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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。
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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。
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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。
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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。
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。
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。
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。
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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，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在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。
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(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。
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)。
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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。
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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。
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3种中的任意2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[16-17]，使得群落光补偿点[18]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。
2)沉水植物种群(群落)光补偿深度与透明度[19]回归分析及应用。将沉水植物种群(群落)的光补偿点强度[20]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。
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[21-24]；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。
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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[25]。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[26-31]，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。
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。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。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，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。
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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。
基于光补偿深度的白洋淀沉水植物修复技术
Remediation technology of submerged plants in Baiyangdian Lake based on light compensation depth
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摘要: 沉水植物是浅水湖泊生态恢复的关键。为实现浅水湖泊沉水植物修复，对白洋淀淀区沉水植物历年变化和2018年现状进行了调研分析，并于2019年3月和5月测定了水下光场的变化；在考察水下光场、沉水植物耐污性和光敏感性的基础上，确定了沉水植物群落2个阶段(耐污种+中等耐污种和敏感种)恢复方案。结果表明：以2018年春、夏、秋3季调研的沉水植物群落为目标，测定的群落光补偿点和群落组成与优势物种的种类具有相关性，植物比例对其群落光补偿点的影响不大，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；白洋淀水下光衰减系数呈现东低西高的趋势，且与叶绿素a和总悬浮物空间变化趋势一致，其中叶绿素的影响较大，高值区存在于人为干扰较多区域，低值区人为干扰较少；沉水植物种群(群落)光补偿深度与透明度符合线性回归模型，且其显著性较高(大部分R2>0.74)；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一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。以上研究结果可为白洋淀及北方湖泊的生态治理提供参考。Abstract: Submerged plants are the key to the ecological restoration of shallow lakes. In this study, submerged plants in Baiyangdian Lake area were sampled in 2018 and compared with its history. The changes of the underwater light field were also analyzed in March and May 2019. Considering the underwater light field, anti-pollution and light sensitivity of submerged plants, a two-phase restoration plan for submerged plant communities (stain-resistant + medium-tolerant and sensitive species) was determined. The results showed that the submerged plant community surveyed in the spring, summer and autumn of 2018 were taken as research target, the correlation between the measured light compensation point of the community and its composition and the dominant species were determined, and the plant proportion has slight effect on the light compensation point of its community. For example, the combination of P.pectinatus +Ceratophyllum, the light intensities of the community light compensation point with P.pectinatus as the dominant species (2∶1 and 50∶1) were 22.46 μmol·(m2·s)−1 and 26.05 μmol·(m2·s)−1, respectively. The light intensities of the community light compensation point with Ceratophyllum as the dominant species (1∶2 and 1∶5) were 35.01 μmol· (m2·s)−1 and 37.79 μmol ·(m2·s)−1, respectively. The results of the underwater light field showed the light attenuation coefficient had a trend of low values in the east and high values in the west. This spatial variation trend was similar to that of chlorophyll a and total suspended matter. Of which, the effect of chlorophyll was greater. The high-value regions had more human interference, while the low-value regions had less human interference. The depth of light compensation and the transparency of submerged plant populations (communities) showed significant linear positive correlation (most R2 values were higher than 0.74). The ratio of light compensation depth of submerged plant population (community) to actual water depth was used to evaluate the first stage of Baiyangdian restoration area, and through the correlation analysis of early light attenuation coefficient with chlorophyll a, suspended matter and DOC, it was determined that chlorophyll a and suspended matter content in the water body could be reduced, so as to increase the depth of light compensation of submerged plants, and then achieve the restoration of submerged plant communities. The above research results can provide a reference for the ecological management of Baiyangdian and northern lakes.
