亓鵬玉，劉金明

諸城市環(huán)境保護(hù)監(jiān)測站，山東 濰坊 262200

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挺水植物蘆葦?shù)母鈱λw水質(zhì)的影響

亓鵬玉，劉金明

諸城市環(huán)境保護(hù)監(jiān)測站，山東 濰坊 262200

蘆葦；腐解；水體水質(zhì)；底泥

水生植物作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，不僅是湖泊生物鏈中的主要生產(chǎn)者，而且是湖泊演化和湖泊生態(tài)平衡的重要調(diào)控者[1-2]。水生植物不僅具有非常好的觀賞價(jià)值，而且能通過其生長過程中的吸收、過濾、截留等作用，主動(dòng)并有效地吸收水體中的氮、磷、重金屬、有機(jī)物等污染物,對污水起到一定的凈化作用[3-5]。此外，生長于植物根際的微生物，亦能夠在一定程度上降解水中的有機(jī)污染物[6-7]。因此，培育水生植物已經(jīng)成為湖泊污染治理和生態(tài)修復(fù)的重要途徑[8-10]。

水生植物的生長具有周期性,在經(jīng)歷生長穩(wěn)定期后，逐漸進(jìn)入衰亡期。水生植物在腐爛分解過程中,一方面，植物體內(nèi)的氮、磷等營養(yǎng)鹽會逐漸釋放到水體中,可能導(dǎo)致湖泊水質(zhì)的惡化，造成水體的二次污染[11-12]；另一方面，其腐解過程中釋放的有機(jī)質(zhì)進(jìn)入水體后，能夠?yàn)樗w及底泥中的厭氧微生物提供一定的碳源，并通過反硝化作用將水體中的硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，在一定程度上有利于受納水體的脫氮作用[13-14]。因此，研究水生植物腐解過程中物質(zhì)的釋放規(guī)律及其對水體水質(zhì)的影響，對水體生態(tài)修復(fù)及污染治理具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

蘆葦是種適應(yīng)性廣、抗逆性強(qiáng)、生物量高的挺水植物，由于其葉、葉鞘、莖、根狀莖和不定根均具有通氣組織，在凈化污水中能夠發(fā)揮重要作用[15]。因此，蘆葦在水體生態(tài)修復(fù)及污染治理中的應(yīng)用越來越受到專家和學(xué)者們的重視。筆者在試驗(yàn)?zāi)M條件下，選擇典型的挺水植物——蘆葦作為研究對象，綜合考察不同生物量密度下，蘆葦殘?bào)w的腐解過程及其對水體水質(zhì)的影響，深入探討蘆葦殘?bào)w腐解過程中養(yǎng)分的釋放規(guī)律。以期為殘?bào)w在濕地脫氮中的利用提供可靠的依據(jù)，最終為實(shí)際的濕地生態(tài)修復(fù)工程提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 材料的預(yù)處理

1)用高純水漂洗收集的蘆葦殘?bào)w莖和葉，以去除殘?bào)w表面的雜質(zhì)，隨后將殘?bào)w置于烘箱中，于65 ℃烘干至恒重；2)將殘?bào)w剪成約1 cm長的碎片，混合均勻后置于密封袋中，并置于干燥器內(nèi)備用；3)收集蘆葦生長區(qū)的表層底泥，將收集的底泥混合均勻，過100目網(wǎng)篩，去除底泥中植物殘?bào)w和雜物，再加入適量的高純水混勻，配制成底泥懸浮液備用，底泥的成分如表1所示。

