2015, Vol. 36
梅梁湾系太湖北部的一个湖湾,位于无锡市中心西南10 km处,面积129.3 km2,占太湖总面积的5.5%. 梅梁湾无水草生长,属于典型藻类湖区. 近些年,梅梁湾在夏季会暴发蓝藻水华. 梅梁湾作为无锡市主要水源地和著名的风景区,水华的暴发严重影响了当地的经济发展和市民的生活.
磷是水体中藻类生长的限制性因素[1, 2]. 但是,并非所有的磷均可以被藻类利用[3]. 其中,溶解性总磷(DTP)和可被生物利用颗粒态磷(BAPP)均可以被藻类利用,且前者要较后者被藻类优先利用[4]. 因此,水体中DTP和BAPP含量均被视为水体藻类生长的风向标. 然而,研究发现[4],DTP与BAPP之间会发生相互转化,但主要取决于颗粒态磷的生物有效性,即颗粒物上不同赋存形态磷的数量分布规律. 对于经常发生沉积物悬浮的水体而言,这种转化愈加明显[5],即DTP会转化成BAPP. 但由于BAPP须转化成DTP后方可被藻类利用,从而降低了水体中可被生物利用态磷含量,有望抑制藻类水华的发生. 此外,李大鹏等[6]研究表明,沉积物扰动通过改变颗粒物上内源磷分布规律,将会影响到下一次扰动时内源磷的迁移转化. 但也有研究表明[7~9],沉积物悬浮会加快内源磷的释放,使得BAPP向DTP转化,从而促进水体中藻类生长. 目前有关沉积物扰动对水体中不同形态磷含量及其相互转化规律仍存在争议,进而对藻类的影响也尚无定论. 另外,上述研究均以实验室实验为主,而未从实际水体的角度进行研究,可能忽视了部分环境因素对上述规律的综合影响.
因此,本研究选择经常发生沉积物悬浮的太湖梅梁湾为对象,通过按月采样分析水体中不同形态磷数量分布的周年变化规律,拟阐明沉积物扰动之间对内源磷释放的影响,并检测水体中叶绿素a含量,进而探讨不同形态磷与叶绿素a之间的内在联系，以期为经常发生沉积物悬浮的水体富营养化防治提供数据支持和理论依据.
1 材料与方法 1.1 上覆水的采集实验用的水样于2013年的每个月的月底采集. 3个采样点为1(N31°31′33.6″,E120°12′32.4″),2(N31°31′30.10″,E120°10′57.1″),3(N31°30′11.10″,E120° 12′33.30″). 用便携式溶氧仪现场测定水下0.5 m处的溶解氧浓度(DO),并且用有机玻璃采水器采集3个采样点0.5 m处的表层水,每个采样点采集1 L的水样,密封后用冰盒(4℃)保存,随后立即运回实验室,测定其中的叶绿素a、 pH、 TP、 DTP、 DIP以及BAP等.
1.2 分析方法上覆水中总磷(TP)是将水样用过硫酸钾消解后钼锑抗分光光度法测定(美国HACH DR2800 分光光度计); 溶解性总磷(DTP)是将水样经过0.45 μm 滤膜过滤后的滤液消解后测定; 溶解性磷酸盐(DIP)是将水样经过0.45 μm 滤膜过滤后直接测定; 溶解性有机磷(DOP)为DTP与DIP差值; 颗粒态磷(PP)为TP与DTP差值.
BAP的计算参照Ellison等[4]的研究结果,实验中所用的藻为铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa),将藻在无磷BG11(Bull-Green Medium)培养基中“饥饿”培养9~12 d,供实验所用. 取30 mL水样放入125 mL锥形瓶中,灭菌15 min后加入适量的经“饥饿”培养的藻液,使得加入藻后水样中藻类数量约为1×103 cells ·mL-1,每个水样有3个平行样. 在温度为24℃±2℃,光照度为2 000 lx,亮暗比为14 h ∶10 h条件下培养,每天早中晚各摇动一次,于14 d取样测定上覆水中叶绿素a含量. 同时分别用不同已知磷浓度来培养饥饿藻类,14 d后测定上覆水中叶绿素a含量,通过拟合曲线,得出水样中BAP含量公式. BAPP为BAP与DTP的差值.
上覆水中DO和pH值分别通过便携式溶解氧测定仪(美国HACH HQ30d)和数显pH计(pHs-3TC,武汉)测定. 叶绿素a含量的测定采用德国进口的water Pam s/n edee0225叶绿素仪.
