不同水环境下苦草腐解对水质的影响

藕 翔, 崔康平, 汤海燕, 付贤钟

合肥工业大学资源与环境学院, 安徽 合肥 230009

不同水环境下苦草腐解对水质的影响

藕 翔, 崔康平*, 汤海燕, 付贤钟

合肥工业大学资源与环境学院, 安徽 合肥 230009

为探究沉水植物在不同水环境下的腐解对水质的影响，在实验室条件下分别模拟不同生物量沉水植物苦草在高纯水、上覆水及底泥悬浮液环境下的腐解过程及其对水体水质的影响，并分别讨论了N、P等含量在底泥和上覆水环境下的差异性. 结果表明：①随着时间的推移，苦草腐解均会导致上覆水及底泥悬浮液中pH先降后升，ρ(DO)急剧降低. 在上覆水环境中，pH自7.8降至7.2，再增至8.7；与试验初期相比，ρ(DO)在第10天降低了56%. 在底泥悬浮液中，pH自7.8降至7.3，再增至8.3；在第10天ρ(DO)降低了近60%. ②在上覆水及底泥悬浮液中，苦草腐解以释放有机氮为主，NH3-N次之；ρ(TP)在试验前期呈先升后降趋势，但在试验中期底泥悬浮液环境中ρ(TP)则呈动态平衡，约为1 mgL. ③不同生物量(0.1、0.2、0.4 gL)的苦草腐解后水环境中的营养盐含量有所不同，其中ρ(CODCr)、ρ(TP)与生物量呈正相关，在试验前期ρ(TN)、ρ(NO2--N)随着峰值的增大而增大. 研究显示，苦草腐解对两种水环境的物化性质有着相似的影响，而对其主要营养盐氮、磷形态的变化有着显著性的差异.

苦草； 腐解； 底泥悬浮液； 上覆水； 营养盐

Abstract： To explore the effects of sedimentation plants on water quality in different water environments, the decomposition processes ofVallisnerianatanswere respectively investigated in the manipulated environment of high pure water, overlying water and sediment suspension under laboratory conditions. Moreover, the differences of N and P content between sediment and overlying water environment were discussed. The results showed that, during the decomposition process ofV.natans, the pH of the overlying water and sediment decreased first then increased, and the DO concentration was simultaneously sharply down. In the overlying water environment, the pH increased to 8.7 after decreasing from 7.8 to 7.2 with about 56% reduction of DO concentration in the 10thday compared with the beginning of the experiment. The pH of the sediment suspension decreased from 7.8 to 7.3 and then rose to 8.3 with a decrease of 60% of DO concentration in the 10thday. In the overlying water and sediment suspension, the nitrogen in the process of the decomposing ofV.natanswas mainly organic nitrogen, followed by ammonia nitrogen. The concentration of total phosphorus (TP) showed a trend of an initial increase followed by a decrease in the early stage of the experiment; nevertheless, the TP concentration showed a dynamic balance in the middle stage of the experiment, around 1 mg/L in the sediment suspension. In addition, variation of the biomass density of 0.1, 0.2 and 0.4 g/L resulted in a change of nutrient content. The concentrations of CODCrand TP were positively correlated with biomass, while the concentrations of TN and NO2--N increased along with the peak value in the early stage of the experiment. The results showed that decomposition ofV.natanshad a similar effect on the physicochemical properties of the two kinds of water environment, and there was a significant difference in the forms of nitrogen and phosphorus.

Keywords：V.natans; decomposition; sediment suspension; overlying water; nutrient

近年来，湖泊生态治理已成为环境修复的热点，作为湖泊生态系统的重要组成部分和主要的初级生产者之一，沉水植物在湖泊生态系统的物质和能量循环充当着不可或缺的角色. 沉水植物可有效去除水体中的氮磷等其他有机污染物，促进水体改善环境，对整个水生态系统的结构与功能有着决定性的影响[1- 4],恢复与重建沉水植物作为控制湖泊富营养化的重要途径，在国内外得到了广泛应用[5- 6]. 苦草(Vallisnerianatans)，又名扁担草、面条草、水韭菜，广泛分布于湖泊、河流等水域中，是我国最为常见的沉水植物之一[7]. 由于苦草具有较好的生态适应性、较强的吸污能力和耐污性，而常被作为富营养化水体植被恢复工程的主要选用品种[8].

