大型水生植物混合腐解對入湖河口水質的影響及適宜生物量研究

陳洪森, 魏偉偉, 葉 春, 蔡緒貽, 李春華

1.中國環境科學研究院，湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室， 北京 100012 2.中國地質大學(北京)水資源與環境學院， 北京 100083

在湖泊、河流等地表水生態修復中，大型水生植物的生態修復技術得到廣泛應用并取得了良好效果[1-2]. 大型水生植物作為淡水生態系統的主要初級生產者[3]，且在其生長期通過根、莖、葉等組織及根系生物膜的吸附、吸收和生長過程實現對水體和底泥中養分的吸收，可以降低水體中營養鹽含量[4-7]. 然而，大型水生植物生物量過多將會加速湖泊沼澤化、堵塞航道甚至產生新的內源污染[8]. 因此，對大型水生植物生物量的管理成為富營養化水體治理面臨的又一重要難題.

在大型水生植物生長過程中，生長期吸收儲存營養鹽，在衰亡期將通過腐解重新釋放到水生態系統中造成水體的二次污染[9-10]. 國內外學者在水生植物腐解方面進行了大量的研究，植物腐解是一個受外界環境因子和自身特性雙重影響的復雜過程[11-12]. 大型水生植物恢復的重要指標之一就是生物多樣性，這也導致未收割的水生植物在自然腐解時是多種水生植物混合腐解，而前期研究主要集中在單種或2～3種大型水生植物腐解對水質的影響[9,11]，而針對同一區域多種不同大型水生植物混合腐解的研究則鮮見報道. 探索多種水生植物混合腐解的規律和收割后水生植物的適宜生物量對維護恢復區水生態系統穩定，以及避免植物腐解導致的水質污染具有重要意義. 該研究選擇蠡湖一典型入湖河口為研究對象，河口內生長的大型水生植物為人工種植后自然篩選的優勢種，多年來植物大量生長使得該河口水質明顯好轉. 為避免冬春季植物腐解惡化水體的現象發生，通過探究不同收割比下多種混合大型水生植物在塑料大棚中的自然腐解過程，分析營養鹽在泥-水-植物系統內的遷移轉換規律，研究水生植物生物量與上覆水體及底泥中營養鹽含量的相關性，判斷腐解前的最佳保留生物量，以期為大型水生植物收割管理提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

蠡湖是一個典型的城市湖泊，位于江蘇省無錫市，出入湖河流眾多，其中陸典橋浜河口水域相對開闊，風浪小且水動力弱，平均水深為1.2 m. 2016—2018年無錫市人民政府對該河口進行了大型水生植物恢復工程，其中挺水植物主要有蘆葦(PhragmitesaustralisTrin.)、茭草(ZizanialatifoliaStapf.)、梭魚草(PontederiacordataL.)、再力花(ThaliadealbataFraser.)、慈姑(SagittariasagittifoliaL.)；漂浮植物主要有浮萍(LemnaminorL.)、水葫蘆(EichhorniacrassipesSolms.)；沉水植物主要有狐尾藻(MyriophyllumverticillatumL.).

1.2 試驗設計

2018年11月調查蠡湖-陸典橋浜河口區水生植物生物量，各植物莖葉生物量(以鮮質量計)如下：蘆葦4.8 kgm2、茭草1.21 kgm2、梭魚草1.25 kgm2、再力花3.24 kgm2、慈姑0.46 kgm2、浮萍1.12 kgm2、水葫蘆0.28 kgm2、狐尾藻0.24 kgm2. 挺水植物的莖葉生物量為水面10 cm以上部分，其他生活型植物為河口底泥以上部分. 每一試驗組生物量即為假設一定比例收割后的剩余莖葉生物量，關于植物莖葉生物量的計算，若生物量設定40%，則為收割60%后的剩余部分，以此設定0%、20%、40%、60%、80%、100%共6個不同試驗組. 因野外收割主要去除植物莖葉，根部仍舊留在原位，因此在添加腐解莖葉前，在每一試驗組泥-水界面處布設同等質量的根，另設1組無植物根莖葉的空白組作為對照，每組3個平行. 各組莖葉生物量為每種植物在該組設定值下的累積和，即40%生物量等于以上每種植物40%莖葉生物量的總和(下文中生物量均指莖葉生物量)，如圖1所示.

