西湖引水工程絮凝剂余铝对菹草生长及水质的影响

张 玥徐 栋刘碧云曾 磊代志刚龚 成贺 锋吴振斌

（1. 中国科学院水生生物研究所， 淡水生态与生物技术国家重点实验室， 武汉 430072； 2. 中国科学院大学， 北京 100049；3. 湖北省长江天鹅洲白鱀豚国家级自然保护区管理处， 石首 434400）

西湖引水工程絮凝剂余铝对菹草生长及水质的影响

张 玥1，2徐 栋1刘碧云1曾 磊1，2代志刚1龚 成3贺 锋1吴振斌1

（1. 中国科学院水生生物研究所， 淡水生态与生物技术国家重点实验室， 武汉 430072； 2. 中国科学院大学， 北京 100049；3. 湖北省长江天鹅洲白鱀豚国家级自然保护区管理处， 石首 434400）

为分析杭州西湖引水工程絮凝剂残余铝盐对水质和沉水植物的影响， 研究采用室外模拟试验， 考察了连续投加不同浓度梯度的明矾（KAlSO4·12H2O）絮凝剂对菹草（Potamogeton crispus）的生理影响和对水质的影响。试验设置了4个处理: 对照组、低剂量组（350±50） μg/L、中剂量组（650±70） μg/L、高剂量组（1100±150） μg/ L。结果表明: （1）低、中剂量投加对水中铝盐含量无显著影响， 高剂量投加导致水中铝盐含量显著上升； （2）水中铝盐含量呈先升高后降低的趋势， pH随铝盐含量升高而降低， 总磷（TP）随之有所下降， 各处理组水中总氮（TN）、浮游植物密度、浊度均明显下降； （3）3个剂量组菹草各生化指标较对照组几乎无显著变化， 试验浓度的铝盐投加对菹草的生长没有造成明显损害， 在菹草耐受范围内， 建议在西湖引水工程入水口附近［水中铝盐含量约（250±50） μg/L］可选用菹草进行植被恢复。

铝盐； 菹草； 引水工程； 絮凝剂； 明矾； 沉水植物

我国是一个多湖泊国家， 以浅水湖泊居多， 大多数湖泊都受到了不同程度的污染， 出现了水体富营养化［1］。针对湖泊水体富营养化， 一般有污染物拦截、底泥疏浚、生态引水和水生植物修复等治理措施［2］。生态引水工程是减少和稀释湖泊水体营养物质的有效方法， 是湖泊重要的水源补充。美国的Green Lake［3］、Moses Lake［4］、国内杭州西湖［5］、太湖［6］、玄武湖［7］等湖泊相继开展过引水工程， 均对水质有一定程度的改善。然而引水工程也会有其局限性， 水源地水质是影响湖泊水质的关键因素［8］， 为了不给换水湖泊带来二次污染， 常会对原水进行絮凝沉淀的预处理， 主要使用的絮凝剂为铝盐［9］。

引江济湖是一种减轻富营养化见效较快的修复措施， 但对湖泊的水质和沉水植物的生长可能会有影响。在杭州西湖， 观察到引水工程湖区沉水植物体表密被附着物， 尤其是入水口附近， 整个植株被附着物完全包裹， 严重影响了沉水植物的正常生长和观感， 这一现象与引水工程常年的铝盐输入有密切的关系。国内外有很多学者研究了利用铝盐处理污染湖泊控制富营养化及其对湖泊生境的改变［10，11］， 多为较高浓度处理； 而针对引水工程中较低浓度连续输入絮凝剂残余铝盐对湖泊水质和沉水植物的影响， 相关研究还较少。菹草（Potamogeton crispus）是少数秋季发芽、越冬生长的典型沉水植物， 在其他沉水植物休眠衰亡、湖水水质较差的冬季起到了净化水质的重要作用， 对沉水植物的季节性互补十分重要［12］， 是西湖沉水植被恢复工作中的重要品种。因此， 本文在西湖引水工程背景下，以菹草为研究对象， 初步探讨了连续输入的残余铝盐对菹草的生理影响及对水质的影响， 以期为沉水植物恢复工作提供科学的理论依据。

