挺水植物殘?bào)w腐解對白龜湖濕地沉積物理化性質(zhì)的影響

胡紅偉，扶詠梅，劉盼，吳俊峰，馬愛順，胡凱耀，郭一飛，劉彪

(1.河南城建學(xué)院 市政與環(huán)境工程學(xué)院，河南 平頂山 467036;2.河南省水體污染防治與修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，河南 平頂山 467036)

0 引 言

濕地在維持生態(tài)系統(tǒng)平衡方面具有重要作用，沉積物和植物作為濕地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，影響著濕地生態(tài)系統(tǒng)中生物地球化學(xué)循環(huán)的進(jìn)程。沉積物是氮、磷等營養(yǎng)元素的儲(chǔ)存庫，具有源頭、匯聚和轉(zhuǎn)化器的功能[1]。植物在其生長過程中通過吸收、過濾和截留等作用，改變沉積物和水體中營養(yǎng)鹽的量和存在形式，尤其是挺水植物，在這個(gè)過程中發(fā)揮著重要作用[2-3]。北方濕地生態(tài)系統(tǒng)，挺水植物在冬季會(huì)進(jìn)入衰亡期，從而發(fā)生腐解。在挺水植物腐解過程中，會(huì)持續(xù)向濕地環(huán)境釋放各種營養(yǎng)鹽物質(zhì)，成為濕地生態(tài)系統(tǒng)的內(nèi)源污染[4]。該過程不僅影響著濕地水體環(huán)境，而且其對水體沉積物環(huán)境也有著較為明顯的影響，營養(yǎng)鹽會(huì)在水體和沉積物之間發(fā)生一系列遷移轉(zhuǎn)化。周林飛等[5]研究表明，濕地水質(zhì)、沉積物營養(yǎng)鹽含量的變化與沉水植物腐解有著密切關(guān)系，且正比于生物量。但適量的植物殘?bào)w可在一定程度上促進(jìn)濕地氮循環(huán)，從而減輕環(huán)境氮負(fù)荷[2,6-8]。還有研究表明[9]，植物腐解周期內(nèi)磷主要以無機(jī)磷酸鹽形式，向底泥遷移轉(zhuǎn)化。葉春等[10]研究也表明，黑藻經(jīng)過70 d的腐解，底泥氮、磷含量均不同程度增加。由此可見，水生植物腐解過程對濕地環(huán)境，特別是濕地沉積物的影響是一個(gè)持續(xù)的過程，且與植物類型和生物量密度相關(guān)。

白龜湖濕地位于河南省平頂山市白龜山水庫北側(cè)，菖蒲和蘆葦是白龜湖濕地常見的挺水植物。本文以菖蒲和蘆葦?shù)目菸仓隇椴牧?，?gòu)建室內(nèi)試驗(yàn)系統(tǒng)，研究不同生物量密度條件下，菖蒲和蘆葦腐解過程對白龜湖濕地沉積物的影響，以期對濕地挺水植物的管理利用策略提供參考。

1 材料和方法

1.1 樣品采集和預(yù)處理

樣品的采集方式如文獻(xiàn)[2]所述：植物采集于2016年3月25日，選取植物優(yōu)勢群體區(qū)域作為采集點(diǎn)(33°46′12.74″N，113°09′20.29″E)，選取距離岸邊1 m未倒伏的枯萎植株(菖蒲calamus和蘆葦reed)，僅采集水面之上的部分，洗凈并烘干(65 ℃)至恒質(zhì)。原位采集水體和沉積物樣品，水樣過200目篩網(wǎng)，沉積物過100目篩網(wǎng)，去除其中的植物殘?bào)w和雜物。

1.2 植物腐解試驗(yàn)系統(tǒng)

采用聚乙烯水桶(12 L，桶底直徑21 cm，桶口直徑26 cm，桶高27.5 cm)作為容器，加入懸濁液：包含2 kg底泥和10 L水樣，靜置72 h。將菖蒲(CP)和蘆葦(LW)枯萎植株置于網(wǎng)孔袋(200目)，網(wǎng)袋懸浮于水中，設(shè)2，4，8 g/L，3個(gè)生物量梯度，菖蒲組記為CP2，CP4和CP8，蘆葦組記為LW2，LW4和LW8，同時(shí)設(shè)置對照組，記為C，每組3個(gè)重復(fù)。試驗(yàn)在室內(nèi)進(jìn)行，試驗(yàn)周期60 d，分別在第0，2，6，12，18，24，30，36，42，48，60 d測定沉積物相關(guān)理化指標(biāo)。試驗(yàn)過程中，每周使用雙蒸水補(bǔ)充因蒸發(fā)損失的水體。

