1 引言(Introduction)

沙河水库位于北京市昌平区, 是北运河上游和北京市昌平区沟渠水系连通的关键节点(张伟等, 2012).因此沙河水库水环境质量的改善, 是实现北运河上游和昌平区水系水质改善的关键, 对北运河生态廊道的构建具有重要意义.沙河水库入库支流曾于2018年实施截污、清淤、景观绿化等整治工程, 使得库区水体水质较前几年有所提升, 但难于维持.根据2019年监测结果, 沙河水库水体不能稳定达到Ⅳ类水体功能要求, 汛期与非汛期水质差异较大, 尤其在汛期库区COD可超过40 mg·L^-1, 氨氮(NH₄⁺-N)可达到2.5 mg·L^-1以上, 超标严重；由于沙河水库地处北京市昌平区城郊, 受人类活动干扰十分严重, 点源、面源污染物大量汇入库区, 同时水生植物群落近年来遭到严重破坏, 仅存在零星的挺水植物, 使得植物种类趋向单一, 库区水体、底泥自净能力大幅度下降.针对沙河水库目前水体自净能力弱、水质较差、沉水植物缺失等现状问题, 结合沙河水库的气象、水文与地形条件, 研究构建集净水功能、景观功能为一体的、以大型溞-沉水植物组合系统为核心的库区水体、底泥净化方法, 为沙河水库水环境治理提供技术支撑.

大型溞-沉水植物组合系统净化水质的原理是：首先利用大型溞直接摄食藻类、细菌和原生动物(Christoffersen et al., 1990；Steiner, 2002；赵文, 2016)；其次利用其分泌物的絮凝作用, 使水体中悬浮污染物沉降, 快速提高水体透明度, 为种植沉水植物创造良好的先决条件(杨洋, 2017)；最后种植沉水植物, 利用其吸收、吸附作用去除湖库污染水体中大量的氮、磷等污染物并积累有毒重金属(张饮江等, 2007；宋旭等, 2007).其中沉水植物的净水效果与其种植密度及覆盖度紧密关联.不同种植密度下的沉水植物的长势会存在差异(Dan et al., 2010；曹晓, 2011；宋超等, 2014), 从而影响其对水质的净化效果, 本文重点考察了不同初始种植密度下大型溞-沉水植物组合系统对沙河水库库区水和底泥污染物的去除效果.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料

沉水植物选择北京土著沉水植物, 综合考虑植物的纳污能力、环境适应能力与景观效果, 最终选定了如下3种沉水植物：金鱼藻(毛茛目金鱼藻科金鱼藻属植物, Ceratophyllum demersum L.)、狐尾藻(桃金娘目小二仙草科狐尾藻属植物, Myriophyllum verticillatum L.)与黑藻(沼生目水鳖科黑藻属植物, Hydrilla verticillata (Linn. f.) Royle).实验所需的沉水植物材料购于北京运通园林绿化有限公司, 在进行实验之前, 将3种植物植株放入装有库区原水的水桶中进行预培养, 预培养7 d后选取长势优良的植株剪取25 cm长的顶枝部分移栽入实验底泥中.实验用水及底泥均取自沙河水库, 水质及底泥特征分别如表 1和表 2所示.

2.2 实验装置

实验装置实物图如图 1所示, 为200 cm×50 cm×200 cm(长×宽×高)的UPVC水箱, 水箱侧面为12 mm厚的UPVC板, 正面为12 mm厚的有机玻璃板, 便于观察投溞后水体透明度的变化.水箱内部分成4个不相互连通的小水箱, 箱内尺寸均为50 cm×50 cm×200 cm(长×宽×高), 水箱底部设置泥槽, 尺寸为50 cm×50 cm×20 cm(长×宽×高), 放置沙河水库实际底泥.

2.3 实验方法

将取自沙河水库的原水注入4个独立的水箱内, 各水箱注水量为250 L, 水深为1 m.将底泥混合均匀后铺入底部泥槽, 铺设厚度为10 cm.因沙河水库原水透明度较差, 不适宜沉水植物生长, 因此向水箱内投放大型溞, 投放密度为前期优化的10 ind·L^-1, 12 h后水体透明度达到(57.6±3.3) cm, 满足了1 m水深下沉水植物种植的光补偿深度(王韶华等, 2006).随后将3种沉水植物以低、中、高3个种植密度, 即30%(12丛·m^-2；8株·丛^-1)、50%(20丛·m^-2；8株·丛^-1)、80%(32丛·m^-2；8株·丛^-1)的种植密度按照等比例(即金鱼藻:狐尾藻:黑藻=1:1:1)种入2、3、4号水箱的底泥中, 其中1号水箱为对照组, 既未投大型溞又未种植沉水植物.

