苦草立體種植對湖泊水體的影響

高子昕，劉興國 (1.中國水產科學研究院漁業機械儀器研究所，上海 200092；2.上海海洋大學水產與生命技術學院，上海 201306)

苦草()是常見的沉水植物之一，廣泛分布于我國南北各省區，在淡水湖泊、溝渠、池塘、內河航道的靜水或流動水體中均能很好的生長。苦草生態適應性廣，能進行克隆生長，再生能力強，群落破壞后恢復時間短，吸附污染物能力強，是減少水體污染，緩解水體富營養化程度的重要沉水植物之一。德國曾采用苦草進行生態修復，發現湖泊水體在春季和夏季均能保持良好的水質，不會出現富營養化。我國的武漢東湖、杭州西湖、云南異龍湖、河北白洋淀等水體也曾選用苦草作為生態修復沉水植物使水體氮磷減少，水質得到改善。

光照是影響沉水植物生長的主要影響因子之一，但由于沉水植物在湖泊底層生長的生存特性，導致許多水域較深，光照無法透底的湖泊無法通過沉水植物治理湖泊。李啟升等在水深對沉水植物苦草生長的影響試驗中發現，苦草在水深1.5 m時，其相對生長率和生物量最高；Xiao等在梁子湖進行的水深(60～260 cm)模擬試驗也發現，水深在100～160 cm時，苦草最適宜生長。趙文婧等在浮床模式下對沉水植物凈化水質的研究中發現，苦草的除氮率為49.4%，除磷率為15.0%。因此該研究通過搭建立體定植裝置定植苦草，其可以根據光照和透明度人工調節苦草離水面的高度，避免苦草受弱光或者黑暗脅迫，較浮床模式更便捷可控。該研究擬通過分析苦草立體種植水域苦草對水質的影響及試驗后浮游生物組成，探索通過該裝置控制水下固定的苦草對湖泊水質及生態的實際影響，為沉水植物修復湖泊水質提供一定參考。

1 材料與方法

試驗所在的鰣鯸淀位于白洋淀中南部，東西長約1.2 km，南北寬約1.1 km，水深較淺(1～3 m)，水量約為262萬m，其水域相對穩定。

在網圍區域靠近預留航道一側與內部圍隔試驗區選取鰣鯸淀水流較平緩區域，架設如圖1所示的立體種植裝置，每個區域設置一個試驗組，一組含有4排立體種植裝置，每排相間10 m，分別設試驗組A(開放型)和試驗組B(封閉型)，并在試驗區外設置采樣點作為對照組。立體種植裝置主體由鋼管和種草繩構成，配有重塊、浮子、調節桿等輔助裝置。其中，種草繩是運用網眼較小的漁網或攔網繞成直徑30～40 mm的粗繩，通過固定苦草根部使苦草可以固定在水下水草的最佳生長深度1.5 m處。

采樣點如圖2所示，分別均勻分布在2個試驗地點的6個點位，每個采樣點均位于兩排立體定植裝置中間。用10 L的采水器取水下0.5 m處水樣，用25號浮游生物網采集浮游生物，并通過魯格試劑和甲醛溶液固定保存。通過YSI水質分析儀現場測定采樣點物理指標。

試驗開始后，于2019年7—11月對鰣鯸淀進行采樣調查。水質指標總氮(TN)、總磷(TP)、氨氮(NH-N)、化學需氧量(COD)、亞硝態氮和硝態氮的測定方法參照《水和廢水監測分析方法》(第四版)，具體如表1所示。物理指標溫度、溶解氧(DO)、鹽度、pH通過YSI水質分析儀測量現場測定。

圖1 定植裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of fixed plant device

圖2 鰣鯸淀采樣點分布Fig.2 Distribution of sampling points in Shihoudian Lake

表1 水質指標測定方法Table 1 Determination method of water quality index

浮游生物測定分為定量、定性2種，樣品采集、濃縮、計數方法參見文獻[15]。試驗測定并計算浮游生物的優勢種、優勢度()、Shannon-Weaver多樣性指數(＇)、Pielou均勻度指數()和Margalef豐富度指數()。

