不同水環(huán)境下苦草腐解對(duì)水質(zhì)的影響

藕 翔, 崔康平, 湯海燕, 付賢鐘

合肥工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院, 安徽 合肥 230009

不同水環(huán)境下苦草腐解對(duì)水質(zhì)的影響

藕 翔, 崔康平*, 湯海燕, 付賢鐘

合肥工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院, 安徽 合肥 230009

為探究沉水植物在不同水環(huán)境下的腐解對(duì)水質(zhì)的影響，在實(shí)驗(yàn)室條件下分別模擬不同生物量沉水植物苦草在高純水、上覆水及底泥懸浮液環(huán)境下的腐解過程及其對(duì)水體水質(zhì)的影響，并分別討論了N、P等含量在底泥和上覆水環(huán)境下的差異性. 結(jié)果表明：①隨著時(shí)間的推移，苦草腐解均會(huì)導(dǎo)致上覆水及底泥懸浮液中pH先降后升，ρ(DO)急劇降低. 在上覆水環(huán)境中，pH自7.8降至7.2，再增至8.7；與試驗(yàn)初期相比，ρ(DO)在第10天降低了56%. 在底泥懸浮液中，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在上覆水及底泥懸浮液中，苦草腐解以釋放有機(jī)氮為主，NH3-N次之；ρ(TP)在試驗(yàn)前期呈先升后降趨勢(shì)，但在試驗(yàn)中期底泥懸浮液環(huán)境中ρ(TP)則呈動(dòng)態(tài)平衡，約為1 mgL. ③不同生物量(0.1、0.2、0.4 gL)的苦草腐解后水環(huán)境中的營(yíng)養(yǎng)鹽含量有所不同，其中ρ(CODCr)、ρ(TP)與生物量呈正相關(guān)，在試驗(yàn)前期ρ(TN)、ρ(NO2--N)隨著峰值的增大而增大. 研究顯示，苦草腐解對(duì)兩種水環(huán)境的物化性質(zhì)有著相似的影響，而對(duì)其主要營(yíng)養(yǎng)鹽氮、磷形態(tài)的變化有著顯著性的差異.

苦草； 腐解； 底泥懸浮液； 上覆水； 營(yíng)養(yǎng)鹽

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

近年來，湖泊生態(tài)治理已成為環(huán)境修復(fù)的熱點(diǎn)，作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分和主要的初級(jí)生產(chǎn)者之一，沉水植物在湖泊生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)和能量循環(huán)充當(dāng)著不可或缺的角色. 沉水植物可有效去除水體中的氮磷等其他有機(jī)污染物，促進(jìn)水體改善環(huán)境，對(duì)整個(gè)水生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能有著決定性的影響[1- 4],恢復(fù)與重建沉水植物作為控制湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的重要途徑，在國(guó)內(nèi)外得到了廣泛應(yīng)用[5- 6]. 苦草(Vallisnerianatans)，又名扁擔(dān)草、面條草、水韭菜，廣泛分布于湖泊、河流等水域中，是我國(guó)最為常見的沉水植物之一[7]. 由于苦草具有較好的生態(tài)適應(yīng)性、較強(qiáng)的吸污能力和耐污性，而常被作為富營(yíng)養(yǎng)化水體植被恢復(fù)工程的主要選用品種[8].

當(dāng)前，以植物為主體的生態(tài)修復(fù)或者污水處理系統(tǒng)(如人工濕地系統(tǒng)、生物塘系統(tǒng)、前置系統(tǒng))對(duì)于水體的內(nèi)源和外源氮磷負(fù)荷的降低有重要的貢獻(xiàn)，并且在其腐解期可以將生長(zhǎng)時(shí)期時(shí)系統(tǒng)中的氮磷的“匯”轉(zhuǎn)變成氮磷的“源”[9- 10]. 如潘慧云等[11]在實(shí)驗(yàn)室模擬條件下研究了常見沉水植物苦草、金魚藻在自然衰亡中主要營(yíng)養(yǎng)鹽氮磷的釋放規(guī)律；盧少勇等[12]研究表明，不同植物在其衰亡期有著不同氮磷的釋放規(guī)律；張菊等[13]研究了徒駭河沉水植物腐爛對(duì)上覆水體中營(yíng)養(yǎng)鹽形態(tài)變化. 但是，國(guó)內(nèi)對(duì)于生態(tài)修復(fù)機(jī)理和過程的現(xiàn)狀研究大多數(shù)僅局限于單一水環(huán)境.