当前，以植物为主体的生态修复或者污水处理系统(如人工湿地系统、生物塘系统、前置系统)对于水体的内源和外源氮磷负荷的降低有重要的贡献，并且在其腐解期可以将生长时期时系统中的氮磷的“汇”转变成氮磷的“源”[9- 10]. 如潘慧云等[11]在实验室模拟条件下研究了常见沉水植物苦草、金鱼藻在自然衰亡中主要营养盐氮磷的释放规律；卢少勇等[12]研究表明，不同植物在其衰亡期有着不同氮磷的释放规律；张菊等[13]研究了徒骇河沉水植物腐烂对上覆水体中营养盐形态变化. 但是，国内对于生态修复机理和过程的现状研究大多数仅局限于单一水环境.

该研究在实验室模拟条件下，以苦草为研究对象，研究在高纯水环境下不同生物量苦草腐解残体的污染物释放规律，以便确定最佳的沉水植物量及调控时机；对比相同的生物量苦草腐解在上覆水及底泥悬浮液环境下对水体水质的影响，探究苦草腐解残体对氮磷等其他污染物在水-沉积物系统中的迁移转化规律，以期对水体生态修复及沉水植物腐解残体管理提供一定的科学依据.

1 材料与方法

1.1 试验材料及预处理

试验用的沉水植物苦草采自斛兵塘. 在斛兵塘东、西、南、北四处表面约0.5 m以下采取等量湖水置于采样桶中混合摇匀，以达均匀水质目的，并将采取的斛兵塘苦草生长区底泥进行预处理，去除植物残叶、垃圾、小石块等，再加入适量高纯水，按体积比1∶4 混合，激烈振荡30 min后，取其上层相应的底泥悬浮液[14]；并于湖表面浮萍较少、水质稳定处用捞网捞取适量苦草残叶置于PE采样袋中密封保存. 在实验室内对苦草进行预处理，用自来水反复冲洗除去杂物，并用蒸馏水润洗，在通风口处风干，95 ℃杀青15 min，再于65 ℃烘干至恒质量，将收集苦草残体剪碎约1 cm长置于密封袋中保存[15].

1.2 试验设计

在室温下，用尼龙网将不同质量的苦草残体碎片包裹后，置于1 L的烧杯中进行腐解模拟试验，试验用水分别为高纯水和上覆水. 试验分为七组：0.1 g/L残体+高纯水、0.2 g/L残体+高纯水、0.4 g/L残体+高纯水、0.2 g/L残体+上覆水、0.2 g/L残体+底泥悬浮液、上覆水、底泥悬浮液，每组设3个平行样，底泥悬浮液组和上覆水组作为对照组. 系统稳定后进行测样. 整个试验在相对避光条件下进行，分别于第0天、第2天、第4天、第6天、第8天、第10天、第17天、第24天、第31天、第38天、第52天、第66天进行采样，每次取20 mL水样测定ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(NH3-N)、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)、ρ(TP)、pH、ρ(DO)等，并补充适量的高纯水或上覆水以保持整体水量，直至试验结束.1.3测定方法及数据处理

ρ(TN)采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定；ρ(NH3-N)采用水杨酸-次氯酸盐光度法测定；ρ(NO3--N)采用酚二磺酸光度法测定；ρ(NO2--N)采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定；ρ(TP)采用钼锑抗分光光度法测定；pH采用pH计(pH 7110，Germany)测定；ρ(DO)采用便携式溶解氧仪(HACH HQ30d, USA)测定；紫外全光谱扫描采用岛津紫外可见分光光度计UV- 1750在全波长190～1 100 nm处进行测定；ρ(CODCr)采取重铬酸钾法测定. 采用SPSS 18.0以及Origin 9.0进行数理统计与制图.

2 结果与分析

2.1 苦草腐解对上覆水及底泥悬浮液理化性质的影响

图1 上覆水及底泥悬浮液pH及ρ(DO)随时间的变化Fig.1 Changes of dissolved oxygen and pH in different water environment with time

图2 ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(NH3-N)、ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)随时间的变化Fig.2 Changes of CODCr， TN， TP， NH3-N， NO2--N， NO3--N concentration in water with time

