多水源水庫藍藻水華風險防范措施成效研究
——以玉清湖水庫為例

任慶蓮，徐 超*，鄭瑞文，周文雅，劉 羽

(1.濟南市清源水務集團有限公司，山東濟南 250010；2.山東建筑大學建筑城規學院，山東濟南 250010)

南水北調工程是優化水資源配置，促進經濟社會可持續發展的重大戰略性基礎設施[1]。目前山東省內有南四湖、東平湖、玉清湖水庫、米山水庫等多個南水北調東線工程沿線湖庫，其交叉或者混合調蓄多種水源(本流域水、黃河水、長江水、本省外流域水等)，易引發對水質的影響及相應生態風險。由于黃河水源中總氮、總磷等營養鹽濃度偏高[2]，有利于浮游植物生長，易引發水庫水體富營養化，導致藍藻水華暴發的風險升高[3-4]，且南水北調東線工程水體浮游植物群落豐富[5]，其混合調蓄多種水源后藍藻水華暴發風險成為影響飲用水供水安全的風險之一[6-7]。

玉清湖水庫是國家飲用水水源一級保護區，其同時調蓄黃河水和南水北調東線長江水，庫容為4.85×107m3，日供水量約4×105m3，占濟南市供水總量的40%以上，對濟南市經濟發展和地下水補源具有重要貢獻。前期研究主要集中在水庫或湖泊調蓄單一水源或兩種水源后浮游植物群落結構和水質的變化特征[8-9]、在南水北調長距離輸水渠道內水質的時空演變規律[10]以及在自來水廠和供水管道內水質的變化及處理工藝優化[11]等方面。關于水庫對多種水源交叉或者混合調蓄引發的水質風險以及防范技術工程的應用成效方面的研究較少，現有的藍藻水華防控技術主要有生態修復法[12]、營養鹽控制法[13]、生物操縱法[14]、應急處置[15]等。2016—2017 年夏季和秋季，在日常監測和巡查中發現，玉清湖水庫岸邊和庫角周期性發生以微囊藻為優勢種群的藍藻聚集現象，岸邊可見綠色薄層。針對這一風險，2017 年5 月在庫區投放濾食性鰱魚(Hypophthalmichthys molitrix)和鳙魚(Aristichthys nobilis)為主的混合魚苗，對玉清湖水庫進行非經典生物操縱，同時采用水位調控、前置庫自然濕地修復、引水稀釋、物理阻隔、應急處置等措施進行生態治理。

2017—2021年，連續5 a追蹤玉清湖水庫生態治理措施實施過程中浮游植物群落結構以及相關環境因子的變化，并總結了幾種藍藻水華風險防范措施的應用成效，以期為類似多水源水庫的水質改善和藍藻水華風險防范提供實踐依據。

1 材料與方法

1.1 生態治理措施

1.1.1 水位調控和自然濕地修復

前置庫占地面積約132 hm2，前段設置沉沙池，容積約2.5×104m3，中段為自然濕地。自然濕地修復以改善植物生境為主，2017 年6 月至2021年12 月，通過控制引黃閘水泵開機數量，分別以25×104m3/d、50×104m3/d 和75×104m3/d 的流量引水，每個水位調控周期為30 d，濕地水位控制在0.5～1.5 m，以人工修復為輔。2018年開始，每年4—6月通過清淤、深度翻耕等方式，分區交替種植香蒲(Typha orientalis)、蘆葦(Phragmites australis)等本土物種，植被覆蓋面積由2017年的32.7 hm2增加到2021年的51.2 hm2。黃河水從北店子引黃閘(采樣點1)引入沉沙池，自然沉降后進入自然濕地，經濕地凈化后通過泵站(采樣點2)引入主體湖庫(圖1和圖2)。