該研究在實(shí)驗(yàn)室模擬條件下，以苦草為研究對(duì)象，研究在高純水環(huán)境下不同生物量苦草腐解殘?bào)w的污染物釋放規(guī)律，以便確定最佳的沉水植物量及調(diào)控時(shí)機(jī)；對(duì)比相同的生物量苦草腐解在上覆水及底泥懸浮液環(huán)境下對(duì)水體水質(zhì)的影響，探究苦草腐解殘?bào)w對(duì)氮磷等其他污染物在水-沉積物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，以期對(duì)水體生態(tài)修復(fù)及沉水植物腐解殘?bào)w管理提供一定的科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料及預(yù)處理

試驗(yàn)用的沉水植物苦草采自斛兵塘. 在斛兵塘東、西、南、北四處表面約0.5 m以下采取等量湖水置于采樣桶中混合搖勻，以達(dá)均勻水質(zhì)目的，并將采取的斛兵塘苦草生長(zhǎng)區(qū)底泥進(jìn)行預(yù)處理，去除植物殘葉、垃圾、小石塊等，再加入適量高純水，按體積比1∶4 混合，激烈振蕩30 min后，取其上層相應(yīng)的底泥懸浮液[14]；并于湖表面浮萍較少、水質(zhì)穩(wěn)定處用撈網(wǎng)撈取適量苦草殘葉置于PE采樣袋中密封保存. 在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)對(duì)苦草進(jìn)行預(yù)處理，用自來水反復(fù)沖洗除去雜物，并用蒸餾水潤(rùn)洗，在通風(fēng)口處風(fēng)干，95 ℃殺青15 min，再于65 ℃烘干至恒質(zhì)量，將收集苦草殘?bào)w剪碎約1 cm長(zhǎng)置于密封袋中保存[15].

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

在室溫下，用尼龍網(wǎng)將不同質(zhì)量的苦草殘?bào)w碎片包裹后，置于1 L的燒杯中進(jìn)行腐解模擬試驗(yàn)，試驗(yàn)用水分別為高純水和上覆水. 試驗(yàn)分為七組：0.1 g/L殘?bào)w+高純水、0.2 g/L殘?bào)w+高純水、0.4 g/L殘?bào)w+高純水、0.2 g/L殘?bào)w+上覆水、0.2 g/L殘?bào)w+底泥懸浮液、上覆水、底泥懸浮液，每組設(shè)3個(gè)平行樣，底泥懸浮液組和上覆水組作為對(duì)照組. 系統(tǒng)穩(wěn)定后進(jìn)行測(cè)樣. 整個(gè)試驗(yàn)在相對(duì)避光條件下進(jìn)行，分別于第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天進(jìn)行采樣，每次取20 mL水樣測(cè)定ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(NH3-N)、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)、ρ(TP)、pH、ρ(DO)等，并補(bǔ)充適量的高純水或上覆水以保持整體水量，直至試驗(yàn)結(jié)束.1.3測(cè)定方法及數(shù)據(jù)處理

ρ(TN)采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定；ρ(NH3-N)采用水楊酸-次氯酸鹽光度法測(cè)定；ρ(NO3--N)采用酚二磺酸光度法測(cè)定；ρ(NO2--N)采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定；ρ(TP)采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定；pH采用pH計(jì)(pH 7110，Germany)測(cè)定；ρ(DO)采用便攜式溶解氧儀(HACH HQ30d, USA)測(cè)定；紫外全光譜掃描采用島津紫外可見分光光度計(jì)UV- 1750在全波長(zhǎng)190～1 100 nm處進(jìn)行測(cè)定；ρ(CODCr)采取重鉻酸鉀法測(cè)定. 采用SPSS 18.0以及Origin 9.0進(jìn)行數(shù)理統(tǒng)計(jì)與制圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 苦草腐解對(duì)上覆水及底泥懸浮液理化性質(zhì)的影響

圖1 上覆水及底泥懸浮液pH及ρ(DO)隨時(shí)間的變化Fig.1 Changes of dissolved oxygen and pH in different water environment with time

圖2 ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(NH3-N)、ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)隨時(shí)間的變化Fig.2 Changes of CODCr， TN， TP， NH3-N， NO2--N， NO3--N concentration in water with time

