陈洪森，叶春，李春华，蔡绪贻，魏伟伟*

1.湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室，中国环境科学研究院 2.中国地质大学(北京)水资源与环境学院

近年来，我国湖泊水体污染备受关注。入湖河流汇聚湖泊流域内点源和非点源污染，其携带的污染负荷往往是湖泊污染输入的主要形式[1-6]。入湖河口区是入湖河流和湖泊的交汇水域，是连接2个生态系统的过渡区域，对湖泊或河流水质都有重要影响[7-9]。水生植物是水生态系统中最重要的初级生产者，在对富营养化水体中营养物质去除、抑制藻类生长、恢复水体水质等方面具有重要作用[10-13]。研究表明，水生植物生物量过多或过少都对水生态系统和水体水质改善产生不利影响，生物量过多，会在冬春季通过水生植物衰亡分解将营养盐释放到水体中，产生二次污染[14]；生物量过少，则达不到净化水质、抑制藻类生长的目的[15-16]。因此，加强水生植物管理，控制其生物量对水体水质改善尤为重要。

水生植物衰亡分解受多种因素的影响，其中内部因素包括水生植物类型，木质素含量，植物体内碳、氮、磷含量及比值等；外部因素包括水温、水量、能量流动等[17]。在自然条件下，细菌和真菌群落是水生植物分解的重要参与者[18]。目前，关于不同生物量水生植物分解的研究主要集中在单一水生植物和不同类型水生植物对水体水质的影响方面，而关于水生植物群落衰亡分解的研究较少。李荫玺等[8]研究表明，入湖河口水域水生植物修复是湖泊水体富营养化治理的重要途径之一，水生植物生物量过多或过少都将影响河口区的生态功能。笔者通过模拟近自然条件下水生植物收割后衰亡分解释放营养盐的过程，研究不同剩余生物量对水体水质的影响，以期为冬季入湖河口区水生植物收割管理提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 入湖河口区概况

入湖河口区位于太湖流域陆典桥浜和西蠡湖的交汇处，为弱水动力入湖河口，该区域水域开阔，水生植物种类丰富[19-20]。于2018年11月对入湖河口区的水生植物进行调查，包括水生植物种类、覆盖面积、鲜质量等，同时测量入湖河口区水域面积，计算得到水生植物覆盖度和单位面积鲜质量(生物量)(表1)。

表1 研究区水生植物覆盖度及单位面积茎叶鲜质量

1.2 试验材料

于2018年12月在入湖河口区内，用抓斗式采泥器采集表层40 cm底泥，用2.5 L有机玻璃采水器分层采集水样，同时采集8种水生植物(水葫芦、慈姑、狐尾藻、梭鱼草、芦苇、再力花、茭草、浮萍)。将采集的水样和底泥带回实验室进行预处理，去除水样表面漂浮的杂物、植物碎屑等，将底泥放入大型池槽中，加去离子水搅拌均匀并去除石块、贝壳等杂物。采用高为55 cm、直径为50 cm、容量为100 L的塑料桶进行试验，将厚度为10 cm混合均匀的底泥平铺在桶内，加入78 L水样(水深约40 cm)，静置1周，备用。将采集的8种水生植物用去离子水清洗，晾晒去除植物表面水分，剪成10 cm左右的枝条后，装进尼龙网袋中，备用。

1.3 试验方法

试验在无锡市太湖试验基地的塑料大棚中进行，该大棚具有自然条件下透光、通风、挡雨等功能。以入湖河口区水生植物100%生物量为标准，在试验桶内模拟收割后不同比例剩余生物量条件下水生植物群落衰亡分解试验。各试验组生物量的设置比例：第1组，100%生物量；第2组，80%生物量；第3组，60%生物量；第4组，40%生物量；第5组，20%生物量；第6组，0%生物量；1个空白组作为对照。每组均设3个平行试验。各试验组的生物量均为水生植物群落茎叶生物量，根据试验桶的水面面积和各试验组剩余生物量，计算出各试验组桶内需添加的水生植物的鲜质量(表2)。考虑到收割水生植物时，主要收割植物的茎叶，其根部并未被割除，为更好地模拟实际情况，在6组试验桶的底泥中添加入湖河口区主要水生植物的根，空白组不添加。入湖河口区覆盖度较高的水生植物为茭草和芦苇，其根部生物量分别为0.947、1.135 kg/m2，经计算各试验组需加入186 g茭草根和223 g芦苇根。