1.1.2 引水稀釋

第二水源長江水總氮濃度較黃河水低，2017—2021 年南水北調玉清湖南泵站(采樣點3)長江水總氮質量濃度平均值為(1.25±1.12)mg/L，北店子引黃閘(采樣點1)黃河水總氮質量濃度平均值為(4.02±0.95)mg/L。通過南水北調玉清湖南泵站(采樣點3)調蓄長江水，直接引入主體湖庫進行引水稀釋，治理期間年引水量為2.2×107～5.56×107m3，長江水引水量占比由2017年的10%增加到2021年的25.4%。

1.1.3 物理阻隔

采用多級分段防控措施，在南水北調工程玉清湖南泵站(采樣點3)取水口外圍水面鋪設軟圍隔，取水口設置金屬格柵，泵站前池設置濾網，阻隔攔截漂浮植物和部分浮游植物。

1.1.4 非經典生物操縱法

2017年5月7日、14日和21日，分別在玉清湖水庫泵站(采樣點2)和湖心亭(采樣點5)位置共投放約1×105kg濾食性魚類魚苗，個體重量約為100 g，鳙魚、鰱魚和白鯽魚(Carassius auratus cuvieri)的投放比例約為4∶3∶3，魚苗投放密度約為4 g/m3，因環境因素和投放條件影響，投放初期有少量 死 亡。2021 年10 月，投 放1×104kg 草 魚(Ctenopharyngodon idella)。

1.1.5 生態浮床

2018 年4 月，在主體湖庫內湖心亭(采樣點5)東側增加生態浮床，面積約1×103m2，利用矩陣式土工格柵和浮球，構建柔性浮床，植被選擇蘆葦和香蒲。

1.1.6 人工和機械撈藻

2017 年10 月，購置撈藻船和電動皮劃艇，采用人工和機械打撈措施預防沉水植物和浮游植物過度增殖(見圖2)，減少次生災害。

1.2 點位布設和樣品采集

在前置庫進水口和出水口布設2個采樣點(采樣點1和采樣點2)，在玉清湖南泵站布設1個采樣點(采樣點3)，在主庫區內布設3個采樣點(采樣點4、采樣點5 和采樣點6)(見圖1)。每月1 日采樣1次，進行總氮濃度、總磷濃度、透明度、高錳酸鹽指數、葉綠素a 濃度等指標的測定和浮游植物計數，每年3月、6月、9月和11月按季度進行浮游植物群落結構鑒定、沉水植物觀測和植被覆蓋面積觀測。

利用1 L有機玻璃采水器，在水深0.5 m處，采集1 L 浮游植物樣品和2.5 L 水樣品，每份浮游植物樣品加入10 mL 魯哥氏碘液，每個采樣點重復采樣2次。

利用25 號浮游生物網，采集浮游植物定性樣品。在水面表層至0.5 m 深處，以約25 cm/s 的速度做“∞”形往復，緩慢拖動約3 min，提出水面，待底部剩余水樣約10 mL 時，收集至50 mL 廣口聚乙烯瓶中。每個采樣點重復采樣2次，混合為1個樣品，立即加入0.2 mL 魯哥氏碘液。將樣品運回實驗室。

1.3 樣品測試

在筒型分液漏斗中靜置48 h 后，將每份浮游植物樣品濃縮至50 mL，然后采用0.1 mL計數框-顯微鏡計數法，利用OLYMPUS BX-51 光學顯微鏡，在10×40倍數下，進行浮游植物的計數與分類鑒定。浮游植物鑒定參考《中國常見淡水浮游藻類圖譜》[16]以及《中國淡水藻類：系統、分類及生態》[17]。浮游植物的計數和分類鑒定、高錳酸鹽指數、透明度、葉綠素a濃度、總磷和總氮濃度等相關指標的測定參照《水和廢水監測分析方法：第四版》[18]。沉水植物觀測參照《生物多樣性觀測技術導則：水生維管植物》[19]。采用照相法和目測法相結合的方式，觀測水生植被覆蓋面積，首先利用無人機攜帶高像素相機獲取植被覆蓋的數碼照片，每季度重復拍攝2次，然后通過Quantum GIS軟件估算植被覆蓋面積，對相機不易識別的區域，采用目測法估算植被覆蓋面積。

