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河口既是陆地与海洋的连接通道，也是海岸带的重要组成部分，沉积环境与生态系统受到海洋和陆地的共同作用，构成海洋与陆地相互影响的敏感区域。河口区域的沉积物是流域各种化学元素迁移转化的积蓄库和归宿地。河口区域的沉积物不仅记录了受人类活动影响以前各化学元素环境背景值，同时还记录了人类活动影响后的污染物的供给、迁移和沉淀历史。因此成为研究流域人类活动强度和海洋环境变化的重要载体[1]。沉积物中的N与P作为生源要素，不仅直接影响着海洋的初级生产力，而且N、P与C的关系密切，直接记录了古环境的演变历程。一般来说, 沉积记录中N、P与C初级生产力异常大幅增加的历史时期与水体富营养化时期存在较好的对应关系。流域的人类活动会引起径流中营养盐数量的变化，这种变化会带来河口及邻近海湾的营养盐浓度水平及自然结构的改变，进而造成河口区域一系列的生态环境问题。因此，河口及邻近海湾对流域人类排放的N、P的响应及其机制，成为国内外研究和迫切需要解决的科学热点[2-4]。
总有机碳（TOC）、总氮（TN）、总磷（TP）的变化常被用来解译河口沉积物形成时的古环境演变，而碳氮比（C/N）、碳磷比（C/P）、氮磷比（N/P）可以被用来探索沉积物中不同来源有机质的贡献[5-6]。
在长江口、珠江口、渤海等海域生源要素的研究起步较早，N、P与C带来水体富营养化的研究已相对较为系统[7-10]，在北黄海和鸭绿江口，水体富营养化的研究工作尚显薄弱。但限于鸭绿江口特殊的政治地缘环境，野外调查限制很多，河口水体富营养化的系统性研究欠缺，制约了鸭绿江口及其邻近的北黄海海域富营养化形成机制及生态响应的深入探索，还涉及到海洋国土安全或海洋权益区分等一系列敏感问题。
虽然已有研究呈现了鸭绿江口西汊道沉积物中生源要素的沉积特征[11]，但因其反映的是近百年来已经脱离径流影响的鸭绿江西汊道沉积环境的变化，生源要素主要来源于附近海岸及相邻海水养殖区域。目前鸭绿江口的主水道已由西汊道转移至东汊道，对东汊道生源要素沉积记录的研究才能全面反映鸭绿江流域的营养盐物源状况及其指示的生态环境变化过程。本文通过分析鸭绿江东汊道A4柱的沉积记录，利用TOC、TN和TP等沉积指标来追溯鸭绿江口及邻近海域环境变化的历史，为鸭绿江口乃至北黄海海域的生态环境保护和可持续发展提供科学依据。
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2018年8月在鸭绿江主汊道的江心滩，于水深约1 m时利用重力采样器采集了一根146 cm长的柱状样，编号为A4，位置见图1。样品的野外采集、包装运输和送检测定的全过程严格执行《海洋调查规范》[12]和《海洋化学调查技术规程》[13]相关要求。柱状样分样间距为2 cm，分样样品用自封袋包装，送入冰箱冷藏保存。整个柱状样呈现青灰色黏土质粉砂，肉眼未见明显差异。
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210Pb和137Cs测试均在中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室进行，利用高纯锗井型探测器(Ortec HPGe GWL)γ谱仪进行测定。标准样品由中国原子能研究院和英国利物浦大学提供，226Ra标准样品由中国原子能研究院提供[5]。
对于210Pb数据，通过测定沉积物中的226Ra来确定本底210Pb值，并将其扣除，从而获得过剩的210Pb比活度值[14]。计算沉积速率过剩210Pb比活度采用CIC（Constant Initial Concentration）模式。之所以采用CIC模式，是考虑到210Pb主要来源于流域的表土侵蚀，210Pb在水中滞留时间较短，其含量受控于物源，即210Pb增加是沉积物增加所致[15-16]。
式（1）中，A为剖面中质量深度H处的过剩210Pb比活度(Bq·kg−1)；A0为剖面中质量深度为沉积物—水界面上的初始比活度 (Bq·kg−1)；λ为衰变系数，取值为0.03114 a−1；t代表沉积物年龄(a)。
对于137Cs数据，用1963年的主计年时标来计算沉积速率；其余各层的标年根据137Cs计算出的沉积速率用线性内插（或外延）法计算获得[17]。尽管137Cs沉积蓄积峰可能存在向上或向下的扩散运移，但不会改变137Cs蓄积峰在沉积剖面中的赋存位置，不影响137Cs蓄积峰的断代标志意义[18]。
式（2）中，r为沉积速率(cm·a−1)；H为137Cs蓄积峰的深度(cm)；n为取样年份。
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采用重铬酸钾氧化—还原容量测定总有机碳：通过加热，使加入标准重铬酸钾的浓硫酸中的样品中的有机碳氧化为二氧化碳，再用硫酸亚铁标准溶液回滴过量的重铬酸钾。计算消耗的重铬酸钾量，推算出样品中有机碳的含量[11]。采用凯氏滴定法测定总氮：在催化剂的作用下，加入浓硫酸转化样品中的有机物，使含氮有机物转化为硫酸铵；加入强碱蒸馏使氨逸出；再用硼酸吸收后，用酸滴定测出氮的含量[11]。采用分光光度法测定总磷：用催化剂和浓硫酸处理样品，再用X荧光光谱仪测试[11]。样品测试相对偏差均<2%，回收率>98%。
埋藏通量的计算：样品的平均干密度乘以沉积速率再乘以生源要素的百分含量得出该时段内陆源物质的埋藏通量[2]。
式中，BFTP (μmol·a−1·cm−2) 是沉积物的埋藏通量；Ci (μmol·g−1) 是沉积物中不同形态生源要素的浓度；S (cm·a−1)为沉积速率；ρd为沉积物样品的干密度。
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黏土含量采用BT-9300HT激光粒度仪进行测试，测量范围为0.1—2000 μm，重复测量误差小于3%。分析前，样品中加入10—20 mL浓度为0.05 mol·L−1的[NaPO3]6作为分散剂，沉积物粒度参数根据Folk和Ward算法公式得出[19]。
含水率的测定采用《海洋监测规范》中的重量法[20]。
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210Pbex的比活度理想状态下是随深度呈指数衰减的趋势，但是，鸭绿江A4柱状样并未呈现出理想状态，其衰变曲线形态呈现1个表层干扰段和2个衰减段（见图2），这种210Pb曲线类型多出现在河口地区，当沉积速率变化较快或沉积环境发生较大改变时，210Pb垂直分布模式常呈现多段式[20-21]。在这种情况下，可按指数函数分别拟合来计算年龄[16]。A4柱状样26—80 cm和110—146 cm按指数函数拟合的沉积速率分别为2.21 cm·a−1和1.65 cm·a−1。
