五種挺水植物腐解過程及其對濕地水質的影響

胡紅偉，劉 盼，吳俊峰，梁 峰，徐曉琴，郭一飛，劉 彪*

（1.河南城建學院市政與環(huán)境工程學院，河南 平頂山 467036；2.河南省水體污染防治與修復重點實驗室，河南 平頂山 467036）

氮、磷等營養(yǎng)鹽是濕地生態(tài)系統初級生產力的重要限制因子之一，其對于濕地生態(tài)穩(wěn)定和健康運行具有重要影響[1]。濕地生態(tài)系統作為氮、磷等營養(yǎng)鹽的重要儲存庫，在地球化學循環(huán)過程中起著匯集、轉化和遷移的重要作用[2]。挺水植物作為濕地生態(tài)系統的重要組成部分，主要生長在水陸交界區(qū)域，該區(qū)域被譽為生物地球化學循環(huán)的“熱區(qū)”[3-4]。近年來，水生植物在湖泊富營養(yǎng)化預防和治理方面發(fā)揮著重要作用，但在實際應用中，植物進入冬季時會衰亡，大量植物殘體腐解會對水體造成二次污染，如苦草的腐解導致水體TN和TP含量大幅增加[5]；蘆葦腐解引起水體水質的劇烈變化[6]，并且與生物量密度有關[7]，唐金艷等[8]的研究也得出類似結論。可見，大量植物腐解會導致水體一定時期內呈現富營養(yǎng)化狀態(tài)，比較研究濕地不同挺水植物腐解過程及其對水質的影響，對濕地挺水植物管理和水質保護具有重要意義。

本文以北方濕地常見的5種挺水植物為研究對象，通過構建室內試驗系統模擬挺水植物腐解過程，研究5種挺水植物腐解及其對水質的影響，以期為濕地水生態(tài)修復中挺水植物的選擇及其殘體的科學管理提供理論依據。

1 材料和方法

1.1 樣品的采集和預處理

挺水植物（海壽花Pontederia cordata、白菖蒲Acorus calamus、美人蕉 Canna indica、再力花 Thalia dealbata和風車草Cyperus alternifolius）為本實驗室在人工湖中培育而成。2017年10月份在河南城建學院人工湖采集（僅地上部分），植物采集后，用純水洗凈，105℃殺青15 min，65℃烘干至恒質量。將植物莖葉均剪成1 cm的碎片，混勻后置于200目網袋中，-45℃保存?zhèn)溆谩?018年3月在白龜湖濕地（33°46′05.85″N，113°09′45.07″E）采集水體和沉積物，水樣過200目篩網，沉積物過100目篩網，去除其中的植物殘體和雜物。

1.2 植物腐解試驗系統

采用體積為12 L的聚乙烯水桶為容器（桶底直徑21 cm，桶口直徑26 cm，桶高27.5 cm），加入經過預處理的底泥（2 kg）和水樣（10 L），靜置72 h。將裝有海壽花、菖蒲、美人蕉、再力花和風車草的網袋浸沒于水桶內，生物量密度為2 g·L-1，同時設置對照組，每組3個重復。在室內進行試驗（2018年3月—7月，為期60 d），分別在第0、2、6、12、18、24、30、36、42、48 d和60 d測定植物和水體相關理化指標。植物和水樣采集方式：從桶內取出一只網袋（初始量為2 g植物），于65℃烘干至恒質量；使用水泵從水面下5 cm處抽取1 L水樣。試驗過程中，每周使用雙蒸水補充因蒸發(fā)損失的水量。

1.3 樣品測定和數據分析

植物：經H2SO4-H2O2消煮后，采用半微量凱氏法測定總氮（TN）[7]；采用鉬銻抗比色法測定總磷（TP）[7]；腐解速率（k）參照文獻[9]方法分析：

Mt/M0=e-kt

式中：Mt表示植物在時間t的質量，kg；M0為初始質量，kg；k為腐解速率常數，d-1；t為腐解時間，d。

水體：采用雷磁PHS-3E和JPSJ-605S分別測定pH和溶解氧（DO）；總磷（TP）、氨氮（NH+4-N）、硝酸鹽氮（NO-3-N）和亞硝酸鹽氮（NO-2-N）的測定參照文獻[7]。使用Excel進行圖表繪制，SPSS 18.0進行線性相關性和單因素方差分析。