2 结果与讨论 2.1 水体中DO和pH的变化规律由于藻类的生长和死亡以及风浪的频繁扰动,上覆水的性质(DO、 pH、 藻类等)将会发生显著改变(图 1). 并且,藻类代谢可以通过改变环境条件(如DO和pH等)引发沉积物中磷的释放[10].
 | 图 1 梅梁湾上覆水中DO和pH的周年变化规律Fig. 1 Annual variation of DO and pH in the overlying water of Meiliang Bay |
图 1(a)显示,梅梁湾水体中溶解氧的周年变化呈“U型”分布. 在5~7月,DO出现了极小值,随后增加. 水体中 DO含量与沉积物扰动、 藻类繁殖密切相关. 通常水体中藻类大量繁殖时(夏季),水体中DO浓度也会显著增加,但本研究却呈现了相反结果. 其原因可能是水体中溶解氧的浓度与水温有关. 另外,也可能与梅梁湾夏季频繁的沉积物扰动有关. 沉积物扰动导致水体中中小颗粒物质含量显著增加,增加了耗氧量,致使藻类释放的溶解氧主要用于还原物质的氧化[11]. 另外,夏季水体中浮游动物以及微生物数量、 活性增加,其产生的呼吸作用也会导致溶解氧含量的降低[12]. pH的变化呈波浪态,在7.4~8.6之间波动[图 1(b)]. 随着藻类数量增加,pH值呈增加的趋势. 并且,有研究表明，pH升高有利于内源磷的释放[12, 13],从而为藻类生长提供磷源.
2.2 叶绿素a周年动态叶绿素a含量的高低与水体藻的种类、 数量、 水质有密切关系，所以叶绿素a含量的测定在一定程度上能反映水质状况[14]. 水温是影响藻类繁殖的关键因素[15],夏季也就成为了藻类暴发水华的主要时间[16](图 2). 图 2显示,叶绿素a呈现先升高后降低的趋势,6~8月的含量比较高,其中7月达到最大值36.9μg ·L-1. 叶绿素a的变化趋势主要与季节有关. 前几个月叶绿素a呈现缓慢上升趋势,主要是由于气温渐渐回暖,使得水体温度渐渐适宜藻类的生长. 但前几个月叶绿素a是波动型上升,这可能与3个点的水文动力条件有关[15](6月的误差线跨度很大说明了这点),还可能是由于风速风向导致采样点的藻类在风浪的作用下随水流漂移到别处[17],另外也有可能是风浪造成水体沉积物悬浮导致水体透明度降低[18],从而藻类光合作用降低,使得藻类生长受到抑制. 随后几个月叶绿素含量的下降主要是因为气温下降不适宜藻类生长. 另外,风场作用引起梅梁湾和大太湖之间的水量交换[19],也可能降低藻类的生物量. 因此,本研究在一定程度上也可以反映出梅梁湾整体藻类的周年变化情况.
 | 图 2 梅梁湾上覆水中叶绿素a的周年变化规律Fig. 2 Annual variation of chlorophyll a in the overlying water of Meiliang Bay |
水体中不同形态磷含量与沉积物扰动密切相关[20],尤其是总磷与颗粒态磷(图 3). 图 3显示,TP与PP的变化趋势一致. TP和PP在4月出现了极大值(0.330mg ·L-1、 0.304 mg ·L-1),在7月出现了最大值(0.770 mg ·L-1、 0.720 mg ·L-1). 最小值则出现在12月(0.051 mg ·L-1、 0.025 mg ·L-1),而在其他相邻月份如11、 1、 2、 3月,TP和PP含量均处于较低水平. 由于梅梁湾处于典型的敞水区,使得风浪扰动对水体中PP的影响极为重要. 通过计算可知,一年内PP占TP的(质量分数，下同)平均值为73.27%(50.30%~92.5%). 说明TP的主要组成部分为PP. 这与太湖梅梁湾沉积物悬浮频繁的实际情况相符. 但是,由于PP并不能完全被浮游生物利用,而仅仅易于释放部分(BAPP)能被浮游生物利用. 这取决于颗粒态磷生物有效性的变化情况. 李大鹏等研究发现[21],沉积物扰动后,会降低颗粒态磷生物有效性(BAPP/PP). 这在本研究中也得到了证实(图 4).