1.3 沉積物理化指標(biāo)測定和數(shù)據(jù)分析

沉積物pH采用CaCl2溶液電位法測定，氨氮(NH4—N)、亞硝酸鹽氮(NO2—N)和硝酸鹽氮(NO3—N)采用氯化鉀溶液提取——分光光度法(HJ 634-2012)測定，TP采用酸溶-鉬銻抗比色法測定。使用Excel繪制圖表、SPSS 18.0進(jìn)行線性相關(guān)性和單因素方差分析。

2 試驗(yàn)結(jié)果

2.1 沉積物pH和TP變化趨勢

如圖1(a)所示，在為期60 d的試驗(yàn)過程中C組pH介于7.40～7.68間，最低點(diǎn)出現(xiàn)在第6 d，最高點(diǎn)出現(xiàn)在第24 d，二者差異顯著(p< 0.05)。CP三組變化趨勢相似，最高點(diǎn)均出現(xiàn)在第24 d，CP8>CP2>CP4，無顯著差異(p> 0.05)。LW4和LW8組變化趨勢與CP組趨勢相似，最高點(diǎn)出現(xiàn)在第24 d，LW8>LW4，無顯著差異(p> 0.05)。與其他組相比，LW2的pH變化趨勢略有不同，在第0～36 d，其pH窄幅波動(dòng)(7.50～7.58)，隨后持續(xù)下降，在第60 d達(dá)到最低,為7.15。如表1所示，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各組pH均顯著小于初始pH(C0=7.58)(p< 0.05)。第60 d時(shí)，沉積物理化參數(shù)的單因素方差分析顯示，CP組和LW組分別與C組相比，除LW8，其余各組均顯著小于C組pH(p< 0.05)；同等生物量密度條件下，CP組均低于LW組，但僅CP8與LW8存在顯著差異(p< 0.05)。此外，LW組內(nèi)不同生物量密度條件下，均呈現(xiàn)顯著差異(p< 0.05)。

如圖1(b)所示，沉積物TP在為期60 d的試驗(yàn)過程中窄幅波動(dòng)，7個(gè)試驗(yàn)組在48 d內(nèi)均未超過400 mg/kg。如表1所示，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各組TP均大于初始值(C0=338.97 mg/kg)，但C，LW4和LW8與初始值不存在顯著差異(p> 0.05)。

表1 沉積物理化參數(shù)單因素方差分析

圖1 沉積物pH和TP隨時(shí)間變化趨勢

第60 d時(shí)，CP2，CP4,LW2與C組存在顯著差異(p< 0.05)；同等生物量密度條件下，CP組均大于LW組，但僅CP4與LW4存在顯著差異(p< 0.05)。

2.2 沉積物NH4—N、NO3—N和NO2—N變化 趨勢

各試驗(yàn)組沉積物NH4—N整體變化趨勢相似(圖2(a))，在試驗(yàn)初期(0～6 d)上升較快，隨后呈緩慢上升趨勢，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各組NH4—N質(zhì)量分?jǐn)?shù)均顯著高于初始值(C0=8.58 mg/kg，表1)(p< 0.05)。C組，CP組,LW4最高點(diǎn)均出現(xiàn)在第42 d，LW2和LW8最高點(diǎn)分別出現(xiàn)在第30 d和第12 d。第60 d時(shí)(表1)，CP8，LW4與C組存在顯著差異(p< 0.05)；同等生物量密度條件下，CP2LW8，且CP4和LW4，CP8和LW8均存在顯著差異(p< 0.05)。

圖2 沉積物NH4—N、NO2—N和NO3—N隨時(shí)間變化的趨勢

CP組和LW組沉積物NO2—N變化趨勢相似(圖2(b))，0～6 d快速上升，隨后(12 d)下降，第18 d再次上升，隨后窄幅波動(dòng)，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)各組NO2—N質(zhì)量分?jǐn)?shù)均顯著高于初始值(C0=18 mg/kg，表1)(p< 0.05)。此外，LW組最大值均出現(xiàn)在第18 d，CP2和CP4最大值出現(xiàn)在第18 d，CP8最大值出現(xiàn)在第6 d。C組波動(dòng)較大，最大值出現(xiàn)在第2 d，達(dá)到208.00 mg/kg。第60 d時(shí)(表1)，僅有LW2與C組不存在顯著差異(p> 0.05)；同等生物量密度條件下，CP組均大于LW組，僅CP2和LW2存在顯著差異(p< 0.05)。

CP組和LW組沉積物NO3—N變化趨勢不同(圖2(c))，在兩天內(nèi)，各試驗(yàn)組均出現(xiàn)快速下降，第6 d時(shí)，CP組和LW組出現(xiàn)分化，CP組整體上升，LW組整體下降，隨后各組變化趨勢類似，呈窄幅波動(dòng)。與此同時(shí)，C組變化趨勢與LW組類似，但第6～30 d間，變化幅度較大。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各組均顯著低于初始值(C0=741 mg/kg，表1)(p< 0.05)。第60 d時(shí)，僅CP4與C組不存在顯著差異(p> 0.05)；同等生物量密度條件下，CP組均大于LW組，且LW和CP組均表現(xiàn)出顯著差異(p< 0.05)。此外，LW組內(nèi)不同生物量密度條件下，均不呈現(xiàn)顯著差異(p> 0.05)。