当210Pb垂直分布模式呈现多段式时，需要137Cs方法加以佐证，得到精确沉积速率[21-22]。当潮流作用或人为扰动影响不大时，137Cs在柱状样中含量偏低，其沉积速率计算与210Pb方法相比不占优势[23]；但当潮流作用或人为扰动的影响偏大时，尽管137Cs的含量偏低，因其抗干扰能力强，137Cs沉积速率的计算比210Pb更可靠。137Cs为人工放射性同位素[18]，来自于大气核实验或来自于核事故，输入函数简单清楚。A4柱状样137Cs曲线出现3个蓄积峰（图2），1963年以前的核试验无论是大气沉降还是受其影响的各类沉积物都留下了可识别的沉积记录。用A4首个蓄积峰代表1963年，由此得出137Cs的沉积速率为2.08 cm·a−1，与210Pb拟合的平均沉积速率较为吻合。A4柱状样84 cm处的137Cs蓄积峰用沉积速率推算是1975年。1975年前后，中国进行了22次核试验，鸭绿江口保留有这一事件的沉积记录[24]。
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含水率、黏土含量与TOC、TN、TP的相关关系见表1。结果表明，含水率对TOC、TN、TP沉积几乎没有影响；黏土含量对TOC、TN沉积的影响也非常小，只与TP的相关系数达到了0.43；粒度效应总体不明显。究其原因是主汊道A4柱状样自下而上粒径组分及中值粒径变化幅度不大，沉积物粒度松散，均为粉砂质黏土，在很大程度上排除了沉积物中TOC、TN和TP含量变化的粒度效应。因此河口沉积物中TOC、TN和TP含量的总体变化更多地反映出其沉积环境的变化。
TN与TP之间的相关系数偏高，达到了0.43，表明鸭绿江口主汊道沉积物受到了相同的生物地球化学过程调控，或TN和TP可能有部分相同的物质来源。
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鸭绿江主汊道柱状沉积物中TOC、TN、TP含量特征值见表2。结果显示，TOC的含量在6.56—14.82之间，平均含量为9.87 mg·g−1；TN的含量在0.59—1.65 mg·g−1之间，平均含量为1.18 mg·g−1；TP的含量在0.73—0.85 mg·g−1之间，平均含量为0.79 mg·g−1。
河口水体的富营养化程度主要受到流域营养盐的输送量的变化的影响，而水体富营养化程度的提升必然导致河口水体初级生产力的增加，也必然能够在河口沉积物中留下相应的沉积记录[1]。TOC的含量介于0.656%—1.482%之间（均值为0.987%），满足海洋沉积物一类标准2%[25]。但是，TP的含量介于0.073%—0.085%之间（均值为0.079%）；TN的含量范围介于0.059%—0.165%之间（均值为0.118%），高于引起最低级别生态风险效应的下限0.055%和0.06%[26]，这意味着TP、TN已经成为鸭绿江口沉积物的污染物，需要引起警觉。生源要素含量的垂直分布曲线见图3。
主汊道柱状样TOC、TN、TP的垂向曲线自下而上都可以大致分为4段：146—74 cm是波动很大，但各要素含量总体上升趋势缓慢，说明尽管人类活动的影响已经存在，但人类作用的影响还相对微弱；74—56 cm波动减小，但各要素含量上升趋势明显加快，短期就达到极大值，说明人类活动的影响急剧增加；56—26 cm各要素含量波动很小，但各要素含量下降趋势明显，从最大值直抵最小值或接近最小值，表明上世纪90年代以来，严格的环境保护和生态建设政策发挥作用；26—0 cm波动不大，但各要素的含量又开始缓慢回升，这一现象不是人类活动造成的，而是生源要素矿化作用的自然过程。
TOC、TN、TP的垂向曲线自下而上的这种变化是对鸭绿江口不同时段环境变化的响应。74 cm以下的TOC、TN、TP的含量波动较大，主要原因是当时鸭绿江干流的太平湾水库尚未建成，河流的年际径流变差系数较大造成的；74 cm以上的TOC、TN、TP的含量都波动较小，主要原因是太平湾水库的修建改变了河流的年际径流变差系数。
TOC、TN、TP的次高值均出现在表层，揭示流域新输入河口的、还没来得及矿化的陆源有机质增量的贡献主要集中在表层。这里也是动植物遗体与代谢产物分解、生物泵向下传递、物理化学凝聚等生物化学作用的起点[27]。起分解作用的微生物大多生存在沉积物表层，随水深增加，氧气逐渐缺乏，微生物分解有机物的作用将迅速减弱[28]，大致在26 cm位置，由于沉积作用和微生物数量的减少等原因，使这种生物化学作用影响降到最低。生源要素这种矿化作用自然过程在其它河口湾区普遍出现[3]。
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沉积物中TOC、TN、TP的比值在早期成岩过程中具有重要的指示意义。如果是非陆源物质为主的沉积物，则TOC、TN、TP的比值在沉积初期时保持106∶16∶1的比值，称之为Redfield比[3]。在受陆源输入物质影响强烈的区域，TOC、TN、TP的比值往往会偏离Redfield比值，成为指示河口区域有机质来源变化的重要指标。TOC/TN、TN/TP、TOC/TP的垂直分布曲线见图4。
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TOC/TN的取值范围为6.13—14.13，平均值为10.13。TOC/TN是用于沉积物中有机质来源甄别的常用指标。水生藻类一般富含蛋白质但缺乏纤维素，相比陆地维管束植物富含纤维素但缺乏蛋白质，因此海洋植物有机质TOC/TN普遍偏低[29]，新鲜藻类有机质的TOC/TN在3—8，而陆地植物有机质的TOC/TN水平较高，通常为14—23，如果沉积物中有机质TOC/TN在5—20，常被认为受到两种物源的影响[29]。鸭绿江主汊道柱状样的TOC/TN的平均值为10.13，说明这里的沉积物中有机质总体是双源的。
TOC/TN在146—74 cm范围内波动增大，可能也是前述的河流年际径流变差系数较大造成的；74 cm以上受太平湾水库修建的影响而波动变小。
TOC/TN比值的垂向分布自下而上分3段：146—74 cm是缓慢降低，74—26 cm是先降后升，26—0 cm又是逐渐降低。沉积物TOC/TN的垂向分布，是对不同沉积时期有机质输入的响应，可以推断出沉积物中有机质的海、陆来源变化。74 cm以下TOC/TN比值在缓慢上升，表明有机质来源开始发生改变，陆源的贡献逐渐增加，海源的贡献增加减少；74—26 cm TOC/TN比值是先降后升，说明陆源的贡献有一段时间的减少，但并没有改变沉积物陆源的贡献越来越大的总体趋势。24—0 cm在垂向上陆源有机碳比例逐渐降低，海源有机碳比例逐步升高，这不一定是海源和陆源有机质输入发生了逆转，更有可能与近表层的生源要素的矿化作用有关。
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TOC/TP的取值范围为22.75—45.20，平均值为31.92；其垂向变化趋势是146—74 cm缓慢上升，74—56 cm是急速上升，56—26 cm是急速下降，26—0 cm是迅速回升。
TOC/TP垂向74 cm以下的波动剧烈也是前述的河流的年际径流变差系数较大造成的，74 cm以上在太平湾水库修建以后的这一时间段就和缓许多。
