余岑涔 ，馬 杰 ，許曉光 ，3，王國祥 ，3*，劉慧超

（1.南京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210023；2.南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，南京 210023；3.江蘇省地理信息資源開發(fā)與利用協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇省環(huán)境演變與生態(tài)建設(shè)重點實驗室，江蘇省水土環(huán)境生態(tài)修復(fù)工程實驗室，南京 210023）

受人類活動影響，我國部分湖泊富營養(yǎng)化嚴(yán)重[1-3]，藻類水華爆發(fā)（藻型富營養(yǎng)化）或水草瘋長（草型富營養(yǎng)化），導(dǎo)致大量藻類及水草碎屑堆積腐爛。水生植物殘體分解會向水體釋放大量N、P等營養(yǎng)物質(zhì)，使水體營養(yǎng)鹽濃度在短時間內(nèi)達(dá)到較高水平[4-5]。植物殘體分解耗氧致使水體缺氧、水質(zhì)惡化[6-7]，同時在局部水域引起“黑水團”、“湖泛”事件[8-9]，且導(dǎo)致沉積物中磷的內(nèi)源釋放量增大[5]。湖泛導(dǎo)致水體長時間處于厭氧還原環(huán)境，對湖泊水體及沉積物中敏感元素Fe的遷移轉(zhuǎn)化過程影響極大[10-11]，沉積物中Fe的氧化和還原又對磷的釋放具有重要作用[12]。在大型淺水富營養(yǎng)化湖泊中，藍(lán)藻水華易受風(fēng)浪、水流等因素的影響，在下風(fēng)向的近岸區(qū)尤其是蘆葦叢聚集。大量藍(lán)藻水華和蘆葦殘體混合堆積、腐爛，對富營養(yǎng)化湖泊水環(huán)境質(zhì)量和物質(zhì)循環(huán)過程都具有重要影響。

目前，已有大量研究關(guān)注藍(lán)藻水華堆積-衰亡過程對水體氮磷營養(yǎng)鹽的不同形態(tài)以及濃度的影響[5，13-15]，水生植物殘體分解對水質(zhì)變化的影響也有諸多報道[16-18]。藻類和水生高等植物殘體快速淤積形成的沉積結(jié)構(gòu)較一般沉積物而言，其代謝過程有明顯差異[19-21]，對此尚未見有針對性的研究報道。藻類是否會促進水生植物的分解，加快營養(yǎng)鹽釋放等問題尚未清楚。本文通過室內(nèi)模擬實驗，研究藍(lán)藻、蘆葦殘體及其混合分解對水質(zhì)的影響，為密切關(guān)注蘆葦叢及近岸帶漕溝等區(qū)域，及時消除藍(lán)藻蘆葦堆積，防止水源污染提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗設(shè)計

以透明塑料瓶作為試驗容器（直徑10 cm，高18 cm，底部密封，上部開口），瓶中加入300 g沉積物和450 mL太湖水。共設(shè)置4個試驗組，分別標(biāo)記為A、B、C、D，每個試驗組3個平行，其中對照組A不添加植物殘體，B、C、D組為處理組。根據(jù)曹勛[22]、李柯等[15]研究中的藍(lán)藻濃度，分別添加藍(lán)藻2 g（干重，B組），蘆葦2 g（干重，C 組），藍(lán)藻和蘆葦各2 g（干重，D組）。

試驗在恒溫培養(yǎng)箱進行，控制溫度為26℃±1℃，避光，模擬太湖藍(lán)藻-蘆葦殘體分解過程。試驗開始后，分別于第 1、2、4、7、11、16、24、31、40、51 d 進行樣品采集，采用便攜式探頭（美國）測定水體DO、pH、EC和Eh等水質(zhì)參數(shù)，采集水樣測定總磷（TP）、總氮（TN）、氨氮（-N）、硝氮（-N）等指標(biāo)。用蒸餾水補足蒸發(fā)流失的水量。

1.2 樣品采集與處理

用比特森采泥器采集太湖沉積物樣品，裝入聚乙烯自封袋中保存帶回；在采樣點附近采集上覆水，作為實驗裝置填充用水。沉積物樣品運回實驗室后過篩，去除底棲動物和大顆粒物質(zhì)，以保證樣品的均質(zhì)性，水樣過0.45 μm濾膜去除大顆粒物質(zhì)待用。將處理后的沉積物樣品填充在透明塑料瓶中，再用注射器沿瓶壁緩慢添加處理后的太湖水450 mL，在室內(nèi)穩(wěn)定一周后再添加植物殘體。

