太湖近岸带草藻残体分解对水质的影响

余岑涔 ，马 杰 ，许晓光 ，3，王国祥 ，3*，刘慧超

（1.南京师范大学环境学院，南京 210023；2.南京师范大学地理科学学院，南京 210023；3.江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心，江苏省环境演变与生态建设重点实验室，江苏省水土环境生态修复工程实验室，南京 210023）

受人类活动影响，我国部分湖泊富营养化严重[1-3]，藻类水华爆发（藻型富营养化）或水草疯长（草型富营养化），导致大量藻类及水草碎屑堆积腐烂。水生植物残体分解会向水体释放大量N、P等营养物质，使水体营养盐浓度在短时间内达到较高水平[4-5]。植物残体分解耗氧致使水体缺氧、水质恶化[6-7]，同时在局部水域引起“黑水团”、“湖泛”事件[8-9]，且导致沉积物中磷的内源释放量增大[5]。湖泛导致水体长时间处于厌氧还原环境，对湖泊水体及沉积物中敏感元素Fe的迁移转化过程影响极大[10-11]，沉积物中Fe的氧化和还原又对磷的释放具有重要作用[12]。在大型浅水富营养化湖泊中，蓝藻水华易受风浪、水流等因素的影响，在下风向的近岸区尤其是芦苇丛聚集。大量蓝藻水华和芦苇残体混合堆积、腐烂，对富营养化湖泊水环境质量和物质循环过程都具有重要影响。

目前，已有大量研究关注蓝藻水华堆积-衰亡过程对水体氮磷营养盐的不同形态以及浓度的影响[5，13-15]，水生植物残体分解对水质变化的影响也有诸多报道[16-18]。藻类和水生高等植物残体快速淤积形成的沉积结构较一般沉积物而言，其代谢过程有明显差异[19-21]，对此尚未见有针对性的研究报道。藻类是否会促进水生植物的分解，加快营养盐释放等问题尚未清楚。本文通过室内模拟实验，研究蓝藻、芦苇残体及其混合分解对水质的影响，为密切关注芦苇丛及近岸带漕沟等区域，及时消除蓝藻芦苇堆积，防止水源污染提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验设计

以透明塑料瓶作为试验容器（直径10 cm，高18 cm，底部密封，上部开口），瓶中加入300 g沉积物和450 mL太湖水。共设置4个试验组，分别标记为A、B、C、D，每个试验组3个平行，其中对照组A不添加植物残体，B、C、D组为处理组。根据曹勋[22]、李柯等[15]研究中的蓝藻浓度，分别添加蓝藻2 g（干重，B组），芦苇2 g（干重，C 组），蓝藻和芦苇各2 g（干重，D组）。

试验在恒温培养箱进行，控制温度为26℃±1℃，避光，模拟太湖蓝藻-芦苇残体分解过程。试验开始后，分别于第 1、2、4、7、11、16、24、31、40、51 d 进行样品采集，采用便携式探头（美国）测定水体DO、pH、EC和Eh等水质参数，采集水样测定总磷（TP）、总氮（TN）、氨氮（-N）、硝氮（-N）等指标。用蒸馏水补足蒸发流失的水量。

1.2 样品采集与处理

用比特森采泥器采集太湖沉积物样品，装入聚乙烯自封袋中保存带回；在采样点附近采集上覆水，作为实验装置填充用水。沉积物样品运回实验室后过筛，去除底栖动物和大颗粒物质，以保证样品的均质性，水样过0.45 μm滤膜去除大颗粒物质待用。将处理后的沉积物样品填充在透明塑料瓶中，再用注射器沿瓶壁缓慢添加处理后的太湖水450 mL，在室内稳定一周后再添加植物残体。

采集太湖近岸带芦苇枯萎植株，洗净，烘干后用植物粉碎机磨成粉末状；同时采集堆积的蓝藻藻浆，用清水冲洗，冷冻干燥，研磨待用。

1.3 测定方法

TN采用碱性过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定（GB 11894—1989），TP采用钼酸铵分光光度法（GB 11893—1989）测定，溶解性营养盐-NN 经0.45 μm玻璃纤维膜抽滤后，用AAC3流动水质分析仪（德国）测定；Fe2+采用邻菲啰啉分光光度法测定（HJ/T 345—2007）。

