全 文 ：菹草 伊乐藻群落对富营养化水体水质的净化效果
王文林 ,王国祥 ,李强 ,马婷
(南京师范大学地理科学学院 ,江苏省环境演变与生态建设重点实验室 ,江苏 南京 210097)
[摘要 ] 　在富营养化湖泊内的围隔中 ,引种菹草 、伊乐藻 ,分别构建菹草 -伊乐藻群落(围区 A)与单一菹草群
落(围区 B),跟踪观测水草恢复生长情况 ,调查两类群落对水体水质的净化作用.结果发现:菹草 -伊乐藻群落
不仅能在春季保持对水体营养盐较高的去除效果, 并能在春末初夏时有效缓解菹草死亡给水质带来的不利影
响;在菹草旺盛生长期(阶段Ⅰ ), 与对照区 (无水生高等植物)相比 , 菹草 -伊乐藻群落对 TN、NH4 + -N、TP、
Ch la的去除率达 50. 7%、 83. 2%、 32. 0%、 38. 3%,单一菹草群落对 TN、NH 4+ - N、TP、Ch la的去除率也达到
47. 3%、72. 5%、 32.4%、45. 2%;而在菹草开始衰亡后这一时期(阶段Ⅱ )菹草 -伊乐藻群落对 TN、NH4 + -N、
TP的去除率分别为 47. 1%、 69. 4%、11. 2%,而围区 B内 TN、NH4 + -N浓度则与对照区相比差异不显著 (p>
0. 05, N =9), TP浓度甚至上升了 24. 3%.
[关键词 ] 　菹草 ,伊乐藻 ,群落 ,水体营养盐
[中图分类号 ] X171　[文献标识码 ] A 　[文章编号 ] 1001-4616(2006)04-0111-06
Purification Effect ofPotamoge ton crispus-E lodea nuttallii
Commun ity on EutrophicW ater Body Quality
WangW enlin, Wang Guox iang, L iQ iang, Ma T ing
(School ofG eograph ical Science, Nan jing N orm alUn iversi ty, J iangsuK ey Laboratory of Environm ental
Ch ange and Eco logica lConstruction, Nan jing 210097, C hina)
Abstract:Potamogeton crispus, E lodea nuttallii we re in troduced to the enclosures in the eutrophic pond,
constructingPotamogeton crispus-E lodea nutta llii community(enc losure A) and Potamogeton crispus com-
m unity(enc lo su re B) respective ly. The restoration p rocess o f subm erged m acrophy tes and the changes o f
w a te r qua lity of two communitiesw ere investiga ted. The results show tha tPotam ogeton crispus-E lodea nut-
tallii community could not only rem a in be ing very effe ctive on remova l of the concertra tion of w ate r nutri-
tion in spring, but a lso reduce bad affection caused by Potamogeton crispus’ s dea th a t the end o f spring.
Com paring w ith the con tro l enc losure (non-aqua tic m acrophy tes), du ring the pe riod Potam ogeton crisp-
us— dom ina ted(phaseⅠ ), the rem ova l e fficienc ie s ofPotam ogeton crispus-E lodea nutta llii comm unity for
TN、NH
4
+ -N、TP、Ch la w ere 50. 7%、 83.2%、32. 0%、 38. 3% re spec tively, and the rem oval efficien-
cies o fPotamogeton crispus comm unity fo r those w ere 47.3%、72.5%、32.4%、45.2%. H oweve r du ring
the period afte r the dea th o fPotamogeton crispus(pha seⅡ ), the rem oval effic iencies o fPotam ogeton cris-
pus-E lodea nu tta llii comm un ity fo r TN、NH4 + -N、TP w ere 47.1%、 69. 4%、 11. 2% re spective ly, and
the d iffe rence of TN、NH4 + -N be tw een enc losure B and contro l enc lo sure was inapparen t(p>0.05, N =
9), w ith the conce rtration of TP even inc reasing by 24.3%.
K ey words:Potam ogeton crispus, E lodea nutta llii, community, w a te r nu trition
　收稿日期:2005-05-28.
基金项目:国家 “十五 ”重大科技专项资助项目(2003AA601100 - 2).
作者简介:王文林 , 1981— ,硕士研究生 ,主要从事水环境生态修复的学习与研究. E-mai l:w angwenlin - jjl@126. com.
