郭一明+劉云國+宋炳良+孫玉琴+譚小飛+江盧華+李華+甘勝軍+劉義軍

摘 要：將搭載土著生態(tài)組成的疊層生境系統(tǒng) （Laminated Habitat System， LHS） 嵌入富營養(yǎng)化景觀塘池， 以發(fā)生水華的氮、磷經(jīng)驗閾值為基準(zhǔn)， 研究了高時空分辨條件下LHS對塘池水質(zhì)及其灰水足跡“匯”變的作用， 并綜合分析了實驗生境的改善. 結(jié)果表明： 室外靜態(tài)條件下， 嵌入LHS至模擬景觀塘池20 d后， 塘池水質(zhì)改善明顯， TP去除率可達(dá)81.01%， TN， NH4+N， NO3-N去除率分別為77.10%， 88.82%， 84.12%； CODCr的處理率達(dá)67.51%； Chl.a質(zhì)量濃度降至0.98 μg·L-1； Chl.a質(zhì)量濃度及濁度降至了初始值的10%以下； 模擬景觀塘池灰水足跡降至初始態(tài)的22.9%. LHS利于景觀塘池水質(zhì)和生態(tài)系統(tǒng)改善， 益于藻型塘池向草型塘池轉(zhuǎn)變及塘池灰水足跡“匯”增. 本研究提供了灰水足跡理論指導(dǎo)下的景觀塘池生態(tài)修復(fù)新思路.

關(guān)鍵詞：富營養(yǎng)化； 疊層生境系統(tǒng)； 灰水足跡； 生態(tài)系統(tǒng)

中圖分類號：X171 文獻標(biāo)識碼：A

Abstract：The Laminated Habitat System （LHS） composed of indigenous species was designed and embedded into a Small Experimental Landscape Pond （SELP）. The variation of water quality， ecohabitat and the sink of grey water footprint （WFgrey sink） for the SELP at high spatiotemporal resolution were measured statically outdoor for 20 days. The results showed that the removal efficiencies of TP， TN， NH4+N， and NO3-N reached 81.01%， 77.1%， 88.82% and 84.12%， respectively， while the removal efficiency of CODCr reached 67.51%， and the concentration of Chl.a decreased to 0.98 μg·L-1. The turbidity reduced to about 10% of its original level， while 22.9% for the sink of grey water footprint. The LHS acted excellently in improving water quality and rehabilitating the ecohabitat， and promoted the ecosuccession of SELP from algaldominated to macrophytedominated. Moreover， this study provided a new idea for Landscape Pond ecology maintenance in the light of Grey Water Footprint theory.

Key words：eutrophication； laminated habitat system； grey water footprint； ecosystem

小型塘池是重要的常見景觀， 我國75%以上的城鎮(zhèn)湖泊和池塘景觀受到污染和富營養(yǎng)化脅迫[1]. 不僅生產(chǎn)和生活污水會危害塘池生態(tài)景觀， 即使用以緩解水資源緊張、補充景觀水體的再生水也難免會導(dǎo)致富營養(yǎng)化[2]. 如何兼顧景觀功能， 實現(xiàn)小型塘池水質(zhì)的深度凈化， 優(yōu)化小型塘池生境組成， 預(yù)防其水體富營養(yǎng)化已成為研究熱點. 生態(tài)浮床（島）技術(shù)具有深度凈化水體、消浪護岸、改善景觀、促進塘池生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)等功能而廣為研究應(yīng)用[3]. 然而， 傳統(tǒng)人工浮床側(cè)重于利用漂浮結(jié)構(gòu)輔助挺水植物發(fā)揮營養(yǎng)元素吸收等生態(tài)功能， 卻沒有發(fā)揮沉水植物等水下生態(tài)組成在小型塘池生境中的重要生態(tài)功能[4-6]. 恢復(fù)沉水植物對水體深度凈化、生態(tài)保育及景觀提升功能至關(guān)重要. 而沉水植物的恢復(fù)較之挺水植物要面臨諸多特殊環(huán)境脅迫， 如所在水體營養(yǎng)鹽濃度過高或化學(xué)形態(tài)復(fù)雜， 植物表面滋生附著生物， 風(fēng)浪對植物的機械作用， 底泥的再懸浮及水位的變化導(dǎo)致水下光照的不足， 水生動物的擾動和牧食， 水下生態(tài)系統(tǒng)中生物群類的變化等[7-8]， 使實踐中難以通過直接向富營養(yǎng)化塘池中栽種沉水植物來恢復(fù)“水下森林”， 發(fā)揮其改善水質(zhì)和穩(wěn)定生境的功能[9-10]. 控源截污， 改善水生態(tài)修復(fù)的基礎(chǔ)環(huán)境， 而后實施恢復(fù)沉水植物的生態(tài)工程， 促進水體由藻型向草型轉(zhuǎn)變的技術(shù)路徑受到富營養(yǎng)化修復(fù)領(lǐng)域的廣泛認(rèn)可[11-12]. 其中， 如何有效促進景觀塘池沉水植物恢復(fù)， 改善景觀效果備受研究者關(guān)注.

