西湖引水工程絮凝劑余鋁對菹草生長及水質的影響

張 玥徐 棟劉碧云曾 磊代志剛龔 成賀 鋒吳振斌

（1. 中國科學院水生生物研究所， 淡水生態與生物技術國家重點實驗室， 武漢 430072； 2. 中國科學院大學， 北京 100049；3. 湖北省長江天鵝洲白鱀豚國家級自然保護區管理處， 石首 434400）

西湖引水工程絮凝劑余鋁對菹草生長及水質的影響

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. 中國科學院水生生物研究所， 淡水生態與生物技術國家重點實驗室， 武漢 430072； 2. 中國科學院大學， 北京 100049；3. 湖北省長江天鵝洲白鱀豚國家級自然保護區管理處， 石首 434400）

為分析杭州西湖引水工程絮凝劑殘余鋁鹽對水質和沉水植物的影響， 研究采用室外模擬試驗， 考察了連續投加不同濃度梯度的明礬（KAlSO4·12H2O）絮凝劑對菹草（Potamogeton crispus）的生理影響和對水質的影響。試驗設置了4個處理: 對照組、低劑量組（350±50） μg/L、中劑量組（650±70） μg/L、高劑量組（1100±150） μg/ L。結果表明: （1）低、中劑量投加對水中鋁鹽含量無顯著影響， 高劑量投加導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， 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個劑量組菹草各生化指標較對照組幾乎無顯著變化， 試驗濃度的鋁鹽投加對菹草的生長沒有造成明顯損害， 在菹草耐受范圍內， 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］可選用菹草進行植被恢復。

鋁鹽； 菹草； 引水工程； 絮凝劑； 明礬； 沉水植物

我國是一個多湖泊國家， 以淺水湖泊居多， 大多數湖泊都受到了不同程度的污染， 出現了水體富營養化［1］。針對湖泊水體富營養化， 一般有污染物攔截、底泥疏浚、生態引水和水生植物修復等治理措施［2］。生態引水工程是減少和稀釋湖泊水體營養物質的有效方法， 是湖泊重要的水源補充。美國的Green Lake［3］、Moses Lake［4］、國內杭州西湖［5］、太湖［6］、玄武湖［7］等湖泊相繼開展過引水工程， 均對水質有一定程度的改善。然而引水工程也會有其局限性， 水源地水質是影響湖泊水質的關鍵因素［8］， 為了不給換水湖泊帶來二次污染， 常會對原水進行絮凝沉淀的預處理， 主要使用的絮凝劑為鋁鹽［9］。

引江濟湖是一種減輕富營養化見效較快的修復措施， 但對湖泊的水質和沉水植物的生長可能會有影響。在杭州西湖， 觀察到引水工程湖區沉水植物體表密被附著物， 尤其是入水口附近， 整個植株被附著物完全包裹， 嚴重影響了沉水植物的正常生長和觀感， 這一現象與引水工程常年的鋁鹽輸入有密切的關系。國內外有很多學者研究了利用鋁鹽處理污染湖泊控制富營養化及其對湖泊生境的改變［10，11］， 多為較高濃度處理； 而針對引水工程中較低濃度連續輸入絮凝劑殘余鋁鹽對湖泊水質和沉水植物的影響， 相關研究還較少。菹草（Potamogeton crispus）是少數秋季發芽、越冬生長的典型沉水植物， 在其他沉水植物休眠衰亡、湖水水質較差的冬季起到了凈化水質的重要作用， 對沉水植物的季節性互補十分重要［12］， 是西湖沉水植被恢復工作中的重要品種。因此， 本文在西湖引水工程背景下，以菹草為研究對象， 初步探討了連續輸入的殘余鋁鹽對菹草的生理影響及對水質的影響， 以期為沉水植物恢復工作提供科學的理論依據。

1 材料與方法

1.1 材料來源及處理方法

2013年12月下旬， 從西湖淺水處采集菹草石芽種植在陶缸中， 培養備用， 所用底泥為西湖底泥。2014年3月對菹草進行移栽、培養， 試驗時菹草處于旺盛生長期。試驗用水采自西湖， 與自來水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， 有機質含量為10.58%， Al2O3含量為10.80%， pH為7.27。取玉皇山預處理廠（西湖引水工程預處理水廠）進水， 通過稀釋使每次的初始濁度相近（約15.00 NTU）。根據對玉皇山水廠出水的監測， 出水鋁鹽濃度約（250±50） μg/L， 試驗濃度以此為參照。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， 在試驗進行時即時投加。

1.2 試驗設計

試驗裝置為體積10 L的聚乙烯桶， 每個桶在底部鋪約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試驗用水， 移栽生長狀況良好、葉片完整、株長及濕重基本一致的菹草4株［株長約（35.32±5.04） cm， 濕重約（0.76±0.22） g， 根長約（12.80±3.16） cm］。

