2023, Vol. 35 
(2: 中国科学院大学, 北京 100049)
(2: University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, P. R. China)
我国的湖库网围养殖始于1970s末。人们利用大水面自然资源，发展高效利用的渔业增养殖模式，为湖区增效和渔民增收致富做出了重要贡献。然而，随着集约化网围养殖规模和密度的增加，加上流域工农业污染的影响，水体富营养化和生态退化现象日益严重。为了保护湖库生态环境和渔业资源，各级部门有计划地开展了养殖网围整治和拆除工作。东太湖是太湖东部一个典型的草型浅水湖湾，因其适宜的光热、自然地理和水体条件发展成为我国最早开发渔业养殖的湖泊之一。东太湖网围养殖结构和养殖规模经历了几次变动。首先是“以湖养湖”的高密度养鱼农业试验研究成功，实现了从粗放粗养的常规养殖模式到湖区网围精养的转变[1]。1990s末，随着人们对名特优水产品的大量需求，围网养殖结构调整，逐渐转变为以中华绒螯蟹(简称河蟹)(Eriocheir sinensis)为主养、混养鱼虾的生态养殖模式。2000—2008年是网围养殖发展的鼎盛时期，全湖河蟹水产养殖面积达118.56 km2。2008年底，东太湖实施了退围还湖网围整治工程，将网围养殖水面压缩至30.00 km2。直到2018年末，伴随着最后一季河蟹养殖结束，东太湖开始了网围全面清除工作，结束了长达34年的太湖网围养殖历史。
集约化网围养殖为湖区增效和渔农民增收致富作出了重要贡献，但同时养殖过程中的饵料残渣、养殖废弃物、排泄物和药物残留等对东太湖水环境和水生态产生了影响。杨清心等[2]发现1990—1994期间东太湖湖网围养鱼引起氮磷营养盐污染激增、沉积物肥力增高和水生植被严重退化现象。曾庆飞等[3]研究了2008—2009年东太湖水质污染特征，发现各区域差异显著，季节变化明显，总磷(TP)、总溶解性磷(TDP)和磷酸盐(PO43--P)水平是主要的污染因子。代倩子等[4]在对2014—2018年的水质研究中也发现了TP浓度明显升高，沉水植物分布面积锐减。网围养殖区内沉积物中总氮(TN)、TP含量略高于网围外[5]；浮游动物群落生物量最低，以轮虫等小型浮游动物为主[6]。网围全面拆除后，王友文等[7]发现东太湖水体透明度(SD)较2018年同期显著下降，叶绿素(Chl.a)及氨氮(NH3-N)浓度显著上升。遥感影像显示，东太湖水生植被优势类群由围网拆除前的沉水植被转变为浮叶植被，沉水植被分布面积减少[8]。网围拆除后，鱼类功能群分布在原网围区与非网围存在差异[9]。可见，网围养殖主养对象改变和养殖规模变动均会引起水环境、水生态的变化和波动，但当前的研究基本是短时间尺度和阶段性成果，有关国内湖泊长时间尺度和整个网围养殖过程的环境变化还未见报道。
按照中央环保督察要求，太湖、滆湖、长荡湖等全面拆除了湖泊养殖网围。截至2019年，全国网围养殖面积锐减到1.17×102 km2[10]。修复退围还湖区生态系统、改善水体生态环境和保护生物多样性是湖泊治理规划的关键。系统回顾网围养殖水环境的长期变化特征，探寻其驱动因素、存在问题和发展趋势，将为我国湖泊“十四五”生态修复与保护规划提供数据支撑和借鉴。东太湖是我国网围养殖发展最成熟、整治管理力度最大的水域，本文通过系统分析1990—2021年水体营养盐在不同湖区和不同网围发展阶段的变化规律，解析影响营养盐变动的因素、存在问题和发展趋势，为东太湖生态修复与保护以及全国退围还湖区生态环境治理提供数据基础和理论支持。
1 材料与方法 1.1 数据来源及点位设置东太湖是太湖东南部的湖湾，面积131 km2，平均水深1.3 m，是太湖主要的出水区域，承担了重要的航运作用，也是东部下游地区上海市等地的主要水源地[4]。本文采用的数据分为两部分，其中1990—2005年数据来自中国科学院南京地理与湖泊研究所杨龙元副研究员提供的历史监测数据；2006—2021年数据来自本课题组长期监测，监测点位如图 1所示，数据采集和分析方法均参照《湖泊富营养化调查规范》(第二版)[11]的规定执行。14个监测点位包含原网围区(1#、7#、13#、14#)、河口区(2#、9#、11#、12#)、湖心区(6#、8#)、瓜泾口(10#)、东茭咀(4#)和太浦河口(5#)。整个太湖的数据来自中国科学院太湖湖泊生态系统研究站点位监测数据。
