山东省东平湖菹草(Potamogeton crispus)腐烂过程中水体温室气体溶存浓度及扩散通量变化

邓焕广，刘 涛，鲁长娟，张 菊，曹起孟，姚 昕

(1：聊城大学环境与规划学院，聊城 252000)(2：山东省德州市自然资源局，德州 253073)

沉水植物作为湖泊生态系统的初级生产者，在维持生态系统结构和功能及生物多样性等方面具有重要作用[1]. 沉水植物对水中营养物具有较好的吸收作用[2]，但其衰亡后腐烂分解，一方面消耗溶解氧，释放C、N、S、P等物质，改变水体理化性质[3-4]，另一方面，营养物质的释放可为微生物活动提供物质基础，也为CO2、CH4和N2O等主要温室气体产生的底物需求提供了质量和数量保障，可影响温室气体的产生和排放[5-7]，但沉水植物衰亡后腐烂分解对水体温室气体产生和排放的影响还鲜有报道. 当前已有关于水生植物对温室气体影响的研究多集中于植物生长对水体中温室气体含量和水-气界面间扩散通量的影响[8-12]，较少关注植物衰亡过程中温室气体的产生和排放，且已有部分主要基于室内模拟研究[13]，而缺乏现场研究结果，同时对沉积物-水界面间温室气体的扩散影响关注不够[14]，没有系统地对水体沉积物-水-气界面间温室气体的迁移进行探讨. 因此，研究沉水植物衰亡腐烂过程中水体沉积物-水-气界面间温室气体产生和排放对于全面了解水体温室气体的来源和评估水体对大气温室气体的贡献具有重要的科学意义.

近年来，对富营养化水体具有较强适应能力和净化作用的沉水植物——菹草(Potamogetoncrispus)已成为北方水体水生植物的优势种，菹草于每年6月初会发生集中衰亡，衰亡过程中伴随着营养元素的大量释放，易导致水体理化性质变化和二次污染[3,15]，并促进微生物反应，影响水体中温室气体的产生、溶存和界面间的扩散. 东平湖是山东省第二大湖泊，为典型草型湖泊，菹草是其优势种之一，5月份衰亡前覆盖面积可达水面的80%以上[16]，而关于菹草腐烂分解对东平湖温室气体产生和排放的影响还未见报道. 因此，于2016年5-7月(菹草衰亡前后)分7次对东平湖上覆水和孔隙水中温室气体的溶存浓度进行现场采样监测，结合菹草腐烂分解规律和水体环境理化性质探讨上覆水和孔隙水中温室气体溶存的影响因素，并探究菹草腐烂过程中温室气体在沉积物-水-气界面间的扩散规律，以期为深入理解水生植物衰亡对水体温室气体排放的影响提供科学数据支撑和理论参考.

1 材料与方法

1.1 采样区域概况

东平湖地处山东省西南部，属暖温带大陆性半湿润季风气候区，常年有水面积为209 km2，平均水深为2～3 m，是黄河下游仅存的天然湖泊和中国东部地区典型的浅水湖泊，也是南水北调东线工程的主要调蓄湖和山东省西水东输项目的水源地；1979-1999年，东平湖水生植物物种多样性减少，生物量下降，群落结构趋于简单，呈衰退现象[17]，2003-2004年菹草为伴生种[18]，2008年成为优势种群[16]. 据本课题组2016年5月全湖现场调查数据，菹草衰亡前湿生物量为0.87～4.90 kg/m2，平均值为2.63 kg/m2，略低于张金路等2008年5月的调查结果(平均值为3.27 kg/m2，最大生物量达到5.33 kg/m2)[16].

图1 东平湖及其采样点位置Fig.1 Location of Lake Dongping and the sampling site

1.2 样品采集与分析

于2016年5月17日，在东平湖北部湖区的典型菹草区(水深0.6 m)(图1)采集即将衰亡的整株菹草样品(菹草形态见图2a)，带回实验室后，挑净杂物，用超纯水洗净，置于阴凉通风处自然风干后，整株装入100目尼龙分解袋中(图2b)，每袋15 g，每组设3个平行，共设9组. 于2016年5月21日(菹草即将大面积衰亡前)将分解袋随机投放到采样区域并固定(图2c)，并在投放后第1、5、9、13、18、23、30、36、44天各取回一组(3个)，带回实验室后用自来水和去离子水洗去表面附着物，70℃恒重后称重计算干物质残留率.