2 結果與分析

2.1 植物質量損失率（ω）和腐解速率（k）的變化

為期60 d的腐解過程中，5種挺水植物的質量損失率在試驗初期快速上升（0～6 d），隨后緩慢上升（圖1A）。第6 d時，海壽花、菖蒲、美人蕉、再力花和風車草質量損失率分別為15.57%、35.85%、44.24%、22.63%和18.29%。試驗結束時，5種植物質量損失率大小依次為菖蒲（69.40%）＞美人蕉（68.42%）＞海壽花（46.72%）＞風車草（34.33%）＞再力花（33.73%），其中菖蒲和美人蕉無顯著差異（P＞0.05）（表1），再力花和風車草無顯著差異（P＞0.05）。如圖1B所示，5種挺水植物的腐解速率變化趨勢一致，最高值均出現在第2 d，并于第6 d后快速下降，隨后緩慢下降。

2.2 植物TN和TP變化趨勢

如圖2A所示，整個試驗周期內，5種挺水植物TN含量均呈現窄幅波動，但變化趨勢并不相同。試驗結束時，植物TN含量與初始值相比，海壽花和菖蒲略有上升，其余3種略有下降，依次為菖蒲＞海壽花＞風車草＞再力花＞美人蕉，其中海壽花和菖蒲無顯著差異（P＞0.05），美人蕉、再力花和風車草之間無顯著差異（P＞0.05）（表1）。

圖1 植物質量損失率和腐解速率變化趨勢Figure 1 Dynamics of weight loss rate and decomposition rate

如圖2B所示，5種挺水植物TP變化趨勢一致，試驗初期（0～6 d）快速下降，第6 d時，海壽花、菖蒲、美人蕉、再力花和風車草TP較初始值分別下降了32.17%、30.67%、49.44%、53.02% 和 38.47%，第 6 d后，植物TP含量變化波動范圍變小。試驗結束時（表1），僅菖蒲和美人蕉之間不存在顯著差異（P＞0.05）。

圖2 植物TN和TP變化趨勢Figure 2 Dynamics of TN and TP

表1 植物理化參數單因素方差分析（第60 d）Table 1 One-way ANOVA of plants physiochemical parameters（The 60th day）

2.3 水體pH、DO和TP變化趨勢

為期60 d的試驗周期內，各處理組水體pH變化趨勢相似（圖3A），初期快速下降，均在第2 d出現最低值，然后快速上升，海壽花、美人蕉、再力花和風車草組水體pH在第18 d均上升到8.0以上，菖蒲組水體pH于第30 d上升到8.07。對照組變化趨勢與處理組略顯不同，在試驗初期下降幅度不大，于第6 d達到最低值8.08，隨后趨于平緩。試驗結束時，初始值與風車草無顯著差異（P＞0.05），但與其余各處理組均存在顯著差異（P＜0.05）（表2）。

圖3 水體pH、DO和TP變化趨勢Figure 3 Dynamics of pH,DO and TP in water

對照組水體DO變化趨勢與處理組相似（圖3B），在30 d內，各組均呈現整體下降趨勢，并于第30 d出現最低值，其中以菖蒲組（2.38 mg·L-1）最低。第30 d后，水體DO快速上升。實驗結束時，各組DO濃度均顯著低于初始值（P＜0.05），菖蒲組均顯著低于其余各組（P＜0.05）（表2）。

表2 水體理化參數單因素方差分析（第60 d）Table 2 One-way ANOVA of physiochemical parameters in water（The 60th day）

對照組與各處理組水體TP變化趨勢相似（圖3C），可分為兩個階段，第一階段（0～18 d），TP濃度均先上升，然后下降，其中對照組和風車草最大值出現在第6 d，分別為0.27 mg·L-1和0.47 mg·L-1，海壽花、菖蒲、美人蕉和再力花最大值出現在第12 d，分別為0.87、0.41、0.56 mg·L-1和0.34 mg·L-1；第二階段（18～60 d）TP濃度窄幅波動。試驗結束時（表2），各組TP濃度依次為美人蕉＞海壽花＞再力花＞對照＞菖蒲＞風車草，其中風車草與初始值無顯著差異（P＞0.05）。