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图 1 东太湖水质监测调查点位分布 (网格代表2009—2018年网围整治阶段网围分布区) Fig.1 Distribution of sampling sites in East Lake Taihu (The grid represents the net-pen distribution from 2009 to 2018) |
本研究采用手持式超声波水深仪现场测量不同点位的水深，采用透明度盘测量SD。所有水样采集水下20 cm的表层水。在实验室内参照《湖泊富营养化调查规范(第二版)》测定水体悬浮颗粒物(SS)、TN、NH3-N、总溶解性氮(TDN)、TP、PO43--P、TDP、Chl.a、总有机碳(TOC)和高锰酸盐指数(CODMn)浓度[11]。
1.3 数据分析2006—2021年东太湖水体TN、TP、Chl.a和CODMn浓度的年际变化数据为该年度所有点位和所有采样时间的平均值±标准误，采用R x64 4.1.1软件中ggplot2包绘制1990—2021年水质指标浓度变化柱状图；采用AutoCAD 2010软件绘制东太湖网围规模变化的三阶段水体理化指标空间变化(2008年前网围养殖阶段、2009—2018年网围整治阶段和2019年后网围拆除阶段)，数据来自该阶段该点位所有采样时间的平均值±标准误，采用单因素方差分析(one-way analysis of variance)分析不同点位的组内数据的显著性差异；采用R x64 4.1.1软件中ggplot2包对网围拆除后水质指标的季节变化进行分析，以保留95 % 的置信区间对14个采样点位的数据拟合，可视化营养盐浓度的季节变化趋势；为探究东太湖30年来水体中主要污染因子和太浦河口出水量对东太湖水质的影响，采用R x64 4.1.1软件中ggbiplot包和factoextra包，将太浦河口出水量分别与1990—2020年东太湖全域水质和2008—2020年太浦河口与东茭咀两区域水质进行主成分分析(principal component analysis)，利用ggcorrplot包展示各指标之间的Pearson相关系数和显著性P值。
选取SD、Chl.a、TN、TP和CODMn这5个与湖泊富营养化状态变化最为密切的参数开展水体富营养化状态综合评价。计算公式和判定标准参照《湖泊富营养化调查规范》(第二版)[11]。
2 结果与分析 2.1 东太湖1990—2021年水质年际变化东太湖水体TN浓度在1990年为0.53 mg/L，随着网围规模扩大，到1999年TN浓度增加到1.01 mg/L。随着养殖结构改变，TN浓度有所下降，至2002年下降到0.47 mg/L。但是随着养殖强度增加，TN浓度呈现增加趋势，至2008年网围整治之前达到1.3 mg/L。2009—2018年间，TN浓度基本维持稳定，平均浓度为1.33 mg/L。网围拆除后，TN浓度在2020年开始有所反弹，至2021年上升至1.87 mg/L(图 2A)。
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图 2 东太湖1990—2021年水体营养盐浓度长期变化趋势 (2008年：网围整治；2018年：网围拆除) Fig.2 Variational trends of nutrient concentration in water of East Lake Taihu from 1990 to 2021 (2008: Net-pen culture governance, 2018: Net-pen culture demolition) |
