西湖引水工程絮凝劑余鋁對(duì)菹草生長(zhǎng)及水質(zhì)的影響

張 玥徐 棟劉碧云曾 磊代志剛龔 成賀 鋒吳振斌

（1. 中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所， 淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 武漢 430072； 2. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)， 北京 100049；3. 湖北省長(zhǎng)江天鵝洲白鱀豚國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理處， 石首 434400）

西湖引水工程絮凝劑余鋁對(duì)菹草生長(zhǎng)及水質(zhì)的影響

張 玥1，2徐 棟1劉碧云1曾 磊1，2代志剛1龔 成3賀 鋒1吳振斌1

（1. 中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所， 淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 武漢 430072； 2. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)， 北京 100049；3. 湖北省長(zhǎng)江天鵝洲白鱀豚國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理處， 石首 434400）

為分析杭州西湖引水工程絮凝劑殘余鋁鹽對(duì)水質(zhì)和沉水植物的影響， 研究采用室外模擬試驗(yàn)， 考察了連續(xù)投加不同濃度梯度的明礬（KAlSO4·12H2O）絮凝劑對(duì)菹草（Potamogeton crispus）的生理影響和對(duì)水質(zhì)的影響。試驗(yàn)設(shè)置了4個(gè)處理: 對(duì)照組、低劑量組（350±50） μg/L、中劑量組（650±70） μg/L、高劑量組（1100±150） μg/ L。結(jié)果表明: （1）低、中劑量投加對(duì)水中鋁鹽含量無(wú)顯著影響， 高劑量投加導(dǎo)致水中鋁鹽含量顯著上升； （2）水中鋁鹽含量呈先升高后降低的趨勢(shì)， pH隨鋁鹽含量升高而降低， 總磷（TP）隨之有所下降， 各處理組水中總氮（TN）、浮游植物密度、濁度均明顯下降； （3）3個(gè)劑量組菹草各生化指標(biāo)較對(duì)照組幾乎無(wú)顯著變化， 試驗(yàn)濃度的鋁鹽投加對(duì)菹草的生長(zhǎng)沒(méi)有造成明顯損害， 在菹草耐受范圍內(nèi)， 建議在西湖引水工程入水口附近［水中鋁鹽含量約（250±50） μg/L］可選用菹草進(jìn)行植被恢復(fù)。

鋁鹽； 菹草； 引水工程； 絮凝劑； 明礬； 沉水植物

我國(guó)是一個(gè)多湖泊國(guó)家， 以淺水湖泊居多， 大多數(shù)湖泊都受到了不同程度的污染， 出現(xiàn)了水體富營(yíng)養(yǎng)化［1］。針對(duì)湖泊水體富營(yíng)養(yǎng)化， 一般有污染物攔截、底泥疏浚、生態(tài)引水和水生植物修復(fù)等治理措施［2］。生態(tài)引水工程是減少和稀釋湖泊水體營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的有效方法， 是湖泊重要的水源補(bǔ)充。美國(guó)的Green Lake［3］、Moses Lake［4］、國(guó)內(nèi)杭州西湖［5］、太湖［6］、玄武湖［7］等湖泊相繼開(kāi)展過(guò)引水工程， 均對(duì)水質(zhì)有一定程度的改善。然而引水工程也會(huì)有其局限性， 水源地水質(zhì)是影響湖泊水質(zhì)的關(guān)鍵因素［8］， 為了不給換水湖泊帶來(lái)二次污染， 常會(huì)對(duì)原水進(jìn)行絮凝沉淀的預(yù)處理， 主要使用的絮凝劑為鋁鹽［9］。