1.3 試驗樣品采集及處理

2018年12月采集蠡湖-陸典橋浜河口內8種水生植物(蘆葦、茭草、梭魚草、再力花、慈姑、浮萍、水葫蘆、狐尾藻)、底泥、水樣帶回實驗室進行預處理，去除水樣中漂浮的雜物和植物碎屑；使用彼得遜采泥器獲取的底泥混合在一起攪拌均勻并去除石塊、貝殼等；采集的植物清洗干凈、剪碎成10 cm左右，放置于80目(0.180 mm)尼龍網袋中備用. 采用直徑50 cm、高55 cm的塑料桶作為容器，將混合好的底泥平鋪10 cm厚于桶底，加入水樣，水深40 cm高，空白組和試驗組共21個試驗桶，靜置一周. 設定100%生物量為A組、80%生物量為B組、60%生物量為C組、40%生物量為D組、20%生物量為E組、0%生物量為F組. 根據試驗桶的頂表面積計算每組水生植物的添加量(以鮮質量計)依次為2.472、1.978、1.483、0.989、0.494、0 kg. 腐解試驗用的植物根系為蠡湖-陸典橋浜河口區的優勢種蘆葦和茭草的根系，采集后清理剪斷確保試驗期內不再發芽. 根系添加量的計算方法與莖葉的相同，其質量比與蠡湖-陸典橋浜河口區的一致，在泥-水界面處插入0.186 kg茭草根(以鮮質量計)和0.223 kg蘆葦根(以鮮質量計).

在透光非封閉塑料大棚(塑料只布設在大棚頂部)中開展試驗，僅為試驗提供擋雨功能，其他條件與野外近似. 試驗時間為2018年12月25日—2019年5月25日，周期150 d，每10 d采集一次水樣，30 d采集一次底泥樣，并記錄腐解過程中各水生植物形態的變化. 試驗期間，因蒸發和取水損失的水量采用去離子水補給. 測定的水體水質指標包括水體溫度(T)、ρ(DO)、pH、氧化還原電位(Eh)、ρ(CODMn)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)；底泥指標有w(TN)、w(TP)、w(TC)(TC為總碳)，以及試驗開始時添加的水生植物樣品體內的氮、磷含量.

1.4 試驗期間樣品分析及數據處理

水樣指標測定方法：水體溫度和pH采用便攜式pH計測定；水體ρ(DO)和Eh采用YSI DO200型溶解氧儀測定；ρ(TN)采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定；ρ(NH4+-N)采用納氏試劑光度法測定；ρ(NO3--N)采用紫外分光光度法；ρ(TP)采用鉬酸銨分光光度法測定；ρ(CODMn)采用酸性高錳酸鉀氧化法測定[13]. 將采集的水生植物莖葉樣品用去離子水清洗干凈放置烘箱中烘干至恒質量，采用奈氏比色法測定w(TN)，采用釩鉬黃比色法測定w(TN). 試驗期間采集的沉積物底泥樣品先放置在通風干燥處晾干，再碾碎過100目(0.150 mm)篩，并采用元素分析儀測定w(TC)和w(TN)，采用消解-鉬銻抗分光光度法測定w(TP)[14].

運用Excel軟件整理試驗數據，使用OriginPro 8.0軟件繪制檢測指標濃度變化圖，用SPSS 22.0軟件分析生物量與各水質指標之間的相關性.