1990—2021年间东太湖水体TP浓度变化趋势和TN相似，随着网围养殖结构和规模变化。1995年以前，TP平均浓度为0.015 mg/L，满足地表水Ⅱ类水质标准。随着网围养殖的快速发展，TP浓度呈明显上升趋势，到2007年网围整治前达到0.06 mg/L，随后有所降低，到2018年网围拆除前下降到0.051 mg/L。但是，近年来有上升趋势，2021年4月，TP最高达到0.128 mg/L(图 2B)。
东太湖水体的CODMn浓度近30年的变化较为稳定，平均值为4.54 mg/L，达到地表水Ⅲ类水质标准。2008年网围整治和2018年的网围全部拆除，CODMn浓度在一定时期均呈现了下降趋势。2018年网围拆除前CODMn浓度达到最高(6.08 mg/L)。网围拆除后近两年CODMn浓度有上升趋势，2021年达到5.72 mg/L(图 2C)。
东太湖水体Chl.a浓度在1990—2007年间趋于稳定，均低于10 μg/L。2008年网围整治后，2008—2010年Chl.a浓度较高，至2010年达到22.75 μg/L。2010年后呈下降趋势，至2015年降至7.21 μg/L。2016年后Chl.a浓度呈上升趋势，至2021年最高可达28.09μg/L(图 2D)。
2.2 东太湖不同水域水质演变东太湖水质在不同水域不同网围整治时期变化情况如图 3所示。东太湖原网围区的水深和透明度近30年来基本维持稳定，分别在1.35 m(P>0.05)和0.80 m(P>0.05)左右波动；湖心区的水深略高于原网围区，透明度近年来略有下降，由2008年之前的0.87 m下降到网围拆除后的0.51 m；北部河口张家浜水体透明度近年来有所提升，网围拆除后达到0.68 m；太浦河口和北部瓜泾口水深自2018年后增加明显，分别由2018年的2.51和1.28 m提高到3.05(F=5.07, P < 0.05)和3.55 m(F=79.28, P < 0.01)，透明度分别由2018年的0.44和0.56 m降低到网围拆除后的0.29和0.46 m。东太湖入湖口的东茭咀透明度下降严重，从1.18 m降至0.29 m(F=15.70, P < 0.01)(图 3A)。
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图 3 东太湖不同网围规模不同区域水质演变(阶段1为2008年前, 阶段2为2009—2018年, 阶段3为2019年后) Fig.3 Water quality changes in different regions of East Lake Taihu |
原网围区和湖心区水体的TN浓度基本稳定，维持在1.10 mg/L(P>0.05)左右。位于东太湖北部的张家浜与瓜泾口的TN浓度，自2008年之后呈下降趋势，分别由2008年前的1.74和1.76 mg/L降至2019年后的1.26和1.00 mg/L。南部的东茭咀和太浦河口TN浓度上升明显，分别由2008年前的0.68和0.75 mg/L升至2019年后的2.00 (F=7.62, P < 0.01)和1.67 mg/L(F=4.44, P < 0.05)。3阶段内的NH3-N浓度除了东茭咀一直呈现上升趋势(F=5.43, P < 0.05)，其它区域均表现为先降低又升高，2019年之后，NH3-N浓度维持在0.22~0.32 mg/L之间(图 3B)。
原网围区和湖心区水体的TP浓度近30年基本维持稳定，网围拆除后略有下降，维持在0.06 mg/L(P>0.05)。北部湖区张家浜与瓜泾口的TP浓度下降明显，分别从2008年之前的0.128和0.118 mg/L降至现在的0.051 (F=13.48, P < 0.01)和0.044 mg/L(F=8.77, P < 0.01)。东茭咀和太浦河口TP浓度呈上升趋势，分别从2008年之前的0.042和0.044 mg/L上升至2019年后的0.114和0.088 mg/L。各区域PO43--P浓度的变化趋势与TP相同，整体维持在0.01 mg/L(图 3C)。
