淀山湖浮游植物群落結構特征及水生態健康評價

李強 倫鳳霞 葛婷婷

摘要：淀山湖是黃浦江上游重要的飲用水源地保護區和生態涵養區，評估淀山湖水生態健康狀況，可為淀山湖水環境改善及水資源保護提供基礎資料。2013年、2016年、2019年和2022年4個年度的6月和9月在淀山湖布設6個站位進行浮游植物樣品采集及水體理化指標監測，分析淀山湖夏初、秋初浮游植物的種類組成、數量和多樣性等群落結構特點，并采用冗余分析法（RDA）探討群落結構與環境因子的關系。調查期間共檢出浮游植物7門80屬169種，其中綠藻門占絕對優勢，其次為硅藻門、藍藻門和裸藻門，甲藻門、隱藻門和金藻門種類數較少；銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）和尖尾藍隱藻（Chroomonas acuta）的優勢最明顯，其中銅綠微囊藻是引起淀山湖水華的主要物種，且易在9月湖區的西南方引起藍藻水華；6月和9月浮游植物密度變動范圍分別為1.69×106～3.08×106個/L和1.31×106～128.67×106個/L，6月在湖區東北方的平均密度最高，9月在湖區西南方的平均密度最高；水華暴發年份（2016年和2019年）9月平均密度明顯高于同年6月，水華未暴發年份（2013年和2022年）9月平均密度則低于同年6月；冗余分析結果顯示水溫、溶解氧、透明度、總磷、總氮和高錳酸鹽指數等是主要環境影響因子；浮游植物群落主要受磷營養限制，其物種數量、密度及優勢種主要受水溫影響；采用不同指數法評價水質，發現Shannon-Wiener指數和Pielou指數對淀山湖藍藻水華的指示比綜合營養狀態指數更靈敏。根據研究結果可以判斷淀山湖夏秋季水體總體上處于輕―中度富營養化水平，且呈輕污染程度。

關鍵詞：浮游植物；群落結構；環境因子；水生態健康；淀山湖

中圖分類號：Q948.8；X826? ? ? ?文獻標志碼：A? ? ? ? 文章編號：1674-3075（2024）02-0010-10

浮游植物作為水域生態系統的初級生產者，在系統物質循環及能量流動過程中起基礎作用（Torres et al，2008），其群落結構、數量變化及生物多樣性特征能直接反映水域生態環境質量的優劣、水體營養狀態等（劉建康，1999；Tavernini et al，2005；鄧春凱，2007；Suikkanen et al，2007），因此不少學者利用浮游植物作為指示生物來監測生態環境變化（Warwick，1981；馮天翼等，2011；朱海濤等，2020；郝雅賓等，2021）。

淀山湖位于太湖流域蘇滬邊界地區，是上海市境內最大的天然淡水湖泊，面積63.7 km2，平均水深約2.1 m，最大水深3.6 m，具有防洪、供水、航運、旅游、灌溉、養殖等多種功能，是黃浦江上游重要的飲用水源地保護區和生態涵養區，在上海市社會和經濟發展中具有重要地位（阮仁良和王云，1993；由文輝，1997; 疏正宏等，2021）。近20年來，隨著環湖地區社會經濟的快速發展，淀山湖水體呈現出不同程度的富營養化狀態。水體富營養化極易引起藍藻水華暴發。據已有記錄，1985年淀山湖首次暴發大面積藍藻水華，之后每年均有不同程度藍藻水華現象出現，至2007年淀山湖再次暴發大規模藍藻，嚴重威脅到飲用水安全（由文輝，1995；程曦和李小平，2008；朱夢杰等，2010；王麗卿等，2011）。因此，上海市針對藍藻水華問題實施了生物治理、內源污染控制等富營養化防治及生態修復措施。2008-2018年淀山湖富營養化程度呈改善趨勢，生態系統在逐步恢復（李宏祥等，2012；康麗娟，2020）。