 | 图 3 梅梁湾上覆水中TP和PP的周年变化规律Fig. 3 Annual variation of TP and PP in the overlying water of Meiliang Bay |
 | 图 4 梅梁湾颗粒态磷生物有效性的周年变化规律Fig. 4 Annual variation of PP bioavailability of Meiliang Bay |
图 4显示,梅梁湾水体中颗粒态磷生物有效性的周年变化近似“U”型分布. 在沉积物悬浮频繁的夏季,颗粒态磷生物有效性较低. 其原因可能有二: 一是水温升高,沉积物扰动频繁,致使水体以及随悬浮物进入水体的中小分子量的有机物被氧化殆尽[图 1(a)中DO含量的降低暗示了此过程的发生],从而使得悬浮物中的金属离子以氧化态存在,强化了对所吸附磷的固定作用[22],进而降低了颗粒态磷生物有效性; 二是BAPP与DTP[图 5(a)]间的相互转化的存在. 如果将同期的BAPP/PP比值与DTP相对照可以发现,在DTP含量较高的时间,BAPP/PP均较低. 证实了扰动状态下两者间的相互转化.
 | 图 5 梅梁湾上覆水中DTP和DIP的周年变化规律Fig. 5 Annual variation of DTP and DIP in the overlying water of Meiliang Bay |
在随后的时间呈逐渐增加的趋势. 这可归因于扰动期间悬浮的颗粒物质对DTP的捕捉和吸附[23, 24]以及藻类“泵吸”作用[11]下的相互平衡. 笔者推测,在藻类大量繁殖的季节,藻类“泵吸”作用起到决定性作用. 当沉积物扰动时,颗粒物质和藻类会对水体中溶解态磷产生竞争吸附,当扰动停止后,颗粒态磷的“滞后性”释放以及藻类“泵吸”作用致使BAPP含量降低,从而加快了颗粒态磷向溶解态磷的转化; 相反,由于缺少了藻类的生物吸附,使得水体中DTP以颗粒物质的物理性和化学性吸附为主,致使颗粒 态磷生物有效性增加. Cyr等[25]在有关沉积物扰动研究中也指出了藻类吸附对水体中溶解态磷消失的重要性. 另外,即使是在扰动最强烈的那几个月后的静风期,沉积物中的营养盐也存在着靠浓度梯度释放的静态释放,这会在一定程度上造成DTP的持续增加.
图 5显示,DTP与DIP的变化规律近似一致,均分别在3月出现最小值(0.016 mg ·L-1、 0.002 mg ·L-1),在9月出现最大值(0.071 mg ·L-1、 0.058 mg ·L-1),即从3~9月呈明显的增加趋势. 这与太湖流域藻类大量繁殖的时间相符. 本研究中,在藻类繁殖量最大的7月,DIP(0.022 mg ·L-1)接近平均水平(0.019 mg ·L-1). 这主要是由于藻类的吸收,致使水体中DIP含量降低. 与2~4月相比,水体中出现了极低值(0.005 mg ·L-1). 其原因与悬浮颗粒物质对DIP的捕捉和吸附[26, 27]以及缺少藻类“泵吸”作用[11]有关. 然而,在同期,水体中DOP含量却并非处于极低水平,而是接近DOP的周年平均值(0.019 mg ·L-1). 其可能源于上一年度藻类残体的矿化过程.
计算可知(图 6),DIP在DTP中所占比例为45.5%(平均值),略低于DOP所占比例. 这与梅梁湾沉积物表层累积的大量藻类残体的实际情况相符. 在沉积物扰动、 温度升高、 溶解氧融入条件下,藻类残体矿化,部分转化成DOP[28, 29]而被浮游生物再次利用. 但是,在周年变化中,DOP来源于沉积物的内源释放和藻类残体的矿化转化各占多少比例还有待进一步研究. 但毫无疑问,梅梁湾沉积物悬浮频繁将会加快DOP的形成速率[6]. 这也说明,尽管DOP中仅有部分可以被浮游生物利用,但其对水体富营养化的贡献可能不低于DIP.
 | 图 6 梅梁湾DIP占DTP的百分比的周年变化规律Fig. 6 Annual variation of percentage of DIP in DTP of Meiliang Bay |
图 6显示,尽管DIP占DTP的百分比出现了几次波动,但总体趋势为逐渐增加. DIP占DTP的百分比分别在2~4、 6、 10月出现了极低值. 尽管这3次极低值均处于同一水平,但DIP浓度却呈逐渐增加的趋势,且后2次明显高于第1次(2~4月). 这暗示了3次极低值产生的原因与DIP和DOP的含量密切相关. 在2~4月,由于水温较低,DOP的形成速率受到影响,其主要来源于沉积物的内源释放,而释放的DIP又被颗粒物质吸附导致含量较低,从而说明在水温较低季节,颗粒物质对DIP的物理性吸附和化学性吸附占主导地位. 在6月和10月,随着水温升高,藻类残体矿化加快,导致DOP含量快速增加,且其增加速率要高于DIP. 这主要是由于颗粒物质的捕捉吸附和藻类的生物吸附所致,但生物吸附作用似乎更强一些.