引江濟(jì)湖是一種減輕富營(yíng)養(yǎng)化見(jiàn)效較快的修復(fù)措施， 但對(duì)湖泊的水質(zhì)和沉水植物的生長(zhǎng)可能會(huì)有影響。在杭州西湖， 觀(guān)察到引水工程湖區(qū)沉水植物體表密被附著物， 尤其是入水口附近， 整個(gè)植株被附著物完全包裹， 嚴(yán)重影響了沉水植物的正常生長(zhǎng)和觀(guān)感， 這一現(xiàn)象與引水工程常年的鋁鹽輸入有密切的關(guān)系。國(guó)內(nèi)外有很多學(xué)者研究了利用鋁鹽處理污染湖泊控制富營(yíng)養(yǎng)化及其對(duì)湖泊生境的改變［10，11］， 多為較高濃度處理； 而針對(duì)引水工程中較低濃度連續(xù)輸入絮凝劑殘余鋁鹽對(duì)湖泊水質(zhì)和沉水植物的影響， 相關(guān)研究還較少。菹草（Potamogeton crispus）是少數(shù)秋季發(fā)芽、越冬生長(zhǎng)的典型沉水植物， 在其他沉水植物休眠衰亡、湖水水質(zhì)較差的冬季起到了凈化水質(zhì)的重要作用， 對(duì)沉水植物的季節(jié)性互補(bǔ)十分重要［12］， 是西湖沉水植被恢復(fù)工作中的重要品種。因此， 本文在西湖引水工程背景下，以菹草為研究對(duì)象， 初步探討了連續(xù)輸入的殘余鋁鹽對(duì)菹草的生理影響及對(duì)水質(zhì)的影響， 以期為沉水植物恢復(fù)工作提供科學(xué)的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料來(lái)源及處理方法

2013年12月下旬， 從西湖淺水處采集菹草石芽種植在陶缸中， 培養(yǎng)備用， 所用底泥為西湖底泥。2014年3月對(duì)菹草進(jìn)行移栽、培養(yǎng)， 試驗(yàn)時(shí)菹草處于旺盛生長(zhǎng)期。試驗(yàn)用水采自西湖， 與自來(lái)水1∶1混合， 以減小初始鋁鹽濃度。底泥采自西湖，TN、TP含量分別為2.37 g/kg、3.91 g/kg， 有機(jī)質(zhì)含量為10.58%， Al2O3含量為10.80%， pH為7.27。取玉皇山預(yù)處理廠(chǎng)（西湖引水工程預(yù)處理水廠(chǎng)）進(jìn)水， 通過(guò)稀釋使每次的初始濁度相近（約15.00 NTU）。根據(jù)對(duì)玉皇山水廠(chǎng)出水的監(jiān)測(cè)， 出水鋁鹽濃度約（250±50） μg/L， 試驗(yàn)濃度以此為參照。取稀釋后的10 L水， 分別投加0.05（低劑量組）、0.15（中劑量組）、0.45（高劑量組）g明礬， 600 r/min攪拌1min，250 r/min攪拌25min， 靜置30min， 取上清液作為絮凝余鋁投加液。投加液中鋁鹽濃度約為低劑量組（350±50） μg/L、中劑量組（650±70） μg/L、高劑量組（1100±150） μg/L， 在試驗(yàn)進(jìn)行時(shí)即時(shí)投加。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)裝置為體積10 L的聚乙烯桶， 每個(gè)桶在底部鋪約5 cm厚底泥， 底泥上鋪1 cm沙以減少底泥的懸浮， 加入7.50 L試驗(yàn)用水， 移栽生長(zhǎng)狀況良好、葉片完整、株長(zhǎng)及濕重基本一致的菹草4株［株長(zhǎng)約（35.32±5.04） cm， 濕重約（0.76±0.22） g， 根長(zhǎng)約（12.80±3.16） cm］。

設(shè)置1個(gè)對(duì)照組（CK）和3個(gè)試驗(yàn)組（A、B、C）:低、中、高劑量組， 每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。參考西湖每天引水量約為西湖總儲(chǔ)水量的1/30， 本試驗(yàn)中每天絮凝余鋁投加液投加量為試驗(yàn)用水（7500 mL）的1/30， 即250 mL。投加前取相同體積的水樣用于水質(zhì)測(cè)定。試驗(yàn)期約21d。

1.3 分析方法

水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定 用BZ-1Z便攜式濁度儀測(cè)定濁度、Hach-HQ40d便攜式水質(zhì)分析儀測(cè)定pH?？偟?、總磷、鋁鹽等指標(biāo)分別采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法（GB11894—89）、過(guò)硫酸鉀消解鉬酸銨分光光度法（GB11893—89）、鉻天青S分光光度法（GB/T5750.6—2006）。浮游植物密度以葉綠素a （Chl.a）計(jì)， 采用GF/C膜過(guò)濾后以95%丙酮萃取，分光光度法測(cè)定。

