濱海地區(qū)新建人工湖沉水植物與水生態(tài)系統(tǒng)構建

謝 超 桂常林 張曉光 薛燁飛*

（1 南京中科水治理股份有限公司，江蘇 南京 210000；2 首創(chuàng)經(jīng)中（天津）投資有限公司，天津 300000；3 北京市管通市政園林工程有限公司，北京 100000）

沉水植物作為水生態(tài)系統(tǒng)中的初級生產(chǎn)者，在凈化水質(zhì)、抑制底泥營養(yǎng)鹽釋放、提供生物所需生境等方面具有重要作用，沉水植物群落的恢復和健康也被認為是影響水生態(tài)系統(tǒng)構建和穩(wěn)定的關鍵因素（羅希等,2021;Li et al.,2021）。濱海鹽堿地普遍面臨地下水位淺且礦化度高、土壤含鹽量高、水資源污染嚴重等問題（白春禮,2020;賀文君等,2021）。在濱海鹽堿區(qū)域開展以沉水植物群落為核心的水生態(tài)系統(tǒng)構建時，除了氮磷等外源營養(yǎng)鹽輸入引起的富營養(yǎng)化外，還要面對不同程度的鹽脅迫（趙卉琳,2014）。鹽脅迫不僅會降低沉水植物群落初級生產(chǎn)力和生物多樣性，影響沉水植物群落演替，還會通過改變上行效應和下行效應，間接影響生態(tài)系統(tǒng)中生產(chǎn)者和消費者的數(shù)量（賈嬌,2016;Lind et al.,2018）。水土環(huán)境中鹽度和pH 值的升高，會增加植物用來維持自身生存需要的能量（劉曉靜等,2021），使得植物對氮、磷等污染物的凈化效果降低。目前國內(nèi)外關于水生態(tài)系統(tǒng)建設的研究大多集中于內(nèi)陸區(qū)域，對于濱海鹽堿環(huán)境下鹽度脅迫對水生態(tài)系統(tǒng)構建，尤其是沉水植物群落影響的研究卻較少。

天津濱海區(qū)域地處渤海灣，年蒸發(fā)量約是年降水量的3 倍，降水中大部分以植物截留和包氣帶蒸發(fā)等形式直接蒸發(fā)，淋溶和脫鹽過程微弱，鹽類易在水土環(huán)境中聚集（霍達等,2016），區(qū)域內(nèi)鹽堿土和鹽堿水發(fā)育廣泛，嚴重制約了當?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)、工程建設和生態(tài)環(huán)境發(fā)展（程緒江等,2021）。本研究以天津市京津合作示范區(qū)中央公園新建人工湖為研究區(qū)域，通過對人工湖開展持續(xù)2 年的水質(zhì)、沉積物及沉水植物群落監(jiān)測，分析沉水植物在鹽堿環(huán)境下的水質(zhì)凈化效果，探討鹽堿化對新建人工湖水生態(tài)系統(tǒng)構建和運行的影響，為濱海城市鹽堿地開發(fā)和生態(tài)建設提供借鑒。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

京津合作示范區(qū)中央公園內(nèi)新開挖的人工湖（39°20′51″—39°20′53″ N，117°56′35″—117°56′93″ E）水域面積53 820 m2，湖區(qū)最大設計水深2.4 m，最淺處為0.8 m（圖1）。氣候上屬于溫帶半濕潤大陸季風型氣候，多年平均降水量500～600 mm，70%以上的降水集中在7—8 月，年蒸發(fā)量超過1 800 mm。研究區(qū)表層土壤鹽漬化以硫酸鹽—氯化物型為主，土壤本底含鹽量較高，屬于重度鹽漬化土。

圖1 研究區(qū)采樣監(jiān)測點分布圖Fig.1 Distribution of sampling points in the study area

1.2 水生態(tài)系統(tǒng)構建方案

1.2.1 基底改良本研究采用客土置換的方法，在原有湖底開展防滲工程的基礎上，鋪設外購無鹽堿種植土。種植土鋪設完成后，采取基底翻松、病原體滅殺、潑灑土壤改良劑等措施。