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溶解空气气浮(DAF)已经被广泛应用于给水处理、废水处理和中水回用过程[1-2]。虽然DAF对COD、BOD5和TSS有一定程度的去除，但其限制了溶解性有机物的去除[3-4]。由于臭氧具有较强的氧化性，故其作为消毒剂和氧化剂也被广泛的应用于给水和废水处理中[5-6]，臭氧氧化的主要目的是脱色和去除天然难降解有机物[7-8]。相比传统的深度处理工艺(混凝+沉淀+过滤)，DOF工艺有着较高的脱色、脱臭和有机物去除率[9]。同时，由于DOF工艺将混凝、分离、脱色、除臭和消毒等多个过程集中于同1个操作单元[3]，比常规深度处理工艺具有低于4倍的水力停留时间[9]，节省了建设费用和土地成本。但臭氧气浮工艺对溶解性有机物的去除效果仍有一定的局限性，未能高效去除二级出水中的残余有机物。
目前，有关气浮工艺的研究大多仍处于基础操作条件的优化[10-11]和气泡大小的改变对气浮工艺去除性能的影响[12-14]。为了进一步提高气浮工艺的去除特性，之前的研究[15-18]着重于溶气水中气泡电荷性质及表面性质的改性对污染物去除特性的影响。ARABLOO等[19]和PASDAR等[20]分别研究了不同浓度表面活性剂和高分子聚合物对气泡理化性质及大小分布的影响。RAO等[21-22]从气泡Zeta电位和PAM剩余浓度等角度对比了聚合物甲基丙烯酸二甲胺基乙酯(N,N-dimethylaminoethyl methacrylate)和N,N-二烯丙基-N,N-二甲基氯化铵(N,N-diallyl-N,N-dimethylammonium chloride)对气泡表面电荷性质改善的效果，并揭示了PAM和微气泡的作用机理。
先前的研究对絮体表面性质的改性，依然停留在不同价态电解质对表面的改性阶段[23-24]。高分子聚合物PAM应用于气浮工艺中大多是改性气泡表面的性质[17-25]，很少涉及对絮体表面特性改善的研究。而且，在气浮工艺中微气泡和絮凝体的结合特性通常用去除性能、接触角及絮体形态特征等表征[26-27]，尚未从气载絮体的尺寸大小、形态特征等角度阐明气浮效果。本研究探究了阴阳离子型PAM对以腐殖酸为代表的天然有机物在DOF工艺中去除特性的影响，从去除性能、气载絮体大小及分形维数和接触角等多角度阐明污染物和微气泡的结合特性，揭示絮体表面性质对溶解性有机物去除性能的影响。
1. 材料与方法
1.1 水样、实验试剂与装置
原水用商品腐殖酸配制，称取10 g商品腐殖酸在pH=12的强碱条件溶解于5 L水中，充分搅拌24 h后，用0.45 μm的滤膜过滤保证水样中的有机物为溶解态。实验时水样的腐殖酸浓度为5 mg·L−1 TOC左右。
实验所用的主要试剂包括聚合氯化铝(PAC)和阴、阳离子型聚丙烯酰胺(ployacrylamide，PAM)，电荷密度用电离度表示。阳离子型聚合物FO 4125 SSH分子质量为7×106 Da，电荷密度为2%；阴离子型聚合物AN 905 SH分子质量为11×106 Da，电荷密度为9%。
臭氧气浮工艺的实验装置见图1，主要由进水系统和溶气水系统2个部分组成。原水加入PAC后在管道混合器中充分混合，经快速混凝后进入接触区底部。回流水在溶气泵、溶气罐的作用下充分溶解臭氧气体，在接触区压力的释放产生大量的微气泡，与原水中的微小絮体结合形成气载絮体，到达分离区后继续上升至顶部形成浮渣。其中，DOF工艺中最重要的一部分是气载絮体的表征技术，利用抽吸装置将气载絮体溶液通过长45 cm和内径5 cm的有机玻璃圆柱体上升管缓慢抽吸到上部观察容器(10 cm×10 cm×15 cm)，Nikon SMZ1270i体视显微镜放置在其上表面的正上方。单孔双光纤卤素灯冷光源(21 V，150 W)分别放置在CCD相机的对面和侧面，为图像捕捉提供合适的对比度。实验过程中DOF工艺的运行参数见表1。
