湖泊水华暴发原因解析与防控措施

高翔，姜霞

湖泊水华暴发原因解析与防控措施

高翔1，姜霞2

（1.北京大学附属中学，北京 100080；2.湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室； 国家环境保护湖泊富营养化控制与生态修复重点实验室，北京 100012）

湖泊在中国的社会经济发展中起着至关重要的、不可替代的作用，在当前湖泊生态保护领域，比较突出的问题是富营养化。水华是湖泊富营养化的主要表现形式，严重地影响了水资源的利用和使用。调研了引起和导致湖泊富营养化和水华暴发的生物学机制和非生物学机制，分析对其影响显著的人类活动过程，针对性地提出富营养化和水华防控的对策，以期保护和恢复湖泊健康的生态系统，促进其可持续发展。

湖泊；富营养化；水华；生物学因素

1 湖泊富营养化和水华发生现状

湖泊的富营养化指在人类活动的影响下，生物所需的氮、磷等营养物质大量进入湖泊，浮游藻类建立优势导致水生态系统的结构破坏和出现功能异化的过程。在富营养化现象发生时，水体中的溶解氧大幅减少，透明度严重降低，水质变差，引发大量水生生物的死亡。在自然演变过程中，湖泊由贫营养向富营养化转变，但速度十分缓慢。但是，在人类作用下，尤其是大量含有营养物质的水排入湖泊，会导致水体在短时间内出现富营养化问题。早在20世纪四五十年代，国外工业化革命和现代生活方式使得湖泊富营养化问题层出不穷，引起了科学界的广泛关注。目前，这一问题备受世界关注，极具普遍性，是不容忽视的环境问题。

湖泊在中国社会经济发展中起着至关重要的作用，提供了全国1/3的饮用水，支撑了1/3的工农业产值和1/4的粮食产量。同时在调节洪水、发电、气候调节、动植物生物多样性保障和休闲娱乐等方面发挥了非常重要的作用。《水十条》实施以来，纳入国家断面考核的湖泊数量由2015年的62个增加到现在的112个。根据2017年中国生态环境状况公报，112个重要湖泊（水库）中，Ⅰ类水质的湖泊（水库）6个，占5.4%；Ⅱ类27个，占24.1%；Ⅲ类37个，占33.0%；Ⅳ类22个，占19.6%；Ⅴ类8个，占7.1%；劣Ⅴ类2个，占10.7%。湖泊的主要污染指标为总磷、化学需氧量和高锰酸盐指数。109个监测营养状态的湖泊（水库）中，贫营养的有9个，中营养的有67个，轻度富营养的有29个，中度富营养的有4个。

2 水华发生的影响因素

对于水华爆发机制，生物学方面是正常与非正常功能涉及的内在影响因素，同时，也包含生理需求、营养竞争以及食物链生态等因素；非生物学方面主要涉及物理因素以及化学因素，同时，抑制作用也隶属这一范畴。水华暴发是多因素共同作用而产生的生态学现象。

2.1 生物学影响

2.1.1 浮游动物的影响

对于浮游动物而言，其主要以捕食为途径，强化对浮游藻类结构的影响，同时影响其季节性演变和生物量变化。浮游动物捕食浮游藻类，其决定因素主要是藻类自身的形态结构，同时与浮游动物类型与取食方式也密不可分。而且，对于浮游甲壳动物，其捕食主要受制于食物大小和结构组成，同时，聚集程度也是它考量的原因。浮游动物以选择性摄食为手段，浮游藻类组成主要以大颗粒、不可食藻类与聚集性藻类为主。针对浮游动物的捕食，浮游藻类会构建自身抵御机制，如蓝绿藻由于较大体积无法被滤食性动物所食用；另外，一些藻类会分泌毒物，威胁水生动植物的生长；还有些藻类具备抵御机制，即便处于营养丰富的环境中，能够借助自身成长，实现对浮游动物摄食的有效抵制。

2.1.2 水生高等植物的影响

水生高等植物是水生态环境中不可或缺的组成部分，也是初级生产者的一种，能够与浮游藻类展开竞争，目的是争夺更加优质的生存条件，如光照、营养以及环境等，同时，二者产生他感作用，有效促进浮游藻类的生长。对于植物他感作用，主要是自身分泌化学物质，实现对其他生物的抑制。对于这些物质，分子量不大，结构不复杂，是次生代谢物，主要涉及酒精、有机酸等。这种物质借助自身挥发、根系分泌等，与环境接触，强化对其他植物生长的有效抑制。近年来，已有许多研究报道了水生高等植物对藻类生长的他感抑制作用。

