趙媛媛,湯 楠,,李智慧,陳躍輝,許友澤

(1:湖南省環(huán)境保護科學研究院, 水污染控制技術湖南省重點實驗室, 長沙 410004)(2:湘潭大學環(huán)境與資源學院, 湘潭 411105)(3:中南大學冶金與環(huán)境學院, 長沙 410083)

洞庭湖素有“長江之腎”美譽, 其徑流量約為長江總徑流量的1/3, 是長江中游水量最大的通江湖泊, 是長江中下游極重要的洪水調蓄庫和國際重要濕地, 是長江流域重要的水生生物棲息地和種質資源庫, 擔負著長江流域中下游水安全和國家糧食安全的重大責任[1].水生植物是湖泊生態(tài)系統(tǒng)結構和功能的重要組成部分, 南荻(Triarrhenalutarioriparia)是我國特有的纖維型多年生草本植物, 主要分布于長江中下游的蓄洪湖區(qū), 其在洞庭湖洲灘上的面積最大[2].南荻作為洞庭湖標志性植物群落, 具有增強蓄洪能力、凈化水體、抑制藻類、防止水土流失等多重生態(tài)功能[3-5], 對洞庭湖濕地生態(tài)系統(tǒng)極其重要.在洞庭湖區(qū), 南荻與蘆葦(Phragmitesaustralis)混生, 但以南荻為主, 其占比約達到80%[2].南荻與蘆葦外形相似, 但兩種植株在稈壁與葉鞘存在顯著差異, 同時, 與蘆葦及其他(松、楊等)造紙原料相比, 南荻單位面積生物量高、纖維品質優(yōu)異、造紙紙漿得率高、漿板強度好, 是我國特有的適于造紙的原料[2,6].自1960s初國家將洞庭湖區(qū)規(guī)劃為我國造紙重要原料基地, 近年來洞庭湖南荻面積不斷擴大, 至2017年, 湖區(qū)南荻面積約達8.67×108m2, 年產(chǎn)量約90萬t, 占全國總產(chǎn)量的30%以上, 是全國14個蘆葦主產(chǎn)區(qū)之一.制漿造紙是南荻主要資源利用途徑[7], 每年90%以上的南荻被收割用于制漿造紙.

為深入貫徹十九大精神以及習近平總書記關于長江經(jīng)濟帶發(fā)展戰(zhàn)略思想, 堅持生態(tài)優(yōu)先、人與自然和諧共生、綠色發(fā)展, 湖南省人民政府出臺了《洞庭湖區(qū)造紙企業(yè)引導退出實施方案》(湘政辦函﹝2018﹞36號), 要求“2018年環(huán)洞庭湖造紙企業(yè)全面退出制漿產(chǎn)能, 2019年全面退出造紙產(chǎn)能”, 南荻下游產(chǎn)業(yè)造紙業(yè)面臨整體退出.造紙業(yè)退出后, 湖區(qū)南荻短期內難以找到可替代的資源化利用途徑, 南荻原有的“生長-刈割-生長”模式改變?yōu)椤吧L-凋落腐解-生長”, 一方面, 每年近90萬t干重的南荻凋落物及殘體凋落腐解可能會影響洞庭湖水環(huán)境, 特別是近年來洞庭湖湖體總磷(TP)污染問題突出[8], 掌握南荻腐解及其氮磷釋放特征是制定南荻管控方案、避免南荻大規(guī)模腐解造成湖體營養(yǎng)鹽污染的前提；另一方面, 南荻作為洞庭湖分布最廣的挺水植物, 其生物量變化及殘體腐解過程直接關系洞庭湖物質能量循環(huán), 研究南荻腐解及其氮磷釋放特征對認識洞庭湖生態(tài)系統(tǒng)物質循環(huán)過程具有重要意義.

目前, 針對蘆葦?shù)母庀嚓P研究較多, 且主要為蘆葦腐解過程體內氮、磷變化特征, 近年來部分研究開始涉及腐解過程對水質影響.相比于蘆葦, 現(xiàn)有研究對南荻腐解關注較少[9-10], 且主要集中于環(huán)境條件對南荻生長與生理特性的影響[11-14].諸多研究表明植物參與腐解的生物量、自身碳氮比、纖維素及營養(yǎng)元素含量、水文水質特征、微生物群落等是影響挺水植物腐解速率及有機物、氮、磷等釋放的關鍵因素[15-18].南荻地上部分生物量、碳氮比、有機碳和纖維素、半纖維素、木質素等含量均高于蘆葦, 總氮含量低于蘆葦[7,19], 不能簡單根據(jù)蘆葦及其他挺水植物腐解特征推論南荻腐解特征, 特別是其腐解過程對洞庭湖湖體水質的影響.