防治富營養(yǎng)化所需的水體生態(tài)修復(fù)的要求與工業(yè)、生活污水凈化不同. 以總氮和總磷為例， 我國《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 8978—1996）規(guī)定的一級排放標(biāo)準(zhǔn)的總氮（TN≤1.0 mg/L， 一級最高甚至達(dá)15.0 mg/L）與總磷（TP≤0.6 mg/L）質(zhì)量濃度遠(yuǎn)高于富營養(yǎng)化爆發(fā)的營養(yǎng)閾值（TN 0.20～0.84 mg/L， TP 0.02～0.07 mg/L）， 因而對防范富營養(yǎng)化而言， 并不宜以國家污染物排放標(biāo)準(zhǔn)為據(jù)[13-15]. 傳統(tǒng)景觀塘池的富營養(yǎng)化防治技術(shù)通常以氮、磷水質(zhì)參數(shù)為依據(jù)， 而景觀水體富營養(yǎng)化問題與受納含氮、磷污水的量也息息相關(guān). 當(dāng)前， 結(jié)合水質(zhì)、水量綜合反映水體的污染負(fù)荷與富營養(yǎng)化防治的研究亟需而鮮見.

Hoekstra和Chapagain基于生態(tài)足跡理念， 在定義水足跡的基礎(chǔ)上進一步將灰水足跡（grey water footprint）定義為以自然本底濃度和現(xiàn)有的環(huán)境水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)為基準(zhǔn)，將一定的污染負(fù)荷吸收同化， 保持在約定標(biāo)準(zhǔn)之上， 所需的水量， 為實現(xiàn)精確時空條件下的水污染程度的量化、水污染評價和資源利用提供了新視角和工具[16-17]. 劉俊國等譯著水足跡評價手冊為地理區(qū)域、商品生產(chǎn)及消費提供了常規(guī)的測度方法， 促進了農(nóng)作物、畜牧產(chǎn)品和工業(yè)產(chǎn)品生產(chǎn)及區(qū)域水污染綜合評價[18]. 源匯理論是生態(tài)足跡理論的重要內(nèi)涵， Hoekstra據(jù)之提出了水中和思路[19]. 在富營養(yǎng)化水體防治領(lǐng)域， 以氮、磷限制性營養(yǎng)元素的質(zhì)量濃度為依據(jù)， 探討關(guān)鍵性限制條件、富營養(yǎng)化發(fā)生與灰水足跡之間關(guān)系的研究尚待開展.

本研究將依據(jù)小型景觀塘池生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)流、 能量流和信息流的特點， 在傳統(tǒng)生態(tài)浮床的結(jié)構(gòu)和形式的基礎(chǔ)上， 著重為沉水植物恢復(fù)營造輔助環(huán)境， 構(gòu)建了疊層生境系統(tǒng) （Laminated Habitat System， LHS）， 緩解沉水植物恢復(fù)過程中的生境制約. 實驗考察了原位靜態(tài)條件下， LHS嵌入模擬富營養(yǎng)化塘池后對水質(zhì)的改善能力. 進一步地， 對高時空分辨條件下， LHS增強受納水體的自凈能力所帶來的灰水足跡消減（形成灰水足跡“匯”）效應(yīng)進行了應(yīng)用嘗試. 為景觀塘池的水生境維護提供了新的技術(shù)視角.

