馬廷婷，熊麗黎，張大文，李寬意，胡忠軍，吳召仕

(1：上海海洋大學(xué)水產(chǎn)科學(xué)國(guó)家級(jí)實(shí)驗(yàn)教學(xué)示范中心，上海 201306) (2：上海海洋大學(xué)上海水產(chǎn)養(yǎng)殖工程技術(shù)研究中心，上海 201306) (3：中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008) (4：江西省水資源監(jiān)測(cè)中心，南昌 330009) (5：鄱陽(yáng)湖水文生態(tài)監(jiān)測(cè)研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌 330009) (6：江西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全與標(biāo)準(zhǔn)研究所，南昌 330009)

濕地植物作為濕地生態(tài)系統(tǒng)的主要初級(jí)生產(chǎn)者，維持著整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能. 在生長(zhǎng)發(fā)育過(guò)程中，濕地植物吸收和富集水體中氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素，改善水質(zhì)，調(diào)節(jié)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)平衡，在濕地生態(tài)系統(tǒng)中發(fā)揮著不可忽視的重要作用[1-2]. 然而，植物經(jīng)歷萌發(fā)-生長(zhǎng)-衰亡的周期，濕地植物衰亡凋落后腐爛分解，向水環(huán)境釋放氮、磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)[3]，造成水體的污染. 目前，關(guān)于通江湖泊洲灘濕地植被的研究主要集中于群落結(jié)構(gòu)、分布格局及對(duì)水位的響應(yīng)等[4-7]，部分研究者開始關(guān)注淹水對(duì)洲灘濕地的分解過(guò)程及其對(duì)水環(huán)境的影響[2,8].

因此，本研究依據(jù)鄱陽(yáng)湖特殊的水文變化，選取典型洲灘濕地植物灰化薹草(Carexcinerascens)、蔞蒿(Artemisiaselengensis)和虉草(Phalarisarundinacea)為研究對(duì)象. 實(shí)驗(yàn)前，基于野外調(diào)查，確定淹水前植物的實(shí)際生物量. 根據(jù)自然淹水狀態(tài)和實(shí)驗(yàn)裝置確定添加植物的生物量，調(diào)節(jié)實(shí)驗(yàn)水體的營(yíng)養(yǎng)鹽，使其與鄱陽(yáng)湖水體保持一致. 最后，在中國(guó)科學(xué)院鄱陽(yáng)湖湖泊濕地觀測(cè)研究站濕地附近水域采集與實(shí)驗(yàn)裝置等體積的浮游植物并加入實(shí)驗(yàn)裝置中，實(shí)驗(yàn)期間固定時(shí)間攪拌水體. 本文探究濕地植物莖、葉腐爛分解對(duì)水環(huán)境及浮游植物生長(zhǎng)的影響，以期完善鄱陽(yáng)湖水質(zhì)安全預(yù)警，并為未來(lái)水文形勢(shì)改變情景下的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

鄱陽(yáng)湖(28°22′～29°45′N，115°47′～116°45′E)位于長(zhǎng)江中游，江西省北部，屬于典型的亞熱帶季風(fēng)氣候. 受鄱陽(yáng)湖水文節(jié)律季節(jié)性變化的影響，鄱陽(yáng)湖濕地表現(xiàn)出典型的水陸相交錯(cuò)變化，豐水期，濕地處于淹水狀態(tài)，隨著水位的降低，處于不同高程的洲灘濕地相繼出露，濕地植物開始發(fā)育，呈現(xiàn)出河、湖、灘交錯(cuò)的濕地景觀格局[8]. 整個(gè)洲灘地勢(shì)較為平緩，分布的主要植物有灰化薹草、蔞蒿、虉草、蘆葦(Phragmitesaustralis)和南荻(Triarrhenalutarioriparia)等[2]. 本實(shí)驗(yàn)采用室外模擬分解培養(yǎng)法進(jìn)行，在江西省九江市星子縣中國(guó)科學(xué)院鄱陽(yáng)湖湖泊濕地觀測(cè)研究站實(shí)驗(yàn)平臺(tái)完成.

