不同生物量苦草殘體腐解對水體水質的影響

付賢鐘，崔康平，藕 翔，湯海燕，韋 釗

（合肥工業大學資源與環境工程學院，安徽合肥 230009）

水生植物是水生生態系統的重要組成部分，能通過其生長過程中的吸收、過濾、截留等作用，主動并有效地吸收水體中的氮、磷、重金屬、有機物等污染物質，對污水起到一定的凈化作用［1］。水生植物通過促進微生物的生長代謝，可降解水中大部分可生物降解有機物；通過抑制低等藻類的生長，控制富營養化的表現形式［2］。因此，培育水生植物已經成為水體污染治理和生態修復的重要途徑［3］。

沉水植物作為水生生態系統的初級生產者，是水體食物鏈的基礎，對水體理化環境有重要的作用，同時在維持水生態系統的結構和功能以及生物多樣性方面也起到關鍵作用［4-5］。研究沉水植物腐解過程以及此過程中釋放的物質對水體水質的影響，有助于充分利用沉水植物對水體的凈化功能，還能有效預防沉水植物殘體向水中釋放的營養物質造成水體的二次污染［6］。同時，研究沉水植物腐解過程對水質影響的差異及其成因，對沉水植物管理和水質保護具有重要的現實意義［7］。此外，若沉水植物自然死亡后在水體中大量腐解，會對水體造成嚴重的二次污染，從而進一步惡化水體環境［8-9］。因此，在用沉水植物恢復被污染水體的過程中，需對其生物量進行合理的調控，才能達到較為理想的效果［10］。

沉水植物腐解過程及其水質效應可能因植物殘體總量而不同，例如張來甲等［11］通過研究發現，不同生物量苦草在生命周期的不同階段對水體水質的影響有較大的差異。因此本文以沉水植物苦草（Vallisneria natans）為例，通過定期對各項水質指標進行測定，進一步探索不同生物量的苦草殘體在腐解過程中對水體水質的影響，以期為水生生態修復中苦草的種植密度及其殘體的管理提供科學參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗所用沉水植物苦草取自合肥工業大學校園內斛兵塘，收集的苦草殘體用高純水漂洗去除殘體表面的雜質后，將殘體置于烘箱中于65℃烘干至恒重，然后再將其剪成約1 cm長的碎片，混合均勻后置于密封袋中，并置于干燥器內以備使用。試驗用水均為試驗室高純水設備制取的高純水，其pH值在7左右，ρ（余 氯）≤ 0.05 mg／L，ρ（TDS）≤ 300 mg／L，ρ（COD）≤1.5 mg／L，ρ（TOC）≤2.0 mg／L。

1.2 試驗設計

在室溫條件下，用尼龍網將不同質量的苦草殘體碎片包裹后，置于容量為1 L的燒杯中進行腐解試驗。試驗分為A、B、C三個工況，分別為：0.1 g／L苦草殘體＋高純水、0.2 g／L 苦草殘體＋高純水、0.4 g／L殘體＋高純水，每個工況設3個平行樣。整個試驗在避光條件下進行，于第 0、2、4、6、8、10、17、24、31、38、52、66 d 進行采樣監測，每次取 20 mL 水樣測定 COD、TN、NH3－N、TP、pH、DO 等指標。試驗期間每次取完水樣后，應補充適量的高純水以保持整體水量，直至試驗結束。

1.3 水質指標測定方法

1.4 數據處理

試驗所測數據作為原始數據，作圖分析時各指標最終數據均取三個平行工況所得數據的平均值，使用Origin 9.1對數據進行分析作圖。

2 結果與分析

2.1 不同生物量苦草殘體腐解對水體pH值的影響

水體中pH值隨時間的變化情況如圖1所示，在試驗初期各工況水體pH均呈現先下降再上升而后又下降的趨勢，并在下降到最低值后于第17 d達到最大值，而且在試驗末期水體的pH均高于試驗初始值，但是試驗組三種工況的pH差距并不是很大。這說明苦草殘體的腐解對水體的pH變化有一定的影響，但是不同生物量的苦草殘體腐解對水體的pH影響不大。

圖1 水體pH值隨時間的變化Fig.1 Variation with Time of pH Value in Water Body

試驗初期水體pH值下降是由于在沉水植物腐爛初期，一方面植物大量衰亡，導致水體內有機物迅速增加，在微生物作用下分解并釋放出CO2，導致水體中pH值下降［13］；另一方面，苦草中蛋白質含量較高，植物體中的蛋白質被微生物分解后產生大量的氨基酸，苦草中氨基酸不僅種類齊全，而且含量豐富［14］，這也導致了水體pH值的下降。隨后由于氨基酸的分解導致水體酸度降低，同時苦草殘體中的含氮有機物被逐步降解釋放到水體，微生物在代謝過程中產生的和胺類物質又引起 pH值上升［15］。隨著試驗的進行，水體中和胺類物質等經硝化反硝化等過程被消耗，pH值又逐漸降低。

