不同生物量苦草残体腐解对水体水质的影响

2024年1月14日发(作者：)

不同生物量苦草残体腐解对水体水质的影响

付贤钟;崔康平;藕翔;汤海燕;韦钊

【摘 要】为探究不同生物量苦草残体腐解对水体水质的影响,在实验室模拟了不同生物量条件下苦草残体腐解过程中各项水质指标的变化规律.结果表明:不同生物量的苦草残体在腐解过程中对水体水质的影响有较大差异,随着生物量的增加,苦草残体腐解对各水质指标的影响程度逐渐加大.由试验分析可知,不同生物量的苦草残体腐解对水体pH值影响不明显;对于DO而言生物量越大,水体中DO越小;随着苦草残体的腐解过程,水体中COD浓度呈上升趋势,在试验末期远高于试验初始值,而且随着生物量的增加,水体中COD浓度也不断增高;同时不同生物量苦草残体腐解过程中均会向水体中释放含氮、含磷物质,生物量越大,向水体中释放的越多.因此为避免过多的苦草残体腐解对水体造成二次污染,必须控制水体中其残留生物量.%In

order to explore effect of residues decomposition of vallisneria natans on

water quality under different biomass levels in water body,the change

regulations of water quality indexes in the decomposition process were

simulated under different biomass levels in the s showed

that effect of the residues on water quality had significant differences

under different biomass levels,and with the increase of biomass,the decay

of residues gradually deepened the degree of impact on water quality

to find that the biomass of vallisneria natans had

unconspicuous impact on pH value in water body by experimental

analysis,but ρ (DO) in water body was lower with the increase of biomass.ρ

(COD) was increased with the decay of residues and it was much higher

than initial value at the end of the increase of

biomass,ρ(COD) showed an increasing ile,the substances

contained nitrogen and phosphorus was released to water in the

decomposition process,and the greater biomass,the more release to

ore,to avoid excessive residues of vallisneria natans causing

secondary pollution to water,it was necessary to control residual biomass

in water body.

【期刊名称】《净水技术》

【年(卷),期】2018(037)001

【总页数】6页(P123-128)

【关键词】苦草;残体腐解;生物量;水质

【作 者】付贤钟;崔康平;藕翔;汤海燕;韦钊

【作者单位】合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽合肥230009;合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽合肥230009;合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽合肥230009;合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽合肥230009;合肥工业大学资源与环境工程学院,安徽合肥230009

【正文语种】中 文

【中图分类】X171

水生植物是水生生态系统的重要组成部分，能通过其生长过程中的吸收、过滤、截留等作用，主动并有效地吸收水体中的氮、磷、重金属、有机物等污染物质，对污水起到一定的净化作用［1］。水生植物通过促进微生物的生长代谢，可降解水中

大部分可生物降解有机物；通过抑制低等藻类的生长，控制富营养化的表现形式［2］。因此，培育水生植物已经成为水体污染治理和生态修复的重要途径［3］。

沉水植物作为水生生态系统的初级生产者，是水体食物链的基础，对水体理化环境有重要的作用，同时在维持水生态系统的结构和功能以及生物多样性方面也起到关键作用［4-5］。研究沉水植物腐解过程以及此过程中释放的物质对水体水质的影响，有助于充分利用沉水植物对水体的净化功能，还能有效预防沉水植物残体向水中释放的营养物质造成水体的二次污染［6］。同时，研究沉水植物腐解过程对水质影响的差异及其成因，对沉水植物管理和水质保护具有重要的现实意义［7］。此外，若沉水植物自然死亡后在水体中大量腐解，会对水体造成严重的二次污染，从而进一步恶化水体环境［8-9］。因此，在用沉水植物恢复被污染水体的过程中，需对其生物量进行合理的调控，才能达到较为理想的效果［10］。

沉水植物腐解过程及其水质效应可能因植物残体总量而不同，例如张来甲等［11］通过研究发现，不同生物量苦草在生命周期的不同阶段对水体水质的影响有较大的差异。因此本文以沉水植物苦草（Vallisneria natans）为例，通过定期对各项水质指标进行测定，进一步探索不同生物量的苦草残体在腐解过程中对水体水质的影响，以期为水生生态修复中苦草的种植密度及其残体的管理提供科学参考依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验所用沉水植物苦草取自合肥工业大学校园内斛兵塘，收集的苦草残体用高纯水漂洗去除残体表面的杂质后，将残体置于烘箱中于65℃烘干至恒重，然后再将其剪成约1 cm长的碎片，混合均匀后置于密封袋中，并置于干燥器内以备使用。试验用水均为试验室高纯水设备制取的高纯水，其pH值在7左右，ρ（余 氯）≤