1.4 数据处理

本文运用Origin处理图表，SPSS 17.0软件进行单因素方差分析、Pearson相关性分析。

2 结果与分析

2.1 水体DO及Eh变化特征

水体溶解氧（DO）不仅影响水生生物的生存，还影响水体的自净能力，是反映生物生长状况和污染状况的重要指标。添加草藻残体后水中DO浓度和Eh值如图1所示，对照组水体DO浓度相对稳定，与各处理组之间呈极显著差异（P＜0.01）。加入植物残体24 h后，B、C、D处理组 DO浓度分别下降了 6.03、5.95 mg·L－1和 5.91 mg·L－1，究其原因是植物残体分解过程耗氧，且微生物对植物及其释放的有机物的分解同样需要消耗水中溶解氧。随着草藻残体分解速度减缓，水体DO消耗速率降低，空气中的氧气不断补充进入水体，水体DO浓度逐渐升高并趋于稳定。到实验后期，B、C、D 处理组 DO 浓度稳定在 1.29、2.53 mg·L－1和 0.34 mg·L－1。

相关性分析表明，水体ρ（DO）与氧化还原电位（Eh）呈极显著正相关关系（P＜0.01）。加入草藻残体后，各处理组Eh值迅速降低。B组在第11 d降至最低，为－166.47 mV，后逐渐升高；C组在24 h内降至－175.8 mV，试验后期稳定在53 mV；D组一直处于厌氧状态，水体Eh值最终稳定在－150 mV左右，水体具极强还原性。试验期间，对照组水体Eh值在50～120 mV之间波动。

图1 水体DO和Eh变化特征Figure1 Changes of DO concentration and Eh level in the water

图2 水体TP和Fe2+变化特征Figure2 Trends of the concentrations of TP and Fe2+in the water

2.2 水体TP、Fe2+变化特征

随着植物残体的分解，对照组水体TP含量无明显变化，维持在0.1 mg·L－1左右，与各处理组差异极显著（P＜0.01）。在试验前期，水体TP浓度显著升高，主要源于植物残体的释放。各处理组TP浓度峰值及达到峰值的时间不同，B组和D组均在第11 d达到峰值，分别为 4.26 mg·L－1和 5.75 mg·L－1。芦苇分解速度相对较慢，在第24 d达到峰值2.56 mg·L－1。B组和C组呈极显著差异（P＜0.01），达到峰值后各处理组TP含量呈逐渐下降趋势。

在强还原性条件下，沉积物中的Fe3+由于有机质的矿化等因素转化为Fe2+，铁的氧化与还原会影响沉积物中磷的释放。试验初期，各处理组Fe2+含量迅速上升，均于24 h内达到峰值，B组含量最高达到1.62 mg·L－1，增长速率为 1.53 mg·L－1·d－1，C 组和 D 组最高值分别是初始值的10倍和14倍。对照组Fe2+含量一直处在较低水平，低于0.13 mg·L－1。试验24 d后，B组和C组Fe2+含量趋于稳定，其浓度范围在0.1～0.2 mg·L－1之间。D 组 Fe2+含量在第 31 d 降至最低，为0.28 mg·L－1，试验后期略有上升。

2.3 水体N含量变化特征

加入植物残体后，各处理组TN含量呈明显上升趋势，B组和D组TN浓度与C组差异极显著（P＜0.01）。试验期间，B 组第 2 d 达到峰值 74.24 mg·L－1，增长速率为 30.00 mg·L－1·d－1，40 d 后基本稳定。C、D组TN含量分别在试验第7、2 d达到峰值32.67 mg·L－1和 79.11 mg·L－1，是初始值的 2 倍和 6 倍。B 组和 D组到达峰值时间相同，C组具延迟性，该变化与TP相似，可能是蓝藻与芦苇的腐解产物存在某种相互作用机制，促进了芦苇的分解，使蓝藻和芦苇混合体系的分解速率加快。

