王立志， 宋紅麗， 董 彬， 李 寶

臨沂大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院， 山東省水土保持與環(huán)境保育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 山東 臨沂 276005

沉水植物是水生態(tài)系統(tǒng)中至關(guān)重要的組成部分. 沉水植物在生長(zhǎng)過程中將化學(xué)元素和太陽(yáng)能轉(zhuǎn)化為魚類、水禽、昆蟲、大型哺乳動(dòng)物和微生物的食物，植物在生長(zhǎng)過程中向水體釋放氧氣，改變水體環(huán)境，為水體中生物的生長(zhǎng)提供必要的條件[1]. 沉水植物扎根底泥，植株生長(zhǎng)在水中，占據(jù)了整個(gè)水體，同時(shí)具有許多重要的生態(tài)功能，如提升湖泊生態(tài)系統(tǒng)的自凈能力，形成合理的生態(tài)結(jié)構(gòu)[2]. 然而，沉水植物生命周期一般都比較短(1 a左右). 當(dāng)沉水植物衰亡分解后，植物光合作用停止，氧氣釋放結(jié)束. 細(xì)菌和真菌在分解植物殘?bào)w的過程中反而消耗水體中的氧，加劇了水質(zhì)的惡化過程[3]. 因此，對(duì)以沉水植物主導(dǎo)的湖泊控制和管理顯得尤為重要.

在湖泊控制管理中，沉水植物分解對(duì)湖泊水質(zhì)的影響一直備受關(guān)注[4]. 水生植物分解研究大多關(guān)注沉水植物重量變化、溫度效應(yīng)、化學(xué)物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化等[5]. 同時(shí)，在植物分解試驗(yàn)中多采用將植物體風(fēng)干或烘干后再進(jìn)行分解試驗(yàn). 試驗(yàn)結(jié)果雖然能反應(yīng)植物分解速率，但是與實(shí)際的植物分解環(huán)境差別較大. 同時(shí)，植物在分解過程中底泥和水之間存在物質(zhì)交換，底泥對(duì)水環(huán)境的影響復(fù)雜，因此很難消除底泥的影響. 據(jù)此，該研究采取底泥覆膜的方式阻隔底泥和水之間直接的物質(zhì)交換，水中營(yíng)養(yǎng)鹽的變化均由沉水植物導(dǎo)致. 選取我國(guó)廣泛分布的沉水植物黑藻和金魚藻作為試驗(yàn)材料，在黑藻和金魚藻進(jìn)入衰亡過程時(shí)開展試驗(yàn)，模擬自然狀態(tài)下黑藻和金魚藻的分解過程，研究其營(yíng)養(yǎng)鹽釋放規(guī)律，分析環(huán)境因子及生物量的變化與營(yíng)養(yǎng)鹽之間的關(guān)系，以期為以沉水植物主導(dǎo)的草型湖泊綜合治理提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與設(shè)計(jì)

底泥采自山東臨沂沂蒙湖富營(yíng)養(yǎng)化水華暴發(fā)水域，采用彼得森采泥器于2017年7月采集. 采集后樣品經(jīng)過低溫風(fēng)干后過篩(篩孔尺寸0.150 mm)，去除粗粒及動(dòng)植物殘?bào)w，然后充分混勻. 將混勻后的底泥加入小型玻璃容器中(頂直徑×底直徑×高=5 cm×5 cm×10 cm，容器壁預(yù)先用蒸餾水沖洗干凈)，底泥鋪設(shè)厚度為10 cm，底泥面與桶頂部平行，以免多余的水進(jìn)入，同時(shí)便于下一步薄膜封頂.