1.4 數據處理

采用浮游植物密度、物種數、優勢度指數(Y)[20]、物種多樣性指數(Shannon-Wiener index)、物種豐富度指數(Margalef's index)和物種均勻度指數(Pielou index)[21]，分析主庫區浮游植物群落特征。利用SPSS 22.0軟件和Origin 2021軟件，進行數據統計與分析。采用Pearson相關分析方法，進行趨勢分析和相關性分析。利用Quantum GIS 2022軟件，繪圖。

2 結果與分析

2.1 生態治理過程中玉清湖水庫水質變化

2021 年前置庫進水口(采樣點1)和出水口(采樣點2)水體總氮質量濃度分別為(3.52±0.65)mg/L和(2.22±1.25)mg/L，總磷質量濃度分別為(0.044±0.09) mg/L 和(0.026±0.013) mg/L，前置庫對水體氮、磷營養鹽的消減超過35%。2017—2021年，南水北調玉清湖南泵站(采樣點3)長江水總氮質量濃度平均值為(1.25±1.12)mg/L，北店子引黃閘(采樣點1)黃河水總氮質量濃度平均值為(4.02±0.95)mg/L。利用長江水總氮濃度較黃河水低的特點來稀釋主庫區水體總氮濃度具有一定的可行性。

主庫區水體總氮質量濃度平均值從2017年的(2.96±1.01)mg/L降低至2021年的(2.00±0.62)mg/L，總氮濃度極顯著降低(圖3a，p＜0.01)。水體總磷質量濃度平均值由2017 年的(0.027±0.008) mg/L逐年降低至2021年的(0.017±0.009)mg/L，2019年后總磷質量濃度平均值降低至(0.02±0.014)mg/L以下，總磷濃度顯著降低(圖3b，p＜0.05)。采樣點4和采樣點5水體總氮、總磷濃度低于采樣點6(圖3a 和圖3b)。玉清湖水庫水體氮磷比大于100，表現為磷限制，即磷可能是限制浮游植物生長的關鍵因子之一。

圖3 玉清湖水庫水質指標的時空變化Fig.3 Spatiotemporal variation of water quality index in the Yuqinghu Reservoir

經過生態治理后，主庫區水體透明度極顯著升高(圖3c，p＜0.01)。2017 年水體透明度平均值為(75±40) cm，2018 年升高至(157±176) cm，2019年顯著升高至(312±137) cm，2020 年升高至近年最高，為(333±118) cm。2021 年水體透明度略有降低，平均值保持在(250±94)cm。采樣點4 水體透明度總體上高于采樣點5和采樣點6(圖3c)。

主庫區高錳酸鹽指數的平均值從2017 年的(2.44±0.74)mg/L降至2021年的(2.36±0.57)mg/L，2019 年增加至(2.73±0.52)mg/L?？傮w來看，高錳酸鹽指數的年際變化并不顯著(圖3d，p＞0.05)。

生態治理后，主庫區不同采樣點水體葉綠素a 濃度極顯著降低(圖3e，p＜0.01)，葉綠素a 質量濃度平均值從2017 年的(11.5±6.6) μg/L 降低至2021 年的(2.76±3.58) μg/L。浮游植物密度從2017 年的(868±625)×104cells/L 降低至2021 年的(564±300)×104cells/L，2019年浮游植物密度最低，為(447±363)×104cells/L，在2019—2021 年期間游植物密度變化不顯著(圖3f，p＞0.05)?？傮w來看，采樣點4 的葉綠素a 濃度和浮游植物密度低于采樣點5和采樣點6(圖3e和圖3f)。