2 結果與分析

2.1 水溫及植物形態變化

溫度是植物腐解過程中重要的外界環境因子，影響植物腐爛分解速率和改變上覆水體中植物莖葉的形態. 試驗周期正處于太湖無錫地區的冬春季，自然腐解條件下水體溫度變幅較大(見圖2). 試驗期間(2018年12月底至翌年2月初)水溫逐漸降低，最低為5.3 ℃，2月中旬之后隨著天氣回暖，水溫逐漸升高，最高達28.7 ℃. 觀察水生植物在腐解過程中莖葉形態變化發現：①0～90 d內水葫蘆、狐尾藻、慈姑、梭魚草、浮萍5種植物發黃、斷裂、腐爛逐漸沉入水底；茭草、蘆葦、再力花的葉有明顯發黃和部分斷裂，其莖無明顯變化；試驗桶中上覆水體逐漸發黃變黑發臭. ②90～150 d內隨著水溫升高，生物量較少的C、D、E組，各水生植物逐漸全部沉入水底，水體透明度增高，D、E組清澈見底；A、B組由于生物量較多，部分植物莖葉沉入水底，水體發黑且透明度低. 從植物形態和上覆水體變化分析，NP較高的植物(見表1)有著更快的腐解速率，這與Valiela等[15]的研究結論一致.

圖2 上覆水體溫度隨時間的變化Fig.2 Change of temperature in overlying water with time

表1 大型水生植物莖葉中氮、磷的平均含量及NP

Table 1 Average nitrogen and phosphorus contents of aquatic macrophytes′ stems and leaves

表1 大型水生植物莖葉中氮、磷的平均含量及NP

水生植物含量∕(mg∕g)氮磷N∕P水生植物含量∕(mg∕g)氮磷N∕P蘆葦8.711.406.22慈姑3.050.437.09茭草6.060.946.45水葫蘆15.041.4810.16梭魚草3.300.565.89狐尾藻14.261.449.90再力花4.230.676.31浮萍14.361.798.02

2.2 上覆水體的理化指標變化

圖3 上覆水體ρ(DO)、pH、Eh隨時間的變化Fig.3 Change of ρ(DO), pH and Eh in overlying water with time

多種大型水生植物混合腐解過程中上覆水體的理化指標隨時間的變化如圖3所示. 試驗初期，植物莖葉腐解消耗水中大量DO[16]，上覆水體ρ(DO)迅速降低，A、B、C、D、E組ρ(DO)從試驗初始的(9.72±1.03) mgL迅速降至(0.67±0.49) mgL，10～70 d持續緩慢降低，隨著植物殘體中有機物的逐漸腐解，試驗桶內植物生物量不斷降低，70 d后腐解耗氧量小于大氣復氧量，ρ(DO)逐漸升高. 水生植物腐解初期，易淋溶物中包含大量有機酸，生物量越大浸出的有機酸濃度越高，pH從7.09±0.19逐漸降至30 d左右的最小值(5.9±0.41)，隨著有機酸逐漸分解完成，30 d后pH逐漸增高，120 d左右達到穩定(pH=7.28±0.14).Eh變化與ρ(DO)相似，試驗初始Eh迅速下降且在10～70 d內達到(-275.3±14.5) mV，80 d左右A、B、C、D、E組均出現不同程度的增大后迅速降低，100 d后緩慢增加并趨于穩定. 與空白組相比，試驗組DO、pH、Eh在腐解期間基本都低于空白組，這表明植物腐解會導致水體理化性質的顯著變化. 通過相關性分析表明，生物量與ρ(DO)、pH、Eh均呈極顯著負相關(P<0.01)，相關系數分別為-0.558、-0.518、-0.631. 在整個試驗前中期，F組水體的理化指標較空白組變化不明顯，100 d后ρ(DO)、pH、Eh較空白組有所升高，這可能與試驗后期水溫升高植物根部發生腐解有關. 從各試驗組結果來看，生物量對水體理化指標影響大致符合生物量越大、理化指標越差的規律.

