孙铁珩（孙铁珩山建）

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浮游生物生态演替

本次研究从生态学理论出发，对矿区不同时期形成的塌陷塘，比如塌陷年龄 (简称“塌龄”) 100 年、50 余年、10 余年的塌陷塘，研究这些水域中微生物组成、优势种、现存量、生产量、叶绿素 a 及其生理生化特性，确定环境微生物 (个体、群落) 及其与生境之间的联系，以其来探讨塌陷塘的环境微生物生态演替规律。此成果，一方面可用来预测新生塌陷塘在未来开采年限内的污染状况及趋势，从而对煤矿在不同开采阶段而造成塌陷塘污染的因素予以控制; 另一方面，对于开发绿色养殖业提供微生物生态学基础。

这个研究设想具有充分的科学依据。遗传性和变异性是一切生物的本质属性 (胡家骏等，1998) ，生物种群对特定污染条件的响应是客观存在的 (王焕校，2000) 。不论是个体微生物还是微生物群落，其生长发育都严格地受到环境条件的制约 (孙铁珩，2001;杨京平，2002) 。

生态演替 (ecological succession) 是生态学中最重要的概念之一。广义上讲是指生物群落随时间变化的生态过程，狭义上讲是指在一定地段上群落由一个类型变为另一类型的质变、且有顺序的演变过程。生态演替研究与农、林、牧和人类经济活动紧密相连，是合理经营和利用一切自然资源的理论基础。关于生态演替的基本理论和机制研究，Clements(1916) 创立了 “单元顶极学说”(mono-climax theory) ; Tansley (1939) 提出了 “多元顶极学说”(poly-climax theory) 和 Whittaker (1953) 的 “顶极 - 格局假说”(climax patternhypothesis) 。Connell 和 Slatyer 等提出了演替机制的三种模型即促进、抑制和忍耐模型。虽然这三种模型被广泛应用于实验和描述性研究，但 Connell 和 Slatyer 模型不能解释多物种的演替序列。Pickett 针对这种需要提出了一种综合原因框架演替机制 (杨京平等，2002) 。作为演替理论基础的物种属性与生物地球化学过程的关键区别、种的进化与生态系统或群落的进化的差异 (Pickett S T A et al.，1987) ，以及复杂补水来源所造成的生物种群演替机制等问题，尚没有解决。国内学者对生态演替的研究起步较晚，但发展迅速。刘建康等 (1999) 通过对淡水生态的研究认为演替中物种的出现和存活与概率有关，并且认为群落演替是个比较宏观的现象，因而可以使用较宏观的尺度去研究，并提出了淡水生态演替趋势。张德全等 (2002) 依据 Gause 假说 (由于竞争的结果，生态位接近的两个种不能永久共存) ，提出生态演替螺旋式上升理论 (spiral rise theory) 。严国安等(1997) 对武汉东湖水生植物群落演替过程与控制因素关系进行了研究，提出水生植物群落演替系列是从微齿眼子菜阶段、微齿眼子菜 + 大茨藻 + 金鱼藻 + 狐尾藻阶段、微齿眼子菜消失阶段、大茨藻阶段到大茨藻 + 狐尾藻 + 苦草阶段。崔秀丽等 (1999) 对白洋淀生态演变进行了研究，指出白洋淀已进入湖泊演变的衰退期，富营养化是使白洋淀处于湖泊开始进入衰退演变时期的主要原因，水生生物群落结构简化，生物量剧增加速了湖泊的衰亡。胡春英 (1999) 对不同湖泊演替过程中浮游动物数量及多样性的研究，认为影响长江中下游 5 个湖泊区 (扁担塘﹑桥墩湖区﹑南青菱湖﹑北青菱湖﹑黄家湖) 演替过程中浮游动物的种类组成﹑密度﹑多样性指数发生改变的主要因素之一是水草的演变。吴洁等(2001) 分析了近 60 年来西湖浮游植物优势种的情况，指出西湖浮游植物的演替模式———从清洁水体优势种的隐藻门静水隐杆藻随着富营养化的加剧发展到蓝藻门的蓝纤维藻占优势，随后出现由水华束丝藻爆发的水华，优势种明显稳定在蓝藻门的水华束丝藻、螺旋鞘丝藻、拉氏拟鱼腥藻及曲氏平裂藻并且大多终年占据优势到近年来小型蓝藻又逐渐取代了大型蓝藻的优势地位: 颤藻、中华尖头藻和微小平裂藻，数量明显增加。项斯端等(2000) 于 1991 年在西湖湖底作的 15 个深度 1m 左右的钻孔，根据其内微化石藻的垂直分布探索西湖近 2000 年藻类种群的演替，结果显示淡水西湖形成后藻类的垂直分布由下而上可分为 3 带:

