生態懸床技術對白洋淀水環境修復效果的研究

朱 浩，曹 坤 ，陳曉龍， 葉少文

(1中國水產科學研究院漁業機械儀器研究所，上海 200092; 2 農業農村部漁業裝備與工程技術重點實驗室,上海 200092；3中國水產科學研究院漁業資源與環境研究中心，北京100141；4 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，湖北 武漢 430072)

白洋淀是中國華北海河水系最大的湖泊，也是中國北方典型的草型湖泊之一[1]。然而，近年來受入淀河流水質不穩定以及旅游資源過度開發等因素的影響，淀區水草覆蓋度急劇減少，尤其是沉水植被，以狐尾藻和眼子菜最為典型，部分淀區沉水植被已趨于消失，淀區水體透明度明顯下降，水體藍綠藻比例顯著上升[2]，白洋淀已有草型湖泊向藻型湖泊過渡的趨勢。

目前中國大多數富營養化湖泊均為藻型富營養化湖泊，現階段的主要工作是在湖泊中恢復沉水植物，恢復和重建水生植被已成為富營養化湖泊生態修復的重要途徑[3-4]。沉水植被恢復技術和生態浮床技術是治理、調控和抑制水體富營養化的有效途徑，其用于水體修復的報道較多，但沉水植物的生長受限于光照、水深、營養鹽等因素，在富營養化湖泊中，光照和水深是制約沉水植物生長的重要影響因子。而光照強度普遍被認為是沉水植物存活和生長的限制因子，水下光照強度的降低會導致沉水植物在淺水富營養化湖泊的衰退[5-7]。而控制湖泊水深以創造適宜于沉水植物生長和繁殖的水深條件在大水面水域中很難實現。沉水植物往往因湖泊調水引起的水位過深、透明度不夠而錯過春季生長的萌發期。

生態懸床是一種立體種植技術，其原理是通過設置人工浮體，并在浮體上栽種植物，以達到凈化水質的目的。與生態浮床相比，生態懸床的浮體懸于水中，而生態浮床的浮體漂浮在水面上；生態懸床主要種植沉水植物，而生態浮床主要種植挺水植物和漂浮植物。關于生態懸床的定義，目前并沒有統一的說法。吳建勇等[8]設計了一種連續可調式沉水植物網床對河道水質進行修復，形成了以菊花草、苦草、伊樂藻、輪葉黑藻和菹草等沉水植物構成的水生植物群落；李金中等[9]報道了人工沉床技術的應用研究。以上研究與生態懸床的設計理念類似，但構建方式有所區別，且主要應用于河道并利用河道駁岸固定懸床的浮體。

基于沉水植物網床、人工沉床等研究的設計理念，借鑒海上筏架種植海帶的固定方式，以鰣鯸淀為研究對象，綜合考慮水深、風浪及土著沉水植物品種等因素，設計了一種懸床種植沉水植物的裝置，對懸床種植區域周圍水質狀況進行了研究，為白洋淀改進生態修復技術與管理措施提供參考。

1 材料與方法

1)生態修復區概況。本研究時間為2019年7月—2019年11月，在河北省保定市雄安新區境內白洋淀區鰣鯸淀(N:38°50′39.39″，E:115°59′30.04″)進行試驗(圖1)。

該淀區為農業農村部“白洋淀水生生物資源調查與水域生態修復示范項目”的生態修復五大示范區之一，鰣鯸淀位于白洋淀中間位置，周圍分布有3個村落，居民8 000多人、19條壕溝、33.3 hm2(約500畝)葦田，具有典型的白洋淀水域特征。2018年白洋淀專項啟動以來，項目組實施一系列的生態修復工程，淀內壕溝以及湖濱植被帶已得到了恢復，但淀區中間深水區位置沉水植物仍有待恢復。本研究設置6條100 m長的生態懸床，每條間隔10 m，從而形成60 m×100 m的試驗區域。

圖1 采樣點分布

2)生態懸床設計。生態懸床如圖2所示， 將4 m長支撐桿插入底泥，用固定韁繩拉住固定，支撐桿高出水面1 m，種草繩系緊于兩根支撐桿上，兩桿間距10 m，再將浮子固定于種草繩上，在浮子下端吊上籃筐，籃筐距水面約0.5 m，在籃筐內部種植沉水植物穗狀狐尾藻(MyriophyllumspicatumL.)。由于籃筐位置距離水面一定高度，該處既有陽光照射吸收能量、促其生長，又避免陽光直射和風浪干擾。依次將支撐桿和固定繩平行排列，形成矩形生態懸床區域。在需要種草區域外圍用20目的圍網圍成一定大小區域，主要為了防止嫩草被魚類吃掉，待水草生長茂盛后可將該圍網拆除。最后形成一定面積的水草區域。

