兩種水生植物對(duì)滇池草海富營(yíng)養(yǎng)化水體水質(zhì)的影響

王 智,張志勇,張君倩,聞學(xué)政,王 巖,劉海琴,嚴(yán)少華* (.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所,江蘇 南京 2004；2.中國(guó)科學(xué)院測(cè)量與地球物理研究所,環(huán)境與災(zāi)害監(jiān)測(cè)評(píng)估湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖北武漢 430077)

水體富營(yíng)養(yǎng)化是當(dāng)前水體污染面臨的主要問(wèn)題.目前在亞太地區(qū),54%的湖泊水體富營(yíng)養(yǎng)化,而在非洲、歐洲、北美和南美的湖泊中,富營(yíng)養(yǎng)化的比例分別是28%,53%,48%和41%[1].我國(guó)的富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象更為普遍,目前 66%以上的湖泊、水庫(kù)處于富營(yíng)養(yǎng)化的水平,以滇池、巢湖及太湖三大湖泊尤為嚴(yán)重,并且富營(yíng)養(yǎng)化有加重的趨勢(shì)[2].湖泊富營(yíng)養(yǎng)化不僅對(duì)湖泊水質(zhì)有嚴(yán)重影響,而且影響到周邊水環(huán)境和人文景觀,甚至通過(guò)給水系統(tǒng)危害到公眾的健康.因此,水體富營(yíng)養(yǎng)化治理成為當(dāng)前世界的熱點(diǎn)問(wèn)題.

利用水生植物治理水體富營(yíng)養(yǎng)化由于具有凈化效果好、投資少,并且不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點(diǎn),越來(lái)受到人們的廣泛重視和研究[3-7].水葫蘆,學(xué)名“鳳眼蓮(Eichhornia crassipes)”,是一種典型的漂浮植物,生長(zhǎng)快,去污能力強(qiáng),被廣泛應(yīng)用于實(shí)際水體修復(fù)工程中[8-10].輪葉黑藻(Hydrilla verticillata),具有很強(qiáng)的分枝和營(yíng)養(yǎng)繁殖能力,生存范圍廣,適應(yīng)性強(qiáng),是凈化水體的優(yōu)良沉水植物[11],廣泛應(yīng)用于水體修復(fù)的生態(tài)工程[12].關(guān)于水葫蘆和輪葉黑藻對(duì)水體的凈化效果已經(jīng)有過(guò)一定的研究.例如,吳娟等[11]的模擬實(shí)驗(yàn)研究表明黑藻的生長(zhǎng)能顯著降低富營(yíng)養(yǎng)化水體的氮磷水平;張志勇等[13]采用人工模擬試驗(yàn)方法,比較了水葫蘆對(duì) 4種不同程度富營(yíng)養(yǎng)化水體氮磷的凈化效果和去除能力.然而在同一條件下對(duì)這 2種水生植物在富營(yíng)養(yǎng)化水體中的凈化差異卻報(bào)道甚少.在實(shí)際的水生植物生態(tài)工程中,為了能有效地帶走水體的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),水生植物常常需要進(jìn)行采收.但在先前的研究中,很少有人關(guān)注水生植物采收后水體水質(zhì)的變化.

本文以滇池草海富營(yíng)養(yǎng)化水體為研究對(duì)象,利用人工模擬的方法,比較了典型漂浮植物水葫蘆和典型沉水植物輪葉黑藻在生長(zhǎng)期和收獲后,水體主要理化因子的變化.以期為合理利用兩種水生植物凈化富營(yíng)養(yǎng)化湖泊水體提供參考依據(jù).

1 材料與方法

1.1 水生植物來(lái)源

漂浮植物水葫蘆采集于滇池草海入湖河道西壩河中,沉水植物輪葉黑藻采集于滇池草海(24°58'44.2''N; 102°37'57.7''E).