2.1.3 生物酶学指标的影响

碱性磷酸酶（APA）与湖泊磷循环关系紧密。一旦磷营养匮乏，浮游藻类等就会在诱导功能的影响下，出现大量磷酸酶，在其催化作用下，对水中有机磷进行水解，无机磷被释放。如果磷营养丰富，就会有效抵制磷酸酶的合成。结合研究发现，对于海洋中初级生产力消耗的营养元素，大部分来自于再循环，同时，这部分磷、氮等主要源于原位。随着藻类生长加快，磷酸盐含量也持续上升，碱性磷酸酶的诱导机制能够实现对湖泊水体藻类生长的有效抑制。

2.2 水华发生的非生物性影响

2.2.1 物理指标的影响

温度：温度对对浮游藻类的生长影响较大，水温与藻类生物量关系紧密。借助光合作用，抑制酶促反应或抑制呼吸作用强度，制约藻类增值。浮游藻类不同，适宜温度也各不相同。通常，18～25 ℃是最佳生长温度。在同一营养状况时，有些适合在较低水温中生存，如金藻、硅藻易生长在早春、晚秋和冬季；对于绿藻，比较适宜的水温为中温，温暖的水体是蓝藻的最优生长环境，因此，在夏季与秋季容易爆发。当水温度低于15 ℃时，硅藻是磷的优良竞争者，显示其最大的资源竞争优势；当水温高于20 ℃时，蓝藻是氮的优良竞争者，表现出最大的竞争潜能。另外，浮游藻类具有较强的适应能力，能够在较宽的温度范围内进行光合作用和细胞分裂。温度还可以影响浮游藻类个体的大小，冷水中浮游藻类通常个体较小，而暖水中的浮游藻类通常个体较大。温度对藻类在水体中的时空分布和数量变化也有影响，水体的分层会加速藻类的繁殖生长。结合水温的差异，对深水型湖泊进行纵向划分，可划分为湖上层、斜温层和湖下层。具体讲，温度较高的是湖上层，最低的是湖下层，而斜温层温度适宜，也是变化最为明显的位置。鉴于温度、光照以及营养含量的差异，水体垂直方向呈现阶梯分布状态，使得在湖泊水柱纵向上出现了许多狭窄的小生境，这导致了浮游藻类在水体的水平、垂向和时间上不同种类与数量的变化。

光照：光是浮游藻类进行光和作用的主要能源，同时，光的特征是时空变化较大，因此，这也促使其成为浮游藻类生长的重要限制因子。一般情况下，如果光照条件薄弱，此时，光和作用速率与光强呈现正比例关系；如果光强处于饱和，速率维持平稳状态，如果光强一度增大，光抑制随之出现，导致浮游藻类光合作用终止。藻类的不同导致其对光强适应程度也存在差异。也就是说，即便处于同一光强之下，光和速率也会因为藻类的不同而出现不同的参数。例如，海洋环境中，适合强光强的是甲藻，硅藻优越于绿藻。基于淡水资源，适合低光强环境的是蓝藻，主要源于其对维持能量的需求不大，其能够在低光照环境中获得最大生长优势。除此之外，不同光源对不同浮游藻类的影响也不同。

pH：pH是影响浮游藻类类型与分布的重要因素。结合瑞典湖泊调查发现，浮游藻类几乎存在于所有类型湖泊中，但是浮游藻类的组成和丰度方面的差异与pH有很大关系。其中，浮游藻类种类最大值出现在pH为7.0～7.6之间的湖泊中。浮游硅藻多喜欢中性和偏碱性水体，绿藻大多出现在pH＞6.2的水体中，蓝藻则喜欢在高pH（8.0以上）的环境下生长。水体pH值与水华生消密切相关，蓝藻生物量与pH有着显著的相关关系。依托适宜的营养物质，加之适宜的条件，pH值为8的时候，水华出现。在水华暴发之后，即便pH值已经与藻类生长环境不相适应，藻类自身的适应性也会进行调节，促使水体pH值转向偏碱性范围，从而适应藻类生长条件。