菹草生化指標(biāo)測(cè)定 試驗(yàn)結(jié)束時(shí)測(cè)定菹草株長(zhǎng)、濕重、根長(zhǎng)， 并采集葉片洗凈混勻后測(cè)定葉綠素含量、可溶性蛋白含量、過(guò)氧化物酶（POD）活性、游離脯氨酸含量等指標(biāo)。葉綠素采用丙酮萃取分光光度法、可溶性蛋白采用考馬斯亮藍(lán)G-250染色法、POD采用愈創(chuàng)木酚法［13］、游離脯氨酸采用酸性茚三酮法［14］。

1.4 數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析

利用SPSS13.0統(tǒng)計(jì)軟件中的One-Way ANOVA法進(jìn)行多重比較方差分析。并用不同字母表示處理之間的差異顯著性水平（P＜0.05）。

2 結(jié)果

2.1 不同處理對(duì)水質(zhì)的影響

隨著時(shí)間的變化， TN、浮游植物密度均明顯下降（圖 1）， TN由最初的約1.41—2.16 mg/L降至0.80 mg/L左右， 降低率為39.07%—69.77%， 浮游植物密度由25—45 μg/L降低至2—15 μg/L， 降低率為41.55%—92.40%， 但各處理組同對(duì)照組比較無(wú)顯著性差異（P＞0.05）。TP隨時(shí)間有一定起伏變化， 整體有所下降， 降低率為9.72%—61.90%。

各組pH變化趨勢(shì)相似（圖 2）， 在第13天時(shí)有所下降， 隨后略有回升， 均在堿性范圍。各處理組濁度整體都有降低， 在前10天略有波動(dòng)， 之后明顯降低， 降低程度達(dá)46.26%—89.64%。水中鋁鹽濃度隨著時(shí)間變化和外界投加呈先升高后降低的趨勢(shì)， 在第13天時(shí)達(dá)到頂點(diǎn)， 達(dá)469.23 μg/L， 隨后有所降低，各處理組變化趨勢(shì)相似， 高劑量組與其他組均達(dá)到極顯著差異（P＜0.01）。

圖 1 不同處理組TN、TP、浮游植物密度變化的比較Fig. 1 The concentrations of TN， TP and phytoplankton den- sity in different treatment groups

圖 2 不同處理組pH、濁度、鋁鹽變化的比較Fig. 2 The pH， turbidity and concentration of aluminum salt in different treatment groups

2.2 不同處理對(duì)菹草生長(zhǎng)的影響

經(jīng)觀(guān)察及測(cè)定， 4組菹草生長(zhǎng)情況相似， 株長(zhǎng)、濕重及根長(zhǎng)相近［株長(zhǎng)約（47.12±7.75） cm， 濕重約（2.04±0.81） g， 根長(zhǎng)約（14.63±5.06） cm］， 無(wú)明顯差異。在試驗(yàn)過(guò)程中僅觀(guān)察到植株葉表有少量附著物， 遠(yuǎn)遠(yuǎn)沒(méi)有達(dá)到西湖某些湖區(qū)沉水植物表面附著物的量。3種濃度殘余鋁鹽處理使菹草葉綠素含量均有增加（圖 3）， 分別增加了2.63%、19.21%和5.90%， 中劑量組與對(duì)照組比較葉綠素含量顯著增高（P＜0.05）。中劑量組可溶性蛋白含量是對(duì)照組的1.45倍， 差異顯著， 高劑量組也達(dá)到了顯著性差異（P＜0.05）。試驗(yàn)組與對(duì)照相比POD活性較為接近，相差僅0.76%—13.49%， 均無(wú)顯著性降低， 沒(méi)有明顯變化。試驗(yàn)組較對(duì)照組游離脯氨酸含量都略有升高， 但并無(wú)顯著性差異。