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2011年7月9日至11月18日,在滇池草海西北岸(24°58'11.4''N;102°38'04.5''E)一個(gè)通風(fēng)透光的擋雨棚中進(jìn)行.試驗(yàn)容器為 9個(gè)約400 L塑料水箱,水箱長(zhǎng)、寬、高分別為97、66和 76cm.在每個(gè)水箱中加入采集于滇池草海(24°58'44.2''N; 102°37'57.7''E)混合均勻的底泥,泥厚約 20cm,然后加入滇池草海西園隧道處混合均勻的水體約350L,靜置4d后開(kāi)始試驗(yàn).開(kāi)始試驗(yàn)前用自來(lái)水輕輕沖洗水生植物表層附著物及雜質(zhì),挑選長(zhǎng)勢(shì)及大小接近的株體用于試驗(yàn).每個(gè)處理組水箱中加入水葫蘆苗鮮重 0.6kg,輪葉黑藻鮮重 0.6kg.水葫蘆直接投放在水體表面,輪葉黑藻均勻種植于水體,將根小心地插入底泥使之固定生長(zhǎng)(盡可能不擾動(dòng)底泥).試驗(yàn)分 3組,分別為空白對(duì)照組、水葫蘆處理組和輪葉黑藻處理組,每組設(shè)置3個(gè)平行.在試驗(yàn)初始,測(cè)定水生植物體內(nèi)氮磷含量.為了避免水分蒸發(fā)而引起試驗(yàn)誤差,每天補(bǔ)充適當(dāng)?shù)淖詠?lái)水至初始水面.試驗(yàn)過(guò)程中氣溫為11～28.℃試驗(yàn)分2個(gè)階段,第1階段為水生植物種養(yǎng)期,探討水生植物對(duì)水體理化因子的影響,第2階段是水生植物收獲后,探討水生植物采收后水體理化因子的變化.在11:00～13:00間定期取樣測(cè)定水體水溫、溶解氧(DO)、pH值、電導(dǎo)率(EC)、氧化還原點(diǎn)位(Eh)、總磷(TP)、總氮(TN)及葉綠素(Chl-a)指標(biāo).于種植后約 80d時(shí)(2011年9月28日),將水生植物采收,采收前測(cè)定水體理化指標(biāo)及水生植物生物量、體內(nèi)氮磷含量.水葫蘆采用人工直接移出水面的方式采收,而輪葉黑藻采用剪刀將其底泥以上部分剪斷并將其移出水面的方式采收.在水生植物采收后約 50d后(2011年11月18日),取水樣測(cè)定上述指標(biāo).

1.3 分析方法

DO、水溫、pH值、EC及 Eh采用 YSI professional plus (USA)測(cè)定儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定.TP及TN測(cè)定:水樣在過(guò)硫酸鉀 121℃消解 30min后,利用流動(dòng)分析儀測(cè)定.Chl-a采用熱乙醇法[14]測(cè)定.水生植物鮮重測(cè)定采用稱重法,干重測(cè)定采用75℃恒溫烘干后稱重測(cè)定.株體中總氮、總磷采用濃H2SO4-H2O2消解法測(cè)定,測(cè)定方法詳見(jiàn)《土壤農(nóng)化分析》[15].

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)均由均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示.所有統(tǒng)計(jì)處理采用統(tǒng)計(jì)軟件 SPSS 16.0.不同區(qū)域水質(zhì)參數(shù)比較差異采用方差分析 LSD檢驗(yàn)(利用Levene’s-test進(jìn)行不同組間方差齊次性檢驗(yàn),若方差不齊,則進(jìn)行倒數(shù)轉(zhuǎn)換),顯著性水平設(shè)置為P ＜ 0.05.

2 結(jié)果

2.1 水溫

在試驗(yàn)過(guò)程中,水體水溫如圖1所示.可以看出,在水生植物種養(yǎng)期(2011年7月9日至2011年 9月 28日),水體水溫變化幅度較小,為 18.8～23.7℃范圍波動(dòng),此溫度較適宜水生植物生長(zhǎng).不同處理組間水溫變化規(guī)律基本一致.

圖1 實(shí)驗(yàn)過(guò)程中水體水溫變化Fig.1 Changes of water temperature during the experiments

2.2 植物生物量及氮磷含量變化

2種水生植物在試驗(yàn)初始和采收期主要指標(biāo)參數(shù)如表1所示.在試驗(yàn)開(kāi)始的7月9日,水生植物初始放養(yǎng)量均為0.6kg.至9月28日采收時(shí)(生長(zhǎng)約80d),水葫蘆生物量達(dá)6.6kg,增長(zhǎng)1000%,而輪葉黑藻生物量為1.1 kg,僅增長(zhǎng)83%.兩種水生植物的干物質(zhì)含量在試驗(yàn)初期均顯著性低于采收時(shí)期(P＜0.05).在水葫蘆植株中,干物質(zhì)氮、磷濃度在試驗(yàn)初期均顯著性高于采收期,而輪葉黑藻植株中僅氮的濃度在試驗(yàn)初期顯著性高于采收期(P＜0.05).通過(guò)植物生物量及植株氮磷濃度計(jì)算出水葫蘆和輪葉黑藻在試驗(yàn)初期和采收期體內(nèi)的氮磷含量見(jiàn)表1.由表1可知,水葫蘆吸收同化作用帶走系統(tǒng)中氮、磷分別為 3.64g和0.54g,而輪葉黑藻的吸收同化作用帶走系統(tǒng)中氮磷分別為1.74g和0.46g.水葫蘆吸收同化的氮、磷量分別是輪葉黑藻吸收同化量的 209%和117%.