1 材料与方法

1.1 材料来源及处理方法

2013年12月下旬， 从西湖浅水处采集菹草石芽种植在陶缸中， 培养备用， 所用底泥为西湖底泥。2014年3月对菹草进行移栽、培养， 试验时菹草处于旺盛生长期。试验用水采自西湖， 与自来水1∶1混合， 以减小初始铝盐浓度。底泥采自西湖，TN、TP含量分别为2.37 g/kg、3.91 g/kg， 有机质含量为10.58%， Al2O3含量为10.80%， pH为7.27。取玉皇山预处理厂（西湖引水工程预处理水厂）进水， 通过稀释使每次的初始浊度相近（约15.00 NTU）。根据对玉皇山水厂出水的监测， 出水铝盐浓度约（250±50） μg/L， 试验浓度以此为参照。取稀释后的10 L水， 分别投加0.05（低剂量组）、0.15（中剂量组）、0.45（高剂量组）g明矾， 600 r/min搅拌1min，250 r/min搅拌25min， 静置30min， 取上清液作为絮凝余铝投加液。投加液中铝盐浓度约为低剂量组（350±50） μg/L、中剂量组（650±70） μg/L、高剂量组（1100±150） μg/L， 在试验进行时即时投加。

1.2 试验设计

试验装置为体积10 L的聚乙烯桶， 每个桶在底部铺约5 cm厚底泥， 底泥上铺1 cm沙以减少底泥的悬浮， 加入7.50 L试验用水， 移栽生长状况良好、叶片完整、株长及湿重基本一致的菹草4株［株长约（35.32±5.04） cm， 湿重约（0.76±0.22） g， 根长约（12.80±3.16） cm］。

设置1个对照组（CK）和3个试验组（A、B、C）:低、中、高剂量组， 每个处理设3个重复。参考西湖每天引水量约为西湖总储水量的1/30， 本试验中每天絮凝余铝投加液投加量为试验用水（7500 mL）的1/30， 即250 mL。投加前取相同体积的水样用于水质测定。试验期约21d。

1.3 分析方法

水质指标测定 用BZ-1Z便携式浊度仪测定浊度、Hach-HQ40d便携式水质分析仪测定pH。总氮、总磷、铝盐等指标分别采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法（GB11894—89）、过硫酸钾消解钼酸铵分光光度法（GB11893—89）、铬天青S分光光度法（GB/T5750.6—2006）。浮游植物密度以叶绿素a （Chl.a）计， 采用GF/C膜过滤后以95%丙酮萃取，分光光度法测定。

菹草生化指标测定 试验结束时测定菹草株长、湿重、根长， 并采集叶片洗净混匀后测定叶绿素含量、可溶性蛋白含量、过氧化物酶（POD）活性、游离脯氨酸含量等指标。叶绿素采用丙酮萃取分光光度法、可溶性蛋白采用考马斯亮蓝G-250染色法、POD采用愈创木酚法［13］、游离脯氨酸采用酸性茚三酮法［14］。

1.4 数据处理和统计分析

利用SPSS13.0统计软件中的One-Way ANOVA法进行多重比较方差分析。并用不同字母表示处理之间的差异显著性水平（P＜0.05）。

2 结果

2.1 不同处理对水质的影响

随着时间的变化， TN、浮游植物密度均明显下降（图 1）， TN由最初的约1.41—2.16 mg/L降至0.80 mg/L左右， 降低率为39.07%—69.77%， 浮游植物密度由25—45 μg/L降低至2—15 μg/L， 降低率为41.55%—92.40%， 但各处理组同对照组比较无显著性差异（P＞0.05）。TP随时间有一定起伏变化， 整体有所下降， 降低率为9.72%—61.90%。

各组pH变化趋势相似（图 2）， 在第13天时有所下降， 随后略有回升， 均在碱性范围。各处理组浊度整体都有降低， 在前10天略有波动， 之后明显降低， 降低程度达46.26%—89.64%。水中铝盐浓度随着时间变化和外界投加呈先升高后降低的趋势， 在第13天时达到顶点， 达469.23 μg/L， 随后有所降低，各处理组变化趋势相似， 高剂量组与其他组均达到极显著差异（P＜0.01）。