由图1所示，试验周期内，上覆水及底泥悬浮液组中的pH和ρ(DO)均变化不显著，相对于对照组而言，0.2 g/L残体+上覆水与0.2 g/L残体+底泥悬浮液组pH与ρ(DO)均有显著变化且变化趋势大体一致，用独立样本T检验法对对照组数据进行分析可得两组呈显著性差异(T=4.535 5，P<0.05). 苦草腐解导致上覆水及底泥悬浮液的pH呈先降后升的趋势，一般来说复杂的水生植物腐解过程可以分为3个阶段[16- 18]：①水溶物质的淋溶阶段，主要是糖类、蛋白质和一些矿物质的分解与释放；②微生物对上一阶段产生的有机物的分解阶段；③植物分解的抑制阶段，主要是一些难溶的木质素与纤维素积累阻碍了植物的分解. 因此，在试验初期水体pH下降主要是因为苦草在腐解初期会分解出大量的有机物，该研究利用全光谱扫描仪在试验周期内相同测定条件下鉴定苦草腐解有机物组分，通过比较未知物与标准物的紫外光谱图，可推断出这些有机物大多为带有羧基、酚基和酮基等活性基团的大分子有机酸类(如腐殖酸)；在试验初期，可发现在250～300 nm之间的光谱带中具有一个强烈的吸收高峰出现在275 nm附近处，对照标准物蛋白质光谱图[19- 20]，可推断出该物质为类蛋白；随着试验的进行可以发现，该峰强度逐渐下降的同时也会在220 nm附近处形成一个吸收峰，根据对比并与文献[21]综合推断，产生此吸收峰的物质为含大量芳环的腐殖酸，并且苦草残体在起始阶段释放的蛋白质也会被微生物分解成氨基酸，而后由于氨基酸被分解，苦草腐解速率减缓导致水体酸度下降，水体pH上升.

苦草腐解初期，上覆水及底泥悬浮液中碳源充足，异养氧化菌等会首先利用水中氮源对自身进行繁殖生长，期间消耗大量DO，使得水中ρ(DO)处于较低水平，在试验后期随着苦草腐解负荷降低，水体的扰动以及温度的升高(研究[22- 23]显示，温度是影响植物腐解的环境因子之一)、大气复氧等因素使得ρ(DO) 有所回升.

2.2 不同生物量下苦草腐解净释放营养盐规律

由图2可见，随着生物量的变化，苦草腐解释放的营养盐含量随之发生变化. 在试验前期，不同生物量下水体ρ(CODCr)均呈上升趋势，而在后期开始缓慢下降，并且生物量越大，ρ(CODCr)也相应增加，用皮尔逊相关性分析法分析本组数据可知生物量与ρ(CODCr)呈正相关，相关系数为0.453(P<0.05)；ρ(TN)呈先升后降趋势，生物量为0.2 g/L以下的试验组ρ(TN)在试验末期差异不明显，0.4 g/L苦草+高纯水试验组的ρ(TN)最高，达到4.11 mg/L，并且峰值随着生物量的增大而增大；ρ(NH3-N)先迅速上升，在第8天至第10天达到峰值，并且峰值随生物量的增大而增大，之后缓慢下降，在试验末期，三组ρ(NH3-N)差异不大；ρ(NO3--N)呈先迅速上升后缓慢下降再上升的变化趋势，生物量为0.2 g/L试验组中NO3--N的释放量少于其他两组；ρ(NO2--N)在试验初期和末期较高，而中期较低，ρ(NO2--N)随着生物量的增加也略微增加；ρ(TP)呈先增后减的趋势，大致在第8天至第10天到达峰值，释放速率较大，苦草腐解残体的TP释放量与生物量呈正相关，相关系数为0.674(P<0.05).

综上，苦草残体生物量的不同，其腐解过程中向高纯水释放的营养盐量也不同，但变化趋势相似. 该研究显示，苦草腐解残体在分解前期会导致氮磷等营养盐含量的激增，但在分解后期ρ(NO2--N)、ρ(TN)、ρ(TP)均有所下降，这主要是因为苦草腐烂分解产生的厌氧条件以及充足碳源供给促进水体反硝化作用加快氮素移出水体，在一定生物量及时间范围内降解了受纳水体的N、P含量. 与试验初始值相比，0.1 g/L苦草残体+高纯水组净释放ρ(TP)最小；0.2 g/L苦草残体+高纯水组净释放ρ(TN)最小，而0.4 g/L苦草残体+高纯水组会明显增加水质各营养盐指标值.