1 材料與方法

1.1 LHS構(gòu)建

依據(jù)生態(tài)學(xué)原理， 為同時發(fā)揮挺水植物的高效營養(yǎng)鹽去除作用及沉水植物的生境保育功能， 作者在前期研究的基礎(chǔ)上， 構(gòu)建LHS如圖1所示[20]. LHS在空間上可劃分為挺水植物區(qū)（LHSA）， 中部交匯區(qū)、 沉水植物區(qū)（LHSB）3個層區(qū)， LHSA植物根區(qū)與LHSB植物莖葉區(qū)在空間上交錯， 優(yōu)化生境布局.

如圖2所示， LHSA， LHSB部均為正六邊形， 實踐中LHS可在不同方向上自由拼接以滿足不同面積水域景觀保育與塘池灰水足跡“匯”增的需求. LHSA外部正六邊形邊框長為300 mm， 內(nèi)框邊長150 mm， 擇A1， A3， A5區(qū)（占LHSA部平面面積37.5%）為挺水植物美人蕉（Canna indica Linn.）著生區(qū)， 以孔徑3 mm（植物根系可透過生長）的PVC材質(zhì)筐體裝盛粒徑為5 mm的天然沸石（浙江， 縉云）作為著生基質(zhì)， 沸石深度約60 mm. LHSA部透光面積占62.5%， 利于沉水植物光合作用. LHS的A部邊框設(shè)置可充排水調(diào)節(jié)LHS浮力的浮力瓶， 保證LHSA部與水面相切.圖2中LHSA和LHSB各組成部件及所用土著物種組成情況見表1.

如圖2所示， LHSB部b7～b12區(qū)為沉水植物菹草（Potamogeton crispus Linn.）著生區(qū)， 沸石深度30 mm， 沸石筐孔徑、材質(zhì)同LHSA部件， LHSB部通過該布局形式幫助沉水植物獲得充分光照. LHSA部與LHSB部間以圍隔網(wǎng)（孔尺寸為1.5 mm×1.5 mm， PVC）裹覆， 阻隔風(fēng)浪， 為附著藻類和微生物提供依附基質(zhì)， 為銅銹環(huán)棱螺 （Bellamya aeruginosa）提供牧食場所， 利于消減風(fēng)浪和穩(wěn)定中部小生境. 以升降鏈條鏈接LHSA與LHSB并調(diào)節(jié)LHSB部所處水深， 以保障沉水植物的光補償點. 在LHS內(nèi)放養(yǎng)銅銹環(huán)棱螺和泥鰍（Misgurnus anguillicaudatus）， 延長LHS生物鏈， 增強系統(tǒng)穩(wěn)定性. 所選動植物均采自實驗地區(qū)優(yōu)勢土著物種.

1.2 實驗方法與設(shè)置

實驗在室外靜態(tài)條件下考察了不同成熟情況的LHS對富營養(yǎng)化塘池水質(zhì)的改善. 實驗地點通風(fēng)和光照條件良好， 以容積290 L的PVC材質(zhì)容器裝盛270 L高營養(yǎng)鹽濃度水體和LHS（LHSB部水下300 mm深）， 實驗用水取自頻發(fā)水華的池塘， 水體中富含藍(lán)、綠藻和原生動物.

實驗前添加適量KH2PO4， （NH2）2CO和NH4NO3營造高營養(yǎng)濃度水環(huán)境. 布置實驗組后測定模擬塘池水體初始水質(zhì)情況見表2.

據(jù)《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）標(biāo)準(zhǔn)限值判斷， 實驗用塘池水質(zhì)劣于Ⅴ類水體， 具富營養(yǎng)化特征.

實驗設(shè)置以組A， B為效用組， 組C為對照， 均設(shè)3組平行， 具體組分設(shè)置見表3.