表2 各试验组添加的水生植物鲜质量

将各试验组添加的8种水生植物按表2要求的生物量放入尼龙网袋中，然后放入静置好的试验桶内。试验时间为2018-12-25—2019-04-25，共进行120 d，试验期间每10 d采集1次水样进行测试，试验期间因蒸发损失的水量用去离子水补给。

1.4 样品分析及数据处理

应用Excel软件处理试验数据，应用OriginPro 8.0软件绘制水质指标变化图，应用SPSS 22.0软件分析数据相关性。

2 结果与分析

2.1 水生植物分解过程及水温变化

水温是影响水生植物衰亡分解的重要环境因子。各试验组平均水温变化如图1所示。由图1可知，试验第0～60天(12月底—2月底)水温偏低，为5.3～10.8 ℃。期间各桶内水生植物漂浮在水体表面，由于植物内部色素浸出，水体颜色迅速变黄变黑，生物量较小的第4～5组水体颜色虽变黑，但较第1～3组水质清澈，不含植物茎叶的第6组水质最清澈。试验第60～120天(3月初—4月底)，水温逐渐升高，为12.6～20.6 ℃，期间各桶内水葫芦、慈姑、狐尾藻、梭鱼草4种水生植物断裂、腐烂沉入水底。生物量较小的第3～5组水生植物在4月初全部沉入水底形成腐殖质层，水体清澈见底；第1～2组水生植物仍漂浮在水面，水体浑浊发黑；第6组在4月初后由于受植物根部的影响，水体较浑浊。从植物形态变化来看，水温升高对水葫芦、狐尾藻、梭鱼草、慈姑4种水生植物分解的影响较为明显，对芦苇、再力花、茭草、浮萍4种水生植物分解的影响不明显，这与挺水植物较沉水、浮叶植物有更高的木质素含量[22]，很难彻底腐烂分解有关。

图1 各试验组平均水温变化Fig.1 Variation of average water temperature of experimental groups

2.2 水生植物分解过程中pH、DO浓度、Eh变化

各试验组水体pH、DO浓度、Eh变化如图2所示。由图2(a)可知，各试验组水体pH整体呈先降低后缓慢增高至中性，其中第6组在整个试验期间pH变化不大，水体呈中性(7.19±0.23)；第1～5组在水生植物分解初期从中性(7.09±0.16)逐渐降至弱酸性(5.90±0.41)，第100天后水体pH接近7。水体pH变化与水生植物分解紧密相关，试验初期pH降低一方面是由于植物体内有机物释放进入水体，在微生物的作用下分解释放出CO2和CH4，导致水体pH降低[23]；另一方面由于硝化作用影响氨离子向硝酸根离子转换，导致pH进一步降低。试验期间水温逐渐升高，微生物活性增强，水生植物分解速度加快，导致释放的有机酸浓度升高[24]，致使第40～90天水体长时间较稳定地处于酸性；随着易分解植物量的减少，分解释放的CO2量减少，硝化作用减弱，第90天后pH逐渐回升。对比各试验组水体pH变化发现，水生植物生物量越大，pH降幅越大，水体的酸性越强，这表明生物量大小影响分解初期pH的降幅,分解后期各试验组pH间差值减小。相关性分析表明,生物量与水体pH呈中等程度显著负相关(P<0.01，R为-0.52)。

图2 各试验组水体pH、DO浓度、Eh变化Fig.2 Variations of pH, DO concentration and Eh in water of each experimental group

水体DO浓度与Eh代表相似的理化性质。由图2(b)、2(c)可知，在水生植物分解过程中，DO浓度与Eh表现出相似的变化趋势。第1～5组水体DO浓度在第0～10天快速降低，第10～70天无明显变化，第70天后略有增加；第6组在整个分解过程中DO浓度较高，第100天后快速降低。相关性分析表明，水体DO浓度与Eh呈极显著正相关(P<0.01，R为0.79)。Diaz等[25-26]研究认为，水体DO浓度的高低代表不同理化条件，按DO浓度可分为富氧(>4 mg/L)、轻度缺氧(2～4 mg/L)、严重缺氧(≤2 mg/L)3个区段。可见，第1～5组在试验期间处于严重缺氧条件，而第6组基本处于富氧条件。