(1) 附生藻带 (短缝藻 - 桥穹藻 - 异极藻组合) : - 85 cm 至 - 45 cm 层段，以喜酸性及真酸性的附生藻为主，适应于当时的沼泽生境。

(2) 附生藻向浮游藻过渡带 (水华束丝藻 - 直链藻组合) : 通常在 - 30 cm 至 - 40 cm层段，以不定性成分为主，并有少量喜碱性藻种出现，湖体显示中营养状态。

(3) 浮游藻带 (缢缩脆杆藻凸腹变种 - 四尾栅藻 - 螺旋鞘丝藻组合) : - 30 cm 以上，以喜碱性藻种为优势，藻量增大进入富营养化时期。到 -10 cm 以上层段喜碱性藻种藻量形成峰值，显示进入超富营养化时期。

迄今为止，关于煤矿塌陷塘的微生物的生态演替序列研究，在国内外文献中均未查出相关报道。煤矿塌陷塘是人类生产活动形成的特殊人工水体，是一个具有补水来源复杂和水体动态变化特性的动态次生生境，在矿业城市生态环境中充当着相当重要的作用。我国是煤炭资源大国，要实现矿业城市的可持续发展，必须倍加关注广袤而处于动态变化的煤矿塌陷塘的生态演替规律研究，以便很好地预测煤矿开采过程中塌陷塘未来的污染状况和趋势，更加有针对性地进行科学防范和水域的合理开发利用。

2009年时的沈阳大学校长是谁？学生人数多少？

孙铁珩（2004年10月——现在，任沈阳大学校长） 有多少人就不知道了

武汉地区土壤Hg的空间分布特征和污染成因

刘红樱1 张德存2 冯小铭1 陈国光1 郭坤一1

（1.南京地质矿产研究所，南京210016；2.湖北省地质调查院，武汉430056）

摘要：本文结合武汉地区和全国土壤含Hg背景，研究了武汉地区土壤Hg的含量特征、全区和典型污染区的分布状况。结果表明，武汉地区土壤Hg含量为0.107mg/kg。全区土壤Hg污染面积239.3km2，分布形态上表现为以城市为中心构成的环带状、片状，城市区内部形成以工业区和老城区为中心的污染区，并向外围扩散。土壤Hg高背景区面积826.3km2，近总面积的1：10，分布于武汉三镇、蔡甸、阳逻等城镇和葛店化工区。清洁区大面积分布于蔡甸南、黄陂－新洲和江夏区。成土母质母岩、矿产和土壤本身不足以形成Hg污染，人为因素是造成城市地区Hg污染的决定因素。

关键词：Hg；空间分布；污染成因；土壤；武汉地区

汞（Hg）在整个生态系统乃至地球表层的物质循环过程中都是非常活跃的［1］。Hg是常见的土壤污染物，在土壤中以多种形态存在［1～4］。汞蒸气、无机汞盐（除硫化汞外）、有机汞均有毒，特别是无机汞在微生物作用下转化成的甲基汞毒性更大。土壤中的Hg可通过蒸气和粉尘进入大气，通过元素的活化迁移进入水圈，通过生物地球化学循环进入生物体。植物根部、动植物呼吸均可吸收金属汞；而甲基汞具有强水溶性，几乎可全被生物体吸收，且很难分解排泄［1～4］。

武汉作为综合性大城市和老工业基地，长期以来由于高污染、高消耗的工业基础，工艺水平的限制和薄弱

的环保意识等因素，城市工业固体排放物、废气飘尘、生活垃圾、污水均对武汉土壤环境产生着严重的污染。

一些老工业区固体排放物大量堆积、某些大工厂周围和道路汽车尾气排放的汞等重金属污染在武汉城区不同地段存在。仅长江武汉江段24个入江排污口每年排放汞70.973吨，污染物平均含汞2.31μg/L，最高可达22.408μg/L［5］。武汉市郊易家墩土Hg含量0.095～0.516mg/kg，15个白菜样Hg含量0.0005～0.019mg/kg，2个超过国家食品卫生标准［6］。加上长江、汉水在武汉交汇，府河、滠水、倒水、举水、巡司河等次级河流与湖库沟通流贯全区，形成交织水网。而水生生态系统中汞活动性较强，生物的浓集放大效应显著，生态后果也就更严重和突出［7］。但对于武汉区域性Hg分布特征和污染状况仍缺乏研究。鉴于此，按照中国地质调查局的部署，我们对武汉区域性土壤Hg分布进行了调研工作，涉及武汉地区所属8个城区行政区，6个市郊行政区，总面积为8629.6km2的范围。