黑藻和金魚藻幼苗均采集自沂蒙湖(2017年5月)，室內(nèi)培育至9月份開始試驗(yàn). 選用健壯無附著物的植物體，存在少量附著物的植物進(jìn)行人工清洗后再進(jìn)行下一步操作，并連根整株采集，將黑藻和金魚藻根部捆扎后分別栽植在多個(gè)小型玻璃容器中，每個(gè)栽植180 g，然后用塑料薄膜捆扎植物根部并將塑料薄膜外邊緣捆扎在小型玻璃容器外壁，以阻隔底泥與水之間的直接物質(zhì)交換，底泥與水之間的物質(zhì)交換只能通過植物通道進(jìn)行(見圖1). 將捆扎好的植物放置在大試驗(yàn)桶中(頂直徑×底直徑×高=32 cm×32 cm×80 cm，桶壁預(yù)先用蒸餾水沖洗干凈). 每大桶放置3個(gè)小型玻璃容器(生物量總計(jì)540 g)，然后緩慢注入處理后的沂蒙湖湖水52 L(湖水過0.45 μm濾膜過濾以弱化藻類及其他浮游生物的影響). 黑藻和金魚藻分別設(shè)置3個(gè)平行組. 試驗(yàn)進(jìn)行100 d，采樣間隔為10 d.

圖1 試驗(yàn)裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental device

試驗(yàn)在擋雨通風(fēng)棚內(nèi)進(jìn)行，以最大限度接近自然環(huán)境，擋雨棚與外界空氣連同，試驗(yàn)時(shí)間為9—12月. 初始水溫為(17.80±0.5)℃，試驗(yàn)開始前采集水樣進(jìn)行測(cè)定，同時(shí)采用電極測(cè)定底質(zhì)物理指標(biāo)，上覆水及底泥初始理化指標(biāo)作為初始0 d的數(shù)值，結(jié)果如表1所示.

1.2 取樣與分析

水樣采集采用虹吸管抽取的方式，每次采集水面以下10、40和70 cm處的等體積水(總計(jì)10 mL)混勻. 上覆水ρ(TP)、ρ(TN)、ρ(DTP)、ρ(DTN)采用過硫酸鉀氧化法測(cè)定；ρ(DTP)、ρ(DTN)是將水樣預(yù)先過0.45 μm孔徑的醋酸纖維濾膜，而后用過硫酸鉀氧化法測(cè)定；ρ(SRP)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)是將水樣預(yù)先過0.45 μm孔徑的醋酸纖維濾膜，而后用比色法測(cè)定. 磷濃度用連續(xù)流動(dòng)分析儀(意大利Systea公司，F(xiàn)LOWSYSTEA-Ⅲ)測(cè)定.ρ(PP)為(PP表示顆粒態(tài)磷)ρ(TP)與ρ(DTP)之差，ρ(PN)為(PN表示顆粒態(tài)氮)ρ(TN)與ρ(DTN)之差，ρ(DOP)為ρ(DTP)與ρ(SRP)之差，ρ(DON)為ρ(DTN)與ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)之差. 每個(gè)樣品均重復(fù)測(cè)定3次，采用3次平均值作為計(jì)算數(shù)據(jù).

表1 底泥和上覆水初始理化指標(biāo)

注： TC為總碳； DTP為溶解性總磷； SRP為溶解性活性磷； PP為顆粒態(tài)磷； DOP為溶解性有機(jī)磷； ORP為氧化還原電位.n=9. 數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差.

植物和底泥中氮、磷消解后用連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定其質(zhì)量分?jǐn)?shù). pH和ORP采用pH多參數(shù)分析儀(上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司，PHSJ-4A)測(cè)定.ρ(DO)采用便攜式溶氧儀(美國(guó)，YSI-550A)測(cè)定.

1.3 生物量計(jì)算及統(tǒng)計(jì)分析

植物生物量統(tǒng)計(jì)時(shí)，將試驗(yàn)裝置的殘?bào)w收集裝置整體去除水面，然后進(jìn)行稱量，以計(jì)算生物量的損耗. 然后按Olson指數(shù)衰減模型[6]計(jì)算其分解速率，表達(dá)式為

Wt=W0e-kt

(1)

式中：t為時(shí)間，d；Wt為植物在第t天時(shí)生物量與初始生物量的百分比，%；W0為植物初始生物量，定義為100%；k為植物分解速率，d-1.