3 討 論

3.1 挺水植物腐解對沉積物理化參數(shù)的影響

在自然環(huán)境條件下，植物腐解是一個(gè)復(fù)雜且漫長的過程，特別是挺水植物在未倒伏狀態(tài)下，其可長時(shí)間存在于自然環(huán)境中，成為濕地營養(yǎng)鹽成分的潛在來源。挺水植物倒伏后，其腐解過程受到植物C，N含量[11]及其結(jié)構(gòu)組成[6]的影響，一般而言，w(C)/w(N)值越高,其腐解速率越慢[12]。菖蒲w(C)/w(N)值要低于蘆葦，且蘆葦?shù)睦w維素含量較高，因此蘆葦?shù)母馑俾实陀谳牌选Ｓ捎谥参锝Y(jié)構(gòu)組成和腐解速率的不同，導(dǎo)致同等生物量密度條件下，CP與LW組沉積物理化參數(shù)的差異，試驗(yàn)周期內(nèi)，CP組對沉積物理化參數(shù)的影響要大于LW組。但CP和LW組差異性分析表明，并非所有差異均呈現(xiàn)顯著性。植物腐解一般分為快速溶解和緩慢分解[13]兩個(gè)階段?？焖偃芙怆A段主要是植物體內(nèi)易溶的有機(jī)顆粒和無機(jī)鹽類通過淋溶作用進(jìn)入環(huán)境系統(tǒng)，緩慢分解階段主要是難溶物質(zhì)在微生物以及酶作用下的分解過程。大量研究表明[2,5,7-9]，在試驗(yàn)初期，植物發(fā)生快速溶解，大量營養(yǎng)鹽物質(zhì)進(jìn)入水體環(huán)境導(dǎo)致水質(zhì)波動(dòng)較為劇烈。這些營養(yǎng)鹽物質(zhì)最終會(huì)以沉積物的形式貯存在水底，僅有少量會(huì)以化合物的形式存留在水體中[14]。值得注意的是，本研究中采集的植物在枯萎后直立野外長達(dá)5個(gè)月，在自然環(huán)境條件下，經(jīng)過淋溶已損失了大部分營養(yǎng)鹽成分[2]。盡管如此，在試驗(yàn)初期，依然觀察到沉積物理化參數(shù)的巨大變化。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，絕大部分沉積物理化參數(shù)與初始值相比呈現(xiàn)顯著差異，表明未倒伏的枯萎菖蒲和蘆葦植株對濕地沉積物環(huán)境依然能夠造成顯著影響。與此同時(shí)，不同生物量密度條件下，植物腐解引起的沉積物理化參數(shù)變化趨勢雖然類似，但是差異依然明顯，該結(jié)論與唐金艷等[8]的研究結(jié)果類似。

3.2 沉積物理化參數(shù)與水體和植物相關(guān)性分析

植物腐解速率除與其結(jié)構(gòu)組成有關(guān)以外，還與所處水體環(huán)境也有著密切聯(lián)系[15-17]，而水體環(huán)境與沉積物之間的影響又是相互的、持續(xù)的和復(fù)雜的[6,8]。徐也等[18]研究表明，沉積物中有機(jī)物和氮含量變化受到水生植物生長和腐解影響。

表2 沉積物總磷和氨氮含量皮爾遜線性相關(guān)性分析

本研究中，皮爾遜線性相關(guān)性分析如表2所示。各組沉積物TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)與水體及植物腐解速率并未呈現(xiàn)出具有規(guī)律性的顯著相關(guān)性。CP組TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)均與腐解天數(shù)呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)(p< 0.05)，LW2和LW4組與腐解天數(shù)呈正相關(guān)(p> 0.05)，LW8組則呈負(fù)相關(guān)(p> 0.05)。CP各組與水體TP和NH4—N均呈負(fù)相關(guān)，但僅CP8組的相關(guān)性為顯著(p> 0.01)。此外，CP8組還與水體pH呈顯著正相關(guān)(p> 0.05)，與沉積物NH4—N呈顯著正相關(guān)(p> 0.01)。LW組僅有LW2與沉積物pH呈顯著負(fù)相關(guān)(p> 0.05)，其余均不顯著。由此可見，各處理組并未呈現(xiàn)出具有規(guī)律性的顯著相關(guān)性。由單因素方差分析可知(表1)，第60 d時(shí)，各處理組沉積物理化參數(shù)與初始值相比區(qū)別明顯，表明植物腐解對沉積物理化參數(shù)的影響是明顯且復(fù)雜的過程。

