邛海大型水生植物時空分布及其退化原因*

董艷珍,張培育,李小艷,鄭丙輝

(1:西昌學院,四川高原濕地生態與環保應用技術實驗室,西昌 615013) (2:中國科學院水生生物研究所,武漢 430072) (3:中國環境科學研究院,湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室,北京 100012)

水生植物是湖泊水生態系統的重要組成部分[1]。水生植物能夠固著和穩定沉積物、降低懸浮顆粒物濃度、促進水體中磷的沉降和減少沉積物中磷的釋放、滯留與削減污染物、釋放氧氣、抑制浮游植物生長[2-5]。影響沉水植物生長和分布的主要因子有營養鹽、光照強度、底質、懸浮物、水流、溫度和pH等[6]。邛海是云貴高原11個面積大于25 km2的天然湖泊之一,是四川省第二大天然湖泊。邛海是西昌市的飲用水水源地,也是邛海瀘山國家級風景名勝區的核心區,承擔著流域水資源供給、下游安寧河生態流量保障、局地氣候調節和生物多樣性維護的功能。30多年來,圍繞邛海環境問題研究主要集中在水污染和富營養化等方面,如時瑤等研究了2020年邛海氮磷時空分布特征及其生態影響[7],許宵宵等開展了2003-2014年邛海水體富營養化評價[8],孫宏亮等開展了2013年邛海水生生物多樣性調查及富營養狀態評價[9],周申立等開展了1998-2004年邛海水生生態系統健康評價研究[10],姚維志等開展了1993年邛海浮游植物與水質污染及富營養化研究[11]。1980s后期,開始有邛海大型水生植物調查研究報道。國家“七五”科技攻關項目“中國典型湖泊富營養化調查”成果對邛海環境狀況做了較全面的調查[12]。王治農介紹了1990s邛海水生植物分布情況[13]。2002年,云南省環境科學研究院開展了邛海水生植物調查,取得了一組比較完整的水生植物分布數據[14]。2009年,張宇等報道了邛海及附近濕地水生維管植物種類組成[15]。李小艷等在2017年4月和2018年4月調查了邛海淺水湖帶及其附近人工濕地中沉水植物,報道了沉水植物的種類及出現頻度[16]。自1960s、1970s起,周邊被填湖造田、圍湖造塘、網箱養魚,近2/3的灘涂、葦塘遭到破壞和不合理開發利用,邛海面積由34 km2降至26.7 km2,濕地生態遭到嚴重破壞。竺美等完成了邛海生態環境保護總體方案,初步闡明邛海生態環境問題及保護對策[17]。近年來,西昌市實施了“三退三還”、濕地恢復與建設等工程,邛海濕地面積大幅增加,但是邛海水生植被沒有出現恢復跡象,甚至在2022年還出現春季束絲藻水華和秋季魚腥藻水華,水生態系統健康問題令人擔憂。本文基于2021-2022年邛海水生植物系統調查結果,初步闡明邛海大型水生植物現狀,結合文獻資料,分析其變化趨勢,闡明邛海沉水植被退化的原因,提出水生植被恢復的對策建議。

1 研究區域及數據來源

1.1 研究區概況

邛海流域(27°47′～28°01′N,102°07′～102°23′E)屬于長江流域,雅礱江水系,安寧河的上游,邛海位于西昌城區西南面。邛海流域面積307.67 km2。邛海系公元前116年因一次地震沉陷而成的淡水湖泊,湖面呈L型。2003年實測結果南北最長為10.3 km,東西最寬為5.6 km。邛海水下地形周邊坡度變化較大,水底平緩。東北方向地形較為復雜。2003年實測時湖面水位高為1509.82 m,湖岸線長約37.4 km,面積約為27.408 km2,庫容量為2.93×108m3,最大水深為18.32 m,平均水深為10.95 m[18]。邛海流域氣候屬亞熱帶高原季風氣候,冬暖夏涼、干濕分明,年平均氣溫為20℃,年降水量為1000 mm,多年平均湖面降水量2650×104m3,湖泊補給系數9.97,湖水滯留時間約834 d[14]。其中,官壩河、高倉河和鵝掌河為主要入湖河流,其河口沖積扇成為水生植物生長的主要區域[19-20]。在邛海西岸北端的海河為邛海唯一出水口,湖水排入安寧河。