2.3 水體DO與pH值變化

在水生植物種養(yǎng)期,第 5d后,對(duì)照組和輪葉黑藻處理組 DO較初始的 11.3mg/L下降至～8.0mg/L,之后在 5～11mg/L 的范圍波動(dòng),均值為8.0mg/L(圖2a),統(tǒng)計(jì)分析顯示它們組間差異不顯著(P＞0.05);水葫蘆處理組在水葫蘆種養(yǎng)后 DO迅速下降,約 30d后下降至最低 2.3mg/L,之后緩慢上升,在種養(yǎng)期間統(tǒng)計(jì)分析顯示水葫蘆處理組DO含量顯著低于對(duì)照組和輪葉黑藻處理組(P ＜0.05),但當(dāng)水葫蘆采收后,水體DO迅速上升至對(duì)照及輪葉黑藻處理組水平(圖2a).

表1 水生植物生物量及體內(nèi)氮磷含量Table 1 Biomass and nitrogen and phosphorus contents of two aquatic macrophytes (Eichhornia crassipes and Hydrilla verticillata)

對(duì)照組pH值從試驗(yàn)開(kāi)始的9.0緩慢上升至試驗(yàn)結(jié)束時(shí)的 10.2;而在水葫蘆種養(yǎng)后,水體 pH值從試驗(yàn)初始的9逐步下降至7.7,約20d后趨于穩(wěn)定,但當(dāng)水葫蘆采收后,水體 pH值出現(xiàn)一定的反彈,達(dá) 9.8;在輪葉黑藻種植后,水體 pH 值在試驗(yàn)前15d內(nèi)由9迅速上升至10.1,后趨于穩(wěn)定,當(dāng)其采收后,pH值出現(xiàn)一定程度的下降(圖 2b).pH值在水生植物種養(yǎng)期間表現(xiàn)為:輪葉黑藻處理組＞對(duì)照組＞水葫蘆處理組(P＜0.05),而在水生植物收獲后,水體 pH值基本能恢復(fù)到對(duì)照水平(P＞0.05) (圖 2b).

圖2 試驗(yàn)過(guò)程中水體溶解氧及pH值的變化Fig.2 Changes of dissolved oxygen (DO) and pH in the water during the experiments

2.4 水體EC及Eh變化

對(duì)照組EC先上升后下降并趨于穩(wěn)定(圖3a).水葫蘆處理組EC在試驗(yàn)初始(7月9日至8月8日),與對(duì)照組基本一致,之后(8月8日至9月10日)顯著性高于對(duì)照組(P＜0.05),在水葫蘆收獲后,水體EC迅速下降(圖3a).輪葉黑藻處理組EC在試驗(yàn)的前 10d迅速下降,之后有所回升并趨于穩(wěn)定,采收后,其水體電導(dǎo)率略有上升(P＞0.05)(圖3a).統(tǒng)計(jì)分析表明,在水生植物種養(yǎng)期,輪葉黑藻處理組水體EC顯著性低于對(duì)照組和水葫蘆處理組(P＜0.05),而在水生植物收獲后,水葫蘆處理組顯著性低于輪葉黑藻處理組(P＜0.05) (圖3a).

在水生植物種養(yǎng)期,對(duì)照組及處理組水體Eh均出現(xiàn)一定的波動(dòng)(圖 3b).輪葉黑藻處理組水體Eh略低于對(duì)照組(P＞0.05),但顯著性低于水葫蘆處理組(P＜0.05);水葫蘆處理組Eh顯著性高于對(duì)照組(P＜0.05) (圖3b).當(dāng)水生植物收獲后,處理組Eh基本恢復(fù)到對(duì)照組水平(圖3b).