2.4 水體NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N的變化

如圖4A所示，各組水體NH+4-N第2 d均呈現快速上升，但隨后出現差異。第2～12 d時，菖蒲和風車草持續(xù)下降，隨后上升再下降，最高點分別出現在第36 d（1.93 mg·L-1）和第 30 d（2.46 mg·L-1）；海壽花和美人蕉則變化較為平緩，第12 d后快速上升，隨后下降并窄幅波動；再力花則在0～18 d內持續(xù)上升，在第18 d出現最大值（2.46 mg·L-1），隨后下降并趨于平緩。試驗結束時（表2），各組均顯著高于初始值（P＜0.05）。與對照組相比，風車草與對照組存在顯著差異（P＜0.05）。

各組水體NO-3-N變化趨勢也存在差異（圖4B），其中菖蒲和美人蕉先上升，隨后下降，最終趨于平緩；海壽花、再力花和風車草則先略微下降，隨后上升再下降，最終趨于平緩；對照組在試驗周期內，變化幅度均不大。試驗結束時，各組與初始值均不存在顯著差異（P＞0.05）。

各組水體NO2-N變化趨勢差異較為明顯（圖4C），對照組最高值出現在第2 d，達到0.135 mg·L-1。各處理組則在0～12 d內變化趨勢一致，隨后出現分化，均呈現出不同變化趨勢。試驗結束時，僅菖蒲組顯著高于初始值（P＜0.05），同時顯著高于其余各組（P＜0.05）。

圖4 水體NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N濃度隨時間變化Figure 4 Dynamics of NH+4-N，NO-3-N and NO-2-N in water

3 討論

3.1 植物腐解的影響因素

影響植物腐解速率的因素較多，如水體環(huán)境[10-11]、生物量密度[7-8，12]、植物成分組成[8，13-14]、沉積物性質[15]以及微生物群落結構組成[16]等，但一般而言，植物腐解過程可分為兩個階段：快速溶解階段和緩慢分解階段[17]。本研究中，在試驗初期（0～12 d）植物體內的有機顆粒和無機鹽類等成分通過淋溶作用快速釋放到水體環(huán)境，引起水質大幅波動；試驗后期（12～60 d），植物體內難溶性物質在微生物作用下緩慢分解，水體和植物理化參數呈現波動變化狀態(tài)。

與此同時，植物類型和種類與腐解速率也存在著密切聯系[8，18-19]，一般而言，浮水植物的腐解速率最大，沉水植物次之，而挺水植物最低。究其原因，是植物本身理化性質的不同，導致腐解速率存在差異。有研究表明[13，20]，植物腐解速率與體內初始有機氮含量成正比，曹培培等[18]和曹勛等[21]的研究也發(fā)現，腐解速率分別與植物殘體的TN和TP均存在顯著正相關性，但本研究未得出類似結論，皮爾遜線性相關性分析表明，5種植物腐解速率與植物殘體TN并不存在顯著的線性相關性（P＞0.05）。此外，僅海壽花、菖蒲和風車草的腐解速率與其殘體TP含量呈顯著的線性正相關（P＜0.05）。在整個試驗周期內，菖蒲和美人蕉的腐解速率均顯著高于海壽花、再力花和風車草，這可能與其木質素含量較低有關。對溫帶闊葉林4種植物葉片凋落物腐解速率的研究表明[22]，木質素對元素的釋放有抑制作用，木質素的含量比N含量更能影響植物的腐解速率[18，20，23]。本研究中，菖蒲和美人蕉莖葉比較低，木質素含量要小于海壽花、再力花和風車草。