有研究表明[9]，狐尾藻、菱角和荷花3種植物經(jīng)過120 d腐解，沉積物中TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)上升了240%以上，而水體中TP與初始值相差不大。本研究在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各試驗(yàn)組沉積物TP含量均高于初始值，而水體TP含量低于初始值[2]。一方面，隨著植物腐解過程進(jìn)行，水體中顆粒物增多，使磷的吸附沉淀作用增強(qiáng)[19-20]，另一方面，在碳源充足且好氧的情況下，微生物迅速繁殖，進(jìn)一步促進(jìn)了磷向沉積物遷移[9]。

同樣，沉積物NH4—N質(zhì)量分?jǐn)?shù)與水體和植物腐解速率也未發(fā)現(xiàn)規(guī)律性的顯著相關(guān)性。各組與腐解天數(shù)及水體pH均呈正相關(guān)，CP2，CP8和LW4呈顯著的相關(guān)性(p< 0.05)。CP和LW組均與水體NH4—N呈負(fù)相關(guān)，其中CP8呈現(xiàn)顯著性(p< 0.01)。CP和LW組與植物腐解速率均呈正相關(guān)，其中CP2和CP8呈呈顯著性(p< 0.05)。此外，CP2與水體NO3—N呈顯著負(fù)相關(guān)(p< 0.01)，CP4與水體NO2—N呈顯著正相關(guān)(p< 0.01)，CP8和LW4分別與水體TP顯著負(fù)相關(guān)(p< 0.01)，LW2與沉積物NO2—N呈顯著負(fù)相關(guān)(p< 0.05)。濕地環(huán)境中的無機(jī)氮分為NH4—N，NO3—N和NO2—N，而植物腐解和沉積物中有機(jī)氮分解會(huì)為系統(tǒng)持續(xù)提供無機(jī)氮源，在碳源充足的條件下，微生物通過硝化、反硝化反應(yīng)以及厭氧氨氧化，使氮素在沉積物和水界面遷移和交換，最終生成N2等氣體擴(kuò)散到空氣中，該過程是濕地生態(tài)系統(tǒng)氮素遷移轉(zhuǎn)化的主要途徑。研究也表明[6]，適量的植物腐解可促使?jié)竦厮w無機(jī)氮負(fù)荷減少，但對于沉積物而言，植物進(jìn)入衰亡期后，其腐解將產(chǎn)生大量有機(jī)氮并儲(chǔ)存于沉積物中，進(jìn)而成為濕地的內(nèi)源污染。

濕地沉積物營養(yǎng)鹽成分含量受到諸多因素的影響，如植物組織結(jié)構(gòu)、生物量密度、水體溫度、降雨量、微生物以及濕地水文狀況等。此外，相對于水體環(huán)境，沉積物成分更為復(fù)雜，表層和深層沉積物的微環(huán)境也存在差異，必然導(dǎo)致其微生物群落結(jié)構(gòu)的不同。同時(shí)，在野外環(huán)境條件下，植物生長和根系分泌物都會(huì)對微生物產(chǎn)生影響，進(jìn)而影響到沉積物理化特性。此外，外源營養(yǎng)鹽的輸入對濕地物質(zhì)循環(huán)也有一定影響[21-24]。由于濕地沉積物的復(fù)雜性，未能發(fā)現(xiàn)植物腐解過程中沉積物理化參數(shù)變化的規(guī)律性。李家兵等[1]在研究pH對閩江河口濕地沉積物氮素轉(zhuǎn)化過程時(shí)，也未發(fā)現(xiàn)規(guī)律性，說明濕地沉積物環(huán)境的變化是在多種因素影響下進(jìn)行的。

4 結(jié) 論

(1)在為期60 d的試驗(yàn)周期內(nèi)，各試驗(yàn)組沉積物理化參數(shù)相較于初始值均發(fā)生了較大變化，其中，pH和w(NO3—N)顯著變小(p<0.05)；w(NH4—N)和w(NO2—N)顯著變大(p>0.05)；CP2，CP4和LW2組的TP顯著變大(p<0.05)，其余各組TP變化無顯著差異。

(2)不同植物殘?bào)w腐解過程對沉積物理化性質(zhì)影響不同，并且與植物生物量密度相關(guān)。各試驗(yàn)組沉積物TP和w(NH4—N)與水體理化參數(shù)和植物腐解速率的皮爾遜線性相關(guān)性分析并未發(fā)現(xiàn)普遍的規(guī)律性。

(3)挺水植物枯萎后對濕地沉積物理化性質(zhì)的影響具有持續(xù)性，對濕地挺水植物的生物量應(yīng)進(jìn)行有效控制和科學(xué)管理，避免造成潛在的二次污染。