2.2 浮游植物群落結構的變化

2.2.1 種類組成與優勢種

在2017—2021 年調查期間，玉清湖水庫主庫區3 個采樣點共鑒定出浮游植物7 門60 屬81 種(包括變種)，其中隱藻門、金藻門、裸藻門、甲藻門、藍藻門、硅藻門和綠藻門物種數分別為1種、2種、2 種、3 種、18 種、17 種和37 種。2017 年鑒定出浮游植物物種數最少，為7 門33 屬45 種；2021 年鑒定出物種數最多，為7門42屬59種(表1)。生態治理后玉清湖水庫浮游植物種數顯著增加，浮游植物群落結構以綠藻門、藍藻門和硅藻門為主。

表1 2017—2021年玉清湖水庫不同門類浮游植物屬和物種的數量Table 1 The number of phytoplankton genera and species of different phyla in the Yuqinghu Reservoir from 2017 to 2021

當浮游植物群落的優勢度指數Y≥0.02 時，該物種為優勢物種[22]。2017年主要優勢物種為藍藻門的微囊藻(Y=0.219)、硅藻門的尖針桿藻(Y=0.141)、鈍脆桿藻(Y=0.078)等9 種；2021 年主要優勢物種為藍藻門的微囊藻(Y=0.072)、硅藻門的尖針桿藻(Y=0.105)、綠藻門的四尾柵藻(Y=0.063)等14 種(表2)。生態治理后優勢物種數量顯著增加，各物種優勢度分布更均勻，主要控制目標微囊藻的優勢度指數從2017 年的0.219 降至2021年的0.072。

2.2.2 多樣性指數變化

2017—2021年，玉清湖水庫浮游植物Shannon-Wiener多樣性指數、Margalef豐富度指數和Pielou均勻度指數都隨時間顯著升高(p＜0.05)，其中Shannon-Wiener 多樣性指數從2.86±0.29 升高至3.34±0.46(p＜0.05)，Margalef 豐富度指數從2.75±0.02升高至3.80±0.12(p＜0.05)，Pielou均勻度指數從0.75±0.01升高至0.81±0.02(表3，p＜0.05)。

2.3 沉水植物群落結構變化

2017—2021 年，對玉清湖水庫主庫區沉水植物的觀測結果表明，實施綜合生態治理后，沉水植物的覆蓋度和物種數量顯著增加，沉水植物覆蓋度由2017年的16%上升至2021年的33%，優勢物種數量從2017 年的4 種上升至2021 年的6 種。實施綜合生態治理后，玉清湖水庫形成了以黑藻(Hydrilla verticillata)、金 魚 藻(Ceratophyllum demersum)、微齒眼子菜(Potamogeton maackianus)、大茨藻(Najas marina)、穗狀狐尾藻(Myriophyllum spicatum)和菹草(Potamogeton crispus)為主要優勢物種的沉水植物群落，浮游植物密度和葉綠素a濃度降低(見圖3e 和圖3f)，水庫水生態系統由藻類渾濁態向草型清水態演替。

2.4 玉清湖水庫水質指標之間的關系

經過水位調控和自然濕地修復后，前置庫植被覆蓋面積由2017年的32.7 hm2增加到2021年的51.2 hm2。為判斷前置庫濕地修復措施的脫氮除磷效果，將前置庫出水口(采樣點2)每季度的總氮、總磷濃度平均值與前置庫植被覆蓋面積進行Pearson相關性分析。結果表明，前置庫出水口每季度的總氮、總磷濃度平均值與前置庫植被覆蓋面積顯著負相關(圖4，p＜0.01或p＜0.05)。

圖4 前置庫植被覆蓋面積與出水口水體總氮、總磷濃度間的相關關系圖Fig.4 The correlation diagram between vegetation cover area of the pre-reservoir and concentrations of total nitrogen or total phosphorus in the water outlet

長江水引水量占比由2017 年的10%增加到2021 年的25.4%，利用長江水總氮濃度較黃河水低的特點，稀釋主庫區水體總氮濃度。為判斷引水稀釋的效果，將每季度主庫區出水口(采樣點4)的水體總氮、總磷濃度平均值與長江水引水量進行Pearson相關分析。結果表明，主庫區出水口每季度的水體總氮濃度平均值與長江水引水量顯著負相關(圖5，R=-0.777，p＜0.01)，每季度總磷濃度平均值與長江水引水量相關性不顯著(R=-0.129，p＞0.05)。