图2 菹草分解实验照片及有机玻璃采样管示意图：(a)菹草形态图，(b和c)菹草分解实验图，(d)有机玻璃采样管示意图Fig.2 Photographs of decomposition experiment of Potamogeton crispus and sketch map of the plexiglass sampling tube

1.3 数据处理与统计

采用二次指数模型对菹草干物质残留率进行拟合[3]：

(1)

式中，Wt为t时刻的残留干量(g)，W0为菹草初始干量(g)，A和1-A分别为初始干菹草中快速分解和慢速分解组分的比例，k1和k2分别为快速和慢速分解组分的分解常数(d-1).

上覆水中温室气体溶存浓度(CW)的计算公式为[8]：

CW=((CAl-CA)VAl+α·CAl·VW)/VW

(2)

式中，CAl为有机玻璃采样管中水-气交换达到平衡时顶空气体样品中温室气体浓度(μmol/L或10-6v/v)，CA为采样点现场大气中温室气体浓度(μmol/L)，VAl和VW分别为采样管内顶空空气和水样体积(L)，α为布氏系数(mol/L).

水-气界面温室气体的扩散通量(F)(μmol/(m2·h))采用双层模型计算[8,19]，正值代表向空气扩散，负值为进入上覆水，计算公式为：

F=k·ΔC=K(CW-CA)

(3)

式中，ΔC为水-气界面温室气体浓度差值(μmol/L)；k为扩散系数，计算公式为：k=1.91e0.35μ(Sc/600)-1/2，μ为现场10 m高处风速(m/s)，Sc为施密特数，为水的运动黏度(v)与气体分子扩散系数(D)之比. 风速数据来源于东平县气象局观测站，该观测站位于稻屯洼湿地公园南边界处(35°56′N，116°24′E)，距东平湖东岸仅为13 km，周围为种植小麦等低矮作物的农田，地势开阔，没有高大的植物及建筑物，与东平湖开阔的下垫面相似，基本能够代表湖面的风速状况，风速观测高度为10 m.

孔隙水中气体浓度根据泥水混合液中气体浓度、曝气超纯水中气体浓度空白值及表层沉积物含水量计算获得，沉积物-水界面扩散通量根据0～1 cm深度沉积物孔隙水和上覆水体中温室气体浓度差值，应用Fick第一定律计算(公式(4))计算[19]，正值代表向上覆水扩散，负值代表进入孔隙水.

FS-W=Ds·ΔC/ΔZ=Ds(CP-CW)/ΔZ

(4)

式中，FS-W是沉积物-水界面的气体扩散通量(μmol/(cm2·s))，Ds是气体的有效扩散系数(cm2/s)，ΔC是界面间气体浓度差(μmol/cm2)；ΔZ是扩散距离(cm)；CP是沉积物孔隙水中气体浓度(μmol/cm2)；CW是上覆水中的气体浓度(μmol/cm2). 其中扩散系数Ds根据水体中气体扩散系数和沉积物孔隙度进行校正，公式为：Ds=DW·φ2，DW是水体中的气体扩散系数(cm2/s)；φ是沉积物孔隙度.DW在环境温度为 0～35℃范围内根据与温度相关的经验公式进行计算. 扩散通量单位最后均转化为μmol/(m2·h).

数据的统计分析采用软件Excel 2013和SPSS 18.5完成，各参数间相关性分析采用Pearson相关进行分析检验，图形采用软件Origin 2015绘制.