表1 底泥的主要成分

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

在室溫(19.5～21.8 ℃)下，用尼龍網(wǎng)將不同質(zhì)量的蘆葦殘?bào)w碎片包裹后，置于1 L的燒杯中進(jìn)行腐解試驗(yàn)，試驗(yàn)用水為高純水。試驗(yàn)分為0.1 gL殘?bào)w、0.2 gL殘?bào)w、0.4 gL殘?bào)w、0.2 gL殘?bào)w+底泥懸浮液、底泥懸浮液5個(gè)工況，每個(gè)工況設(shè)3個(gè)重復(fù)試驗(yàn)。整個(gè)試驗(yàn)在避光條件下進(jìn)行，于第0、2、4、6、8、10、17、24、31、38、52和66天進(jìn)行采樣監(jiān)測，每次取20 mL水樣測定-N、TP、DO濃度以及pH和水溫等，并補(bǔ)充適量的高純水以保持整體水量，直至試驗(yàn)結(jié)束。

1.3 水質(zhì)指標(biāo)的測定

2 結(jié)果與分析

2.1 對水體pH和DO濃度的影響

植物殘?bào)w在腐解過程中，極易對水體pH和DO濃度造成較大的影響，從而影響整個(gè)水體生態(tài)系統(tǒng)。水體pH隨腐解時(shí)間的變化見圖1。

圖1 水體pH隨腐解時(shí)間的變化Fig.1 Variations of pH in water body with the change of decomposition time

從圖1(a)可以看出，在投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體pH表現(xiàn)出相似的變化趨勢，即腐解第2天，水體pH出現(xiàn)了驟降，隨后出現(xiàn)先急后緩的上升(第2～24天)，最終趨于穩(wěn)定(第24～66天)。水體pH在第2天均達(dá)到了最低值，分別為5.45、5.37和5.13，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，水體pH分別為7.56、7.43和7.27，均低于初始值(7.80)。綜上，蘆葦?shù)母鈺档退w的pH。此外，隨著植物殘?bào)w投加量的增加，水體pH的降幅逐漸增大。從圖1(b)可以看出，當(dāng)蘆葦腐解過程中存在底泥時(shí)，水體pH的變化要明顯小于無底泥時(shí)，并且試驗(yàn)結(jié)束時(shí)水體的pH(8.12)要明顯高于初始值。結(jié)果表明，底泥的存在能夠降低蘆葦腐解對水體pH的影響。

水體DO濃度隨腐解時(shí)間的變化見圖2。

圖2 水體DO濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.2 Variations of DO in water body with the change of decomposition time

從圖2(a)可以看出，投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體DO濃度表現(xiàn)出相似的變化趨勢。腐解第2天，DO濃度出現(xiàn)了驟降，隨后緩慢上升(第2～31天)，最終趨于穩(wěn)定(第31～66天)。DO濃度在第2天達(dá)到最低值，分別為6.37、5.00和3.11 mgL，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，DO濃度分別為7.57、6.74和5.43 mgL，均低于初始濃度(8.30 mgL)。此外，隨著殘?bào)w投加量的增加，水體DO濃度逐漸降低。綜上，蘆葦腐解是消耗氧的過程，即好氧過程，因此，蘆葦腐解可造成水體缺氧。從圖2(b)可以看出，當(dāng)腐解過程中存在底泥時(shí)，雖然水體DO濃度沒有發(fā)生明顯變化，但出現(xiàn)了一定程度的降低，即蘆葦腐解過程中，底泥的存在會在一定程度上降低水體中的DO濃度。

2.2 對水體TOC濃度的影響

水體中TOC濃度是微生物及植物生長的一個(gè)重要影響因素，會影響整個(gè)水體的生態(tài)系統(tǒng)。水體TOC濃度隨腐解時(shí)間的變化見圖3。

圖3 水體TOC濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.3 Variations of TOC in water body with the change of decomposition time