2.3 苦草腐解在上覆水及底泥悬浮液中对化学需氧量的影响

由图3可见，投加苦草残体的水体ρ(CODCr)变化趋势大体一致，试验初期水中ρ(CODCr)升高，第8天至第10天达到峰值，随后缓慢下降. 由于草残体在腐解前期会释放大量有机物，同时水中异养需氧性微生物大量繁殖导致水体ρ(DO)迅速下降，水体呈有机污染型，而后异养厌氧菌开始工作，将有机物分解成H2S、CH4等，引起水体发臭以及水环境恶化. 研究[24]显示，腐解后期随着腐解速率的增加及时间的推移，部分腐殖质从难降解的CODCr转化为易降解的CODCr，引起水中ρ(DOM)的增加，促进了水中微生物的降解作用，使得水中ρ(CODCr)逐渐下降.

图3 上覆水及底泥悬浮液ρ(CODCr)随时间的变化Fig.3 Changes of CODCr concentration in different water environment with time

试验结束时，0.2 g/L残体+底泥悬浮液的ρ(CODCr)比对照组高，并且试验前期与末期CODCr的释放速率比上覆水环境条件下小. 这主要是因为：①在 试验前期与末期，该反应器内pH较高，而碱性条件有利于底泥中矿物质与有机质之间的作用力形成，大量有机质被底泥中的矿物质吸附，从而抑制了CODCr向环境的释放[25]；②在底泥中，由于有机碳源长期被微生物及动物消耗分解，无机碳源较高并且营养元素存在的形式与上覆水有所不同，其中，氮素与沉积物中含氮化合物的氧化程度有关，而磷则与其化学沉淀的形态有关[26- 27]，这也直接导致了苦草残体腐解对营养元素的利用过程受到一定的影响.

由此可知，苦草残体腐解在上覆水环境中能够降低其ρ(CODCr)，而在底泥环境中，也有降解ρ(CODCr)的作用，但降解速率相对较慢. 两种环境下均不会对ρ(CODCr)造成长期影响，只在残体腐解初期短期内增加，因此，在一定时间范围内，苦草残体在腐解过程中不会对水体的ρ(CODCr)产生显著影响.

图4 上覆水及底泥悬浮液中各形态氮含量随时间的变化Fig.4 Changes of various forms of nitrogen in different water environment with time

2.4 苦草腐解对上覆水及底泥悬浮液形态氮的影响

由图4所示，试验初期苦草残体腐解导致上覆水中各形态氮含量增加，并且ρ(TN)远大于主要的无机氮含量，说明苦草残体在腐解前期释放的N元素主要以有机氮为主，NH3-N次之. 在试验前期，由于DO充足，水体中大量有机氮由于矿化作用转换成NH3-N，并且微生物通过自身的硝化作用使得ρ(NO2--N)与ρ(NO3--N)升高，而随着腐解反应的进行，ρ(NH3-N)逐渐下降，水体逐渐成为厌氧环境，大量的有机碳源等条件促使了水体反硝化的作用，反硝化细菌迅速将NO3--N还原成NO2--N，而NO2--N则被还原成NO等中间产物，导致ρ(NO3--N)与ρ(NO2--N)下降；而在试验末期DO逐渐回升，有利于硝化反应的进行，由此导致硝化反应的中间产物ρ(NO2--N)也随之上升.

与在上覆水组下相比，底泥悬浮液试验组在试验周期内ρ(TN)变幅较小，ρ(NH3-N)在前期迅速上升且远高于上覆水组，随后逐渐下降，而ρ(NO3--N)与ρ(NO2--N)则表现为试验初期和末期较低高，中期较低. 这主要是因为在腐解前期底泥悬浮液中的黏粒不断发生解析[28]，使得底泥中的氮素矿化生成的NH4+-N释放到水体中，使得ρ(NH3-N)在前期上升且峰值也远大于上覆水组，同时底泥中活性较高的电子受体和适合的底泥环境(该试验周期内C/N均小于20，底泥环境主要表现为有机氮的矿化作用[29- 31])，使得大量的氮循环菌将NH3-N氧化成NO2--N和NO3--N；而在试验中期，随着水环境中的DO逐渐降低及苦草腐解所释放有机碳源的增加，打破了整个水环境的反应动向，水环境中的反硝化反应占据主导地位，使得ρ(NO3--N)和ρ(NO2--N)逐渐降低. 反硝化作用强度与有机碳源的供给密切相关[32]，由于底泥悬浮液环境中的有机碳会发生矿化作用生成CO2，所以在试验中期发生反硝化反应时底泥悬浮液组中有机碳源供给量减少，因此ρ(NO3--N)及ρ(NO2--N)在试验中期降幅相对于上覆水环境下较小. 在试验后期，因外加碳源被耗尽，DO回升，所以硝化作用受到促进，ρ(NO3--N)与ρ(NO2--N)有所回升.