在防雨條件下以自來水補給各組日蒸發(fā)和蒸騰水分損失. 水生動植物于當(dāng)年3月中旬開始馴化培養(yǎng)， 4月30日至5月20日進行實驗測定， 其中設(shè)置A組和B組的LHSB部以10 mm/d速度漸沉. 實驗每5 d于10時30分及18時30分取LHS中心部位的水樣混勻測定； 氣溫、水溫逐日測定， 讀取便攜式水溫測定儀LHS中心部位水溫值， 各指標(biāo)值取3次平行測定的平均值； 應(yīng)用SPSS （V 19.0）對結(jié)果進行單因素方差（OneWay ANOVA）分析.

1.3 水質(zhì)測定指標(biāo)及灰水足跡表征方法

實驗測定指標(biāo)包括總磷（TP）、總氮（TN）、氨氮（NH4+N）、硝酸鹽氮（NO3-N）、葉綠素a（Chl.a）、化學(xué)需氧量（CODCr） 和濁度等， 測定參照《水和廢水監(jiān)測分析方法（第4版）》.

灰水足跡核算公式見式（1）[18]：

WFgrey=LCmax-Cnat.（1）

式中： WFgrey為實驗微型塘池水體的灰水足跡； Cnat為以TP和TN為富營養(yǎng)化發(fā)生的閾值濃度， 實驗水體爆發(fā)富營養(yǎng)化的假定營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度（TN 0.20 mg/L， TP 0.02 mg/L）； 考慮景觀塘池親膚性游憩功能的需求， 本研究設(shè)定Cmax為實驗水體符合《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）中“Ⅲ類主要適用于集中式生活飲用水地表水源地二級保護區(qū)、魚蝦類越冬場、洄游通道、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)等漁業(yè)水域及游泳區(qū)”水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的TP和TN質(zhì)量濃度（TP 0.05 mg/L， TN 1.0 mg/L）. 實驗定義LHS作用前后微型景觀塘池系統(tǒng)灰水足跡的差（ΔWFgrey）為實驗?zāi)M微塘池灰水足跡的“匯”.

2 結(jié)果與分析

2.1 實驗期間氣象條件

環(huán)境溫度對生態(tài)系統(tǒng)微生物活性、植物生長等存在一定影響， 實驗期為當(dāng)年4月30日至5月20日， 實驗記錄了LHS運行期間的氣溫及水溫數(shù)據(jù)， 實驗期間降雨天氣占實驗周期的1/2， 氣溫數(shù)據(jù)如圖3所示. 實驗在室外自然光照環(huán)境條件下開展.

由圖3可知， 實驗期間氣溫與水溫波動較大， 其中實驗第2 d， 13 d， 14 d， 15 d變化較為劇烈，可能對系統(tǒng)發(fā)育和功能發(fā)揮有一定影響. 應(yīng)用照度計測定實驗期間晴天日間照度為1 700～60 000 lx， 陰雨天日間照度范圍為100～1 800 lx （共統(tǒng)計5 d）. 實驗統(tǒng)計泥鰍、田螺死亡率≤3%. 實驗測定美人蕉生物量分布增量約為0.63～0.81 kg/m2， 菹草生物量分布增量約為0.42～0.57 kg/m2.

2.2 LHS對CODCr的影響

LHS是包含大型水生植物、水生動物及復(fù)雜微生物系統(tǒng)的微型生境， 其中硝化、反硝化及聚磷菌等菌群均能以CODCr為碳源同化生長， 且與生境中大型水生植物的生長量具有一定的正相關(guān)關(guān)系[21]. 沸石基質(zhì)與植物根區(qū)微生物作用可有效降低水體的CODCr. 本實驗CODCr質(zhì)量濃度變化情況如圖4所示.

由圖4可知， 各實驗組初始COD質(zhì)量濃度次序為A>C>B， 其原因可能是： 實驗布置時， A組LHS基質(zhì)中存有部分高COD預(yù)培養(yǎng)積液； 而B組LHS基質(zhì)為新布置沸石基質(zhì)， 在布置期間沸石基質(zhì)快速形成COD代謝循環(huán)， 使系統(tǒng)初始COD低于對照組C； 此外， A， B組LHS所形成的生境系統(tǒng)的組分代謝也可能影響實驗布置的初始COD質(zhì)量濃度. A組對CODCr的去除率和去除速率分別為67.51%和4.35 g·m-3·d-1； B組去除率為57.93%， 去除速率為3.05 g·m-3·d-1； 對照組C組的CODCr質(zhì)量濃度保持在75 mg·L-1左右，僅比初始時降低13.91%. 效果上實驗組A與B較為接近（p=0.964）， 且A組在初始COD質(zhì)量濃度高于B組的情況下， 凈化效果仍能略優(yōu)于B組， 反映了LHS經(jīng)預(yù)培養(yǎng)后能促進其對受試水體生態(tài)凈化功能的提升.