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)分析采用SPSS 16.0，主成分分析采用SPSS 16.0中因子分析模塊逆推導(dǎo)進(jìn)行計(jì)算，數(shù)據(jù)通過Z-score 標(biāo)準(zhǔn)化方法進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理后提取各指標(biāo)主成分得分(特征根)大于1. 建立營(yíng)養(yǎng)鹽主成分與環(huán)境因子主成分之間的函數(shù)關(guān)系，分析環(huán)境因子變化與水中營(yíng)養(yǎng)鹽指標(biāo)之間的關(guān)系. 顯著性檢驗(yàn)采用SPSS 16.0中T檢驗(yàn). 方差分析多重比較采用One-Way ANOVA中的LSD檢驗(yàn)法.

2 結(jié)果與分析

2.1 植物分解速率

由圖2可見，黑藻和金魚藻兩種沉水植物分解速率均表現(xiàn)出先快后慢的變化趨勢(shì)，其分解速率(k)分別為0.011、0.010 d-1，金魚藻和黑藻兩種沉水植物生物量剩余50%時(shí)分別為63.01和69.31 d. 因此，黑藻的分解速率略大于金魚藻. 方差分析表明，黑藻和金魚藻在分解過程中生物量無顯著性差異(P>0.05). 經(jīng)過100 d的分解金魚藻和黑藻兩種沉水植物的生物量剩余百分比(37%～39%)基本穩(wěn)定，即每個(gè)大試驗(yàn)桶生物量穩(wěn)定在200 g左右.

圖2 黑藻與金魚藻生物量剩余百分比變化及Olson指數(shù)衰減模型Fig.2 Changes of biomass residual percentage and Olson index attenuation model of H. verticillata and C. demersum

2.2 水中氮、磷質(zhì)量濃度變化

圖3 水中氮、磷質(zhì)量濃度的變化Fig.3 The concentrations of P and N in water

由圖3可見，水中氮、磷質(zhì)量濃度在試驗(yàn)開始后呈加速上升趨勢(shì)，黑藻組ρ(TN)、ρ(DTN)、ρ(NO3--N)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(DTP)、ρ(SRP)、ρ(PP)在試驗(yàn)第40天時(shí)達(dá)最大值，分別為(6.23±0.31)(6.02±0.22)(5.09±0.15)(0.90±0.03)(0.37±0.08)(0.30±0.05)(0.27±0.06)(0.06±0.01)mgL. 金魚藻組ρ(TN)、ρ(DTN)、ρ(NO3--N)在試驗(yàn)第50天時(shí)出現(xiàn)最大值，分別為(15.14±1.02)(13.80±1.41)(12.85±1.21)mgL.ρ(TP)、ρ(DTP)、ρ(SRP)、ρ(DOP)、ρ(PP)在試驗(yàn)第40天時(shí)達(dá)最大值，分別為(0.40±0.05)(0.36±0.04)(0.33±0.04)(0.04±0.00)(0.04±0.00)mgL. 總體來看，試驗(yàn)組氮、磷質(zhì)量濃度在試驗(yàn)第40～50天時(shí)出現(xiàn)最大值. 水中磷形態(tài)以DTP和SRP為主，氮形態(tài)以DTN和NO3--N為主，所以黑藻和金魚藻在衰亡過程中向水體釋放的氮、磷形態(tài)主要為NO3--N和SRP. 方差分析表明，金魚藻組ρ(TN)、ρ(DTN)、ρ(NO3--N)、ρ(NH4+-N)、ρ(PN)顯著高于黑藻組(P<0.05), 而金魚藻組與黑藻組之間各形態(tài)磷質(zhì)量濃度無顯著差異(P>0.05).

2.3 水中環(huán)境因子變化

由圖4可見，試驗(yàn)時(shí)間處于秋冬交替時(shí)期，溫度(T)呈逐漸下降趨勢(shì)，在試驗(yàn)后期，溫度略有回升. 水中環(huán)境因子pH、ρ(DO)、ORP在試驗(yàn)過程中均呈不同程度的先降后升趨勢(shì). 在試驗(yàn)40～50 d時(shí)，水體中氮、磷質(zhì)量濃度最高，pH、ρ(DO)、ORP的值最低. 植物分解過程中由于微生物分解植物殘?bào)w對(duì)水中DO的消耗，引起了環(huán)境因子pH和ORP同時(shí)下降. 在試驗(yàn)后期，植物分解速率相對(duì)較緩慢，環(huán)境因子pH、ρ(DO)、ORP緩慢上升. 黑藻組和金魚藻組pH平均值變化范圍分別為7.02～9.61、7.09～9.13；ρ(DO)平均值變化范圍分別為6.02～9.57、7.22～9.75 mgL. 黑藻組和金魚藻組之間pH與ρ(DO)無顯著差異(P>0.05). 黑藻組和金魚藻組ORP平均值變化范圍分別為62.12～140.31、28.66～94.31 mgL. 黑藻組ORP顯著大于金魚藻組(P<0.05).