图 1 不同处理组TN、TP、浮游植物密度变化的比较Fig. 1 The concentrations of TN， TP and phytoplankton den- sity in different treatment groups

图 2 不同处理组pH、浊度、铝盐变化的比较Fig. 2 The pH， turbidity and concentration of aluminum salt in different treatment groups

2.2 不同处理对菹草生长的影响

经观察及测定， 4组菹草生长情况相似， 株长、湿重及根长相近［株长约（47.12±7.75） cm， 湿重约（2.04±0.81） g， 根长约（14.63±5.06） cm］， 无明显差异。在试验过程中仅观察到植株叶表有少量附着物， 远远没有达到西湖某些湖区沉水植物表面附着物的量。3种浓度残余铝盐处理使菹草叶绿素含量均有增加（图 3）， 分别增加了2.63%、19.21%和5.90%， 中剂量组与对照组比较叶绿素含量显著增高（P＜0.05）。中剂量组可溶性蛋白含量是对照组的1.45倍， 差异显著， 高剂量组也达到了显著性差异（P＜0.05）。试验组与对照相比POD活性较为接近，相差仅0.76%—13.49%， 均无显著性降低， 没有明显变化。试验组较对照组游离脯氨酸含量都略有升高， 但并无显著性差异。

3 讨论

3.1 絮凝剂残余铝盐对水质的影响

投加铝盐300—1100 μg/L， TN、浮游植物密度、浊度均明显下降， TP有所降低。姬娅婵等［15］研究不同浓度铝盐（明矾）净水效果及对沉水植物苦草（Vallisneria natans）生长的影响， 发现铝盐低剂量使用能够降低水体氮、磷和浮游植物的浓度， 抑制藻类的生长繁殖， 改善水质， 降低浊度， 与本试验结论有相似之处。低、中剂量铝盐的投加对水中铝盐含量的影响不明显， 投加量达到高剂量时， 水中铝盐含量显著升高。铝盐浓度随连续投加表现为先升高后下降， 13d 时铝盐含量达到顶峰， 之后开始下降， 一方面可能跟沉水植物的吸收利用有关， 另一方面， 铝盐与水中微粒发生反应， 可能会与磷酸盐等结合生成AlPO4或Ca-Fe-Al磷酸盐沉淀［15］。在铝盐升高时， 水解作用加强， 对应pH有小幅度降低， 这与Malecki-Brown等［16］的研究结果一致， 铝盐的反复添加并沉淀积累在表层， 可能将可利用P固定在底质间隙水中， 从而降低了水中P的浓度。

3.2 絮凝剂残余铝盐对菹草的影响

铝盐的毒害主要取决于Al3+的活性， 在酸性环境下易产生毒害， 铝可与蛋白质结合， 其也可与脂质、糖类、核酸等结合， 干扰植物细胞内一些离子代谢， 影响各种生理生化过程正常进行， 从而抑制植物的生长［17］。试验水体一直处于碱性， 而西湖水体pH也处弱碱状态（pH 8.0左右）， 使得Al3+不易于发挥其毒性。

图 3 不同处理组菹草生化指标的比较Fig. 3 The biochemical indicators of P. crispus in different treatment groups

3个试验组叶绿素含量较对照组略有升高， 叶绿素作为植物进行光合作用的主要色素， 其含量高低能直接反映光合作用能力强弱以及生产力， 可见铝盐对菹草光合作用的直接影响并不明显。刘鹏等［18］研究发现牵牛（Pharbitis nil）等4种草本植物在低浓度铝盐处理下叶绿素含量均有所上升， 到中浓度处理叶绿素含量下降， 可能是低浓度铝会维持细胞膜的稳定性， 减少细胞内的外渗物而对植物的生长有利。

逆境胁迫可以诱导植物体内产生大量的H2O2、·OH和等活性氧， 加剧植物细胞的膜脂过氧化， 从而破坏细胞内的代谢活动。植物的抗氧化和保护酶系统主要有超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）、过氧化氢酶（CAT）等。在逆境产生时， 抗氧化酶类会升高， 用来清除增多的活性氧，而一旦逆境达到一定程度， 对植物体造成不可逆的伤害， 抗氧化酶类又会降低［19］。试验的3个作用浓度对菹草POD活性几乎无影响， 该浓度铝盐还不足以引起活性氧的剧增， 可见在菹草的耐受范围内。