圖2 生態懸床的結構和安裝排列圖

3)采樣點布設。在懸床周圍水體分別設置6個采樣點為試驗組(圖1，圖2b)。采樣點位于兩根支撐桿之間，試驗區域水體深度2～3 m；在鰣鯸淀遠離懸床區設2個對照點為對照組(圖1)。

2 結果與分析

2.1 總氮、總磷

懸床種植區周邊水體總氮質量濃度變化如圖3所示。試驗開始前，試驗組與對照組的總氮質量濃度分別為1.85 mg/L和1.77 mg/L，一個月后，由于懸床上水生植物的生長，質量濃度迅速下降，試驗組總氮質量比初始值下降了40.54%，與同期對照組相比，總氮質量濃度減少了45.81%。隨著時間的變化，試驗組的質量濃度有所上升，但在試驗后期有所下降，試驗后期(11月)試驗組總氮質量濃度比試驗前期(7月)下降了12.43%，與同期對照組相比減少了16.67%。由此可見，水體中總氮質量濃度受懸床上水生植物的影響較大，在水生植物生長旺季，質量濃度較低，隨著水生植物出現死亡，質量濃度又有所上升，沉水植物對氮營養鹽的降解，除了本身的吸收作用以外還有微生物的降解作用。因此，水體中總氮質量濃度呈現波動式下降。

圖3 懸床周邊水體總氮質量濃度變化對比

懸床種植區周圍水體總磷質量濃度變化如圖4所示。

圖4 懸床周邊水體總磷質量濃度變化對比

試期開始前，試驗組與對照組的質量濃度分別為0.05 mg/L和0.09 mg/L，試驗期間，對照組質量濃度相對穩定，試驗組質量濃度在試驗期的第一個月(8月)降至0.02 mg/L，下降了53.45%，與同期對照組相比減少了71.63%，試驗后期(11月)急劇上升(1.45 mg/L)，這可能和狐尾藻冬季死亡后對磷的釋放有關。

2.2 氨氮、硝酸鹽氮

從時間變化來看，懸床周圍水中氨氮質量濃度總的變化為在樣品采集后期呈現下降趨勢。試驗期間，試驗組的氨氮質量濃度較低，8月份為0.14 mg/L，其他月份均在0.02 mg/L以下，對照組的氨氮質量濃度先上升后下降，9月份達到最高0.59 mg/L，11月份最低0.03 mg/L。由于試驗初始值較低，與試驗初期相比，試驗組在試驗后期氨氮質量濃度上升了50%(0.01 mg/L)，但與同期(11月)相比較，減少了34.46%。

圖5 懸床周邊水體質量濃度變化

懸床周圍水體中的硝酸鹽氮質量濃度變化規律與氨氮相反，呈逐漸上升的趨勢(圖6)。

圖6 懸床周邊水體硝酸鹽氮質量濃度變化

試驗組與對照組的初始質量濃度分別為0.20 mg/L、0.14 mg/L；試驗組質量濃度在10月份達到最高，與試驗初期(7月)相比增加了518.22%，11月明顯下降，與試驗初期(7月)相比增加了66.50%，而對照組的質量濃度相對平穩，在0.23 mg/L以下，這可能與水體中溶氧較高時植物根系周圍硝化作用強于反硝化作用有關。

2.3 COD、亞硝酸鹽氮

懸床周圍水體中的COD質量濃度變化如圖7所示。試驗開始前，試驗組和對照組的質量濃度分別為9.95 mg/L和7.77 mg/L，對照組質量濃度逐步下降，試驗組質量濃度逐步上升，懸床種植沉水植物對周圍水體COD的影響變化規律不明顯。試驗后期(11月)試驗組COD質量濃度比試驗前期(7月)下降了17.09%，與同期對照組相比COD減少了14.20%，試驗期間COD質量濃度維持在10 mg/L以下。

圖7 懸床周邊水體COD質量濃度變化

懸床周圍水體亞硝酸鹽氮質量濃度變化如圖8所示。

圖8 懸床周邊水體亞硝酸鹽氮質量濃度變化

試驗開始前，試驗組和對照組的質量濃度分別為0.006 mg/L和0.003 mg/L，一個月后，由于懸床上水生植物的生長，質量濃度迅速下降，比初始值下降了99%，比對照組下降了99%；隨著時間的變化，試驗組的質量濃度有所上升，11月比7月份下降了33.93%，與同期對照組相比減少了73.93%。試驗組與對照組的亞硝酸鹽氮質量濃度均維持在0.018 mg/L以下。