由圖1所示，試驗(yàn)周期內(nèi)，上覆水及底泥懸浮液組中的pH和ρ(DO)均變化不顯著，相對(duì)于對(duì)照組而言，0.2 g/L殘?bào)w+上覆水與0.2 g/L殘?bào)w+底泥懸浮液組pH與ρ(DO)均有顯著變化且變化趨勢(shì)大體一致，用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)法對(duì)對(duì)照組數(shù)據(jù)進(jìn)行分析可得兩組呈顯著性差異(T=4.535 5，P<0.05). 苦草腐解導(dǎo)致上覆水及底泥懸浮液的pH呈先降后升的趨勢(shì)，一般來說復(fù)雜的水生植物腐解過程可以分為3個(gè)階段[16- 18]：①水溶物質(zhì)的淋溶階段，主要是糖類、蛋白質(zhì)和一些礦物質(zhì)的分解與釋放；②微生物對(duì)上一階段產(chǎn)生的有機(jī)物的分解階段；③植物分解的抑制階段，主要是一些難溶的木質(zhì)素與纖維素積累阻礙了植物的分解. 因此，在試驗(yàn)初期水體pH下降主要是因?yàn)榭嗖菰诟獬跗跁?huì)分解出大量的有機(jī)物，該研究利用全光譜掃描儀在試驗(yàn)周期內(nèi)相同測(cè)定條件下鑒定苦草腐解有機(jī)物組分，通過比較未知物與標(biāo)準(zhǔn)物的紫外光譜圖，可推斷出這些有機(jī)物大多為帶有羧基、酚基和酮基等活性基團(tuán)的大分子有機(jī)酸類(如腐殖酸)；在試驗(yàn)初期，可發(fā)現(xiàn)在250～300 nm之間的光譜帶中具有一個(gè)強(qiáng)烈的吸收高峰出現(xiàn)在275 nm附近處，對(duì)照標(biāo)準(zhǔn)物蛋白質(zhì)光譜圖[19- 20]，可推斷出該物質(zhì)為類蛋白；隨著試驗(yàn)的進(jìn)行可以發(fā)現(xiàn)，該峰強(qiáng)度逐漸下降的同時(shí)也會(huì)在220 nm附近處形成一個(gè)吸收峰，根據(jù)對(duì)比并與文獻(xiàn)[21]綜合推斷，產(chǎn)生此吸收峰的物質(zhì)為含大量芳環(huán)的腐殖酸，并且苦草殘?bào)w在起始階段釋放的蛋白質(zhì)也會(huì)被微生物分解成氨基酸，而后由于氨基酸被分解，苦草腐解速率減緩導(dǎo)致水體酸度下降，水體pH上升.

苦草腐解初期，上覆水及底泥懸浮液中碳源充足，異養(yǎng)氧化菌等會(huì)首先利用水中氮源對(duì)自身進(jìn)行繁殖生長(zhǎng)，期間消耗大量DO，使得水中ρ(DO)處于較低水平，在試驗(yàn)后期隨著苦草腐解負(fù)荷降低，水體的擾動(dòng)以及溫度的升高(研究[22- 23]顯示，溫度是影響植物腐解的環(huán)境因子之一)、大氣復(fù)氧等因素使得ρ(DO) 有所回升.

2.2 不同生物量下苦草腐解凈釋放營(yíng)養(yǎng)鹽規(guī)律

由圖2可見，隨著生物量的變化，苦草腐解釋放的營(yíng)養(yǎng)鹽含量隨之發(fā)生變化. 在試驗(yàn)前期，不同生物量下水體ρ(CODCr)均呈上升趨勢(shì)，而在后期開始緩慢下降，并且生物量越大，ρ(CODCr)也相應(yīng)增加，用皮爾遜相關(guān)性分析法分析本組數(shù)據(jù)可知生物量與ρ(CODCr)呈正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.453(P<0.05)；ρ(TN)呈先升后降趨勢(shì)，生物量為0.2 g/L以下的試驗(yàn)組ρ(TN)在試驗(yàn)?zāi)┢诓町惒幻黠@，0.4 g/L苦草+高純水試驗(yàn)組的ρ(TN)最高，達(dá)到4.11 mg/L，并且峰值隨著生物量的增大而增大；ρ(NH3-N)先迅速上升，在第8天至第10天達(dá)到峰值，并且峰值隨生物量的增大而增大，之后緩慢下降，在試驗(yàn)?zāi)┢冢Mρ(NH3-N)差異不大；ρ(NO3--N)呈先迅速上升后緩慢下降再上升的變化趨勢(shì)，生物量為0.2 g/L試驗(yàn)組中NO3--N的釋放量少于其他兩組；ρ(NO2--N)在試驗(yàn)初期和末期較高，而中期較低，ρ(NO2--N)隨著生物量的增加也略微增加；ρ(TP)呈先增后減的趨勢(shì)，大致在第8天至第10天到達(dá)峰值，釋放速率較大，苦草腐解殘?bào)w的TP釋放量與生物量呈正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.674(P<0.05).