对比分析各试验组的DO浓度和Eh发现，有水生植物茎叶和无水生植物茎叶的试验组间差异较大。有水生植物茎叶的试验组在试验初期，水生植物漂浮在水面，DO浓度低于1 mg/L且长时间处于厌氧条件，使水体Eh迅速下降到负值，并持续缓慢下降；第70天后随水温的升高，水生植物茎叶逐渐沉降至水底，生物量较小的第3～5组水体DO浓度虽明显升高但仍处于严重缺氧条件。无水生植物茎叶的第6组水体DO浓度变化较小，保持在(10±2)mg/L，使Eh在整个分解过程中变化不明显，在试验后期由于根部腐烂分解消耗氧使DO浓度快速降低。

2.3 水生植物分解过程中水体氮浓度变化

图3 各试验组水体浓度变化 concentration in water of each experimental group

2.4 水生植物分解过程中水体磷浓度变化

图4 各试验组水体浓度变化Fig.4 Variations of TP and concentration in water of each experimental group

2.5 试验始末水体氮、磷浓度变化

试验始末各试验组水体TN、TP浓度变化如图5所示。由图5可知，试验结束时，第1～3组水体TN浓度较试验初始有不同程度的增加，第4～6组则较试验初始明显降低；第1～6组水体TP浓度均较试验初始显著增加。从各组生物量分解留存在水体的氮、磷浓度来看，第5组水体氮、磷浓度较第1～4组和第6组低，水质特征更好。可见，若仅比较试验始末水质，在冬季收割后剩余20%的水生植物生物量，可使入湖河口水域在冬春季维持良好的水质。

图5 试验始末各试验组水体TN、TP浓度变化Fig.5 Variations of TN and TP concentration in water at initial and terminal stage of the experiment

3 讨论

3.1 水生植物生物量对分解的影响

在自然条件下，水生植物分解是一个复杂过程且受多种因素的影响[30,35-37]。水生植物生物量越大，在分解过程中对水体中营养盐浓度的影响越大，但生物量的大小与影响程度没有确定的比例关系。潘慧云等[35]通过研究沉水植物衰亡分解过程营养盐释放发现，生物量只是一定程度上影响植物分解的速度和污染程度。碳氮比和碳磷比被认为是影响微生物活动和种群动态的2个重要因素，其可通过抑制微生物对氮、磷的固定从而影响植物分解速率[38]。Wang等[39]研究表明，高氮、磷含量的植物是影响植物分解释放营养盐浓度的主要因素，植物氮、磷含量越高，分解后水体氮、磷浓度越大。

水生植物分解过程主要分为3个阶段[40-42]：第1阶段为易溶有机物物理浸出过程，该阶段水生植物生物量越大，可浸出的溶解性物质就越多；第2阶段为微生物分解作用过程，该阶段植物重量损失较大；第3阶段植物分解缓慢，且分解速度受不同植物体内木质素、纤维素和半纤维素等含量的影响[43]。本研究中狐尾藻、慈姑、水葫芦、浮萍这4种水生植物茎叶分解明显，而茭草、芦苇、再力花分解不明显，这与曹培培等[44]的研究结果相一致。与一般水生植物分解试验不同，自然条件下水生植物分解4个月后，水体中各营养盐浓度仍未达到稳定，这表明水生植物自然衰亡分解需要较长的时间。

3.2 水温对分解的影响

自然条件下，水温是不可控因素，也是影响水生植物分解的重要外界环境因子。水温对水生植物分解的作用主要是通过影响系统内细菌及真菌的活性从而改变植物体内营养物质的释放速率[37]。试验第0～10天，水温较低，微生物分解作用很弱，水生植物的分解以快速浸出为主，水体中营养盐浓度变化主要受沉积物及植物茎叶吸附作用的影响。试验中期，由于水温升高，水生植物分解能维持水体较高的营养盐浓度。但不同类型植物受水温影响的表现不同，Hanisak[45]研究认为，不同类型水生植物分解具有差异性，非光合作用沉水植物在温度的影响下更容易分解，使水体营养盐浓度在一段时期内维持较高值。自然条件下，水生植物衰亡分解主要发生在春季温度较高的时候，若冬季打捞部分沉水植物和一些难分解的挺水植物，则可以改变春季植物分解对水质的影响。

4 结论

(2)水温是水生植物衰亡分解的重要外界影响因素。第30～50天水温发生改变，明显影响了水生植物释放到水体中氮、磷浓度的变化，主要表现为水温上升，水体中氮、磷浓度快速升高；水温下降，水体中氮、磷浓度降低。

(3)冬春季入湖河口区茎叶生物量是影响水生植物群落衰亡分解释放到水体中营养盐浓度的关键因素。试验始末水体氮、磷浓度变化表明，收割后保留20%的水生植物群落茎叶生物量有利于保持冬春季入湖河口区良好的水质。