3 討論

3.1 絮凝劑殘余鋁鹽對(duì)水質(zhì)的影響

投加鋁鹽300—1100 μg/L， TN、浮游植物密度、濁度均明顯下降， TP有所降低。姬婭嬋等［15］研究不同濃度鋁鹽（明礬）凈水效果及對(duì)沉水植物苦草（Vallisneria natans）生長(zhǎng)的影響， 發(fā)現(xiàn)鋁鹽低劑量使用能夠降低水體氮、磷和浮游植物的濃度， 抑制藻類(lèi)的生長(zhǎng)繁殖， 改善水質(zhì)， 降低濁度， 與本試驗(yàn)結(jié)論有相似之處。低、中劑量鋁鹽的投加對(duì)水中鋁鹽含量的影響不明顯， 投加量達(dá)到高劑量時(shí)， 水中鋁鹽含量顯著升高。鋁鹽濃度隨連續(xù)投加表現(xiàn)為先升高后下降， 13d 時(shí)鋁鹽含量達(dá)到頂峰， 之后開(kāi)始下降， 一方面可能跟沉水植物的吸收利用有關(guān)， 另一方面， 鋁鹽與水中微粒發(fā)生反應(yīng)， 可能會(huì)與磷酸鹽等結(jié)合生成AlPO4或Ca-Fe-Al磷酸鹽沉淀［15］。在鋁鹽升高時(shí)， 水解作用加強(qiáng)， 對(duì)應(yīng)pH有小幅度降低， 這與Malecki-Brown等［16］的研究結(jié)果一致， 鋁鹽的反復(fù)添加并沉淀積累在表層， 可能將可利用P固定在底質(zhì)間隙水中， 從而降低了水中P的濃度。

3.2 絮凝劑殘余鋁鹽對(duì)菹草的影響

鋁鹽的毒害主要取決于A(yíng)l3+的活性， 在酸性環(huán)境下易產(chǎn)生毒害， 鋁可與蛋白質(zhì)結(jié)合， 其也可與脂質(zhì)、糖類(lèi)、核酸等結(jié)合， 干擾植物細(xì)胞內(nèi)一些離子代謝， 影響各種生理生化過(guò)程正常進(jìn)行， 從而抑制植物的生長(zhǎng)［17］。試驗(yàn)水體一直處于堿性， 而西湖水體pH也處弱堿狀態(tài)（pH 8.0左右）， 使得Al3+不易于發(fā)揮其毒性。

圖 3 不同處理組菹草生化指標(biāo)的比較Fig. 3 The biochemical indicators of P. crispus in different treatment groups

3個(gè)試驗(yàn)組葉綠素含量較對(duì)照組略有升高， 葉綠素作為植物進(jìn)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強(qiáng)弱以及生產(chǎn)力， 可見(jiàn)鋁鹽對(duì)菹草光合作用的直接影響并不明顯。劉鵬等［18］研究發(fā)現(xiàn)牽牛（Pharbitis nil）等4種草本植物在低濃度鋁鹽處理下葉綠素含量均有所上升， 到中濃度處理葉綠素含量下降， 可能是低濃度鋁會(huì)維持細(xì)胞膜的穩(wěn)定性， 減少細(xì)胞內(nèi)的外滲物而對(duì)植物的生長(zhǎng)有利。

逆境脅迫可以誘導(dǎo)植物體內(nèi)產(chǎn)生大量的H2O2、·OH和等活性氧， 加劇植物細(xì)胞的膜脂過(guò)氧化， 從而破壞細(xì)胞內(nèi)的代謝活動(dòng)。植物的抗氧化和保護(hù)酶系統(tǒng)主要有超氧化物歧化酶（SOD）、過(guò)氧化物酶（POD）、過(guò)氧化氫酶（CAT）等。在逆境產(chǎn)生時(shí)， 抗氧化酶類(lèi)會(huì)升高， 用來(lái)清除增多的活性氧，而一旦逆境達(dá)到一定程度， 對(duì)植物體造成不可逆的傷害， 抗氧化酶類(lèi)又會(huì)降低［19］。試驗(yàn)的3個(gè)作用濃度對(duì)菹草POD活性幾乎無(wú)影響， 該濃度鋁鹽還不足以引起活性氧的劇增， 可見(jiàn)在菹草的耐受范圍內(nèi)。