圖3 試驗(yàn)過(guò)程中水體電導(dǎo)率及氧化還原電位的變化Fig.3 Changes of conductivity (EC) and redox potential(Eh) in the water during the experiments

2.5 水體TN及TP變化

模擬系統(tǒng)水體中,TN、TP的變化如圖4所示.對(duì)照組TN濃度變化幅度為1.85～2.38mg/L,表現(xiàn)為先緩慢下降,后趨于平穩(wěn),最后緩慢上升的趨勢(shì).水葫蘆處理組TN濃度從試驗(yàn)初始的2.23 mg/L逐步下降至8月13日的1.25mg/L,后小幅波動(dòng)變化.輪葉黑藻處理組TN在試驗(yàn)初始迅速下降,由7月9日的2.23mg/L迅速下降至7月14日的1.52mg/L,之后下降速率變緩;至8月21日之后,水體TN緩慢回升.統(tǒng)計(jì)分析發(fā)現(xiàn),水生植物處理組水體TN顯著性低于對(duì)照組(P＜0.05),在試驗(yàn)初始的前30d內(nèi),輪葉黑藻對(duì)水體TN的凈化效果顯著性高于水葫蘆,而在35d之后,其凈化效果與前30d相反(P＜0.05).對(duì)照組、水葫蘆處理組和輪葉黑藻處理組 TN的最低濃度分別出現(xiàn)在 7月29日、9月28日(采收時(shí))和 7月 29日,分別為1.84,1.04,1.32mg/L,較試驗(yàn)初始分別下降17.4%、53.4%和 40.8%(圖 4a).在水生植物采收后,水體TN基本穩(wěn)定在采收前的水平(圖4a).

圖4 試驗(yàn)過(guò)程中水體總氮及總磷的變化Fig.4 Changes of total nitrogen (TN) and total phosphorus (TP) in the water during the experiments

水體TP變化規(guī)律與TN類似(圖4b).對(duì)照組TP由7月9日的0.21mg/L緩慢波動(dòng)下降至8月13日的 0.19mg/L,后逐步上升至 9月 10日的0.25mg/L,之后趨于穩(wěn)定;水葫蘆處理組 TP從試驗(yàn)開(kāi)始的 0.21mg/L逐步下降至 8月 21日的0.09mg/L,后略有回升并趨于穩(wěn)定;輪葉黑藻處理組TP由7月9日的0.21mg/L迅速下降至7月14日的0.15mg/L,之后下降速率變緩;至8月13日之后,水體TP緩慢回升.統(tǒng)計(jì)分析發(fā)現(xiàn),水生植物處理組水體TP顯著性低于對(duì)照組(P＜0.05),在試驗(yàn)前20d內(nèi),輪葉黑藻對(duì)水體TP的凈化效果顯著性高于水葫蘆,而在35d之后,其凈化效果與前20d相反(P＜0.05).對(duì)照組、水葫蘆處理組和輪葉黑藻處理組TP的最低濃度分別出現(xiàn)在8月13日、8月 21日和 7月 29日,分別為 0.19,0.09,0.14mg/L,較試驗(yàn)初始分別下降 9.5%、57.2%和33.3%(圖4b).在水生植物采收后,水體TP基本穩(wěn)定在采收前的水平(圖4b).

2.6 水體Chl-a的變化

模擬水體Chl-a的變化趨勢(shì)如圖5所示.對(duì)照組水體Chl-a濃度在22.1～40.5μg/L范圍波動(dòng).水葫蘆處理組在試驗(yàn)初始階段(7月9日～8月3日),水體Chl-a含量出現(xiàn)一定的波動(dòng),隨后由8月3日的30.7μg/L迅速下降至8月8日的1.8μg/L,之后基本穩(wěn)定在較低的水平;輪葉黑藻處理組Chl-a濃度由7月9日的33.7μg/L逐步下降至8月3日的1μg/L,后緩慢上升.統(tǒng)計(jì)分析發(fā)現(xiàn),輪葉黑藻處理組在整個(gè)試驗(yàn)周期內(nèi)其 Chl-a含量均顯著性低于對(duì)照組(P＜0.05);水葫蘆處理組在前25d內(nèi),其 Chl-a濃度僅略低于對(duì)照組(P＞0.05),在 30d后其水體 Chl-a濃度顯著性低于對(duì)照組(P＜0.05).在試驗(yàn)初始的前 25d內(nèi),輪葉黑藻對(duì)水體Chl-a的凈化效率顯著性高于水葫蘆,而在3d之后,其凈化效果與前 20d相反(P＜0.05).當(dāng)水生植物采收后約 50d內(nèi),水葫蘆處理組水體 Chl-a含量基本穩(wěn)定在采收前的低水平,而輪葉黑藻處理組水體Chl-a含量較采收時(shí)有所上升(圖5).