2.3 泥-水-植物系統碳變化

CODMn作為表征水體有機物及可氧化無機物含量的重要指標，其值越高，表明水體有機物污染和可氧化無機物污染的狀況越嚴重[17-18]. 試驗期間，A、B、C、D、E組上覆水體ρ(CODMn)變化趨勢相似，試驗初期由于植物體內水溶性有機物不斷浸出，ρ(CODMn)在0～20 d內迅速上升，由于溫度降低導致20～40 d內有所緩慢下降，40～70 d內又再度上升至穩定，但上升速率較第1次有所減緩，各組在穩定期間的峰值依次為(24.41±0.34)(20.14±0.76)(17.71±1.26)(16.68±1.04)(11.40±0.73) mgL，100 d后逐漸降至穩定，依次為(18.5±1.12)(16.85±0.69)(15.31±0.96)(13.27±1.01)(9.53±0.37) mgL. 對比其他組與F組的變化可知，在整個植物腐解過程中，生物量對泥-水-植物系統中上覆水體有機物和無機物污染產生巨大影響，而泥-水界面處植物根部對水體水質影響較小且主要表現在試驗后期水溫升高，但增加了上覆水體中一定的有機物及可氧化無機物含量.

上覆水體ρ(CODMn)的變化牽動底泥中有機質含量，底泥w(TC)如圖4所示. 由圖4可見，試驗初期植物腐解對底泥中w(TC)的影響較小，隨著植物腐解作用加強，上覆水體含有大量有機物，加之泥-水-植物系統中微生物腐解作用有限，導致未能消耗的含碳物質向底泥中沉積，w(TC)在30 d后逐漸升高. 從試驗組的對比來看，生物量對底泥w(TC)影響顯著，且同時發現試驗中后期水體溫度升高促使底泥中w(TC)增長加快.

圖4 上覆水體ρ(CODMn)及底泥w(TC)隨時間的變化Fig.4 Change of ρ(CODMn) in overlying water and w(TC) in sediment with time

圖5 上覆水體ρ(TN)及底泥w(TN)隨時間的變化Fig.5 Change of total nitrogen concentration in overlying water and sediment with time

2.4 泥-水-植物系統氮變化

2.4.1上覆水體ρ(TN)及底泥w(TN)的變化

水生植物腐解改變了各試驗組上覆水體ρ(TN)的變化(見圖5). 由圖5可見，A、B、C、D組上覆水體ρ(TN)在0～30 d內迅速持續升高，30～40 d內B、C、D組較A組出現迅速下降，40～70 d內持續升高直至達到峰值，各試驗組在70～100 d內ρ(TN)依次為(8.47±0.36)(6.60±0.31)(5.40±0.28)(3.58±0.39)mgL，100 d后持續下降直至達到穩定，試驗末期A、B、C、D組ρ(TN)分別穩定在4.97、4.22、3.57、2.01 mgL. 相較于空白組，試驗初期E組ρ(TN)在10 d內升高，10～40 d內逐漸降低，后緩慢升高至80 d左右達到最大值，80～110 d內較為穩定，這一時期ρ(TN)為(2.09±0.12) mgL，110 d后逐漸降低直至穩定〔ρ(TN)為1.24 mgL〕. 試驗F組相較于其他試驗組在試驗前中期變化不明顯，90～120 d內緩慢升高后逐漸降低直至穩定〔ρ(TN)為1.27 mgL〕.

植物碎屑作為泥-水-植物系統氮源之一，上覆水體中氮會以不同形式向底泥和空氣中遷移，改變底泥中氮含量. 底泥w(TN)的變化如圖5所示，試驗初期w(TN)在0～30 d內降低，30 d后持續升高，溫度作為整個試驗過程中主要的變化因素使得w(TN)在60～150 d內逐漸升高，試驗末期各組底泥w(TN)表現為A組>B組>D組>C組>E組>F組，A～F組較試驗初始分別升高41.5%、31.3%、13.6%、15.8%、8.1%和3.1%.