溶解氧（DO）：溶解氧主要是溶解于水中的分子状态的氧，是水生生物不可或缺的生存条件。溶解氧主要借助氧气向水体渗入。另外，水中植物借助光合作用，也能够释放氧。溶解氧不是一成不变的，会随着温度、气压等条件的变化发生变化。通常，温度越高，溶剂盐分含量越多，气压越低，溶解氧含量更少。溶解氧能够为很多水质物质还原消耗如亚硝酸根、亚铁离子等。同时，水中微生物呼吸作用也能够将其氧化分解消耗。溶解氧是反映污染水平、污染程度的关键指标。富营养化和水华暴发水体中，溶解氧的日间变化和水体垂向的空间变化显著，白天阳光充足时，藻类繁殖旺盛，光合作用强烈，表层水体溶氧含量近于饱和值，但由于藻类大量浮于水体表面，光照照射不入水体深部，对于水体底部有机物，其微生物降解行为会将溶解氧大量消耗，从而使底部溶解氧含量降低；夜间，藻类呼吸作用强烈，不论表层还是水体底层水体溶氧含量趋近于0，处于缺氧或者厌氧状态，水体水质恶化。

氧化还原电位（Eh）：Eh作为土壤、水体、沉积物等环境条件的一个综合性指标，已沿用很久，它表征介质氧化性或还原性的相对程度。Eh与氧分压有关，也与pH有关。不同种类微生物所要求的Eh不同。Eh影响酶活性，也影响呼吸作用。

风浪：对于湖泊藻类分布，要了解其正常分布状态，需要保证湖水相对静止，同时，藻类生存环境具有一定稳定性。一旦出现风浪，诱发水位波动，很难维护藻类正常分布状态。另外，还有一种看法认为浮游藻类水平分布与地表径流外源性应用物质关系紧密。通常情况下的分布规律是沿岸带＞河口区＞敞水区。

2.2.2 营养盐的影响

氮：在湖水中，氮主要以五种形态存在，即分子氮（N2）、氨（NH3）、亚硝酸盐（NO2－）、硝酸盐（NO3－）和有机氮化合物。其中，对于溶解的无机氮，很容易被浮游藻类直接吸收。由此可见，在湖水湖泊中，影响浮游藻类生长的核心因素即为氮。

磷：磷主要以三种化学形态存在，即正磷酸盐、聚合磷酸盐和有机磷。一般情况下，浮游藻类吸收的主要形式为溶解的正磷酸盐。磷含量是湖泊叶绿素浓度的重要影响指标，同时，成为浮游藻类生长的主要限制因子。此外，磷影响浮游藻类的组成。对于生长在北温带湖泊60%以上的蓝藻，其生物量的变化需要借助总磷浓度来表示，将近一半的蓝藻在浮游藻类中生物量的比例与总磷浓度有关。在磷限制情况的水体中，藻类细胞磷含量与细胞生长率成正比，但是与磷吸收能力呈反比关系。如果磷含量较高，浮游藻类能够超量吸收，对其进行贮存，以多磷酸盐为形式，储藏在细胞内，目的是有效应对水体磷供应不足的问题，维护细胞的可持续生长。藻类种类的差异会对磷吸收机制以及要求产生影响。在低温环境中，硅藻是磷竞争者，微囊藻很难实现在磷限制水体中的生长。浮游藻类的季节演替是磷限制影响的结果。

氮磷比：对于不同的浮游藻类，其相对丰度取决于环境中氮、磷的相对含量。对于绿藻目的藻类，氮磷质量比逐渐升高，最终成为最优。当前，针对氮磷比的使用，更多应用在湖泊与水库蓝藻优势问题上。纵观整体，在氮磷比不断升高的情况下，蓝藻生存比例降低，主要因为低水平的氮磷的比值会加剧固氮蓝藻的发展速度，由此获取其在氮磷较低水平下的优势。水华蓝藻的优势体现在TN∶TP低于29的时候，氮磷比的提升是诱发微囊藻水华消失的根本原因。但是，也存在不同的看法。LATHROP在威斯康星湖（Lake Wisconsin）添加硝酸按，以便有效提升氮磷比，面对氮磷负荷较高的情况下，氮磷比理论实用性不高。氮磷不受制约，其以提高氮磷比为目标，但并没有导致夏季微囊藻水华的消失。在氮磷负荷都很高的富营养湖泊里，氮磷比理论并不太实用，由于氮和磷都不受限制，氮磷以外的营养元素或者其他环境因子可能对浮游藻类起主导作用。