綜上，苦草殘?bào)w生物量的不同，其腐解過程中向高純水釋放的營(yíng)養(yǎng)鹽量也不同，但變化趨勢(shì)相似. 該研究顯示，苦草腐解殘?bào)w在分解前期會(huì)導(dǎo)致氮磷等營(yíng)養(yǎng)鹽含量的激增，但在分解后期ρ(NO2--N)、ρ(TN)、ρ(TP)均有所下降，這主要是因?yàn)榭嗖莞癄€分解產(chǎn)生的厭氧條件以及充足碳源供給促進(jìn)水體反硝化作用加快氮素移出水體，在一定生物量及時(shí)間范圍內(nèi)降解了受納水體的N、P含量. 與試驗(yàn)初始值相比，0.1 g/L苦草殘?bào)w+高純水組凈釋放ρ(TP)最小；0.2 g/L苦草殘?bào)w+高純水組凈釋放ρ(TN)最小，而0.4 g/L苦草殘?bào)w+高純水組會(huì)明顯增加水質(zhì)各營(yíng)養(yǎng)鹽指標(biāo)值.

2.3 苦草腐解在上覆水及底泥懸浮液中對(duì)化學(xué)需氧量的影響

由圖3可見，投加苦草殘?bào)w的水體ρ(CODCr)變化趨勢(shì)大體一致，試驗(yàn)初期水中ρ(CODCr)升高，第8天至第10天達(dá)到峰值，隨后緩慢下降. 由于草殘?bào)w在腐解前期會(huì)釋放大量有機(jī)物，同時(shí)水中異養(yǎng)需氧性微生物大量繁殖導(dǎo)致水體ρ(DO)迅速下降，水體呈有機(jī)污染型，而后異養(yǎng)厭氧菌開始工作，將有機(jī)物分解成H2S、CH4等，引起水體發(fā)臭以及水環(huán)境惡化. 研究[24]顯示，腐解后期隨著腐解速率的增加及時(shí)間的推移，部分腐殖質(zhì)從難降解的CODCr轉(zhuǎn)化為易降解的CODCr，引起水中ρ(DOM)的增加，促進(jìn)了水中微生物的降解作用，使得水中ρ(CODCr)逐漸下降.

圖3 上覆水及底泥懸浮液ρ(CODCr)隨時(shí)間的變化Fig.3 Changes of CODCr concentration in different water environment with time

試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，0.2 g/L殘?bào)w+底泥懸浮液的ρ(CODCr)比對(duì)照組高，并且試驗(yàn)前期與末期CODCr的釋放速率比上覆水環(huán)境條件下小. 這主要是因?yàn)椋孩僭?試驗(yàn)前期與末期，該反應(yīng)器內(nèi)pH較高，而堿性條件有利于底泥中礦物質(zhì)與有機(jī)質(zhì)之間的作用力形成，大量有機(jī)質(zhì)被底泥中的礦物質(zhì)吸附，從而抑制了CODCr向環(huán)境的釋放[25]；②在底泥中，由于有機(jī)碳源長(zhǎng)期被微生物及動(dòng)物消耗分解，無機(jī)碳源較高并且營(yíng)養(yǎng)元素存在的形式與上覆水有所不同，其中，氮素與沉積物中含氮化合物的氧化程度有關(guān)，而磷則與其化學(xué)沉淀的形態(tài)有關(guān)[26- 27]，這也直接導(dǎo)致了苦草殘?bào)w腐解對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的利用過程受到一定的影響.

由此可知，苦草殘?bào)w腐解在上覆水環(huán)境中能夠降低其ρ(CODCr)，而在底泥環(huán)境中，也有降解ρ(CODCr)的作用，但降解速率相對(duì)較慢. 兩種環(huán)境下均不會(huì)對(duì)ρ(CODCr)造成長(zhǎng)期影響，只在殘?bào)w腐解初期短期內(nèi)增加，因此，在一定時(shí)間范圍內(nèi)，苦草殘?bào)w在腐解過程中不會(huì)對(duì)水體的ρ(CODCr)產(chǎn)生顯著影響.