该实验自投溞开始共运行35 d, 每2 d取各水箱水样, 监测主要水质指标(COD、TN、NH₄⁺-N、NO₃^--N、TP、透明度、浊度、叶绿素a)的变化.每5 d取各水箱内3种植物叶片测定植物叶绿素和蛋白质的变化, 并测定3种植物的株高.每7 d取各水箱泥槽内底泥样品, 检测底泥中主要污染物指标(有机质、总氮和总磷)的变化情况.实验结束后, 将植物取出测定植物株高.

2.4 分析方法

水样COD采用重铬酸钾消解法(GB 11914-89)、TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 636—2012)、NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535—2009)、NO₃^--N采用盐酸-氨基磺酸光度法(HJ 346—2007)、TP采用钼锑抗比色法(GB 11893-89)、叶绿素a采用分光光度法(HJ 897—2017)、浊度采用WGZ-500B浊度测定仪进行测定.

底泥中有机质采用重铬酸钾-硫酸消解法(NYT 1121.6—2006)、总氮采用凯氏法(HJ 717—2014)、总磷采用碱熔-钼锑抗分光光度法(HJ 632—2011)进行测定.

对于沉水植物叶绿素的测定利用其在特定提取溶液中可以最大限度地吸收特定波长光的特性进行, 植物蛋白质含量测定采用考马斯亮蓝法(王晶英等, 2003).在测定沉水植物株高时, 将沉水植物连同其根部挖出后, 把植物拉直后平放于平面, 用卷尺测量茎的长度, 记为植物株高, 每一样点采集3次, 取平均值计算株高.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 不同种植密度下大型溞-沉水植物组合系统中沉水植物的长势情况

在大型溞-沉水植物组合系统构建初期(5 d), 利用大型溞分泌物的絮凝作用促进悬浮颗粒态污染沉降, 同时利用沉水植物对颗粒态污染物的吸附作用, 在短期内有效地提升了水体的透明度并降低浊度(张饮江等, 2007；杨洋, 2017).水体透明度由28 cm提升至100 cm, 浊度也由初始的34.02 NTU下降至(2.38±0.41) NTU, 这为组合系统内沉水植物生长创造了良好的条件.不同种植密度下金鱼藻、狐尾藻和黑藻3种沉水植物长势情况(以株高来体现)如图 2所示.可以看出, 种植密度为30%和50%时, 3种植物株高均增长明显, 表明长势良好；然而在种植密度为80%时, 金鱼藻和狐尾藻的增长在80%种植密度下均受到了一定的胁迫, 尤以狐尾藻受胁迫更为明显, 其株高从初始种植时的25 cm下降至14 cm, 株高降低44%, 金鱼藻也由最初种植的25 cm降至21 cm, 株高降低16%.然而黑藻在80%种植密度下仍可继续增长, 表现出较好的耐受性.

3.2 不同种植密度下大型溞-沉水植物组合系统对库区水质的净化效果 3.2.1 不同种植密度下组合系统对水中藻类的去除效果

采用叶绿素a指标指示藻类数量, 不同种植密度下系统内叶绿素a的变化情况如图 3a所示.可以看出, 3个实验组在实验期内均使叶绿素a浓度大幅下降, 系统稳定后, 3个实验组叶绿素a浓度从19.76 μg·L^-1分别降至2.59、1.38和1.43 μg·L^-1, 去除率分别达到了86.9%、93.0%和92.8%.这是由于在沉水植物种植初期, 投放的大型溞能够捕食藻类使其有效去除, 同时沉水植物分泌的化感物质也存在一定的抑藻作用(鲁志营等, 2013；刘玉超, 2017).

3.2.2 不同种植密度下组合系统对水中COD的去除效果

不同沉水植物密度下组合系统内COD的变化如图 3b所示.可以看出, 相比于对照组, 各实验组COD在实验期内均呈下降趋势, 3个实验组在实验末期, COD从19.6 mg·L^-1分别降低至12.9、10.6和9.8 mg·L^-1, 并达到稳定状态, COD去除率分别为34.2%、45.9%和50.0%.组合系统对COD的去除效果在不同种植密度的条件下体现出一定的差异, 种植密度越大去除率越高.这主要是由于组合系统中, 沉水植物一方面会对某些小分子有机污染物的吸收和富集, 另外一方面为微生物提供了良好的生存环境, 促进微生物的分解作用来有效去除COD(Xian et al., 2020).种植密度越大, 系统内植物为微生物提供的生存环境就更多, 因此对COD的去除效果更好.