2.4 水体中生物有效磷周年动态分析藻类的生长与水体中生物有效磷具有较为密切的关系[30, 31]. 沉积物扰动以及藻类吸收等因素影响着水体中BAP的数量分布规律[图 7(a)],而BAP是由DTP[图 5(a)]和BAPP[图 7(b)]组成的,因此,两者的变化规律对BAP将会产生重要影响.
 | 图 7 梅梁湾上覆水中BAP和BAPP的周年变化规律Fig. 7 Annual variation of BAP and BAPP in the overlying water of Meiliang Bay |
图 7(a)显示,BAP的变化规律与DTP基本一致. 在3月出现最低值(0.023 mg ·L-1),随后一直保持增加趋势,直到8月(0.107 mg ·L-1),尽管在9月和10月略有降低,但仍然保持在明显高于其它月份的水平. 从图 7(b)可以看出,BAPP则在3月出现最低值(0.007 mg ·L-1),并在4月份达到最大值(0.047 mg ·L-1),然后保持较为平缓的降低趋势. 对比DTP和BAPP占BAP的百分比可以发现,在周年变化中,前者(56.63%)高于后者(43.37%),说明DTP对BAP的影响起决定作用. 如果按月计算则发现,在6~10月期间,DTP占BAP的百分比(69.33%,平均值)明显高于BAPP(30.67%,平均值),这一数值也高于DTP的周年平均值(56.63%). 导致出现这一现象的原因主要是在藻类大量繁殖作用下,由于生物吸附作用,促使颗粒态磷向溶解态磷的转化[9]. 从图 4中也可以看出,在此期间,颗粒态磷生物有效性明显降低,其平均值仅为12.75%,显著低于周年平均值(37.14%). 沉积物悬浮因增加了颗粒物质与藻类的接触几率,从而有加快颗粒态磷向溶解态磷转化的趋势. 但是,沉积物悬浮导致内源磷固定,可能也是一个降低颗粒态磷生物有效性的原因,两者间是怎样的1个平衡还有待进一步研究. 另外,在6~10月期间,因藻类残体的矿化作用而导致DOP增加也不能被忽视. 在此期间,DOP平均值(0.029 mg ·L-1)明显高于周年平均值(0.018 mg ·L-1).
2.5 藻类生长对不同形态磷的响应分析磷是藻类生长的限制性因素,但藻类对不同形态磷的利用程度不同,本文采用相关分析研究了太湖梅梁湾藻类与上覆水中不同形态磷周年动态间的内在联系(表 1).
 | 表 1 叶绿素a与其他各指标间的相关性Table 1 Correlation between chlorophyll a and other parameters |
表 1显示,在太湖梅梁湾水体中,藻类生长与TP、 PP、 DTP、 DIP含量显著相关. 藻类生长与DIP的相关性低于DTP,也说明了DOP在某些情况下会被藻类利用,但DIP仍然会被优先利用. 而PP的相关性又高于DTP,则进一步说明BAPP对藻类生长也较为重要. 尽管DTP和BAPP对藻类生长都极为重要,但两者之和(BAP)却与藻类生长相关性不大,这令人疑惑.