1.2 數據來源與調查方法

2021年7月和12月在沿岸和敞水區分別布設15和3個點位開展定點觀測(圖1)。水生植物的調查方法參考洱海相關調查方法[21]。每個樣點至少設置3個樣方,由于邛海大部分區域的水生植物分布在距離岸邊20 m內和水深小于2 m的區域,調查過程中采樣點布設并不是完全遵循垂直于岸線方向,而是在有水生植物分布區域隨機布設。估測每個樣方內水生植物的蓋度,使用抓鉤采草器(面積為0.05 m2)采集整株水生植物,現場區分種類,稱量植物鮮重。水生植物的高度通過卷尺隨機測量5株植物的株高,計算出該物種的平均株高。物種鑒定參考《中國植物志》[22]。2022年5月和9月沿湖岸線開展巡航觀測,探尋水生植物分布邊界以及最大分布水深,使用星瑞源資源寶軟件勾畫水生植物分布圖斑,估算水生植物分布面積。

圖1 邛海水生植物調查布點Fig.1 The aquatic plant survey sites of Lake Qionghai

2 結果與分析

2.1 水生植物調查結果

2.1.1 水生植物生境特征與生物量 2021年7和12月調查的各點位主要生境要素和水生植物分布見附表Ⅰ。沉水植物的空間分布主要取決于水域的生境因子[23],基底則是水生植物生長的最關鍵因子。邛海近岸的基底特征控制著水生植被的種群結構分布:

北岸水域:包括6、7、10和11號點。水深0.95～2.1 m,透明度0.95～1.5 m,以淤泥基底為主,是目前邛海水生植物分布最豐富的區域,分布有挺水植物、浮葉植物和沉水植物,水生植物分布寬度為50～120 m。

高枧灣水域:包括12、13、14、15和16號點。其中12、13、14和15號點位于高枧灣東北岸,水深0.65～1.5 m,透明度0.3～0.6 m,淤泥基底,挺水植物和浮葉植物分布較多,沉水植物極少;水生植物分布寬度為10～200 m。16號點位于高枧灣西岸邛海公園附近,水深1.5 m,透明度1.0 m,人工種植挺水植物蓮、菰和浮葉植物荇菜,蓮的分布寬度約為500 m。

西岸水域:包括1和17號點。水深1.8～2.0 m,透明度1.5～1.8 m,石礫(拋石人工堤岸)基底,1號點有少量水生植物分布,植物分布寬度不足10 m,17號點無水生植物分布。

南岸水域:包括2、3和4號點。水深1.2～1.9 m,清澈見底,2、3號點為石礫和砂質底,分布有少量水生植物,分布寬度為12～20 m;4號點(核桃村灣區)為淤泥基底,分布有大量的蓮,分布寬度約為100 m。

東岸水域:5號點,水深2.1 m,清澈見底,基巖基底,坡度30°以上,僅在溝坎處有少量水生植物,分布寬度約為15 m。

開敞水域:包括8、9和18號點。水深大于9 m,而透明度僅為2～3 m,水下光環境條件不適于水生植物生長。

3-4月邛海水生植物處于萌發階段,生物量較低,7月水生植物生長旺盛。2021年7和12月各測點生物量如圖2所示,沉水植物的高度為20～135 cm,生物量為0.15～3.4 kg/m2,優勢種群為穗狀狐尾藻、大茨藻;浮葉植物高度與所在水域的水深一致,一般為100～180 cm,生物量為2.0～4.5 kg/m2,優勢種群為荇菜和菱;挺水植物蓮分布的水域水深為100～150 cm,蓮的生物量為0.5～3.3 kg/m2,在海河口南側、月亮灣底和核桃村3個水域成為優勢種。12月隨著水生植物枯萎和鳥類啄食,水生植物生物量明顯下降,沉水植物的生物量為0.1～2.9 kg/m2,高度為25～100 cm,優勢種群為苦草、穗狀狐尾藻;浮葉植物生物量為0.04～6.8 kg/m2, 高度與水深一致,為100～180 cm,優勢種群為荇菜。

圖2 2021年7月和12月各采樣點的水生植物生物量Fig.2 The biomass of aquatic plants at each sampling site in July and December 2021