圖4 上覆水及底泥懸浮液中各形態(tài)氮含量隨時(shí)間的變化Fig.4 Changes of various forms of nitrogen in different water environment with time

2.4 苦草腐解對(duì)上覆水及底泥懸浮液形態(tài)氮的影響

由圖4所示，試驗(yàn)初期苦草殘?bào)w腐解導(dǎo)致上覆水中各形態(tài)氮含量增加，并且ρ(TN)遠(yuǎn)大于主要的無機(jī)氮含量，說明苦草殘?bào)w在腐解前期釋放的N元素主要以有機(jī)氮為主，NH3-N次之. 在試驗(yàn)前期，由于DO充足，水體中大量有機(jī)氮由于礦化作用轉(zhuǎn)換成NH3-N，并且微生物通過自身的硝化作用使得ρ(NO2--N)與ρ(NO3--N)升高，而隨著腐解反應(yīng)的進(jìn)行，ρ(NH3-N)逐漸下降，水體逐漸成為厭氧環(huán)境，大量的有機(jī)碳源等條件促使了水體反硝化的作用，反硝化細(xì)菌迅速將NO3--N還原成NO2--N，而NO2--N則被還原成NO等中間產(chǎn)物，導(dǎo)致ρ(NO3--N)與ρ(NO2--N)下降；而在試驗(yàn)?zāi)┢贒O逐漸回升，有利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行，由此導(dǎo)致硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物ρ(NO2--N)也隨之上升.

與在上覆水組下相比，底泥懸浮液試驗(yàn)組在試驗(yàn)周期內(nèi)ρ(TN)變幅較小，ρ(NH3-N)在前期迅速上升且遠(yuǎn)高于上覆水組，隨后逐漸下降，而ρ(NO3--N)與ρ(NO2--N)則表現(xiàn)為試驗(yàn)初期和末期較低高，中期較低. 這主要是因?yàn)樵诟馇捌诘啄鄳腋∫褐械酿ち２粩喟l(fā)生解析[28]，使得底泥中的氮素礦化生成的NH4+-N釋放到水體中，使得ρ(NH3-N)在前期上升且峰值也遠(yuǎn)大于上覆水組，同時(shí)底泥中活性較高的電子受體和適合的底泥環(huán)境(該試驗(yàn)周期內(nèi)C/N均小于20，底泥環(huán)境主要表現(xiàn)為有機(jī)氮的礦化作用[29- 31])，使得大量的氮循環(huán)菌將NH3-N氧化成NO2--N和NO3--N；而在試驗(yàn)中期，隨著水環(huán)境中的DO逐漸降低及苦草腐解所釋放有機(jī)碳源的增加，打破了整個(gè)水環(huán)境的反應(yīng)動(dòng)向，水環(huán)境中的反硝化反應(yīng)占據(jù)主導(dǎo)地位，使得ρ(NO3--N)和ρ(NO2--N)逐漸降低. 反硝化作用強(qiáng)度與有機(jī)碳源的供給密切相關(guān)[32]，由于底泥懸浮液環(huán)境中的有機(jī)碳會(huì)發(fā)生礦化作用生成CO2，所以在試驗(yàn)中期發(fā)生反硝化反應(yīng)時(shí)底泥懸浮液組中有機(jī)碳源供給量減少，因此ρ(NO3--N)及ρ(NO2--N)在試驗(yàn)中期降幅相對(duì)于上覆水環(huán)境下較小. 在試驗(yàn)后期，因外加碳源被耗盡，DO回升，所以硝化作用受到促進(jìn)，ρ(NO3--N)與ρ(NO2--N)有所回升.

2.5 苦草腐解對(duì)上覆水及底泥懸浮液TP的影響

由于植物體內(nèi)的P主要集中在一些生物活性物質(zhì)中，這些物質(zhì)極易分解，因此P的釋放速率要遠(yuǎn)高于N[33- 35]. 一般來說，植物腐解可生成顆粒性磷以及可溶性總磷[36]，而可溶性總磷又分為可直接被生物體吸收利用的可溶性正磷酸鹽和經(jīng)細(xì)菌氧化還原作用轉(zhuǎn)化為無機(jī)磷的可溶性有機(jī)磷. 不同形態(tài)的磷最終進(jìn)入不同的環(huán)境中，其中大部分顆粒態(tài)磷經(jīng)沉淀作用進(jìn)入底泥，少部分則分解為可溶性總磷供于微生物生長(zhǎng)代謝[37]. 因此上覆水體與底泥中P存在的形式具有差異.