南荻主要生長于洞庭湖灘涂區(qū)域, 水位波動幅度較小, 特別是在平水期和枯水期, 生長區(qū)域水流波動相對較緩, 水體交換相對較少, 南荻腐解對生長區(qū)域水體水質的影響則相對較大.因此, 為評估在水流較緩條件下未刈割南荻殘體腐解對洞庭湖水質的影響, 本研究利用批量分解袋實驗[20]考察了不同生物量條件下南荻腐解對洞庭湖湖水-沉積物模擬系統(tǒng)水質的影響, 研究結果有利于深入認識南荻棄割后洞庭湖物質能量循環(huán)過程, 同時可為湖區(qū)造紙業(yè)退出后南荻管控及洞庭湖生態(tài)恢復與重建等相關方案的制定提供科學依據(jù).

1 材料與方法

于2018年11月在南洞庭湖南荻生長區(qū)域, 現(xiàn)場采集南荻植株及其生長區(qū)域沉積物與湖水等實驗樣品, 將南荻莖、葉、穗分開保存與標記, 南荻莖、葉、穗樣品經(jīng)超純水清洗后晾干, 在105℃烘箱內殺青30 min, 而后80℃烘干至恒重, 測定南荻莖、葉、穗生物量干重, 計算各部分占比.將南荻莖、葉、穗等剪成約1 cm的碎片, 按照各部分生物量干重占比, 稱取一定量的莖、葉、穗南荻樣品投入150 μm分解袋中.將采集的南荻種植區(qū)表層沉積物風干, 研磨過15 μm篩, 去除雜物和植物殘體；而后稱取100 g表層沉積物鋪放于8 L塑料桶底部, 并在桶中加入湖水6 L, 靜置3 d.將裝有南荻樣品的分解袋置于桶內上覆水中, 懸于水體中部位置, 最后放置于15℃恒溫培養(yǎng)箱中無光照條件下靜置.各實驗組分解袋內南荻樣品在湖水中的生物量密度分別為0.5、1、2 g/L, 另設置無南荻殘體的空白組.分別在腐解時間為第0、5、10、20、30、45、60、75、90天時采集上覆水液面以下5 cm處水樣進行相關水質分析, 測定pH、溶解氧(DO)、COD、氨氮(NH3-N)、總氮(TN)、總磷(TP)水質指標.整個實驗過程設空白對照和2個平行樣.

分別采用《水質化學需氧量的測定重鉻酸鹽法》(GB11914-1989)、《納氏試劑法》(HJ 535-2009)、《堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》(HJ636-2012)、《鉬酸銨分光光度法》(GB11893-1989)測定上覆水中COD、NH3-N、TN和TP濃度.本研究所有實驗平行樣的標準誤差在5%以內, 圖表中所顯示的數(shù)據(jù)為平行樣的平均值, 采用SPSS 20.0軟件中單因素ANOVA檢驗法對數(shù)據(jù)間的差異進行分析.

2 結果與分析

2.1 南荻體內氮磷分布特征

所采集的洞庭湖南荻葉、莖、穗各部位TN和TP含量如表1所示, 氮磷含量在南荻地上部分不同器官分布趨勢均表現(xiàn)為穗>葉>莖, 且不同器官氮磷含量差異較大, 其中, 穗內TN和TP含量均最高, 分別達到29.38 和3.82 mg/g.現(xiàn)有報道指出蘆葦體內氮磷含量分布特征為穗>葉>莖[21], 與南洞庭湖南荻氮磷含量地上各器官的分布規(guī)律一致.南洞庭湖南荻莖的氮磷含量較低, 但莖生物量干重占地上部分的80.17%, 葉的生物量干重占比為14.13%.