2 结果

2.1 东平湖菹草腐烂分解规律

图3 菹草分解过程中干物质残留率动态及其指数模拟Fig.3 Dynamic of dry mass remained in Potamogeton crispus during its decomposition

菹草腐烂分解过程整体上呈现初期(前23天)为快速衰减阶段，随后进入慢速分解阶段，衰减速率变缓(图3). 菹草残留的干物质量在第30天有所上升，然后趋于稳定，这可能与在慢速分解阶段湖水中藻类、细菌和有机碎屑等吸附在菹草残留物中使其质量增加有关[4]. 二次指数模型对菹草残留率的拟合度高(R2=0.991)，由该拟合方程可得(图3)，菹草易分解组分占比为83.3%，分解速率k1为0.054 d-1，慢分解组分比例为16.7%，分解速率k2为0.022 d-1.

2.2 菹草腐烂分解过程中水体理化性质的变化

图4 菹草腐烂期间上覆水理化指标的变化Fig.4 Changes of the physicochemical properties of surface water during the decomposition of Potamogeton crispus

图5 菹草腐烂期间表层沉积物理化指标的变化Fig.5 Changes of the physicochemical properties of surface sediment during the decomposition of Potamogeton crispus

2.3 上覆水中温室气体溶存浓度与水-气界面扩散通量的变化

菹草腐烂分解期间上覆水中温室气体的溶存浓度与扩散通量的变化趋势较为一致(图6). N2O浓度和扩散通量均呈现先降低后上升的变化趋势；其中，上覆水N2O浓度在0～29.16 nmol/L之间，平均浓度为10.05 nmol/L，与夏季太湖水中浓度(11.18 nmol/L)[28]基本相当，略低于鄱阳湖水体浓度(32.57±17.35 nmol/L)[29]，水-气界面N2O扩散通量在-0.39～1.24 μmol/(m2·h)之间，均值为0.15 μmol/(m2·h)，第8～14天快速分解期间为负值，表现为从大气中吸收N2O，但值较低. CH4浓度和扩散通量在菹草腐烂前期变化不显著，但在后期均有显著上升；其中，CH4浓度在0.23～2.23 μmol/L之间，均值为0.59 μmol/L，高于夏季太湖水中浓度(0.18 μmol/L)[28]，扩散通量在10.71～123.29 μmol/(m2·h)之间，平均值为31.15 μmol/(m2·h)，均表现为扩散进入空气. CO2浓度和扩散通量随着菹草腐烂分解持续升高，至第8天达到峰值后迅速降低，并于快速分解结束后趋于稳定；CO2浓度在22.09～307.87 μmol/L之间，均值为134.21 μmol/L，高于夏季太湖水体中浓度(32.72 μmol/L)[28]，扩散通量在469.2～13566.0 μmol/(m2·h)之间，均值为5862.9 μmol/(m2·h)，均表现为扩散进入空气. 由此可见，菹草腐烂分解期间，上覆水中各温室气体的浓度和排放通量均表现为CO2> CH4> N2O，整体表现为大气温室气体的“源”，并以碳排放为主，CO2和CH4的排放分别集中在腐烂的前期和后期.

图6 菹草腐烂过程中上覆水中温室气体浓度及扩散通量的变化Fig.6 Greenhouse gas concentrations in surface water and diffusion fluxes at water-air interface during the decomposition of Potamogeton crispus

2.4 沉积物孔隙水中温室气体溶存浓度及沉积物-水界面扩散通量的变化

如图7所示，表层沉积物孔隙水中温室气体的浓度与扩散通量除CH4外，变化趋势存在着一定的差异. 其中，N2O浓度在14.0～55.6 nmol/L之间，在快速和慢速分解阶段分别出现极大值(22.7和55.6 nmol/L)，呈现先升高后降低再快速升高然后降低的变化趋势，而沉积物-水界面N2O扩散通量在-0.20～0.59 μmol/(m2·h)之间，呈前期缓慢增加后迅速降低的变化趋势，且主要表现为向上覆水中扩散. CH4浓度和扩散通量分别在3.02～75.7 μmol/L和16.2～517.0 μmol/(m2·h)之间，两者变化趋势较为一致，表现为腐烂前期略有下降，从第8天开始上升，第37天后迅速升高，为初始值的6.0～10.0倍，且均表现为向上覆水中扩散. CO2浓度在32.7～253.8 μmol/L之间，表现为波动下降的变化趋势；扩散通量在-1234.5～1331.1 μmol/(m2·h)之间，在菹草腐烂开始后迅速降低，表现为向孔隙水中扩散，直到腐烂后期(第20天)再次转变为向上覆水中扩散.