图3 水体TN、－N 和 －N变化特征Figure3 Trends of the concentrations of TN，－N andN in the water

表1 处理组水体营养盐的相关性分析Table1 Correlation analysis of nutrients of water from treated experiments

2.4 水体营养盐的相关性分析

分析蓝藻和芦苇残体分解过程中各营养盐之间的相关关系，有利于了解不同形态营养盐的转化规律。本研究草藻残体分解过程中水体各营养盐含量的相关关系如表1所示。

3 讨论

3.1 草藻残体分解过程水体TP、Fe2+变化特征

水生植物腐烂分解后，所含营养盐的70%以上会在短期内释放进入水体，参与水体营养盐的再循环[23]。试验初期水体TP浓度迅速升高，一方面是植物残体分解释放出大量磷营养盐，另一方面是由于厌氧条件下间隙水中的磷酸盐向上覆水迁移转化以及沉积物中Fe－P的还原释放[24－25]。随着试验的进行，植物释放的磷逐渐向底泥中迁移，水中磷含量稍有降低[26－27]。当上覆水的pH值接近中性时，水中正磷酸盐主要以和的形态存在，易与沉积物中金属元素结合[28]。本试验中性偏弱碱的水体条件有利于底质对水体磷的吸附，这是试验进行16 d后TP逐渐降低的重要原因。

沉积物中铁主要以铁锰氧化物结合态存在[11]，极强的还原环境有利于其以Fe2+的形态向上覆水释放。当pH＞6时，Fe3+、Mn4+发生水解而以铁锰氧化物的形式沉淀。太湖是典型的水体偏碱性湖泊，Fe和Mn主要以铁锰氧化物结合态的形式存在[29]。大量草藻残体形成厌氧、强还原条件，使得以铁氧化物形态存在的Fe3+转化为Fe2+，并以Fe2+释放到水体及沉积物表面。较低的氧化还原电位条件有助于Fe3+向Fe2+转化，使铁锰氧化物结合态铁转变成Fe2+，以及不溶性氢氧化铁转化成可溶态铁而析出[30]。试验后期，随着水体Eh值的升高，Fe2+浓度降低至较低水平。而D组一直处于厌氧状态，水体Eh值最终稳定在－150 mV左右，水体具极强还原性，Fe2+浓度偏高。

3.2 草藻残体分解过程水体N含量变化特征

在厌氧环境下，植物细胞破碎会释放大量颗粒有机氮（PON），经微生物作用转化为溶解性有机氮（DON），再进一步分解为溶解性无机氮（DIN）[14]。加入草藻残体后，各处理组DO浓度迅速降低，植物释放的PON在厌氧微生物作用下通过氨化作用直接生成或先转化为DON后再逐渐矿化为，同时还有一部分通过氨异化作用被还原成，这是试验初期含量迅速上升的主要原因。

试验前期水体TN浓度迅速上升，这主要是因为在分解过程中植物体内的氮不断释放出来[32]。随着时间推移，TN含量开始下降，水体处于还原环境等在反硝化作用下易被还原成N2和N2O释放到大气中，造成体系中N的减少[33]。此外碳氮比（C/N）是影响植物脱氮过程的主要因素[34]，植物残体分解向水体释放了有机质，而增加有机质含量可以增强反硝化作用[35]。TN含量有所降低。

4 结论

（1）加入草藻残体后，水体DO、Eh迅速下降，蓝藻－芦苇混合分解系统一直处于厌氧状态，水体Eh值最终稳定在－150 mV左右，水体具极强还原性。

（2）厌氧环境下间隙水中磷酸盐向上覆水迁移转化以及沉积物中Fe－P的还原释放，使水体TP和Fe2+浓度升高；B、C、D组TN含量分别于第2 d、第7 d和第2 d达到峰值，是初始值的5倍、2倍和6倍，水体无机氮以为主。

（3）近岸带蓝藻、芦苇堆积－腐烂－分解过程中向水体释放大量营养盐和有机质等物质，加剧湖泊富营养化，建议密切关注芦苇丛及近岸带漕沟等区域，避免引发水质快速恶化等问题。

[1]Zhang X J,Chen C,Ding J Q,et al.The 2007 water crisis in Wuxi,China：Analysis of the origin[J].Journal of Hazardous Materials,2010,182（1/2/3）：130－135.