表 1 臭氧气浮装置的操作条件Table 1. Standard operational condition for DOF reactor运行参数 数值 运行参数 数值 原水进水流速/(L·h−1) 120 分离区高度/m 1.5 管道混合时间/s 30 直径/m 0.3 臭氧投加量/(mL·min−1) 60 表面流速/(m·h−1) 2.21 回流水的流速/(L·h−1) 36 水力停留时间/min 40 压力/MPa 0.4 总体积/m3 0.10 | Show Table
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1.2 分析方法
本实验涉及的测定项目主要包括Zeta电位、色度、UV254、TOC、气载絮体的尺寸大小、二维分形维数和接触角。其中，Zeta电位采用马尔文Zeta电位分析仪(Zetasizer Nano ZS90型，英国马尔文仪器有限公司)测定；色度用分光光度铂钴比色法测定(UV-4802型，UNIC)；UV254采用紫外分光光度计(UV-4802型，UNIC)在254 nm下的吸光度值；TOC采用日本岛津公司生产的TOC-VCPH分析仪直接分析总有机碳浓度；采集的图像借助图像分析测量软件(NIS-Elements D 3.2)测量气载絮体粒径、特征长度、接触角等参数，气载絮体平均粒径(d50)按等面积圆直径求得；根据气载絮体的投影面积A与其最大长度L的函数关系lnA=D2 lnL+lnα，在对数坐标上作图，所得直线的斜率即为气载絮体的二维分形维数；接触角描述多相体系中絮凝体和微气泡间结合特性，采集的图片根据杨氏方程手动测量，如图2所示。在实验过程中，400多个气载絮体被用于尺寸大小、二维分形维数和接触角等分析。
图 2 絮凝体和微气泡间的接触角示意图Figure 2. Schematic diagram of contact angle between floc and microbubbles2. 结果与讨论
2.1 混凝剂投加量对气浮效果的影响
为了考察混凝剂投加量对DOF工艺中絮体Zeta电位及去除性能的影响，调节混凝剂投加量为0~470 mg·L−1，结果如图3所示。随着PAC投加量的增加，Zeta电位呈升高趋势，TOC、UV254和色度去除率在低PAC投加量下显著升高，在高PAC投加量下趋于稳定趋势。UV254反映的是能够吸收紫外光的有机物，如含有不饱和键和芳香结构的有机物，一般认为色度是由C=C、苯环物质及金属离子等引起的真实色度。在低PAC投加量下，处于亚稳定状态的絮体与微气泡碰撞、结合，但由于带负电的絮体与带负电的微气泡间存在静电排斥力，使得气浮效果并未达到最优。随着PAC投加量的增加，同一混合体系中混凝剂和臭氧之间的互促增效作用产生了具有强氧化性的羟基自由基[28]，其可氧化降解大分子有机化合物，从而形成了更多的小分子有机化合物[29]，通过微气泡的上升带动污染物的去除，从而实现TOC、UV254和色度的去除。当PAC投加量高于130 mg·L−1时，絮凝体以网扫卷捕的混凝机理脱稳，形成较大的絮体，需要大量微气泡的粘附，故存在微气泡的结合，致使其破灭，不利于气浮，从而导致TOC、UV254和色度的变化呈稳定趋势。这与腐殖酸在混凝过程中最佳混凝剂投加量[30]相一致，即在等电点附近，这表明混凝预处理对DOF工艺去除性能起着重要作用。
2.2 不同种类PAM投加量对气浮效果的影响
为了探究不同种类的PAM投加量对气浮效果的去除性能，对比了不同PAC投加量下对腐殖酸的去除效果及气载絮体的微观拍摄图(图4)。结果表明，PAC投加量小于50 mg·L−1未形成气载絮体，PAC投加量大于130 mg·L−1形成较大的气载絮体，不利于气浮工艺。因此，选择使絮体处于亚稳定状态的PAC投加量50 mg·L−1和最佳脱稳状态的PAC投加量130 mg·L−1，研究了不同种类的PAM投加量对DOF工艺中溶解性有机物去除性能的影响，结果如图5所示。对于2种不同类型的PAM来说，PAM的投加均有利于TOC的去除，在达到最佳投加量后，变化趋势并不明显。