2.4.2上覆水體中不同形態氮濃度變化

NH4+-N和NO3--N是表征水體水質的兩個重要指標，水體中不同形態氮在硝化細菌和氨化細菌的作用下頻繁轉化[19]. 上覆水體ρ(NH4+-N)和ρ(NO3--N)變化如圖6所示：A、B、C、D組ρ(NH4+-N)在0～30 d內迅速持續升高，30～40 d內降低，40～70 d內持續升高直至峰值，100 d后逐漸降低直至穩定；A、B、C、D組ρ(NO3--N)在30～50 d內持續降低，50～70 d升高直至峰值，90 d后逐漸降低直至穩定；E、F組ρ(NH4+-N)在0～10 d內迅速升高直至峰值，10 d后持續緩慢下降，0～70 d內緩慢升高直至峰值，70 d逐漸降低直至穩定.

圖6 上覆水體ρ(NH4+-N)及ρ(NO3--N)隨時間的變化Fig.6 Change of NH4+-N and NO3--N concentrations in overlying water with time

從二者濃度變化曲線分析，上覆水體ρ(NO3--N)變化較ρ(NH4+-N)滯后，這可能是因為：①植物莖葉的快速腐解顯著增加了上覆水體中各形態氮濃度. ②水溶性有機碳濃度的升高和水體中氨氮含量的增加為反硝化作用提供了額外的碳源和氮源，促進試驗桶中硝化作用的發生[20]，促使氨態氮向亞硝態氮、硝態氮轉化，上覆水體ρ(NH4+-N)先升后降. 上覆水體中ρ(NO3--N)增加，一方面會促使反硝化細菌將硝態氮和亞硝態氮轉化為含氮氣體逸散至空氣；另一方面由于底泥的吸附作用，氮素向底泥中遷移，最終降低ρ(NO3--N).

2.5 泥-水-植物系統磷變化

水生植物腐解過程中ρ(TP)如圖7所示，A、B、C、D、E組在整個腐解過程中ρ(TP)的變化趨勢相似. 試驗桶內生物量越高，ρ(TP)變化波動越高，分析表明，生物量與ρ(TP)呈極顯著正相關(P<0.01)，相關系數為0.825.ρ(TP)在試驗初期快速升高，10～40 d逐漸下降直至穩定，40～70 d再次上升直至達到峰值，各組較試驗初期第10天時的峰值低且上升速度緩慢，70 d后逐漸降低直至穩定，各組在試驗末期ρ(TP)依次為(0.734±0.08)(0.424±0.083)(0.24±0.013)(0.107±0.019)(0.067±0.009)mgL，較試驗初始磷含量分別增加了32、15、10、4.7和3倍. F組在整個試驗周期內變化不顯著，相較于空白組，上覆水體ρ(TP)有一定程度上升，表明植物根部也發生腐解并對水質產生影響.

底泥w(TP)如圖7所示，含磷物質在上覆水體和底泥之間發生明顯遷移轉化. 磷在泥-植物-水系統中的遷移轉化過程較為復雜，包括含磷顆粒的沉降與再懸浮、溶解性磷的吸附與解吸，以及磷酸鹽的沉淀和溶解等[21-22]，這些都影響底泥中w(TP)變化. A、B、C、D組w(TP)在0～30 d內升高，30～60 d降低，60 d后持續升高，E、F組w(TP)在0～60 d內持續降低，60 d后逐漸升高，各組較試驗初始磷含量分別增加了18.0%、21.4%、27.4%、9.3%、12.3%和3.9%，這表明混合植物腐解顯著增加底泥中磷含量的積累，成為二次污染的潛在因素之一.