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

本實(shí)驗(yàn)于2019年6月28日-9月5日進(jìn)行，共持續(xù)69 d. 在中國(guó)科學(xué)院鄱陽(yáng)湖湖泊濕地觀測(cè)研究站附近洲灘采集植物的莖和葉，帶回實(shí)驗(yàn)室. 植物樣品先用自來(lái)水將表面沖洗干凈，再用純凈水沖洗，晾干水分，置于60℃烘箱烘干至恒重(測(cè)量3次重量變化小于0.001 g)，剪成1 cm長(zhǎng)的小段裝入分解袋. 根據(jù)該洲灘實(shí)際淹水狀況和實(shí)驗(yàn)裝置等估算實(shí)驗(yàn)添加的植物生物量(每個(gè)實(shí)驗(yàn)桶內(nèi)添加490 g濕地植物的莖、葉，400 g裝入1個(gè)大分解袋(孔徑為0.15 mm，規(guī)格為20 cm×30 cm)；90 g均勻分裝在18個(gè)小分解袋(孔徑為0.15 mm，規(guī)格為8 cm×10 cm)，即每個(gè)小分解袋裝5 g確定莖葉比例、混合均勻的植物).

利用112 μm孔徑(13#)和64 μm孔徑(25#)的浮游生物網(wǎng)分別過(guò)濾中國(guó)科學(xué)院鄱陽(yáng)湖湖泊濕地觀測(cè)研究站附近水域水體120 L，將浮游植物裝入50 mL小白瓶，重復(fù)12次，并統(tǒng)一浮游植物體積. 選用160 L聚乙烯塑料桶作為實(shí)驗(yàn)裝置，每個(gè)桶內(nèi)加入120 L自來(lái)水，調(diào)節(jié)水體的初始營(yíng)養(yǎng)鹽濃度(TN平均濃度為1.5 mg/L，TP平均濃度為0.05 mg/L，氮源為KNO3，磷源為KH2PO3)，保證各個(gè)實(shí)驗(yàn)組初始水環(huán)境保持一致. 將12瓶浮游植物樣混合，等體積加入各個(gè)實(shí)驗(yàn)桶中. 實(shí)驗(yàn)共設(shè)4個(gè)處理，分別為空白組、加灰化薹草組、加蔞蒿組、加虉草組，每個(gè)處理3組重復(fù)，共計(jì)12個(gè)處理.

實(shí)驗(yàn)期間在每次采樣后補(bǔ)充蒸餾水以保證水位恒定. 水體中葉綠素a(Chl.a)濃度能反映浮游植物生物量高低[17]，Lamon等[18]對(duì)佛羅里達(dá)地區(qū)165個(gè)湖泊的數(shù)據(jù)進(jìn)行分析表明，浮游植物生物量與Chl.a濃度之間存在密切關(guān)系. 由于易測(cè)性等，眾多學(xué)者以Chl.a濃度開展浮游植物的相關(guān)研究. 因此，本研究中采用Chl.a濃度表征浮游植物的生物量.

1.3 水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定

實(shí)驗(yàn)期間，水化指標(biāo)如溫度(WT)、pH、溶解氧(DO)、濁度(Tur)每3天測(cè)1次，水體TN、總磷(TP)、總?cè)芙獾?TDN)、總?cè)芙饬?TDP)、NH3-N、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、Chl.a濃度前1個(gè)月每3天測(cè)1次，后期每6天測(cè)1次. 植物分解袋每6天采集1次.

采樣前將桶內(nèi)水體混勻，用柱狀有機(jī)玻璃管(直徑為10 cm，高度100 cm)采集混合水樣，用500 mL經(jīng)酸浸泡處理的塑料瓶?jī)?chǔ)存水樣，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析. WT、pH、DO濃度使用多參數(shù)水質(zhì)監(jiān)測(cè)儀YSI現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定. 每次采樣時(shí)間為18:00-19:00. Tur用1900C型便攜式濁度計(jì)測(cè)定. 參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[19]測(cè)定水樣的TN、TP、TDN、TDP、NH3-N、CODMn濃度. 用熱乙醇法測(cè)定Chl.a濃度.