2.1.2 水生植物種類 根據2021-2022年調查,共記錄邛海水生植物23種(表1),其中沉水植物8種,占比34.78%;浮葉植物3種,占比13.04%;漂浮植物5種,占比21.74%;挺水植物7種,占比30.43%。除2021年12月水生植物種類較少外(13種),其余3個季節水生植物種類相差不大。

表1 邛海水生植物名錄*Tab.1 Aquatic plants in Lake Qionghai

2.1.3 主要水生植物群落分布特征 邛海水生植物主要有9種群落,包括苦草、穗狀狐尾藻、金魚藻和大茨藻4種沉水植物群落,荇菜和菱兩種浮葉植物群落,蓮、菰和蘆葦3種挺水植物群落(表2)。邛海主要沉水植物種類與2017-2018年調查相似[16],但在2021-2022年的4次調查中均未發現穿葉眼子菜(Potamogetonperfoliatus)。

表2 邛海主要水生植物群落及特征Tab.2 Main aquatic plant communities and characteristics of Lake Qionghai

2.2 邛海水生植物空間分布

2022年5月和9月沿湖岸線巡航觀測以及2021年定點監測結果,邛海水生植物空間分布如圖3所示。邛海水生植物主要分布在北部小漁村附近沿岸帶(距岸200 m有水生植物分布)和西岸海門橋水域(距離岸邊300 m 左右),其余主要分布于邛海各湖灣及湖岸水深小于2 m的地方。由于邛海整體水深較大,適合水生植物生長的區域不多。水生植物分布總面積約為1.3 km2。相比夏季,冬季植物分布范圍縮小?？臻g分布特征與2017-2018年調查結果相近[16]。

圖3 邛海水生植物分布Fig.3 Distribution of aquatic plants in Lake Qionghai

(1)北片區從月亮灣到土城河口全長約11 km的湖岸,其中月亮灣到高倉河段是邛海沉水植物分布的主要區域,沉水植物最大分布寬度約300 m,面積約0.8 km2?？嗖萑郝湓诖藚^成片分布,占此區水草面積的1/2左右。穗狀狐尾藻群落在此區呈斑塊狀分布,冬春季節常為苦草群落的伴生種,夏秋季節則成為優勢種。荇菜群落和菱群落在此區均呈斑塊狀分布,主要分布在湖灣和河口處。湖岸主要分布有蘆葦群落和菰群落。而高倉河口至土城河口段除岸邊有少量挺水植物和浮葉植物分布外,淺水區無沉水植物分布。

(2)西片區從土城河口到觀海灣約9 km的湖岸,水草分布面積約0.25 km2,其中土城河口到海門橋段是蓮群落和荇菜群落集中分布的區域,海門橋到觀海灣段荇菜群落和穗狀狐尾藻群落呈斑塊狀分布,斑塊面積小。

(3)南片區從觀海灣到核桃村全長約6 km的湖岸,水草分布面積約0.15 km2。蓮集中分布在核桃村附近,形成2個大的群落,面積超過此區水生植物面積的1/2;大茨藻、荇菜、穗狀狐尾藻、苦草和菱群落在此區零星分布。

(4)東片區從核桃村到月亮灣全長約7 km的湖岸。此片區水生植物較少,零星分布有穗狀狐尾藻群落、苦草群落和荇菜群落,總面積不足0.1 km2。

2.3 邛海水生植物演變特征

與歷史資料對比發現,1990s前到2002年邛海水生植物種類減少明顯,2002-2022年種類總體變化不大,但群落結構及空間分布上均發生較大變化(表3),如水生植物分布面積大幅度縮減,分布水深變淺,沉水植物群落結構簡單化,分布范圍變窄,浮葉植物與挺水植物分布范圍擴張等。

表3 1988-2022年邛海水生植物演變情況Tab.3 Evolution of aquatic plants in Lake Qionghai from 1988 to 2022

1980s后期到1990s初,邛海水生植物面積占湖面積的20%左右[12-13],到2002年水生植物分布水深不超過3 m,面積約2.8 km2,約為湖泊面積的10%[14];2022年邛海水生植物分布水深不超過2 m,面積約1.3 km2,約為湖面積的5%。