2.5 苦草腐解对上覆水及底泥悬浮液TP的影响

由于植物体内的P主要集中在一些生物活性物质中，这些物质极易分解，因此P的释放速率要远高于N[33- 35]. 一般来说，植物腐解可生成颗粒性磷以及可溶性总磷[36]，而可溶性总磷又分为可直接被生物体吸收利用的可溶性正磷酸盐和经细菌氧化还原作用转化为无机磷的可溶性有机磷. 不同形态的磷最终进入不同的环境中，其中大部分颗粒态磷经沉淀作用进入底泥，少部分则分解为可溶性总磷供于微生物生长代谢[37]. 因此上覆水体与底泥中P存在的形式具有差异.

图5 上覆水及底泥悬浮液中ρ(TP)随时间的变化Fig.5 Changes of TP in different water environment with time

如图5所示，上覆水中ρ(TP)呈升降交替的变化趋势，在腐解第4天达到最大值. 究其原因，在腐解前期，植物残体将体内主要以PO43-或化合态形式存在的P迅速淋溶于水中[38]，试验前期DO充足，水中除磷能力较强的高效除磷菌等微生物通过吸收这些磷元素来进行自身的增殖，导致了ρ(TP)逐渐下降，试验中期水体呈厌氧状态，微生物吸磷负荷达到近饱和，此时，细菌释放出磷，但由于通常在增殖过程中，细菌在好氧环境中吸收的磷多于厌氧环境中释放的磷，因此可以看到在试验周期内ρ(TP)总体呈下降趋势.

用独立样本T检验法分析两组数据可知，上覆水与底泥悬浮液试验组中ρ(TP)差异显著(T=5.456 7，P<0.05). 由图5可知，试验前期ρ(TP)有所上升，而试验中期ρ(TP)几乎处于动态平衡，后期则呈下降趋势. 试验初期，大量储存在底泥中的颗粒态磷由于生物分解作用使得可溶性总磷的含量增多，因此前期ρ(TP)呈上升趋势. 而到了试验中期，一方面厌氧状态下，细菌的释磷作用会使得ρ(TP)增加；而另一方面，此时水环境呈弱碱性或中性，底泥悬浮液中呈HPO42-和H2PO4-形式存在[39]的正磷酸盐与长期积累沉积在底泥中的金属元素结合形成络合物而被吸附，使得ρ(TP)降低，因此在两方面的拮抗作用下使得体系中ρ(TP)处于动态平衡. 随着反应的进行，体系中金属元素的吸附能力趋于饱和，DO回升使得细菌同化作用占主导地位，导致ρ(TP)在试验后期又呈下降趋势，但总体上ρ(TP) 增加.

3 结论

a) 在上覆水和底泥悬浮液环境下，苦草腐解对水体pH和ρ(DO)的影响趋势大体一致，在试验周期内呈先降后升的趋势. 沉水植物苦草在腐解期间会增加水体pH，而在腐解初期会急剧耗氧，使水质恶化. 在上覆水环境中，pH与初始值相比增加了11%，ρ(DO)与初始值相比降低了56%；在底泥悬浮液环境中，pH增加了6%，ρ(DO)降低了近60%.

b) 在高纯水环境下，苦草腐解释放的营养盐含量与苦草残体的生物量密切相关，苦草腐解生物量较低的情况下,其腐解对水体水质的影响很小. 但是过量的沉水植物存在于水体中会增大水体氮磷负荷，导致水质严重恶化，因此需要适时收割过量水生植物来控制水体残留生物量.

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Impacts of Decomposition of Vallisneria natans on Nutrient Speciation Concentration in Two Kinds of Water Environments

OU Xiang, CUI Kangping*, TANG Haiyan, FU Xianzhong

College of Resource and Environment, Hefei University of Technology, Hefei 230009, China

X522

1001- 6929(2017)10- 1553- 08

A

10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.89

2017-01-05

2017-06-14

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07205- 002)

藕翔(1993-)，男，安徽池州人，1069520301@qq.com.

*责任作者，崔康平(1969-)，男，安徽合肥人，教授，博士，硕导，主要从事水环境科学研究，cuikangping@163.com

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