圖7 上覆水體ρ(TP)及底泥w(TP)隨時間的變化Fig.7 Change of total phosphorus concentration in overlying water and sediment with time

3 討論

3.1 多種水生植物混合腐解的特點

大型水生植物腐解過程受多種因素的影響，一方面，各植物體內碳、氮、磷含量與其之間比值大小導致植物腐解速率快慢不同[23]，同時植物體內纖維素、半纖維素和木質素含量也是影響植物腐解難易程度的重要因子[24]；另一方面，外部環境(包括溫度、水文特征、pH及養分可用性等)調節腐解活動，從而改變水生植物腐解率和腐解速率[23,25]. 在該研究中，為了解多種混合植物腐解特點，通過結合對比分析周林飛等[26]和葉春等[16]研究結果來探究多種大型水生植物在近自然條件下腐解的特征，前者研究單一沉水植物在自然氣溫變化下的腐解過程，后者探究單一沉水植物在特定恒溫條件下的腐解變化. 首先，對比單一沉水植物在恒溫和自然條件兩種情況下的結果，恒溫下，上覆水體養分濃度在7 d左右到達峰值，14 d后逐漸降低，40 d左右基本穩定；而自然條件下，上覆水體養分濃度在0～14 d內迅速升高，后隨溫度變化緩慢升高，40 d左右水體氮濃度達到峰值，此后受溫度影響整體呈降低趨勢，自然條件下植物腐解在第1、2階段持續時間較恒溫條件長. 其次，該研究中多種水生植物混合腐解結果表明，0～30 d內迅速升高，70 d左右達到峰值，100 d后緩慢降低，近自然條件下多種植物混合腐解的第1、2階段時間較單一植物腐解長且持續變化，這表明多種水生植物混合腐解的第1、2階段在某種程度上具有相對的持續性和長時間性. 筆者認為，多種植物混合腐解在一定程度上近似為多種單一植物腐解的疊加結果，各種植物因自身特性導致腐解速率不同而處于不同腐解階段. 此外，Leppert等[27]研究表明，水生植物物種豐富度能夠抑制植物莖葉的腐解，延長植物腐解時間.

3.2 生物量對混合植物腐解的影響

生物量是影響水生植物腐解對上覆水體理化性質、營養鹽含量以及泥-水-植物系統營養物質遷移的重要因素之一. 水生植物腐解近似為植物生長的逆過程，在不加以管理下將生長期吸收的營養物質重新釋放到上覆水體中，改變原有水體氮、磷和有機質含量，惡化水生態系統環境[26,28]. 試驗初期大量植物莖葉腐解消耗水體中氧氣和釋放有機酸，水體ρ(DO)快速降低、呈弱酸性、Eh迅速下降. 隨著腐解過程的進行，淋溶有機物中易腐解有機物在微生物作用下得到徹底腐解，水體中ρ(DO)在大氣復氧下不斷回升，pH逐漸升高至弱堿性，Eh逐漸升高. 從各理化因子變化曲線來看，在整個腐解過程中生物量越大，水體ρ(DO)越低，水體酸性就越強. 試驗末期，在水體理化特征方面，20%生物量較0%生物量無顯著差別，這表明泥-水-植物系統中存在少量的植物時，對上覆水體酸堿性、ρ(DO)情況的影響并不明顯.

在泥-水-植物系統中，參與腐解的植物碎屑是水體營養鹽的來源，而底泥既是吸收營養鹽的匯也是釋放營養的源[29]，若系統中沒有植物碎屑，上覆水體中各種形式的氮和磷將來自底泥的釋放. 當存在植物腐解時，上覆水體中因植物腐解含有較高濃度的氮、磷，底泥通過吸附作用儲存部分來自水中的氮、磷. 試驗初期底泥營養鹽釋放大于吸收，底泥中氮、碳、磷含量降低，后期隨著植物腐解，底泥成為泥-水-植物系統中營養鹽匯集目標，此時以吸收儲存為主，w(TN)、w(TP)、w(TC)升高. 相關性分析結果(見表2)表明，莖葉生物量與水體ρ(TN)和ρ(TP)均呈極顯著正相關(P<0.01)，上覆水體氮、磷含量主要受莖葉生物量的影響. 試驗終末底泥營養鹽含量受生物量影響，生物量越大的試驗組遷移至底泥中營養鹽含量也相對越多. 由圖8可見，水生植物20%生物量較0%生物量對冬春季水體水質凈化更為有利，當存在少量的植物莖葉時，可以抑制底泥中營養鹽的釋放和提供物質循環中植物生長的養分.