图7 菹草腐烂过程中表层沉积物孔隙水中温室气体浓度及沉积物-水界面通量的变化Fig.7 Greenhouse gas concentration in pore water and diffusion fluxes at sediment-water interface during the decomposition of Potamogeton crispus

2.5 环境因子、温室气体溶存浓度及各界面通量间的相关关系

在东平湖菹草腐烂期间，上覆水中N2O和CH4浓度及其水-气界面通量与水温均呈显著正相关关系(P<0.05)，而CO2与水温呈极显著负相关关系(P<0.01)；上覆水中N2O浓度与水体DO浓度呈显著负相关关系；上覆水中各温室气体浓度与其水-气界面通量均呈极显著正相关关系；N2O和CH4浓度及其水-气界面通量间具有显著正相关关系(表1). 沉积物孔隙水中仅CH4浓度和沉积物-水界面扩散通量与水温呈显著正相关关系，且CH4浓度与沉积物-水界面扩散通量呈极显著正相关关系(表2).

表1 上覆水中温室气体浓度和水-气界面通量与理化指标间的Pearson相关系数

表2 孔隙水中温室气体浓度和沉积物-水界面通量与沉积物理化指标间的Pearson相关系数

3 讨论

3.1 菹草腐烂过程中温室气体的产生与扩散

菹草腐烂分解会导致水体理化性质发生变化，如pH的变化及还原环境的发展，并释放出营养盐等物质[3]，同时也促进异养微生物的生长[30]，加速碳氮转化，使温室气体浓度发生变化，从而影响其源汇效应[5, 31].

CH4和CO2分别是在厌氧和好氧下有机质矿化的最终产物. 生物腐烂分解向水体中释放的大量有机物质在微生物作用下发生矿化，同时，沉降在沉积物表面的残体也在微生物作用下分解，产生CO2和CH4[5,13]. 在生物体衰亡分解过程中，沉积物是CH4产生的主要场所[5]，沉积物产生的CH4并不是全部释放到大气中，部分在上覆水中向上迁移的过程中被多种作用损耗，如被O2氧化、厌氧氧化等[35]. 本研究中上覆水中CH4浓度和水-气界面扩散通量在菹草腐烂前期变化不明显，后期迅速上升，这是由于菹草前期快速分解过程中释放的易分解有机质溶于上覆水中，DO浓度较高，不具备生成CH4的条件[8]，腐烂后期通量显著增加是由于难降解有机物沉积到沉积物表面，既增加了沉积物的有机质含量又形成厌氧环境，在温度上升时微生物活性增加；由于在菹草腐烂过程中CH4沉积物-水界面通量均大于水-气界面(图6，图7)，因此沉积物是CH4的主要来源，并且在上覆水的扩散中存在着CH4的损耗. 上覆水中CO2浓度和水-气界面扩散通量在菹草衰亡前由于其光合作用均较低，菹草腐烂后快速分解过程中释放的易分解有机质好氧分解产生CO2[36]，使上覆水中浓度和水-气界面通量快速上升，在第8天左右达到峰值，随着其他水生植物的生长，光合作用增强，导致水中CO2溶存浓度降低并趋于稳定；在淡水湖泊中沉积物孔隙水中CO2受氢营养性产CH4过程的影响而浓度降低[37]，使上覆水中CO2向沉积物中扩散，而后期沉积的菹草残留物分解使CO2再次扩散进入上覆水；在整个腐烂过程中CO2水-气界面扩散通量多大于沉积物-水界面通量，说明上覆水中有机碳矿化是CO2的主要来源之一[5].