采用Excel軟件計算其平均值、標準差，并通過Origin 2018作圖。采用SPSS軟件，通過單因素方差分析法(one-way ANOVA)進行差異性分析。

2 結果與分析

試驗開始后，采樣點的水溫、溶解氧、pH、鹽度等水域水體物理指標變化情況如圖3所示。由圖3可知，2個試驗組水溫變化趨勢一致，沒有明顯差異，8月份水溫達到最高值。試驗組的DO含量均在8月份開始有所下降，總體趨勢線試驗組B普遍大于試驗組A。鹽度變化穩定，2個試驗組采樣點之間差異較小，鹽度均在8月份最低，隨后呈逐月平穩上升趨勢。pH在8.03～9.03波動，除了10月份外，試驗組B的pH普遍大于試驗組A；2個試驗組的pH總體趨勢是呈下降的，試驗組A的pH最高在10月份，試驗組B的pH最高在9月份。

TN。立體種植試驗區周邊水體TN變化如圖4所示，試驗開始時，試驗組A、試驗組B和對照組水體TN的濃度分別為2.03、2.23和1.77 mg/L，30 d后，由于苦草的生長，試驗區水體中的TN迅速下降，試驗組A、試驗組B水體TN比初始值分別下降了49.26%和35.87%，隨著時間的變化，試驗組水體TN均有所上升，但在10月份到達一個峰值后有所下降，總體11月份試驗組水體TN水平未超過7月份，試驗組A在11月份的TN濃度比7月份下降了11.33%。

TP。從圖5可以看出，試驗開始時，試驗組A、試驗組B和對照組水體TP的濃度分別為0.014、0.028和0.090 mg/L。試驗開始30 d后，對照組水體TP變化相對穩定，試驗組A和試驗組B水域的TP含量分別是對照組的25.29%和14.98%，試驗組水體TP在試驗后的第二個月(9月份)均快速上升，并在10月份基本回歸原水平，而后又于11月份極顯著上升。其中，試驗組A水體TP濃度11月為7月的109.47倍，試驗組B水體TP濃度11月為7月的54.58倍。

圖3 鰣鯸淀水質物理變化Fig.3 Physical changes of water quality in Shihoudian Lake

圖4 水體TN月變化Fig.4 Monthly variation of TN in water

圖5 水體TP月變化Fig.5 Monthly variation of TP in water

硝態氮。從圖6可以看出，試驗組A、試驗組B和對照組硝態氮初始值分別為0.20、0.21和0.14 mg/L。試驗組A、試驗組B硝態氮10月份與7月份相比分別增加了583.69%和955.47%；在11月均有顯著下降，與7月份相比分別增加了66.65%和244.29%。而對照組硝態氮相對平穩，均在0.26 mg/L以下。

圖6 水體硝態氮月變化 Fig.6 Monthly variation of nitrate nitrogen in water

NH-N。從圖7可以看出，試驗區周圍水中的NH-N濃度在試驗開始后比對照組低，試驗組A、試驗組B和對照組水體NH-N初始值分別為0.01、0和0.34 mg/L；試驗組NH-N濃度均在試驗開始后上升且在8月份后又下降，于9月份達到試驗區NH-N濃度的最低值，試驗組B于10月份達到NH-N濃度的最高值，比8月份增長了53.71%；對照組水體中NH-N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)。

圖7 水體NH4+-N月變化 Fig.7 Monthly variation of NH4+-N in water

亞硝態氮。從圖8可以看出，試驗開始前，試驗組A、試驗組B和對照組水體亞硝態氮分別為0.007、0.003和0.003 mg/L，30 d后，試驗組水體亞硝態氮濃度均降至近乎不存在。隨著時間的變化，試驗組水體亞硝態氮有所上升并在10月份達到最大值，11月試驗組A的亞硝態氮濃度比7月份下降了40.30%，試驗組B的亞硝態氮濃度在11月份也在顯著降低。

圖8 水體亞硝態氮月變化 Fig.8 Monthly variation of nitrite nitrogenin water

COD。從圖9可以看出，試驗組的水體中COD總體變化平穩，COD含量均在60 mg/L以下，符合農田灌溉用水水質標準。試驗組的COD變化趨于一致，9月、10月增長，11月下降；而對照組變化與試驗組相反，呈9月、10月下降，11月增長。

苦草對浮游植物組成的影響。在8月、9月和10月對2個試驗區進行了浮游植物的測定，通過室內鏡檢，共鑒定出藻類76種，隸屬7門52屬，以綠藻門、硅藻門和藍藻門為主。試驗組A的浮游植物平均密度在4.24×10～5.64×10cells/L，試驗組B的浮游植物平均密度在2.19×10～4.47×10cells/L。根據表2所示，經過90 d試驗，試驗組A、試驗組B的藍藻密度均有下降，綠藻密度則在9月顯著增長后于10月下降，但仍大于8月的綠藻密度。硅藻密度有所上升，且試驗組A的增長率達到20.51倍，是試驗組B增長率的6.31倍。