1980s后期到1990s初,大型維管束植物有40余種,苦草、菹草、馬來眼子菜、篦齒眼子菜、微齒眼子菜、金魚藻、輪葉黑藻和大茨藻8種沉水植物是邛海水生植物的常見優勢種,分布廣泛。其數量少于高原湖泊的洱海,洱海挺水植物15 種、浮葉和漂浮植物各7 種、沉水植物26 種[24]。2003年邛海沉水植物群落有6種,眼子菜科植物菹草和微齒眼子菜未形成群落。到2021-2022年,只剩4種沉水植物群落,眼子菜科植物中的菹草、微齒眼子菜、篦齒眼子菜、馬來眼子菜以及輪葉黑藻均未能形成群落,僅在局部區域作為狐尾藻群落的伴生種出現。而目前在邛海湖區廣泛分布,成為沉水植物優種之一的穗狀狐尾藻在1990s卻并非水生植物優勢種。

浮葉植物和挺水植物的分布范圍擴張。1990s荇菜不是邛海水生植物的優勢種;2003年邛海南岸和西岸均未出現荇菜群落,北岸也只在湖灣少量分布,但到2021-2022年,幾乎全湖湖灣均有分布,面積約占水生植物總面積的20%。除原來分布的核桃村,2022年蓮從月亮灣到觀海石湖濱帶、朱家河湖濱帶、核桃村湖濱帶均有增加或擴展分布。

可見,邛海水生植被面積縮減十分嚴重,沉水植物群落單一化,眼子菜科的沉水植物群落逐漸減少,穗狀狐尾藻群落成為優勢,近年來浮葉植物荇菜和挺水植物蓮擴張顯著。2000年前后,是邛海水生植物分布面積、種群結構產生突變的關鍵時期。

3 討論

大量研究證實,湖泊中水生植物分布及生物量一方面與湖泊中物理、化學生境條件直接相關,如:水體透明度、湖泊水深、風浪強度、營養鹽水平、底質理化特性等均會對水生植物的繁殖、生長產生影響。另一方面,也與湖泊中生物要素有關聯,如:藍藻水華、附著生物、魚類和底棲生物等均會對沉水植物的生長、繁殖產生影響[1]?？傮w上看,邛海水生植物多樣性偏低,會導致水生動物的多樣性降低,這樣形成的食物網結構過于簡單,不利于水體生態系統的物質循環和能量流動,且水生植物群落抗干擾的能力比較差,在富營養化及其他人類活動脅迫下,水生植物容易衰退,從而降低生態系統的服務功能[25-26]。邛海水生植被退化主要有兩大原因,一是1998年洪水導致邛海水生植被遭受到突變性破壞,二是邛海關鍵生境改變導致水生植被漸變性退化。

3.1 水生植被面積縮減的突變性原因

3.1.1 1998年邛海洪水事件 據邛海漁民介紹,歷史上高枧灣水域是水生植物分布較多的水域。1988-1989年與2002年兩期調查結果表明,邛海水生植被面積和種類存在顯著變化,也可以說是一種突變。該突變發生在1998年,原因是1998年6月28日-7月2日,西昌、德昌、喜德三縣市降雨量超過160 mm,安寧河水位陡漲[27],邛海水位由1998年6月29日的1507.52 m上升到7月3日的1508.08 m,漲幅高達1.16 m。邛海下游的東河高泥沙洪水從海河倒灌,疊加干溝河的高泥沙洪水進入邛海高枧灣,使得高枧灣出現大面積泥沙淤積,導致邛海高枧灣數千畝水生植物死亡,截至2022年海門橋至小漁村沿岸水生植物僅有少量穗狀狐尾藻,植株葉片被浮泥覆蓋,生長情況較差。

3.1.2 洪水之后水生植被退化加劇 大量沉積物再懸浮,降低了水體的透明度及水下光照強度;另外,再懸浮的顆粒物可以附著于沉水植物的表面,影響沉水植物的光合作用、生長與植被發育。淺水湖泊中水生植物的分布可能直接與風浪的大小有關,大的風浪可導致湖泊中的沉水植物消失。風浪除了可以直接損傷水生植物外,所引起的沉積物再懸浮是限制湖泊中沉水植物分布的另一個原因。太湖風浪與透明度觀測和模擬結果表明,淺水湖泊表層懸浮物濃度和透明度具有很好的相關性,不同水深處的懸浮物濃度與風速的變化趨勢大致相近,風速越大,懸浮物濃度越大[28-29]。1998年的洪水過程帶來的大量粉質黏土在高枧灣沉積,使得高枧灣北部、中部底泥以粒徑相對較小的粉質黏土為主。高枧灣底泥中粒徑為0.005～0.075 mm的粉粒,約占70%;還有粒徑小于0.005 mm的黏粒,約占20%,這兩種組分占比達到90%左右,兩種底泥顆粒易懸浮,均不易沉降。高枧灣是山谷風的匯集處,風浪較大。在風速為15 m/s時,邛海最大浪高可達1.5 m,高枧灣大部分區域水深為1.5 m,風浪基本可以影響湖底,造成湖底泥沙再懸浮;沉水植被的退化又降低了底泥的固化能力,同樣的擾動條件下底泥再懸浮加劇,進一步惡化了水下光環境,形成惡性循環。因此,1998年洪水事件既是邛海水生植被退化突變點,也是進入水生態退化惡性循環的起點。