2.3 LHS對塘池水體TP的凈化

在LHS中， 植物吸收、顆粒物沉降、微生物作用吸收等均能有效促進TP的去除. 實驗20 d塘池水體TP變化與時間的關(guān)系如圖5所示.

圖5反映出， 實驗組A中TP去除率為81.01%， LHS的除磷速率為9.62 mg·m-3·d-1； B組TP去除率為72.2%， 速率為8.96 mg·m-3·d-1； C組去除率為16.28%. A， B組對水體總磷的去除效果明顯， 去除率約是C組的4倍.

第20 d時， A組處理效果明顯優(yōu)于B組， 經(jīng)單因素方差分析及Tukey HSD檢驗顯示A和B， A和C， B和C組間均存在顯著差異（p<0.05）. 整個實驗周期的前1/4時間， A， B組水體總磷質(zhì)量濃度迅速降低， 可能與生境綜合作用中沸石基質(zhì)吸附作用突出、藻類大量增殖有關(guān).

同樣在實驗周期的前1/4時間， B組比A組處理效果和速率略優(yōu)， 可能是由于B組對TP的凈化過程中， 快速的材料吸附（沸石吸附）發(fā)揮了主導(dǎo)作用， 而對于A實驗組LHS而言， 經(jīng)過初期馴化形成的微生物群落等對新環(huán)境需要一定的緩沖與適應(yīng)； 在第5～15 d時， A組處理效率高于B組， 應(yīng)是A組較B組各生態(tài)組成更加成熟穩(wěn)定， 其完善的生物鏈能保障TP消減的物質(zhì)循環(huán)體系發(fā)揮優(yōu)勢， B組趨于穩(wěn)定的同時有些組分衰老并向水體釋放磷所致. 氣溫在第17 d時的驟降等變化對LHS系統(tǒng)作用下挺水植物根系泌氧及沉水植物光合釋氧有所抑制， 進一步地在溫度及水體溶氧條件變化下微生物發(fā)揮除磷作用也將受到抑制[22].

2.4 LHS對塘池水體TN， NH4+N， NO3-N質(zhì)量濃度的影響

在LHS中的各組成生物量增長均需要大量氮元素供給. 作者前期研究表明， LHS在水柱結(jié)構(gòu)上存在營養(yǎng)鹽吸收功能的差異： LHSA部由于搭載大型挺水植物， 能夠快速高效地吸收水體中的營養(yǎng)鹽以供給其大生物量的增長， 其營養(yǎng)鹽吸收效果和能力往往優(yōu)于搭載較低生物量沉水植物的LHSB部[20].

LHS系統(tǒng)大型水生植物根基微生物區(qū)、沉水植物表面、支撐結(jié)構(gòu)表面的微生物膜、沸石基質(zhì)表面均有可能形成好氧缺氧厭氧的微環(huán)境， 為各種微生物提供生存環(huán)境， 可促進氮的去除. 實驗組A， B， C中， TN， NH4+N， NO3-N質(zhì)量濃度隨時間的變化情況如圖6所示.

對A， B， C各組中3種形態(tài)的N元素指標(biāo)的變化情況進行計算分析， 以LHS的水下體積為基準(zhǔn)計算LHS對營養(yǎng)鹽的去除速率， 結(jié)果見表4.