东太湖TOC浓度在各点呈现先升高再降低的趋势，2009—2018年网围整治阶段TOC浓度最高，平均达到8.12 mg/L，网围拆除后降低为6.00 mg/L，点位间差异不显著(P>0.05)。东茭咀和太浦河口水域CODMn浓度近30年呈逐渐上升的趋势，网围拆除后分别达到4.73和4.70 mg/L。瓜泾口水域的TOC和CODMn浓度近30年逐渐下降(图 3D)。
原网围区和湖心区的Chl.a浓度在2008年网围整治后分别从17.92和20.77 μg/L上升至22.35和29.52 μg/L，该区域的SS浓度近30年基本维持在16 mg/L(P>0.05)左右。张家浜和瓜泾口的SS浓度在网围拆除后有所下降。东茭咀和太浦河口的Chl.a浓度近30年内均呈明显的上升趋势，Chl.a浓度分别从2008年前的4.18和5.42 μg/L上升至2019年后的24.95 (F=14.16, P < 0.01)和34.10 μg/L(F=5.96, P < 0.05)，东茭咀的SS浓度从1.49 mg/L显著上升至38.38 mg/L(F=9.32, P < 0.01)(图 3E)。
2.3 东太湖网围拆除后水质季节变化网围拆除后东太湖水体中TN和TDN浓度季节变化规律相似，最低值均出现在7—10月，平均值分别为0.89和0.63 mg/L；10月至次年1月浓度较高，平均值分别为1.57和0.95 mg/L(图 4A，C)。
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图 4 东太湖网围拆除后氮、磷浓度的季节变化 Fig.4 Seasonal variations of nitrogen and phosphorus concentrations in East Lake Taihu after the complete renovation of net-pen |
网围拆除后东太湖水体中TP和TDP的平均浓度除了2021年4月份，基本维持稳定，分别为0.05 (P>0.05)和0.02 mg/L(P>0.05)左右。2020年和2021年1月相对较高，TP平均可达0.10 mg/L。2021年4月因采样当天风浪较大，底泥再悬浮，TP(F=15.56, P < 0.01)和TDP(F=133.98, P < 0.01)浓度显著升高(图 4B，D)。
东太湖网围拆除后，水体SS、CODMn、Chl.a和TOC在2019年呈现上升趋势，直到2020年1月分别达到38.33 mg/L、6.91 mg/L、35.30 μg/L和4.24 mg/L，没有出现季节波动。但2020—2021年，逐渐呈现夏秋季低、冬春季高的趋势，2020年7—10月最低，SS、CODMn、Chl.a和TOC分别为13.29 mg/L、4.32 mg/L、14.65 μg/L和3.57 mg/L(图 5)。
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图 5 东太湖网围完全拆除后SS、Chl.a、CODMn和TOC浓度变化特征 Fig.5 Variations of SS, Chl.a, CODMn and DOC concentrations in East Lake Taihu after the complete renovation of net-pen |
TN是主成分分析中贡献度最大的水质指标(图 6)，表明TN是1990—2020年间东太湖主要的污染因子，TN、TP、CODMn和Chl.a浓度之间具有显著的正相关性(P < 0.05)。30年间网围面积和太浦河口出水量与东太湖水体营养盐浓度变化相关性不显著(P>0.05)。