0.05 mg／L，ρ（TDS）≤ 300 mg／L，ρ（COD）≤1.5 mg／L，ρ（TOC）≤2.0 mg／L。

1.2 试验设计

在室温条件下，用尼龙网将不同质量的苦草残体碎片包裹后，置于容量为1 L的烧杯中进行腐解试验。试验分为A、B、C三个工况，分别为：0.1 g／L苦草残体＋高纯水、0.2 g／L 苦草残体＋高纯水、0.4 g／L残体＋高纯水，每个工况设3个平行样。整个试验在避光条件下进行，于第 0、2、4、6、8、10、17、24、31、38、52、66 d 进行采样监测，每次取 20 mL 水样测定 COD、TN、NH3－N、TP、pH、DO 等指标。试验期间每次取完水样后，应补充适量的高纯水以保持整体水量，直至试验结束。

1.3 水质指标测定方法

水体中和COD等指标均采用国标法进行测定，具体为：NH3－N采用水杨酸－次氯酸盐光度法测定；采用酚二磺酸光度法测定采用 N－（1-萘基）－乙二胺光度法测定；TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定；TP采用钼锑抗分光光度法测定；DO和水温采用便携式溶解氧仪（HACHHQ 30 d，USA）进行测定；pH采用pH计（pH 7 110，Germany）进行测定；COD采取快速消解法进行测定；水体总碱度采用酸式滴定法进行测定［12］。

1.4 数据处理

试验所测数据作为原始数据，作图分析时各指标最终数据均取三个平行工况所得数据的平均值，使用Origin 9.1对数据进行分析作图。

2 结果与分析

2.1 不同生物量苦草残体腐解对水体pH值的影响

水体中pH值随时间的变化情况如图1所示，在试验初期各工况水体pH均呈现先下降再上升而后又下降的趋势，并在下降到最低值后于第17 d达到最大值，而且在试验末期水体的pH均高于试验初始值，但是试验组三种工况的pH差距并不是很大。这说明苦草残体的腐解对水体的pH变化有一定的影响，但是不同生物量的

苦草残体腐解对水体的pH影响不大。

图1 水体pH值随时间的变化Fig.1 Variation with Time of pH Value in Water

Body

试验初期水体pH值下降是由于在沉水植物腐烂初期，一方面植物大量衰亡，导致水体内有机物迅速增加，在微生物作用下分解并释放出CO2，导致水体中pH值下降［13］；另一方面，苦草中蛋白质含量较高，植物体中的蛋白质被微生物分解后产生大量的氨基酸，苦草中氨基酸不仅种类齐全，而且含量丰富［14］，这也导致了水体pH值的下降。随后由于氨基酸的分解导致水体酸度降低，同时苦草残体中的含氮有机物被逐步降解释放到水体，微生物在代谢过程中产生的 和胺类物质又引起 pH值上升［15］。随着试验的进行，水体中和胺类物质等经硝化反硝化等过程被消耗，pH值又逐渐降低。

2.2 不同生物量苦草残体腐解对水体ρ（DO）的影响

如图2所示，水体中DO在试验初期迅速下降，在试验第6 d时降至最小值，而后又缓慢上升，而且在不同工况中投加的苦草残体生物量越大，DO的值越小，这说明投加的生物量越大，水体中的溶解氧被消耗的越多。

图2 水体DO浓度随时间的变化Fig.2 Variation with Time of DO

Concentration in Water Body

在试验前期，由于苦草的腐烂分解是在微生物的作用下完成的，微生物迅速的降解过程消耗了水体中大量的溶解氧，因此水体中的DO浓度在试验初期迅速降低［7］；而在试验中、后期，植物腐解程度逐渐减弱，DO消耗量降低［13］，而且试验水体与空气直接接触发生复氧作用，导致水体中DO浓度又逐渐上升。在整个试验过程中，沉水植物的腐解都在进行，因此水体中的溶解氧也一直被消耗，在试验末期各工况的DO浓度均低于试验初始值。

2.3 不同生物量苦草残体腐解对水体ρ（COD）的影响

由图3可知，投加苦草残体腐解的各工况水体中COD浓度均呈缓慢上升趋势，而且在试验末期水体中的COD浓度远高于试验初始值。由不同生物量之间的比较可知，随着生物量的增加，整个试验进程中水体中COD浓度也在不断增加，而且在试验末期，生物量高的工况水体COD浓度明显高于生物量低的。由此可知，苦草的残体腐解会增加水体的COD值，而且生物量越高，对水体COD浓度影响越大。

图3 水体CODCr浓度随时间的变化Fig.3 Variation with Time of

CODCrConcentration in Water Body

相关文献表明沉水植物腐解对水体COD产生影响的变化趋势一般为先上升后下降［6-7］，而本试验结果却显示苦草的残体腐解使得水体COD浓度不断升高，原因可能是本试验用水为高纯水，其中的微生物种类和数量较少，这对于硝化菌的生长繁殖而言需时较长，导致在试验中后期苦草残体腐解产生有机物的速率要远大于微生物利用有机碳源进行自身反硝化作用的速率。