有研究認為[18]，植物腐解過程TN含量變化趨勢與其初始值相關，并且N含量越低的枯落物其固N的趨勢越強[24]。本研究中，5種挺水植物在腐解過程中，TN變化趨勢各異，但整體呈現窄幅波動，并未發(fā)現類似規(guī)律。在植物體內，N素主要以有機氮的形式存在，相較于其他化合物，其分解速率相對較慢[25]，另一方面微生物附著在植物殘體表面，存在一定的固N作用[24]，二者共同作用下使植物TN的變化呈現上下波動。

各處理組植物殘體TP的變化趨勢相似，均在試驗初期快速下降，該現象與之前報道類似[8，21]。這是因為P元素在植物組織內主要以磷酸根離子或化合物的形態(tài)存在，該形態(tài)下的P元素極易在淋溶作用下損失[26]。第6 d后，植物殘體TP變化平緩，交替上下波動，這可能與P相關微生物活動有關。

3.2 植物腐解對水質的影響

本研究中，5種挺水植物腐解過程對水質的影響過程較為相似，在試驗初期，均出現較大的水質波動，但水質理化參數的變化幅度因植物種類不同而有所差異。水體pH變化趨勢與之前的研究相似[7-8]，呈現先下降后上升。在試驗初期，植物快速腐解，向水體環(huán)境釋放有機酸，導致水體pH快速下降，在第2 d各處理組均出現最低值。另一方面，植物腐解過程會產生CO2，從而導致水體pH下降，系統內硝化反應對堿度的消耗也是導致水體pH下降的原因之一。隨著腐解速率的降低，單位時間進入水體的有機物減少，同時體系中存在的反硝化反應會產生一定堿度，綜合作用下促使水體pH逐漸上升，并恢復到初始水平。皮爾遜線性相關性分析表明（表3），各處理組水體pH與植物腐解速率呈負相關且極顯著（P＜0.01），說明植物腐解過程對水體pH的變化具有較大影響。

如表3所示，各組水體TP的變化與水體pH呈負相關，其中菖蒲和風車草呈極顯著相關（P＜0.01）。研究表明[19]，植物中的P主要以無機磷酸鹽的形式進入水體，而磷酸鹽在中性或弱堿性環(huán)境下會以沉淀的形式進入沉積物。試驗初期，水體環(huán)境pH較低，同時植物腐解速率較快，水體TP快速上升，隨著pH的逐漸回升和腐解速率的快速下降以及水體中DO濃度的恢復，水體磷酸鹽以沉淀形式快速向沉積物遷移，最終恢復到初始水平，該結論與之前的研究結果一致[8，18，21]。此外，皮爾遜線性相關性分析表明，在整個試驗周期內，各處理組植物腐解速率與水體TP呈正相關趨勢，但僅菖蒲組（P＜0.05）和風車草組（P＜0.01）具有顯著性，說明植物腐解過程對水體TP的影響趨勢一致，但影響程度因植物不同而各異。僅菖蒲組植物殘體TP含量與水體TP含量的線性相關性顯著（負相關，P＜0.05）。

水體DO在初期持續(xù)下降，這是由于植物腐解過程向水體釋放了大量溶解性有機物，有機物在微生物的作用下分解導致DO的消耗，隨著腐解速率的減緩，復氧速率大于耗氧速率，水體DO濃度逐漸恢復。植物腐解對水體DO的影響是間接產生的，對試驗初期（0～12 d）數據進行皮爾遜線性相關性分析（表4），各組水體DO的變化與水體TP均呈負相關，其中對照組（P＜0.01）和菖蒲組（P＜0.05）具有顯著相關性；各組水體DO的變化與植物TP呈正相關，且除菖蒲組外均呈現出顯著相關性（P＜0.01或P＜0.05）。同時，水體TP和植物殘體TP變化趨勢呈負相關趨勢，但僅菖蒲組具有顯著的相關性（P＜0.05）。此外，試驗初期（0～12 d）水體DO的變化與水體NH+4-N均呈負相關，且與海壽花組（P＜0.05）、美人蕉組（P＜0.05）和再力花組（P＜0.01）呈顯著相關性，但與植物TN并無顯著相關性。