1.2.2 沉水植物群落構建2020 年7 月種植沉水植物，種植總面積約4.3萬m2，包括苦草（Vallisneria natans）、金魚藻（Ceratophyllum demersum）、黑藻（Hydrilla verticillata）、竹葉眼子菜（Potamogeton wrightii）、狐尾藻（Myriophyllum verticillatum）和篦齒眼子菜（Stuckenia pectinata）等植物，在冬季來臨前少量補種伊樂藻（Elodea canadensis）。本研究選用的沉水植物均有一定的耐鹽能力，并且在天津濱海地區(qū)本土范圍均有生長。沉水植物種植期間同步開啟湖區(qū)蓄水，補水水源前期為市政自來水，后期為凈化后的潮白河河水。

1.2.3 水生動物群落構建水生動物作為調(diào)控生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構和功能變化的重要驅(qū)動力，能促進水生態(tài)系統(tǒng)良性循環(huán)。研究區(qū)在沉水植物群落構建完成后，于2020 年8 月初優(yōu)先投放無齒蚌（Anodonta）、環(huán)棱螺（Bellamya）等大型底棲動物協(xié)助凈化水質(zhì)，8 月中旬再投放烏鱧（Channa argus）、鯰魚（Silurus asotus）等肉食性魚類對湖區(qū)的魚類群落進行調(diào)控（表1）。

表1 研究區(qū)魚類及底棲動物投放情況Table 1 Distribution of fish and benthos in the study area

1.2.4 水生態(tài)系統(tǒng)的優(yōu)化調(diào)整2020 年8 月底，湖區(qū)水生態(tài)系統(tǒng)構建基本完成，進入優(yōu)化調(diào)整階段，期間除了日常湖區(qū)保潔和水位調(diào)控外，還定期在湖區(qū)開展水質(zhì)、沉積物以及沉水植物群落監(jiān)測，并開展相應的水生態(tài)系統(tǒng)優(yōu)化調(diào)整措施。2021 年4 月，結(jié)合湖區(qū)沉水植物生長狀況，減少苦草的種植面積，增加狐尾藻、黑藻、竹葉眼子菜的種植面積。2021 年秋季在湖區(qū)補種菹 草（Potamogeton crispus），以維持冬季湖區(qū)的水質(zhì)穩(wěn)定。

1.3 樣品采集與測定

基于研究區(qū)水環(huán)境特征，本研究共設置3 個采樣監(jiān)測點（圖1），結(jié)合天津當?shù)貧夂驙顩r，自2020 年8 月起至2022 年8 月，除每年12 月至次年2 月冬季封凍期外，每月中旬在研究區(qū)開展1 次水質(zhì)監(jiān)測，共采樣19 次。2020 年8 月為系統(tǒng)建設蓄水期，2020 年9 月至2022 年8 月為優(yōu)化調(diào)整期。水質(zhì)監(jiān)測時使用采水器采集水面下0.5 m 處水樣2 L，測定水中總氮（TN）、氨氮（NH4+-N）、總磷（TP）、化學需氧量（CODCr）以及含鹽量。采用堿性過硫酸鉀紫外分光光度法測定TN，采用納氏試劑分光光度法測定NH4+-N，采用鉬酸銨分光光度法測定TP，采用重鉻酸鹽法測定CODCr，采用重量法測定含鹽量。

于2020 年（9 月、11 月）、2021 年（4 月、8 月、11 月）和2022 年（4 月、8 月）在研究區(qū)開展沉積物和沉水植物群落調(diào)查。沉積物調(diào)查采樣點與水質(zhì)監(jiān)測點相同，使用抓斗式采泥器采集表層沉積物，風干后采用重量法測量沉積物中全鹽量。將研究區(qū)劃分為若干40 m×40 m 的方格，對每個方格內(nèi)的沉水植物種類、覆蓋度進行觀測統(tǒng)計并匯總。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與繪圖