1.4 數(shù)據(jù)計(jì)算與分析

采用Excel 2010、SPSS 19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用廣義線性混合模型的統(tǒng)計(jì)方法分析不同處理組整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期的水環(huán)境變化. 用Origin 2018軟件進(jìn)行圖形繪制.

2 結(jié)果與分析

2.1 植物組織分解速率

3種濕地植物的分解過(guò)程相似，有明顯的階段性，均呈前期快速分解，后期緩慢分解的趨勢(shì)(圖1). 蔞蒿在第6天分解率為33.61%，第18天分解率達(dá)49.97%，第66天分解率達(dá)57.82%；灰化薹草和虉草在前6天內(nèi)快速分解，分解率分別為21.34%和20.22%，第66天分解率分別為32.17%和30.30%. 蔞蒿的分解率顯著大于灰化薹草和虉草(P<0.05).

2.2 水質(zhì)變化

2.2.1 水體WT、pH、Tur的時(shí)間變化 本研究中，空白組與實(shí)驗(yàn)組WT變化趨勢(shì)一致(圖2A). 植物分解過(guò)程中，各實(shí)驗(yàn)組水體pH變化相似，均呈先降低后升高再逐漸穩(wěn)定的趨勢(shì). 實(shí)驗(yàn)結(jié)束后各實(shí)驗(yàn)組的pH保持在7.8～9.6之間，表明系統(tǒng)進(jìn)入相對(duì)穩(wěn)定狀態(tài). 灰化薹草組水體pH在第3天降至最低(6.77)，第21天上升至最大(9.76). 在第6天蔞蒿組和虉草組水體pH降至最低(分別為5.05和5.27)，蔞蒿組在實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)達(dá)到最大(8.17)，虉草組在第33天時(shí)上升至最大(9.62)(圖2B)，蔞蒿組pH顯著低于灰化薹草組與虉草組(表1).

圖2 3種濕地植物腐爛分解過(guò)程中 水體WT、pH和Tur的時(shí)間變化Fig.2 Temporal variation of water temperature, pH and turbidity in water during decomposition of three plants decay

各實(shí)驗(yàn)組水體Tur變化均呈先升高后降低再逐漸穩(wěn)定的趨勢(shì). 灰化薹草組水體Tur在植物分解第21天達(dá)到最大(60.30 NTU)，蔞蒿組和虉草組均在分解第33天達(dá)到最大，分別為913和287 NTU(圖2C)，顯著高于空白組(P<0.05)(表1).

2.2.2 水體營(yíng)養(yǎng)鹽和CODMn的時(shí)間變化 灰化薹草、蔞蒿和虉草腐爛分解釋放大量的營(yíng)養(yǎng)鹽，水體中TN、TP、TDP、CODMn濃度的動(dòng)態(tài)變化均呈先升高后跳躍式降低最后趨于穩(wěn)定的狀態(tài)，TDN、NH3-N濃度整體呈先升高后降低，再升高再降低最后趨于穩(wěn)定的變化. 不同植物實(shí)驗(yàn)組間營(yíng)養(yǎng)鹽濃度變化差異顯著(表1).