脯氨酸是逆境下細(xì)胞質(zhì)的滲透調(diào)節(jié)物之一， 在重金屬脅迫下， 脯氨酸的積累取決于重金屬誘導(dǎo)植物體內(nèi)水分缺失的情況［20］， 植物通過(guò)增加體內(nèi)游離脯氨酸的含量， 降低細(xì)胞的水勢(shì)， 維持膨壓和水分吸收， 從而避免損害［21］。3個(gè)試驗(yàn)組菹草游離脯氨酸含量相比對(duì)照組略有增加， 可能是由于A(yíng)l增加了細(xì)胞膜的滲透性、誘導(dǎo)其水分缺失、抑制養(yǎng)分的吸收而引起養(yǎng)分不平衡造成的［22］， 但并沒(méi)有明顯積累， 說(shuō)明這種抑制作用并不顯著。在受到逆境脅迫時(shí)， 植物可能通過(guò)大量積累細(xì)胞可溶性蛋白提高其耐受性［23］， 可溶性蛋白含量與脯氨酸含量總體上有一定趨同性。馬劍敏等［24］研究發(fā)現(xiàn)低濃度的重金屬離子可造成沉水植物苦草可溶性蛋白質(zhì)含量的增加， 而后隨重金屬濃度的增加苦草可溶性蛋白質(zhì)含量則逐漸減小。中、高劑量組菹草可溶性蛋白升高， 可能是對(duì)環(huán)境的應(yīng)激性反應(yīng)， 面對(duì)Al3+濃度升高， 細(xì)胞中可溶性蛋白增加以降低細(xì)胞的滲透勢(shì)，提高植物的保水能力， 也可能在鋁誘導(dǎo)下生成了金屬結(jié)合蛋白， 以降低Al3+對(duì)細(xì)胞的毒性， 維持細(xì)胞的正常代謝活動(dòng)?？扇苄缘鞍卓赡苁禽喜菝鎸?duì)逆境反應(yīng)比較靈敏的物質(zhì)之一， 中、高劑量（650—1100 μg/ L）的外部投加對(duì)菹草略有不良影響， 但沒(méi)有造成毒害。當(dāng)鋁超過(guò)一定的濃度時(shí)， 才會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生毒害，此時(shí)蛋白質(zhì)濃度會(huì)降低［25］， 這一臨界值對(duì)不同的植物可能差異很大。

Malecki-Brown等［16］對(duì)中試規(guī)模的人工濕地進(jìn)行了3個(gè)月連續(xù)低濃度（可溶性Al3+終濃度約20 μg/ L）的鋁鹽投加， 發(fā)現(xiàn)外加鋁鹽對(duì)濕地挺水植物的生長(zhǎng)沒(méi)有影響， 對(duì)沉水植物金魚(yú)藻（Ceratophyllum demersum）略有不良影響， 猜測(cè)由于沉水植物直接從水中吸收營(yíng)養(yǎng)鹽和金屬離子， 對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽利用的抑制或者鋁毒害導(dǎo)致了沉水植物的損害， 而挺水植物主要通過(guò)底質(zhì)間隙水吸收營(yíng)養(yǎng)， 不易受到鋁鹽脅迫。金魚(yú)藻在多數(shù)情況下植株無(wú)根， 只有莖和葉， 一般懸浮在水中， 可能更容易被鋁鹽侵害； 而菹草主要靠石芽繁殖［12］， 根系比較發(fā)達(dá)， 在水中生長(zhǎng)一般扎根在底泥中， 水中鋁鹽可能對(duì)菹草的毒害作用比較輕微， 而底泥pH一般為中性偏堿， Al會(huì)生成聚合羥基形態(tài)或Al（OH）3固體， 對(duì)生物的毒性很小［17］。