铁：铁是植物生长的重要微量元素，对浮游藻类生存作用巨大。依托铁元素，浮游藻类生长欲望被激发，呈指数级增长。铁的限制以及施压都能够对水体浮游藻类优势种和浮游藻类群落组成情况产生影响。POLLINGHER等研究发现，在增加铁的作用下，浮游藻类种类的组成发生改变，加快绿藻以及细菌的生长速度；借助围隔试验，高浓度铁的加入会导致硅藻迅速增加，成为浮游藻类的优势种，从而改变了浮游藻类群落结构。

3 人类活动影响解析

3.1 湖泊的自然演化与人为影响

对于湖泊富营养化现象，分为两种情形：天然富营养化以及人为富营养化。前者体现的是生命史的必然，体现的是生命体一个完整的生命周期，是一个天然的过程，在这种自然状态下，这种富营养化演变速度很慢，需要高达几千年的时间才能完成；后者主要源于人的非法排放，诱发水体几年的时间能够由贫营养状态变换为富营养状态，从而发生富营养化现象。随着工业化革命和现代生活方式的发展，富营养化问题是当今世界面临的最主要水污染问题之一，富营养化已经不仅仅出现在湖泊中，还出现在水流交换的河流、水库和河口等区域。纵观全球湖泊污染特征，人类频繁活动会诱发水体变换，纳污规模加剧，水体富营养化形势严峻。

3.2 中国湖泊生态环境保护压力

中国湖泊生态环境保护面临的压力主要包括以下几方面：①近年来社会经济快速发展导致的污染源排放量急剧增加，流域污染压力增大；②流域土地高强度不合理开发利用，特别是围湖造田、维护造地等行为，加速了湖泊生态系统的退化速度；③过度开发利用水资源，导致下游生态基流难以保证，江湖联通阻断、湖面萎缩，生物多样性下降，湖泊生境破碎化；④流域低效率的水资源利用效率增加了水资源需求量，加剧了湖泊生态环境生态用水压力，加速了生态系统的退化；⑤国家湖泊环境监管能力不足，科研基础薄弱，特别是对于欠发达区域和深水型湖泊的富营养化与水华发生机理研究极度匮乏。

3.3 水华暴发的人为原因

人类对湖泊富营养化和水华暴发的影响主要是由于过量营养物质通过地表径流、干湿沉降和河流输入等方式进入湖泊所致。从原因上分析，其涉及多个方面。首先，城市污水排放量不断增加水中氮磷含量。其次，工业废水处理不彻底，导致排放不达标，造成湖泊污染。再次，湖泊周边农药、化肥等的应用也是增加营养盐含量的关键因素。在水产养殖业中，饵料的大量使用使得湖泊水质很难维持良好。在高氮磷污染底泥中，营养盐释放加速使得湖泊富营养化现象加剧；在城市以及农村，地表面源污染随暴雨径流快速进入湖泊水体，营养盐的快速升高导致湖泊富营养化；水利工程闸坝建设改变了湖泊水体原有的水动力循环过程，延长了营养物质的水力停留时间，也促使湖泊富营养化和水华的规模化暴发。

4 防控水华措施

要想从根本上解决湖泊富营养化和水华问题，首先要从全流域系统考虑，方案需要具有集中性与综合性，综合考虑多种影响因素，要从湖泊流域的空间管控出发，开展源头控源减排、过程生态拦截、湖体生态恢复和流域环境监管，制定系统性、整体性的解决方案来实现水质保护目标。就湖体水华防控方法来讲，目前的主要方法有四大类：控制营养盐、直接去除藻类、生物调控和生态修复工程；此外建立一体化的流域污染源排放、水质自动监测和水华卫星遥感解译联合监测、预警、管理和决策平台，也是提早发现问题、提早解决问题的有效手段。