本研究使用R（4.1.3）和Origin2019 軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析與繪圖，在檢驗數(shù)據(jù)分布的正態(tài)性和方差齊性后，使用ANOVA 和Kruskal-Walli 檢驗對不同時間段沉積物全鹽量和水質(zhì)數(shù)據(jù)進行差異顯著性分析，并使用Tukey HSD 檢驗和Wilcoxon 秩和檢驗進行數(shù)據(jù)的兩兩比較，以多重假設檢驗P＜0.05時認定統(tǒng)計結(jié)果的顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 沉水植物群落結(jié)構變化

2020 年9 月人工湖進入優(yōu)化調(diào)整期，沉水植物生長旺盛，初步形成了以苦草為優(yōu)勢物種的沉水植物群落結(jié)構，沉水植物總覆蓋度最大可達近90%（圖2）。2021 年初，湖面封凍開化后苦草種群生長狀況較差，出現(xiàn)葉片枯萎、根部發(fā)黑甚至死亡的現(xiàn)象。受此影響，2021 年4 月湖區(qū)沉水植物覆蓋度顯著降低，僅為53.7%。為維持人工湖水生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性，通過人工調(diào)控在原苦草生長區(qū)域補種了部分狐尾藻、黑藻和竹葉眼子菜。2021 年8 月湖區(qū)狐尾藻、黑藻和竹葉眼子菜的覆蓋度分別達22.2%、16.7%和17.6%，沉水植物總覆蓋度也恢復至73.14%。同時隨著植物群落的自我演替，湖區(qū)中篦齒眼子菜占據(jù)了部分原苦草的生態(tài)位，覆蓋度由4 月的1.1%增長至5.6%。

圖2 研究區(qū)沉水植物覆蓋度變化情況Fig.2 Change of submerged plant coverage in the study area

除了人工調(diào)控外，季節(jié)溫度變化也會對湖區(qū)內(nèi)沉水植物群落產(chǎn)生影響。2021 年11 月環(huán)境溫度降低后，湖區(qū)內(nèi)黑藻和竹葉眼子菜的覆蓋度明顯降低，而菹草和伊樂藻的覆蓋度增加。其中，菹草的覆蓋度在在2022 年4 月達到峰值，占沉水植物總覆蓋度的40.7%。隨著氣候轉(zhuǎn)暖，2022 年8 月菹草群落逐漸消退，狐尾藻、黑藻、竹葉眼子菜等覆蓋面積再度升高。整體來看，經(jīng)過植物自我演替和人工干預調(diào)整后（2021—2022 年），湖區(qū)逐漸形成了夏季以狐尾藻、黑藻、竹葉眼子菜為優(yōu)勢物種，冬春季以菹草和狐尾藻為優(yōu)勢物種的沉水植物群落結(jié)構。

2.2 沉積物全鹽量變化

系統(tǒng)構建前（2020 年5 月）人工湖原始基底沉積物為硫酸鹽—氯化物型，全鹽量達0.75%，屬于重度鹽漬化土（圖3）。通過客土置換對湖區(qū)原有基底進行改良，2020 年9 月水生態(tài)系統(tǒng)建設完成后湖區(qū)沉積物中全鹽量降低至0.21%，較改良前顯著降低了72%（P＜0.05）。在持續(xù)2 年的優(yōu)化調(diào)整期內(nèi)，湖區(qū)沉積物中全鹽量整體呈波動升高趨勢，2022年4 月最大可達0.38%，較優(yōu)化調(diào)整初期顯著增加了81%（P＜0.05）。此外，受冬季湖水結(jié)冰影響，水體中鹽分向冰下水體和沉積物中進行遷移（姜濤等,2019），因此2021 年4 月和2022 年4 月湖區(qū)封凍開化后沉積物全鹽量分別為0.34%和0.38%，較2020 年11 月均有不同程度的升高。而隨著湖區(qū)沉水植物生長與總覆蓋的增加，沉水植物生長過程可以吸收一部分沉積物中的鹽分，當年8 月沉積物全鹽量較4 月相比均有所降低，但并未達到顯著水平（P＞0.05）。