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图 6 1990—2020年东太湖水质主成分分析图和相关性热力图 Fig.6 Principal component analysis diagram and correlation thermal map of East Lake Taihu from 1990 to 2020 |
进一步发现太浦河口与东茭咀水域的营养盐浓度自2008年后显著上升，且2005年起“引江济太”工程进入长效运行，太浦河口出湖水量开始增加。因此，对2008年网围整治工程实施后的水质指标与出湖水量和降雨量进行主成分分析，可知TN依旧是太浦河口与东茭咀的主要污染因子，TN浓度与透明度和Chl.a浓度具有显著相关性(P < 0.01)。降雨量与各水质指标之间并无显著相关性(P>0.05)，太浦河口出水量与Chl.a浓度有显著正相关关系(P < 0.05)(图 7)。
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图 7 2008—2020年东太湖水质主成分分析图和相关性热力图 Fig.7 Principal component analysis diagram and correlation thermal map of East Lake Taihu from 2008 to 2020 |
1990—2021年期间，东太湖TN、TP、CODMn和Chl.a浓度平均值存在年际波动，与网围养殖结构调整和规模变动密切相关。东太湖是典型的草型湖泊，1980s以苦草(Vallisneria natans (Lour.) Hara)、马来眼子菜(Potamogeton wrightii Morong)、微齿眼子菜(Potamogeton maackianus A. Bennett)和轮叶黑藻(Hydrilla verticillata)占优势。中国科学院南京地理与湖泊研究所的一批科技人员开创了我国大水面水草资源高效利用的网围养殖模式，以草鱼(Ctenopharyngodon idella)、团头鲂(Megalobrama amblycephala)、鲤(Cyprinus carpio)、鲫(Carassius auratus)、青鱼(Mylopharyngodon piceus)为主养，搭配鲢(Hypophthalmichthys molitrix)、鳙(Aristichthys nobilis)、鳜(Siniperca chuatsi)和翘嘴红鲌(Erythroculter ilishaeformis)。到1997年，全湖网围养鱼面积达60 km2(图 8)。随着网围养鱼强度增加，水体富营养化现象日益凸显。据报道，水产品只能摄食约70 % 的饵料[12]，多余的饵料、养殖药物残留和水产品的排泄物一同沉入湖底[13]。微生物经过自身生理作用分解释放出大量的氮、磷到水体中，增加沉积物污染风险，加速湖泊富营养化[14-16]。根据杨清心等的研究[17]，东太湖网围养鱼产量为7500~11250 kg/hm2时，相当于向湖中投入超过产量60 % 的氮、磷，即每生产1 t的鱼就会向湖内释放141.25 kg的氮和14.14 kg的磷。
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图 8 东太湖网围完全拆除前(1984—2019年)的渔业养殖面积和河蟹养殖比例 Fig.8 Fisheries farming area and the ratio of Chinese mitten crab farming of East Lake Taihu from 1984 to 2019 |
到1990s末网围养鱼鼎盛时期，东太湖水体TN、TP和CODMn浓度达到了一个小高峰(图 2)。因东太湖还保持较高的水草覆盖度，Chl.a浓度变化不明显，依旧维持较低的水平。随后，东太湖网围养殖模式逐渐转向了高经济效益的河蟹为主，同时套养鱼虾的生态混养模式，最大程度地利用河蟹饵料，加上沉水植物伊乐藻(Elodea canadensis Michx)和轮叶黑藻的有效管控和螺类投放，在提高综合效益的同时尽可能减湖泊外来物质输入对水质的影响[18]。直到2000年初，水体营养盐浓度呈下降趋势。