[2]Deng D G,Xie P,Zhou Q,et al.Studies on temporal and spatial variations of phytoplankton in Lake Chaohu[J].Journal of Integrative Plant Biology,2007,49（4）：409－418.

[3]秦伯强.长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探[J].湖泊科学,2002,14（3）：193-202.

QIN Bo-qiang.Occurrence mechanism and control approach of eutrophication in shallow lakes of the middle and lower reaches of the Yangtze River[J].Journal of Lake Sciences,2002,14（3）：193-202.

[4]杨文斌,王国祥,王 刚.菹草衰亡腐烂对水质持续性影响试验研究[J].安全与环境学报,2010,10（2）：90-92.

YANG Wen-bin,WANG Guo-xiang,WANG Gang.Potamogetoncrispus experimental study of influence of decay on the decline of sustainable water quality[J].Journal of Safety and Environment,2010,10（2）：90-92.

[5]朱梦圆,朱广伟,王永平.太湖蓝藻水华衰亡对沉积物氮、磷释放的影响[J].环境科学,2011,32（2）：409-415.

ZHU Meng-yuan,ZHU Guang-wei,WANG Yong-ping.Influence of scum of algal bloom on the release of N and P from sediments of Lake Taihu[J].Environmental Science,2011,32（2）：409-415.

[6]Juliettel S,Gregl B,Paulv Z.A review of cyanobacterial odorous and bioactive metabolites：Impacts and management alternatives in aquaculture[J].Aquaculture,2008,280（1/2/3/4）：5-20.

[7]强蓉蓉,王国祥,张利民,等.凤眼莲死亡对湖泊水质的持续性影响分析[J].中国环境监测,2005,21（1）：24-27.

QIANG Rong-rong,WANG Guo-xiang,ZHANG Li-min,et al.The continuous effects of decaying Eichhornia crassipes on water quality[J].Environmental Monitoring in China,2005,21（1）：24-27.

[8]Feng Z Y,Fan C X,Huang W Y,et al.Microorganisms and typical organic matter responsible for lacustrine"black bloom"[J].Science of the Total Environment,2014,470/471：1-8.

[9]刘国锋,何 俊,范成新,等.藻源性黑水团环境效应：对水-沉积物界面处 Fe、Mn、S 循环影响[J].环境科学,2010,31（11）：2652-2660.

LIU Guo-feng,HE Jun,FAN Cheng-xin,et al.Environment effects of algae-caused black spots：Impacts on Fe-Mn-S cycles in water-sediment interface[J].Environmental Science,2010,31（11）：2652-2660.

[10]申秋实,邵世光,王兆德,等.风浪条件下太湖藻源性“湖泛”的消退及其水体恢复进程[J].科学通报,2012,57（12）：1060-1066.

SHEN Qiu-shi,SHAO Shi-guang,WANG Zhao-de,et al.Fade and recovery process of algae-induced black bloom in Lake Taihu under different wind conditions[J].Chinese Science Bulletin,2012,57（12）：1060-1066.

[11]刘国锋,钟继承,何 俊,等.太湖竺山湾藻华黑水团区沉积物中Fe、S、P 的含量及其形态变化[J].环境科学,2009,30（9）：2520-2526.

LIU Guo-feng,ZHONG Ji-cheng,HE Jun,et al.Effects of black spots ofdead-cyanobacterialmatsonFe-S-Pcycling in sediments of Zhushan Bay,Lake Taihu[J].Environmental Science,2009,30（9）：2520-2526.

[12]Rozan T F,Taillefert M,Trouwborst R E,et al.Iron-sulfur-phosphorus cycling in the sediments of a shallow coastal bay：Implications for sediment nutrient release and benthic macroalgal blooms[J].Limnology&Oceanography,2002,47（5）：1346-1354.

[13]孔 明,张 路,尹洪斌,等.蓝藻暴发对巢湖表层沉积物氮磷及形态分布的影响[J].中国环境科学,2014,34（5）：1285-1292.