圖9 水體COD月變化 Fig.9 Monthly variation of COD in water

表2 鰣鯸淀浮游植物密度

從表3可以看出，試驗組A藻類的′指數8月與9月、10月差異顯著，9月與10月差異不顯著；指數8月、9月、10月之間差異均不顯著；指數10月與8月、9月差異顯著，8月與9月差異不顯著；說明該試驗在這90 d內對試驗組A藻類的群落多樣性和物種豐富度有影響。試驗組B藻類的指數10月與8月、9月差異顯著，8月與9月差異不顯著；′指數和指數8月、9月、10月之間差異均極顯著，說明該試驗在這90 d內對試驗組B藻類的物種均勻度有影響。

表3 鰣鯸淀浮游植物物種多樣性變化Table 3 Variation of phytoplankton species diversity in Shihoudian Lake

苦草對輪蟲的影響。浮游生物的群落結構穩定對水生態環境有重要影響，而優勢種種類數及其豐度對群落結構的穩定性有重要作用，鰣鯸淀浮游動物優勢種最多的是輪蟲，故該研究以輪蟲作為鰣鯸淀試驗區浮游動物的主要分析對象。

在8月、9月和10月對2個試驗區進行輪蟲的測定，通過室內鏡檢，共檢出輪蟲29種，隸屬7科15屬，以臂尾輪科、鼠輪科為主。從表4和表5可以看出，2個試驗地區的輪蟲密度在9月份顯著下降，并在10月份有極顯著的上升。試驗組A的增長率約是8月份的4.91倍，試驗組B的增長率約是8月份的28.36倍；而′指數和指數與密度相反，在9月份最高，8月份最低。試驗組A的輪蟲密度在8、9月份大于試驗組B，在10月份試驗組B的密度大于試驗組A且是試驗組A的2.23倍；′指數的變化與密度完全相反，在8、9月份試驗組A小于試驗組B，在10月份試驗組B小于試驗組A。

表4 鰣鯸淀常見輪蟲密度和總密度Table 4 The density and total density of common rotifers in Shihoudian Lake 個/L

從表5可以看出，試驗組A的輪蟲′指數和指數，8月與9月、10月差異顯著，9月與10月差異不顯著；指數差異不顯著，說明該試驗在這90 d內對試驗組A輪蟲的群落多樣性和物種均勻度有影響。試驗組B的指數差異極顯著(<0.01)，′指數和指數差異均不顯著，說明該試驗在這90 d內對試驗組B輪蟲的物種均勻度有影響。

表5 鰣鯸淀輪蟲物種多樣性Table 5 Species diversity of rotifers in Shihoudian Lake

3 討論

苦草作為富營養化水體生態修復的先鋒物種之一，具有吸收水體中氮磷的功能，對惡劣環境有較好的耐受能力，是常見的生態修復湖泊沉水植物。有研究表明，在水深不超過2 m時，沉水植物的生物量、植株長度與水深呈線性關系，苦草在水深1.2～1.5 m時具有良好的凈水能力，該研究所用的立體定植裝置，其通過將苦草等用于修復湖泊的沉水植物固定在適宜的水深，避免了水深因素對選用生態修復沉水植物的限制。

立體定植裝置固定后的苦草對周圍水環境具有較強影響力，在試驗開始后水體總氮迅速下降并隨著時間的變化，在30 d后有所上升。水體總磷在7月、8月普遍小于對照組，這可能是由于苦草在6—9月生長速度快，分葉期需要大量營養元素造成的，這是苦草治理湖泊富營養化最好的時期，其中對氮的吸收率可達到49.26%，與趙文婧等在苦草浮床模式下研究的氮吸收率相近。試驗開始后，水體中的氨氮含量普遍小于對照組，而硝態氮含量則相反，可能是由于苦草更偏好對氨氮的吸收，且氨氮和硝態氮對于苦草的吸收會互相影響。在9月開始，試驗苦草周邊水體的氮磷濃度開始大于對照水體，這是由于苦草進入衰敗期，開始釋放氮磷。總體開放組的氮磷含量均低于封閉組，這說明苦草對水體的影響還與水體流動有關。

立體定植裝置區域的輪蟲密度在9月份顯著下降，并在10月份極顯著上升，總體浮游植物密度下降，輪蟲密度增加，這一調查結果與劉存歧等對白洋淀輪蟲群落結構的調查一致，說明該研究的立體定植苦草對該水域的浮游生物影響不顯著，無不良影響，且浮游植物硅藻的優勢度增加，藍藻密度下降，對水體富營養化有良好的改善。