從圖3(a)可以看出，在殘?bào)w投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體TOC濃度表現(xiàn)出相似的變化趨勢，即殘?bào)w投加量未對水體TOC濃度的變化趨勢產(chǎn)生明顯的影響，僅對TOC濃度產(chǎn)生了一定的影響。腐解前期(第0～4天)，水體TOC濃度出現(xiàn)了明顯的升高(尤其是第2天)，隨后水體TOC濃度進(jìn)入緩慢降低的階段(第4～31天)，最終進(jìn)入了穩(wěn)定階段(第32～66天)。腐解第4天，水體TOC濃度均達(dá)到了最高值，分別為16.58、23.43和28.67 mgL。腐解試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，水體TOC濃度分別為5.53、10.48、16.48 mgL，均高于初始濃度(0)。此外，隨著蘆葦殘?bào)w投加量的增加，水體的TOC濃度亦逐漸升高。綜上，蘆葦殘?bào)w的腐解可增加水體中的TOC濃度，且殘?bào)w投加量越大，TOC濃度升高幅度越大。從圖3(b)可以看出，蘆葦腐解過程中，底泥的存在對水體中TOC濃度產(chǎn)生了一定的影響，在腐解前期(第0～4天)，水體TOC的濃度要明顯高于無底泥時(shí)(僅投加蘆葦殘?bào)w)，而腐解中期和后期(第4～66天)，水體TOC濃度要明顯低于無底泥時(shí)?？傮w上，底泥的存在能夠降低蘆葦殘?bào)w腐解過程對水體TOC的影響。

2.3 對水體氮濃度的影響

氮的濃度及存在形式可能對水體中的微生物群落、水體氧環(huán)境、水生生物等造成較大的影響，因此，研究水體中氮濃度及存在形式的變化至關(guān)重要。

水體TN濃度隨腐解時(shí)間的變化見圖4。

圖4 水體TN濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.4 Variations of TN in water body with the change of decomposition time

從圖4(a)可以看出，在殘?bào)w投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體TN濃度表現(xiàn)出相似的變化趨勢。腐解前期(第0～4天)，水體TN濃度迅速增加；腐解中期(第4～31天)，水體TN濃度進(jìn)入先迅速降低后緩慢降低的階段；腐解后期(第32～66天)，水體TN濃度趨于穩(wěn)定。在腐解第4天，水體TN濃度達(dá)到了最高值，分別為1.77、1.85和2.21 mgL。腐解試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，水體TN濃度分別為0.82、0.91和0.61 mgL，均高于初始濃度(0)。雖然腐解前期，水體TN濃度隨殘?bào)w投加量的增加而逐漸增大，但腐解中期及后期，水體中的TN濃度與殘?bào)w投加量并不呈正相關(guān)性?？傊J葦腐解可增加水體中的TN濃度，但并不與殘?bào)w投加量呈正相關(guān)性。從圖4(b)可以看出，當(dāng)存在底泥時(shí)，腐解過程中的TN濃度要明顯低于無底泥時(shí)，說明底泥的存在能夠降低蘆葦殘?bào)w腐解過程對水體TN濃度的影響。

水體NH3-N濃度隨腐解時(shí)間的變化如圖5所示。

圖5 水體NH3-N濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.5 Variations of NH3-N in water body with the change of decomposition time

從圖5(a)可以看出，殘?bào)w投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體NH3-N濃度呈現(xiàn)出相似的變化趨勢，同時(shí)，水體NH3-N濃度隨殘?bào)w投加量的增加而升高。腐解第2天，水體NH3-N濃度出現(xiàn)了陡增，隨后進(jìn)入逐漸降低的過程(第4～38天)，最終進(jìn)入穩(wěn)定階段(第38～66天)。水體NH3-N在腐解第2天達(dá)到最大值，分別為0.96、1.12和1.43 mgL，腐解結(jié)束時(shí)，其濃度分別為0.22、0.38和0.51 mgL，均高于初始濃度(0)。綜上，蘆葦腐解過程可增加水體NH3-N的濃度，且其濃度隨殘?bào)w投加量的增加而升高。從圖5(b)可以看出，底泥存在時(shí)，水體NH3-N濃度在整個(gè)腐解過程中均低于無底泥時(shí)，因此，底泥的存在能夠降低蘆葦腐解對NH3-N濃度的影響，但降低程度較小。