3 討論

3.1 懸床種植對營養鹽和水質改善的效果

在富營養化水體治理研究中，沉水植物的生長可以起到控制水中營養元素的作用，適當恢復沉水植被被認為是解決湖泊富營養化問題的一條有效途徑。穗狀狐尾藻是北方湖泊中的常見沉水植物，在水環修復工程中被大量利用[11-12]。本試驗利用狐尾藻作為懸床種植的主要載體，在試驗期間，懸床種植下的狐尾藻形成了沉水植物帶，沉水植物周圍水體水質指標與對照區域顯著不同。比較發現，水質指標的變化與沉水植物生長有關，在植物生長季節，水體中總氮和總磷的質量濃度顯著下降，在植物死亡季節，氮磷又重新釋放到水體中，相比氮營養鹽，磷營養鹽釋放的更多。這可能與沉水植物對氮磷去除的機制不同有關，沉水植物在對水體中氮的去除過程中,細菌的降解作用占主導地位[13-14]。氮營養鹽一方面通過植物吸收保留在植物體內，另一方面通過細菌轉化到空氣中；而磷營養鹽則大量富集在水生植物體內，在植物死亡時造成的磷污染有可能大于前期去除效果[15]。本試驗中水體硝酸鹽氮質量濃度出現上升，這與國內的一些研究結果不同[16-18]，但也有研究認為沉水植物可提高水體的硝酸鹽氮質量濃度，主要是因為沉水植物提高了水體中溶氧量，形成的好氧條件有利于氨氮進行硝化并轉化為硝酸鹽，從而增加水體中的硝酸鹽氮質量濃度[19]。

有關沉水植物凈化水體時間的研究較多，但不同的研究結果之間差異較大，這與植物在不同區域生長特性差異有關。一般情況下，水生植物種植初期水體中出現明顯的氮磷質量濃度下降[20]，隨著水生植物部分死亡，氮磷質量濃度變化會有所波動。在秋冬季節水溫較低時水生植物大量死亡，氮磷營養鹽重新釋放至水中。蘇倩[21]研究表明，穗花狐尾藻的密度在其生長期中整體呈現一個先增加后下降的趨勢，在6—8月達到最大密度，至8月，穗花狐尾藻開始腐敗，導致周圍水體總氮、總磷質量濃度升高。也有研究表明，穗狀狐尾藻在第119 天逐漸衰退，吸磷量減少、生物體腐爛釋放磷[22]。

從本試驗結果看，沉水植物種植一個月，水體中總氮、總磷、亞硝酸鹽氮和COD質量濃度均有不同程度的下降，與前人研究結果相一致。但試驗中后期氮磷營養鹽的上升則表明，適時適度的收割調控，并將其莖、葉輸出水體，才能有效削減氮磷、培育維護良好生態系統[23]。

3.2 懸床種植方式的應用前景

光照強度普遍被認為是沉水植物存活和生長的限制因子[24-26]，其在一定程度上決定了沉水植物的分布。湖泊富營養化通常伴隨水體光照的減弱，水下光照強度的降低會導致沉水植物出現各種生理脅迫，包括植物生物量的下降[27]。懸床種植可以根據光照和透明度調節沉水植物離水面的高度，從而減少弱光甚至黑暗脅迫。同時，喜好生活于富營養湖泊的狐尾藻在受到弱光脅迫時，可通過莖的快速伸長而減輕弱光脅迫[28]。因此，以狐尾藻為主要載體的懸床種植技術是湖泊沉水植物恢復的有效措施。

水生植物的收割與管理一直是研究的重點，也是實際管理中容易忽視的方面。對于漂浮植物可以通過整株植物一起打撈的途徑移出，而沉水植物是多年生的水生植物，不適宜將其植株全部移開，要在植物體內的氮、磷積累量最大時，將植物的地上部分收割后移出水體，轉移出大量的氮、磷[29]。懸床種植中沉水植物種植在籃筐中，避免了刈割對水草生長的不利影響。

懸床種植可選的水生植物種類很多，在選擇沉水植物品種時，篩選原則是盡量考慮選取當地現有的原生物種。狐尾藻為白洋淀本地物種，耐污能力強。并且在水生植被的自然修復中，狐尾藻也是最先侵入和定居的先鋒物種之一[30-31]。本試驗懸床種植狐尾藻取得了較好的效果，有關其他沉水植物的懸床種植還需進一步研究。

4 結論

生態懸床技術能有效降低水體中的氮磷營養鹽，其凈化效果主要依賴沉水植物的生長，穗狀狐尾藻可作為植被恢復的先鋒物種之一。懸床種植沉水植物區域面積相對集中，可以方便收割，懸床種植可以被視為一個可移動、升降的濕地，可在深水區種植。以懸床種植沉水植物的生態治理工程措施，將會是目前乃至將來水體治理的一個重要發展方向。