隨著水華暴發頻次的增多，政府部門及科研院所也加大了對淀山湖浮游植物群落的監測及水華發生機制的研究力度，尤其是2007年藍藻水華大規模暴發后，在政府主導實施生態修復治理措施的同時，部分學者對湖內浮游植物進行了較為密集的研究（楊虹等，2010；朱夢杰等，2010；王麗卿等，2011；徐春燕等，2012；張琪等，2016；楊麗等，2018），但浮游植物群落結構及多樣性在生態修復工程后有無長期改善還未見持續跟蹤研究報道，且對湖內浮游植物與水體理化因子關系的研究較少。根據筆者多年監測了解到淀山湖每年6月至9月易發生藍藻水華，6月和9月氣候適宜、水文條件穩定，一般是湖區藍藻水華發生的起點和終點。因此，6月和9月浮游植物生態學特點能較好地代表淀山湖水生態健康狀況。本文以無水華發生的2013年和2022年及有水華發生的2016年和2019年這4個年度的6月和9月生態調查資料為依據，分析了淀山湖夏秋季浮游植物群落結構特征及與水體理化因子的關系，并采用不同方法對其生態健康狀況進行了初步評價，以期為淀山湖的水環境改善及水資源保護提供基礎資料。

1? ?材料與方法

1.1? ?調查區域與方法

根據淀山湖水文、地形和浮游植物監測的要求，共布設6個站位，其中S2和S3靠近進水口，S1和S6靠近出水口，S4和S5受進出水口影響小（圖1）。采樣工作于2013年、2016年、2019年和2022年4個年度的6月和9月進行，共采樣8次。定性樣品用25號浮游生物網在水下0.5 m至水面作“∞”狀拖動3～5 min，將濃縮水樣保存于標本瓶中， 加15%樣品體積的魯哥氏液固定。定量樣品用有機玻璃采水器取水面下0.5 m層水樣5 L，搖勻后裝取1 L的水樣，用15%樣品體積的魯哥氏液固定。樣品帶至實驗室靜止沉淀48 h后濃縮并定容至50 mL供鏡檢。用0.1 mL浮游植物計數框在10×40倍光學顯微鏡下進行觀察計數。每個樣品計數2片，取其平均值作為最終結果。若2片計數結果相差15%以上，則進行第3片計數，取其中個數相近的2片計數平均值。浮游植物生物量依據細胞體積法推算（章宗涉和黃祥飛，1991；趙文，2005）。浮游植物標本分類與鑒定參照文獻（胡鴻鈞和魏印心，2006；水利部水文局和長江流域水環境監測中心，2012）進行。參照水利、環境行業或國家相關標準對水溫（WT）、溶解氧（DO）、pH、透明度（SD）、高錳酸鹽指數（CODMn）、五日生化需氧量（BOD5）、總磷（TP）、總氮（TN）、氨氮（NH4+-N）、硝酸鹽（NO3--N）和葉綠素a等水質理化指標進行檢測。

1.2? ?數據處理與分析

運用Shannon-Wiener指數（H′）、Pielou指數（J′）、Margalef指數（d）和優勢度（Y）對調查數據進行分析（錢迎倩和馬克平，1994）。計算公式如下：

式中：Pi為第i種個體數占總個體數的比例，S為總種數，N為總個體數，ni為第i種的個體數，fi為第i種在各站點出現的頻率，當某種浮游植物Y≥0.02時，則為優勢種。

應用Shannon-Wiener指數（H′）對淀山湖水質進行評價，H′值在0～1為重污型，在1～3為中污型，>3為輕污―寡污型；根據Pielou指數（J′）評價淀山湖水質，J′值在0～0.3為重污染，0.3～0.5為中污染，0.5～0.8為輕污―寡污型，0.8～1.0為清潔型；按照Margalef指數（d）評價等級，d值在0～1為重污染型，1～2為中污染型，2～3為輕污染型，>3為清潔型（吳天浩等，2019）。

運用綜合營養狀態指數法對淀山湖富營養化進行評價。綜合營養狀態指數計算公式為：

式中：TLI（∑）為綜合營養狀態指數，TLI（j）為第j種參數的營養狀態參數，Wj為第j種參數營養狀態指數的相關權重，具體計算公式見相關文獻（王明翠等，2002）。參考《中國水資源公報》（中華人民共和國水利部，2005）中湖泊、水庫富營養化評分與分類標準將湖泊營養狀態分成5級，TLI（∑）<30為貧營養，30≤TLI（∑）≤50為中營養，5070為重度富營養。

采用冗余分析法（RDA）探究浮游植物群落特征與環境因子的關系，RDA分析在CANOCO5.0軟件中完成。環境因子（除pH外）通過ln（x+1）轉化以滿足數據的正態分布并增加數據的同質性。采用Origin2021等軟件對相關數據進行處理和繪圖，數據顯著性分析采用t檢驗法。