脯氨酸是逆境下细胞质的渗透调节物之一， 在重金属胁迫下， 脯氨酸的积累取决于重金属诱导植物体内水分缺失的情况［20］， 植物通过增加体内游离脯氨酸的含量， 降低细胞的水势， 维持膨压和水分吸收， 从而避免损害［21］。3个试验组菹草游离脯氨酸含量相比对照组略有增加， 可能是由于Al增加了细胞膜的渗透性、诱导其水分缺失、抑制养分的吸收而引起养分不平衡造成的［22］， 但并没有明显积累， 说明这种抑制作用并不显著。在受到逆境胁迫时， 植物可能通过大量积累细胞可溶性蛋白提高其耐受性［23］， 可溶性蛋白含量与脯氨酸含量总体上有一定趋同性。马剑敏等［24］研究发现低浓度的重金属离子可造成沉水植物苦草可溶性蛋白质含量的增加， 而后随重金属浓度的增加苦草可溶性蛋白质含量则逐渐减小。中、高剂量组菹草可溶性蛋白升高， 可能是对环境的应激性反应， 面对Al3+浓度升高， 细胞中可溶性蛋白增加以降低细胞的渗透势，提高植物的保水能力， 也可能在铝诱导下生成了金属结合蛋白， 以降低Al3+对细胞的毒性， 维持细胞的正常代谢活动。可溶性蛋白可能是菹草面对逆境反应比较灵敏的物质之一， 中、高剂量（650—1100 μg/ L）的外部投加对菹草略有不良影响， 但没有造成毒害。当铝超过一定的浓度时， 才会对植物产生毒害，此时蛋白质浓度会降低［25］， 这一临界值对不同的植物可能差异很大。

Malecki-Brown等［16］对中试规模的人工湿地进行了3个月连续低浓度（可溶性Al3+终浓度约20 μg/ L）的铝盐投加， 发现外加铝盐对湿地挺水植物的生长没有影响， 对沉水植物金鱼藻（Ceratophyllum demersum）略有不良影响， 猜测由于沉水植物直接从水中吸收营养盐和金属离子， 对营养盐利用的抑制或者铝毒害导致了沉水植物的损害， 而挺水植物主要通过底质间隙水吸收营养， 不易受到铝盐胁迫。金鱼藻在多数情况下植株无根， 只有茎和叶， 一般悬浮在水中， 可能更容易被铝盐侵害； 而菹草主要靠石芽繁殖［12］， 根系比较发达， 在水中生长一般扎根在底泥中， 水中铝盐可能对菹草的毒害作用比较轻微， 而底泥pH一般为中性偏碱， Al会生成聚合羟基形态或Al（OH）3固体， 对生物的毒性很小［17］。

试验模拟是难以完全实现连续输入的， 在基本排除了水力冲刷及底泥悬浮的影响因素的情况下，由于试验时间较短， 只观察到轻微的附着现象， 可见仅仅低浓度铝盐短期内对菹草的生长并没有直接毒害， 也不会造成大量的附着， 造成附着的原因可能是入水口附近水力冲刷絮体、底泥悬浮以及长期累积的共同作用， 但铝盐仍有一定的贡献。秦伯强等［26］研究发现高浓度的营养盐会促进沉水植物表面附着物生物量的增加， 这些附着生物又会抑制沉水植物的光合作用， 使得水生植物在此环境中很难生长或存活。西湖入水口附近沉水植物表面附着物的积累使得沉水植物光合作用受到抑制， 从而生长受损， 甚至衰亡。

西湖引水工程入水铝盐含量约（250±50） μg/L，该浓度的输入短期内对菹草不会造成明显损害， 在引水工程入水口附近， 选取根系发达的沉水植物，可能对入水口附近复杂的生境有更强的适应性。菹草在冬、春季节生长旺盛， 冬春季节在入水口附近可选种菹草； 而夏秋季节， 也有很多根系发达的沉水植物及挺水植物可以选择， 如苦草、香蒲、鸢尾、灯心草等， 这些水生植物可能更适应入水口附近复杂的环境， 还能减缓流速， 并为入水口营造优美的景观。