試驗(yàn)?zāi)M是難以完全實(shí)現(xiàn)連續(xù)輸入的， 在基本排除了水力沖刷及底泥懸浮的影響因素的情況下，由于試驗(yàn)時(shí)間較短， 只觀(guān)察到輕微的附著現(xiàn)象， 可見(jiàn)僅僅低濃度鋁鹽短期內(nèi)對(duì)菹草的生長(zhǎng)并沒(méi)有直接毒害， 也不會(huì)造成大量的附著， 造成附著的原因可能是入水口附近水力沖刷絮體、底泥懸浮以及長(zhǎng)期累積的共同作用， 但鋁鹽仍有一定的貢獻(xiàn)。秦伯強(qiáng)等［26］研究發(fā)現(xiàn)高濃度的營(yíng)養(yǎng)鹽會(huì)促進(jìn)沉水植物表面附著物生物量的增加， 這些附著生物又會(huì)抑制沉水植物的光合作用， 使得水生植物在此環(huán)境中很難生長(zhǎng)或存活。西湖入水口附近沉水植物表面附著物的積累使得沉水植物光合作用受到抑制， 從而生長(zhǎng)受損， 甚至衰亡。

西湖引水工程入水鋁鹽含量約（250±50） μg/L，該濃度的輸入短期內(nèi)對(duì)菹草不會(huì)造成明顯損害， 在引水工程入水口附近， 選取根系發(fā)達(dá)的沉水植物，可能對(duì)入水口附近復(fù)雜的生境有更強(qiáng)的適應(yīng)性。菹草在冬、春季節(jié)生長(zhǎng)旺盛， 冬春季節(jié)在入水口附近可選種菹草； 而夏秋季節(jié)， 也有很多根系發(fā)達(dá)的沉水植物及挺水植物可以選擇， 如苦草、香蒲、鳶尾、燈心草等， 這些水生植物可能更適應(yīng)入水口附近復(fù)雜的環(huán)境， 還能減緩流速， 并為入水口營(yíng)造優(yōu)美的景觀(guān)。

4 結(jié)論與建議

試驗(yàn)過(guò)程中鋁鹽濃度表現(xiàn)為先升高后下降，低、中劑量投加對(duì)水中鋁鹽含量無(wú)顯著影響， 高劑量投加導(dǎo)致水中鋁鹽含量顯著上升； 各處理組水中TN、浮游植物密度和濁度均明顯下降； pH隨鋁鹽升高而降低， TP隨之有所下降； 3個(gè)劑量組菹草各生化指標(biāo)較對(duì)照組幾乎無(wú)顯著變化， 試驗(yàn)濃度的鋁鹽投加對(duì)菹草的生長(zhǎng)沒(méi)有造成明顯損害， 在菹草耐受范圍內(nèi)， 但植物表面附著物的積累會(huì)使沉水植物光合作用受到抑制。建議在杭州西湖引水工程入水口附近可選用菹草、苦草、香蒲、鳶尾等根系發(fā)達(dá)的水生植物進(jìn)行植被恢復(fù)。

就西湖而言， 引水工程的長(zhǎng)年運(yùn)行對(duì)其水體的影響是復(fù)雜的、不易預(yù)見(jiàn)的。長(zhǎng)期的引水沖刷、易懸浮的“香灰土”輕底質(zhì)與殘余的絮凝劑共同作用， 在入水口附近重新絮凝， 這些微小絮體加入到

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致謝：

感謝中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所張甬元先生對(duì)本文提出的寶貴意見(jiàn)和建議； 感謝國(guó)家水專(zhuān)項(xiàng)西湖課題西湖工作站的藺慶偉、張垚磊等同學(xué)在試驗(yàn)材料等方面提供的幫助與支持。

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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

國(guó)家自然科學(xué)基金（51208498）； 國(guó)家“十二五”水專(zhuān)項(xiàng)（2012ZX07101007-005）； 國(guó)家科技支撐計(jì)劃課題（2012BAJ21B03-04）； 湖北省自然科學(xué)基金青年基金（2014CFB282）資助 ［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）］

張玥（1990—）， 女， 湖北遠(yuǎn)安人； 碩士研究生； 主要從事污水生態(tài)修復(fù)研究。E-mail: lunezhang@126.com

徐棟， 副研究員； E-mail: xudong@ihb.ac.cn