沉积物TOC/TP对早期成岩过程具有重要指示意义。相关分析表明，TOC与TP的线性相关性差（R=0.15，P＜0.05），这说明TP的变化与TOC的变化关系不大。146—74 cm的TOC/TP比值缓慢上升，可能与P的含量逐渐减少有关，因为P除有机磷形态外，还存在无机磷，时间越早以磷酸钙的形式固定下来的P就越多。74—56 cm的TOC/TP比值急速上升，可能主要与流域陆源输入的TOC明显增加有关，是河口沉积环境对营养盐结构变化的一种响应（没有证据表明这段时间内P的输入减少，相反因为人类活动的影响还有可能增加，但TOC的增加速度更快）。56—26 cm的TOC/TP比值急速下降，说明鸭绿江口的营养盐结构再一次发生了改变，极有可能也是国家环境保护与生态环境政策发挥了作用，使得TOC含量的急速下降。26—0 cm间TOC/TP比值的变化并不代表沉积环境营养盐结构的改变，也是近表层生物化学作用的结果。近表层的生物死亡后，P快速分解释放，表层沉积物中P含量相对降低，使得表层TOC/TP处在较高的水平，随后TOC/TP比值逐渐降低。
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TN/TP是水中N、P与沉积物中溶出、释放两种动态过程的综合反映。TN/TP常被用来判定是受N限制还是P限制，若比值小于16，为P限制[29]。鸭绿江口沉积物中的TN/TP比值在1.77—4.70之间变化，均小于16，远低于Redfield比，说明柱状样总体上受P限制。
与前两种比值相比，TN/TP波动不是很剧烈，与TOC/TP具有类似的垂向变化趋势：146—74 cm 是缓慢上升，74—56 cm是急剧上升，56—26 cm是迅速下降，26—0 cm是缓慢升高。
相关分析表明，TN与TP有一定的相关性（R=0.43，P＜0.05），表明TN与TP可能同步变化。146—74 cm的TN与TP都在增加，但十分和缓；74—56 cm的TN与TP增加很快，是陆源输入迅速增加的结果，和改革开放后迅速发展的经济活动有关；56—26 cm的TN与TP的下降同样是政策调整带来的河口营养盐结构改变；同样，26—0 cm TN/TP比值的变化与近表层的生物化学过程有关。
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河口沉积物的埋藏通量主要受沉积物孔隙度、微生物活性、生物扰动、底层水含氧量、沉积速率等众多因素的制约[3]，在一定程度上反映人类活动所带来的沉积环境的变化。
鸭绿江主汊道不同沉积年代的生源要素埋藏通量结果见图5。TOC的埋藏通量为2717.63—783.58 μmol·a−1·cm−2，平均值为1413.30 μmol·a−1·cm−2。TN的埋藏通量为245.86—75.69 μmol·a−1·cm−2，平均值为142.20 μmol·a−1·cm−2。TP的埋藏通量为62.24—27.73 μmol·a−1·cm−2，平均值为43.5 μmol·a−1·cm−2。各生源要素埋藏通量在1980年前（74 cm）尽管波动很大，但沉积通量相对较低，1980年后波动变小，但沉积通量开始明显增加，1990年（56 cm）前后达到极值，TOC和TN的沉积通量1990年后开始下降；TP值1993年后基本没有变化，TOC、TN在2005年降低到极值或次极值后又逐渐回升。
生源要素的埋藏通量反映不同时期河口沉积环境演变的趋势或人类活动的影响程度[1]。依据沉积物生源要素埋藏通量的垂向分布可将鸭绿江口环境演变大致分为3个阶段：
上世纪80年代前，TOC、TN、TP 的埋藏通量受河流的年际径流变差系数高的影响，波动加大，但保持在相对较低水平。当时我国还未进入改革开放的快速发展时期，虽然人类活动对河口影响已经初步显现，但河口水体中初级生产力相对偏低，生源要素的埋藏通量也较低，有机质输入以自然源为主。
上世纪80年代开始，伴随着改革开放和经济的高速增长，流域不断增加的生活污水和工业废水等有机类污染物与农业面源污染物大量进入河口。与此同时河口水产养殖和港口码头等涉海工程的建设，改变了岸线形态、破坏了鸭绿江口湿地和水文沉积环境，也改变了河口区域的营养盐结构。因为向海洋输入了大量的营养元素，为浮游植物的生长提供了必要的物质基础，进而使得更多的生源要素得以保留在沉积物中，致使各生源要素的埋藏通量猛增。上世纪80年代的10年间，各生源要素的埋藏通量先后达到了极值。
上世纪90年代后，伴随着高强度治理环境问题的国家政策的实施，工业和生活污染源达标排放和总量控制等措施被严格执行，鸭绿江口生态环境得到了极大的改善。生源要素的埋藏通量先后开始下降，TP降低最快，1993年就稳定了下来；TOC、TN也迅速降低。需要特别指出的是，图5显示埋藏通量2005年以后，TOC、TN又逐渐增加（TP 基本不变），并不代表人类活动的影响，这是前述的表层生物化学作用和早期成岩作用的效应。
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（1）鸭绿江主汊道沉积物TOC的含量符合国家海洋沉积物一类标准要求，但TP和TP略高于可引起最低级别生态风险效应的下限。
（2）146—74 cm各生源要素波动较大，是河流的年际径流变差系数较高的结果，受到人类活动的影响相对较小。
（3）鸭绿江口沉积物中的有机质总体上都是双源，前期波动大，以海源为主，陆源输入影响较小，后期受太平湾水库的调节波动变小，但陆源的输入影响反而增加。
（4）鸭绿江口环境演变大致分为3个阶段：20世纪80年代以前是以自然源输入为主的时期；20世纪80年代间，人类活动使河口沉积环境营养盐结构发生了较大的改变；20世纪90年代后，国家环境保护措施起到了极大的作用，使鸭绿江口的营养盐结构逐渐趋于自然状态。
（5）26—0 cm生源要素及埋藏通量的变化，并不代表人类活动的影响，主要是表层生物化学作用和早期成岩作用的效应。
鸭绿江口生源要素的垂直分布及对环境变化的响应
Vertical distribution of the biogenic elements and their response to the environmental change in the Yalu River estuary
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摘要: 限于鸭绿江口特殊的地缘环境，对该区域生源要素的历史演变进程不明确。在对鸭绿江主汊道A4柱状样210Pb和137CS测年的基础上，分析了总有机碳(TOC)、总氮(TN)、总磷(TP)等生源要素的垂向分布、特征值及埋藏通量，揭示了鸭绿江口历史时期的环境变化。结果表明，鸭绿江主汊道沉积物中TOC、TN、TP含量的变化范围分别为6.56—14.82 mg·g−1、0.59—1.65 mg·g−1、0.73—0.85 mg·g−1。除受到生物化学或早期成岩作用影响的26 cm外，生源要素垂向上都呈现先升后降的趋势，在56 cm左右达到了极值。TOC/TN显示沉积物中有机质是双源，自下而上陆源增加、海源减少。TN与TP在56 cm达到极值，都是河口沉积环境对流域营养盐输入变化的响应。根据生源要素沉积通量判断，鸭绿江河口环境演变大致分为3个阶段：上世纪80年代以前，以自然源输入为主；上世纪80年代至90年代初，人类活动带来了河口营养盐结构的变化；上世纪90年代以后，鸭绿江口的生态环境得到了很大改善。