圖5 上覆水及底泥懸浮液中ρ(TP)隨時(shí)間的變化Fig.5 Changes of TP in different water environment with time

如圖5所示，上覆水中ρ(TP)呈升降交替的變化趨勢(shì)，在腐解第4天達(dá)到最大值. 究其原因，在腐解前期，植物殘?bào)w將體內(nèi)主要以PO43-或化合態(tài)形式存在的P迅速淋溶于水中[38]，試驗(yàn)前期DO充足，水中除磷能力較強(qiáng)的高效除磷菌等微生物通過吸收這些磷元素來進(jìn)行自身的增殖，導(dǎo)致了ρ(TP)逐漸下降，試驗(yàn)中期水體呈厭氧狀態(tài)，微生物吸磷負(fù)荷達(dá)到近飽和，此時(shí)，細(xì)菌釋放出磷，但由于通常在增殖過程中，細(xì)菌在好氧環(huán)境中吸收的磷多于厭氧環(huán)境中釋放的磷，因此可以看到在試驗(yàn)周期內(nèi)ρ(TP)總體呈下降趨勢(shì).

用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)法分析兩組數(shù)據(jù)可知，上覆水與底泥懸浮液試驗(yàn)組中ρ(TP)差異顯著(T=5.456 7，P<0.05). 由圖5可知，試驗(yàn)前期ρ(TP)有所上升，而試驗(yàn)中期ρ(TP)幾乎處于動(dòng)態(tài)平衡，后期則呈下降趨勢(shì). 試驗(yàn)初期，大量?jī)?chǔ)存在底泥中的顆粒態(tài)磷由于生物分解作用使得可溶性總磷的含量增多，因此前期ρ(TP)呈上升趨勢(shì). 而到了試驗(yàn)中期，一方面厭氧狀態(tài)下，細(xì)菌的釋磷作用會(huì)使得ρ(TP)增加；而另一方面，此時(shí)水環(huán)境呈弱堿性或中性，底泥懸浮液中呈HPO42-和H2PO4-形式存在[39]的正磷酸鹽與長(zhǎng)期積累沉積在底泥中的金屬元素結(jié)合形成絡(luò)合物而被吸附，使得ρ(TP)降低，因此在兩方面的拮抗作用下使得體系中ρ(TP)處于動(dòng)態(tài)平衡. 隨著反應(yīng)的進(jìn)行，體系中金屬元素的吸附能力趨于飽和，DO回升使得細(xì)菌同化作用占主導(dǎo)地位，導(dǎo)致ρ(TP)在試驗(yàn)后期又呈下降趨勢(shì)，但總體上ρ(TP) 增加.

3 結(jié)論

a) 在上覆水和底泥懸浮液環(huán)境下，苦草腐解對(duì)水體pH和ρ(DO)的影響趨勢(shì)大體一致，在試驗(yàn)周期內(nèi)呈先降后升的趨勢(shì). 沉水植物苦草在腐解期間會(huì)增加水體pH，而在腐解初期會(huì)急劇耗氧，使水質(zhì)惡化. 在上覆水環(huán)境中，pH與初始值相比增加了11%，ρ(DO)與初始值相比降低了56%；在底泥懸浮液環(huán)境中，pH增加了6%，ρ(DO)降低了近60%.

b) 在高純水環(huán)境下，苦草腐解釋放的營(yíng)養(yǎng)鹽含量與苦草殘?bào)w的生物量密切相關(guān)，苦草腐解生物量較低的情況下,其腐解對(duì)水體水質(zhì)的影響很小. 但是過量的沉水植物存在于水體中會(huì)增大水體氮磷負(fù)荷，導(dǎo)致水質(zhì)嚴(yán)重惡化，因此需要適時(shí)收割過量水生植物來控制水體殘留生物量.

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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

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07205- 002)

藕翔(1993-)，男，安徽池州人，1069520301@qq.com.

*責(zé)任作者，崔康平(1969-)，男，安徽合肥人，教授，博士，碩導(dǎo)，主要從事水環(huán)境科學(xué)研究，cuikangping@163.com

藕翔,崔康平,湯海燕,等.不同水環(huán)境下苦草腐解對(duì)水質(zhì)的影響[J].環(huán)境科學(xué)研究,2017,30(10):1553- 1560.

OU Xiang,CUI Kangping,TANG Haiyan,etal.Impacts of decomposition ofVallisnerianatanson nutrient speciation concentration in two kinds of water environments[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(10):1553- 1560.