圖6 水體-N濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.with the change of decomposition time

從圖6(a)可以看出，殘?bào)w投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體-N濃度呈現(xiàn)出相似的變化趨勢，但其變化趨勢明顯不同于TN和NH3-N濃度。腐解前期(第0～4天)，水體-N濃度出現(xiàn)了迅速增加；腐解中前期(第4～10天)，水體-N濃度出現(xiàn)了迅速降低；腐解中后期(第10～31天)及后期(第31～66天)，水體-N濃度又呈現(xiàn)出了緩慢升高的趨勢。腐解第4天，水體濃度達(dá)到了最大值，分別為0.76、0.73和0.63 mgL；第10天達(dá)到了最小值，分別為0.08、0.18和0 mgL；腐解結(jié)束時(shí)，水體-N濃度分別為0.59、0.53、0.10 mgL。綜上，蘆葦腐解過程可增加水體的-N濃度，水體-N的增加幅度與殘?bào)w投加量呈負(fù)相關(guān)性。從圖6(b)可以看出，在蘆葦腐解的中期及后期，底泥的存在能夠明顯降低水體-N濃度，即底泥的存在能夠降低蘆葦腐解過程對水體-N濃度的影響。

從圖7(a)可以看出，投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，水體-N濃度無明顯的變化趨勢。腐解前期(第0～4天)，水體-N濃度呈迅速增加的趨勢，并且于第4天達(dá)到最大值，分別為0.10、0.07和0.28 mgL；腐解中期及后期，水體-N濃度先迅速降低后緩慢降低；腐解結(jié)束時(shí)，水體-N濃度均接近于初始值(0)。綜上，蘆葦腐解對水體-N濃度的影響較小，而且最終的影響程度并不隨投加量的變化而變化。從圖7(b)可以看出，當(dāng)?shù)啄啻嬖跁r(shí)，水體-N濃度要低于無底泥時(shí)，因此，底泥的存在能夠降低蘆葦腐解對水體-N濃度的影響。

2.4 對水體TP濃度的影響

水體TP濃度隨腐解時(shí)間的變化情況見圖8。

圖7 水體-N濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.7 Variations of -N in water body with the change of decomposition time

圖8 水體TP濃度隨腐解時(shí)間的變化Fig.8 Variations of TP in water body with the change of decomposition time

從圖8(a)可以看出，植物腐解過程中，磷的釋放比碳和氮的釋放要緩慢一些。在投加量分別為0.1、0.2和0.4 gL時(shí)，腐解前期(第0～4天)或前期及中前期(第0～10天)，水體TP濃度逐漸增加，在此期間，水體的TP濃度均達(dá)到了最高值，分別為0.15、0.21和0.28 mgL；隨后水體TP濃度均進(jìn)入了緩慢降低的階段；最終，水體TP濃度分別為0.05、0.07和0.16 mgL，均高于初始值(0)。此外，隨著殘?bào)w投加量的增加，水體TP濃度亦相應(yīng)的升高。綜上，蘆葦腐解可增加水體的TP濃度，且隨著殘?bào)w投加量的增加而升高。從圖8(b)可以看出，當(dāng)蘆葦腐解過程中存在底泥時(shí)，水體TP濃度出現(xiàn)了較為明顯的變化，即腐解中后期，水體TP濃度出現(xiàn)了較為快速的下降，明顯低于無底泥時(shí)，因此，底泥能夠降低蘆葦腐解對水體TP濃度的影響。

