太湖近岸帶草藻殘體分解對水質的影響

余岑涔 ，馬 杰 ，許曉光 ，3，王國祥 ，3*，劉慧超

（1.南京師范大學環境學院，南京 210023；2.南京師范大學地理科學學院，南京 210023；3.江蘇省地理信息資源開發與利用協同創新中心，江蘇省環境演變與生態建設重點實驗室，江蘇省水土環境生態修復工程實驗室，南京 210023）

受人類活動影響，我國部分湖泊富營養化嚴重[1-3]，藻類水華爆發（藻型富營養化）或水草瘋長（草型富營養化），導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等營養物質，使水體營養鹽濃度在短時間內達到較高水平[4-5]。植物殘體分解耗氧致使水體缺氧、水質惡化[6-7]，同時在局部水域引起“黑水團”、“湖泛”事件[8-9]，且導致沉積物中磷的內源釋放量增大[5]。湖泛導致水體長時間處于厭氧還原環境，對湖泊水體及沉積物中敏感元素Fe的遷移轉化過程影響極大[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]。在大型淺水富營養化湖泊中，藍藻水華易受風浪、水流等因素的影響，在下風向的近岸區尤其是蘆葦叢聚集。大量藍藻水華和蘆葦殘體混合堆積、腐爛，對富營養化湖泊水環境質量和物質循環過程都具有重要影響。

目前，已有大量研究關注藍藻水華堆積-衰亡過程對水體氮磷營養鹽的不同形態以及濃度的影響[5，13-15]，水生植物殘體分解對水質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構較一般沉積物而言，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，加快營養鹽釋放等問題尚未清楚。本文通過室內模擬實驗，研究藍藻、蘆葦殘體及其混合分解對水質的影響，為密切關注蘆葦叢及近岸帶漕溝等區域，及時消除藍藻蘆葦堆積，防止水源污染提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

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。共設置4個試驗組，分別標記為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。根據曹勛[22]、李柯等[15]研究中的藍藻濃度，分別添加藍藻2 g（干重，B組），蘆葦2 g（干重，C 組），藍藻和蘆葦各2 g（干重，D組）。

試驗在恒溫培養箱進行，控制溫度為26℃±1℃，避光，模擬太湖藍藻-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等水質參數，采集水樣測定總磷（TP）、總氮（TN）、氨氮（-N）、硝氮（-N）等指標。用蒸餾水補足蒸發流失的水量。

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，以保證樣品的均質性，水樣過0.45 μm濾膜去除大顆粒物質待用。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，在室內穩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，溶解性營養鹽-NN 經0.45 μm玻璃纖維膜抽濾后，用AAC3流動水質分析儀（德國）測定；Fe2+采用鄰菲啰啉分光光度法測定（HJ/T 345—2007）。

1.4 數據處理

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

2 結果與分析

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。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定。到實驗后期，B、C、D 處理組 DO 濃度穩定在 1.29、2.53 mg·L－1和 0.34 mg·L－1。

相關性分析表明，水體ρ（DO）與氧化還原電位（Eh）呈極顯著正相關關系（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內降至－175.8 mV，試驗后期穩定在53 mV；D組一直處于厭氧狀態，水體Eh值最終穩定在－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濃度峰值及達到峰值的時間不同，B組和D組均在第11 d達到峰值，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達到峰值2.56 mg·L－1。B組和C組呈極顯著差異（P＜0.01），達到峰值后各處理組TP含量呈逐漸下降趨勢。

在強還原性條件下，沉積物中的Fe3+由于有機質的礦化等因素轉化為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內達到峰值，B組含量最高達到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 后基本穩定。C、D組TN含量分別在試驗第7、2 d達到峰值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組到達峰值時間相同，C組具延遲性，該變化與TP相似，可能是藍藻與蘆葦的腐解產物存在某種相互作用機制，促進了蘆葦的分解，使藍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 處理組水體營養鹽的相關性分析Table1 Correlation analysis of nutrients of water from treated experiments

2.4 水體營養鹽的相關性分析

分析藍藻和蘆葦殘體分解過程中各營養鹽之間的相關關系，有利于了解不同形態營養鹽的轉化規律。本研究草藻殘體分解過程中水體各營養鹽含量的相關關系如表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，所含營養鹽的70%以上會在短期內釋放進入水體，參與水體營養鹽的再循環[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]。當上覆水的pH值接近中性時，水中正磷酸鹽主要以和的形態存在，易與沉積物中金屬元素結合[28]。本試驗中性偏弱堿的水體條件有利于底質對水體磷的吸附，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合態存在[11]，極強的還原環境有利于其以Fe2+的形態向上覆水釋放。當pH＞6時，Fe3+、Mn4+發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，Fe和Mn主要以鐵錳氧化物結合態的形式存在[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存在的Fe3+轉化為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+轉化，使鐵錳氧化物結合態鐵轉變成Fe2+，以及不溶性氫氧化鐵轉化成可溶態鐵而析出[30]。試驗后期，隨著水體Eh值的升高，Fe2+濃度降低至較低水平。而D組一直處于厭氧狀態，水體Eh值最終穩定在－150 mV左右，水體具極強還原性，Fe2+濃度偏高。

3.2 草藻殘體分解過程水體N含量變化特征

在厭氧環境下，植物細胞破碎會釋放大量顆粒有機氮（PON），經微生物作用轉化為溶解性有機氮（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，而增加有機質含量可以增強反硝化作用[35]。TN含量有所降低。

4 結論

（1）加入草藻殘體后，水體DO、Eh迅速下降，藍藻－蘆葦混合分解系統一直處于厭氧狀態，水體Eh值最終穩定在－150 mV左右，水體具極強還原性。

（2）厭氧環境下間隙水中磷酸鹽向上覆水遷移轉化以及沉積物中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）近岸帶藍藻、蘆葦堆積－腐爛－分解過程中向水體釋放大量營養鹽和有機質等物質，加劇湖泊富營養化，建議密切關注蘆葦叢及近岸帶漕溝等區域，避免引發水質快速惡化等問題。

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