表1 洞庭湖南荻葉、莖、穗氮、磷含量a

2.2 南荻腐解過程水質變化

2.2.1 DO濃度 洞庭湖南荻腐解對上覆水中DO濃度影響如圖1a所示, 總體上, 上覆水中DO濃度在初始腐解10 d內急劇下降, 而后緩慢回升, 且在腐解60 d后逐步持續(xù)下降, 除南荻投加量2 g/L實驗組外, 當腐解時間達到60 d后上覆水中DO濃度在較小范圍內波動.南荻初始投加量對腐解過程中上覆水DO濃度變化影響較大, 隨著南荻生物量的增加而顯著降低(P<0.001), 特別是當南荻殘體初始投加量增加至2 g/L, 腐解時間為90 d時, 與初始DO濃度相比, 上覆水中DO濃度下降了83.4%, 降至0.46 mg/L, 水體已呈缺氧狀態(tài).

2.2.2 COD 洞庭湖南荻腐解期間上覆水中COD變化如圖1b所示, 隨著分解時間的增加, 上覆水中所有COD均呈現(xiàn)急劇增加而后逐漸降低趨勢.具體而言, 在初始腐解的5 d內, 上覆水中COD濃度急劇增加至最高值(20～46 mg/L), 且最高值隨著南荻投加量的增加而顯著增加(P<0.001), 南荻投加量為2 g/L實驗組上覆水COD濃度是空白組的2.6倍；第5～20天內COD濃度快速降低, 而后緩慢降低并在一定范圍內波動；腐解時間達到90 d時, 不同南荻投加量(0～2 g/L)實驗組上覆水COD濃度均基本恢復至未腐解時水平.

圖1 上覆水DO濃度(a)和COD(b)隨腐解時間的變化

2.2.3 NH3-N濃度 圖2a為洞庭湖南荻腐解期間上覆水中NH3-N濃度的變化, 上覆水中NH3-N濃度在初始腐解10 d內呈現(xiàn)急速增長的趨勢, 之后增長趨勢變緩, 第20天達到最高值(2.60～4.11 mg/L)而后急劇下降.腐解20 d時上覆水NH3-N濃度最高值隨著南荻生物量的增加而增加；當腐解時間達到30 d后, 除南荻投加量2 g/L實驗組外, 上覆水中NH3-N濃度在較小范圍內波動.南荻殘體初始投加量為2 g/L條件下, 腐解時間為90 d時, 與初始NH3-N濃度相比, 上覆水中NH3-N濃度上升了58.5%, 由0.41 mg/L升高至0.65 mg/L.

2.2.4 TN濃度 洞庭湖南荻腐解期間上覆水中TN濃度變化如圖2b所示, 不同投加量條件下腐解系統(tǒng)上覆水中TN濃度變化均呈現(xiàn)“急劇增加-緩慢下降”的趨勢.具體而言, 當南荻投加量為0、0.5和1 g/L時, 上覆水中TN濃度均在初始腐解的20 d內迅速增加至最高值(4.83～5.76 mg/L)；相比之下,南荻投加量為2 g/L 時,上覆水中TN濃度在初始腐解的10 d即可迅速升高到最高值(6.84 mg/L).不同南荻投加量條件下,腐解系統(tǒng)上覆水TN濃度均在第10天或第20天達到最高值后持續(xù)緩慢降低,至腐解時間為90 d時,南荻投加量為 0～1 g/L的腐解系統(tǒng)上覆水中TN濃度均恢復至未腐解(第0天)時水平,而南荻投加量為2 g/L的腐解系統(tǒng)上覆水中TN濃度(3.42 mg/L)仍顯著高于未腐解(第0天)時水平(2.54 mg/L).

圖2 上覆水NH3-N(a)、TN(b)和TP(c)濃度隨腐解時間的變化

2.2.5 TP濃度 洞庭湖南荻腐解對上覆水中TP濃度影響如圖2c所示,上覆水中TP濃度在初始腐解5 d內急速上升,而后急劇下降,在腐解第20～90 d內,上覆水中TP濃度在小范圍內波動.在整個90 d的腐解過程中,上覆水中TP濃度隨南荻投加量的增加而顯著增加(P<0.01).當南荻投加量由0.5 g/L增加到2 g/L,腐解系統(tǒng)上覆水TP濃度在第5天時的最高值增加了1.65倍.相比于實驗組,無南荻添加的空白組上覆水TP濃度則基本保持在0.08～0.13 mg/L之間,處于相對較穩(wěn)定狀態(tài).當腐解時間為90 d時,南荻投加量為 0～1 g/L的腐解系統(tǒng)上覆水中TP濃度(0.08～0.10 mg/L)均略低于未腐解時水平(0.12～0.15 mg/L),而南荻投加量為2 g/L的腐解系統(tǒng)上覆水中TP濃度(0.18 mg/L)仍為未腐解(第0天)時的2倍(0.09 mg/L).