调查区——武汉地区位于江汉盆地东缘，主体属残丘性河湖冲积平原地貌，北部少部分为低山丘陵区。市域南部的江汉盆地为主体部分，面积6890km2。

区内广为第四纪河湖型冲积层所覆盖，间有少部分古中生界残丘山体。区内第四系，约占总面积的80％。其中，更新统由红色网纹状粘土、棕红色粘土、含砾粘土组成，基本发育于Ⅱ、Ⅲ级阶地上，构成垄岗剥蚀地貌；全新统属于一套现代冲积层、湖冲积层，分别由粉沙土、亚沙土、亚粘土或粘土、淤泥粘土组成，分布在长江、汉水及大别水系的冲积带内，构成诸水系Ⅰ级阶地。黄陂区北部造山带变质地体区，母质岩系分别为元古界红安群、大别群一套中高压区域变质岩系，主要岩性有石英片岩、片麻岩、浅粒岩等。局部地区为燕山期侵入的酸性岩体。

武汉地区土壤发育以地带性土壤为主，含有7个土类，14个亚类，主要土壤类型为水稻土、潮土、棕红壤、黄棕壤。其中潮土集中分布于长江、汉水及其他水系形成的现代冲积平原区，棕红壤、黄棕壤则广泛分布于更新统、古中生界、元古界母质层上，水稻土作为一种后成土壤则穿插分布上述3类土壤之中。

1 样品采取与分析

系统采集0～20cm深度的浅层土壤样品和150～200cm深度的土壤深层样品。采样密度和采样介质按不同环境区进行控制，浅层土壤样采样密度在区内广泛分布的平原－垄岗地区为1件/km2，城镇居民工业区为1～2件/km2，北部浅覆盖的低山丘陵区为1件/4km2；深层样采样密度为1件/16km2；对全市域分布的1100km2的湖沼区，每平方公里采集1～2个湖沼底积物样替代；对分布于长江滩涂地区的淤积层，则视为未壤性化的土壤而采集表层样品。土壤样品布置于可代表本采样单元（浅层0.5～4km2、深层16km2范围）的地质单元、土壤类型和土地利用类别的地段。浅层土壤样采集时以一个采样点为主，周围50m范围内采集3～5个子样组合成一件样品，采样介质为地表向下约20cm连续土柱。深层土壤样根据地形、地貌和土地利用现状用取样钻采集150～200cm深度范围的30cm连续长度样品。除上述区域性样品外，另外还选择沿江滩涂洪泛冲积层区分层采集了剖面样，城区、沿江农地、主要厂区、湖区等典型景观地段采集了进一步研究样品。土壤采样点由全球卫星定位系统定位，在平面上基本均匀分布。

样品经自然干燥，用木棒砸碎，过20目或40目筛后提取600g分析样。样品分析方案为：浅层样每4km2分析1件组合样，分析总数1628件；深层样每16km2分析1件单样，分析总数540件。

典型地区采集了植物样品，经清洗、杀酶、烘干、粉碎后过40目尼龙筛备用。采集了汉口大夹街街区的人发样品。发样采自后枕部距发根约3cm以内，1％温热洗发液洗涤2次、去离子水冲洗数次、晾干。

样品由国土资源部武汉测试中心用原子荧光法分析。测试过程采用国家一级标准物质监控、实验室内部和送样单位检查、密码抽查等质量监控手段。

2 土壤Hg含量及其分布特征

2.1 含量特征

土壤中元素的原生背景含量，可通过土壤圈中相对受人类活动影响较小的深层土壤的含量来分析，并与区域、全省、全国和世界土壤的含量相对照。在土壤化学元素调查试验工作中，已基本证实深层土壤（＞150cm深度）能近似地反映第一（原生）环境元素分布、赋存状态，代表土壤背景特征；浅层土壤（＜20cm深度）是土壤圈中与生态环境联系最直接的层位，也是近期受到人为干预最敏感的地带［8～9］。