2.4 水中環(huán)境因子與氮、磷質(zhì)量濃度變化之間的關(guān)系

水生植物在衰亡過程中向水體釋放營(yíng)養(yǎng)鹽的同時(shí)改變了水體中的理化環(huán)境. 植物、營(yíng)養(yǎng)鹽和環(huán)境因子三者之間相互作用，存在一定的聯(lián)系. 基于此，采用數(shù)據(jù)降維的方式通過主成分分析建立三者之間的函數(shù)關(guān)系，通過數(shù)學(xué)模型闡明其之間的相互聯(lián)系.

金魚藻和黑藻試驗(yàn)組環(huán)境因子分別提取出1個(gè)主成分，命名為Fj和Fh. 各試驗(yàn)組營(yíng)養(yǎng)鹽及環(huán)境因子主成分各因子載荷系數(shù)如表2所示.

金魚藻組營(yíng)養(yǎng)鹽提取出2個(gè)主成分為F1和F2. 黑藻組營(yíng)養(yǎng)鹽提取出3個(gè)主成分為f1、f2和f3(見表2). 因子載荷表明，金魚藻組營(yíng)養(yǎng)鹽主成分F1主要體現(xiàn)的指標(biāo)分別為ρ(TN)、ρ(DTN)、ρ(NO3--N)、ρ(NH4+-N)、ρ(SRP)、ρ(TP)、ρ(DTP)、ρ(DOP)；F2主要體現(xiàn)的指標(biāo)分別為ρ(PN)、ρ(DON)、ρ(PP). 黑藻組營(yíng)養(yǎng)鹽主成分f1主要體現(xiàn)的指標(biāo)分別為ρ(TN)、ρ(PN)、ρ(DTN)、ρ(NO3--N)、ρ(NH4+-N)、ρ(SRP)、ρ(TP)、ρ(DTP)、ρ(DOP)；f2主要體現(xiàn)的指標(biāo)為ρ(DOP)；f3主要體現(xiàn)的指標(biāo)為ρ(DON)、ρ(PP).

黑藻和金魚藻組營(yíng)養(yǎng)鹽第一主成分解釋了大部分指標(biāo)，同時(shí)通過各營(yíng)養(yǎng)鹽、環(huán)境因子主成分和生物量剩余百分比函數(shù)擬合表明，F(xiàn)1、f1與Fj、Fh和生物量剩余百分比函數(shù)擬合的效果較好，其余主成分?jǐn)M合效果較差，因此取F1、f1進(jìn)行分析.

Fj和Fh與F1、f1之間二次曲線擬合效果較好〔見圖5(a)(b)〕，隨著Fh的增加，F(xiàn)1呈二次曲線變化趨勢(shì)，而金魚藻組f1呈下降趨勢(shì).

圖4 水中環(huán)境因子的變化Fig.4 The environmental factors in water

表2 營(yíng)養(yǎng)鹽及環(huán)境因子主成分各因子載荷系數(shù)

F1、f1與環(huán)境因子主成分Fj和Fh函數(shù)表達(dá)式分別為

F1=0.477 6Fh2-1.677 2Fh-1.108 6,

R2=0.715 5

(2)

f1=0.045 1Fj2-1.580 1Fj-0.099 5,

R2=0.841 8

(3)

Fh和Fj與各環(huán)境因子指標(biāo)以及F1和f1與各營(yíng)養(yǎng)鹽指標(biāo)之間的表達(dá)式分別為

Fh=0.53ZpH+0.59ZDO+0.44ZORP+0.39ZT

(4)

Fj=0.52ZpH+0.55ZDO+0.55ZORP+0.35ZT

(5)

