不同類型水生植物對水化學性質影響差異研究

張 乾 柱李 玉 秀蘇 玲

(1.重慶交通大學 建筑與城市規劃學院，重慶 400074； 2.長江科學院 重慶分院，重慶 400026; 3.自然資源部 廣西巖溶動力學重點實驗室，廣西 桂林 541004)

作為水域生態系統的重要組成部分，水生植物通過光合作用和呼吸作用影響水-巖-氣之間的相互作用以及水中溶解無機碳(DIC)的穩定性，進而引起水化學動態變化[1-2]。水化學性質的空間、季節甚至晝夜變化正逐漸受到人們的重視[3-5]。對水化學性質，尤其是對水中DIC的來源、轉化及其影響因素的監測，也成為了研究全球碳循環的重要手段。

然而，不同類型的水生植物利用的碳源(CO2或HCO3-)[6]、根際環境[7]等有所差別，進而會對水化學性質產生不同影響。由于氣體CO2在水中的擴散受到限制，沉水植物進行光合作用更傾向于利用水中HCO3-作為碳源，而挺水植物則可以更多地利用大氣中的CO2。對桂林會仙濕地研究發現，盡管挺水植物的固碳量大于沉水植物，但沉水植物固定的碳77.27%～100%來自于水中HCO3-，挺水植物固定的碳則只有17.65%～35.07%來自于水中HCO3-，其余部分來自于大氣CO2[8]。另外，沉水植物分布的水域，溶解氧(DO)主要受沉水植物光合作用和呼吸作用影響，往往與HCO3-濃度表現出相反的變化特征[4]。而在挺水植物分布的水域，挺水植物根部泌氧則是影響水中DO的主要原因[9]，因此導致挺水植物水域DO含量較高[10]。這說明在不同的植物類型影響下，水化學性質會表現出不同的變化特征。揭示不同水生植物對其產生的影響機制，有利于準確估算全球碳通量并為合理改善水生態環境提供理論依據。

1 研究區概況

該研究選擇重慶交通大學李子湖為研究對象。研究區位于重慶市江津區，屬亞熱帶季風氣候，年平均氣溫和年平均降水量分別為18.2°C和1 034.7 mm。于2018年5月7日從上游至下游，在東西兩岸各選擇4個監測點進行對比分析(見圖1)。該區出露地層為侏羅系上沙溪廟組暗紫色、紫紅色砂質泥巖、泥巖與灰巖、灰紫色長石砂巖、粉砂巖互層。作為校區內重要的水體景觀，李子湖受人類活動影響較強，湖水中藻類繁盛。西岸連續分布挺水植物(香蒲)，而東岸緊鄰教學區域，挺水植物較少且分布零散。另外，4號和8號監測點生長大量沉水植物(菹草)。湖水主要來源于上游的李子水庫，并從4號處流出。

圖1 研究區概況Fig.1 Location of study site

2 樣品采取與監測方法

在各監測點現場監測水溫、pH、電導率(EC)、溶解氧(DO)及總溶解固體(TDS)。水溫、EC、pH值及DO采用德國WTW公司生產的Multi350i測定，精度分別為0.1°C、1 μS/cm、0.01和0.5%；TDS用美國麥隆9P型便攜式電導率儀進行測定，精度為1 μS/cm；HCO3-和CO32-濃度在現場用德國Merck堿度計測定，精度為0.1 mmol/L。同時，采集水樣以測試湖水陰陽離子濃度及δ13CDIC。用50 mL聚乙烯塑料瓶采集水樣，加入1∶1優級純硝酸,酸化至pH <2，以防止陽離子附著在瓶壁上，用賽默飛iCAPTM7200 ICP-OES 等離子體光譜儀測試陽離子濃度，測試工作在長江科學院重慶分院完成。用50 mL棕色聚乙烯塑料瓶裝滿水樣，在現場滴入2滴飽和HgCl2以避免微生物對其產生干擾，帶回實驗室后保存在4°C的冰箱中，用連接Gas Bench的MAT253(美國熱電公司)同位素質譜儀測試δ13CDIC(V-PDB)，分析誤差<0.15‰，測試工作在自然資源部巖溶動力學重點實驗室完成。

3 結果與分析

3.1 李子湖水化學性質變化特征

各監測點之間距離較近，水溫差異較小，但pH，EC，TDS和DO差異明顯，其變化范圍分別為8.68～9.74，392.80～460.70 μS/cm，257.80～304.80 mg/L以及8.87～14.20 mg/L(見圖2)。pH，EC，TDS和DO在東岸呈現出沿程降低的變化特征；在西岸，8號處的EC和TDS最低， pH值和DO含量最高。

