漂浮植物与底栖动物重建对采煤塌陷水域修复效果的研究

2018-03-02许国晶田功太巩俊霞杜兴华张金路朱永安

江西农业学报 2018年2期

许国晶，田功太，李壮，巩俊霞，杜兴华，张金路，朱永安

山东济宁、枣庄两市采煤地因受微山湖的影响，地下潜水位较高，采煤塌陷后形成了独特的带状或块状的沉陷区域，并受地下较高水位影响，采煤塌陷区由单一的陆生环境演变成水、陆复合型生态系统，改变了原有的生态关系。到目前为止，前人对采煤塌陷区的生态修复提出了很多方法，但多数以农业复垦为主，倾向于对采煤塌陷区的利用［1－6］，如利用采煤废弃物进行充填复垦、根据塌陷区域水位深浅进行浅水种植或者修建鱼塘发展网围、网箱养殖业［7－9］，而这些复垦方式对采煤塌陷区的生态环境修复不够重视。如何对采煤塌陷水域进行生态修复，充分发挥塌陷水域的生态功能以及塌陷水域的生态价值，实现采煤塌陷区的长期可持续发展是当前迫切需要解决的问题。

目前国内外在采用水生植物进行生态系统修复方面开展了大量的研究，尤其在湖泊湿地方面［10－13］：通过移植沉水植物苦草（Vallisneria natans）、黑藻（Hydrilla verticillata）对江滩湿地进行修复；利用沉水植物伊乐藻（Elodea nuttallii）生态重建对月湖进行修复；重建浮叶植物荇菜（Limnanthemun nymphoides）对太湖进行生态修复，这些研究均表明水生植物在去除水质营养盐、改善水质、恢复水体水生生态系统等方面效果良好。研究表明底栖动物螺蛳（Margarya melanioides）可缓解养殖池塘水质的污染状况［14］，与沉水植物组合取得了良好的水质净化效果［15－16］。而针对采煤塌陷水域，目前只有张玉云在淮南市潘集区采煤沉陷水域通过重建以沉水植物苦草为主的水生植物群落进行生态修复［17］。笔者选择在采煤塌陷水域比较常见的漂浮植物水鳖Hydrocharis dubia与底栖动物组合对采煤塌陷水域进行了生态修复研究，以期为重建采煤塌陷水域生态系统提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 实验材料

选用采煤塌陷水域常见的漂浮植物水鳖为实验材料，实验植株从济宁市鱼台鹿洼塌陷水域移植。水生动物田螺（Cipangopaludina chinensis）为市售，在买回后暂放水箱中培养2周，然后用于后续实验。

1.2 实验设计

实验在水箱中开展，水箱长×宽×高为90 cm×75 cm×60 cm，实际用水体积为280 L。共设置4个实验组：在第Ⅰ、Ⅱ实验组分别移植覆盖面积为10%、20%的水鳖（质量分别为0.1、0.2 kg）；在第Ⅲ组即底栖动物对照组仅放等量的田螺，不放置水鳖；第Ⅳ组为空白对照组。每个实验组水箱内均放置相同量的底泥（约10 cm厚）。除空白对照组外，其余3个实验组水箱内均放置140 g田螺（即投放量250 g／m2）。4个实验组的其他实验条件均相同。在实验过程中不再加水。实验从2017年6月6日开始，至6月29日结束。

1.3 检测项目和方法

水箱准备完毕在放置漂浮植物和底栖动物前，采集水样和泥样进行检测并作为初始数据。每次取水样的时间均为上午8：00，每4～5 d取一次水样。先在靠近塑料周转箱底层处使用5 L采水器采取水样，再用离心管从中取部分水样用于检测。总氮（TN）、总磷（TP）、氨态氮（NH＋4－N）、硝态氮（NO－3－N）、亚硝态氮（NO－2－N）的浓度等用 SpectroquantPharo 100（德国MERCK）分光光度计测定，具体检测方法见许国晶等［18］的报道。

采集实验泥样后立即送至实验室以4200 r／min离心，上清液经0.45μm滤膜过滤后即为间隙水样；每10 d取一次泥样进行检测。间隙水样检测方法同上文水样检测。

1.4 去除率的计算

为了准确评价漂浮植物与底栖动物对采煤塌陷水域水质的净化效果，本文营养盐去除率计算扣除了空白对照组的去除效果［19］，其具体计算公式为：营养盐去除率＝（空白对照组营养盐浓度－实验组营养盐浓度）／空白对照组营养盐的浓度×100%。