F1=0.34ZTN+0.16ZPN+0.34ZDTN+0.07ZDON+

0.34ZNO3--N+0.34ZNH4+-N+0.34ZSRP+

0.34ZTP+0.35ZDTP+0.3ZDOP+0.24ZPP

(6)

f1=0.34ZTN+0.31ZPN+0.34ZDTN-0.12ZDON+

0.35ZNO3--N+0.26ZNH4+-N+0.35ZSRP+

0.35ZTP+0.35ZDTP+0.26ZDOP+0.19ZPP

(7)

式中，Zi為Z-score標(biāo)準(zhǔn)化后的指標(biāo)，其中i為TN、PN、DTN、DON、NO3--N、NH4+-N、SRP、TP、DTP、DOP、PP.

生物量剩余百分比與F1和f1之間二次曲線擬合效果也較好〔見圖5(c)(d)〕，隨著生物量剩余百分比的增加，黑藻和金魚藻營(yíng)養(yǎng)鹽第一主成分F1和f1均呈先升后降的拋物線趨勢(shì).

圖5 營(yíng)養(yǎng)鹽第一主成分與環(huán)境因子主成分及生物量剩余百分比之間函數(shù)關(guān)系Fig.5 Functional relationship between the first principal component of nutrients and the principal component of environmental factors and the residual percentage of biomass

黑藻組和金魚藻組營(yíng)養(yǎng)鹽第一主成分與生物量剩余百分比(P)函數(shù)表達(dá)式分別為

F1=-0.006 3Ph2+0.813Ph-23.234

R2=0.746 6

(8)

f1=-0.004 6Pj2+0.563 9Pj-15.227

R2=0.786 3

(9)

3 討論

3.1 水生植物分解的階段性

水生植物衰亡具有明顯的階段性，水生植物殘?bào)w的分解可分為3個(gè)階段，即物理淋溶階段、微生物降解階段、機(jī)械和無脊椎動(dòng)物破碎階段[7]. 這主要是由于水生植物分解初期，其植物體內(nèi)部易溶性的有機(jī)顆粒及無機(jī)鹽類含量相對(duì)較多，分解主要以物理性的淋溶溶解為主，植物消減速率快. 隨著分解過程的繼續(xù)，植物中難溶性物質(zhì)的含量相對(duì)增大，植物分解速率下降[8]. 因此，也可以將水生植物分解粗略的劃分為2個(gè)階段，第1個(gè)階段是植物殘?bào)w的快速淋溶階段，第2個(gè)階段是難溶性的物質(zhì)與微生物以及胞外酶作用緩慢分解階段[9]. 黑藻和金魚藻在模擬條件下分解過程符合階段性理論過程，植物在第1個(gè)階段分解速率相對(duì)較高，分解時(shí)間相對(duì)較短，約30 d(見圖2). 其后的時(shí)間黑藻和金魚藻進(jìn)入第2個(gè)分解階段，分解速率下降.

3.2 干濕處理方式對(duì)水生植物分解速率的影響

對(duì)植物的處理方式不同(干或濕)也會(huì)導(dǎo)致植物的分解速率不一致，目前較多研究采用將植物直接烘干或風(fēng)干處理后進(jìn)行分解速率的測(cè)定. 如葉春等[10]對(duì)黑藻分解試驗(yàn)表明，前16 d的平均分解速率為 0.038 5 d-1，而第16～64天對(duì)應(yīng)的平均分解速率為 0.009 6 d-1；Carvalho等[11]和Howard-Williams等[12]研究表明，眼子菜(P.pectinatus)的分解速率分別為0.019和 0.020 5 d-1；XIE等[13]研究表明，鳳眼藍(lán)(Eichhorniacrassipes)、苦草(Vallisnerianatans)和微齒眼子菜(Potamogetonmaackianus)的分解速率分別為0.047～0.099、0.03、0.01 d-1；Rogers等[14-15]試驗(yàn)獲得鮮菹濕處理和干處理分解速率分別為0.04和0.02 d-1. 各水生植物分解速率對(duì)比見表4. 該研究采用鮮植物模擬自然分解方式獲得黑藻和金魚藻分解速率分別為0.011、0.010 d-1，與已有研究[10]比較略偏低，這可能與該試驗(yàn)條件采用將植物培育于底泥中有關(guān). 該試驗(yàn)是從植物生長(zhǎng)后期開始，植物在葉部衰亡過程時(shí)根系仍然具有一定的活性，植物主體仍然處于緩慢的光合作用之中，所以其分解速率相對(duì)較慢.

