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。

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(NH₄⁺-N)、硝氮(NO₃^--N)等指标。用蒸馏水补足蒸发流失的水量。

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。

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NH₄⁺-N、NO₃^--N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)。

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。

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。

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

图选项

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

图选项

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。

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。

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。

蓝藻-芦苇残体衰亡过程中NH₄⁺-N的变化趋势如图 3b所示，和TN变化趋势较为一致。相关性分析表明，水体TN含量与NH₄⁺-N具极显著正相关关系(P < 0.01)。试验初期NH₄⁺-N浓度呈迅速上升趋势，31 d后趋于稳定。B组NH₄⁺-N浓度于第1 d达到峰值45.93 mg·L^-1，C组在试验的前4 d呈上升趋势，增长速率为3.29 mg·L^-1·d^-1，D组在2 d内NH₄⁺-N含量增长至53.05 mg·L^-1。由图 3c可知，试验期间各组NO₃^--N含量均维持在较低水平。水体无机氮以NH₄⁺-N为主。

图 3 水体TN、NH4+-N和NO3--N变化特征 Figure 3 Trends of the concentrations of TN, NH4+-N and NO3--N in the water

图选项

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。

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

表选项

B组TP、TN和NH₄⁺-N间呈极显著正相关关系(P < 0.01)，NO₃^--N与其他因子呈显著负相关；C组各因子间相关性较弱，水体TP和NO₃^--N呈显著正相关(P < 0.05)；D组除NO₃^--N外，各因子间具极显著正相关关系(P < 0.01)，表明水体营养盐具同源性，且TP与TN、TN与NH₄⁺-N的相关性高于B组。各处理组NH₄⁺-N与TN呈极显著正相关关系(P < 0.01)，进一步说明了草藻残体分解过程中水中无机氮的主要存在形态是NH₄⁺-N，水体氮素主要以无机氮的形式存在。

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HPO₄^2-和H₂PO₄^-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。

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NH₄⁺-N或先转化为DON后再逐渐矿化为NH₄⁺-N，同时还有一部分NO₃^--N通过氨异化作用被还原成NH₄⁺-N^[31]，这是试验初期NH₄⁺-N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，NO₂^--N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。

试验第16 d，NH₄⁺-N浓度显著降低，同时水体NO₃^--N浓度小幅上升，这是因为水体溶解氧的回升促进了水体硝化作用。一般认为硝化作用需要氧气，在低氧状态下，硝化作用受到抑制，但有研究发现当水体中硝酸盐氮浓度较低时，硝化作用将会加强，生成硝酸盐氮为反硝化提供条件，反硝化过程和硝化过程是相互耦合的^[36]，而且在低溶氧状态下，这种耦合关系更强。蓝藻分解产生的大量有机物质，消耗了水中溶解氧，水体Eh值显著降低，加剧了反硝化作用^[35]。NO₃^--N和NO₂^--N通过反硝化作用被还原，生成氮气和氮氧化合物释放到空气中^[37]，这是试验过程中NO₃^--N和NO₂^--N含量较低以及分解后期水体氮素有所下降的主要原因。

(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NH₄⁺-N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。