Abstract: The historical evolution process of biogenic elements in the Yalu River estuary has been unclear owing to the constraint imposed by the special geographical environment. Age determination was conducted based on 210Pb and 137Cs concentrations in the main branch of Yalu River; the vertical distribution of TOC, TN, and TP, characteristic value, and burial flux were analyzed to understand the environmental evolution of the Yalu River estuary. The range of content of TOC, TN, and TP in the sediments was 6.56—14.82 mg·g−1, 0.59—1.65 mg·g−1, and 0.73—0.85 mg·g−1, respectively, in the main branch. Except for effects of biochemical or early diagenesis at 26 cm, the vertical change in biogenic elements increased initially and then decreased, reaching an extreme value at approximately 56 cm. TOC/TN values revealed that the organic matters in the sediments had dual sources. The land sources increased and sea sources decreased with increase depth. The extreme values of TN and TP at 56 cm was caused due to the response of the estuarine depositional environment to changes in the nutrient salt input into the basin. The environmental evolution of the Yalu River estuary was divided into three stages: natural source input before the 1980s, structural changes in the nutrient input caused by human activities from the 1980s to the early 1990s, and great improvement in the ecological environment after the 1990s.
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Key words:
- Yalu River estuary /
- biogenic elements /
- environmental change
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白洋淀位于京津冀三角地带的中心地带，地理位置关键。其作为华北平原最大的淡水湖泊，对维护当地生态系统平衡和附近居民的居住环境有着重要的意义[1]。随着雄安新区的建立，白洋淀生态环境再次成为我国关注的焦点，进一步提升和改善白洋淀生态环境质量亦成为我们环保工作的重点。
水生植物依据其生活型不同，可划分为挺水植物、沉水植物、浮叶植物、漂浮植物和湿生植物。沉水植物因其大多处于水体以下界面，易受到流域水源、土壤的影响，使其在浅水湖泊恢复中作为初级生产者率先进行群落构建[2]。20世纪70年代初期，有研究[3]认为沉水植物恢复的关键是改善生境限制因子(如降低过高的氮磷含量)，但实验证明，高浓度营养盐并不是制约因素；随后，有研究提出基于水下光场变化的沉水植物恢复技术，并在后海[4]、太湖[5]和滇池[6]等湖泊进行了实际应用，取得了较好的效果。但目前大多以耐污种群恢复为主，较少涉及群落恢复，而群落相对种群有更强的稳定生态能力，因此，以群落恢复为目标可进一步提升生态稳定性；而且，生态恢复是一个长期持续性过程，目前恢复步骤虽表明其需要逐步落实[4-6]，但大多并未明确提出包括耐污种、中等耐污种和敏感物种沉水植物多阶段恢复方案。
本研究在充分调研和分析白洋淀沉水植物历史现状演变的基础上，结合不同沉水植物种群耐污性和对光的敏感性特点，建立沉水植物阶段性恢复方案；根据白洋淀水下光场特点，对白洋淀沉水植物群落恢复区域适宜程度进行划分，提出不适宜恢复区域的关键生境恢复参数，进而为白洋淀淀区沉水植物群落整体恢复提供参考。本研究结果对于白洋淀以及我国北方浅水湖泊的生态恢复具有一定参考价值,并可直接支撑河北雄安新区生态建设。
1. 材料与方法
1.1 采样点分布及监测指标
2019年3月和5月，在白洋淀布设43、37个点位(图1)并进行水下光场及水质调研，选择在晴好的天气，风浪小的区域进行采样，避免产生因天气改变、风浪而造成的误差。每个采样点现场监测透明度、水下光合有效辐射(photosynthetically active radiation，PAR)和实际水深，实验室测定总悬浮物(TSS)、叶绿素a(Chl.a)和溶解性有机碳(DOC)。利用30 cm的赛氏圆盘测定透明度；选用水下光量子仪(LI-COR 192SA)测定PAR；使用铅坠和带刻度的绳子测定水深；采集水样后，取0.5 L水样过滤，利用重量法将滤膜分析悬浮物；将0.5 L水样过滤，利用分光光度法取滤膜测定Chl.a；随后使用碳分析仪测定过滤后的清液中的DOC。2018年4月、7月和11月，布设20个采样点(图1)进行沉水植物调查。使用耙子(固定面积0.25 m2)采集沉水植物，后期在实验室完成测量记录工作。
1.2 沉水植物光补偿点测定
沉水植物的光补偿点是指沉水植物光合作用产氧量与呼吸作用耗氧量相互抵消为0时对应的光辐射强度。对于湖泊生态环境管理，常将沉水植物昼夜光补偿点作为临界值[7]考虑。
实验在晴天的09:00—11:00进行。购买植物培养液，用NaOH调节pH至7.5，量取500 mL配置好的营养液，放入500 mL锥形瓶中备用。分别取5 g单物种黄花狸藻、光叶眼子菜、大茨藻，如果是多种植物，其中占比最大的植物按照5 g处理，其他植物根据比例计算得到具体样品重量(若物种比例过小，按照0.1 g处理)。用吸水纸吸去叶表面水分，分别称重记录后，放入装有培养液的备用锥形瓶中，用封口膜封住瓶口，将其放入人工气候箱，设定光照分别为0、11、12、20、33、38、43、50、61 μmol·(m2·s)−1。每隔0.5 h改变光强，同时利用便携式溶氧仪测定水中溶解氧含量。金鱼藻:龙须眼子菜:穗花狐尾藻比例为1∶2∶1，以此为基础，后期补种沉水植物，其占比与金鱼藻、穗花狐尾藻一致。