TN方面，灰化薹草組在第21天濃度達(dá)到最大(10.16 mg/L)，蔞蒿組和虉草組均在第36天達(dá)到最大(分別為56.81和26.52 mg/L)(圖3A). 各實(shí)驗(yàn)組水體TP濃度在第3天迅速升高，在第36天后逐漸下降. 灰化薹草組在第3天達(dá)到最大(2.03 mg/L)，蔞蒿組和虉草組濃度分別在第30和27天達(dá)到最大(分別為11.54和3.67 mg/L)(圖3B). 灰化薹草組水體TDN濃度在第27天達(dá)到最大(4.40 mg/L)，蔞蒿組和虉草組最大濃度分別出現(xiàn)在第36和27天(分別為15.72和5.90 mg/L)(圖3C). TDP方面，灰化薹草組和虉草組均在第3天濃度達(dá)到最大(分別0.98和2.94 mg/L)，蔞蒿組在第9天達(dá)到最大(8.30 mg/L)(圖3D). 灰化薹草組水體的NH3-N濃度在腐爛分解第27天達(dá)到最大(1.82 mg/L). 蔞蒿組水體NH3-N濃度在腐爛分解第9天達(dá)到第1個(gè)峰值，隨后開始下降，在第36天達(dá)到第2個(gè)峰值(濃度為23.77 mg/L)，虉草組在第12天達(dá)到最大(3.49 mg/L)(圖3E). 灰化薹草組和蔞蒿組CODMn濃度均在第30天達(dá)到最大(分別為98.80和285.77 mg/L)，虉草組則在第36天達(dá)到最大(142.13 mg/L)(圖3F). 腐爛分解過(guò)程中，蔞蒿組TN、TP、TDN、TDP、NH3-N和CODMn平均濃度最高，虉草組和灰化薹草組次之，空白組最低.

圖3 3種濕地植物腐爛分解過(guò)程中水體TN、TP、TDN、TDP、NH3-N和CODMn濃度的時(shí)間變化Fig.3 Temporal variation of TN, TP, TDN, TDP, NH3-N and CODMn concentrations in water during decomposition of three plants decay

2.2.3 Chl.a濃度的時(shí)間變化 灰化薹草組Chl.a濃度呈前期上升、后期逐漸穩(wěn)定的趨勢(shì)，第18天出現(xiàn)第1個(gè)峰值(287.21 μg/L)，第60天出現(xiàn)第2個(gè)峰值(292.62 μg/L). 蔞蒿組Chl.a濃度整體呈逐漸上升的趨勢(shì)，第60天達(dá)到最大(2146.19 μg/L). 與灰化薹草組相似，虉草組Chl.a濃度前期上升，后期逐漸穩(wěn)定，第30天達(dá)到最大(829.62 μg/L)(圖4). 各實(shí)驗(yàn)組間Chl.a濃度存在顯著差異，加草組顯著高于空白組(P<0.05)(表1).

圖4 3種濕地植物腐爛分解過(guò)程中 Chl.a濃度的時(shí)間變化Fig.4 Temporal variation of Chl.a concentration during decomposition of three plants decay

表1 3個(gè)試驗(yàn)組與對(duì)照組的水環(huán)境變化(平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差)*

3 討論

3.1 植物組織分解速率差異性

植物腐爛分解是一個(gè)復(fù)雜的生物、物理和化學(xué)過(guò)程，受多種因素(包括植物自身組成、環(huán)境因素和生物因素)綜合影響. 濕地植物腐爛分解包括植物組織的水解、礦質(zhì)成分和可溶性有機(jī)物的溶解、各類有機(jī)成分的酶解(植物細(xì)胞內(nèi)的酶)，以及生物降解、微小顆粒的逸散等[20-21].

本研究通過(guò)室外模擬實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，3種濕地植物質(zhì)量在短時(shí)間內(nèi)迅速衰減，之后逐步趨于穩(wěn)定，說(shuō)明其分解過(guò)程與多數(shù)濕地植物一致，均呈前期快速分解、后期緩慢分解兩個(gè)階段. 植物殘?bào)w中營(yíng)養(yǎng)元素氮(N)、磷(P)、鈣(Ca)、鎂(Mg)、鉀(K)、鈉(Na)、硫(S)等的含量以及物質(zhì)元素之間的計(jì)量關(guān)系(C∶N、C∶P、木質(zhì)素∶N、N∶P等)決定著植物殘?bào)w的可分解性，能夠顯著影響植物殘?bào)w的分解特征. N、P含量很高且C∶N、C∶P和N∶P值較低的植物殘?bào)w，通常具有比較高的分解速率，難分解物質(zhì)與植物殘?bào)w的分解速率呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，對(duì)濕地植物殘?bào)w的分解具有明顯的調(diào)控和指示作用，如，木質(zhì)素∶N比值常常被用作評(píng)價(jià)植物可分解性和預(yù)測(cè)分解速率. 與其他