采集太湖近岸帶蘆葦枯萎植株，洗凈，烘干后用植物粉碎機磨成粉末狀；同時采集堆積的藍(lán)藻藻漿，用清水沖洗，冷凍干燥，研磨待用。

1.3 測定方法

TN采用堿性過硫酸鉀氧化紫外分光光度法測定（GB 11894—1989），TP采用鉬酸銨分光光度法（GB 11893—1989）測定，溶解性營養(yǎng)鹽-NN 經(jīng)0.45 μm玻璃纖維膜抽濾后，用AAC3流動水質(zhì)分析儀（德國）測定；Fe2+采用鄰菲啰啉分光光度法測定（HJ/T 345—2007）。

1.4 數(shù)據(jù)處理

本文運用Origin處理圖表，SPSS 17.0軟件進行單因素方差分析、Pearson相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 水體DO及Eh變化特征

水體溶解氧（DO）不僅影響水生生物的生存，還影響水體的自凈能力，是反映生物生長狀況和污染狀況的重要指標(biāo)。添加草藻殘體后水中DO濃度和Eh值如圖1所示，對照組水體DO濃度相對穩(wěn)定，與各處理組之間呈極顯著差異（P＜0.01）。加入植物殘體24 h后，B、C、D處理組 DO濃度分別下降了 6.03、5.95 mg·L－1和 5.91 mg·L－1，究其原因是植物殘體分解過程耗氧，且微生物對植物及其釋放的有機物的分解同樣需要消耗水中溶解氧。隨著草藻殘體分解速度減緩，水體DO消耗速率降低，空氣中的氧氣不斷補充進入水體，水體DO濃度逐漸升高并趨于穩(wěn)定。到實驗后期，B、C、D 處理組 DO 濃度穩(wěn)定在 1.29、2.53 mg·L－1和 0.34 mg·L－1。

相關(guān)性分析表明，水體ρ（DO）與氧化還原電位（Eh）呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。加入草藻殘體后，各處理組Eh值迅速降低。B組在第11 d降至最低，為－166.47 mV，后逐漸升高；C組在24 h內(nèi)降至－175.8 mV，試驗后期穩(wěn)定在53 mV；D組一直處于厭氧狀態(tài)，水體Eh值最終穩(wěn)定在－150 mV左右，水體具極強還原性。試驗期間，對照組水體Eh值在50～120 mV之間波動。

圖1 水體DO和Eh變化特征Figure1 Changes of DO concentration and Eh level in the water

圖2 水體TP和Fe2+變化特征Figure2 Trends of the concentrations of TP and Fe2+in the water

2.2 水體TP、Fe2+變化特征

隨著植物殘體的分解，對照組水體TP含量無明顯變化，維持在0.1 mg·L－1左右，與各處理組差異極顯著（P＜0.01）。在試驗前期，水體TP濃度顯著升高，主要源于植物殘體的釋放。各處理組TP濃度峰值及達(dá)到峰值的時間不同，B組和D組均在第11 d達(dá)到峰值，分別為 4.26 mg·L－1和 5.75 mg·L－1。蘆葦分解速度相對較慢，在第24 d達(dá)到峰值2.56 mg·L－1。B組和C組呈極顯著差異（P＜0.01），達(dá)到峰值后各處理組TP含量呈逐漸下降趨勢。

在強還原性條件下，沉積物中的Fe3+由于有機質(zhì)的礦化等因素轉(zhuǎn)化為Fe2+，鐵的氧化與還原會影響沉積物中磷的釋放。試驗初期，各處理組Fe2+含量迅速上升，均于24 h內(nèi)達(dá)到峰值，B組含量最高達(dá)到1.62 mg·L－1，增長速率為 1.53 mg·L－1·d－1，C 組和 D 組最高值分別是初始值的10倍和14倍。對照組Fe2+含量一直處在較低水平，低于0.13 mg·L－1。試驗24 d后，B組和C組Fe2+含量趨于穩(wěn)定，其濃度范圍在0.1～0.2 mg·L－1之間。D 組 Fe2+含量在第 31 d 降至最低，為0.28 mg·L－1，試驗后期略有上升。

2.3 水體N含量變化特征

加入植物殘體后，各處理組TN含量呈明顯上升趨勢，B組和D組TN濃度與C組差異極顯著（P＜0.01）。試驗期間，B 組第 2 d 達(dá)到峰值 74.24 mg·L－1，增長速率為 30.00 mg·L－1·d－1，40 d 后基本穩(wěn)定。C、D組TN含量分別在試驗第7、2 d達(dá)到峰值32.67 mg·L－1和 79.11 mg·L－1，是初始值的 2 倍和 6 倍。B 組和 D組到達(dá)峰值時間相同，C組具延遲性，該變化與TP相似，可能是藍(lán)藻與蘆葦?shù)母猱a(chǎn)物存在某種相互作用機制，促進了蘆葦?shù)姆纸?，使藍(lán)藻和蘆葦混合體系的分解速率加快。

圖3 水體TN、－N 和 －N變化特征Figure3 Trends of the concentrations of TN，－N andN in the water

表1 處理組水體營養(yǎng)鹽的相關(guān)性分析Table1 Correlation analysis of nutrients of water from treated experiments