3.2 环境因子对菹草腐烂期水体温室气体溶存浓度和界面通量的影响

温室气体的产生和扩散多与上覆水和沉积物的理化性质有关[5,8,35]，在本研究中，3种温室气体的产生和排放与水体大多数理化指标不存在显著相关关系，可能是菹草腐烂分解过程中物质的释放干扰导致的.

上覆水中N2O浓度和水-气界面通量与水温均呈显著正相关关系，水温可通过影响菹草分解速率使水体营养盐浓度升高和DO浓度降低，从而影响硝化、反硝化作用，进而影响N2O的产生；还可通过影响微生物活性和气体溶解度，间接影响水中N2O浓度[38]. N2O浓度与DO浓度呈显著负相关关系，这是由于随菹草腐烂分解，导致残体周围水中DO浓度降低，有利于沉积物反硝化作用发展，导致N2O浓度增加，与其他研究一致[39]. 沉积物-水界面通量与孔隙水中N2O浓度呈非显著性正相关关系(表2，R=0.731)，说明孔隙水中N2O浓度是控制其界面扩散的主要因素之一.

上覆水中CH4浓度与水温呈显著正相关关系，温度上升会直接促进甲烷产生菌活性[40]；另一方面温度上升也会加快菹草腐烂速率，导致水体中DO浓度降低，厌氧条件也会促进甲烷产生菌活性增强，从而导致浓度增加，同时使在水体中CH4浓度与DO浓度变化多表现出显著负相关关系[41]，但在本研究中水体CH4浓度与DO浓度呈非显著正相关关系，相关性较低(表1，R=0.271)，这可能与菹草腐烂分解和物质释放干扰有关. 在碳、氮污染较为严重的水体中，N2O和CH4的溶存浓度呈正相关关系[42]，本研究中两者浓度及其水-气界面扩散通量均呈显著正相关关系(表1)，可能与菹草腐烂过程中大量碳氮元素的释放促进了反硝化作用和产甲烷作用的发展有关，说明N2O和CH4可能具有同源性，均来源于菹草分解释放元素的转化；同时CH4与 N2O浓度及通量均与水温呈显著正相关关系(表1)，说明水温也是影响二者产生和扩散的共同因子.

湖水中CO2浓度仅与水温呈极显著负相关关系(表1). 在菹草腐烂过程中，湖水中DO浓度相对较高，有机质分解释放大量CO2[43]，导致水中CO2浓度上升；水温上升降低了CO2在水中的溶解度，同时菹草残留物沉积在沉积物表面腐烂分解过程中会利用CO2产生CH4[44]，这些都会导致水中 CO2浓度降低[8]，从而使CO2浓度与水温呈负相关关系. 孔隙水中CO2浓度与沉积物-水界面扩散通量呈正相关关系但不显著(表2，R=0.387)，主要是由于沉积物-水界面扩散通量取决于其界面间两介质中的浓度梯度，孔隙水与上覆水中CO2浓度的变化规律不一致导致浓度梯度的变化，因此导致孔隙水中浓度与沉积物-水界面扩散通量间相关关系不显著；而上覆水中CO2浓度与水-气界面扩散通量呈显著正相关关系(表1)，说明水体向空气中扩散的CO2既来源于上覆水中有机物矿化也来源于沉积物中有机物的矿化作用[44-45]，但在菹草腐烂分解的过程中以上覆水中有机物的矿化作用为主.

4 结论

2)菹草腐烂过程中，各温室气体的浓度和水-气界面扩散通量均表现为CO2> CH4> N2O，整体表现为大气温室气体的“源”，并以碳排放为主，CO2和CH4的排放分别集中于腐烂的前期和后期；沉积物-水界面N2O 和 CH4扩散通量均表现为向上覆水中扩散；CO2在腐烂初期表现为向孔隙水中扩散，后期则相反.

3)水温是影响菹草腐烂过程中水体温室气体浓度及其水-气界面通量的主要因子；孔隙水中N2O和CH4浓度是控制其沉积物-水界面扩散通量的重要因素；上覆水中CO2具有多源性，但以上覆水中有机物的矿化为主，而CH4则主要来自于沉积物中有机物的矿化.