1.3 数据计算及分析
在生态学中，同一物种在特定时间占据一定空间的集体称为生物种群，而在该群落中具有绝对优势地位的种群称为优势种群，也称为优势种。优势度计算方法如式(1)所示。
Y=(ni/N)⋅fi (1) 式中：Y为优势度；ni为第i种沉水植物物种在监测区域的数量；N为在该监测区域出现的所有沉水植物数量总和；fi为第i种沉水植物在各个监测点位的出现频率。
优势度Y≥0.02的物种为优势种，一般优势度大于0.01的物种为主要优势种；大于0.1的物种为绝对优势种。
净光合速率是指植物光合作用积累的有机物，是总光合速率减去呼吸速率的值。对于光补偿点实验来说，沉水植物种群(群落)的净光合速率为含有沉水植物的锥形瓶中单位时间的净产氧量减去空白对照组的净产氧量，排除水体中藻类光合作用的影响，其具体计算方法如式(2)所示。
R=Q−QA32×10002tm (2) 式中：R为净光合速率(以O2计)，μmol·(g·h)−1；Q为沉水植物溶解氧含量，mg·L−1；QA为实验水样溶解氧含量，mg·L−1；t为同一光照培养时间，h；m为沉水植物种群(群落)的质量，kg。
对于浅水湖泊，其PAR随着水深的增加而降低，而沉水植物光补偿深度是指在该水深深度条件下，沉水植物光合作用与呼吸作用相平衡，不产生有机物。
将每个监测点的水深梯度与对应的PAR值进行回归分析，其回归方程的通式如式(3)所示。
It=I0e−αt (3) 式中：I0为在水面0 m处水下光量子仪测定的光合有效辐射值，μmol·(m2·s)−1；t为以水面0 m为基准向下的深度，m；It为水深在t处水下光量子仪测定的光合有效辐射值，μmol·(m2·s)−1；α为光衰减系数，m−1。
水下光场监测完毕后，得到每个监测点的水下PAR随深度的递减公式，随后将实验测定的沉水植物种群(群落)光补偿点代入It，即可得到每个监测点的沉水植物种群和群落的光补偿深度。
利用OrigiLab 2020对水下光场数据进行回归拟合；利用光合软件计算沉水植物光补偿点；利用ArcGIS 10.6中的反距离权重插值法，进行光衰减系数、TSS、Chl.a、DOC、光补偿深度空间分布分析和点位的确定；利用SPSS 20.0对光补偿深度与透明度进行回归拟合，利用R语言和OrigiLab 2020进行数据处理和绘图。
2. 结果与讨论
2.1 沉水植物历史现状演变分析
近60年(1958—2018年)白洋淀沉水植物调研的演变结果[8-14]见表1。可以看出，从1958—2018年，白洋淀沉水植物由15种逐渐减少至11种。其中2018年淀区内沉水植物分别为，轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、苦草和光叶眼子菜。曾出现的聚草、拟轮藻、丝网藻、马来眼子菜在2018年未发现，其中拟轮藻和丝网藻自20世纪80年代未见报道，聚草在20世纪90年代后未见报道，马来眼子菜在2011年存在，但2018年未发现。近38年，白洋淀沉水植物总生物量变化趋势复杂，1980年初，白洋淀沉水植物总生物量为6 359.97 g·m−2到1992年提高到7 741.69 g·m−2，但在2009年明显降低，仅为1 315.13 g·m−2，随后在2010年十一五专项调研中明显升高。但在2018年发现沉水植物总生物量降至2 411.6 g·m−2。因此，随着时间的推移，白洋淀沉水植物呈现种类减少、总生物量降低的趋势。
表 1 白洋淀不同水生植物种类及总生物量历年演变Table 1. Evolution of different aquatic plant species and total biomass in Baiyangdian Lake年份 种类数量/种 物种名称 总生物量/(g·m−2) 数据来源 优势种 1958年 15 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、聚草、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、苦草、拟轮藻、丝网藻、马来眼子菜、光叶眼子菜 — [8] 聚草、轮叶黑藻、小眼子菜、金鱼藻、苦草、龙须眼子菜、小茨草、菹草 1980年 14 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、聚草、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、苦草、拟轮藻、丝网藻、光叶眼子菜 6 359.97 [9] 轮藻、光叶眼子菜、马来眼子菜、龙须眼子菜、聚草、轮叶黑藻和金鱼藻 1984年 13 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、聚草、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、苦草、拟轮藻、马来眼子菜 — [10] 狐尾藻、金鱼藻、马来眼子菜、龙须眼子菜 1991年 11 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、拟轮藻、马来眼子菜 — [11] 马来眼子菜、光叶眼子菜、龙须眼子菜、轮叶黑藻、范草和穗花狐尾藻和大茨藻 1992年 11 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、拟轮藻、马来眼子菜 7 741.69 [12] 龙须眼子菜、五刺金鱼藻、轮叶黑藻、茨藻、穗状狐尾草和光叶眼子菜 2007年 11 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、轮叶黑藻、大茨藻、苦草、马来眼子菜 — [13] 金鱼藻、小茨藻、穗花狐尾藻和微齿眼子菜、龙须眼子菜、马来眼子菜 2009年 8 轮藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、轮叶黑藻、大茨藻、苦草、黄花狸藻 1 315.13 2009年实地调研 金鱼藻、龙须眼子菜及轮藻 2010年 9 轮藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、轮叶黑藻、小茨藻、大茨藻、马来眼子菜 48 760 [14] 金鱼藻、轮藻和龙须眼子菜 2018年 11 轮藻、穗花狐尾藻、龙须眼子菜、菹草、金鱼藻、黄花狸藻、轮叶黑藻、苦草、小茨藻、大茨藻、光叶眼子菜 2 411.6 2018年实地调研 菹草、龙须眼子菜、金鱼藻、穗花狐尾藻和黄花狸藻 | Show Table