2.4 不同生物量苦草残体腐解对水体氮含量的影响

2.4.1 水体中）的变化

由图4可知，在试验初期水体中 浓度迅速上升，A工况与B工况在第10 d达到峰值，C工况在第24 d达到峰值，且各组浓度达到峰值后又逐渐下降，且在试验末期水体中 浓度与试验初始值相比几乎没有改变。对于不同生物量工况水体中的浓度而言，在整个试验过程中，随着生物量的增加浓度也在逐渐增加，且在试验中后期C工况浓度明显高于其他两组。

图4 水体浓度随时间的变化Fig.4 Variation with Time of Concentration in

Water Body

在试验初期，水体浓度迅速上升，这主要是植物残体在腐解的初期阶段被微生物快速分解时，体内的N通过氨化作用被转化为释放到水体中，而苦草体内蛋白质含量较高，进而产生较多的且随着生物量的增加，释放到水体中的 也明显增多，增

长速率也随之加快。浓度在其达到峰值后又开始下降，这主要是试验中后期氨氮转化为硝态氮使得水体浓度有所降低引起的。而对于C工况而言，N浓度在试验第24 d才达到峰值，这主要与苦草残体的生物量较高有关。在试验前期，较高生物量的苦草残体腐解向水体中释放了更多的氮，从而产生更多的，而此时水体中DO被大量消耗导致产生的不能及时经硝化作用转化为，导致 的产生速率远大于其消耗速率，因此在水体中积累并相对延迟达到峰值。

2.4.2 水体中的变化

由图5可知，各工况水体中的浓度在试验前期上升较快，而在第10 d达到峰值后又迅速下降，并于第31 d时降至最低值，直至试验末期又呈现上升趋势。与试验初始值相比，试验结束时水体中的浓度均有明显升高。在整个试验过程中，各工况水体中浓度呈现 C＞B＞A趋势，因此对于不同生物量的工况而言，生物量越高，对水体中 浓度的变化情况影响越大。

图5 水体浓度随时间的变化Fig.5 Variation with Time ofConcentration in

Water Body

试验初期，水体中浓度呈现上升趋势，这主要是由于试验初期水体中DO含量较高，水体中经氨化作用产生的无机氮再经硝化作用转化为，致使水体中浓度上升。在其达到峰值后又开始下降，这是由于残体的腐烂分解消耗了水体中大量的溶解氧，使水体中溶解氧的浓度迅速降低并一直保持在极低的浓度水平，整个水体表现为低氧或厌氧的环境，且腐解释放的有机碳源促进了水体反硝化作用的加强。而在后期，水体中浓度又逐渐增大，则是由于苦草腐解产生的有机碳源已被消耗殆尽，即便在缺氧条件下也不能进行反硝化作用。同时由水体中DO浓度随时间的变化趋势可知，在试验后期水体中DO浓度又有所回升，这为还未腐解的苦草残体进一步分解提供了良好条件，因此水体中的浓度又随着硝化作用的再次发生而有所增高，且这种现象随着生物量的增加愈加明显。

2.4.3 水体中 ρ（TN）的变化

图6为水体TN浓度随时间的变化。由图6可知，各工况水体中TN浓度均呈先上升再下降的趋势，且在试验第10 d上升至峰值。其中C工况的变化趋势尤为明显，在整个试验过程中该工况水体中TN浓度均明显高于其他两组，这说明随着生物量的增加，水体中TN浓度也在逐渐增加。

图6 水体TN浓度随时间的变化Fig.6 Variation with Time of TN

Concentration in Water Body

试验各工况水体中TN浓度呈先上升再下降的趋势，这主要是由于在试验前期随着苦草的腐烂释放出大量的营养盐，苦草体内所含的氮也不断地被释放出来，致使水体中的TN浓度变高。同时由于水体中溶解氧充足，苦草残体的生物量越高，微生物作用越明显，因腐解释放到水体中的TN浓度也越高，TN浓度得以迅速达到一个峰值。随着时间推移，由于植物腐烂耗氧致使水体溶解氧浓度维持在较低的水平，使无机氮浓度变化趋于平缓。同时水体中的氮在先后经过氨化、硝化和反硝化作用下转化成氧化亚氮和氮气进入大气，致使各工况水体中的TN浓度均有所降低［6］。

