磷(宋國棟等, 2008), 導致水體中生物活性磷(SRP)降低, 在外源磷輸入少且滯后的條件下, 沉積物將作為磷源向藻類提供營養物質, 促使沉積物中的磷向上覆水遷移, 即“泵吸”作用(Xie, 2003)。這也是夏季沉積物磷釋放量較高, 冬季普遍較低原因之一。

3.2 沉積物內源釋放對水質的影響

本研究中, 沉積物內源釋放導致示范區水體總磷維持在較高水平。不透水圍隔的構建可阻斷示范區與外湖區的水體交換, 從而截斷來自外湖區的污染, 且示范區所在區域無面源污染及排污口, 因此自圍隔構建完成后, 示范區即不存在外源污染。然而, 示范區水體總磷仍維持在較高水平, 且與外湖區相差不多(圖4b)。因此, 內源釋放可能是其水體營養含量一直較高的原因。根據研究, 內源營養消減是一個緩慢的過程, 外源控制后10—15年才能達到新的平衡(Jeppesen, 2005)。因此, 就南湖這類超富營養湖泊而言, 僅通過截斷外源污染及生物群落調控等措施無法在短時間內降低水平營養水平, 需要通過底質改良控制沉積物內源營養釋放。

沉水植物作為水生態系統主要的初級生產者之一, 在維持清水穩態和調控湖泊磷循環方面有重要作用(Granéli, 1988)。主要體現在通過根系作用直接吸收磷, 氧化表面沉積物, 增加磷與鐵的結合能力, 減少內源磷釋放及沉積物再懸浮。但是沉水植物的生存狀況同樣也受水體中營養含量的影響。根據謝貽發(2008)的研究, 中營養水平下的沉水植物生物量只有低營養水平下72.3%, 高營養負荷條件下則完全受到抑制。水中營養含量較高時會促使浮游藻類大量生長, 對沉水植物造成遮蔽效應(Yu, 2015)。沉積物中營養物質含量對沉水植物生長也有明顯影響, 營養含量在一定范圍內對水生植物生長是有利的, 過量則不利。根據以往沉積物總磷含量對沉水植物生長影響研究, 一般認為當沉積物總磷含量低于1 000 mg/kg時適宜沉水植被生存(趙海超等, 2008; Wang, 2012)。根據Carr (1998)的研究, 沉積物磷含量在40—950 mg/kg區間內促進水生植物的生長, 超過此區間, 出現抑制生長效果。南湖沉積物總磷含量高達2 740 mg/kg, 遠高于沉水植被的適宜范圍(<1 000 mg/kg)。因此, 本研究中沉水植被恢復效果及其對水質的改善作用可能受沉積物營養含量過高導致的負面影響。雖然示范區沉水植物得以存活并開始擴增, 但由于持續時間較短(僅5個月, 8—12月), 無法確定其能否越冬并在次年春年萌發新生個體, 因此其恢復效果仍有待進一步研究。

4 結論

綜合本研究結果, 可以得出在超富營養湖泊南湖中, 圍隔構建、魚類清除、水生植被重建等修復措施能夠通過消浪、穩定底質、阻隔污染及抑制浮游藻類生長等作用提升水體透明度、降低水體浮游藻類含量, 從而在一定程度上實現水質改善的目的。但是, 內源釋放可使水體營養水平短時間內仍維持在較高水平。因此, 就超富營養湖泊而言, 僅通過此類物理阻隔或生物調控的修復措施難以達到水質全面改善的效果, 仍需要采取底質改良措施控制沉積物內源營養釋放以控制水體的營養水平。

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EFFECTS OF IN-SITU ECOLOGICAL RESTORATION IN NANHU LAKE, A HYPERTROPHIC URBAN LAKE, CHINA

ZHANG Miao1, 2, LI Ming-Meng3, LIU Lyu3, LIZhong-Chao3,MIAOTeng4, YU Ye-Xin1, 5, ZHAO Yong-Jing1, LI Yan1, WANG Hai-Jun1, 6, WANG Hong-Zhu1

(1. State Key Laboratory of Freshwater Ecology and Biotechnology, Institute of Hydrobiology, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430072, China; 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3. Wuhan Municipal Construction Group Co., Ltd., Wuhan430020, China; 4. Hubei Water Resources Research Institute, Wuhan 430070, China; 5. College of Fisheries, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430072, China; 6. Institute for Ecological Research and Pollution Control of Plateau Lakes, School of Ecology and Environmental Science, Yunnan University, Kunming 650504, China)

Urban lakes are facing eutrophication problem, and many are in hypertrophic state at present in China. Considering their key role in water supply, climate regulation, and landscape improvement, ecological restoration to improve the local water quality is important. An in-situ ecological restoration experiment in a demonstration area of 2 400 m2in Nanhu Lake (Wuhan, China), a hypertrophic urban lake, was conducted in Aug.—Dec., 2019. The restoration measures included enclosure construction, optimization of fish community, and macrophyte re-establishment. Results show that the height of emergent macrophyte significantly increased. The average height ofincreased from 0.7 m to 1.2 m; the new leaves ofreached the height of 1.4 m after 50 days of cultivation (<0.01). The coverage of these two plants increased from 10% to 70%. Transparency of the demonstration area increased from 0.26 m to 0.77 m, which was significantly higher than the area outside (0.26 m) (<0.01). Chlorophyllin the demonstration area decreased from 38.90 to 3.41 μg/L, which was significantly lower than that of the outside area (101.91 μg/L) (<0.01). Total nitrogen (TN) of the demonstration area was reduced from 4.78 to 2.60 mg/L, and total phosphorus (TP) from 0.76 to 0.08 mg/L, both of which were lower than the outside area. Overall, the macrophyte in the demonstration area has been restored, and the water quality largely improved. However, the nutrient concentrations inside and outside of the demonstration area had no significant difference, probably resulting from the nutrient release from the sediment. In addition, the ecological restoration measures including enclosure construction, optimization of fish community, and macrophyte re-establishment were effective in improving the water quality of hypertrophic lakes to some degrees, but less effective in controlling the internal nutrient loading. The control of internal nutrient release is necessary in the future works to reduce the nutrient concentrations in water column. This study provide a reference for the restoration management and water quality improvement in urban hypertrophic lakes.

urban lake; hypertrophic; ecological restoration; macrophyte recovery

*國家重點研發計劃, 2018YFD0900805號; 武漢市科技計劃項目, 2020020602012152號; 武漢市市政建設集團有限公司科研項目, wszky202014號; 生態環境部水體污染控制與治理科技重大專項, 2017ZX07302號; 淡水生態與生物技術國家重點實驗室開放課題, 2019FBZ01號; 云南省科技廳, 202001BB050078號; 王海軍受中國科學院青年創新促進會資助項目, Y201859號。張 苗, 博士研究生, E-mail: m15670590563@163.com

李 艷, 博士, E-mail: liyan@ihb.ac.cn; 王海軍, 博士, 教授, E-mail: wanghj@ihb.ac.cn

2021-05-13,

2021-08-28

X171.4

10.11693/hyhz20210500116