2? ?結果與分析

2.1? ?種類組成

8次監測共采集并檢出浮游植物80屬169種，隸屬于7個門，其中綠藻門占絕對優勢，有74種，占總種類數的43.8%；硅藻門有40種，占23.7%；藍藻門24種，占14.2%；裸藻門19種，占11.2%；甲藻門、隱藻門和金藻門種類數較少，分別有6種（3.6%）、4種（2.4%）和2種（1.2%）（圖2）。2013年和2022年的9月浮游植物種類數要明顯多于同年6月（P<0.05），2016年和2019年則不同，6月種類數要略多于同年9月。從空間分布看，S3和S4種類數相對較多，平均有44.3種和46.3種，種類數較少的站位是S1和S2，僅有39.4和37.4種（圖2）。

2.2? ?優勢種

8次調查共出現浮游植物優勢種20種，其中藍藻門7種，硅藻門6種，隱藻門和綠藻門各3種，甲藻門1種（表1）。銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）和尖尾藍隱藻（Chroomonas acuta）是最主要的優勢種，成為優勢種的頻次最高，且優勢度也相對較高。2013年和2016年的6月以尖尾藍隱藻的優勢度最高，2019年和2022年的6月分別以銅綠微囊藻和水華長孢藻（Dolichospermum flos-aquae）的優勢度最高；2013年、2016年、2019年和2022年的9月則均以銅綠微囊藻的優勢度最高。水華束絲藻（Aphanizomenon flos-aquae）、漢氏冠盤藻細弱變種（Stephanodiscus hantzschii f. tenuis）、小球藻（Chlorella vulgaris）、四角十字藻（Crucigenia quadrata）和雙對柵藻（Scenedesmus bijuga）僅在6月為優勢種，嚙蝕隱藻（Cryptomonas erosa）、裸甲藻（Gymnodinium aeruginosum）和梅尼小環藻（Cyclotella meneghiniana）僅在9月為優勢種。

2.3? ?密度和生物量

8次調查浮游植物的平均密度為（19.03±55.40）×106個/L，6月和9月平均密度分別為2.27×106個/L（1.69×106～3.08×106個/L）和35.79×106個/L（1.31×106～128.67×106個/L）（表2）。2013年和2022年的6月平均密度要高于同年9月，2016年和2019年的9月平均密度要明顯高于同年6月（P<0.05），其中2016年9月的密度明顯高于其他調查時期（表2）。浮游植物的平均生物量為（2.87±5.24） mg/L，6月和9月平均生物量分別為0.84 mg/L（0.55～1.56 mg/L）和4.90 mg/L（0.39～13.86 mg/L），其變化趨勢與密度基本一致（表2）。

6月多以藍藻數量占優勢，藍藻數量占比逐步增大。2013年6月藍藻不如隱藻數量多，而2016年6月藍藻數量與綠藻數量相當；2019年和2022年的6月藍藻分別占總密度的62%和78%，其次是硅藻，其他占比較小，均占10%以下（圖3）。9月均以藍藻對總密度的貢獻值最大，占總密度的47%～95%，其次是2019年9月和2022年9月的隱藻及2013年9月的綠藻，分別占總密度的25%、23%和16%，2022年9月的硅藻占比也相對較高，占19%，其他占比相對較小（圖3）。浮游植物密度的空間分布存在一定差異（圖4）。6月，S6平均密度最高，明顯高于S1和S3（P<0.05），其次是S2和S5。9月，S1平均密度最高，其次是S2，S4密度最低。2016年9月S1～S3以及2019年9月S1站位的密度明顯高于其他站位，分別達到重度和輕度水華程度。

2.4? ?基于生物多樣性和綜合營養狀態指數的水質評價

8次調查的Shannon-Wiener指數（H′）、Margalef指數（d）、Pielou指數（J′）和綜合營養狀態指數（TLI）的時空變化見表3。H′和J′總平均值分別為3.18±0.84和0.59±0.14，可以判斷淀山湖總體上屬于輕污-寡污型水體。2016年9月的H′值和J′值較低，僅為1.77和0.32，屬于中污型水體，接近重污染狀態，這可能與藍藻暴發式增長密切相關。2019年6月的H′值和J′值也比較低，屬于中污型水體。其他多為輕污-寡污型狀態。TLI總平均值為56.0±3.9，淀山湖總體屬于輕度富營養化。2016年9月的TLI值較高，屬于中度富營養化狀態。2019年6月TLI值接近中營養水平，與H′值和J′值所反映水質狀況不一致。應用d值判斷淀山湖水質，均屬于清潔型水體，說明d值對淀山湖水質變化反應不靈敏。