設置1個對照組（CK）和3個試驗組（A、B、C）:低、中、高劑量組， 每個處理設3個重復。參考西湖每天引水量約為西湖總儲水量的1/30， 本試驗中每天絮凝余鋁投加液投加量為試驗用水（7500 mL）的1/30， 即250 mL。投加前取相同體積的水樣用于水質測定。試驗期約21d。

1.3 分析方法

水質指標測定 用BZ-1Z便攜式濁度儀測定濁度、Hach-HQ40d便攜式水質分析儀測定pH?？偟?、總磷、鋁鹽等指標分別采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法（GB11894—89）、過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， 采用GF/C膜過濾后以95%丙酮萃取，分光光度法測定。

菹草生化指標測定 試驗結束時測定菹草株長、濕重、根長， 并采集葉片洗凈混勻后測定葉綠素含量、可溶性蛋白含量、過氧化物酶（POD）活性、游離脯氨酸含量等指標。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G-250染色法、POD采用愈創木酚法［13］、游離脯氨酸采用酸性茚三酮法［14］。

1.4 數據處理和統計分析

利用SPSS13.0統計軟件中的One-Way ANOVA法進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 結果

2.1 不同處理對水質的影響

隨著時間的變化， 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%， 但各處理組同對照組比較無顯著性差異（P＞0.05）。TP隨時間有一定起伏變化， 整體有所下降， 降低率為9.72%—61.90%。

各組pH變化趨勢相似（圖 2）， 在第13天時有所下降， 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， 之后明顯降低， 降低程度達46.26%—89.64%。水中鋁鹽濃度隨著時間變化和外界投加呈先升高后降低的趨勢， 在第13天時達到頂點， 達469.23 μg/L， 隨后有所降低，各處理組變化趨勢相似， 高劑量組與其他組均達到極顯著差異（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 不同處理對菹草生長的影響

經觀察及測定， 4組菹草生長情況相似， 株長、濕重及根長相近［株長約（47.12±7.75） cm， 濕重約（2.04±0.81） g， 根長約（14.63±5.06） cm］， 無明顯差異。在試驗過程中僅觀察到植株葉表有少量附著物， 遠遠沒有達到西湖某些湖區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照組的1.45倍， 差異顯著， 高劑量組也達到了顯著性差異（P＜0.05）。試驗組與對照相比POD活性較為接近，相差僅0.76%—13.49%， 均無顯著性降低， 沒有明顯變化。試驗組較對照組游離脯氨酸含量都略有升高， 但并無顯著性差異。

3 討論

3.1 絮凝劑殘余鋁鹽對水質的影響

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）凈水效果及對沉水植物苦草（Vallisneria natans）生長的影響， 發現鋁鹽低劑量使用能夠降低水體氮、磷和浮游植物的濃度， 抑制藻類的生長繁殖， 改善水質， 降低濁度， 與本試驗結論有相似之處。低、中劑量鋁鹽的投加對水中鋁鹽含量的影響不明顯， 投加量達到高劑量時， 水中鋁鹽含量顯著升高。鋁鹽濃度隨連續投加表現為先升高后下降， 13d 時鋁鹽含量達到頂峰， 之后開始下降， 一方面可能跟沉水植物的吸收利用有關， 另一方面， 鋁鹽與水中微粒發生反應， 可能會與磷酸鹽等結合生成AlPO4或Ca-Fe-Al磷酸鹽沉淀［15］。在鋁鹽升高時， 水解作用加強， 對應pH有小幅度降低， 這與Malecki-Brown等［16］的研究結果一致， 鋁鹽的反復添加并沉淀積累在表層， 可能將可利用P固定在底質間隙水中， 從而降低了水中P的濃度。

3.2 絮凝劑殘余鋁鹽對菹草的影響

鋁鹽的毒害主要取決于Al3+的活性， 在酸性環境下易產生毒害， 鋁可與蛋白質結合， 其也可與脂質、糖類、核酸等結合， 干擾植物細胞內一些離子代謝， 影響各種生理生化過程正常進行， 從而抑制植物的生長［17］。試驗水體一直處于堿性， 而西湖水體pH也處弱堿狀態（pH 8.0左右）， 使得Al3+不易于發揮其毒性。

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

3個試驗組葉綠素含量較對照組略有升高， 葉綠素作為植物進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弱以及生產力， 可見鋁鹽對菹草光合作用的直接影響并不明顯。劉鵬等［18］研究發現牽牛（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， 可能是低濃度鋁會維持細胞膜的穩定性， 減少細胞內的外滲物而對植物的生長有利。

逆境脅迫可以誘導植物體內產生大量的H2O2、·OH和等活性氧， 加劇植物細胞的膜脂過氧化， 從而破壞細胞內的代謝活動。植物的抗氧化和保護酶系統主要有超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）、過氧化氫酶（CAT）等。在逆境產生時， 抗氧化酶類會升高， 用來清除增多的活性氧，而一旦逆境達到一定程度， 對植物體造成不可逆的傷害， 抗氧化酶類又會降低［19］。試驗的3個作用濃度對菹草POD活性幾乎無影響， 該濃度鋁鹽還不足以引起活性氧的劇增， 可見在菹草的耐受范圍內。