相關(guān)研究相比，水環(huán)境溫度較高時(shí)促使植物的分解速率加快，如在探究灰化薹草和虉草腐爛過(guò)程中高敏敏等[10]發(fā)現(xiàn)，植物在最初30天中分解較快，本研究?jī)H在實(shí)驗(yàn)開始第6天分解速率達(dá)到較大值. 研究表明，溫度的升高會(huì)促進(jìn)真菌活動(dòng)并提高分解速率[22]. 蔞蒿在實(shí)驗(yàn)開始18天內(nèi)快速分解，灰化薹草和虉草在實(shí)驗(yàn)開始6天內(nèi)快速分解. 高敏敏等[10]研究灰化薹草和虉草活體和自然枯落物(風(fēng)干處理)的分解差異發(fā)現(xiàn)，灰化薹草和虉草活體和自然枯落物在腐爛分解第30天時(shí)分解率最大，且活體植物和自然枯落物腐爛分解率變化規(guī)律一致，均為腐爛分解前期較快，后期緩慢. 同時(shí)，張廣帥等[8]在探究鄱陽(yáng)湖碟形湖泊植物分解規(guī)律中發(fā)現(xiàn)，灰化薹草(烘干處理)在前30天分解最快，分解變化規(guī)律與高敏敏等[10]的研究結(jié)果一致，均為前期較快，后期緩慢. 由于烘干植物會(huì)改變角質(zhì)層，植物受微生物的影響更大，增加可溶性化合物的流失[2]，從而加快植物的分解. 因此，與其他相關(guān)研究相比，本研究中植物腐爛分解速率在前期較快，但整體分解規(guī)律與其他保持一致. 這種較快的前期分解主要和前期水溶性物質(zhì)及易分解的碳水化合物的快速降解有關(guān)[10]. 同時(shí)有研究表明，植物體內(nèi)碳氮磷含量、木質(zhì)素含量和纖維素含量以及相互之間的比值會(huì)影響植物的腐爛分解速率[3]. 植物組織初始有機(jī)氮濃度和無(wú)機(jī)鹽類含量較高時(shí)，分解速率較快[23-24]. 此外，水體中大量的有機(jī)物為微生物提供了豐富碳源，微生物的種類和生物量增加，加速了植物腐爛分解[11]. 隨著不斷的分解，植物所釋放的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)有限，微生物種類和生物量發(fā)生了變化[25]，且植物殘?bào)w中難分解物質(zhì)和難溶占比增加，植物分解由快變慢[26]. 此外，有研究表明，在植物分解后期，木質(zhì)素含量對(duì)于植物分解速率影響較大[25,27-28]，因此木質(zhì)素等難分解物質(zhì)不斷積累，植物分解受到抑制，導(dǎo)致植物分解速率減慢[28-29]. 研究表明，難分解物質(zhì)(木質(zhì)素等)與植物殘?bào)w的分解速率呈顯著的負(fù)相關(guān)[30]. 3種植物的分解速率具有差異，可能是由于植物種類、耐水淹能力以及植物體內(nèi)物質(zhì)形態(tài)及含量不同，決定了分解微生物的喜好程度，造成植物腐爛分解的差異[31]. 同時(shí)植物分解速率與植物本身有關(guān)，如蔞蒿，與灰化薹草相比，其體內(nèi)通氣組織發(fā)達(dá)，有大量擴(kuò)裂性通氣組織和髓腔，有助于植物在低氧和缺氧環(huán)境下對(duì)氧氣的存儲(chǔ)以及運(yùn)輸，因此在相同條件下蔞蒿分解較快，造成了三者之間分解的差異[32-34].