1.5 数据、图表处理

本文实验数据均为3个重复的平均值。方差分析采用 SPSS 16.0，当 P＜0.05时差异显著。用Microsoft Excel 2007进行图表处理。

2 结果与分析

2.1 各处理组水体中TN浓度的变化

从图1A中可以看出：各处理组水体的TN浓度随时间推进呈现下降的趋势；从实验开始到实验结束，各处理组水体的TN浓度均显著降低，覆盖面积10%水鳖＋底栖动物组水体的TN浓度从2.43 mg／L降低至1.07 mg／L，20%水鳖＋底栖动物组和底栖动物对照组的 TN浓度分别从2.33、2.47 mg／L降低至1.40、1.90 mg／L，并且覆盖面积 10%水鳖＋底栖动物组与底栖动物对照组之间TN浓度差异显著（P＜0.05）。由图1B可以看出：10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组及底栖动物对照组的TN去除率分别为1.82%～55.56%、4.11%～41.67%、－1.37%～20.83%，TN最大去除率表现为10%水鳖＋底栖动物组（55.56%）＞20%水鳖＋底栖动物组（41.67%）＞底栖动物对照组（20.83%）。说明水鳖与底栖动物协同作用优于底栖动物单独作用，推测是底栖动物可以将悬浮态的氮磷转化为溶解态的氮磷［20］，促进了水生植物根系的净化作用。但覆盖面积20%水鳖对水体中TN的去除效果没有覆盖面积10%水鳖组好。本实验水鳖＋底栖动物处理对TN的去除率高于兰策介等［21］研究的金鱼藻（Ceratophyllum demersum）与环棱螺（Bellamya purificata）组合对 TN的去除率（20.48%），也高于陈倩等［20］研究的空心菜（Ipomoea aquatica Forsk）与中华圆田螺（Cipangopaludina chinensis）组合对 TN的去除率（37.12%），但与其研究的西伯利亚鸢尾（Iris sibirica）与中华圆田螺组合对TN的去除率50.92%相近。本实验中底栖动物对照组的TN浓度呈现先上升后下降的趋势，推测是田螺自身代谢的原因，随着田螺对环境的适应，其通过滤食作用使TN浓度逐渐下降。底栖动物对照组对TN的去除率达20.83%，这与孟顺龙等［14］在鲫鱼养殖池塘螺蛳投放量225 g／m2对TN的去除率17.8%、投放量450 g／m2对TN的去除率22.2%相近。

2.2 各处理组水体中TP浓度的变化

由图2A可以看出10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组水体的TP浓度从实验开始至实验结束变化趋势基本一致，呈下降趋势；而底栖动物对照组水体的TP浓度变化趋势与TN浓度一致，呈先上升后下降的趋势；10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组和底栖动物对照组水体的TP浓度分别从 0.27、0.25、0.25 mg／L 降低至 0.05、0.06、0.13 mg／L；10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组TP的降低量显著高于底栖动物对照组的（P＜0.05），而覆盖面积10%水鳖＋底栖动物组与覆盖面积20%水鳖＋底栖动物组之间TP浓度差异不显著（P＞0.05）。TP去除率随实验时间的变化情况如图2B所示，至实验结束时，10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组和底栖动物对照组的TP去除率分别达到了77.5%、72.5%、35.0%，10%水鳖＋底栖动物组与20%水鳖＋底栖动物组间TP去除率差异不显著（P＞0.05），但这两组与底栖动物对照组间TP去除率差异显著（P＜0.05）。由此可以看出水鳖＋田螺组对TP的去除效果优于底栖动物对照组的，说明水鳖与底栖动物协同作用优于底栖动物单独作用，这与刘飞等［15］的研究结果一致。本实验中TP去除率高于金鱼藻与环棱螺组合［21］对TP的去除率41.97%，高于空心菜与中华圆田螺组合对TP的去除率53.49%，以及西伯利亚鸢尾与中华圆田螺组合对TP的去除率32.2%［20］，且与储昭升等［22］研究的海菜花－螺蛳组合对TP的去除率75.5% ±3.9%相近，说明植物种类及覆盖面积等因素导致TP去除性能出现差异。本实验底栖动物对照组对TP的去除率为35%，略低于孟顺龙等［14］在鲫鱼养殖池塘螺蛳投放量225 g／m2和投放量 450 g／m2对 TP的去除率（分别为 38.9%和44.4%），可能与投放螺蛳的量有关。