表2 生物量與各水質變量之間的相關關系

圖8 試驗初始和終末上覆水體ρ(TN)、ρ(TP)Fig.8 Total nitrogen and total phosphorus contents in overlying water at the beginning and end of the experiment

3.3 環境因子對植物腐解的影響

溫度通過改變植物碎屑釋放有機物和淋溶物質的速率，以及改變微生物活性來影響植物腐解速率[30]. Geraldes等[31]研究認為，溫度較水生真菌種類或數量更影響植物腐解速率，較高的溫度會增強化學反應和生物活性，改變水生絲孢菌種外酶的活性加速莖葉腐解. 整個試驗期間處于無錫市冬春季節(12月—翌年5月)，水體平均溫度多數時間在20 ℃以下. 已有研究[32]表明，0～20 ℃對植物腐解速率較為明顯，20 ℃以上對植物腐解影響不顯著. 該研究中，30～70 d內水溫異常快速變化導致上覆水體養分濃度在這期間先降后升，這一現象明顯不同于恒溫下植物腐解試驗水質的變化特征，表明低溫條件下一方面待腐解的植物莖葉碎屑以積累為主，減緩植物腐解速率；另一方面底泥和植物碎屑通過吸附作用，降低了上覆水體氮、磷的濃度；當溫度升高時，微生物活性和化學反應增強，水體氮、磷濃度再次升高.

此外相關性分析結果(見表2)表明，理化性質指標〔ρ(DO)、Eh和pH)〕與營養鹽含量呈極顯著負相關(P<0.01). 水生植物腐解既影響上覆水體營養鹽含量也改變了水體的理化性質，這些環境因子又將反作用于植物腐解而最終影響泥-水-植物系統營養鹽含量變化. 在厭氧和弱酸性條件下，不同富營養程度水體中腐解植物莖葉損失量也發生不同變化，富營養程度越高，莖葉損失量越少[33]. 另外，酶在酸性水體中活性降低進而影響植物體內木質素和纖維素分解的快慢[34]，使得植物在快腐解后水體營養鹽含量處于峰值而居高不下. 試驗桶水生植物經過第1階段的腐解后，上覆水體ρ(DO)和Eh明顯降低直至厭氧狀態，且系統內微生物活動強度因環境因子變化而變化[35]. 低ρ(DO)將影響NH4+-N向NO3--N和NO2--N轉化的過程，加快系統中反硝化作用.

4 結論

a) 多種水生植物混合腐解過程中上覆水體營養鹽含量的變化與單一植物腐解產生的影響變化相似，經歷植物腐解的3個階段；在時間上，由于植物自身氮、磷含量及NP不同導致植物腐解快慢有所區別，近自然條件下，混合植物腐解較單一植物和恒溫下植物腐解的第1、2階段需要更長時間且具有持續性.

b) 在泥-水-植物系統中，泥和植物都是水體氮、磷的源，整個植物腐解過程中，植物不斷釋放營養鹽，增加水體氮、磷、碳濃度. 底泥在試驗初期以釋放營養為主，30 d后以吸收為主，w(TC)和w(TN)升高，60 d后w(TP)升高，試驗末期各組底泥中w(TC)、w(TN)和w(TP)較試驗初期有不同程度的增加.

c) 相關性分析表明，生物量與上覆水體和底泥中營養鹽含量均存在正相關關系，同時水體ρ(DO)、pH和Eh也會對植物腐解產生影響且與上覆水中營養鹽含量呈極顯著負相關. 根據試驗初始和終末上覆水體營養鹽的含量表明，剩余20%生物量組水質更好. 因此，與其他試驗組相比，建議冬春季在蠡湖-陸典橋浜河口區保留20%水生植物莖葉生物量.