2.4 水體營養(yǎng)鹽的相關(guān)性分析

分析藍(lán)藻和蘆葦殘體分解過程中各營養(yǎng)鹽之間的相關(guān)關(guān)系，有利于了解不同形態(tài)營養(yǎng)鹽的轉(zhuǎn)化規(guī)律。本研究草藻殘體分解過程中水體各營養(yǎng)鹽含量的相關(guān)關(guān)系如表1所示。

3 討論

3.1 草藻殘體分解過程水體TP、Fe2+變化特征

水生植物腐爛分解后，所含營養(yǎng)鹽的70%以上會在短期內(nèi)釋放進入水體，參與水體營養(yǎng)鹽的再循環(huán)[23]。試驗初期水體TP濃度迅速升高，一方面是植物殘體分解釋放出大量磷營養(yǎng)鹽，另一方面是由于厭氧條件下間隙水中的磷酸鹽向上覆水遷移轉(zhuǎn)化以及沉積物中Fe－P的還原釋放[24－25]。隨著試驗的進行，植物釋放的磷逐漸向底泥中遷移，水中磷含量稍有降低[26－27]。當(dāng)上覆水的pH值接近中性時，水中正磷酸鹽主要以和的形態(tài)存在，易與沉積物中金屬元素結(jié)合[28]。本試驗中性偏弱堿的水體條件有利于底質(zhì)對水體磷的吸附，這是試驗進行16 d后TP逐漸降低的重要原因。

沉積物中鐵主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)存在[11]，極強的還原環(huán)境有利于其以Fe2+的形態(tài)向上覆水釋放。當(dāng)pH＞6時，F(xiàn)e3+、Mn4+發(fā)生水解而以鐵錳氧化物的形式沉淀。太湖是典型的水體偏堿性湖泊，F(xiàn)e和Mn主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的形式存在[29]。大量草藻殘體形成厭氧、強還原條件，使得以鐵氧化物形態(tài)存在的Fe3+轉(zhuǎn)化為Fe2+，并以Fe2+釋放到水體及沉積物表面。較低的氧化還原電位條件有助于Fe3+向Fe2+轉(zhuǎn)化，使鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鐵轉(zhuǎn)變成Fe2+，以及不溶性氫氧化鐵轉(zhuǎn)化成可溶態(tài)鐵而析出[30]。試驗后期，隨著水體Eh值的升高，F(xiàn)e2+濃度降低至較低水平。而D組一直處于厭氧狀態(tài)，水體Eh值最終穩(wěn)定在－150 mV左右，水體具極強還原性，F(xiàn)e2+濃度偏高。

3.2 草藻殘體分解過程水體N含量變化特征

在厭氧環(huán)境下，植物細(xì)胞破碎會釋放大量顆粒有機氮（PON），經(jīng)微生物作用轉(zhuǎn)化為溶解性有機氮（DON），再進一步分解為溶解性無機氮（DIN）[14]。加入草藻殘體后，各處理組DO濃度迅速降低，植物釋放的PON在厭氧微生物作用下通過氨化作用直接生成或先轉(zhuǎn)化為DON后再逐漸礦化為，同時還有一部分通過氨異化作用被還原成，這是試驗初期含量迅速上升的主要原因。

試驗前期水體TN濃度迅速上升，這主要是因為在分解過程中植物體內(nèi)的氮不斷釋放出來[32]。隨著時間推移，TN含量開始下降，水體處于還原環(huán)境等在反硝化作用下易被還原成N2和N2O釋放到大氣中，造成體系中N的減少[33]。此外碳氮比（C/N）是影響植物脫氮過程的主要因素[34]，植物殘體分解向水體釋放了有機質(zhì)，而增加有機質(zhì)含量可以增強反硝化作用[35]。TN含量有所降低。

4 結(jié)論

（1）加入草藻殘體后，水體DO、Eh迅速下降，藍(lán)藻－蘆葦混合分解系統(tǒng)一直處于厭氧狀態(tài)，水體Eh值最終穩(wěn)定在－150 mV左右，水體具極強還原性。

（2）厭氧環(huán)境下間隙水中磷酸鹽向上覆水遷移轉(zhuǎn)化以及沉積物中Fe－P的還原釋放，使水體TP和Fe2+濃度升高；B、C、D組TN含量分別于第2 d、第7 d和第2 d達(dá)到峰值，是初始值的5倍、2倍和6倍，水體無機氮以為主。

（3）近岸帶藍(lán)藻、蘆葦堆積－腐爛－分解過程中向水體釋放大量營養(yǎng)鹽和有機質(zhì)等物質(zhì)，加劇湖泊富營養(yǎng)化，建議密切關(guān)注蘆葦叢及近岸帶漕溝等區(qū)域，避免引發(fā)水質(zhì)快速惡化等問題。

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