3.3 CN對(duì)水生植物分解速率的影響

表4 水生植物分解速率對(duì)比

注： 1) 表示試驗(yàn)初始值.

影響水生植物分解速率的因素有很多，外部環(huán)境因素包括水體的溫度、pH、ρ(DO)及水體營(yíng)養(yǎng)鹽濃度等[16]. 內(nèi)部因素包括木質(zhì)素、碳、氮的含量等. 植物內(nèi)部物質(zhì)組成尤其是CN被認(rèn)為是影響分解速率的主要因素[17-18]. Taylor等[19]通過對(duì)陸生植物的衰亡進(jìn)行研究，認(rèn)為植物體CN能夠很好地預(yù)測(cè)植物的分解速率，CN越高分解越慢，反之亦然. 曹勛等[20-21]通過對(duì)蘆葦(Phragmitescommunis)、馬來眼子菜(P.wrightiiMorong)、荇菜(Nymphoidespeltatum)、茭草(Zizanialatifolia)、蓮(Nelumbonucifera)、菹草(P.crispus)、狐尾藻(Myriophyllumverticillatum)等水生植物的研究也得出了類似的結(jié)果. 該研究中金魚藻與黑藻的CN分別為18.17±1.32和17.78±1.01，在水生植物中處于相對(duì)較低的水平，所以分解速率相對(duì)于挺水植物等其他大型植物較高.

3.4 環(huán)境因子與植物營(yíng)養(yǎng)鹽釋放之間的相互作用

該研究表明，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，水中各形態(tài)氮質(zhì)量濃度迅速上升，而試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，水中各形態(tài)氮質(zhì)量濃度降至較低水平，這主要是由于在試驗(yàn)開始時(shí)隨著植物的分解，植物體內(nèi)尤其是葉片所含的氮被快速的釋放出來，導(dǎo)致水中各形態(tài)氮含量迅速升高[22]. 在植物腐爛分解初期時(shí)，由于水體中DO含量相對(duì)較高，水中有機(jī)態(tài)氮易于被氧化為無機(jī)態(tài)氮，因此水中各形態(tài)無機(jī)態(tài)氮含量迅速升高[23]. 隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，植物腐爛分解消耗水中的DO,致使其含量維持較低的水平. 水體中的無機(jī)態(tài)氮一部分在反硝化細(xì)菌的作用下生成N2、N2O等氣體擴(kuò)散到空氣中[24]；另一部分受到植物殘?bào)w的吸附作用，導(dǎo)致了后期水中氮含量降低[25].

水生植物組織中，磷主要以磷酸根離子或化合物的形態(tài)存在，極易被淋溶而損失[26]. 李燕等[27]通過烘干樣品測(cè)定黑藻、梅花藻(Batrachiumtrichophyllum)、苦草、小茨藻(Najasminor)、金魚藻5種沉水植物的衰亡過程，發(fā)現(xiàn)水生植物TP的釋放速率比TN快，一般需10 d左右，而TN和有機(jī)物的釋放分別需要29和20 d左右. 潘慧云等[28]在沉水植物自然分解下的研究表明，苦草和金魚藻在秋冬季節(jié)死亡后，植物衰亡分解緩慢，向水體釋放的氮、磷并不高，并不會(huì)導(dǎo)致水體中氮、磷質(zhì)量濃度的顯著升高，直至翌年回暖后，水體氮、磷質(zhì)量濃度才有所升高. 從釋放時(shí)間上該研究也表明，TP的釋放要快于TN，這與李燕等[27]的研究結(jié)論一致. 同時(shí)，黑藻和金魚藻在模擬自然狀態(tài)下衰亡速率與潘慧云等[28]研究結(jié)果基本一致.