結(jié)合圖6所示數(shù)據(jù)趨勢， 以及如表4中3種形態(tài)的含N元素去除率及去除速率的變化結(jié)果可知， 在實驗前1/4時間內(nèi)， 實驗A組和B組中TN， NH4+N， NO3-N的質(zhì)量濃度變化均較大， 可能與生境中沸石的物理吸附作用相關(guān)， 藻類劇增及植物根系生長吸附均消耗一定的N類營養(yǎng)鹽. A組中3項指標(biāo)去除效果均顯著優(yōu)于B組（p<0.05）， 說明經(jīng)過預(yù)培養(yǎng)的成熟系統(tǒng)的N營養(yǎng)鹽去除能力優(yōu)于新生系統(tǒng).

由以上分析可知， LHS從創(chuàng)建到成熟的過程均能對水體中N營養(yǎng)元素發(fā)揮去除功能， 且能較好地適應(yīng)環(huán)境中氮元素的質(zhì)量濃度變化. 對LHS進行一定時間長度的預(yù)培養(yǎng)能夠促進其對富營養(yǎng)化生境的適應(yīng)及凈化效果提升， 預(yù)培養(yǎng)最優(yōu)時間長度的確定需要進一步研究.

2.5 LHS對塘池水體清澈程度的影響

2.5.1 LHS對藻類的影響

藻類密度是影響各類水體清澈度的重要因素， 高密度藻類是損害景觀塘池視覺效果的重要原因. 實驗以Chl.a質(zhì)量濃度表征水體中浮游藻類的生物量. 20 d內(nèi)Chl.a質(zhì)量濃度變化如圖7所示.

A組Chl.a質(zhì)量濃度由初始濃度14.45 μg·L-1經(jīng)峰值19.8 μg·L-1降至0.98 μg·L-1； B組Chl.a質(zhì)量濃度由13.15 μg·L-1經(jīng)19.01 μg·L-1降至2.30 μg·L-1； C組由初始16.45 μg·L-1增至23.08 μg·L-1. 溫度變化、 營養(yǎng)鹽的組成和濃度水平、微生物的種類和數(shù)量、植物間的化感作用等諸多因素均可使藻類生物量發(fā)生變化[19，21].

實驗前1/4時間內(nèi)， A， B組藻類生物量快速增長， 對照組C中藻類生物量保持相對恒定， 可能與水體中優(yōu)勢種群競爭和LHS置入后水體中營養(yǎng)鹽形態(tài)變化而利于藻類吸收有關(guān). 第5～20 d， LHS適應(yīng)性增強， 營養(yǎng)競爭、化感作用、光能競爭等方面作用增強， A， B兩組藻類濃度迅速降低， C組藻類在有利的氣溫條件下持續(xù)增長.

2.5.2 LHS對濁度的影響

LHS對各實驗組濁度的影響如圖8所示.

水體濁度是塘池清澈度的重要影響因素， 受溫度、生物擾動等影響， 3組水體濁度均波動較大， A， B組由10 NTU左右分別降至1.03 NTU和1.45 NTU， C組因藻類增殖濁度由7.06 NTU升至12.50 NTU.

濁度較大時水體透明度較低， 光學(xué)衰減系數(shù)增大. LHS生態(tài)系統(tǒng)可穩(wěn)定水體， 促懸浮物沉降， 通過植物根系吸附、沉水植物葉面吸附、生物攝食、基質(zhì)吸附等使?jié)岫冉档停?從而沉水植物獲得更好的光照， 利于沉水植物恢復(fù).

2.6 LHS作用下微塘池的灰水足跡“匯”變

氮、磷營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度及其比例是導(dǎo)致富營養(yǎng)化的主要因素. 本研究通過核算模擬塘池灰水足跡的變化來反映富營養(yǎng)化脅迫的變化. 靜態(tài)原位條件下以模擬微塘池的TN和TP為灰水足跡核算的關(guān)鍵條件.

在灰水足跡計算中， 認(rèn)為同一水體可以稀釋不同污染物，不同污染物所需的稀釋水量不具有疊加性，在計算中將灰水足跡確定為由需要最大稀釋水量的污染物決定， 因此微型模擬塘池灰水足跡的“匯”變化將由TN與TP中稀釋水量最大（即WFgrey最大）的因素決定. 這種核算要求與富營養(yǎng)化發(fā)生的脅迫性營養(yǎng)鹽濃度及營養(yǎng)鹽閾值具有稀釋水量與污染物濃度方面的對應(yīng)性.