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沉水植物因其扎根于湖泊沉积物，其植物体在水面下生存的特性使其对水质的污染程度较其他水生植物敏感，常作为指示生物[15]。通过样品采集和文献调研发现，在白洋淀现存沉水植物中，轮藻和小茨藻为敏感种，大茨藻、黄花狸藻为较敏感种，上述物种多分布在轻污染水域中；苦草、轮叶黑藻为中等耐污种；龙须眼子菜、金鱼藻、穗花狐尾藻、光叶眼子菜、菹草为耐污种，可生长在污染较大的水域中。近60年，白洋淀沉水植物优势物种随时间变化显著(见表1)。2018年调研分析结果表明，金鱼藻，龙须眼子菜、菹草、穗花狐尾藻仍为优势物种，而黄花狸藻成为新增的优势物种。随着时间的推移，白洋淀沉水植物优势种逐渐由耐污种、中等耐污种和敏感物种的复合多样化，变为以耐污种为主的趋势，优势物种多样性降低，但耐污性能逐渐增强。
白洋淀不同沉水植物生物量在2009年和2018年对比分析结果见图2。可以看出：耐污性高的沉水植物生物量增加，龙须眼子菜生物量由19 648.3 g·m−2增长为26 008.96 g·m−2，菹草生物量由812 g·m−2增长为4 651 g·m−2；耐污性低的沉水植物生物量降低，轮藻生物量由7 140.2 g·m−2减少为2 306 g·m−2，大茨藻生物量由1 190 g·m−2减少为0.53 g·m−2。对白洋淀2010年8月与2018年7月不同沉水植物出现频率的分析结果见图2。可以看出，在8年内，马来眼子菜退化消失，而苦草重新出现。淀区主要植物组成与植物出现频率有较大变化。2010年，淀区内出现频率最高的为金鱼藻、轮藻和龙须眼子菜，分别为78%，34%和46%。其中轮藻为敏感种，而金鱼藻和龙须眼子菜为耐污种。2018年，沉水植物出现频率发生变化，出现频率最高的3种植物为金鱼藻、龙须眼子菜和穗花狐尾藻，分别为45%，60%和30%。与8年前相对比，耐污性高于金鱼藻的龙须眼子菜出现率增加，而作为敏感种的轮藻未有出现。
图 2 白洋淀不同年份不同沉水植物出现频率与生物量的对比Figure 2. Comparison of occurrence frequency and biomass of different submerged plants in Baiyangdian area in different years因此，基于优势度、出现频率的调研分析结果，初步选取7种沉水植物作为恢复物种，分别为3种耐污种(龙须眼子菜、金鱼藻和穗花狐尾藻)、2种中等耐污种(轮叶黑藻和苦草)和2种敏感物种(大茨藻和黄花狸藻)。考虑恢复初期水质较差，首先选取耐污种作为先锋物种，水质提升后，分阶段补充中等耐污种和敏感物种，进而形成稳定的群落。具体恢复方案分为2个阶段：在第1阶段，种植耐污种(金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻)，使水质变好；在第2阶段，增加中等耐污种的种植(苦草+轮叶黑藻)，最后补充敏感物种(大茨藻+黄花狸藻)。
2.2 白洋淀光衰减系数的空间变化特征及影响因素
光衰减系数一般在湖泊光学中指光在水下随深度变化的衰减速率，衰减系数的高低可以反映出湖泊水体的清澈程度。本研究分别于2019年3月和5月对白洋淀进行水下光场调研，分别根据点位的不同水深的光合作用有效辐射(photosynthetically active radiation，PAR)，同时利用式(3)计算光衰减系数，其空间分布结果如图3所示。可以看出：2019年3月，光衰减系数为0.426 ~1.121 m−1，变化极差为0.695 m−1，其中光衰减系数小于0.5 m−1的点位有6个，占所有点位的14.0%，处于0.5 ~1.0 m−1的点位有34个，占所有点位的79.0%，大于1.0 m−1的点位有3个，占所有点位的7.0%；2019年5月，光衰减系数为0.94 ~3.36 m−1，变化极差为2.42 m−1，其中光衰减系数小于1.0 m−1的点位有1个，占所有点位的2.7%，处于1.0~2.0 m−1的点位有23个，占所有点位的62.2%，处于2.0~3.0 m−1的点位有11个，占所有点位的29.7%，大于3.0 m−1的点位有2个，占所有点位的5.4%。这表明5月的光衰减系数较3月的高，对于白洋淀沉水植物恢复来说，最好选择在3月进行。低值区主要分布在东部退渔环湖区域、自然保护区域，如烧车淀、光淀张庄、枣林庄等区域。高值区主要分布在西部村庄聚集处、部分入淀河口处以及旅游观赏区，如南刘庄、端村、圈头等。
据报道[3]，通常水中溶解物质、悬浮颗粒和浮游植物的变化会导致光衰减系数发生改变。因此，以5月光衰减系数和水样为例，分析各点位的Chl.a、TSS和DOC浓度，结果如图3所示。可以看出，Chl.a和TSS空间分布趋势大体为从西向东递减，与光衰减系数空间分布类似；而DOC空间分布趋势为从北向南递增。将Chl.a、TSS、DOC分别与光衰减系数进行相关性分析，结果表明光衰减系数和Chl.a具有较好的相关性(R2=0.507 8,P≤0.01)，TSS其次(R2=0.174 5)，而与DOC相关性较差(R2=0.010 5)。说明光衰减系数与Chl.a、TSS相关，其中Chl.a对光衰减的影响较大。其与太湖区域研究结果一致，太湖区域的光衰减系数同样受TSS和Chl.a的影响，但受TSS影响更为显著。这说明不同湖泊影响光衰减系数的因素大致相同，但影响程度不同，这可能是由于不同湖泊受人为干扰的来源不同，导致影响程度不同。太湖受船只与风浪的干扰较大，TSS含量为15~36 mg·L−1，TSS成为重要干扰因素；而白洋淀周边养殖场较多、村庄聚集，营养物质充足导致Chl.a含量为10~100 μg·L−1，成为主要影响淀区光衰减系数的主要因素，这与白洋淀5月温度上升，藻类生长旺盛，导致光衰减系数较3月大的结果一致。
2.3 沉水植物种群(群落)光补偿深度分析
1)沉水植物的光补偿点。2018年，白洋淀沉水植物调研分析结果表明，目前沉水植物存在分别以龙须眼子菜、金鱼藻、穗花狐尾藻、菹草、光叶眼子菜、轮叶黑藻和黄花狸藻为优势种的群落类型。不同群落光补偿点分析结果见图4。可以看出，具有相同优势种的群落，即使物种比例不同，群落光补偿点区别不大；但是如果群落优势物种不同，群落的光补偿点相差较大。例如，龙须眼子菜+金鱼藻的搭配，以龙须眼子菜为优势种(2∶1和50∶1)的群落光补偿点的光强分别为22.46 μmol·(m2·s)−1和26.05 μmol·(m2·s)−1，以金鱼藻为优势种(1:2和1:5)的群落光补偿点的光强分别为35.01 μmol·(m2·s)−1和37.79 μmol(m2·s)−1。
图 4 2018年白洋淀现存沉水植物群落的光补偿点Figure 4. Light compensation point of current submerged plant communities in Baiyangdian Lake in 2018沉水植物种类不同，光补偿点具有较大差别。沉水植物按光补偿点强度从小到大排序为苦草<大茨藻<黄花狸藻<轮叶黑藻<龙须眼子菜<金鱼藻<穗花狐尾藻，即其适应弱光的能力按从大到小依次排序为苦草>大茨藻>黄花狸藻>轮叶黑藻>龙须眼子菜>金鱼藻>穗花狐尾藻。根据沉水植物2个阶段恢复方案搭配恢复物种，实验测得不同群落的光补偿点结果见图5。结果表明，第1阶段种植的耐污种(金鱼藻、龙须眼子菜和穗花狐尾藻)，不同群落光补偿点大于20 μmol·(m2·s)−1，均高于该群落中任一单种沉水植物种群光补偿点，且以三种中的任意两种沉水植物形成的群落光补偿点小于3种沉水植物群落。这与文献报道的滇池、后海研究结果[3-5]相同，即群落较种群光补偿点高；随着水质改善，当加入轮叶黑藻后，群落光补偿点进一步增加，但当加入苦草、黄花狸藻和大茨藻后，因其光补偿点较低，更适应低光环境，导致群落出现它感效应[16]，使得群落光补偿点反而降低，即7种植物形成的群落光补偿点低于其他群落，如果仅依据该结果，即单纯依据群落光补偿点大小进行群落恢复，存在不合理性。因此，需要对群落光补偿点和植物耐污性进行综合考虑，进而建立多阶段恢复方案。