3 討論

3.1 蘆葦腐解對水體pH和DO濃度的影響

腐解前期(第0～2天)，水體pH出現(xiàn)了驟降，主要是因?yàn)樘J葦在腐解初期釋放出大量的有機(jī)酸[17]，隨著腐解過程的進(jìn)行，水體中的有機(jī)酸被水體微生物吸收利用并分解。因此，植物腐解中期，水體pH逐漸增加。當(dāng)水體中的大部分有機(jī)酸被消耗時(shí)，腐解進(jìn)入緩慢或停滯階段，水體pH也趨于穩(wěn)定。但對比試驗(yàn)始末的水體pH，最終，蘆葦腐解在一定程度上降低了水體的pH，而且隨著殘?bào)w投加量的增加，水體pH的降幅增大。此外，當(dāng)水體中存在底泥時(shí)，水體pH的降幅要明顯小于無底泥時(shí)，通過與底泥空白的對比，可以推斷，由于底泥存在少量的堿性物質(zhì)，其釋放減緩了蘆葦腐解對水體pH的影響。

腐解前期(第0～2天)，水體DO濃度出現(xiàn)了驟降，主要是因?yàn)橹参锔膺^程屬于消耗氧的過程[18]，水體微生物對植物及其釋放的有機(jī)物的分解同樣需要消耗水體中的溶解氧。隨著腐解時(shí)間的延長，腐解速度越來越慢，導(dǎo)致水體DO消耗速率的降低，空氣中的氧氣不斷補(bǔ)充入水體中，因此腐解中后期，水體DO濃度逐漸升高并趨于穩(wěn)定。對比試驗(yàn)始末，蘆葦腐解在一定程度上降低了水體的DO濃度，而且降幅隨殘?bào)w投加量的增加而增大。此外，當(dāng)存在底泥時(shí)，水體DO濃度要明顯低于無底泥時(shí)，可能是由于底泥的介入，引入了一些底泥微生物，加快了對水體DO的消耗。

3.2 蘆葦腐解對水體C、N、P濃度的影響

在植物腐解前期(第0～4天)，水體TOC濃度出現(xiàn)了較大幅度的升高，主要來源于蘆葦腐解釋放出的有機(jī)物，其中，部分有機(jī)物逐漸被水中的微生物作為碳源吸收利用[19]。隨著時(shí)間的延長，蘆葦腐解速率逐漸減慢，因此，腐解的中期及后期，水體TOC濃度逐漸降低并趨于穩(wěn)定。總之，蘆葦腐解可增加水體TOC濃度，且增幅隨蘆葦殘?bào)w投加量的增加而升高。此外，當(dāng)?shù)啄啻嬖跁r(shí)，腐解前期，水體TOC濃度明顯高于無底泥時(shí)，可能是由于底泥微生物的引入促進(jìn)了蘆葦?shù)母?，而微生物的增加加快了水體TOC的消耗，因此，腐解中期和后期，水體TOC濃度明顯低于無底泥時(shí)。綜上，底泥的存在能夠促進(jìn)蘆葦?shù)母?，同時(shí)能夠加快水體TOC的消耗[20-21]。

在植物腐解的前期及中前期(第0～10天)，水體TP濃度呈顯著的升高趨勢，可能是來源于蘆葦腐解的釋放，腐解前期水體DO濃度的下降，也促進(jìn)了TP的釋放；腐解中后期，水體DO濃度逐步上升，促進(jìn)了對TP的吸收[25]，因此，水體TP濃度出現(xiàn)了降低趨勢。總之，蘆葦腐解在一定程度上增加了水體TP濃度，且增幅隨殘?bào)w投加量的增加而增大。此外，當(dāng)存在底泥時(shí)，水體TP濃度明顯低于無底泥時(shí)，這主要是由于底泥對水體中磷的吸收作用，使水體中的磷遷移至底泥中。

4 結(jié)論

(1)蘆葦殘?bào)w的腐解造成了受納水體pH和DO濃度的明顯降低，其降幅隨蘆葦殘?bào)w投加量的增加而增大。尤其在腐解前期，受納水體的pH和DO濃度會出現(xiàn)急劇下降。