4 结论与建议

试验过程中铝盐浓度表现为先升高后下降，低、中剂量投加对水中铝盐含量无显著影响， 高剂量投加导致水中铝盐含量显著上升； 各处理组水中TN、浮游植物密度和浊度均明显下降； pH随铝盐升高而降低， TP随之有所下降； 3个剂量组菹草各生化指标较对照组几乎无显著变化， 试验浓度的铝盐投加对菹草的生长没有造成明显损害， 在菹草耐受范围内， 但植物表面附着物的积累会使沉水植物光合作用受到抑制。建议在杭州西湖引水工程入水口附近可选用菹草、苦草、香蒲、鸢尾等根系发达的水生植物进行植被恢复。

就西湖而言， 引水工程的长年运行对其水体的影响是复杂的、不易预见的。长期的引水冲刷、易悬浮的“香灰土”轻底质与残余的絮凝剂共同作用， 在入水口附近重新絮凝， 这些微小絮体加入到

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致谢：

感谢中国科学院水生生物研究所张甬元先生对本文提出的宝贵意见和建议； 感谢国家水专项西湖课题西湖工作站的蔺庆伟、张垚磊等同学在试验材料等方面提供的帮助与支持。

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EFFECT OF RESIDUAL ALUMINUM FLOCCULANT OF WEST LAKE DIVERSION PROJECT ON THE GROWTH OF SUBMERGED MACROPHYTE POTAMOGETON CRISPUS AND WATER QUALITY

ZHANG Yue1，2， XU Dong1， LIU Bi-Yun1， ZENG Lei1，2， DAI Zhi-Gang1， GONG Cheng3， HE Feng1and WU Zhen-Bin1
（1. State Key Laboratory of Freshwater Ecology and Biotechnology， Institute of Hydrobiology， Chinese Academy of Sciences， Wuhan 430072， China； 2. University of Chinese Academy of Sciences， Beijing 100049， China； 3. Baiji National Natural Reserve of the Tian’e Zhou Oxbow in Yangtze River， Shishou 434400， China）

To investigate effects of residual aluminum flocculant on the growth of submerged macrophyte Potamogeton crispus and water quality of the West Lake diversion project， the method of outdoor simulation was utilized with four different treatment groups: the control group （no addition）， low-dose group （350±50） μg/L， middle-dose group（650±70） μg/L and high-dose group （1100±150） μg/L. The results showed that: （1） high-dose addition increased significantly the concentration of aluminum salt in water， while low and medium-dose addition had little effect. （2） The concentration of aluminum salt in water increased first then decreased latterly and pH had a little change conversely， and total phosphorus decreased accordingly； Total nitrogen， phytoplankton density and turbidity in water of every group had a clear decline. （3） Three treatment groups of P. crispus had almost no significant changes in the biochemical indicators compared with the control group. On experimental concentration of alum flocculant dosing， P. crispus was growing with no obvious damage， and the concentration was in the tolerance range of P. crispus. Hence we suggest that P. crispus can be selected planting near the water inlet districts of diversion project for submerged macrophyte restoration in West Lake， Hangzhou.

Aluminium salt； Potamogeton crispus； Diversion project； Flocculant； Alum； Submerged macrophyte

10.7541/2016.43

X171.5

A

1000-3207（2016）02-0321-06

2015-04-24；

2015-09-11

国家自然科学基金（51208498）； 国家“十二五”水专项（2012ZX07101007-005）； 国家科技支撑计划课题（2012BAJ21B03-04）； 湖北省自然科学基金青年基金（2014CFB282）资助 ［Supported by the National Nature Science Foundation of China （No.51208498）；Major Science and Technology Program for Water Pollution Control and Treatment of China 12th Five-Year Plan（No.2012ZX07101007-005）； National Key Technology Program during the Twelfth Five-Year Planning， China（No.2012BAJ21B03-04）； Hubei Province Science Foundation for Youths （No.2014CFB282）］

张玥（1990—）， 女， 湖北远安人； 硕士研究生； 主要从事污水生态修复研究。E-mail: lunezhang@126.com

徐栋， 副研究员； E-mail: xudong@ihb.ac.cn