圖5 試驗(yàn)過(guò)程中水體葉綠素a濃度變化Fig.5 Concentrations of chlorophyll-a (Chl-a) in the water during the experiments

3 討論

在試驗(yàn)初始,水葫蘆體內(nèi)氮磷含量明顯高于采收期,可能暗示水葫蘆積累氮磷量與水體氮磷含量密切相關(guān).在試驗(yàn)初始,水葫蘆采集于水體氮磷濃度高的西壩河(TN 8.45mg/L,TP 0.76mg/L),而在采收時(shí)期,模擬系統(tǒng)的氮磷含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于西壩河水體.而輪葉黑藻僅氮的濃度在采收期明顯低于試驗(yàn)初始,這一方面可能是由于輪葉黑藻初始采集于相對(duì)污染低的草海水體,另一方面是由于輪葉黑藻直接與底泥接觸,能直接吸收底泥中營(yíng)養(yǎng)鹽,而底泥中營(yíng)養(yǎng)鹽濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于水體的緣故.本研究表明,水葫蘆同化吸收水體氮磷的量顯著性高于輪葉黑藻.關(guān)于植物對(duì)水體氮磷的攝取量,不同植物間存在明顯的差異.盧少勇等[16-17]的研究表明,浮水植物(如水葫蘆)對(duì)氮磷的吸收能力遠(yuǎn)高于沉水植物.試驗(yàn)系統(tǒng)中,初始水體氮磷濃度分別為2.23和0.21mg/L,水體體積為350L,那么水體共含氮磷分別0.78和0.073g.而本研究發(fā)現(xiàn),在試驗(yàn)系統(tǒng)中水葫蘆吸收同化作用帶走系統(tǒng)中氮磷分別為3.64g和0.54g,而輪葉黑藻的吸收同化作用帶走系統(tǒng)中氮磷分別為1.74g和0.46g,說(shuō)明水生植物同化吸收的營(yíng)養(yǎng)鹽有相當(dāng)一部分來(lái)自于底泥.

本研究發(fā)現(xiàn),水葫蘆能顯著降低水體 DO及pH值(圖2).水葫蘆能降低水體DO和pH值已經(jīng)被廣泛證實(shí)[18-20].水體 DO受水體初級(jí)生產(chǎn)者光合作用放氧、大氣復(fù)氧及水體有機(jī)物分解耗氧的影響.水葫蘆的存在一方面阻礙了水體初級(jí)生產(chǎn)者對(duì)水體光能的利用從而減少了水體初級(jí)生產(chǎn)者的光合放氧[21];另一方面由于水葫蘆的覆蓋而阻斷了大氣向水體復(fù)氧[22];此外,水葫蘆根系的呼吸作用需要消耗水體的DO.pH值的降低的原因可能是:水葫蘆抑制了藻類的生長(zhǎng)從而阻止了水體初級(jí)生產(chǎn)者對(duì)水體CO2的吸收利用;水葫蘆根系及水生動(dòng)物呼吸作用產(chǎn)生 CO2;一些有機(jī)物在水葫蘆根際的分解產(chǎn)生大量的有機(jī)酸等.在水葫蘆生長(zhǎng)到一定時(shí)期,水體 pH值基本穩(wěn)定在 8左右,其原因可能是由于水中的酸堿緩沖體系發(fā)揮了調(diào)節(jié)功能[23].輪葉黑藻處理組和對(duì)照組水體DO間不存在顯著性差異,這是處理組中的輪葉黑藻與對(duì)照組中的藍(lán)藻均能在水體中進(jìn)行光合作用釋放氧氣的緣故.沉水植物能顯著提高水體的 pH 值,與文獻(xiàn)[11,24]報(bào)道一致,可能是沉水植物的光合作用消耗水中的CO2緣故[25].