在相同的PAC投加量下，阳离子PAM在最佳剂量下的去除效果高于阴离子PAM最佳剂量下的去除效果。针对阳离子型PAM，在PAC投加量为50 mg·L−1、PAM投加量为2 mg·L−1时，腐殖酸去除效果最佳；而对于PAC剂量为130 mg·L−1、PAM投加量为1 mg·L−1时，腐殖酸去除效果总体达到最优。对于阴离子型PAM，不论哪种PAC投加量，PAM投加量均为1 mg·L−1时腐殖酸去除效果均达到最优。这与絮凝体、PAM和微气泡间静电引力有着密切的关系。阳离子PAM的投加，通过电荷中和作用，利于污染物的气浮分离。而阴离子PAM的投加，覆盖在微气泡表面形成的气泡群利于絮体的气浮分离[31]，同时絮凝体、PAM和微气泡间强的静电斥力不利于微气泡和絮体间的结合，因此，低PAM投加量下微气泡群占主导优势，腐殖酸去除性能呈增加趋势，而高投加量下强负电荷间的静电排斥力也占重要作用，使腐殖酸去除效果变化不明显。
图 4 不同PAC投加量下的气载絮体微观拍摄图Figure 4. Microphotography of aerated flocs at different PAC dosages
图 5 不同种类PAM对气浮效果的影响Figure 5. Effect of different types of polymer on removal performance2.3 不同种类PAM剂量对气载絮体形态特征的影响
2.3.1 不同种类PAM剂量对气载絮体大小的影响
比较不同种类PAM剂量下气载絮体的粒径变化，结果如图6所示。对于不同种类的PAM，与PAC投加量为50 mg·L−1时形成气载絮体的尺度相比，PAC投加量为130 mg·L−1时形成的气载絮体粒径较大，这与混凝过程中絮体的脱稳状态相关。在PAC投加量为130 mg·L−1时，颗粒处于最佳的脱稳状态，颗粒间和微气泡的碰撞几率较大，利于气载絮体的形成，则粒径较大。此外，不论哪种PAC投加量，在最佳PAM投加量之前，随着PAM剂量的增加，气载絮体粒径呈先增大后稳定的趋势，这表明在絮体表面PAM适量的吸附利于气载絮体的长大。阳离子型PAM最佳剂量下对应形成的气载絮体粒径大于阴离子型PAM最佳剂量下的粒径。即：在PAC投加量50 mg·L−1时，d阳离子(0.51 mm)>d阴离子(0.46 mm)，如图7所示；在PAC投加量为130 mg·L−1时，阴、阳离子型PAM最佳剂量下形成的气载絮体粒径差异较小，如图8所示。这与PAM在颗粒表面的吸附方式有关。PAM剂量对气载絮体粒径的影响可从絮体、PAM高分子和微气泡间的相互作用关系解释。在PAC投加量为50 mg·L−1时，带负电的絮体间存在较强的静电斥力。加入阳离子型PAM后，一方面，带负电的腐殖酸颗粒被电中和进一步脱稳，粒间距离缩短；另一方面，表面吸附的PAM可电中和带负电的微气泡，利于气浮分离。在PAC投加量为130 mg·L−1时，等电点絮体间的静电力可忽略不计，通过氢键作用吸附在颗粒表面的阳离子型PAM可进一步中和微气泡的电荷，以此增加了颗粒和微气泡的碰撞和结合效率。有研究[32]表明，絮体和微气泡结合形成气载絮体的Zeta电位越接近等电点，越有利于气浮分离。这也解释了达到最佳气浮效果时，PAC投加量50 mg·L−1所需的阳离子型PAM剂量高于PAC投加量为130 mg·L−1时的PAM剂量。当PAM浓度较高时，高分子PAM在颗粒表面的覆盖率接近100%，颗粒表面已无吸附空位，架桥作用无法实现，颗粒因位阻效应较大而分散，絮体粒径反而减小，但微气泡的吸附使得气载絮体的粒径并未减小(P>0.05)。同样，对于阴离子型 PAM来说，吸附PAM的微气泡群利于在颗粒表面黏附，利于气浮分离，但颗粒、PAM 和微气泡间存在强的静电斥力，不利于气浮分离，是否有利于气浮分离主要取决于PAM的剂量。
图 6 不同种类PAM对气载絮体大小的影响Figure 6. Effect of different types of polymer on aerated floc size.