KONG Ming,ZHANG Lu,YIN Hong-bin,et al.Influence of algae bloom on distribution of total and speciation of nitrogen and phosphorus in the surface sediments from Lake Chaohu[J].China Environmental Science,2014,34（5）：1285-1292.

[14]尚丽霞,柯 凡,李文朝,等.高密度蓝藻厌氧分解过程与污染物释放实验研究[J].湖泊科学,2013,25（1）：47-54.

SHANG Li-xia,KE Fan,LI Wen-zhao,et al.Laboratory research on the contaminants release during the anaerobic decomposition of highdensity cyanobacteria[J].Journal of Lake Sciences,2013,25（1）：47-54.

[15]李 柯,关保华,刘正文.蓝藻碎屑分解速率及氮磷释放形态的实验分析[J].湖泊科学,2011,23（6）：919-925.

LI Ke,GUAN Bao-hua,LIU Zheng-wen.Experiments on decomposition rate and release forms of nitrogen and phosphorus from the decomposing cyanobacterial detritus[J].Journal of Lake Sciences,2011,23（6）：919-925.

[16]戚美侠,王红萍,陈 杰.冬、春季芦苇（Phragmites australis）和狭叶香蒲（Typha angustifolia）的腐解过程及其对水质的影响[J].湖泊科学,2017,29（2）：420-429.

QI Mei-xia,WANG Hong-ping,CHEN Jie.Decomposition of Phragmites australis and Typha angustifolia and their effects on the water quality in winter and spring[J].Journal of Lake Sciences,2017,29（2）：420-429.

[17]叶 春,王 博,李春华,等.沉水植物黑藻腐解过程中营养盐释放过程[J].中国环境科学,2014,34（10）：2653-2659.

YE Chun,WANG Bo,LI Chun-hua,et al.Nutrient release process during decomposition of submerged macrophytes（Hydrilla verticillata Royle）[J].China Environmental Science,2014,34（10）：2653-2659.

[18]潘慧云,徐小花,高士祥.沉水植物衰亡过程中营养盐的释放过程及规律[J].环境科学研究,2008,21（1）：64-68.

PAN Hui-yun,XU Xiao-hua,GAO Shi-xiang.Study on process of nutrition release during the decay of submerged macrophytes[J].Research of Environmental Sciences,2008,21（1）：64-68.

[19]王国祥,马向东,常 青.洪泽湖湿地：江苏泗洪洪泽湖湿地国家级自然保护区科学考察报告[M].北京：科学出版社,2014：144-147.

WANG Guo-xiang,MA Xiang-dong,CHANG Qing.Hongze Lake Wetland：Scientific investigation report of National Nature Reserve of Hongze Lake Wetland in Sihong,Jiangsu[M].Beijing：Science Press,2014：144-147.

[20]谷孝鸿,张圣照,白秀玲,等.东太湖水生植物群落结构的演变及其沼泽化[J].生态学报,2005,25（7）：1541-1548.

GU Xiao-hong,ZHANG Sheng-zhao,BAI Xiu-ling,et al.Evolution of community structure of aquatic macrophytes in East Taihu Lake and its wetlands[J].Acta Ecologica Sinica,2005,25（7）：1541-1548.

[21]张圣照,千金良.东太湖水生植被及其沼泽化趋势[J].植物资源与环境学报,1999,8（2）：1-6.

ZHANG Sheng-zhao,QIAN Jin-liang.Succession of hydrophytic vegetation and swampy tendency in the East Taihu Lake[J].Journal of Plant Resources and Environment,1999,8（2）：1-6.

[22]曹 勋.草藻残体分解过程及其对水质的影响[D].南京：南京师范大学,2015.

CAO Xun.The decomposition processes of higher aquatic plants and algae on the water quality[D].Nanjing：Nanjing Normal University,2015.

[23]Shilla D,Asaeda T,Fujino T,et al.Decomposition of dominant submerged macrophytes：Implications for nutrient release in Myall Lake,NSW,Australia[J].Wetlands Ecology and Management,2006,14（5）：427-433.