水體電導(dǎo)率(EC)反應(yīng)了水體離子強(qiáng)度,水體不同形態(tài)營(yíng)養(yǎng)鹽離子、金屬離子等均影響著水體的 EC.本研究發(fā)現(xiàn),水葫蘆能一定程度的提高水體的 EC,而輪葉黑藻能降低水體電導(dǎo)率.吳振斌等[23]在鳳眼蓮凈化燕山石油化工廢水的靜態(tài)試驗(yàn)中研究發(fā)現(xiàn),試驗(yàn)結(jié)束時(shí),水葫蘆凈化池中的EC較試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)略有升高.本文的結(jié)論與吳振斌等[23]的研究一致,其可能是由于水葫蘆在生長(zhǎng)過(guò)程中其根系會(huì)分泌出各種有機(jī)酸和其他化感物質(zhì),以及水葫蘆的生長(zhǎng)過(guò)程中,其根系能釋放CO2的緣故.與先前的研究一致[25-26],本研究也發(fā)現(xiàn)沉水植物能顯著性降低水體的 EC,表明輪葉黑藻能降低水體的離子濃度,這可能是由于:植物對(duì)水體營(yíng)養(yǎng)鹽的吸收及吸附水體懸浮物所致[25];沉水植物組較高的pH值使水體一些金屬離子發(fā)生沉淀作用.

Eh 是水體多種氧化物質(zhì)與還原物質(zhì)發(fā)生氧化還原反應(yīng)的綜合結(jié)果,它雖然不能直接反應(yīng)某種氧化物質(zhì)與還原物質(zhì)濃度的指標(biāo),但有助于了解水體的電化學(xué)特征,分析水體的性質(zhì).先前關(guān)于水生植物對(duì)水體底泥Eh的影響廣泛受到人們的關(guān)注[27-29],而關(guān)于水生植物對(duì)水體Eh的影響報(bào)道甚少.賀鋒等[26]通過(guò)對(duì)東湖圍隔中菹草對(duì)水體的影響研究,發(fā)現(xiàn)其能顯著性降低水體的 Eh值,但其并未對(duì)其原理做詳細(xì)解釋.水體的 Eh主要受DO、pH值及溫度的影響,一般來(lái)說(shuō),DO越高、pH值越低及溫度越低,水體的 Eh越高[30].本研究中,雖然沉水植物處理組水體DO較對(duì)照組未見(jiàn)顯著性增加,但pH值較對(duì)照組顯著性增加,故其Eh值低于對(duì)照組;而水葫蘆處理組可能是由于pH值降低所改變引起的Eh增加效應(yīng)大于DO降低所引起的Eh值降低效應(yīng).伊軍等[31]建議在不含任何有毒有害物質(zhì)的情況下,將Eh值＜200mV的水體作為健康飲用水標(biāo)準(zhǔn).本研究 2種水生植物處理的富營(yíng)養(yǎng)化水體其Eh值均低于120mV(圖3b).

本模擬實(shí)驗(yàn)中,在種養(yǎng)相同生物量的情況下,試驗(yàn)初期,輪葉黑藻對(duì)水體 TN、TP及 Chl-a消減效果優(yōu)于水葫蘆(圖4,圖5),而從長(zhǎng)期的削減效率來(lái)看,水葫蘆處理組要優(yōu)于輪葉黑藻處理組.這可能是由于 2種植物本身的生理特性存在一定的差異所致.沉水植物整個(gè)株體均在水體中,而水葫蘆僅根在水面以下,試驗(yàn)初期在相同生物量的情況下,沉水植物對(duì)水體發(fā)生作用的有效生物量大;而到了試驗(yàn)后期,由于水葫蘆生長(zhǎng)速度遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過(guò)輪葉黑藻,導(dǎo)致水葫蘆處理組對(duì)水體氮磷去除效果要優(yōu)于輪葉黑藻.本研究發(fā)現(xiàn),由于水葫蘆處理組水體氮磷濃度穩(wěn)定在較輪葉黑藻處理組低的水平,藻類生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)鹽較少,水體 Chl-a濃度未見(jiàn)上升,而輪葉黑藻處理組 Chl-a濃度較采收前有所上升(圖5).這從一定意義上說(shuō)明水葫蘆對(duì)于富營(yíng)養(yǎng)化湖泊水體修復(fù)、藍(lán)藻水華的控制具有重要的意義.