兩岸離子濃度的變化特征也具有一定的差異性。東岸Ca2+濃度沿程降低，而西岸除8號處Ca2+濃度明顯降低外，其他各點Ca2+濃度變化不大，見圖3(a)。除8號外，各監測點的Mg2+濃度差異較小，變化范圍為8.03～8.97 mmol/L，見圖3(b)。由于湖水pH大于8.3且小于12，水中溶解無機碳(DIC)由HCO3-以及CO32-兩部分組成。HCO3-，CO32-及DIC的濃度分別為1.7～2.7，0.1～0.5，2.2～2.8 mmol/L。東岸DIC濃度呈現出沿程增加的趨勢，從1號處的2.3 mmol/L上升到4號處的2.7 mmol/L。而西岸除8號處DIC濃度明顯下降外，其他3個監測點的DIC濃度基本相同，見圖3(c)。

圖2 各監測點水化學性質差異Fig.2 Variation of hydrochemistry among eight sites

3.2 不同水生植物光合作用對水化學性質的影響

8號處的DIC濃度、Ca2+濃度、EC以及TDS最低，pH值和DO濃度最高(見圖2，3)，這與該監測點分布有大量沉水植物有關。由于取樣時間為13:00～16:00，植物光合作用強烈，沉水植物光合作用可以利用水中HCO3-作為碳源并釋放氧氣。許多研究也發現了類似的現象，尤其是在HCO3-濃度較高的巖溶地區，水生植物光合作用吸收HCO3-并導致方解石沉淀，進而導致水中DIC濃度、Ca2+濃度以及EC降低而DO和pH上升[11]。然而，4號監測點也分布有大量沉水植物，水化學性質并沒有表現出與8號相似的特征。Hayashi等人的研究發現，在平水期受植物光合作用和呼吸作用影響，水中的DO和pH具有明顯的晝夜變化，但洪水導致流速加快會移除生物膜和固著生物，影響水生植物的光合作用，從而使DO和pH的晝夜變化受到干擾[12]。由于4號位于李子湖出水口處，流速較高導致湖水滯留時間較短，從而在一定程度上限制了光合作用的影響。因此，4號處的水化學性質與8號處存在明顯差異。

圖3 各監測點離子濃度Fig.3 Ion concentrations of eight sites

在不考慮8號的情況下，對比兩岸水化學性質發現，西岸5，6，7號的Ca2+濃度、DIC濃度、EC和TDS分別大于東岸1，2，3號，這可能與兩岸水生植物類型的差異有關。不同的水生植物，其利用碳源的方式并不相同。李子湖東岸水生植物主要以藻類為主，其光合作用消耗HCO3-導致DIC濃度降低。而西岸分布有大量的挺水植物，其進行光合作用并不以水中HCO3-為主。根據李強等對貴州草海的研究，沉水植物進行光合作用的碳源可以全部來自于HCO3-，而挺水植物進行光合作用的碳源只有12.93%來自于HCO3-[6]。這是因為挺水植物可以充分利用大氣、水中和底泥中CO2三種碳源，并且在水中DIC濃度較低的情況下，挺水植物更傾向于利用大氣CO2[13]。同時，挺水植物還會通過遮光作用、與藻類競爭水中營養物質以及分泌抑制藻類的化感物質等，對藻類生長產生抑制作用[14-15]，阻礙藻類通過光合作用吸收HCO3-，進而導致西岸水中Ca2+濃度、DIC濃度、EC和TDS大于東岸。然而，水化學性質若只受光合作用影響，DO應與DIC濃度、EC和TDS呈現相反的變化特征。但圖2顯示，西岸DO并沒有小于東岸，因為挺水植物可以通過植物的通氣組織將氧氣輸送到底質部分以增加水中DO[10，16]。因此，雖然西岸挺水植物抑制藻類生長使DIC濃度高于東岸，但并沒有導致水中的DO濃度降低。

3.3 水化學性質沿程變化特征及影響因素

3.3.1東 岸

東岸EC、TDS和Ca2+濃度沿程遞減反映了藻類光合作用對水化學性質產生了重要影響。但如上所述，藻類光合作用消耗水中DIC并釋放氧氣，水中DIC濃度應沿程逐漸降低而pH和DO應沿程逐漸升高。結果卻顯示東岸DIC含量沿程逐漸增加，而pH和DO逐漸降低(見圖2)。

本次監測期間的湖水溫度較高(見圖2)，微生物活性加強。微生物分解有機質消耗氧氣，并向水體釋放CO2，可能導致東岸DO、pH沿程降低而DIC濃度沿程增加。然而除碳源氧化耗氧外，有機質分解耗氧還包括硝化耗氧[17]。硝化耗氧也會降低DO，同時釋放H+，導致湖水pH下降。但硝化耗氧并不產生CO2，從而不會導致水中DIC濃度增加。為驗證湖水中DIC是否主要來源于有機質的分解，本研究進一步分析了湖水DIC的穩定碳同位素(δ13CDIC)。

李子湖水δ13CDIC為-7.91‰～-4.82‰(見圖4)，這與貴州草海湖水δ13CDIC(-3.7‰～-10.6‰)的變化范圍一致[18]。李子湖水主要來源于上游的李子水庫，大氣CO2、水生植物呼吸與有機質分解產生的CO2以及基巖溶解是水中DIC的主要來源。由于各個碳源的δ13C不同，δ13CDIC可以反映出不同碳源對水中DIC的貢獻。有機質的δ13CDIC較為偏負[18]，如果湖水中DIC濃度沿程增加是由于微生物分解有機質造成的，湖水δ13CDIC應沿程逐漸偏負。