沉水植物分解是一個(gè)復(fù)雜的生化學(xué)過程，受到眾多環(huán)境因素的影響[29]. 環(huán)境因子對(duì)沉水植物的分解影響很大[30]. 如溫度越高微生物活動(dòng)越活躍，從而導(dǎo)致了對(duì)沉水植物殘?bào)w分解的加速. Jacobs等[31]研究表明，夏天水生植物殘?bào)w分解速率明顯高于冬天. 自然條件下，沉水植物在冬季分解緩慢，而在春季溫度上升回暖的時(shí)候才開始大規(guī)模的腐爛分解. 這與該研究在模擬自然狀態(tài)下得到的沉水植物黑藻和金魚藻分解速率相對(duì)較小的結(jié)論一致. 同時(shí)也說明，冬季盡可能將水生植物打撈出水體，是減少第二年“二次污染”的一個(gè)重要途徑. 在植物快速分解過程中，試驗(yàn)組pH迅速下降，是由于植物殘?bào)w在微生物的作用下分解生成CO2所致，這一時(shí)期，植物大量衰亡，體內(nèi)不穩(wěn)定的有機(jī)物被快速釋放到水體中，水中CO2含量上升，打破了水中ρ(H+)和ρ(OH-)的平衡，從而使得pH下降[32]. 在植物快速衰亡期，植物向水體釋放了大量的溶解性有機(jī)碳，從而刺激了微生物的大量繁殖，而大量微生物的繁殖對(duì)植物的分解又消耗了水中的DO，從而導(dǎo)致水中ρ(DO)和ORP的下降[33].

沉水植物在腐爛分解的過程中釋放營(yíng)養(yǎng)鹽，同時(shí)改變其自身的生物量與周圍的環(huán)境因子，因此，他們之間應(yīng)該存在必然的聯(lián)系. 馬月等[34]通過在菹草-金魚藻耦合生長(zhǎng)的方式，研究菹草腐解-金魚藻生長(zhǎng)耦合作用對(duì)水質(zhì)的改善效果，同時(shí)采用線性擬合的方式對(duì)建立水體ρ(TN)、ρ(DTN)、ρ(DTP)、ρ(DOP)、ρ(TOC)與植物葉綠素、水體葉綠素、植物可溶性蛋白、植物丙二醛之間的多元線性擬合. 該研究雖然對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽進(jìn)行了主成分分析，但未對(duì)主成分分析結(jié)果進(jìn)行進(jìn)一步的數(shù)學(xué)分析. 另外大多數(shù)研究對(duì)環(huán)境因子與營(yíng)養(yǎng)鹽之間的關(guān)系多基于某一指標(biāo)的分析，獲得的數(shù)學(xué)函數(shù)模擬效果較為不理想[35-36]. 該研究采用對(duì)環(huán)境因子和營(yíng)養(yǎng)鹽分別提取主成分的方式對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行降維處理，然后進(jìn)行函數(shù)擬合獲得了較好的擬合效果，能夠較好地反應(yīng)生物量變化對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽的影響，以及環(huán)境因子與營(yíng)養(yǎng)鹽之間的函數(shù)關(guān)系.

4 結(jié)論

a) 黑藻和金魚藻兩種沉水植物在模擬自然狀態(tài)下，分解速率分別為0.011、0.010 d-1. 在分解過程中兩種沉水植物生物量無顯著性差異(P>0.05).

b) 試驗(yàn)組氮、磷質(zhì)量濃度在試驗(yàn)第40～50天時(shí)出現(xiàn)最大值. 水中磷形態(tài)以ρ(DTP)和ρ(SRP)為主，氮形態(tài)以ρ(DTN)和ρ(NO3--N)為主，黑藻和金魚藻在衰亡過程中向水體釋放的氮、磷形態(tài)主要為ρ(NO3--N)和ρ(SRP).

c) 水中環(huán)境因子pH、ρ(DO)、ORP在試驗(yàn)過程中均呈不同程度的先降后升趨勢(shì). 通過對(duì)環(huán)境因子和營(yíng)養(yǎng)鹽分別提取主成分的方式對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行降維處理，可以獲得環(huán)境因子與營(yíng)養(yǎng)鹽以及生物量剩余百分比與營(yíng)養(yǎng)鹽之間較好的函數(shù)擬合效果，建立他們之間的函數(shù)關(guān)系.