3.2 水生植被面積縮減的漸變性原因

3.2.1 運行水位變化 湖泊水位變化對水生植物生長有顯著的影響[30]。淺水湖泊中伴隨著水位的上升,水體透明度與水深的比值逐漸降低,造成湖泊底部的光照強度顯著下降,限制了沉水植物的生長發育[31]。2002年海河閘建成運行,改變了邛海水位節律。海河閘建成前(1991-2001年)和建成后(2009-2021年)邛海水位統計表明,建閘后邛海年平均水位為1510.29 m(范圍為1510.19～1510.36 m),比建閘前(范圍為1509.79～1510.23 m)升高了0.30 m;建閘后邛海年最大變幅為0.61 m(范圍為0.39～1.50 m),比建閘前(范圍為0.73～2.24 m)減少了0.62 m。特別是水生植物萌發的4-5月,連續15日、連續30日和連續45日最低平均水位分別升高0.47、0.44和0.42 m(表4)。

表4 海河建閘前后邛海最低水位Tab.4 The lowest water level of Lake Qionghai before and after gate construction of Haihe River

由于邛海岸線已經固定,受近岸水下地形坡度的影響,水位抬升造成適宜水生植物生長的空間減少,如小漁村岸段,1980s、1990s該岸段水生植被寬度約為400 m,2021-2022年調查,除蓮外,其他水生植被最大寬度僅為200 m左右。因此,海河閘建成運行對邛海水生植物生長有著直接的影響。

隨水深增加,苦草生長速率下降,生物量減少[32-33]。湖泊運行水位抬升,適宜沉水植物生長的水域范圍進一步縮減,水生植物和草型生態系統退化加速[34]。

1954年巢湖建閘以前,巢湖水生植物生長茂盛,植被發育良好,水生植被面積多達200 km2,約占該湖泊面積的1/4。1962年巢湖閘建成運行,由于建閘運行水位抬升、變幅減少以及養殖和污染等因素的影響,巢湖的水生植物在數量和種類上都迅速減少。1981-1983年調查巢湖水草覆蓋面積僅占湖泊面積的2.54%[35]。

3.2.2 透明度降低 王洪鑄等在2001 年12 月-2003 年3 月對長江流域4個湖泊區域的大型水生植被進行研究,指出在平均水體深度、塞克盤深度(透明度盤深度)、溫度、總氮、總磷和葉綠素a等因素中,透明度與水生植被生長的平均水體深度比是影響植被生物量的關鍵因素[36]。1986-1991年連續監測結果表明,邛海水體透明度為2.5～5.3 m[37],根據1994-2000年監測數據,1995年后邛海水質出現明顯下降趨勢,1999年透明度下降到歷年最低,不足1.0 m[38]。東部平原典型湖泊水體透明度與懸浮顆粒物濃度之間具有明顯的相關性,真光層深度與透明度的關系為:Zeu=2.46SD+0.11[39]。以高枧灣水域最為明顯,底泥再懸浮造成水下光環境惡化,水體透明度僅為0.3～0.5 m,最好時段也不超過1.0 m,高枧灣真光層深度僅為0.85～1.34 m,而水深在1.5～1.8 m左右,透明度與水深比值僅為0.3～0.4。因此,高枧灣水域光環境難以滿足沉水植物生長的要求,這是高枧灣沉水植物匱乏的原因。同樣,太湖透明度降低疊加水位明顯上升,造成透明度與水位(水深)的比值顯著降低,特別是草型湖區1998-2019年透明度與水位(水深)的比值降低了43.5%,導致沉水植被生長發育被極大地限制[40]。