2013年9月和2022年9月H′值、d值和J′值均高于同年6月，而2016年6月H′值、d值和J′值均明顯高于同年9月；2019年9月的H′值和J′值比6月高，d值則不如6月高。2016年9月和2019年9月的TLI值均比同年6月高，2013年和2022年則沒有明顯變化規律。從空間分布看（表3），S4的3項多樣性平均值最高，其次是S5和S3；S1的H′和J′平均值相對較低，均指示為中污型水體；S2的H′平均值相對較低，指示為中污型水體；S6的d平均值最低。各站位TLI平均值變化不明顯，在56.0～56.7間變動。

2.5? ?與環境因子的關系

淀山湖水溫、溶解氧、透明度等環境因子的檢測結果見圖5。經RDA分析（圖6-a），淀山湖水華未暴發年份（2013年和2022年）的物種數量與溶解氧、水溫和pH等呈正相關，與總氮、氨氮、透明度和高錳酸鹽指數等呈負相關；綠藻密度、隱藻密度和銅綠微囊藻密度對環境因子的響應與物種數量相反；硅藻密度和總密度主要受高錳酸鹽指數的影響，表現為正相關關系；藍藻密度與硝酸鹽氮呈正相關，H′與總磷呈正相關。水華暴發年份（2016年和2019年），物種數量、隱藻密度和綠藻密度與水溫、pH和高錳酸鹽指數等存在正相關關系，與溶解氧、透明度及氮營養鹽等呈負相關；總密度、硅藻密度和藍藻密度與總磷、pH和高錳酸鹽指數等呈正相關，與溶解氧、透明度及氮營養鹽等也呈負相關；H′則與溶解氧、透明度及氮營養鹽等呈正相關（圖6-b）。

3? ?討論

3.1? ?淀山湖浮游植物群落結構特點

淀山湖地處亞熱帶季風氣候區，為淺水型湖泊，具有水體較穩定、水深較淺、年平均溫度較高和日照時間較長等特點，這些均適宜浮游植物的生長和繁殖（程曦和李小平，2008；楊虹等，2010）。近30年，淀山湖浮游植物群落呈現出種類數增多、綠藻門和藍藻門種類數占比逐步增大、硅藻門種類數占比漸小的趨勢；群落以綠藻、硅藻和藍藻種類為主，三者占比一直維持在80%以上，且綠藻已具有絕對優勢（由文輝，1995；朱夢杰等，2010；王麗卿等，2011；楊麗等，2018）。據本研究發現，淀山湖夏秋季浮游植物種類數較多，群落結構以綠藻門種類數占絕對優勢，且綠藻、硅藻和藍藻三者占比為81.7%，與之前相比變化不大，這說明淀山湖群落結構處于較穩定狀態。水華暴發年份（2016年和2019年）綠藻、硅藻和藍藻三者占比（87.0%）要高于水華未暴發年份（2013年和2022年）（80.9%）。水華暴發年份6月種類數要多于同年9月；水華未暴發年份則相反，9月種類數要明顯多于同年6月。在數量上，水華暴發年份9月的平均密度高于同年6月十倍或百倍以上，且均達107個/L以上，導致部分水域出現藍藻水華現象，而水華未暴發年份6月的平均密度高于同年9月僅1倍多，均不足107個/L。

淀山湖夏秋季浮游植物以銅綠微囊藻的優勢最明顯，其次是尖尾藍隱藻，兩者在6月和9月成為優勢種的概率均達87.5%。這與PEG模型（Sommer et al，1986）中“夏季綠藻占優勢，夏末秋初則是藍藻占優勢”的浮游植物群落季節演替規律不完全一致。這可能與PEG模型主要反映中營養水平湖泊的情況有關。淀山湖藍藻大量出現的時間點較早且持續時間長，這可能與水體富營養化有密切關系。淀山湖6月與9月的水溫更適宜藍藻生長繁殖，且藍藻對隱藻具有競爭優勢，其分泌的化感物質會嚴重影響隱藻的生長（Suikkanen et al，2005）。微囊藻對環境的適應能力強，在高溫、高營養鹽條件下易在群落中處于統治地位，其產生的微囊藻毒素會抑制其他藻類的生長（楊柳燕等，2019）。因此，銅綠微囊藻易在夏秋季成為淀山湖最主要的優勢種，且易在溫度較高的9月形成水華。