圖3 沉積物全鹽量變化情況Fig.3 Change of total salt content in sediments

2.3 水質(zhì)變化特征

2020 年8 月人工湖完成蓄水時，水體中初始TP、NH4+-N 和含鹽量均較低，但TN 和COD 含量較高，分別為1.51 mg/L 和29.7 mg/L（圖4），湖區(qū)整體水質(zhì)為地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅴ類水（GB3838-2002）。當湖區(qū)水生態(tài)系統(tǒng)構建完成后，沉水植物開始生長并吸收水體中的氮磷污染物，在持續(xù)2 年的優(yōu)化調(diào)整期內(nèi)人工湖水體中TP、TN、NH4+-N 和CODCr的平均含量為0.03 mg/L、0.80 mg/L、0.25 mg/L 和19.7 mg/L，較蓄水期分別降低65.0%、47.3%、26.6%和33.5%，平均水質(zhì)基本達到了Ⅲ類水標準。

圖4 人工湖水質(zhì)變化情況Fig.4 Changes in water quality in the artificial lake

湖區(qū)沉水植物種類調(diào)整與群落演替是影響水質(zhì)變化的主要因素。由于湖區(qū)覆蓋度最高的苦草種群出現(xiàn)衰亡，2021 年湖區(qū)TN、NH4+-N 和CODCr含量較2020 年均有明顯升高（P＜0.05），TP含量的升高雖然沒有達到顯著水平，但當年的峰值也達到了0.05 mg/L，接近Ⅲ類水標準的限值。湖區(qū)沉水植物群落結(jié)構穩(wěn)定后，植物對污染物吸收凈化能力開始恢復，2022 年人工湖NH4+-N 和CODCr含量較2021 年有顯著降低（P＜0.05）。整體來看，優(yōu)化調(diào)整期內(nèi)人工湖N、P 和有機污染物含量大致呈先升高后降低的趨勢。相比之下，湖區(qū)水體中含鹽量整體呈不斷升高的趨勢，2022年研究區(qū)水體含鹽量顯著高于2020 年和2021 年（P＜0.05），最大可達1.29g/L（圖4e）。湖區(qū)水體含鹽量的升高可能是導致湖區(qū)沉水植物群落結(jié)構變化的重要因素。

3 討論

3.1 鹽堿地區(qū)水生態(tài)系統(tǒng)的建設與運行效果

本研究采用了客土置換原有鹽堿土的方式，通過客土壓堿，可以改善原生土壤環(huán)境的物理性質(zhì)，降低土壤的pH 值和含鹽量（韓建軍,2020），滿足沉水植物的正常生長。客土置換方法簡單、見效迅速，但費用成本較高，且從長遠來看鹽分消除不徹底。受氣候環(huán)境影響，天津濱海地區(qū)土壤中鹽分易在表層聚集，而人工湖的地勢又相對較低，公園內(nèi)日常綠化灌溉活動和降水會帶動表層鹽分向下遷移（程緒江等,2021）。因此，在兩年的優(yōu)化調(diào)整期內(nèi)湖區(qū)水體和沉積物的含鹽量均呈現(xiàn)出波動升高的特征（圖3，圖4e）。

本研究通過構建沉水植物群落，在持續(xù)2 年的優(yōu)化調(diào)整期內(nèi)新建人工湖的主要水質(zhì)指標平均可達到地表水Ⅲ類水標準。耐鹽沉水植物的引入可改善營養(yǎng)鹽富集狀況，增加水體穩(wěn)定性，而植物在生長、演化過程中會對環(huán)境產(chǎn)生適應性，充分發(fā)揮生態(tài)修復功能（劉萌萌,2021）。此外，耐鹽沉水植物在生長過程中還能夠吸收一部分環(huán)境中的鹽分，起到延緩湖區(qū)鹽漬化進程的作用（林思宇等,2018）。2021 年8 月和2022 年8 月沉水植物生長旺盛時，湖區(qū)沉積物全鹽量較同年4 月均有不同程度的降低，而此時對沉水植物進行收割調(diào)控即可把鹽分轉(zhuǎn)移出系統(tǒng)，因此，建立完善的植物耐鹽體系是恢復鹽堿地生態(tài)最經(jīng)濟有效的策略（姜萬,2021）。