在實(shí)際的湖泊污染治理中,漂浮植物(如水葫蘆)由于其覆蓋水面生長(zhǎng),能降低水體 DO,并且阻擋光照,可能會(huì)對(duì)水體生態(tài)系統(tǒng)帶來(lái)不利影響[32];而沉水植物在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中易受到湖泊水文條件(如水深)的影響,且易受到水體動(dòng)物的破壞(如龍蝦的撕咬).在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中,由于附著藻類常常對(duì)沉水植物生長(zhǎng)造成不利影響,湖泊中大范圍的沉水植物恢復(fù)還鮮有先例[33].因此,單獨(dú)依靠其中一種方法治理湖泊富營(yíng)養(yǎng)化難以達(dá)到良好的效果.由于沉水植物的光合放氧能一定程度上彌補(bǔ)漂浮植物的耗氧;漂浮植物不受水深限制,而沉水植物適宜透明度高的淺水地帶;漂浮植物能高效抑制藻類生長(zhǎng),根系吸附顆粒物,能為沉水植物提供高透明度,對(duì)減少沉水植物表面的附著生物提供有利條件.基于此,筆者提出結(jié)合漂浮植物與沉水植物,在湖岸淺水地帶種植沉水植物,在遠(yuǎn)離岸邊的深水區(qū)和低透明度區(qū)種植漂浮植物,充分發(fā)揮各自的優(yōu)勢(shì)而達(dá)到湖泊治理的目的.

4 結(jié)論

4.1 水葫蘆能降低水體 DO、pH 值,增加水體EC、Eh等指標(biāo),而輪葉黑藻則與水葫蘆相反.

4.2 水葫蘆和輪葉黑藻均能顯著低降低水體的氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽濃度及葉綠素含量.相同初始種養(yǎng)量的情況下,試驗(yàn)初期輪葉黑藻對(duì)降低水體氮磷及葉綠素濃度效果優(yōu)于水葫蘆,但長(zhǎng)期來(lái)看,水葫蘆對(duì)水體氮磷及葉綠素的去除效果優(yōu)于輪葉黑藻.

4.3 在水生植物采收后約50d內(nèi)(9月28日～11月 18日),水體氮磷濃度能基本維持在水生植物采收前的水平.

4.4 漂浮植物與沉水植物結(jié)合的方式可能是恢復(fù)治理富營(yíng)養(yǎng)化湖泊的可行途徑.

[1]Chorus I, Bartram J.Toxic cyanobacteria in water: a guide to their public health consequences, monitoring, and management[M].London: E and FN Spon, 1999,416.

[2]黃漪平,范成新,濮培民,等.太湖水環(huán)境及其污染控制 [M].北京:科學(xué)出版社, 2001.

[3]成小英,王國(guó)祥,濮培民,等.冬季富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中水生植物的恢復(fù)及凈化作用 [J].湖泊科學(xué), 2002,14(2):139-144.

[4]Rodriguez-Gallego L, Mazzeo N, Gorga J, et al.The effects of an artif i cial wetland dominated by free-f l oating plants on the restoration of a subtropical, hypertrophic lake [J].Lakes and Reservoirs: Research and Management, 2004,9:203-215.

[5]柴 夏,劉從玉,謝 超,等.生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)與構(gòu)建過(guò)程中的水生植物品種選擇——以惠州西湖生態(tài)系統(tǒng)的修復(fù)與構(gòu)建工程為例 [J].污染防治技術(shù), 2008,21(2):18-21.

[6]Sun L, Liu Y, Jin H.Nitrogen removal from polluted river by enhanced floating bed grown canna [J].Ecological Engineering,2009,35:135-140.

[7]Lu Q, He Z L, Graetz D A, et al.Phytoremediation to remove nutrients and improve eutrophic stormwaters using water lettuce(Pistia stratiotes L.) [J].Environmental Science and Pollution Research, 2010,17:84-96.

[8]Jayaweera M, Kasturiarachchi J.Removal of nitrogen and phosphorus from industrial wastewaters by phytoremediation using water hyacinth (Eichhornia crassipes (Mart.) Solms) [J].Water Science and Technology,2004,50:217-225.

[9]Chunkao K, Nimpee C, Duangmal K.The King's initiatives using water hyacinth to remove heavy metals and plant nutrients from wastewater through Bueng Makkasan in Bangkok, Thailand [J].Ecological Engineering, 2012,39:40-52.

[10]王 智,張志勇,張君倩,等.水葫蘆修復(fù)富營(yíng)養(yǎng)化湖泊水體區(qū)域內(nèi)外底棲動(dòng)物群落特征 [J].中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2012,32(1):142-149.