3.2? ?淀山湖浮游植物與環境因子的關系

浮游植物的種類組成和數量結構主要受光照、水溫、營養鹽含量、浮游動物和濾食性魚類攝食等多種因素影響（王麗卿等，2011；Du et al，2019）。有學者研究發現淀山湖浮游植物功能群主要受水位波動、光衰減系數、溶解氧、水溫、總磷、電導率、透明度和總氮等的影響（張琪等，2016；楊麗等，2018）。本研究發現，水溫、溶解氧、pH、透明度、總磷、總氮和高錳酸鹽指數等與淀山湖浮游植物群落結構關系較為密切，且這種關系在水華未暴發年份與水華暴發年份存在一定差異。

影響淀山湖夏秋季浮游植物物種數量及密度的主要環境因子是水溫。水溫通常是浮游植物生長的限制性因子，不同浮游植物有著不同的最適溫度范圍，對多數浮游植物來說，其最適生長溫度在18～25℃波動（顏天等，2002）。藍藻、綠藻適宜在較高的水溫條件下生長，硅藻則適宜生活在較低的水溫環境中（沈韞芬等，1990）。藍藻的光合速率和生長速率在25℃以上顯著增加（Visser et al，2016），最適生長溫度在27～37℃（Paerl，2014）。本研究中，8次調查水溫為22.2～29.4℃，適宜許多浮游植物物種的生存與生長，且在水華未暴發年份呈現出溫度越高物種越多的特點。水華暴發年份溫度較高的9月物種數量不如同年6月多，這可能與9月銅綠微囊藻暴發式增長時產生微囊藻毒素并造成水體溶解氧和透明度降低從而影響其他藻類存活與生長有關（朱偉等，2018；楊柳燕等，2019）。2013年6月所測水溫在23.0℃以下，尖尾藍隱藻優勢度最高；2016年和2019年6月水溫在25.4～26.7℃，優勢度最高的物種分別為尖尾藍隱藻和銅綠微囊藻；2022年6月水溫在28.0～28.4℃，水華長孢藻優勢度最高；9月水溫在27.2～29.4℃，優勢度最高的物種均為銅綠微囊藻。由此可以判斷，水溫決定淀山湖夏秋季浮游植物群落的最主要優勢種，且當水溫>27℃時，藍藻門物種的優勢度最高。

氮、磷是藻體構成的重要營養元素，被認為是浮游植物生長及水華發生的重要限制因子（朱旭宇等，2013）。水體中的N：P大于20：1時被認為是磷限制性的，小于10：1時被認為是氮限制性的，該比率在10：1～20：1時限制性因素就變得不確切（Schanz & Juon，1983）。本研究8次調查的氮磷比平均值為30.8：1，RDA分析發現在水華暴發年份總磷與浮游植物的總密度、藍藻密度和硅藻密度等密切相關，在水華未暴發年份總磷與H′呈正相關，可以推斷淀山湖夏秋季浮游植物群落主要受磷營養限制。Gibson等（2000）指出湖泊中總氮、總磷濃度分別超過0.15 mg/L和0.01 mg/L即有可能發生藍藻水華。曹晶等（2022）研究確定了太湖藍藻水華暴發的總磷和總氮控制閾值分別為0.05～0.06 mg/L和1.71～1.72 mg/L。許海等（2019）研究發現水體氮、磷濃度過高或過低均不易產生藍藻優勢，氮、磷營養鹽濃度偏低的水體藍藻易成為優勢種。本研究水華暴發年份水體總氮含量相對較低，與浮游植物的現存量呈負相關；而在水華未暴發年份總氮相對較高，與藍藻、綠藻及隱藻的密度等呈正相關。這說明氮、磷等營養物質含量在水體中超過一定濃度后，氮營養鹽含量過高反而不利于藍藻水華的形成。