2.5 不同生物量苦草残体腐解对水体ρ（TP）的影响

水体中TP浓度随时间的变化如图7所示。由图7可知，各工况水体中的TP浓度在试验初期迅速上升，在第6 d达到峰值，然后呈下降趋势，在试验末期水体中TP的浓度均高于初始值，说明苦草残体的腐解使得水体中TP的含量有所上升。对于不同生物量的工况而言，在整个试验过程中，水体中TP的浓度随着生物量的增加而逐渐升高，且在试验结束时C工况水体中TP的浓度明显高于其他两组。

图7 水体TP浓度随时间的变化Fig.7 Variation with Time of TP Concentration

in Water Body

试验前期水体中的TP浓度迅速上升，这是由于在腐解前期苦草残体体内部分不稳

定有机物释放至水体，迅速向水体释放出磷［16-17］；而在中后期由于残体腐解处在难溶性物质分解阶段，腐解负荷相对前期较低，所以TP的浓度逐渐下降。当水体中残留的生物量很大时，极易造成水体缺氧，促使植物体厌氧分解，向水体释放大量的磷［9］，因此随着生物量的增加，苦草残体腐解后释放到水体中的磷浓度也有所升高。

3 结论

（1）随着不同生物量苦草残体的腐解，水体pH值均呈现先下降再上升而后又下降的趋势，且在试验完成时均高于试验初始值，但不同生物量苦草残体腐解对水体pH值影响不明显；水体中的DO随残体的腐解而迅速降低，而后又逐渐升高，且生物量越大，水体中DO越小。

（2）苦草残体腐解过程对水体中有机物的影响是长期的，即水体中COD浓度随苦草残体腐解一直呈现上升趋势，在试验末期远高于试验初始值，这可能与试验中后期苦草残体腐解产生有机物的速率要远大于微生物利用有机碳源进行自身反硝化作用的速率有关。而且生物量越大，水体中COD浓度越高。

（3）不同生物量的苦草残体腐解使得水体中、TN、TP浓度均呈先上升后下降的趋势，在试验末期、TN浓度较试验初始值变化不大，但TP浓度明显增高。随着生物量的增加，残体腐解对各水质指标的影响程度逐渐加大。

（4）沉水植物苦草进入衰亡期后，在一定生物量范围内，残体的腐解不会对水质造成恶劣的影响，但是仍要控制其残留生物量，以避免过多的苦草残体腐解对水体造成二次污染。

参考文献

【相关文献】

［1］曹培培，刘茂松，唐金艳，等.几种水生植物腐解过程的比较研究［J］.生态学报，2014，34（14）：3848-3858.

［2］种云霄，胡洪营，钱易.大型水生植物在水污染治理中的应用研究进展［J］.环境污染治理技术与设备，2003，4（2）：36-40.

［3］颜昌宙，许秋瑾，赵景柱，等.五里湖生态重建影响因素及其对策探讨［J］.环境科学研究，2004，17（3）：44-47.

［4］马凯，蔡庆华，谢志才，等.沉水植物分布格局对湖泊水环境N、P 因子影响［J］.水生生物学报，2003，27（3）：232-236.

［5］李文朝，陈开宁，吴庆龙，等.东太湖水生植物生物质腐烂分解试验［J］.湖泊科学，2001，13（4）：331-336.

［6］周林飞，邹飞，李颖卓.沉水植物腐解对人工湿地水质的持续影响研究［J］.水土保持学报，2013，27（6）：119-123.

［7］唐金艳，曹培培，徐驰，等.水生植物腐烂分解对水质的影响［J］.应用生态学报，2013，24（1）：83-89.

［8］Hopkinson Jr C S，Vallino J J，Nolin osition of dissolved organic matter

from the continental margin［J］.Deep Sea Research Part II：Topical Studies in

Oceanography，2002，49（20）：4461-4478.

［9］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.

［10］尚士友，申庆泰，杜健民，等.内蒙古乌梁素海沉水植物的收割工程技术［J］.湖泊科学，2004，16（2）：170-176.

［11］张来甲，叶春，李春，等.不同生物量苦草在生命周期的不同阶段对水体水质的影响［J］.中国环境科学，2013，33（11）：2053-2061.

［12］国家环境保护总局.水和废水监测分析方法［M］.4版.北京：中国环境科学出版社，2002.

［13］王博，叶春，李春华，等.初春苦草腐解过程中营养盐释放过程及规律［J］.生态与农村环境学报，2012，28（2）：171-175.

［14］王艳丽，肖瑜，潘慧云，等.沉水植物苦草的营养成分分析与综合利用［J］.生态与农村环境学报 .2006，22（4）：45-47，70.

［15］Wang Chao， WangCun， WangZe. Effects of submerged macrophytes on

sediment suspension and NH4N release under hydrodynamic conditions［J］.Journal of

Hydrodynamics，2010，22（6）：810-815.

［16］武海涛，吕宪国，杨青，等.三江平原典型湿地枯落物早期分解过程及影响因素［J］.生态学报，2007，27（10）：331-336.

［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.