武汉地区土壤深层不受污染的汞环境背景基准值0.033mg/kg。武汉地区全区深层土Hg含量（0.039mg/kg）比湖北的低，与全国的相当（表1）。因此其深层土Hg含量作为全区土壤背景的体现，为一低“原始”背景。

全区浅层Hg含量变化较大，平均含量明显高于深层及湖北和全国值，表明在浅层土壤中有Hg的添加，并存在明显的局部富集。

表1 武汉地区土壤Hg含量特征 单位：mg/kg

2.2 分布特征

土壤Hg含量分区依据土壤环境质量和容量的研究情况［3，11～13］，其含量范围和相应的污染指数见表2。

表2 武汉地区土壤Hg含量分区标准 单位：mg/kg

2.2.1 总体分布状况

武汉地区土壤Hg污染面积239.3km2，多以城镇区和工厂区为中心，包括葛店化工区、江岸区城区、东西湖区古田工业区、后湖南部的盘龙古城和武昌城区。

土壤Hg高背景区面积近总面积的1：10，分布于城镇和工厂区，其中以武汉三镇跨江区面积最大，其次为葛店化工区、蔡甸镇、阳逻镇等。清洁区大面积分布于蔡甸南、黄陂－新洲和江夏区，以及汉南－汉阳、东西湖、武湖－阳逻等的部分地区（表3，图1）。

表3 武汉地区土壤Hg元素环境质量分区

2.2.2 典型污染区特征

江岸区汉口中心城区为老城区，其Hg污染面积88km2，污染中心在中山公园附近，其中，大夹街土壤Hg含量最高达38.114mg/kg，是土壤清洁区上限（0.15mg/kg）的254倍（图2）。

其中，有机结合态和强有机结合态的Hg达3.41mg/kg，占全Hg量的14％。由于Hg在一定理化条件下可转化成零价汞，并在气温升高时不断气化进入空气形成“汞蒸汽岛”，而直接被人群所吸收，加上污染区土壤中Hg的高含量，且其中较高比例的有效态Hg。Hg污染的生态环境负效应已经显现：大夹街街区人发汞含量已超过。在青年路－集家嘴剖面上，Hg含量均远高于0.15mg/kg，且变化明显，存在大夹街、中山大道、地勘局等多个峰值点（图3）。

江岸区汉阳城区包括作为中心污染区的汉阳味精厂、汉阳钢厂、农药厂等工厂区－居民区的和墨水湖、南太子湖污染扩散区。中心污染区Hg含量大于0.5mg/kg。汉阳钢厂和居民生活区南侧的墨水湖底积物Hg含量达1.394～1.633mg/kg。由墨水湖至南太子湖的排污渠中底积物Hg含量可达1.33mg/kg。汉阳建港小白菜干剂汞量1.33mg/kg，严重超过国家卫生标准。

图1 武汉地区土壤Hg元素环境质量分区图

东西湖区古田工业区包括以有机化工厂、制药厂、联碱厂、电缆厂等厂区为中心的污染区和沿排污渠道至北部纳污湖群形成的污染扩散区。中心污染区污染面积20km2，Hg含量可达1.610mg/kg；排污渠中底积物高达1.249～1.802mg/kg（图4）。纳污湖区磨海底积物Hg含量可达1.539mg/kg。北部湖群养殖鱼类中毒死亡，湖区内莲藕的汞含量严重超标。

武昌城区包括武昌老城污染区和几乎全部接受了武昌城区居民的生活排污及一些小工厂“三废”排污的沙湖、东湖、南湖三湖等纳污区。武昌老城污染区污染面积14km2，武昌造船厂附近Hg含量0.910mg/kg，排污渠中底积物1.177mg/kg，紫阳湖底积物可达2.219mg/kg（图5）。纳污湖区的东湖茶港底积物Hg含量2.316mg/kg。

图2 青年路—集家嘴剖面土壤Hg含量变化

图3 青年路—集家嘴剖面土壤Hg含量变化

葛店化工区Hg污染以化工厂为中心，向周围扩散3～10km，武汉市域内污染面积达100km2，东侧鄂州辖区估计亦有相等的面积受到污染（图6）。厂区土壤Hg含量最高达53.443mg/kg，是土壤清洁区上限的356倍。