3.2.3 不同种植密度下组合系统对水中不同形态氮的去除效果

① 不同种植密度下组合系统对水中NH₄⁺-N的去除效果.不同沉水植物种植密度下组合系统中NH₄⁺-N的浓度变化如图 3c所示.可以看出, 对照组中由于实验期内藻类生长并对NH₄⁺-N的吸收, 略有降低.而3个实验组NH₄⁺-N浓度在初期出现了略微升高, 随后整体下降, 在实验末期, NH₄⁺-N浓度分别从1.994 mg·L^-1下降至0.832、0.677和0.789 mg·L^-1, NH₄⁺-N去除率分别为58.3%、66%和60.4%.初期各实验组NH₄⁺-N浓度升高主要是由于预先投放的大型溞在初期快速摄食藻类, 而藻类对NH₄⁺-N的吸收相对优先指数要远大于其他类型的无机氮, 如上所述, 藻类被摄食导致其对NH₄⁺-N吸收减少(唐全民等, 2008；张国维, 2014).随着组合系统内沉水植物快速生长, 对NH₄⁺-N的吸收作用增强, 同时为微生物代谢提供场所, 通过光合作用产生氧气促进好氧微生物的代谢, 使各实验组NH₄⁺-N浓度大幅下降(种云霄等, 2003；刘晓波等, 2018).值得注意的是, 80%种植密度下的实验组对NH₄⁺-N去除率低于50%种植密度, 这主要是由于80%种植密度下沉水植物个体在实验后期产生强烈的资源竞争效应, 植物生理活动受到影响, 导致对NH₄⁺-N吸收作用减弱(Dan et al., 2010).

② 不同种植密度下组合系统对水中NO₃^--N的去除效果.不同种植密度下组合系统中NO₃^--N浓度变化如图 3d所示.可以看出, 3个实验组在投溞后初期大型溞繁殖阶段NO₃^--N浓度迅速下降, 当系统稳定运行后, NO₃^--N浓度并没有出现明显的变化, 在实验结束, NO₃^--N浓度分别从0.56 mg·L^-1下降至0.33、0.30和0.35 mg·L^-1, NO₃^--N去除率分别为41.1%、46.4%和37.5%.30%和80%种植密度下的实验组对NO₃^--N去除率相近, 略低于50%种植密度下的情况.组合系统对NO₃^--N的去除主要在大型溞投放的实验初期, 这是因为大型溞会携带部分反硝化微生物菌群, 可进行反硝化作用, 因此可以实现对NO₃^--N的有效去除(Freese et al., 2011).而沉水植物对NO₃^--N的吸收能力十分有限, 主要由厌氧微生物选择根区适合其生长的区域, 进行反硝化作用(龚梦丹, 2020).

③ 不同种植密度下组合系统对水中TN的去除效果.不同沉水植物种植密度下组合系统中TN的浓度变化如图 3e所示.3个实验组在系统稳定后, TN浓度从4.56 mg·L^-1分别降至2.78、2.61和3.16 mg·L^-1, 去除率分别达到了38.9%、42.8%和30.6%.在组合系统中, 大型溞与沉水植物互利共生, TN的去除主要包括沉水植物对溶解态氮的吸收作用和颗粒态氮的吸附作用以及大型溞促进悬浮颗粒态氮的沉降作用(杨洋, 2017；欧丹玲, 2019).3个实验组在种植沉水植物后的初期也呈现出种植覆密度越大, 对TN的去除效果越好的趋势.但在实验后期, 种植密度为80%的实验组由于植物种间竞争而出现了部分植物叶片腐烂以及烂根现象, 使得80%的实验组对TN的去除率低于另外两个实验组.