本研究中检测BAP时采用铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)作为目标藻类. 而在太湖梅梁湾中,浮游植物群落(藻类)呈现明显的季节性演替规律[32],该种属仅在7~9月为优势种群. 在其它季节,优势种群分别是隐藻属、 小环藻属和细丝藻属[33]. 其它优势种群的群落特点、 生物习性等与铜绿微囊藻有所不同,从而致使对BAP利用程度有所不同. 另外,梅梁湾是一个开放水体,在风向和湖流作用下,梅梁湾包含了其他水域所交换来的藻类,或者本水域产生的藻类被湖流带走[34]. 并且,在调查的水域中藻类在夏秋季节大量繁殖(图 2),吸收水体中的BAP，导致水体中BAP与叶绿素a的相关性较差[35]. 此外,风浪扰动频繁可能也是一个重要原因. 由于风浪扰动,致使水体悬浮物浓度升高,透明度降低,光衰性较强[18]. 这均会影响藻类生长,并导致群落演替. 沉积物悬浮不仅通过降低光透过率而影响藻类的生长,而且也会通过对溶解性磷的捕捉和吸附与藻类的生物吸附产生竞争. 藻类会优先利用水体中的溶解性磷,只有当水体中溶解性磷含量不能满足藻类生长需要时,颗粒态磷才会发生转化来增加水体中溶解性磷含量[36]. 因此,藻类生长对DTP和BAPP的利用是不同步的,前者可直接促进藻类生长,但后者仅是潜在磷源.
3 结论
(1) 2013年1~12月周年内梅梁湾总磷、 颗粒态磷、 溶解性总磷、 溶解性磷酸盐和生物有效磷均呈现出“夏秋高”、 “冬春低”的趋势. 藻类生物量也显示了类似的规律,而溶解氧则显示了相反的规律.
(2) 在风浪扰动和藻类生长的双重作用下,溶解性总磷和可被生物利用颗粒态磷间呈现了相互转化的趋势.
| [1] | Palomo L, Clavero V, Izquierdo J J, et al. Influence of macrophytes on sediment phosphorus accumulation in a eutrophic estuary(Pamones River, Southern Spain) [J]. Aquatic Botany, 2004, 80 (2): 103-113. |
| [2] | Edlund G, Carman R. Distribution and diagenesis of organic and inorganic phosphorus in sediments of the Baltic proper [J]. Chemosphere, 2001, 45 (6-7): 1053-1061. |
| [3] | 黄清辉, 王子健. 淡水环境磷的生物有效性评估方法的发展动态[J]. 安全与环境学报, 2006, 6 (3): 132-136. |
| [4] | Ellison M E, Brett M T. Particulate phosphorus bioavailability as a function of stream flow and land cover [J]. Water Research, 2006, 40 (6): 1258-1268. |
| [5] | 李大鹏, 黄勇, 范成新. 沉积物悬浮频率对水体颗粒态磷生物有效性的影响[J]. 环境科学学报, 2011, 31 (10): 2217-2222. |
| [6] | 李大鹏, 黄勇, 范成新. 不同扰动方式对底泥/水系统中生物有效磷的影响[J]. 安全与环境学报, 2011, 11 (2): 24-27. |
| [7] | 朱广伟, 秦伯强, 高光. 风浪扰动引起大型浅水湖泊内源磷暴发性释放的直接证据[J]. 科学通报, 2005, 50 (1): 66-71. |
| [8] | 秦伯强, 范成新. 大型浅水湖泊内源营养盐释放的概念性模式探讨[J]. 中国环境科学, 2002, 22 (2): 150-153. |
| [9] | 范成新, 张路, 秦伯强, 等. 风浪作用下太湖悬浮态颗粒物中磷的动态释放估算[J]. 中国科学 D辑: 地球科学, 2003, 33 (8): 760-768. |
| [10] | 黄清辉, 王子健, 王东红, 等. 夏季梅梁湾水体中生物有效磷的分布及来源[J]. 中国科学 D辑: 地球科学, 2005, 35 (增刊): 131-137. |
| [11] | 范成新, 张路, 包先明, 等. 太湖沉积物-水界面生源要素迁移机制及定量化——2. 磷释放的热力学机制及源-汇转换[J]. 湖泊科学, 2006, 18 (3): 207-217. |
| [12] | 尹大强, 覃秋荣, 阎航. 环境因子对五里湖沉积物磷释放的影响[J]. 湖泊科学, 1994, 6 (3): 240-244. |
| [13] | 揣小明, 杨柳燕, 程书波, 等. 太湖和呼伦湖沉积物对磷的吸附特征及影响因素[J]. 环境科学, 2014, 35 (3): 951-957. |
| [14] | 陈永川, 汤利, 张德刚, 等. 滇池叶绿素a的时空变化及水体磷对藻类生长的影响[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27 (4): 1555-1560. |
| [15] | 李飞鹏, 张海平, 陈玲. 小型封闭水体环境因子与叶绿素a的时空分布及相关性研究[J]. 环境科学, 2013, 34 (10): 3854-3861. |
| [16] | Chen Y W, Fan C X, Teubner K, et al. Changes of nutrients and phytoplankton chlorophyll-α in a large shallow lake, Taihu, China: an 8-year investigation [J]. Hydrobiologia, 2003, 506-509 (1-3): 273-279. |