整个污染已扩散到周边稻田内、山坡上的土壤以及周围水体，其Hg含量0.40～2.5mg/kg（图6）。由于葛化为一老厂，长期的Hg排放和积累对周围生态环境有较大的影响。

阳逻Hg高背景区10km2，围绕新建的阳逻电厂分布。蔡甸Hg高背景区范围包括蔡甸城镇区及其南部大集一带，面积100km2。

图4 古田工业区土壤Hg污染分布图

2.2.3 浅深层Hg含量变化

通过武汉市区浅层与深层土壤Hg元素分布的垂向对比，发现深层土Hg含量全部小于0.15mg/kg，为Hg清洁区，而浅层土壤存在253.5km2的Hg高背景区和126.9km2的污染区（图7）。历年来浅层土壤中的累积的Hg是深层土壤的2.75倍。

汉口大夹街9号点为Hg污染严重地区，其土壤垂向剖面的汞含量变化曲线是中间高，上下低。0.7～1.5m段Hg含量最高，为38.114mg/kg；其次为1.5～3.65m段；最低的3.65～4.2m段原始冲积层，Hg含量尚有5.753mg/kg。说明老城区Hg污染有相当的深度。

3 讨论

武汉地区土壤Hg元素分布形态表现为以城市为中心构成的环带状、片状。城市区内部形成以工业区和老城区为中心的污染区，并向外围扩散。中心城区和厂区等污染源位置的土壤Hg含量极高，排污渠中底积物Hg含量也明显超出污染的水平。这些都显示出武汉地区的Hg污染与人为因素关系密切。

武汉Hg污染区和高背景区的土壤类型主要为潴育型水稻土，其次为黄棕壤，葛店化工区还有灰潮土和棕红壤。这4种土壤也是武汉地区主要土壤类型。其中，水稻土和黄棕壤的有机质含量（2.80％～2.33％）［10］和粘粒含量（18.97％～16.77％）［10］偏高，pH值（6.1～6.2）［10］偏中性，对Hg有较强的吸持固定能力。因Hg进入土壤95％被吸持固定，其固定率与土壤有机质和粘粒含量成正比［1～3］。但是这些土壤类型本身的Hg背景含量为0.127～0.032mg/kg［10］，武汉长江冲积源潮土为0.062mg/kg，远未到Hg污染的范畴。在蔡甸南、黄陂－新洲和江夏等地，其中无城镇和工业区坐落的大面积水稻土、黄棕壤、灰潮土和棕红壤分布区均为土壤Hg清洁区。因此Hg污染不太可能由土壤本身的Hg背景引起。

图5 武昌城区土壤Hg污染分布图

图6 葛店化工区土壤Hg污染分布图

图7 武汉市区浅层土壤与深层土壤Hg元素分布对比图

武汉Hg污染区和高背景区的土壤母岩类型主要为第四系更新统红色冲积层、湖冲积层、坡－冲积层、洪冲积层和第四系全新统现代冲积层、湖冲积层、和湖积层，其次为泥盆－志留系碎屑岩类、石炭－二叠系碳酸盐岩类和第四系残坡积层粘土、亚粘土类碎石。这些母岩的Hg背景含量为0.072～0.032mg/kg［10］，能释放的Hg有限。大部分汞污染区无矿产分布。仅葛店化工区范围赋存高岭土、建筑用石英砂矿和碳酸盐岩，而前2种矿产低Hg，碳酸盐岩仅为矿点。阳逻高背景区存在2个金矿点，但区内分布的污染点并不与之一致。因此矿产不是主要污染源。

表4 典型区土壤、成土母岩和矿产状况

注：（土壤类型）142为潴育型水稻土；31为黄棕壤；122为灰潮土；11为棕红壤。（成土母质母岩）Q4为第四系全新统现代冲积层、湖冲积层和湖积层；Q1－3为第四系更新统红色冲积层、湖冲积层、坡－冲积层和洪冲积层；Q为第四系残坡积层粘土、亚粘土类碎石；P－C为石炭－二叠系碳酸盐岩类；D－S为泥盆－志留系碎屑岩类。（产出矿产）K1为高岭土；Cb为碳酸盐岩；Sa为建筑用石英砂矿；Au为金矿，Gp为石膏；Cy为粘土。