脯氨酸是逆境下細胞質的滲透調節物之一， 在重金屬脅迫下， 脯氨酸的積累取決于重金屬誘導植物體內水分缺失的情況［20］， 植物通過增加體內游離脯氨酸的含量， 降低細胞的水勢， 維持膨壓和水分吸收， 從而避免損害［21］。3個試驗組菹草游離脯氨酸含量相比對照組略有增加， 可能是由于Al增加了細胞膜的滲透性、誘導其水分缺失、抑制養分的吸收而引起養分不平衡造成的［22］， 但并沒有明顯積累， 說明這種抑制作用并不顯著。在受到逆境脅迫時， 植物可能通過大量積累細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］研究發現低濃度的重金屬離子可造成沉水植物苦草可溶性蛋白質含量的增加， 而后隨重金屬濃度的增加苦草可溶性蛋白質含量則逐漸減小。中、高劑量組菹草可溶性蛋白升高， 可能是對環境的應激性反應， 面對Al3+濃度升高， 細胞中可溶性蛋白增加以降低細胞的滲透勢，提高植物的保水能力， 也可能在鋁誘導下生成了金屬結合蛋白， 以降低Al3+對細胞的毒性， 維持細胞的正常代謝活動?？扇苄缘鞍卓赡苁禽喜菝鎸δ婢撤磻容^靈敏的物質之一， 中、高劑量（650—1100 μg/ L）的外部投加對菹草略有不良影響， 但沒有造成毒害。當鋁超過一定的濃度時， 才會對植物產生毒害，此時蛋白質濃度會降低［25］， 這一臨界值對不同的植物可能差異很大。

Malecki-Brown等［16］對中試規模的人工濕地進行了3個月連續低濃度（可溶性Al3+終濃度約20 μg/ L）的鋁鹽投加， 發現外加鋁鹽對濕地挺水植物的生長沒有影響， 對沉水植物金魚藻（Ceratophyllum demersum）略有不良影響， 猜測由于沉水植物直接從水中吸收營養鹽和金屬離子， 對營養鹽利用的抑制或者鋁毒害導致了沉水植物的損害， 而挺水植物主要通過底質間隙水吸收營養， 不易受到鋁鹽脅迫。金魚藻在多數情況下植株無根， 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］， 根系比較發達， 在水中生長一般扎根在底泥中， 水中鋁鹽可能對菹草的毒害作用比較輕微， 而底泥pH一般為中性偏堿， Al會生成聚合羥基形態或Al（OH）3固體， 對生物的毒性很?。?7］。

試驗模擬是難以完全實現連續輸入的， 在基本排除了水力沖刷及底泥懸浮的影響因素的情況下，由于試驗時間較短， 只觀察到輕微的附著現象， 可見僅僅低濃度鋁鹽短期內對菹草的生長并沒有直接毒害， 也不會造成大量的附著， 造成附著的原因可能是入水口附近水力沖刷絮體、底泥懸浮以及長期累積的共同作用， 但鋁鹽仍有一定的貢獻。秦伯強等［26］研究發現高濃度的營養鹽會促進沉水植物表面附著物生物量的增加， 這些附著生物又會抑制沉水植物的光合作用， 使得水生植物在此環境中很難生長或存活。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對菹草不會造成明顯損害， 在引水工程入水口附近， 選取根系發達的沉水植物，可能對入水口附近復雜的生境有更強的適應性。菹草在冬、春季節生長旺盛， 冬春季節在入水口附近可選種菹草； 而夏秋季節， 也有很多根系發達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入水口附近復雜的環境， 還能減緩流速， 并為入水口營造優美的景觀。

4 結論與建議

試驗過程中鋁鹽濃度表現為先升高后下降，低、中劑量投加對水中鋁鹽含量無顯著影響， 高劑量投加導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個劑量組菹草各生化指標較對照組幾乎無顯著變化， 試驗濃度的鋁鹽投加對菹草的生長沒有造成明顯損害， 在菹草耐受范圍內， 但植物表面附著物的積累會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、鳶尾等根系發達的水生植物進行植被恢復。

就西湖而言， 引水工程的長年運行對其水體的影響是復雜的、不易預見的。長期的引水沖刷、易懸浮的“香灰土”輕底質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：

感謝中國科學院水生生物研究所張甬元先生對本文提出的寶貴意見和建議； 感謝國家水專項西湖課題西湖工作站的藺慶偉、張垚磊等同學在試驗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

國家自然科學基金（51208498）； 國家“十二五”水專項（2012ZX07101007-005）； 國家科技支撐計劃課題（2012BAJ21B03-04）； 湖北省自然科學基金青年基金（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， 湖北遠安人； 碩士研究生； 主要從事污水生態修復研究。E-mail: lunezhang@126.com

徐棟， 副研究員； E-mail: xudong@ihb.ac.cn