2.3 南荻腐解過程底泥變化

不同投加量(0～2 g/L)下南荻腐解90 d后底泥氮、磷及有機質含量如表2所示, 腐解后底泥中總氮、總磷和有機質含量均隨著南荻投加量的增加而有所增加, 其中, 南荻投加量為2 g/L的實驗組底泥有機質、總氮、總磷含量分別是空白組的1.13、1.18和1.56倍.相比于有機質與氮, 南荻腐解可顯著增加底泥中磷含量, 這可能與遷移轉化機制有關, 磷只能在南荻殘體、上覆水、底泥3種介質中遷移分配, 磷總量不變, 而有機質和氮可分別通過微生物降解與反硝化作用降低其在腐解系統(tǒng)內的總量.

表2 南荻腐解后底泥氮、磷及有機質含量

3 討論

現(xiàn)有植物殘體腐解研究報道指出植物腐解主要為營養(yǎng)鹽和有機組分等快速浸出和微生物緩慢降解等2個過程[22-26], 本研究90 d的腐解實驗中, COD、NH3-N、TN、TP等水質指標濃度基本呈現(xiàn)“急速上升-快速下降-緩慢恢復”的趨勢.在快速浸出階段, 實驗組上覆水COD、NH3-N和TP在初始腐解的5 d內急劇增加至最高值, TN濃度則在腐解時間20 d時達到最高值, 同時DO濃度總體呈現(xiàn)持續(xù)下降態(tài)勢；空白組上覆水TN和COD濃度均快速上升, 這可能是由于底泥向上覆水釋放了含氮有機物.在微生物緩慢降解階段, 腐解時間5～20 d內, NH3-N和TP在達到最高值后濃度均快速下降；腐解時間20～30 d內, NH3-N和TP濃度均小幅度上升, 而后在腐解30 d時濃度均開始逐步下降.綜合本研究各項水質指標變化特征, 南荻殘體在快速浸出階段水溶性有機物和磷元素等組分受淋溶作用快速釋放至上覆水中[27], 且以上組分快速浸出是一個耗氧過程.總體上, 南荻腐解系統(tǒng)上覆水中各項水質指標濃度在腐解30 d后變化幅度減緩并趨于穩(wěn)定, 這表明南荻生物降解階段營養(yǎng)成分在上覆水中的釋放或礦化與沉積物-湖水系統(tǒng)對各組分的自凈能力達到動態(tài)平衡.

相比之下, 南荻殘體內磷的釋放或礦化速率高于氮, 這可能由于南荻體內大部分磷主要以水溶態(tài)或可生物降解態(tài)存在, 蘆葦腐解過程中也存在相似的氮、磷快速釋放特征[27-29].在南荻殘體內營養(yǎng)鹽和有機組分等快速浸出后, 上覆水中COD、NH3-N和TP等濃度的快速下降可能與腐解系統(tǒng)內沉積物從上覆水中吸附營養(yǎng)鹽和有機組分有關[28-29]；經(jīng)對比分析, 相比于空白組, 南荻腐解90 d后腐解系統(tǒng)內底泥中有機質及氮、磷含量顯著升高；湯志凱等[30]研究也表明在水-植物殘體-底泥系統(tǒng)內沉水植物狐尾藻(MyriophyllumverticillatumL.)、浮水植物菱角(TrapabispinosaRoxb)、挺水植物荷花(Lotus flower)腐解釋放的磷明顯呈向底泥遷移的趨勢, 且在快速浸出階段總磷向底泥遷移得最多.此外, 相關研究指出植物殘體生物降解階段, 吸附作用、微生物代謝和固定作用等共同存在, 殘體可通過吸附作用吸附上覆水中的營養(yǎng)物質, 同時當植物殘體內營養(yǎng)物不足時, 殘體微生物需從上覆水中固定氮、磷等參與降解過程[28], 這可能是導致南荻腐解過程上覆水中氮磷等指標濃度下降的又一重要原因；NH3-N和TP濃度在微生物腐解階段均呈現(xiàn)小幅度上升, 這可能是由于南荻殘體微生物的分解作用高于氮磷吸附和微生物氮磷固定作用所致.