(3)若蘆葦殘?bào)w的腐解在底泥表層進(jìn)行時(shí)，其腐解過程對水體水質(zhì)的影響要明顯小于無底泥時(shí)，這主要源于底泥自身的吸附作用以及底泥微生物的反硝化作用。因此，實(shí)際濕地生態(tài)修復(fù)過程中，應(yīng)采取適當(dāng)?shù)姆椒ū苊庵参餁報(bào)w漂浮于水面，不僅能避免殘?bào)w覆蓋造成的水體DO濃度急劇降低，而且能使殘?bào)w的腐解在底泥的表層進(jìn)行，降低了腐解過程對水體水質(zhì)的影響。

[1] 曹培培,劉茂松,唐金艷,等.幾種水生植物腐解過程的比較研究[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34(14):3848-3858.

CAO P P,LIU M S,TANG J Y,et al.A comparative study on the decomposition processes among some aquatic plants[J].Acta Ecologica Sinica,2014,34(14):3848-3858.

[2] ENGEL S.The role and interactions of submerged macrophytes in a shallow Wisconis Lake[J].Freshwater Ecology,1998,4(3):329-341.

[3] 種云霄,胡洪營,錢易.大型水生植物在水污染治理中的應(yīng)用研究進(jìn)展[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備,2003,4(2):36-40.

CHONG Y X,HU H Y,QIAN Y.Advances in utilization of macrophytes in water pollution control[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2003,4(2):36-40.

[4] 徐德福,徐建民,王華勝,等.濕地植物對富營養(yǎng)化水體中氮、磷吸收能力研究[J].植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2005,11(5):597-601.

XU D F,XU J M,WANG H S,et al.Absorbability of wetland plants on N and P from eutrophic water[J].Plant Nutrition and Fertilizer Science,2005,11(5):597-601.

[5] 唐金艷,曹培培,徐馳,等.水生植物腐爛分解對水質(zhì)的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2013,24(1):83-89.

TANG J Y,CAO P P,XU C,et al.Effects of aquatic plants during their decay and decomposition on water quality[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2013,24(1):83-89.

[6] 李俊,李科林.水生植物處理污染水研究現(xiàn)狀及應(yīng)用前景[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2007,35(34):11159-11161.

LI J,LI K L.Research status and application prospect of treating polluted water with aquatic plant[J].Journal of Anhui Agricultural Sciences,2007,35(34):11159-11161.

[8] 顏昌宙,金相燦,趙景柱,等.湖濱帶退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)與重建[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2005,16(2):362-364.

YAN C Z,JIN X C,ZHAO J Z,et al.Ecological restoration and reconstruction of degraded lakeside zone ecosystem[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2005,16(2):362-364.

[9] MERLIN G,PAJEAN J,LISSOLO T.Performances of constructed wetlands for municipal wastewater treatment in rural mountainous area[J].Hydrobiologia,2002,469:87-98.

[10] MASIFWA W F,OKELLO W,OCHIENG H,et al.Phosphorus release from decomposing water hyacinth and effects of decomposition on water quality[J].Uganda Journal of Agricultural Sciences,2004,9:389-395.

[11] 葉春,王博,李春華,等.沉水植物黑藻腐解過程中營養(yǎng)鹽釋放過程[J].中國環(huán)境科學(xué),2014,34(10):2653-2659.

YE C,WANG B,LI C H,et al.Nutrient release process during decomposition of submerged macrophytes[J].China Environmental Science,2014,34(10):2653-2659.

[12] 葉碧碧,曹德菊,儲昭升,等.洱海湖濱帶挺水植物殘?bào)w腐解特征及其環(huán)境效應(yīng)初探[J].環(huán)境科學(xué)研究,2011,24(12):1364-1369.

YE B B,CAO D J,CHU Z S,et al.Decomposition characteristics of emergent aquatic plant residues from the lakeshore of Erhai Lake and their environmental effects[J].Research of Environmental Sciences,2011,24(12):1364-1369.