随着河蟹养殖强度增大，2008年全湖养殖面积达到118.56 km2，占全湖水面的90.50 %。近乎全湖的网围覆盖，严重影响了水生植物的收割和氮、磷营养盐的输出，从而导致湖泊的自净能力下降，加重了东太湖水质的恶化[19]。Luo等也发现阳澄湖中的氮、磷等营养盐浓度与网围面积的大小呈正相关[20]。因此，2008年网围整治前，营养盐水平达到第2个小高峰。随后，网围养殖整治将面积缩减为30 km2，东太湖的水质状况得到了改善。直到2018年养殖网围全部拆除，2019年有个平缓的响应期，近两年水质状况不容乐观，2020年东太湖的综合营养状态指数达到69，接近整个太湖水平(图 9)。
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图 9 2002—2020年太湖和东太湖综合营养状态指数变化趋势 Fig.9 Variations of comprehensive trophic level index of Lake Taihu and East Lake Taihu from 2002 to 2020 |
影响东太湖水质状况的可能因素有流域河流排污和土地利用、湖体水生植物现存量和群落结构改变、水文水动力、与整个太湖的连通影响以及气候变化和极端天气等。
1)流域河流排污和土地利用影响。2010起，苏州市吴中区实施了东太湖综合整治工程，包括东太湖生态岸线修复、退垦还湖、环湖生态湿地构建、行洪供水支通道疏浚等，改善东太湖水生态环境，促进太湖流域经济社会发展，2017年完成了一期续建工程。从朱颖等[21]1990—2019年太湖流域湿地景观类型动态变化的影像中发现，东太湖岸带建设用地减少，湿地呈增长趋势。张家浜是东太湖一个典型的入湖河口，从图 3可见，近年来虽然水深增加，但透明度提高，水体的TN、NH3-N、TP、PO43--P、TOC、SS等降低明显，东太湖北部水质受东太湖流域排污和土地利用的影响不明显。但是2008年后位于东太湖南部的太浦河口与东茭咀的TN和TP浓度上升明显(图 3)。根据朱广伟等研究发现[22]，太湖磷浓度居高不下与太湖流域土地建筑比例增加、人口增加和耕地旱化比例增加等外源负荷因素有关。降雨冲刷是农业和城镇面源污染进入太湖流域河道的主要途径，2008年后太湖流域的降雨量呈上升趋势(图 10)，降雨量与太湖上游氮、磷通量增加呈显著正相关关系[23]。太湖的Chl.a浓度与TP浓度呈正相关关系，在太湖蓝藻水华无法根治的背景下，太湖的Chl.a浓度也一直处于较高水平[22]。本研究发现，2008年后太浦河口出水量呈上升趋势(图 11)，且与太浦河口和东茭咀的Chl.a浓度呈显著正相关(P < 0.05)(图 7)。东太湖南部水质变化可能受到大太湖流域河流排污和土地利用影响。
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图 10 2002—2020年太湖流域降雨量 (数据来源：水利部太湖流域管理局) Fig.10 Rainfall in Lake Taihu Basin from 1999 to 2020 (Data source: Taihu Basin Authority) |
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图 11 2005—2020年太湖出入湖水量 (数据来源：太湖流域管理局) Fig.11 Volume of water input and output of Lake Taihu from 2005 to 2020 (Data source: Taihu Basin Administration Bureau) |