3.2 環(huán)境中鹽分升高對沉水植物的影響

環(huán)境中鹽度的升高會引起植物生理、結(jié)構和形態(tài)上的變化，由于沉水植物的生長周期完全處于水中，其對鹽度升高的響應往往比挺水植物等更加迅速（James et al.,2003;Moreira et al.,2023）。沉水植物的耐鹽性決定植物抵御鹽度增加的影響程度，對鹽度具有可塑性的物種更有機會成為群落中的優(yōu)勢物種（Tootoonchi et al.,2022）。在湖區(qū)鹽度較低時，苦草雖可成為人工湖沉水植物群落中的優(yōu)勢物種，但由于其對鹽度的耐受性較弱，隨著水體含鹽量的升高其生長便會受到抑制甚至死亡。而狐尾藻和篦齒眼子菜等耐鹽能力更強的物種卻可適應更廣泛的鹽度變化（Moreira et al.,2023），在湖區(qū)逐漸取代苦草成為優(yōu)勢物種。

當水體鹽度超過1 g/L 時，苦草在群落競爭中便會處于弱勢（柴夏等,2022）。但本研究中2021 年苦草生長受到抑制時，水體鹽度僅為0.49～0.67 g/L，與其他研究相比已偏低（劉曉培等,2012;賈嬌,2019）。這可能有幾方面原因：首先，Cl-、SO4-、Na+、Ca2+等多種離子的含量都會影響水體含鹽量，不同環(huán)境下水體鹽分組成上可能存在一定差異，從而導致苦草對鹽分升高響應的差異（柴夏,2022）。其次，天津地區(qū)冬季湖面封凍結(jié)冰會促進鹽分在底層水體中的積累，開春后水底較高的含鹽量會影響水體混合并延長水體分層時間，導致水體中溶解氧的有效性降低和底層水體缺氧（Ladwig et al.,2021）。這種低氧環(huán)境可能會加劇鹽脅迫對苦草的生理影響，并導致了苦草的大面積衰亡（盧姣姣等,2018）。

考慮到環(huán)境因子對沉水植物生長影響的復雜性，將來在鹽堿地區(qū)水生態(tài)系統(tǒng)建設過程中對苦草的使用應更為謹慎。同種植物在不同底質(zhì)和氣候環(huán)境下可能會表現(xiàn)出不同的耐鹽能力，外界環(huán)境因素對鹽堿環(huán)境下沉水植物分布的影響有待深入研究。

4 結(jié)論

本研究采用客土置換的方法對人工湖原有鹽堿基底環(huán)境進行改良，并選擇狐尾藻、篦齒眼子菜等耐鹽植物開展以沉水植物群落構建為核心的水生態(tài)系統(tǒng)建設。人工湖水生態(tài)系統(tǒng)建成后運行穩(wěn)定，沉水植物環(huán)境效益顯著，優(yōu)化調(diào)整期內(nèi)湖區(qū)平均水質(zhì)可以達到Ⅲ類水。經(jīng)植物自我演替和人工干預調(diào)整，人工湖逐漸形成了夏季以狐尾藻、黑藻、竹葉眼子菜為優(yōu)勢物種，冬春季以菹草、狐尾藻為優(yōu)勢物種的沉水植物群落結(jié)構。建成后的人工湖不僅可發(fā)揮調(diào)蓄水源、凈化污染、美化景觀的作用，還可為未來濱海地區(qū)人工湖建設提供很好的參考。