在濕地生態(tài)環(huán)境中，N素的存在形式有：有機氮、NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N，并且主要貯存在沉積物中。有機氮主要來源于植物腐解過程的釋放，并主要集中在沉積物表層。有研究表明[4]，有機氮在濕地沉積物中的含量占總N含量的97%以上。無機氮（NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N）主要是通過微生物的氨化、硝化、反硝化以及厭氧氨氧化作用在水體、沉積物和植物之間遷移轉化。植物生長過程，不同植物對無機氮的需求存在差異[27]，其根系分泌物對微生物也有一定影響。植物腐解過程也是如此，不同種類植物的成分存在差異，釋放到水體環(huán)境的成分和總量不同，對水質的影響程度必然存在差異。本研究中，水體NH+4-N來自兩部分：一部分來自植物腐解過程產生的大量有機氮，在微生物作用下分解生成氨氮；另一部分來自沉積物氨氮的釋放以及有機氮的分解。大量有機氮的分解，造成試驗初期水體NH+4-N快速上升。隨著植物腐解速率降低，水體氨氮的變化也趨于平緩，最終與對照組差異較小，僅風車草顯著高于對照組（P＜0.05）。皮爾遜線性相關性分析表明，海壽花組植物殘體TN與水體NH+4-N呈顯著負相關（P＜0.05），風車草組植物殘體TN與水體NH+4-N呈顯著正相關（P＜0.05），而其余各處理組未展現出顯著相關性。這可能是因為植物體內N并不是整體降解，其降解過程是從邊緣開始，逐漸延伸到中心，并且植物體內N濃度的變化并不均勻，因此不能簡單地將植物殘體TN的變化與水體無機氮的變化看作是線性相關的。

表3 皮爾遜線性相關性分析（0～60 d）Table 3 Pearson linear correlation analysis（0～60 d）

表4 皮爾遜線性相關性分析（0～12 d）Table 4 Pearson linear correlation analysis（0～12 d）

水體NO-3-N的變化與反硝化反應相關，在試驗初期隨著DO的消耗，反硝化細菌活性增強，導致水體NO-3-N短暫升高后快速下降。皮爾遜線性相關性分析表明，植物腐解速率與菖蒲組和美人蕉組NO-3-N呈顯著正相關（P＜0.05）。水體NO-2-N作為硝化和反硝化的中間產物，穩(wěn)定性較差，變化幅度較大。植物腐解過程釋放出的N素可通過硝化、反硝化和厭氧氨氧化等微生物作用生成N2和N2O等氣體逸出，亦可在氮素的不同存在形式之間相互轉化，總之氮的遷移轉化每一步都離不開微生物的作用。在濕地生態(tài)環(huán)境中，雖然有植物吸收作用參與N的循環(huán)，但微生物的作用依然是最主要的。

4 結論

（1）不同種類植物其腐解速率存在差異，菖蒲和美人蕉最快，海壽花次之，風車草和再力花最慢。試驗初期，各處理組質量損失率快速上升，第6 d時，海壽花、菖蒲、美人蕉、再力花和風車草質量損失率分別為15.57%、35.85%、44.24%、22.63%和18.29%，隨后進入緩慢分解階段，在第60 d時，植物質量損失率分別達到46.72%、69.40%、68.42%、33.73%和34.33%。

（2）試驗周期內，5種挺水植物TN呈窄幅波動，未發(fā)現植物殘體TN含量與腐解速率的顯著相關性。植物TP在試驗初期快速下降，隨后趨于平緩，海壽花、菖蒲和風車草的腐解速率與其殘體TP含量呈顯著的線性正相關（P＜0.05）。

（3）5種挺水植物腐解過程對水質的影響存在差異，但均在試驗初期引起水質較大的波動，且整體變化趨勢相似。試驗初期，水體pH和DO快速下降，TP快速上升，試驗結束時，恢復到初始水平。水體NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N變化因植物種類不同存在差異，微生物在水體N素轉化過程中發(fā)揮著重要作用，沉積物作為潛在污染源對水體N素變化也具有一定影響。挺水植物腐解對濕地水質的影響具有時效性，為避免水質劇烈波動，應在植物衰亡初期進行有計劃地收割。