城市环境中的人为的Hg污染主要来源于工业“三废”排放以及煤炭和石油的燃烧等［4，14～17］。排放Hg污染物的工业主要有冶金、电镀、化工、造纸、制革、制药、纺织和肥料等，氯碱、电器设备、涂料、仪器和农业等行业用Hg做原料或辅料［4，14］。对于武汉地区的几个Hg污染区而言，汉口中心城区包括17码头、天津路、六合路、黄浦路等排污口，其污染物含Hg0.243～0.967μg/L［5］。城市生活垃圾中Hg释放率可达54.8％［18］，中心城区的城市生活排污污染也较严重。古田工业区包括有机化工厂、制药厂、联碱厂、电缆厂等，汉阳城区包括汉阳钢厂、农药厂等排放Hg污染物的工业企业。其中汉阳东风闸排污口污染物含Hg0.405μg/L［5］。机动车尾气、大气飘尘、粉尘和工业废气等通过气媒介造成的污染也不容忽视，据研究［19］，大气总悬浮颗粒中重金属含量是土壤中含量的2～200倍，可释放比例也高于土壤释放率。阳逻电厂的烟尘飘落物可能是阳逻Hg高背景区的主要污染源。根据对阳逻造纸厂和化肥厂排污口污染物监测，含Hg1.115～0.199μg/L［5］。

4 结论

武汉地区深层土壤具低Hg背景，而浅层土壤Hg含量明显高于湖北和全国含量值。

武汉地区土壤Hg污染面积239.3km2，分布形态上表现为以城市为中心构成的环带状、片状，城市区内部形成以工业区和老城区为中心的污染区，并向外围扩散。典型污染区包括葛店化工区、江岸区城区、东西湖区古田工业区、后湖南部的盘龙古城和武昌城区。土壤Hg高背景区面积826.3km2，近总面积的1：10，分布于武汉三镇、蔡甸、阳逻等城镇和葛店化工区。清洁区大面积分布于蔡甸南、黄陂—新洲和江夏区。

成土母质母岩、矿产和土壤本身不足以形成Hg污染，人为因素是造成城市地区Hg污染的决定因素。

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Spatial Characteristics and Pollution Origin of Mercury from Soils in Wuhan Area

Liu Hongying1, Zhang Decun2, Feng Xiaoming1, Chen Guoguang1, Guo Kunyi1

(1. Nanjing Institute of Geology and Mineral Resources, Nanjing 210016;2. Hubei Institute of Geological Survey, Wuhan 430056)

Abstract: The contents and distribution characteritics of mercury form soils in the whole region and the typical pollution areas of Wuhan Area are studies by contrast with the Hg background of soils in Wuhan Area and China in this paper. The results show that the Hg average value of soils in Wuhan Area is 0. 107 mg/kg. The distribution of the mercury pollution in the whole region, which acreage is 239. 3 km2,displays as zone-shaped and splinter-shaped surrounding city, formed the pollution areas surrounding the industrial park and old city zone within the city, and spread abroad. The high mercury background domains which acreage is nearly ten percent of the whole region distribute in Wuhan City Zone, Caidian District and G edian Town. The Mercury clear domains distribute in Huangpi District, Xinzhou District,Jiangxia District and the south of Caidian District. The soil parent rocks, mineral resources and soils themselves aren’ t enough to form mercury pollutions, artificial effect is decisive factor which results in mercury pollution.

Key words: Mercury; Spatial characteristics; Pollution origin; Soil; Wuhan area

浮游植物的研究

正如前文所说，遗传性和变异性是一切生物的本质属性 (王焕校，2000) ，生物种群对特定污染条件的响应是客观存在的 (孙铁珩等，2001) 。不论是个体微生物还是微生物群落，其生长发育都严格地受到环境条件的制约 (杨京平等，2002; Tansley A G，1939) 。通过研究矿区塌陷塘和参照湖泊的浮游植物群落，摸清其浮游植物群落的组成特征以及水域的营养状况，找出影响浮游植物群落的主要驱动因子，寻找最能指示其环境状况的优势浮游植物种属 (群) ，从而阐明矿区塌陷塘和非矿区湖泊限制初级生产力的关键因子，反映其浮游植物群落的构成特征，为控制塌陷塘的富营养化程度，合理开发和利用矿区塌陷塘，促进其生态环境状况的改善等工作提供科学的依据 (王振红，2005) 。