3.2 水環(huán)境因子的變化

3.2.2 植物腐爛分解對(duì)水體營(yíng)養(yǎng)鹽和CODMn濃度的影響 本實(shí)驗(yàn)中，水體營(yíng)養(yǎng)鹽和CODMn濃度變化均呈先升高后跳躍式降低最后趨于穩(wěn)定的狀態(tài). 唐金艷等[38]在蘆葦、荇菜(Nymphoidespeltatum)和狐尾藻(Myriophyllumverticillatum)等6種水生植物腐爛分解對(duì)水質(zhì)影響的研究中也得出了一致的結(jié)論. 植物分解過(guò)程中，蔞蒿向水體釋放的營(yíng)養(yǎng)鹽和CODMn均顯著高于灰化薹草和虉草，可能是由植物自身基質(zhì)引起的營(yíng)養(yǎng)鹽釋放量不同[2,11]. 在分解前期，植物體內(nèi)可溶性物質(zhì)中的元素大量流失，氮、磷元素在植物腐爛分解前期損失較大，植物組織中可溶性蛋白質(zhì)快速損失導(dǎo)致N大量釋放[11,39]. 分解后期N含量降低，植物殘?bào)w及大顆粒有機(jī)物的沉降及微生物的硝化和反硝化作用使水體N生成N2、N2O等氣體逸出. 濕地植物的腐爛分解會(huì)影響磷的生物循環(huán)、滯留和釋放，使得水體中磷濃度升高. 實(shí)驗(yàn)前期，植物腐爛分解釋放顆粒磷及有機(jī)磷，如以磷酸根離子或化合物的形態(tài)存在，引起水體磷濃度升高. 同時(shí)植物體可溶性有機(jī)物的溶解損失、易分解有機(jī)物的分解及顆粒性難分解有機(jī)物的散失過(guò)程也會(huì)影響水體磷濃度[10]. 此外微生物新陳代謝產(chǎn)生的酸與水體中鐵、鋁、鈣、鎂等離子結(jié)合，使難溶性無(wú)機(jī)磷被溶解. 后期水體磷濃度降低，可能是由于部分磷元素向底部殘?bào)w遷移. 此外，微生物能將分解的部分有機(jī)磷轉(zhuǎn)化為自身所需要的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，也降低了水體磷濃度. 在高磷營(yíng)養(yǎng)環(huán)境中，部分浮游植物可以大量吸收水體中的磷，以聚磷酸鹽的形式儲(chǔ)存在體內(nèi)，以便在低磷濃度時(shí)期生長(zhǎng)[40-41]，造成水體磷濃度下降.

3.2.3 植物腐爛分解對(duì)水體Chl.a濃度的影響 浮游植物的生長(zhǎng)受到生物因素(如浮游動(dòng)物和魚類攝食)和非生物因素(如營(yíng)養(yǎng)鹽、水溫、光照等)的綜合影響. 本研究采用室外模擬實(shí)驗(yàn)，明確了植物腐爛分解對(duì)浮游植物生物量的影響及種間差異，各實(shí)驗(yàn)組間Chl.a濃度均存在顯著差異.