| [17] | 范成新, 陈宇炜, 吴庆龙. 夏季盛行风对太湖北部藻类水华分布的影响[J]. 上海环境科学, 1998, 17 (8): 4-6. |
| [18] | 秦伯强, 胡维平, 陈伟民, 等. 太湖水环境演化过程与机理[M]. 北京: 科学出版社, 2004: 389. |
| [19] | 秦伯强, 胡维平, 陈伟民, 等. 太湖梅梁湾水动力及相关过程的研究[J]. 湖泊科学, 2000, 12 (4): 327-334. |
| [20] | Li D P, Huang Y. Sedimentary phosphorus fractions and bioavailability as influenced by repeated sediment resuspension [J]. Ecological Engineering, 2010, 36 (7): 958-962. |
| [21] | 李大鹏, 黄勇. 太湖梅梁湾和月亮湾春夏两季沉积物扰动下BAPP的转化规律[J]. 环境科学学报, 2013, 33 (10): 2766-2773. |
| [22] | Qin B Q, Hu W P, Gao G, et al. Dynamics of sediment resuspension and the conceptual schema of nutrient release in the large shallow Lake Taihu, China [J]. Chinese Science Bulletin, 2004, 49 (1): 54-64. |
| [23] | Cao Z J, Zhang X B, Ai N S. Effect of sediment on concentration of dissolved phosphorus in the Three Gorges Reservoir [J]. International Journal of Sediment Research, 2011, 26 (1): 87-95. |
| [24] | Spears B M, Carvalho L, Perkins R, et al. Sediment phosphorus cycling in a large shallow lake: spatio-temporal variation in phosphorus pools and release [J]. Hydrobiologia, 2007, 584 (1): 37-48. |
| [25] | Cyr H, MaCabe S K, Nürnberg G K. Phosphorus sorption experiments and the potential for internal phosphorus loading in littoral areas of a stratified lake [J]. Water Research, 2009, 43 (6): 1654-1666. |
| [26] | Kleebreg A, Hupfer M, Gust G. Quantification of phosphorus entrainment in a lowland river by in situ and laboratory resuspension experiments [J]. Aquatic Sciences, 2008, 70 (1): 87-99. |
| [27] | Sun S J, Huang S L, Sun X M, et al. Phosphorus fractions and its release in the sediments of Haihe River, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21 (3): 291-295. |
| [28] | 李柯, 关保华, 刘正文. 蓝藻碎屑分解速率及氮磷释放形态的实验分析[J]. 湖泊科学, 2011, 23 (6): 919-925. |
| [29] | 陈伟民, 蔡后建. 微生物对太湖微蘘藻的好氧降解研究[J]. 湖泊科学, 1996, 8 (3): 248-252. |
| [30] | 周培疆, 郑振华, 余振坤, 等. 普通小球藻生长与武汉东湖水体磷形态的相关研究[J]. 水生生物学报, 2001, 25 (6): 571-576. |
| [31] | 李珊珊, 郭沛涌, 吴龙永, 等. 厦门市石兜-坂头水库水体生物有效磷与叶绿素a分布特征及其相关性[J]. 环境化学, 2011, 30 (2): 483-488. |
| [32] | 顾苏莉, 陈方, 孙将陵. 太湖蓝藻监测及暴发情况分析[J]. 水资源保护, 2011, 27 (3): 28-32. |
| [33] | 宋晓兰, 刘正文, 潘宏凯, 等. 太湖梅梁湾与五里湖浮游植物群落的比较[J]. 湖泊科学, 2007, 19 (6): 643-651. |
| [34] | Chen Y W, Qin B Q, Teubner K, et al. Long-term dynamics of phytoplankton assemblages: Microcystis-domination in Lake Taihu, a large shallow lake in China [J]. Journal of Plankton Research, 2003, 25 (4): 445-453. |
| [35] | 张志峰, 宗虎民, 王燕, 等. 大连湾水体中生物有效磷与叶绿素a的分布特征及其相关性[J]. 环境化学, 2012, 31 (4): 554-555. |
| [36] | 李大鹏, 黄勇. 底泥扰动在水体富营养化发展进程中的作用[J]. 中国给水排水, 2009, 25 (14): 10-16. |