透明度能直觀反映湖水的清澈和渾濁程度，對浮游植物的生長存在一定影響（張運林等，2003；楊麗等，2018）。溶解氧對維系水體生態健康具有重要作用，豐富多樣的水生植物可使水體保持較高的溶解氧，而藻類過量會對水體產生負影響（趙海超等，2011）。藍藻水華發生時會造成水體溶解氧和透明度等降低，從而出現影響其他藻類存活的負反饋機制（朱偉等，2018；楊柳燕等，2019）。本研究RDA分析結果也驗證了這種負反饋機制的存在，部分生物指標如綠藻和隱藻的密度在水華暴發年份與透明度呈負相關，而在水華未暴發年份與透明度呈正相關；物種數量在水華暴發年份與溶解氧呈負相關，而在水華未暴發年份與溶解氧呈正相關。高錳酸鹽指數是反映水體受到有機污染物和還原性無機物污染程度的綜合指標，與浮游植物的生長呈顯著正相關關系（于洋等，2017）。本研究發現水華暴發年份和水華未暴發年份的浮游植物現存量均與高錳酸鹽指數呈正相關關系。因此，高錳酸鹽指數也是影響淀山湖夏秋季浮游植物群落的一個重要因素。

3.3? ?淀山湖浮游植物水生態健康評價

藻類在水體中生物量最大，為水體生態系統的食物網和能量流動的基礎（錢迎倩和馬克平，1994），其種類和數量變化直接反映水質狀況（張覺明和何志輝，1991）。一般情況下，在清潔水體中浮游生物呈現為種類多、數量少的特點，在富營養化水體中往往有些耐污種類形成優勢種群，而在重度污染水體幾乎所有水生生物都難以生存（陳光榮等，2008）。本研究所檢獲優勢種有微囊藻、平裂藻、藍隱藻、隱藻、直鏈藻等，它們多被認為是富營養水體的指示物種（Einsle，1983；況琪軍等，2005；李為星等，2013）。其中，銅綠微囊藻和尖尾藍隱藻均喜棲于富營養水體中（溫明章，2003；馮天翼等，2011），其數量在群落中占絕對優勢，這表明淀山湖水體處于富營養化狀態。

對比本研究應用的水質評價方法，發現Shannon-Wiener指數（H′）和Pielou指數（J′）對淀山湖藍藻水華發生的指示比綜合營養狀態指數更靈敏。2016年9月出現較嚴重的藍藻水華，H′和J′值指示淀山湖為中污染狀態，TLI值也較高，指示淀山湖為中度富營養化狀態。2019年9月在S1出現輕度水華，H′和J′值指示該水域為中污染狀態，而TLI值指示該水域仍為輕度富營養化狀態。由此可以推斷，綜合營養狀態指數對輕度水華的指示不靈敏。Margalef指數（d）對8次調查的淀山湖水體狀況均指示為清潔型水體，說明該指數不適用于淀山湖夏秋季的水質評價，這可能與淀山湖夏秋季浮游植物物種數量較多有關。因此，對易出現水華的湖泊進行水生態健康評價，應采用多個指標進行綜合評價。本研究8次調查淀山湖浮游植物的H′、J′和TLI平均值分別為3.18±0.84、0.59±0.14和56.0±3.9，結合水域中既出現大量銅綠微囊藻和尖尾藍隱藻等富營養指示種，也出現金藻等寡污帶物種，可以判定淀山湖夏秋季水體為輕-中度富營養化水平，總體呈現為輕污染狀態。

淀山湖具備大規模、大面積暴發藍藻水華的條件（由文輝，1997；程曦和李小平，2008；楊虹等，2010）。根據筆者近10年的跟蹤監測，淀山湖在9月極易發生藍藻水華，而引起藍藻水華的物種是銅綠微囊藻，這與銅綠微囊藻適應能力強的生理特性、淀山湖夏秋季較高的水溫及氮磷營養鹽含量密切相關。藍藻水華暴發是多項環境因子共同影響的結果，防治淀山湖藍藻水華，根據本文研究結果可以采取以下措施：（一）嚴格控制易發水華期磷營養鹽的入湖排放量，以降低水體總磷的濃度；（二）采取種植水草、放養濾食性魚類等生態措施，以降低藍藻的種間競爭優勢；（三）結合水質理化因子、水文條件和氣象條件等進行長期綜合性研究，以弄清藍藻水華發生機制。

參考文獻

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（責任編輯? ?熊美華）

收稿日期：2023-01-29? ? ? 修回日期：2023-12-15

基金項目：上海市水務局科研項目（滬水科2021-10）。

作者簡介：李強，1978年生，男，工程師，從事浮游生物方面的研究。E-mail：shlq1978@126.com