基于以上原理， 核算微塘池WFgrey隨LHS系統(tǒng)嵌入時間變化的情況如圖9所示.

圖9直觀地顯示出在本研究的A， B， C三組實驗中， 由TN所致WFgrey值更大， 因而WFgrey核算中應(yīng)依據(jù)各實驗組TN的濃度變化進行計算.

基于圖9所示微塘池WFgrey隨LHS系統(tǒng)嵌入時間變化結(jié)果， 實驗以TN稀釋至富營養(yǎng)化爆發(fā)閾值之下所需水量的變化為依據(jù)， 進一步統(tǒng)計各實驗組“匯”變（ΔWFgrey）， 結(jié)果如圖10所示.

圖10中縱坐標(biāo)（ΔWFgrey）負(fù)值代表“匯”的含義， 即基于TN統(tǒng)計各階段ΔWFgrey量的減少. 由圖10可知， 實驗組間ΔWFgrey變化規(guī)律總體上呈現(xiàn)為： A>B>C， 即用以稀釋TN至脫離富營養(yǎng)化爆發(fā)脅迫的純水耗用量的減少， 且該數(shù)量關(guān)系與本實驗考察LHS系統(tǒng)水體凈化功能的各項水質(zhì)指標(biāo)變化規(guī)律具有趨勢一致性.

圖10中ΔWFgrey最大的A組模擬景觀塘池灰水足跡降至初始狀態(tài)的22.9%， 從水量角度體現(xiàn)了LHS良好的修復(fù)富營養(yǎng)化水體的生態(tài)功能.

3 分析與討論

LHS系統(tǒng)天然沸石基質(zhì)中Ca2+離子、Na+離子與水體中NH4+離子進行大量交換吸附； 沸石表面可形成藻菌生物膜， 利于形成物質(zhì)微循環(huán)體系， 促進水體中帶電粒子NH4+N及COD， TP等的去除[23]. 以天然沸石為基質(zhì)的藻菌生物膜有利于增強LHS適應(yīng)高營養(yǎng)鹽負(fù)荷水環(huán)境的性能， 因此實驗組A對各種富營養(yǎng)化指標(biāo)的凈化效果優(yōu)于實驗組B[24].

實驗組A較B對富營養(yǎng)化水質(zhì)改善效果好的原因還可能在于， 通過實驗20 d的預(yù)培養(yǎng)， 系統(tǒng)植物生長狀態(tài)更穩(wěn)定， 植物與微生物等形成了較好的物質(zhì)循環(huán)系統(tǒng). 美人蕉根植天然沸石基質(zhì)， 根系發(fā)達(dá)， 通過泌氧、釋放營養(yǎng)物質(zhì)等與微生物協(xié)同去除N， P， 吸附懸浮物， 為枝角類等提供棲息環(huán)境， 發(fā)揮多種生態(tài)功能. 菹草是多年生耐寒沉水植物， 對TN， NH4+N， TP去除效果較好， 與藻類進行營養(yǎng)和光照的競爭， 分泌化感物質(zhì)抑制藻類生長，降低水體Chl.a[25]； 部分附著藻類可依附菹草莖葉表面生長， 協(xié)同去除營養(yǎng)鹽； LHS底層的可升降結(jié)構(gòu)可據(jù)水質(zhì)條件輔助沉水植物漸沉至底泥， 以發(fā)揮沉水植物強大的生態(tài)修復(fù)功能[26].

實驗中A組凈水較B組效果好的原因可能與泥鰍、田螺等水生動物的系統(tǒng)適應(yīng)性有關(guān). 泥鰍適應(yīng)惡劣環(huán)境能力強， 可取食多種系統(tǒng)垃圾， 其晝伏夜出的習(xí)性可降低晝間光照時的生物擾動， 利于植物生長. 剮食類動物田螺可通過取食沉水植物表面附著藻類或藻菌共生膜， 增強沉水植物光能利用率， 降低沉水植物不利生長因素[27]. 實驗中， A組預(yù)培養(yǎng)使泥鰍與田螺充分適應(yīng)了人工生境， 融入了系統(tǒng)的物質(zhì)流、能量流及信息流環(huán)節(jié)， 促進了LHS整體功能的發(fā)揮[20].