图 7 PAC投加量为50 mg·L−1，最佳PAM投加量下的气载絮体微观拍摄图Figure 7. Microphotography of aerated flocs at 50 mg·L−1 PAC dosage and optimum PAM dosage
图 8 PAC投加量为130 mg·L−1，最佳PAM投加量下的气载絮体微观拍摄图Figure 8. Microphotography of aerated flocs at 130 mg·L−1 PAC dosage and optimum PAM dosage2.3.2 不同种类PAM剂量对气载絮体二维分形维数的影响
图9反映了二维分形维数随不同种类PAM投加量变化的关系。王晓昌等[33-34]认为絮凝体分形维数与密度呈正相关，即分形维数越大，絮凝体越密实。由此可以推断，在DOF工艺中，气载絮体的分形维数越小，越利于气浮分离。对于同一类型PAM，2种PAC投加量对应的分形维数的大小与气载絮体尺度的变化相一致。即：在PAC投加量为130 mg·L−1时，絮体完全脱稳，形成致密的絮体，分形维数较大；而对于PAC剂量为50 mg·L−1时，絮体处于亚稳定状态，形成疏松的絮体，相应的分形维数较小。对于不同类型PAM，最优剂量选取变化曲线与二维分形维数变化曲线趋势相同。但对于阳离子型PAM、PAC投加量为50 mg·L−1的分形维数，在最佳PAM剂量时，气载絮体的分形维数并不是最小的，而随着PAM投加量的增加呈增加趋势，这与在颗粒表面通过强的静电引力吸附了大量的PAM有关，使得分形维数较大。
图 9 不同种类PAM对气载絮体二维分型维数的影响Figure 9. Effect of different types of polymer on the fractal dimension of aerated flocs上述实验结果仍归因于絮体、PAM高分子与气泡间的相互作用。PAM剂量为0 mg·L−1时，絮体的生长主要靠电中和机理，易形成较致密的絮体，分形维数较大。对于阳离子型PAM，随着PAM投加量的增加，通常由于高分子伸展的链状吸附及远距离胶体间的架桥作用形成疏松的絮体结构，但由于絮体和微气泡在强静电引力的作用力下彼此靠近、结合，形成致密的气载絮体，分形维数增大；对于阴离子型PAM，颗粒、PAM高分子与微气泡间强的静电斥力使的少量微气泡的黏附，因此，较阳离子型PAM形成的气载絮体分形维数较大。
2.3.3 不同种类PAM剂量对接触角的影响
多相混合体系中微气泡和絮凝体间接触角随PAM剂量变化的关系如图10所示。图中反映的是颗粒表面的亲疏水性质。通常，接触角越大，表面的疏水性越强，气泡附着在表面的效果越好，则气浮效果越好[35]。对比去除性能曲线与接触角变化曲线可发现，接触角的变化趋势与去除效果呈正相关关系，即在PAC投加量不变时，随着PAM投加量的增加，存在最佳接触角。在低PAM投加量时，PAM的亲水基团以相互作用力吸附在絮体表面，疏水端远离水溶液，利用微气泡的上升力带动絮凝体远离水溶液，利于气载絮体的形成，从而利于污染物分离；随着PAM投加量增加，由于空间位阻的原因，根据热力学定律，絮体表面的PAM处于压缩状态，不利于微气泡和PAM的相互作用，则絮凝体和微气泡间的接触角降低。同样，固定PAC投加量时，阳离子PAM的接触角大于相同投加量阴离子PAM剂量下的接触角，这与颗粒、阳离子型PAM和微气泡间强静电吸附密切相关。
图 10 不同种类PAM对接触角的影响Figure 10. Effect of different types of polymer on the contact angle3. 结论
1)与PAC投加量50 mg·L−1相比，在PAC投加量为130 mg·L−1时，溶解性有机物的去除率较高，气载絮体的粒径、分形维数和接触角均较大。
2)PAM的投加提高了DOF工艺中的去除性能，且气载絮体尺寸、分形维数和接触角均较大。在PAC投加量为50 mg·L−1时，阴离子型PAM和阳离子型PAM最佳投加量分别为1 mg·L−1和2 mg·L−1；在PAC投加量130 mg·L−1时，阴离子型PAM和阳离子型PAM最佳投加量均为1 mg·L−1。
3)在最佳PAM投加量下，与阴离子PAM相比，阳离子型PAM形成气载絮体的大小和接触角较大，分形维数较小，且去除效果较好。
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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
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
图 5 不同沉水植物群落的光补偿点
Figure 5. Light compensation points of different submerged plant communities
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
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 物种数量/种 物种名称 总生物量/(g·m−2) 数据来源 优势物种 1958 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 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 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 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 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 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 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 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 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
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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
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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. Water transparency requirements of the 1st stage restoration of submerged plant in Baiyangdian Lake
cm 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 群落1 群落2 群落3 群落4 群落5 200(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 注：群落1为龙须眼子菜+穗花狐尾藻群落；群落2为龙须眼子菜+金鱼藻群落；群落3为穗花狐尾藻+金鱼藻群落；群落4为金鱼藻+龙须眼子菜+穗花狐尾藻群落；群落5为拥有一定生物量的沉水植物群落。
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