[24]陈国元,赵 超.不同浓度NH3对富营养化湖泊水体硝化作用的影响[J].水生态学杂志,2011,32（6）：52-56.

CHEN Guo-yuan,ZHAO Chao.Effects of different concentrations of NH3on nitrification in eutrophic lakes[J].Journal of Hydroecology,2011,32（6）：52-56.

[25]韩沙沙,温琰茂.富营养化水体沉积物中磷的释放及其影响因素[J].生态学杂志,2004,23（2）：98-101.

HAN Sha-sha,WEN Yan-mao.Phosphorus release from sediments of eutrophic water and its influencing factors[J].Chinese Journal of Ecology,2004,23（2）：98-101.

[26]张 智,刘亚丽,段秀举.湖泊底泥磷释放影响因素显著性试验分析[J].植物资源与环境学报,2006,15（2）：16-19.

ZHANG Zhi,LIU Ya-li,DUAN Xiu-ju.Research on remarkable affecting factors of phosphorus releasing from sediment in Shuanglong Lake[J].Journal of Plant Resources and Environment,2006,15（2）：16-19.

[27]Royer T V,Monaghan M T,Minshall G W.Processing of native and exotic leaf litter in two Idaho（U.S.A.）streams[J].Hydrobiologia,1999,400：123-128.

[28]俞振飞.沉水植物衰亡对上覆水和沉积物之间磷含量再分配的影响[D].南京：南京师范大学,2012.

YU Zhen-fei.The effect of submerged macrophyte on phosphorus reallocation between water and sediment in the decomposition period[D].Nanjing：Nanjing Normal University,2012.

[29]孙慧卿,王 平,江和龙.不同模拟条件下太湖沉积物-水界面磷行为的研究[J].环境科学与技术,2012,35（5）：141-146.

SUN Hui-qing,WANG Ping,JIANG He-long.Behavior of phosphorus in interface of sediment-overlying water in Taihu Lake under different simulative conditions[J].Environmental Science&Technology,2012,35（5）：141-146.

[30]李 真,黄民生,何 岩,等.铁和硫的形态转化与水体黑臭的关系[J].环境科学与技术,2010,33（增刊）：1-3,7.

LI Zhen,HUANG Min-sheng,HE Yan,et al.The relationship between the form transformation of iron and sulfur and the black-odor water body[J].Environmental Science&Technology,2010,33（Suppl）：1-3,7.

[31]Downes M T.Aquatic nitrogen transformations at low oxygen concentrations[J].Applied&Environmental Microbiology,1988,54（1）：172-175.

[32]Reddy K R,Sacco P D.Decomposition of water hyacinth in agricultural drainage water[J].Journal of Environmental Quality,1981,10（2）：228-234.

[33]Smith R.Limnology：Inland water ecosystems[J].Freshwater Science,2002,21（2）：346-347.

[34]Ghyoot W,Vandaele S,Verstraete W.Nitrogen removal from sludge reject water with a membrane-assisted bioreactor[J].Water Research,1999,33（1）：23-32.

[35]曾 巾,杨柳燕,肖 琳,等.湖泊氮素生物地球化学循环及微生物的作用[J].湖泊科学,2007,19（4）：382-389.

ZENG Jin,YANG Liu-yan,XIAO Lin,et al.Biogeochemical cycling of nitrogen in lakes and the role of microorganisms in conversion of nitrogen compounds[J].Journal of Lake Sciences,2007,19（4）：382-389.

[36]马 培,李新艳,王华新,等.河流反硝化过程及其在河流氮循环与氮去除中的作用[J].农业环境科学学报,2014,33（4）：623-633.MA Pei,LI Xin-yan,WANG Hua-xin,et al.Denitrification and its role in cycling and removal of nitrogen in river[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33（4）：623-633.

[37]刘 波,王文林,凌 芬,等.曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟[J].生态学报,2012,32（23）：7270-7279.

LIU Bo,WANG Wen-lin,LING Fen,et al.Characterization of ammonia volatilization from polluted river under aeration conditons：A simulation study[J].Acta Ecologica Sinica,2012,32（23）：7270-7279．