通過對比實驗組A與B的水質(zhì)變化與對照組C的水質(zhì)惡化， 可知通過LHSA的上層間隔布局可保障沉水植物獲得光照； 底層可升降結(jié)構(gòu)可保障沉水植物獲得光源， 使生境溶解氧水平較高， 改善系統(tǒng)內(nèi)部動植物生長環(huán)境； 整體以PVC網(wǎng)圈圍， 可削弱風(fēng)浪給生境內(nèi)帶來的侵?jǐn)_， 避免外界魚類的牧食等使LHS生境內(nèi)枝角類、水生植物穩(wěn)定生長， 圈圍網(wǎng)面可為附著藻類依附， 為田螺提供覓食空間[28]. 從而實現(xiàn)了實驗組A與B區(qū)別于對照組C的水質(zhì)改善.

Scheffer等研究認(rèn)為水生態(tài)存在二相轉(zhuǎn)換機制[11， 20]. LHS嵌入富營養(yǎng)化塘池后發(fā)揮水質(zhì)改善功能，利于促進藻型水質(zhì)向草型水質(zhì)的轉(zhuǎn)變或維持草型水質(zhì)， 提升景觀塘池的生境健康； 另LHS中沉水植物離水面距離減小， 沉水植物光補償點易達(dá)， 實驗采取LHSB漸沉策略， 有助于削弱沉水植物在高營養(yǎng)環(huán)境中的脅迫[29]， 促進草型生態(tài)系統(tǒng)崩潰的營養(yǎng)濃度閾值和由藻型生態(tài)系統(tǒng)向草型恢復(fù)的閾值增大， 使生態(tài)恢復(fù)在高于自然恢復(fù)的營養(yǎng)鹽濃度水平時即可開始， 削弱藻型塘池向草型塘池轉(zhuǎn)換的延遲性.

通過引入灰水足跡， 在富營養(yǎng)化爆發(fā)TN及TP經(jīng)驗閾值的基礎(chǔ)上， 能輔助對致水體富營養(yǎng)化制約性營養(yǎng)鹽的判斷， 能夠?qū)HS系統(tǒng)對水質(zhì)的改善轉(zhuǎn)變成稀釋水量或灰水足跡表征. 本實驗中， 實驗組A中ΔWFgrey可達(dá)2 689.23 L， 將模擬景觀塘池灰水足跡降至初始狀態(tài)的22.9%， 展現(xiàn)了灰水足跡理論與方法的可適用性， 也從灰水足跡角度佐證了LHS系統(tǒng)在20 d內(nèi)對小型水域的生態(tài)改善意義.

4 結(jié) 論

1） LHS在實驗條件下經(jīng)過20 d對實驗塘池營養(yǎng)鹽改善效果明顯. 經(jīng)預(yù)培育的LHS對TP去除率可達(dá)81.01%， TN， NH4+N， NO3-N去除率分別可達(dá)77.10%， 88.82%， 84.12%； 對塘池水體CODCr的處理率可達(dá)67.51%， Chl.a質(zhì)量濃度降低至0.98 μg·L-1， 濁度可降至1.03°， 可使模擬景觀塘池灰水足跡降至初始狀態(tài)的22.9%.

2） LHS在實驗期間組份穩(wěn)定， 搭載的生態(tài)系統(tǒng)以漸沉方式運行利于沉水植物的恢復(fù)， 盡管LHS組件初期凈化能力略低于成熟期的凈化能力，但是其從組建（B組態(tài)）到成熟（A組態(tài)）， 均對模擬塘池水質(zhì)有良好改善效果.

3） 灰水足跡理論有利于從水量角度識別富營養(yǎng)化限制性營養(yǎng)鹽， 并能從水量角度反映生態(tài)工程技術(shù)的效用. LHS嵌入塘池生境， 有利于促進塘池灰水足跡“匯”的增長， 利于維持塘池草型生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定和促進藻型塘池向草型塘池轉(zhuǎn)變.

4） 對于LHS中各組成部分的添加時序、物種間的優(yōu)化搭配和量化分布規(guī)律還有待進一步的研究.

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