光照和營(yíng)養(yǎng)鹽作為浮游植物生長(zhǎng)的基礎(chǔ)，其變化能直接影響浮游植物生長(zhǎng)[42]. 光為浮游植物進(jìn)行光合作用提供能量，與熱帶湖泊相比而言，溫帶湖泊中光對(duì)浮游植物的影響尤其重要，甚至超過(guò)了營(yíng)養(yǎng)鹽的作用. 在渾濁的水體中，懸浮物質(zhì)影響光在水下的傳遞，從而改變了光譜組成[13]. 營(yíng)養(yǎng)鹽濃度過(guò)高會(huì)抑制浮游植物的生長(zhǎng)[43]，當(dāng)營(yíng)養(yǎng)鹽輸入降低時(shí)，浮游植物的優(yōu)勢(shì)種、生物量會(huì)出現(xiàn)一定的響應(yīng)[44-45]. 植物腐爛分解過(guò)程中不僅會(huì)釋放大量的營(yíng)養(yǎng)鹽，還會(huì)產(chǎn)生具有吸光性的溶解性有機(jī)物(氨基酸、腐殖酸、脂肪族及芳香烴類物質(zhì)等)，降低水下光照條件，間接影響浮游植物光合作用效率[46-47]. 研究表明，在貧營(yíng)養(yǎng)但富含有色物質(zhì)的湖泊中，限制浮游植物初級(jí)生產(chǎn)量的因素為光照而非營(yíng)養(yǎng)鹽[48]. 同時(shí)，光照和營(yíng)養(yǎng)鹽的交互作用能顯著影響浮游植物生物量[49-51]. 本研究中，灰化薹草組和虉草組的Chl.a濃度均呈前期上下波動(dòng)、中期上升并達(dá)到較高水平、后期逐漸穩(wěn)定的變化趨勢(shì). 前期浮游植物變化較小，主要是由于植物腐爛分解導(dǎo)致水體濁度逐漸增大，抑制了浮游植物的生長(zhǎng). 中期濁度和營(yíng)養(yǎng)鹽濃度達(dá)到最大后開始下降，此時(shí)浮游植物開始大幅度生長(zhǎng). 后期Chl.a濃度逐漸穩(wěn)定，研究發(fā)現(xiàn)化感物質(zhì)會(huì)抑制某些浮游植物的生長(zhǎng)[52-53]. 蔞蒿組Chl.a濃度整體呈跳躍式上升的變化，前期變化趨勢(shì)與其他兩組相似，浮游植物生長(zhǎng)主要受水體濁度的影響. 中后期水體濁度下降，浮游植物大幅度生長(zhǎng). 實(shí)驗(yàn)后期不同實(shí)驗(yàn)組Chl.a濃度變化出現(xiàn)差異可能是由植物的物種差異引起的. 綜上，不同濕地植物分解造成水體環(huán)境因子和浮游植物生長(zhǎng)差異較大，后續(xù)將深入研究浮游植物群落結(jié)構(gòu)的變化特征，進(jìn)一步探究浮游植物在植物腐爛過(guò)程中的響應(yīng).

4 結(jié)論

1)鄱陽(yáng)湖典型濕地植物灰化薹草、蔞蒿和虉草在水淹脅迫下的分解均具有明顯的階段性，在實(shí)驗(yàn)前期分解較快，后期分解緩慢. 蔞蒿分解率最大，虉草次之，灰化薹草最小，同時(shí)高溫環(huán)境下加劇植物的分解.

2)腐爛分解過(guò)程中，水體理化因子基本均發(fā)生了顯著變化，如水體pH呈先降低后升高的趨勢(shì)，且空白組pH顯著高于其他實(shí)驗(yàn)組. 濁度、營(yíng)養(yǎng)鹽濃度和CODMn濃度均呈先升高后降低并逐漸穩(wěn)定的變化趨勢(shì)，蔞蒿腐爛分解對(duì)水體pH、濁度、營(yíng)養(yǎng)鹽濃度和CODMn濃度影響最大.

3)灰化薹草組和虉草組Chl.a濃度變化均呈前期波浪式上升、后期逐漸穩(wěn)定的變化趨勢(shì)；蔞蒿組Chl.a濃度整體呈逐漸上升的趨勢(shì). 水體濁度和營(yíng)養(yǎng)鹽濃度是影響浮游植物生長(zhǎng)的主要因素.

本研究是在160 L聚乙烯塑料桶中開展的，雖然在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中模擬自然環(huán)境進(jìn)行了人力攪拌，但是水位及水流變化遠(yuǎn)不及鄱陽(yáng)湖自然水體. 同時(shí)由于無(wú)脊椎動(dòng)物啃食等壓力作用，濕地植物分解速度更快. 此外，本研究中未考慮底泥，與鄱陽(yáng)湖相比，水-植物-底泥三者進(jìn)行營(yíng)養(yǎng)元素的轉(zhuǎn)移、轉(zhuǎn)化過(guò)程較少. 因此，進(jìn)一步實(shí)施原位的模擬實(shí)驗(yàn)才能更加真實(shí)地研究自然分解過(guò)程及浮游植物的響應(yīng).