2.2 不同生物量苦草殘體腐解對水體ρ（DO）的影響

如圖2所示，水體中DO在試驗初期迅速下降，在試驗第6 d時降至最小值，而后又緩慢上升，而且在不同工況中投加的苦草殘體生物量越大，DO的值越小，這說明投加的生物量越大，水體中的溶解氧被消耗的越多。

圖2 水體DO濃度隨時間的變化Fig.2 Variation with Time of DO Concentration in Water Body

在試驗前期，由于苦草的腐爛分解是在微生物的作用下完成的，微生物迅速的降解過程消耗了水體中大量的溶解氧，因此水體中的DO濃度在試驗初期迅速降低［7］；而在試驗中、后期，植物腐解程度逐漸減弱，DO消耗量降低［13］，而且試驗水體與空氣直接接觸發生復氧作用，導致水體中DO濃度又逐漸上升。在整個試驗過程中，沉水植物的腐解都在進行，因此水體中的溶解氧也一直被消耗，在試驗末期各工況的DO濃度均低于試驗初始值。

2.3 不同生物量苦草殘體腐解對水體ρ（COD）的影響

由圖3可知，投加苦草殘體腐解的各工況水體中COD濃度均呈緩慢上升趨勢，而且在試驗末期水體中的COD濃度遠高于試驗初始值。由不同生物量之間的比較可知，隨著生物量的增加，整個試驗進程中水體中COD濃度也在不斷增加，而且在試驗末期，生物量高的工況水體COD濃度明顯高于生物量低的。由此可知，苦草的殘體腐解會增加水體的COD值，而且生物量越高，對水體COD濃度影響越大。

圖3 水體CODCr濃度隨時間的變化Fig.3 Variation with Time of CODCrConcentration in Water Body

相關文獻表明沉水植物腐解對水體COD產生影響的變化趨勢一般為先上升后下降［6-7］，而本試驗結果卻顯示苦草的殘體腐解使得水體COD濃度不斷升高，原因可能是本試驗用水為高純水，其中的微生物種類和數量較少，這對于硝化菌的生長繁殖而言需時較長，導致在試驗中后期苦草殘體腐解產生有機物的速率要遠大于微生物利用有機碳源進行自身反硝化作用的速率。

2.4 不同生物量苦草殘體腐解對水體氮含量的影響

圖4 水體濃度隨時間的變化Fig.4 Variation with Time of Concentration in Water Body

圖5 水體濃度隨時間的變化Fig.5 Variation with Time ofConcentration in Water Body

2.4.3 水體中 ρ（TN）的變化

圖6為水體TN濃度隨時間的變化。由圖6可知，各工況水體中TN濃度均呈先上升再下降的趨勢，且在試驗第10 d上升至峰值。其中C工況的變化趨勢尤為明顯，在整個試驗過程中該工況水體中TN濃度均明顯高于其他兩組，這說明隨著生物量的增加，水體中TN濃度也在逐漸增加。

圖6 水體TN濃度隨時間的變化Fig.6 Variation with Time of TN Concentration in Water Body

試驗各工況水體中TN濃度呈先上升再下降的趨勢，這主要是由于在試驗前期隨著苦草的腐爛釋放出大量的營養鹽，苦草體內所含的氮也不斷地被釋放出來，致使水體中的TN濃度變高。同時由于水體中溶解氧充足，苦草殘體的生物量越高，微生物作用越明顯，因腐解釋放到水體中的TN濃度也越高，TN濃度得以迅速達到一個峰值。隨著時間推移，由于植物腐爛耗氧致使水體溶解氧濃度維持在較低的水平，使無機氮濃度變化趨于平緩。同時水體中的氮在先后經過氨化、硝化和反硝化作用下轉化成氧化亞氮和氮氣進入大氣，致使各工況水體中的TN濃度均有所降低［6］。

2.5 不同生物量苦草殘體腐解對水體ρ（TP）的影響

水體中TP濃度隨時間的變化如圖7所示。由圖7可知，各工況水體中的TP濃度在試驗初期迅速上升，在第6 d達到峰值，然后呈下降趨勢，在試驗末期水體中TP的濃度均高于初始值，說明苦草殘體的腐解使得水體中TP的含量有所上升。對于不同生物量的工況而言，在整個試驗過程中，水體中TP的濃度隨著生物量的增加而逐漸升高，且在試驗結束時C工況水體中TP的濃度明顯高于其他兩組。