[11]吳 娟,吳振斌,成水平.黑藻對(duì)水體和沉積物理化性質(zhì)的改善和營(yíng)養(yǎng)元素的去除作用 [J].水生生物學(xué)報(bào), 2009,33:589-595.

[12]劉從玉,劉平平,劉正文,等.沉水植物在生態(tài)修復(fù)和水質(zhì)改善中的作用——以惠州南湖生態(tài)系統(tǒng)的修復(fù)與構(gòu)建(中試)工程為例 [J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008,36:2908-2910.

[13]張志勇,劉海琴,嚴(yán)少華,等.水葫蘆去除不同富營(yíng)養(yǎng)化水體中氮,磷能力的比較 [J].江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2009,25:1039-1046.

[14]張麗彬,王啟山,徐新惠,等.乙醇法測(cè)定浮游植物葉綠素 a含量的討論 [J].中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè), 2009,24:9-10.

[15]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析 [M].北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000.

[16]盧少勇,金相燦,余 剛.人工濕地氮去除機(jī)理 [J].生態(tài)學(xué)報(bào),2006,26:2670-2677.

[17]盧少勇,金相燦,余 剛.人工濕地磷去除機(jī)理 [J].生態(tài)環(huán)境,2006,15:391-396.

[18]Giraldo E, Garzon A.The potential for water hyacinth to improve the quality of Bogota River water in the Mu?a Reservoir:comparison with the performance of waste stabilization ponds [J].Water Science and Technology, 2002,42:103-110.

[19]Rommens W, Maes J, Dekeza N, et al.The impact of water hyacinth (Eichhornia crassipes) in a eutrophic subtropical impoundment (Lake Chivero, Zimbabwe).I.Water quality [J].Archiv.of Hydrobiologie, 2003,158:373-388.

[20]蔡雷鳴.福建閩江水口庫(kù)區(qū)飄浮植物覆蓋對(duì)水體環(huán)境的影響[J].湖泊科學(xué), 2006,18:250-254.

[21]Meerhoff M, Mazzeo N, Moss B, et al.The structuring role of free-floating versus submerged plants in a subtropical shallow lake [J].Aquatic Ecology, 2003,37:377-391.

[22]Hunt R, Christensen I.Understanding dissolved oxygen in streams: Information kit [M].CRC Sugar, 2000.

[23]吳振斌,丘昌強(qiáng),王德銘.鳳眼蓮凈化燕山石油化工廢水的研究Ⅱ.靜態(tài)凈化試驗(yàn) [J].水生生物學(xué)報(bào), 1987,11:299-309.

[24]趙聯(lián)芳,朱 偉,莫妙興.沉水植物對(duì)水體pH值的影響及其脫氮作用 [J].水資源保護(hù), 2009,24:64-67.

[25]王傳海,李寬意,文明章,等.苦草對(duì)水中環(huán)境因子影響的日變化特征 [J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007,26:798-800.

[26]賀 鋒,吳振斌,邱東茹.東湖圍隔中菹草與藻類生化他感作用的初步研究 [J].水生生物學(xué)報(bào), 2002,26:421-424.

[27]王震宇,溫勝芳,邢寶山,等.4種水生植物根際磷素耗竭效應(yīng)的比較 [J].環(huán)境科學(xué), 2008,29:2475-2480.

[28]Boros G, S?ndergaard M, Takács P, et al.Influence of submerged macrophytes, temperature, and nutrient loading on the development of redox potential around the sediment–water interface in lakes [J].Hydrobiologia, 2011,665:117-127.

[29]Freeman CW, Urban R A.Sediment oxidation capabilities of four submersed aquatic macrophytes [J].Journal of Freshwater Ecology, 2012,27:259-271.

[30]徐華成,徐曉軍,王 凱,等.飲用水氧化還原電位的影響因素分析 [J].蘇州科技學(xué)院學(xué)報(bào): 工程技術(shù)版, 2007,20:63-64.

[31]尹 軍,劉 志.飲用水 ORP的健康意義及影響因素探討 [J].中國(guó)給水排水, 2005,21:25-28.

[32]Villamagna A, Murphy B.Ecological and socio-economic impacts of invasive water hyacinth (Eichhornia crassipes): a review [J].Freshwater Biology, 2010,55:282-298.

[33]秦伯強(qiáng),許 海,董百麗.富營(yíng)養(yǎng)化湖泊治理的理論與實(shí)踐 [M].北京:高等教育出版社, 2011.