圖5 每季度引自長江的水量與玉清湖主庫區水體總氮、總磷濃度間的相關關系圖Fig.5 The correlation diagram between quarterly diverted water volume from the Yangtze River and concentrations of total nitrogen or total phosphorus in the main area of the Yuqinghu Reservoir

相關分析表明，玉清湖水庫水體總氮濃度、總磷濃度分別與葉綠素a 濃度、浮游植物密度和微囊藻優勢度指數顯著正相關(p＜0.05)，透明度與總氮濃度、總磷濃度、葉綠素a 濃度、浮游植物密度和微囊藻優勢度指數都顯著負相關(p＜0.05或p＜0.01)，葉綠素a 濃度、藻類總數與微囊藻優勢度指數極顯著正相關(p＜0.01)(圖6)。

圖6 玉清湖水庫水質指標的Pearson相關性熱力圖Fig.6 Pearson correlation thermal map of water quality indexes in the Yuqinghu Reservoir

3 討 論

3.1 幾種藍藻水華風險防范措施對玉清湖水庫水質的影響

針對多水源水庫——玉清湖水庫藍藻水華風險，采取了水位調控、自然濕地修復、非經典生物操縱等7 項防控措施，自2017 年至2021 年已連續運行5 a。

水位變化是影響水生植被生長的主控環境因子[23]，通過水位調節與自然濕地修復措施，前置庫內的濕地、淺灘、條渠、深塘反復被浸沒，水生植被生境改善，植被覆蓋面積由2017 年的32.7 hm2增加到2021年的51.2 hm2。

2021年前置庫進水口和出水口總氮質量濃度分別為(3.52±0.65)mg/L 和(2.22±1.25)mg/L，總磷質量濃度分別為(0.044±0.09) mg/L 和(0.026±0.013)mg/L，前置庫對水體氮、磷營養鹽的消減均超過35%。本研究發現，前置庫出水口每季度的總氮、總磷濃度平均值與前置庫植被覆蓋面積顯著負相關(見圖5，p＜0.05)，其他相關研究[24]也發現，水生植物構建對水體總氮、總磷有消減作用。后期改善措施主要與供水生產相結合，同時在自然濕地通過深度翻耕、分區拓植新本土水生植物，從而增加脫氮除磷效率。生態浮床對浮床周邊水體氮、磷營養鹽的消減作用明顯，但是浮床植被難以過冬，且作用區域有限[25]，后期將重點調整至庫角和進、出水口區域。

研究認為，浮游植物密度降低，水體透明度升高，沉水植物群落恢復是水生態系統由藻類渾濁態向草型清水態演替的特征[26]。本研究發現，非經典生物操縱措施實施后，通過鰱、鳙等魚類直接濾食藍藻，主庫區浮游植物密度由2017 年(564±300)×104cells/L 升高至2021 年的(868±625)×104cells/L(見圖3f)，葉綠素a 質量濃度則由2017 年的(11.5±6.6)μg/L 降低至2021 年的(2.76±3.58) μg/L(見圖3e)，浮游植物群落結構更為優化(見表3)，沉水植物群落恢復，水體透明度升高(見圖3c)，水生態系統由藻類渾濁態向草型清水態演替。相關研究同樣發現，在沉水植物的基礎上構建復合生物鏈可以使水體透明度明顯增加，同時降低了水體葉綠素a濃度[27]?？梢?，非經典生物操縱對藍藻水華風險具有一定的防范作用。