圖7 水體TP濃度隨時間的變化Fig.7 Variation with Time of TP Concentration in Water Body

試驗前期水體中的TP濃度迅速上升，這是由于在腐解前期苦草殘體體內部分不穩定有機物釋放至水體，迅速向水體釋放出磷［16-17］；而在中后期由于殘體腐解處在難溶性物質分解階段，腐解負荷相對前期較低，所以TP的濃度逐漸下降。當水體中殘留的生物量很大時，極易造成水體缺氧，促使植物體厭氧分解，向水體釋放大量的磷［9］，因此隨著生物量的增加，苦草殘體腐解后釋放到水體中的磷濃度也有所升高。

3 結論

（1）隨著不同生物量苦草殘體的腐解，水體pH值均呈現先下降再上升而后又下降的趨勢，且在試驗完成時均高于試驗初始值，但不同生物量苦草殘體腐解對水體pH值影響不明顯；水體中的DO隨殘體的腐解而迅速降低，而后又逐漸升高，且生物量越大，水體中DO越小。

（2）苦草殘體腐解過程對水體中有機物的影響是長期的，即水體中COD濃度隨苦草殘體腐解一直呈現上升趨勢，在試驗末期遠高于試驗初始值，這可能與試驗中后期苦草殘體腐解產生有機物的速率要遠大于微生物利用有機碳源進行自身反硝化作用的速率有關。而且生物量越大，水體中COD濃度越高。

（4）沉水植物苦草進入衰亡期后，在一定生物量范圍內，殘體的腐解不會對水質造成惡劣的影響，但是仍要控制其殘留生物量，以避免過多的苦草殘體腐解對水體造成二次污染。

［1］曹培培，劉茂松，唐金艷，等.幾種水生植物腐解過程的比較研究［J］.生態學報，2014，34（14）：3848-3858.

［2］種云霄，胡洪營，錢易.大型水生植物在水污染治理中的應用研究進展［J］.環境污染治理技術與設備，2003，4（2）：36-40.

［3］顏昌宙，許秋瑾，趙景柱，等.五里湖生態重建影響因素及其對策探討［J］.環境科學研究，2004，17（3）：44-47.

［4］馬凱，蔡慶華，謝志才，等.沉水植物分布格局對湖泊水環境N、P 因子影響［J］.水生生物學報，2003，27（3）：232-236.

［5］李文朝，陳開寧，吳慶龍，等.東太湖水生植物生物質腐爛分解試驗［J］.湖泊科學，2001，13（4）：331-336.

［6］周林飛，鄒飛，李穎卓.沉水植物腐解對人工濕地水質的持續影響研究［J］.水土保持學報，2013，27（6）：119-123.

［7］唐金艷，曹培培，徐馳，等.水生植物腐爛分解對水質的影響［J］.應用生態學報，2013，24（1）：83-89.

［8］Hopkinson Jr C S，Vallino J J，Nolin A.Decomposition of dissolved organic matter from the continental margin［J］.Deep Sea Research Part II：Topical Studies in Oceanography，2002，49（20）：4461-4478.

［9］潘慧云，徐小花，高士祥.沉水植物衰亡過程中營養鹽的釋放過程及規律［J］.環境科學研究，2008，21（1）：64-68.

［10］尚士友，申慶泰，杜健民，等.內蒙古烏梁素海沉水植物的收割工程技術［J］.湖泊科學，2004，16（2）：170-176.

［11］張來甲，葉春，李春，等.不同生物量苦草在生命周期的不同階段對水體水質的影響［J］.中國環境科學，2013，33（11）：2053-2061.

［12］國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法［M］.4版.北京：中國環境科學出版社，2002.

［13］王博，葉春，李春華，等.初春苦草腐解過程中營養鹽釋放過程及規律［J］.生態與農村環境學報，2012，28（2）：171-175.

［14］王艷麗，肖瑜，潘慧云，等.沉水植物苦草的營養成分分析與綜合利用［J］.生態與農村環境學報 .2006，22（4）：45-47，70.

［15］Wang Chao， WangCun， WangZe. Effects of submerged macrophytes on sediment suspension and NH4N release under hydrodynamic conditions［J］.Journal of Hydrodynamics，2010，22（6）：810-815.

［16］武海濤，呂憲國，楊青，等.三江平原典型濕地枯落物早期分解過程及影響因素［J］.生態學報，2007，27（10）：331-336.

［17］葉春，王博，李春華，等.沉水植物黑藻腐解過程中營養鹽釋放過程［J］.中國環境科學，2014，34（10）：2653-2659.