图 5 不同沉水植物群落的光补偿点Figure 5. Light compensation points of different submerged plant communities1)沉水植物种群(群落)光补偿深度与透明度回归分析及应用。将沉水植物种群(群落)的光补偿点强度代入方程，该方程为各个监测点水下光场水深与光合有效辐射的回归方程，可得到各个监测点位的上述沉水植物种群(群落)对应的光补偿深度。将其与透明度[3-5]进行拟合(表2)，结果表明，7种沉水植物及不同群落光补偿深度与透明度呈显著相关(大部分R2>0.74)。因此，沉水植物种群(群落)光补偿深度与透明度回归方程式常用于针对目标水域现场测定透明度后，计算得到该区域沉水植物种群(群落)的光补偿深度。若沉水植物种群(群落)光补偿深度≥实际水深，表明沉水植物光合作用≥呼吸作用，有机物开始积累，沉水植物可以生存；若沉水植物种群(群落)光补偿深度<实际水深时，沉水植物光合作用<呼吸作用，不产生有机物，只消耗有机物，沉水植物无法生存。因此，表2中的光补偿深度与透明度关系式可用来快速判断目标区域沉水植物是否可以生存，对恢复方案的制定具有很重要的应用价值。
表 2 沉水植物光补偿深度与透明度回归方程式Table 2. Regression equations of light compensation depth and transparency of submerged plants沉水植物种群/群落 2019年3月 2019年5月 光补偿深度与透明度关系模型 R2 P 光补偿深度与透明度关系模型 R2 P 龙须眼子菜 Hc=2.91T+0.89 0.683 <0.01 Hc=1.94T+0.88 0.772 <0.01 金鱼藻 Hc=2.73T+0.56 0.629 <0.01 Hc=1.78T+0.79 0.767 <0.01 穗花狐尾藻 Hc=2.67T+0.46 0.607 <0.01 Hc=1.73T+0.76 0.764 <0.01 苦草 Hc=3.16T+1.33 0.707 <0.01 Hc=2.15T+0.99 0.779 <0.01 轮叶黑藻 Hc=2.92T+0.91 0.685 <0.01 Hc=1.95T+0.88 0.773 <0.01 黄花狸藻 Hc=2.75T+1.67 0.537 <0.01 Hc=2.07T+0.94 0.778 <0.01 大茨藻 Hc=2.79T+1.79 0.529 <0.01 Hc=2.01T+1.02 0.722 <0.01 龙须眼子菜+穗花狐尾藻 Hc=2.43T+0.74 0.479 <0.01 Hc=1.70T+0.74 0.764 <0.01 龙须眼子菜+金鱼藻 Hc=2.53T+1.03 0.509 <0.01 Hc=1.76T+0.97 0.715 <0.01 穗花狐尾藻+金鱼藻 Hc=2.46T+0.88 0.486 <0.01 Hc=1.65T+0.81 0.711 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻 Hc=2.44T+0.82 0.479 <0.01 Hc=1.63T+0.79 0.708 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻+轮叶黑藻 Hc=2.43T+0.78 0.475 <0.01 Hc=1.62T+0.79 0.71 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻+苦草 Hc=2.5T+0.98 0.475 <0.01 Hc=1.69T+0.83 0.713 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻+轮叶黑藻+苦草 Hc=2.52T+1.02 0.501 <0.01 Hc=1.71T+0.84 0.713 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻+轮叶黑藻+苦草+黄花狸藻 Hc=2.63T+1.34 0.522 <0.01 Hc=1.83T+0.92 0.716 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻+轮叶黑藻+苦草+大茨藻 Hc=2.68T+1.49 0.527 <0.01 Hc=1.89T+0.95 0.716 <0.01 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻+轮叶黑藻+苦草+黄花狸藻+大茨藻 Hc=2.77T+1.74 0.529 <0.01 Hc=1.99T+1.01 0.722 <0.01 | Show TableDownLoad:
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另外，当实际水深等于沉水植物群落光补偿深度时，利用沉水植物光补偿深度与透明度关系式，计算得到的透明度是该区域沉水植物恢复初期所需的最小值。只有当透明度达到该数值时，才能种植沉水植物；否则，无法满足沉水植物群落的需光要求，导致种植后无法存活。同时3月与5月2次光补偿深度与透明度的关系式表明，不同时期沉水植物恢复所需透明度不同，但5月沉水植物光补偿深度与透明度关系式可作为其沉水植物春季恢复所需最小透明度的代表式。
2.4 沉水植物恢复区域的划分及透明度恢复目标值
第1阶段恢复的耐污种群落光补偿深度与实际水深比值(Qi)的空间分布如图6所示。将Qi>1的区域作为沉水植物恢复的“适宜区”，可优选恢复；0.75<Qi<1作为沉水植物恢复的“过渡区”，只有通过适当的工程措施改善其透明度后才能恢复沉水植物；Qi<0.75作为沉水植物恢复的“暂不适宜区”，即需要加强改善透明度，才能考虑在该区域恢复。由图6可以看出，沉水植物耐污种群落(龙须眼子菜+穗花狐尾藻、金鱼藻+龙须眼子菜、穗花狐尾藻+金鱼藻、金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻)的Qi均表现出由西到东递增的趋势，即在白洋淀西部为暂不适宜区，中部为过渡区，东部为适宜区，其Qi的衰减与光衰减系数由西到东递减的规律(图3)相反。这表明：在水体相对澄清区域(光衰减系数低)，受到人为干扰较少，适宜沉水植物直接恢复，如枣林庄、烧车淀、光淀张庄等区域；在白洋淀中部，如圈头、赵北口等村庄聚集区，适宜通过工程措施将透明度提高才可种植耐污种群落；在白洋淀西部，如北刘庄、端村等村庄聚集区域，人为干扰较多，需要显著提高透明度，才可考虑恢复。透明度的主要影响因素是Chl.a和TSS，所以需要优选相应技术降低Chl.a和TSS，进而提高透明度，才能开展沉水植物的恢复。