通讯联系人:王国祥 , 1964— ,教授 ,博士生导师 ,主要从事水环境生态修复的教学与研究. E-m ai l:w angguoxiang@n jnu. edu. cn.
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第 29卷第 4期
2006年 12月 　　　　　　
南京师大学报(自然科学版)
JOURNAL OF NANJING NORMAL UNIVERS ITY(Na tural Science)　　　　　　
Vo .l 29 No. 4
Dec, 2006
0　引言
沉水植物是浅水湖泊生态系统的初级生产者 ,研究揭示在富营养化浅水湖泊中 ,水生高等植物一方面
可通过分泌他感物质等直接抑制藻类生长繁殖 [ 1 - 4] ,另一方面可通过吸收水体和沉积物中的营养盐 、减少
沉积物及其中的营养盐再悬浮释放 、为摄食藻类的大型浮游动物提供躲避鱼类捕食的庇护 (refuge effect)
等控制藻类生长繁殖 ,从而降低浅水湖泊的浊度 、改善水体透明度及水质[ 5 - 8] .因此 ,水生高等植物被公认
是水环境污染治理和维持清洁水体的重要工具.
然而 ,目前研究多集中在一个生长周期中沉水植物对水质净化作用 ,而就沉水植物恢复演替过程中对
水质净化作用的报道尚不多.在富营养化水体中的围隔区内 ,引种沉水植物菹草 (Potamogeton crispus)、伊
乐藻(E lodea nutta llii),观测优势种群季节演替情况 ,研究探讨沉水植被恢复演替过程中的水质净化能力 ,
为在退化水体中实施生态修复时合理配置生物种群提供依据.
1　材料与方法
1.1　实验区概况
　　实验区位于南京师范大学仙林校区内月亮湾生态修复实验区 ,水体平均水深约为 1.5m ,最深处约为
2.5m;主要污染源为地表径流.实验围隔建立前水体中没有沉水植物. 2002年 7月 ,用不透水材料 、浮体
及重压管制成的软隔离带 ,在该池塘中心部分围成约 1 500m2的实验区 ,并用同样的材料将整个实验区分
成 5个相互独立的围区(A、B、C、D、E),如图 1. 2003年 10月 ,选取其中两个围区 A、B(面积 300m2 ,平均
水深 1m),逐步引种沉水植物菹草 、伊乐藻 ,围区 D为对照区. 实验开始前 ,各围区主要水质指标如表 1,
均处于严重富营养化状态.
表 1　实验开始前各围区水质状况
A B D
TN(m g /L) 2. 038 2. 370 2. 442
TP(m g /L) 0. 147 0. 147 0. 162
NH*4 -N(m g /L) 0. 540 0. 536 0. 420
NO -3 -N(mg /L) 0. 276 0. 263 0. 347
NO -
2
-N(mg /L) 0. 009 0. 120 0. 012
C h la(mg /m3) 99. 6 103. 6 108. 2
DO(m g /L) 3. 76 2. 82 5. 24
1.2　沉水植被的引种
菹草的引种:2003年 10月 9日 ,从南京六合龙袍乡水塘内采集菹草嫩枝 80 kg(含部分石芽 ),每 3 ～ 5
枝一束均匀种植到围区 A、B内;并采集菹草的石芽均匀抛洒到实验区 ,每区 40 kg.
伊乐藻的引种:2003年 12月 14日 ,从苏州东太湖采集伊乐藻嫩枝 80 kg,每 3 ～ 5枝一束均匀插植到
围区 A内.
1.3　水生植被生长发育状况的观测
实验期间对围区内的水生植物生长状况进行定期观测和采样分析. 沉水植物用自制的 0.25m2网夹
式采样器采集 ,漂浮植物用 1m2样方采集. 观测项目包括生物量 、高度 、盖度 、生长发育状况等.
1.4　水质测定
采样点:在各围隔区的中心位置 ,用 2L采水器采集表层(距水面 30 cm)水样.
采样频率:每周 1 ～ 2次.
测定指标:TN、NH 4 + -N、TP、NO3 - -N、NO 2 - -N、叶绿素 a(Chla)、溶解氧(DO).
测定方法:水体中各种形态的氮 、磷用 Skalar水质流动分析仪 (荷兰)测定;DO采用 YSI - 5500型溶
解氧测定仪现场测定;Ch la用 Lorenzen法测定 [ 9] .