3.2.3 其他因素 2020年,邛?？傮w水質良好,處于中營養狀態,葉綠素a平均濃度約為10 μg/L,最高濃度出現在高枧灣,主湖區沒有出現明顯的藍藻水華現象[41],因此對大型水生植物繁育、生長的影響較小。一般認為生物入侵對水生系統的影響要大于對陸生生態系統的影響,入侵種的泛濫不僅擠壓了本地物種的生存空間,而且漂浮植物還會對沉水植物生長空間形成極大的脅迫,容易導致沉水植物的衰退[25]。調查發現至少4種入侵水生植物(鳳眼蓮、喜旱蓮子草、大薸和粉綠狐尾藻),主要分布在湖濱濕地區域,因此目前水生植物入侵現象對邛海的水生植被影響有限。草食性魚類大量放養是我國很多湖泊水生植被減少的主要原因之一,并由此導致草型湖泊向藻型湖泊演替,加速水體富營養化進程[42]。底棲型鯉科魚類等的放養會促使底泥頻繁地再懸浮,導致水體透明度下降以及內源性營養鹽釋放,引起水生植物退化。而孔德平等研究表明,2013和2015年實際采集到邛海湖體魚類共13種,太湖新銀魚、鰱、鳙、鯽、鯉、條、紅鰭原鲌、草魚、黃顙魚等經濟魚類以及棒花魚、麥穗魚等小型魚類是邛海主要的魚類組成,邛海底棲型和食草性魚類并沒有顯著增加[43],因此排除了這一可能。

3.3 邛海水生態修復的建議

綜上分析,水生植物退化的因素多樣,關鍵是水生植物生境條件改變[1,6]。建議調整邛海運行水位的法律規定,盡可能恢復水位運行的自然節律,特別是降低植物萌發季節水位。其次,增加水體透明度,具體要滿足:真光層深度與水深比不低于1,沒有水華藍藻的頻繁侵入,從而促進水生植物生長和草型生態系統的發育[34,44]。建議加強西昌東部平壩區城鎮生活污水收集處理,減少入湖負荷;加強高枧灣上游流域森林植被恢復,減少泥沙輸入。再次,強化已建湖濱濕地生態工程的管理,發揮其生態效益;采取人工干預措施,恢復湖區挺水植物、浮葉植物和沉水植物,優化食物網結構,逐步修復邛海水生態系統[45]?？傊?水生態修復要堅持以自然恢復為主、人為干預為輔的原則,化整為零,分區分片修復。

4 結論

1)邛海湖區有水生植物23種,分布在水深2 m內,總面積約1.3 km2。邛海水生植物主要分布在湖泊北面月亮灣到高倉河口一帶,其面積約占水草分布總面積的60%,湖泊西面和南面水生植物呈斑塊狀分布,東面水生植物較少,呈零星分布。

2)從1990s到現在的30年間,邛海水生植物分布由湖面積的20%左右縮減到不足湖面積的5%;沉水植物群落結構呈現出單一化,穗狀狐尾藻群落逐漸取代了眼子菜科沉水植物群落;荇菜等浮葉植物和蓮等挺水植物分布范圍擴張。

3)1998年洪水從海河倒灌是邛海水生植被退化的突變性原因,導致了高枧灣沉水植被幾乎全部消失;邛海運行水位抬升和透明度下降是邛海水生植物分布面積縮減和群落單一化的漸變性原因;2002年邛海出口水閘建成運行,4-5月連續15、30和45天最低平均水位分別抬升了0.47、0.44和0.42 m,影響整個邛海水生植物萌發與生長。高枧灣透明度僅為0.5～1.0 m,是影響區域沉水植物繁育生長的主要因素;西岸、南岸和東岸基底構成是水生植物生物量的主要限制性因素。

4)建議開展邛海水環境-水資源-水生態統籌治理。通過減少污染負荷輸入,改善水體透明度;通過恢復邛海水位運行的自然節律,最大程度地滿足春季水生植物萌發生長的需求;通過人工干預方式修復水生植被,調控食物網結構,逐步改善水生植被生境,實現邛海水生態系統健康。

5 附錄

附表Ⅰ見電子版(DOI: 10.18307/2024.0135)。