4.1 营养盐控制

在富营养化防治工作中，十分常见的手段是对水体营养盐浓度进行控制，有效减少外源负荷以及内源负荷。实践表明，湖泊富营养化之所以日益严重，与外界丰富的营养性物质的进入关系紧密。要想有效减少外部营养盐输入量，需构建统一的营养物质排放标准与水质标准；结合湖泊环境现状，贯彻总量控制对策；建设截污工程；对废水进行处理，使其资源化被重新利用；落实新技术，主要结合除磷脱氮功能的废水生物处理新技术；要有政府约束性对策；有效控制内源性营养物质释放，一般采用人工曝气、疏浚底泥工程措施。但是，这种模式需要巨额投入，技术水平要求较高，加之影响因素多样，预期效果很难达到。

4.2 直接除藻

直接除藻一般分为化学除藻和机械除藻两种。

化学除藻主要是要杀死藻类，但不能有效避免二次污染的发生，易产生负面影响。机械除藻能够满足短期使用要求，但是，需要投入较大资金，同时，在藻类不断生长中，这种方式不能停止。

4.3 生物调控

对于生物调控措施，其成为营养盐控制的重要替代技术类型，以生物群落的重建为基础，降低藻类生物含量，维持水体清澈性，丰富生物类型，强化生物针对性调控。具体讲，可以有针对性地增加食鱼性鱼类，以便保证浮游动物的充足性，达到对藻类的有效控制。另外，也可以发挥食藻鱼的作用，控制蓝藻水华。可在富营养化水体中选择性地种植水雍菜、水葫芦、水生高等植物，使其大量吸收水中氮磷等营养物质，实现对浮游藻类植物的有效抑制。除此之外，构建良好的水生生态系统，包括以藻类、高等水生植物为主的初级生产者，以食草动物、杂食动物为主的消费者以及微生物分解者，以此在减少水体富营养化的同时，增加生物产量，是一种较好的控制富营养化现象发生的方式。鉴于湖泊生态系统的复杂性，要准确界定生物数量与比例，有效发挥水生生物的功能是十分关键的。

4.4 生态修复工程

对于生态修复工程，其在修复富养化湖泊生态系统中占有举足轻重的地位，对维护与修复局部生态系统意义重大。从本质上讲，在湖泊富营养化治理工作中，主要目标是对生态系统结构进行修复，维护其自身完整性。对于非点源污染，有效发挥湿地生态系统在湖泊周边以及湖区之间的作用，利用其在化学以及水文缓冲方面的作用，有效保护湖区水质。根据当前研究结果，针对富营养化水体，完整恢复生态系统的难度较大，且从生态系统范畴研究水生高等植物群落恢复，以及修复过程对湖泊生态系统的影响的相关资料不多，仍需不断进行深入探究。

［1］BULGAKOV N G，LEVICH A P.The nitrogen：phosphorus ratio as a factor regulating phytoplankton community structure［J］.Arch. Hydrobiol，1999（146）：3-22.

［2］HOMSTROM E.Phytoplankton in l6 limed lakes in comparison with the distribution in 500 untreated lakes with varying pH ［J］. Hydrobiol，2002，470：115-126.

［3］HOMSTROM E，EKSTROM C，FROBERG E，et al.Plankton and chemical-physical development in six swedish west coast lakes under acidic and limed conditions ［J］.Can J Fish Auqat Sci，1993（50）：688-702.

［4］HUSZAR V L，CARACO N F.The relationship between phytoplankton composition and pgysical-chemical variables：a comparison of taxonomic and morphological- functional descriptors in six temperate lakes［J］.Freshwat Biol，1998（40）：679-696.

［5］JIN Z W，XIA J，BING H Z.Effect of algal bloom on phosphorus exchange at the sediment-water interface in Meiliang Bay of Taihu Lake，China［J］.Environmental Earth Sciences，2015，75（1）：1-9.

［6］KANGRO K，LAUGASTE R，NOGES P，et al.Long-term changes and seasonal development of phytoplamktom in a strongly stratified，hypertrophic lake［J］.Hydrobiol，2005（547）：91-103.

［7］LATHROP R C.Evaluation of whole-lake nitrogen fertilization for controlling blue-green algal bloom in a hypereutrophic lake［J］.Can J Fish Aquat Sci，1988（45）：2061-2075.

［8］MCCARTHY J J，WYNNE D，BERMAN T.The uptake of dissolved nitrogenous nutrients by Lake Kinnert（Israel） microplankton［J］. Limnol Oceanog，1982（27）：673-680.