群落的研究可追溯至 19 世纪。群落的定量研究始于 Hesen (1887) 对海洋浮游生物的工作，此后一段时间关于浮游生物的研究甚多。在 20 世纪前半叶，浮游植物的研究主要集中在种类鉴定、数量比较和个体大小划分等领域 (周晓燕，2005) 。Kolkwitz R(1912) 首先研究了德国一些湖泊中浮游生物与环境的关系; Birge E ＆ Juday C (1922)研究了美国 Wisconsin 内陆湖泊的浮游植物数量和内含的化学物质，是较早开始研究内陆湖泊的浮游植物的人员之一; Fott B.(1931) 开始了浮游植物的 “被动浮游”特征和机理，揭示其浮游于水体中的本质; Griffiths B M (1939) 对英国湖泊中的 “水华”现象的研究可以说是最早的湖泊富营养研究。70 年代以来群落生态学有明显的发展，有较多的定量分析 (如排序) 和模型模拟的研究。到了 80 年代，Wetzel (1983) 通过 《湖泊学》(Limnology) 一书将浮游植物生态学纳入了湖泊学研究的范畴。Reynold C S (1984) 将浮游植物生态学系统化和理论化，完成了 《淡水浮游植物生态学》 (The Ecology of Freshwa-ter Phytoplankton) 一书，完整总结了浮游植物生态学自创立以来的研究成果; Gentner S R(1983) 等人深化了浮游植物初级生产力的研究。Dokulil (1984) 则开始关注大型浅水湖泊中浮游植物的生态学问题。Kyong Ha et al.(1998) 从 1993 年 4 月每隔一周对韩国的Nakdong 河浅水域的浮游植物研究表明: 由于城市化和工业化的迅速发展，Nakdong 河的富营养化程度很高，1993 年硅藻纲占优势，在春季和深秋出现峰值; 1994 年的 3、4 月优势种群为硅藻纲，5 月为绿藻纲和隐藻纲，11 月为硅藻纲。浮游植物的季节性生长和演替受生物因素的影响，如竞争、捕食和寄生的支配，也受诸如理化因素的影响，如气候、人为扰动、水温、光照、电导率、pH 值、溶解氧和营养盐利用率的影响 (方文惠，2006) ，其中降水和人为扰动的强度及频率是控制浮游植物动态的重要因素 (Reynolds et al.，1988; Sommer，1989; Reynolds et al.，1993) 。

我国于 1953 ～1956 年由中国科学院水生生物研究所组织人员对长江中下游、淮河流域众多的湖泊进行了调查，从而全面开创了我国淡水生物资源和群落的研究。国内的科研人员在湖泊调查的基础上出版了 《中国淡水藻类》、 《江苏湖泊志》等成果。孙军等(2004) 2001 年对冬季覆盖渤海 56 个测站的浮游植物进行监测，共发现浮游植物 3 门 37属 42 种 (不包括未定名物种) ，物种主要以温带近岸型硅藻为主，优势种主要为尖刺伪菱形藻、浮动弯角藻、偏心圆筛藻、具槽帕拉藻 (Paralia sulcata) 和环纹劳德藻。其中的尖刺伪菱形藻、偏心圆筛藻和具槽帕拉藻是冬季渤海浮游植物的关键种。他们认为: 细胞丰度的平面分布由浮游硅藻的分布所决定。同 1983 年同期资料相比发现，优势种没有较大变化，但其优势程度顺序和细胞丰度发生了一定的改变，整个浮游植物群落的细胞丰度有大幅度增加。冬季渤海浮游植物群落的多样性程度是低的。马徐发等 (2004) 1999年 6 次采样观测到道观河水库浮游植物有 7 门 89 种，平均密度为 251.75 ×104ind / L，平均生物量为 5.67 mg/L，优势种为肘状针杆藻 (Synedra ulna) 、小胶鞘藻 (Phormidiumtenue) 、水华微囊藻 (Microcystis flosaquae) 、颗粒直链藻 (Melosira granulata) 、啮蚀隐藻(Cryptomonas erosa) 、小环藻 (Cyclotella sp) 和小型色球藻 (Chroococcus minor) 。从浮游植物种类组成、现存量看，该水库为中富营养类型，并已向富营养化方向发展。中国科学院水生生物研究所东湖实验站对武汉东湖浮游植物群落的季节变化进行了近 30 年观测记录 (饶钦止，章宗涉，1980; 刘建康 1990，1995) 。藻类群落的组成也显示了武汉东湖浮游植物群落 20 年间的明显变化。在 1956 ～1957 年，甲藻的数量占第一位，硅藻次之，这两门藻类占藻类总数的 60% ～70%，蓝藻和绿藻加在一起的数量比甲藻和硅藻的数量要少得多。60 年代以后，蓝藻和绿藻的藻类数量增加到全部藻类总数量的 50%。蓝藻越来越突出，硅藻则已退居很次要的地位 (中国国家环境保护总局 “水和废水监测分析方法编委会”，2002) 。王振红等 (2005) 通过分析淮南矿区生态环境对塌陷塘水体的影响及不同时序采煤塌陷塘浮游植物的种类变化，探讨了塌陷塘浮游植物对矿区生态变化的响应，阐述了塌陷塘的浮游植物演替不同于一般的水库和湖泊，其特殊性较为显著。