2) 水生植物现存量和群落结构改变的影响。水生植被可以固定水体中的氮、磷，并通过抑制湖泊底泥再悬浮控制沉积物中营养盐的释放，改善水质[24]。合理的水生植被群落结构组成和生物量是维持健康湖泊生态系统的关键[25]。1960s，东太湖以马来眼子菜为主，占全湖面积的90 %。2002年发展为以伊乐藻+微齿眼子菜+轮叶黑藻+苦草群丛为主，共发现沉水植物17种，浮叶植物13种和漂浮植物9种[26]。2019年以后，由于缺少渔民对沉水植物伊乐藻、轮叶黑藻、苦草的种植和对浮叶植物的打捞，沉水植物演替为以狐尾藻(Myriophyllum verticillatum L.)、金鱼藻(Ceratophyllum demersum L.)和菹草(Potamogeton crispus L.)占优势。2021年沉水植物面积锐减到13.17 km2，浮叶植物野菱(Trapa incisa var. sieb.)疯狂扩张，达到34.97 km2，水生植物总面积占全湖总面积的45 %，主要分布于原网围区(表 1)。当外界的干扰超过其耐受限度时，沉水植物面积萎缩，群落结构趋于单一化，或者消失[27-28]。当水生植物群落结构单一化时，易形成“疯长”，腐败坏水[29]。且浮叶植物较沉水植物有较强的抗风浪能力，又缺少渔民打捞，因此网围拆除后浮叶植物占优势[8]。傅玲研究发现不同生态型组合的植物群丛对氮、磷去除效果优于单一植物群丛[30]。原网围区因夏秋季金鱼藻、狐尾藻、野菱生物量高于其它区域，水质优于其它水域，和网围拆除前差异不大；但因缺少人工管护，秋、冬季腐败坏水风险加大，特别是对于生物量较高的漂浮植物野菱。沉水植物多样性的提高及群落结构的优化对水生态系统的健康与稳定具有重要意义。但整体来说，东太湖湖心、原网围区、张家浜和瓜泾口水体营养盐相对于网围拆除前变化不大，Chl.a浓度上升。水体营养盐上升最高的是太浦河口和东茭咀，整体拉升了网围拆除后东太湖氮、磷营养盐的平均水平。
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表 1 2017—2021年东太湖水生植被类群面积 Tab. 1 Area changes of different aquatic vegetations in East Lake Taihu from 2017 to 2021 |
3) 东太湖水文水动力变化和与大太湖的连通影响。本课题组的研究发现，网围存在对表层和中层的湖流衰减影响最大，可衰减73 %~96 %；围网拆除后，水动力条件改变(水流运动对沉水植物的拉伸、搅动、拖曳作用)对沉水植物生物量以及群落组成都有明显影响[31-32]。狐尾藻的抗剪切力强于伊乐藻和轮叶黑藻，这与东太湖现阶段沉水植物以狐尾藻占优势有一定关系。
自2015年开始，东茭咀和太浦河口处的TN、TP、Chl.a和SS浓度均出现明显的上升趋势，透明度也下降到现在的0.30 cm左右，与整个太湖接近。杨井志成等[8]发现2018网围拆除后，在太浦河口附近水域监测到蓝藻水华，面积为8.79 km2，占比为4.31 %。研究认为是围网拆除后，水动力增强，原围网区底泥沉积物释放至太浦闸口附近水域，加重了该片水域的富营养化程度。在本研究中，太浦河口和东茭咀水域的Chl.a浓度同太浦河口出湖水量呈显著正相关(P < 0.05)。郝文彬等[33]运用环境流体动力学模型也发现，加大望虞河入湖流量可显著改变东部湖区的水循环条件。2015和2016年，持续两年的特大洪水(图 11），加上整个太湖东部人工水生植物刈割打捞，东茭咀附近的水生植物急剧减少[34]。网围和水生植物具有降低湖水流速，阻碍沉积物中营养盐再悬浮的作用[35]。网围拆除、经由太浦河等出湖口的出湖水量增加（图 11）、水生植物消失，东茭咀附近水动力作用加强，加上原网围区底泥营养盐释放，综合因素引起东太湖南部区域营养盐浓度大幅上升。在朱伟等[36]的研究中也发现入湖水量的增加开始影响太湖存在的“西浊东清”水质结构，水体交换周期缩短会使东西太湖水质出现均化的现象，东部太湖水质会出现下降的趋势。