通過引水稀釋與南水北調東線供水任務相結合的措施，在浮游植物密度較低的冬季，增加長江水引水量，長江水引水量占比由2017 年的10%增加到2021 年的25.4%，利用長江水總氮濃度較黃河水低的特點，稀釋主庫區水體總氮濃度。本研究發現，主庫區出水口(采樣點4)每季度水體總氮濃度平均值與長江水引水量顯著負相關(見圖6，p＜0.01)。引水稀釋在一定程度上降低了主庫區水體總氮濃度，2017—2021 年通過引水稀釋持續調蓄長江水可能是玉清湖水庫物種數和多樣性指數升高的原因之一。其他學者的研究同樣發現，南水北調東線工程輸水沿線東平湖浮游植物的物種數和多樣性水平升高[28]。因此，后期將在玉清湖水庫繼續增加長江水生態補水量。

3.2 幾種藍藻水華風險防范措施應用對藍藻優勢種微囊藻水華的防控效果

對玉清湖水庫微囊藻水華的防控主要是通過水位調控、自然濕地修復、引水稀釋、生態浮床等措施消減水體氮、磷營養鹽水平，同時通過非經典生物操縱直接濾食藍藻，并增加應急防控輔助措施。有研究表明，當水體總磷質量濃度達到0.02 mg/L、總氮質量濃度達到0.5 mg/L 時，是水華暴發的臨界值，控制氮、磷營養鹽濃度可以降低藍藻水華暴發的風險[29-30]。本研究發現，玉清湖水庫水體氮磷質量比大于100，為磷限制水體。其他相關研究同樣認為，玉清湖水庫水體為磷限制水體，即磷是限制浮游植物生長的關鍵因子之一[31]。經過治理，2019 年以后，水體總磷質量濃度降低至(0.02±0.014)mg/L 以下。本研究還發現，玉清湖水庫水體總氮、總磷濃度與葉綠素a濃度、藻類總數和微囊藻優勢度指數顯著正相關(見圖4，p＜0.05)，可見，通過生態治理措施消減水體氮、磷營養鹽水平對玉清湖水庫微囊藻水華防控具有一定的積極作用。

目前，在很多湖庫已經開展了“以魚控藻”的相關研究[32-33]，結果表明非經典的生物操縱可以在一定程度上抑制藍藻等單一水華優勢藻類的過度增殖。2017 年，在玉清湖水庫實施以鰱魚和鳙魚為主的非經典生物操縱過程中，并增加了白鯽魚，后期針對出水口沉水植物過度增殖的問題，在2021年又投放了1×104kg草魚。通過嘗試多種魚類操縱，治理后未再發生藍藻水華，浮游植物物種數量和豐富度增加(見表1、表2 和表3)，沉水植物群落恢復，微囊藻優勢度指數顯著降低(見表2，p＜0.05)。本研究發現，葉綠素a 濃度和浮游植物密度都與微囊藻優勢度指數顯著正相關(見圖4，p＜0.01)，這說明在富營養化得到一定控制的前提下，通過濾食性魚類直接濾食藍藻從而降低葉綠素a濃度和浮游植物密度，對于微囊藻水華的防控具有一定作用。

作為應急處置措施，物理阻隔措施的主要作用是攔截外來漂浮植物的入侵。有研究發現，攔截圍隔措施在水華暴發期間可以攔截50%以上的藍藻水華[34]。人工和機械撈藻多應用于大型沉水植物的處理，后期在玉清湖水庫將增強對微型藻類的應急處置能力。

4 結 論

經過生態治理后，在2017—2021 年期間玉清湖水庫未再發生藍藻水華，主要控制目標物種微囊藻的優勢度從2017 年的0.219 降低至2021 年的0.072，水體透明度升高，總氮濃度、葉綠素a 濃度、高錳酸鹽指數、總磷濃度、浮游植物密度等都降低，說明通過實施水位調控、自然濕地修復、非經典生物操縱、引水稀釋等措施可以在一定程度上降低藍藻等水華優勢物種的過度增殖。

生態治理后，浮游植物群落有序生長，沉水植物群落恢復，浮游植物多樣性指數顯著提升。治理效果具有可持續性，可以預防多水源水庫水體生態突變，在一定程度上降低多種水源混合調蓄帶來的生態風險。