［9］MOISAN J R，MOISAN T A，ABBOT M R.Modelling the effect of temperature on the maximum growth rates of phytoplankton populations［J］.Ecological Modelling，2002（153）：197-215.

［10］MUSCUTT A D，HARRIS G L，BAILY S W，et al. Bufferzones to improve water quality：a review of their potential use in UK agriculture［J］.Ecosystem and Environment，1993（45）：59-77.

［11］NELSON N B，PREZELIN B B.Chromatic light effects and physiological modeling of absorption properties of Heterocapsa pygmaea（=Clenodinnan sp）［J］. Mar Ecol Prog Ser，1990（63）：37.

［12］PEARL H W，FULTON R S，MOISANDER P H.Harmful freshwater algal blooms，with an emphasis on cyanobacteria［J］. The Scientific World，2001（1）：76-113.

［13］POLLINGHER U，KAPLAN B，BERMAN T.The impact of iron and chelators on lake kinneret phytoplankton［J］. Plankton-Res，1995（17）：1977-1992.

［14］REYNOLDS C S.Phytoplankton periodicity：the interaction of form，function and environmental variability［J］.Freshwat Biol，1984（14）：111-142.

［15］SCHINDLER D.Evolution of phosphorus limitation in lakes［J］.Science，1977（195）：260-262.

［16］WANG S H，W W W，J X.The process of algal bloom formation and the effects of wind - an enclosure experiment and In situ investigation in a large hyper- eutrophic shallow lake in China［J］.Advanced Materials Research，2012（518）：4303-4314.

［17］SMITH D W，COOPER S D.Competition among cladocera［J］.Ecology，1982（63）：1004-1015.

［18］TAKAMUEA N，OTSUKI A，AIZAKII M，et al.Phytoplankton species shift accompanied by transition from nitrogen dependence to phosphorus dependence of primary production in lake kasumiguara，Japen［J］. Arch Hydrobiol， 1992（124）：129-148.

［19］TEMPONERAS M，KRISTIANSEN J，MOUSTAKE- GOUNI M.Seasonal variation in phytoplankton composition and physical-chemical features of the shallow lake doirani，macedonia，greece［J］.Hydrobiol，2000（424）：109-122.

［20］TILMAN D，KIESLING R，STERNER R，et al.Green，blue-green and diatom algae：taxonomic differences in competitive ability for phosphorus, silicon and nitrogen［J］.Arch. Hydrobiol，1986（106）：473-485.

［21］WATSON S B，MCCAULEY E，DOWNING J A.Patterns in phytoplankton taxonomic composition across temperate lakes of differing nutrient status［J］.Limnol Oceanogr，1997（42）：487-495.

［22］YU L，TANG S，CHEN X，et al.Impact of dissolveable Fe on multiplication of red tide diatom in enclosed water colum［J］.Mar Sci Bull，1994（13）：14-18.

［23］金相灿，刘鸿亮，屠消瑛，等.中围湖泊富营养化［M］.北京：中国环境科学出版社，1990．

［24］金相灿，刘树坤，章宗涉，等.中国湖泊环境（第一册）［M］.北京：海洋出版社，1995．

［25］林小苹，黄长江，陈旭明.粤东拓林湾浮游植物与生态因子的回归分析［J］.数学的实践与认识，2005（35）：77-82．

［26］刘建康.东湖生态学研究［M］.北京：科学出版社，1990．

［27］刘建康.高级水生生物学［M］.北京：科学出版社，2005．

［28］王国祥，成小英，濮培民.湖泊藻型富营养化控制技术、理论及应用［J］.湖泊科学，2002（14）：273-282．

［29］王书航，姜霞，金相灿.巢湖水环境因子的时空变化及对水华发生的影响［J］.湖泊科学，2011，23（6）：873-880.

［30］王志红，崔福义，安全，等.水温及营养值与大沙河水库藻华态势的相关性探讨［J］.给水排水，2004（11）：10-15.

［31］杨东方，谭雪静.铁对浮游植物生长影响的研究进展［J］.海洋科学，1999（3）：48-49．

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10.15913/j.cnki.kjycx.2019.22.006

2095－6835（2019）22－0024－05

〔编辑：严丽琴〕