4) 极端天气影响。2016年的特大洪水造成太湖出现磷反弹，洪水造成的年度性水体交换周期缩短已经对东部太湖水质产生了不利的影响[36]，认为2016年突然出现的磷反弹与这一年发生的特大洪水一次性多增加579 t磷通量有着显著的关系。在本研究中，东太湖TN、TP、CODMn和Chl.a浓度在2016和2017年有较大提高可能与强降雨有关，虽然相关性不显著。
3.3 东太湖网围全拆除后的生态修复措施建议东太湖退围还湖是太湖受损生态系统局部水域水质改善、生态修复和多样性保护的关键，也是太湖生物资源养护及渔业高质量可持续发展和下游区域优质水源保障供给的重要基础。东太湖网围养殖拆除，目标是重构良好的生态系统，但3年来的环境演变并没有显现出最初设想的效果，需要加强对东太湖的管理，并对近阶段东太湖优质水生植被退化的现状进行人工干预，确保恢复健康自然的草型生态系统格局。
3.3.1 应及早开展水生植物资源调控强化水质净化针对当前东太湖水生植被浮叶植物菱占优势、覆盖度高，沉水植物狐尾藻和金鱼藻占优势、不易被鱼类等利用等导致东太湖生态系统服务功能降低的问题，建议对东太湖不同区域水生植被进行调控，组织精准刈割，适度移出过量浮叶植物和沉水植物，收割控制沿湖岸芦苇等。根据多样性-稳定性理论，在目前没有水生植物分布区域，开展微地形地貌生态改造提高透明度恢复沉水植物，在浮叶植物优势区开展风浪消减-浮叶植物块状刈割-沉水植物扩繁，在沉水植物单一区开展沉水植物多样性维持与调控。2021年在原网围区开展1 km2浮叶植物刈割试验示范，试验区监测表明，沉水植物群落结构得到改善，生物多样性提高，生态完整性得到恢复，水质清新，显现出较好的效果，为东太湖水生植被管理探索了经验。
3.3.2 加强对东太湖生态环境监测并建立湖泊生态档案东太湖网围拆除后水环境和水生态波动较大，建立生态档案掌握发展动态和变化规律对于东太湖生态修复和综合管控至关重要。因此，需要加强对东太湖水质、浮游藻类、水生植被、鱼类等生物资源，以及水位、流速和水下光照等物理环境因子的长期动态监测，合理调控东太湖的水生植物群落结构及生物量和覆盖度，科学评估东太湖保持Ⅲ类以上水质需要的物理和生物条件，确保东太湖良好生态系统重构与水生态安全。
3.3.3 创建东太湖渔业资源养护与利用新模式东太湖草型生态系统是生物多样性和渔业种质资源保护的有利条件，为生态系统服务功能提升和生态渔业发展奠定了基础。东太湖不能发展大规模集约化的人工养殖，但东太湖草型结构及优质的饵料生物资源，需要在保护中利用，让生态系统内部形成良性循环。东太湖宜开展河蟹、团头鲂、鳜、河川沙塘鳢等太湖鱼米之乡特色鱼类品种的增殖放流，既可修复渔业种质资源、维护生态系统完整性，又实现了沉水植被-底栖动物-浮游生物-渔业的食物链能流耦合。通过构建“道法自然”、“人放天养”的生态模式，在提升东太湖生态系统服务功能的同时，为东太湖网围拆除后独具特色的渔业高质量发展创造了新的模式，也是绿水青山就是为金山银山生态产品价值转化的最好诠释。
4 结论1) 30年来东太湖的TN、TP、CODMn和Chl.a浓度整体呈上升趋势。网围养蟹的水质相对于网围养鱼较优，但均随着养殖强度的增大而变差，网围规模缩减对改善水质有正面效应。2008年后太浦河口和东茭咀透明度下降明显，现在维持在30 cm左右；营养盐浓度和Chl.a浓度升高显著。东茭咀和太浦河口水域的Chl.a浓度与太浦河口出湖水量呈显著正相关。网围拆除、出湖水量增加和水生植被消失造成的水动力作用增强，加上原网围区底泥营养盐释放，是引起东太湖南部区域营养盐浓度大幅上升的主要原因。
2) 东太湖网围养殖拆除，目标是重构良好的生态系统，但3年来的环境演变并没有显现出最初设想的效果，需要加强对东太湖的管理，及早开展水生植物资源调控，强化水质净化，加强对东太湖泊湖生态环境监测并建立湖泊生态档案，创建渔业新模式，确保恢复健康自然的草型生态系统格局。
致谢: 感谢杨元龙副研究员提供的1990—2005年东太湖的水质监测数据，感谢罗菊花副研究员提供的2017—2021年东太湖水生植被类群面积数据，感谢阚可聪、仝天衡在样品采集上的帮助。
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