[13] FENNESSY M S,ROKOSCH A,MACK J J.Patterns of plant decomposition and nutrient cycling in natural and created wetlands[J].Wetlands,2008,28(2):300-310.

[14] CHIMNEY M J,PIETRO K C.Decomposition of macrophyte litter in a subtropical constructed wetland in South Florida (USA)[J].Ecological Engineering,2006(27):301-321.

[15] 王萌,王玉彬,陳章和.蘆葦?shù)姆N質(zhì)資源及在人工濕地中的應(yīng)用[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào),2010,16(4):590-595.

WANG M,WANG Y B,CHEN Z H,et al.Germplasm resource of phragmites adans and its application in constructed wetlands[J].Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,2010,16(4):590-595.

[16] 國家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,2009.

[17] 盧少勇,張彭義,余剛,等.茭草、蘆葦與水葫蘆的污染物釋放規(guī)律[J].中國環(huán)境科學(xué),2005,25(5):554-557.

LU S Y,ZHANG P Y,YU G,et al.The contaminants release rule ofZizaniacaduciflora,PhragmitesaustrailsandEichhorniacrassipes[J].China Environmental Science,2005,25(5):554-557.

[18] 周林飛,鄒飛,李穎卓.沉水植物腐解對人工濕地水質(zhì)的持續(xù)影響研究[J].水土保持學(xué)報(bào),2013,27(6):119-123.

ZHOU L F,ZOU F,LI Y Z.Continous influence of submerged plant decomposition on water quality in constructed wetland[J].Journal of Soil and Water Conservation,2013,27(6):119-123.

[19] 王曉玥,孫波.植物殘?bào)w分解過程中微生物群落變化影響因素研究進(jìn)展[J].土壤,2012,44(3):353-359.

WANG X Y,SUN B.Factors affccting change of microbial community during plant residue decomposition:a review[J].Soils,2012,44(3):353-359.

[20] SONG N,JIANG H L,CAI H Y.Beyond enhancement of macrophyte litter decomposition in sediments from a terrestrializated shallow lake through bioanode employment[J].Chemical Engineering Journal,2015,279:433-441.

[21] LONGHI D,BARTOLI M,VIAROLI P.Decomposition of four macrophytes in wetland sediments-organic matter and nutrient decay and associated benthic processes[J].Aquatic Botany,2008,89:303-310.

[22] TORREMORELL A,GANTES P.Decomposition and nitrogen dynamics ofRhynchosporaasperulain floating soils of Esteros del Iberá,Argentina[J].Wetlands Ecology & Management,2010,18:191-201.

[23] XIE Y H,YU D,REN B.Effects of nitrogen and phosphorus availability on the decomposition of aquatic plants[J].Aquatic Botany,2004,80:29-37.

[24] KRISTENSEN E.Decomposition of macroalgae,vascular plants and sediment detritus in seawater:use of stepwise thermogravimetry[J].Biogeochemistry,1994,26:1-24.

[25] CHEESMAN A W,TURNER B L,INGLETT P W,et al.Phosphorus transformations during decomposition of wetland macrophytes[J].Environmental Science & Technology,2010,44:9265-9271.□

The Influence of Bulrush Litter Decomposition on Water Quality

QI Pengyu, LIU Jinming

Zhucheng Environmental Monitoring Station, Weifang 262200, China

bulrush; decomposition; water quality; sediment

2016-04-27

亓鵬玉(1986—)，男，工程師，碩士，主要從事人工濕地與環(huán)境監(jiān)測管理，zchbj001@163.com

X522

1674-991X(2016)06-0591-09

10.3969j.issn.1674-991X.2016.06.085

亓鵬玉，劉金明.挺水植物蘆葦?shù)母鈱λw水質(zhì)的影響[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào),2016,6(6):591-599.

QI P Y, LIU J M.The influence of bulrush litter decomposition on water quality[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2016,6(6):591-599.