然而，東岸δ13CDIC沿程偏正，說明水中DIC增加的主要原因并不是有機質分解，而是有更為偏正的碳進入水體。其來源可能有以下兩個：① 研究區基巖中碳酸鹽巖的溶蝕。碳酸鹽巖溶蝕性較強，并且碳酸鹽巖的δ13C通常為-3‰～+2‰[19]，溶蝕后會導致水中DIC濃度增加且δ13CDIC偏正。但東岸Ca2+濃度、EC以及TDS并沒有隨DIC增加而增加，說明東岸DIC濃度沿程增加并不是由碳酸鹽巖溶蝕造成的。② 大氣CO2通過水-氣界面進入水體。太湖春季水-氣界面的碳通量監測結果顯示，在水體營養化嚴重的湖區，白天湖水會成為大氣CO2的匯[20]。陳毅鳳等[18]建立的貴州草海湖泊系統碳循環簡單模式，也發現大氣CO2每年向湖水輸入的凈碳量高達35 t。大氣CO2的δ13C約為-8‰，其溶解于水后發生+8%的同位素分餾，形成的DIC的δ13C約為0‰[21]。假設4號處DIC由1號處的DIC和混入水中的DIC兩個端元組成。運用同位素混合比例法可知混入水中的DIC的δ13C。公式如下：

δ13CDIC(4號)=

Xδ13CDIC(1號)+(1-X)δ13CDIC(混入DIC)

式中，X為各端元DIC所占比例。1號處為2.3 mmol/L，占4號處DIC(2.7 mmol/L)的85%；沿途DIC增加了0.4 mmol/L(即混入了0.4 mmol/L的DIC)，占4號處DIC的15%；4號處δ13CDIC為-5.29‰；1號處δ13CDIC為-5.95‰。計算得出混入水中的DIC，其δ13C為-1.55‰，接近大氣CO2進入水中形成的DIC的δ13C值(0‰)，說明東岸增加的DIC主要來自于大氣CO2。其δ13C值略偏負于大氣CO2的δ13C，則說明并不能完全排除生物分解有機質對湖水DIC有一定的貢獻。

圖4 各監測點δ13CDICFig.4 δ13CDICof eight sites

3.3.2西 岸

在不考慮8號的情況下，DO在6號處上升隨后在7號處下降，Ca2+濃度、DIC濃度在5號、6號和7號處變化并不明顯，這可能與西岸挺水植物有關。如上文所述，挺水植物輸送到根際的氧氣補償了硝化作用對DO的消耗，從而導致6號處DO上升。而在7號處， DO下降則說明硝化耗氧的影響可能又開始大于挺水植物。另外，西岸Ca2+濃度并沒有與東岸一樣表現出沿程下降的趨勢。一方面是由于挺水植物限制了藻類對水中DIC的吸收，從而減少了方解石沉淀；另一方面可能是由于挺水植物根部分泌有機酸以及根際環境有利于微生物生長，加速了碳酸鹽巖溶蝕，從而彌補了光合作用造成的Ca2+損失。碳酸鹽巖溶蝕同樣會彌補藻類光合作用消耗的DIC，并導致湖水δ13CDIC偏正。但隨著溶蝕作用加強，水中pCO2升高，這又會反過來限制大氣CO2進入水體[22]。因此，與東岸不同，西岸受幾種作用共同影響，雖然δ13CDIC沿程偏正但DIC濃度變化不大。

8號處明顯受到了沉水植物光合作用的影響，但其δ13CDIC卻最為偏負，這與光合作用會導致δ13CDIC偏正的現象不符。其原因可能是因為8號處較為封閉，沉水植物產生的有機質使水中輕碳富集，并且新鮮有機質的分解速率明顯較快[23]，碳源耗氧可能對水中DIC的貢獻較大，從而導致了8號處δ13CDIC最為偏負。

4 結 語

(1) 水生植物光合作用會對水化學性質產生明顯影響，但不同植物類型產生的影響并不相同。沉水植物和藻類吸收水中的DIC，導致Ca2+濃度、DIC濃度、TDS和EC電導率下降，而DO和pH升高；但挺水植物光合作用主要吸收大氣CO2，同時對藻類產生抑制作用，從而導致東西兩岸水化學性質的差異明顯。

(2) 水中有機質分解硝化耗氧和大氣CO2進入水體是影響東岸湖水DO、pH和DIC濃度沿程變化的主要因素。西岸挺水植物導致水化學性質受幾種作用的綜合影響，水化學性質沿程變化特征及影響因素與東岸明顯不同。

該研究只監測了水化學性質的空間變化特征，為進一步探索李子湖水化學性質的影響因素，還需對水化學的時間(晝夜、季節)變化進行對比。