不同生物量南荻腐解對水質的影響趨勢相似, 不同南荻投加量實驗組上覆水水質在腐解前期差異顯著、后期差異較小.腐解過程中上覆水DO、COD、NH3-N、TN和TP水質指標濃度變化幅度均與南荻的添加量呈顯著正相關(P<0.01).在快速浸出階段, 隨著腐解系統(tǒng)內南荻投加量增加, 上覆水中COD、NH3-N、TN和TP濃度越高、增加幅度越大, DO越低；在微生物降解階段, 不同南荻投加量下腐解系統(tǒng)上覆水中各項指標濃度差異逐漸減小.當腐解時間達到90 d后, 在南荻投加量為0～1 g/L條件下, 腐解系統(tǒng)上覆水各項水質指標基本能通過沉積物-湖水系統(tǒng)的自凈能力恢復到初始未腐解時(第0天)水平；當南荻投加量增至2 g/L, 腐解時間達到90 d后, 腐解系統(tǒng)上覆水中DO濃度(0.47 mg/L)仍僅為初始水平的16.6%, NH3-N、TN和TP濃度均高于初始未腐解時水平, 分別為未腐解時的0.59、0.35和2倍.付賢鐘等[31]和葉春等[32]對苦草與黑藻的腐解實驗結果也表明，過量水生植物殘體腐解會導致水體持續(xù)缺氧,水質惡化.本研究腐解系統(tǒng)條件下南荻的適量投加量為0～1 g/L, 而劉彪等[33]研究指出蘆葦投加量為2～8 g/L條件下腐解60 d后上覆水水質可恢復至腐解前水平, 以上研究結果差異可能與南荻及蘆葦腐解系統(tǒng)內底泥與水環(huán)境因子不同有關.

結合以上南荻腐解對水質的影響結果, 可初步推斷：在洞庭湖湖區(qū)相對封閉緩流區(qū)域和高密度南荻種植區(qū)域, 未刈割南荻大規(guī)模凋落、水淹后, 其腐解初期營養(yǎng)鹽和有機組分快速釋放可能會引起洞庭湖局部水域水質短期內急速惡化, 主要表現(xiàn)為DO濃度降低, 以及COD、NH3-N、TN和TP濃度顯著升高等；且隨著南荻殘體腐解生物量增加, 其腐解對水質的影響程度越高、時間越長, 過高生物量南荻的腐解可能導致湖體局部水域水質惡化, 特別是DO和TP濃度在較長時間內處于較差水平；以上研究結果有利于深入認識南荻棄割后洞庭湖物質能量循環(huán)過程, 可為洞庭湖相對封閉且緩流灘涂上南荻養(yǎng)護與管控(如刈割方案的制訂)提供科學依據(jù).現(xiàn)有研究結果指出：腐解溫度的升高可能會促進植物殘體內有機質與氮的釋放, 對磷釋放影響較小[34]；光照條件下適量的植物殘體腐解有利于提高微生物豐度與活性, 增強水體中吸光性物質的降解能力[35].但本研究主要模擬了低溫(15℃)、無光照條件下南荻腐解對靜態(tài)水域水質的影響, 模擬條件與洞庭湖過水型湖泊水文、光照、季節(jié)交替引起的溫度變化等具有一定差距, 尚需開展系統(tǒng)全面的室內模擬條件實驗及現(xiàn)場跟蹤監(jiān)測, 以此研究確定不同溫度和光照條件下南荻腐解對洞庭湖水質的綜合影響與長期作用效應.

4 結論

1)南荻腐解對水質的影響主要表現(xiàn)在腐解初期, COD、NH3-N、TN、TP水質指標濃度基本呈現(xiàn)“急速上升-快速下降-緩慢恢復”的趨勢, DO則呈現(xiàn)出“快速下降-緩慢回升-持續(xù)逐步下降” 的趨勢.

2)隨著南荻生物量增加, 南荻腐解對水質的影響程度越高、影響時間越長.當南荻投加量增加至2 g/L時, 上覆水中COD、NH3-N、TN和TP水質指標濃度分別是未添加南荻殘體空白組的2.60、1.58、1.42和8.14倍；腐解時間達到90 d時, 2 g/L南荻投加量實驗組上覆水水質仍未恢復至初始水平.

3)在洞庭湖湖區(qū)相對封閉緩流區(qū)域和高密度南荻種植區(qū)域, 未刈割南荻腐解初期營養(yǎng)鹽和有機組分快速釋放可能會引起洞庭湖局部水域水質短期內急速惡化, 且腐解釋放的有機質與氮磷部分向底泥遷移.