3.2.4 不同种植密度下组合系统对水中TP的去除效果

不同沉水植物种植密度下组合系统中TP浓度变化如图 3f所示.可以看出, 在实验末期(35 d), 3个实验组TP浓度从0.588 mg·L^-1分别降至0.114、0.083和0.147 mg·L^-1, 去除率分别达到了80.6%、85.9%和75%.在组合系统中, 沉水植物在快速生长期可吸收溶解态的高活性磷, 将其固定到沉水植物植株体内(吴强亮等, 2019).而系统内水体颗粒态磷主要通过大型溞分泌物的絮凝作用快速沉降(冯悦, 2018).因此组合系统中TP去除效果良好.3个实验组在种植沉水植物后的初期TP的浓度均迅速下降, 但在后期下降不明显, 这主要是由于沉水植物对溶解态磷的吸收速率与水体溶解态磷浓度呈显著正相关, 种植植物初期溶解态磷浓度较高, 水体TP的去除速率也相对较快(乔建荣等, 1996).种植密度为80%的实验组对TP的去除率低于另外两个实验组, 这主要是由于该种植密度下部分植物在实验末期出现了叶片腐烂以及烂根现象, 使其对TP吸收作用减弱.

3.3 不同种植密度度下大型溞-沉水植物组合系统对底泥中污染物去除效果

不同种植密度下组合系统对底泥中主要污染物的去除效果, 见图 4.不同种植密度下底泥有机质、总氮、总磷含量在投溞后初期出现轻微上升, 随着系统内植物的生长, 各污染物浓度开始下降.在实验结束后(35 d), 种植密度为30%和50%的实验组底泥各污染物去除效果显著, 有机质含量从7.4 g·kg^-1分别下降至6.43和6.23 g·kg^-1, 去除率达到了13.1%和15.8%, 底泥总氮含量从0.84 g·kg^-1分别降至0.62和0.56 g·kg^-1, 去除率达到了26.2%和33.3%, 底泥总磷含量从0.61 g·kg^-1分别降至0.52和0.49 g·kg^-1, 去除率达到了14.7%和19.6%.而种植密度为80%的实验组底泥中有机质、总氮和总磷含量在实验期的第14 d分别降至6.76、0.62和0.53 g·kg^-1后又出现了上升, 使其对底泥各污染物的去除效果远低于另外两个实验组.

投溞后底泥各污染物含量均出现稍微上升, 主要是由于在实验初期大型溞投放后, 其分泌物的絮凝作用迅速使水体中的悬浮颗粒态污染物沉降入底泥(马进等, 2018).而实验后期, 底泥有机质、总氮、总磷含量大幅下降, 主要是由于系统中沉水植物在合成自身组织快速生长的过程中需要从底泥中吸收有机营养物质和大量氮、磷营养盐(谭凯婷等, 2019).另外, 在底泥中植物根部的微坏境适合异养细菌的生存, 其代谢过程需要摄入底泥中的有机物作为能源(易文利, 2008).同时, 根际泌氧也促进了底泥中微生物的代谢活动, 使底泥中总氮有效去除(黄小龙等, 2019)；沉水植物根际分泌的氧化酶等物质使底泥环境中的氧化还原电位升高, 促进金属离子从还原态转为氧化态, 从而增强沉积物对磷的吸附, 因此对底泥的总磷也有良好的去除效果(Wu et al., 2018).种植密度为80%的实验组在后期底泥有机质、总氮、总磷出现上升是由于在该种植密度下, 3种沉水植物在实验后期, 由于种内竞争激烈导致部分植物出现叶片腐烂和烂根现象, 腐烂的叶片沉入底泥后成为了一种新的污染源, 当其被底泥微生物分解后导致底泥有机质、总氮、总磷含量的增加(殷春雨, 2018).

4 结论(Conclusions)

1) 在构建的大型溞-沉水植物组合系统中, 在30%和50%种植密度下, 黑藻、狐尾藻、金鱼藻3种沉水植物均能良好生长, 然而, 在较高种植密度80%下, 金鱼藻和狐尾藻的生长受到一定的胁迫, 而黑藻仍能继续增长, 表现出较好的耐受性.

2) 大型溞-沉水植物组合系统在不同沉水植物种植密度下均表现出对沙河水库水体污染物的净化作用, 其中在种植密度为50%时, 对沙河水库水体污染物去除效果较为显著, COD、TN、NH₄⁺-N、NO₃^--N和TP的去除率分别可达45.4%、42.8%、66.0%、46.4%和85.9%, 藻类也得到了有效的抑制, 叶绿素a浓度从19.76 μg·L^-1降至1.38 μg·L^-1.

3) 大型溞-沉水植物组合系统对沙河水库内底泥污染物也有较好的净化作用, 其中在沉水植物种植密度为50%时的去除效果较好, 底泥中有机质、总氮和总磷去除率分别达到15.8%、33.3%和19.6%.