图1 各组水体中TN浓度及TN去除率随实验时间的变化

图2 各组水体中TP浓度及TP去除率随实验时间的变化

2.3 各处理组水体NH＋4－N、NO－3－N 及 NO－2－N 浓度的变化

由图3A可以看出：各组水体中NH＋4－N 浓度随时间推移均有所降低，除空白对照组略微增加外。在实验期间，空白对照组水体的NH＋4－N浓度由 0.83 mg／L 增加至 0.86 mg／L，10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组和底栖动物对照组水体的NH＋4－N浓度分别由 0.86、0.83、0.85 mg／L 降至 0.30、0.40、0.54 mg／L，分别降低了 0.56、0.43、0.31 mg／L。表明10%水鳖＋底栖动物组的NH＋4－N降低量显著高于覆盖面积20%水鳖＋底栖动物组以及底栖动物对照组的（P＜0.05）。由图3B可知：至实验结束，10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组和底栖动物对照组对 NH＋4－N的去除率分别为 65.12%、53.48%、37.79%，10%水鳖＋底栖动物组对NH＋4－N 的去除率显著高于20%水鳖＋底栖动物组和底栖动物对照组的（P＜0.05）；但水生植物＋底栖动物组对NH＋4－N的去除效果优于底栖动物对照组的，这与刘飞等［15］的研究结果一致。

各处理组水体中NO－3－N 及 NO－2－N浓度随实验进行呈下降趋势（图3C和图3E），其中10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组及底栖动物对照组水体的NO－3－N浓度与实验开始时相比分别降低了0.43、0.33、0.20 mg／L，而空白组增加了 0.02 mg／L。至实验结束，10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组及底栖动物对照组对NO－3－N的去除率分别为46.43%、35.71%、21.43%，10%水鳖＋底栖动物组和20%水鳖＋底栖动物组对NO－3－N的去除率显著高于底栖动物对照组的（P＜0.05）。10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组及底栖动物对照组水体的NO－2－N浓度与实验开始时相比分别降低了0.30、0.23、0.16 mg／L，而空白组增加了 0.01 mg／L；10%水鳖＋底栖动物组和20%水鳖＋底栖动物组的NO－2－N降低量显著高于底栖动物对照组的（P＜0.05）。至实验结束，10%水鳖＋底栖动物组、20%水鳖＋底栖动物组及底栖动物对照组对NO－2－N的去除率分别为66.67%、53.33%、35.56%，且10%水鳖＋底栖动物组和20%水鳖＋底栖动物组对NO－2－N的去除率显著高于底栖动物对照组的（P＜0.05）。

图3 各组水体中NH 4＋－N、NO 3－－N及NO 2－－N浓度及其去除率随实验时间的变化

2.4 实验过程中底泥间隙水中TN、TP浓度的变化

如图4A和图4B所示，10%水鳖＋底栖动物组底泥间隙水中TN浓度由实验开始时的6.20 mg／L下降到实验结束时的4.70 mg／L，20%水鳖＋底栖动物组由6.20 mg／L增加到7.50 mg／L，底栖动物对照组由6.23 mg／L 增加到 12.80 mg／L，空白对照组由 6.27 mg／L降至4.90 mg／L；底栖动物对照组的TN浓度增加量显著高于20%水鳖＋底栖动物组的（P＜0.05）。10%水鳖＋底栖动物组间隙水中TP浓度由实验开始时的0.18 mg／L下降至实验结束时的0.12 mg／L，20%水鳖＋底栖动物组由0.18 mg／L降至0.15 mg／L，底栖动物对照组由0.18 mg／L增加至0.23 mg／L，空白对照组由0.18 mg／L降至 0.10 mg／L。在本实验中，空白对照组底泥间隙水中TN、TP浓度随时间降低，这与孟顺龙等［14］的实验结果不同，推测是因为底泥间隙水中氮磷释放至水中，而又不存在鱼类、底栖动物的外在代谢。在本实验中，底栖动物对照组底泥间隙水中TN、TP浓度随时间均增加，这与孟顺龙等［14］的实验结果一致；而10%水鳖＋底栖动物组底泥间隙水中TN、TP浓度随时间有所降低，20%水鳖＋底栖动物组底泥间隙水中TN、TP浓度的增加量也低于底栖动物对照组的，这与刘飞等［15］的研究结果一致。可见水生植物与底栖动物协同作用使得底泥氮的含量降低，并且其效果优于底栖动物单独作用的。

3 结论

漂浮植物水鳖和底栖动物田螺组合对采煤塌陷养殖水体及底泥氮磷等营养盐的去除效果优于田螺单独作用的，同时水鳖覆盖面积对净化效果也有影响，不同覆盖面积的水鳖和田螺组合对采煤塌陷养殖水体以及底泥间隙水营养盐的去除效果不同。

图4 各组底泥间隙水中TN、TP浓度随实验时间的变化

覆盖面积10%的漂浮植物水鳖和底栖动物田螺组合对采煤塌陷养殖水体中TN、TP、NH＋4－N、NO－3－N以及NO－2－N的去除效果较好，去除率分别达到了55.56%、77.50%、65.12%、46.43%、66.67%；同时该组合对底泥TN、TP也有一定的去除作用。恢复和重建以漂浮植物和底栖动物为主的水生生物生态系统是重建采煤塌陷水域生态系统的重要措施。

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