沈阳大学的知名校友

孙铁珩：中共党员，污染生态学、环境工程学专家，中国工程院院士。

顾秀莲：原中华全国妇女联合会主席、原江苏省省长、第一届至第十一届全国人大常委会副委员长。

贾天下：中国著名副导演、演员、影视从业者。

蝈蝈：辽宁卫视《说天下》主持人，沈阳大学师范学院中文系新闻采编专业毕业。

宋彪：1991年8月毕业于沈阳大学（原沈阳冶金机械专科学校）锻压专业，现任沈阳中辰钢结构工程有限公司党委书记、董事长、总经理，高级工程师，一级建造师。

胡忠伟：1999年毕业于沈阳大学。现任沈阳冠亚教育集团董事长、沈阳山姆教育科技有限公司总裁、沈阳冠亚投资有限公司总裁，市政协委员，沈阳市青年联合会副主席、辽宁省民办教育协会副会长，辽宁省非学历教育专业委员会理事长。

刘志刚：原沈阳华晨金杯汽车有限公司总裁。

陆榴：上市公司成都鹏博士电信传媒集团股份有限公司总经理。

包叙定：1958年毕业于沈阳大学(原沈阳机械工业学校），原中共重庆市委副书记，市长。

陈川平：1982年毕业于沈阳大学（原沈阳冶金机械专科学校），中共山西省委常委、太原市委书记。

刘介民：1966年沈阳大学外语系毕业后，历任沈阳电力机械厂干部，沈阳东北煤气化研究所干部，中国社会科学院研究员，辽宁社会科学院文学所副主任、副研究员，广州大学人文学院中文系教授，比较文化研究所副所长，研究员。

汤宽义：书法家，画家，副教授，笔名泉石。1986年毕业于沈阳大学师范学院美术系。现为辽宁省美术家协会会员，执教于沈阳农业大学。被称为有个性的北方风雪画画家。

王卫：现任中共大连市委宣传部副部长、市委讲师团团长。先后毕业于沈阳大学、大连理工大学。历任沈阳大学马列部教师、校团委书记，大连理工大学人文学院副院长，中共大连市委宣传部副部长。

刘粹刚：1913年2月生，他自幼聪慧刚毅，好学不倦，后以优异的成绩考入了辽宁省立第一工科学校（沈阳大学前身）。在对日空战中，常以寡敌众，以弱抗强，与高志航、乐以琴、李桂丹一并被誉为中国空军的“四大金刚”。

程世祜，著名力学家，火箭专家。1931到1932年在辽宁省立第一工科高级职业学校（沈阳大学前身）机械班学习。

王玲，辽宁省财政厅副厅长。历任沈阳大学经济系教师，沈阳大学经济旅游管理系企管教研室副主任、主任。

吕晓禾，1985年以《高山下的花环》中的梁三喜获金鸡、百花最佳男主角奖。1993年获国务院特殊津贴，2000年被沈阳市委、市政府授予“百位文艺名家”称号。沈阳大学音乐学院名誉院长、艺术总监、教授。

王小海，玖月奇迹男主唱，著名创作型实力歌手，沈阳大学98届会计学专业毕业生。2008年荣获中央电视台《星光大道》年度总冠军；2011年中央电视台春节联欢晚会，表演歌曲《青春舞曲》；2012年春晚，演唱原创歌曲《中国美》，被称为龙年第一曲。

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