图 6 2019年5月白洋淀区域沉水植物群落第1阶段恢复区划分Figure 6. Division of the 1st stage restoration region of submerged plant in Baiyangdian Lake in May 2019根据2019年5月沉水植物光补偿深度与透明度关系式，以实际水深作为沉水植物光补偿深度，可以反推算出沉水植物恢复所需的最低的透明度及透明度恢复目标值，结果见表3。据报道[6]，当沉水植物种群光补偿深度≥实际水深，水域中可以有稀疏的沉水植物种群存活，当沉水植物群落光补偿深度≥实际水深时，水域中可以有沉水植物群落存活。因此，当实际水深等于沉水植物种群(群落)光补偿深度时，利用表2中5月光补偿深度与透明度关系式，可得到第1阶段各种群(群落)沉水植物恢复前的透明度目标值，其平均值可作为种群或群落恢复的透明度目标值。因此，针对白洋淀第1阶段沉水植物恢复 “过渡区”和“暂不适宜区”，可以通过工程措施将透明度提高至平均目标值，即可达到目标水域有稀疏群簇存活，进一步提升透明度，达到群落生长的透明度目标值后，可实现形成群落的目标。因此，综合考虑水下光场、沉水植物耐污性和光敏感性，白洋淀沉水植物恢复方案技术路线见图7，该沉水植物恢复方案的考虑因素对北方湖泊生态治理具有借鉴意义。
表 3 白洋淀沉水植物第1阶段恢复所需水体透明度目标值Table 3. The water transparency requirements of the 1st stage restoration of submerged plant in Baiyangdian Lakecm 水深 恢复沉水植物种群(群落)所需透明度目标值 龙须眼子菜种群 金鱼藻种群 穗花狐尾藻种群 稀疏群簇 龙须眼子菜+穗花狐尾藻群落 龙须眼子菜+金鱼藻群落 穗花狐尾藻+金鱼藻群落 金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻群落 拥有一定生物量的沉水植物群落 200(实际) 58 68 72 66 74 59 72 74 70 300(实际) 109 124 129 121 133 115 133 136 129 400(实际) 161 180 187 176 192 172 193 197 189 500(实际) 212 237 245 231 251 229 254 258 248 600(实际) 264 293 303 287 309 286 315 320 307 252(平均) 85 97 102 94 105 88 104 106 101 | Show TableDownLoad:
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3. 结论
1)白洋淀淀区沉水植物历年调研和2018年现状分析结果表明，白洋淀淀区现存11种沉水植物。结合沉水植物耐污性，确定沉水植物阶段性恢复方案为：在第1阶段，种植耐污种(金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻)；在第2阶段，当水质变好后，增加中等耐污种(苦草+轮叶黑藻)，最后补充敏感种(大茨藻+黄花狸藻)。当群落组成与优势物种确定时，植物比例对光补偿点影响不大。
2)白洋淀水下光衰减系数在2019年5月较2019年3月大，故对沉水植物的恢复工程最好在3月进行；同时，光衰减系数的空间分布均呈东低西高的趋势，且与Chl.a、TSS空间变化趋势一致，高值区存在于人为干扰较多区域，低值区则人为干扰较少。
3)沉水植物种群(群落)光补偿深度与透明度符合线性关系。针对淡水湖泊的恢复，可以通过对水体透明度的监测，从而计算出该区域群落生长的光补偿深度。当沉水植物种群(群落)光补偿深度≥实际水深，水体中有沉水植物种群(群落)出现；而当沉水植物种群(群落)光补偿深度<实际水深，水体中无法存活沉水植物。利用沉水植物种群(群落)光补偿深度和实际水深的比值评估第1阶段白洋淀修复区域，并通过前期光衰减系数与叶绿素a、悬浮物和DOC的相关性分析，确定可通过降低水体中叶绿素a和悬浮物含量，从而提高沉水植物光补偿深度，进而实现沉水植物群落恢复。
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图 2 鸭绿江口A4柱状样210Pbex和137Cs比活度及沉积年代
Figure 2. Specific activity of 210Pbex and 137Cs and the depositional age of the core of A4 in the Yalu River estuary
图 3 沉积物中TOC、TN、TP的垂直分布
Figure 3. Vertical distribution of TOC, TN and TP in the sediments
图 4 沉积物中TOC、TN、TP比值的分布特征
Figure 4. Distribution characteristics of the rate of TOC, TN and TP in the sediments
图 5 沉积物中不同时期的TOC、TN、TP埋藏通量
Figure 5. TOC, TN, and TP burial fluxes in the sediments at different periods
表 1 鸭绿江口柱状样生源要素与含水率和黏土含量相关系数
Table 1. Correlation of TOC, TN, TP, water content and clay content
相关系数 Correlation TOC含量 TOC content TN含量 TN content TP含量 TP content 含水率 Water content 黏土含量 Clay content TOC含量 1 0.23 0.15 0.042 0.17 TN含量 1 0.43 0.0029 0.0093 TP含量 1 0.00004 0.43 含水率 1 0.51 黏土含量 1
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表 2 生源要素特征值
Table 2. Characteristic values of the biogenic elements in the core of A4
特征值Characteristic values TOC /(mg·g−1) TN /(mg·g−1) TP /( mg·g−1) 最小值 6.56 0.59 0.73 最大值 14.82 1.65 0.85 平均值 9.87 1.18 0.79
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