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2　结果与讨论
2.1　实验区水生植物群落动态变化
　　由表 2,围区 A、B菹草生长迅速 ,至 2004年 3月分别达到最大群落密度;4月中旬后 ,菹草开始衰亡 ,
到 5月中旬两区菹草完全衰亡 、下沉.本文以菹草开始衰亡时为界 ,将实验划分为两个阶段:菹草旺盛生
长 ———阶段 Ⅰ (3月 24日 ～ 4月 14日)和菹草开始衰亡后———阶段Ⅱ (4月 14日 ～ 6月 21日).
围区 A的伊乐藻在引种之初生长缓慢 , 3月中旬后开始快速生长 ,至 4月中旬时候取代菹草成为该区
的优势种群. 5月底 ,伊乐藻生物量达到最大 ,群落密度为 3 600 g /m2.
在实验期间 ,围区 A未出现浮萍 ,而围区 B在菹草衰亡后 (4月中旬)出现浮萍 , 6月 21日浮萍覆盖度
达 100%;对照区在 4月初即出现浮萍 , 5月 5日浮萍覆盖度达 100%.
由水生植物群落动态变化结果可知 ,单一的菹草群落对浮萍的出现具有抑制作用 ,但当其开始衰亡时
抑制作用明显下降 ,浮萍开始出现;而菹草 伊乐藻群落则能更有效抑制浮萍的出现.
表 2　各围区水生植被动态(2004年 3月至 2004年 6月)
调查时间 水生植物名称 覆盖度 /% 群落密度 /(g /m
2)
A B D A B D A B D
3月 24日 菹草伊乐藻 菹草 —
60
40
60 — 447
1 620
503 —
4月 14日 菹草伊乐藻 菹草 浮萍
60
70
60 50
443
2 100
469 259
5月 5日 伊乐藻菹草 菹草 浮萍
80
20
20 100
3 550
220
255 580
5月 23日 伊乐藻 浮萍 浮萍 80 5 100 3 600 467 1650
6月 21日 伊乐藻 浮萍 浮萍 60 100 100 2 660 667 1680
2.2　菹草 伊乐藻群落对营养盐的去除
TN的变化:如图 2(a -1、a -2)可见 ,在阶段 Ⅰ ,围区 A、B内 TN浓度平均为 1.84mg /L、1.97mg /L,
t检验结果表明 ,两区差异不显著 (p>0.05,N =7),但两区均显著低于对照区 (p<0.05, N =7),围区 A、B
的 TN浓度较之对照区分别下降了 50.7%、47.3%. 而在阶段Ⅱ ,围区 A、B内 TN浓度平均为 1.25mg /L、
1.83mg /L, t检验结果表明 ,围区 A内 TN浓度显著低于围区 B及对照区(p<0.05, N =9),比围区 B及对
照区分别下降了 31.4%、47.1%,而围区 B与对照区相比差异不显著(p>0.05 ,N =9).
NH4
+
-N的变化:由图 2(b -1、b - 2)可见 ,在阶段 Ⅰ ,围区 A、B内 NH4 + -N浓度差异不显著 ,而与
对照区相比差异显著 ,围区 A 、B较之对照区分别下降了 83.2%、72.5%. 在阶段 Ⅱ ,围区 A内 NH4 + -N
浓度显著低于围区 B及对照区 ,比围区 B及对照区分别下降了 48.0%、69.4%,而此时围区 B与对照区相
比差异不显著.
TP的变化:由图 2(c -1、c - 2)可见 ,阶段 Ⅰ ,围区 A、B的 TP浓度差异不显著 ,而与对照区相比差异
显著 ,分别下降了 32.0%、32.4%.在阶段 Ⅱ ,围区 A、B内 TP浓度均开始上升.围区 B内 TP浓度显著高
于围区 A及对照区 ,围区 A比围区 B及对照区分别低 28.6%、11.2%.
NO3
-
-N的变化:由图 2(d - 1、d - 2)可知 ,阶段 Ⅰ ,围区 A、B间的 NO 3 - -N浓度差异不显著 ,而与
对照区相比差异显著 ,分别下降了 66.3%、60.3%.在阶段 Ⅱ ,围区 A、B内 NO 3 - -N浓度也都显著低于对
照区 ,比对照区分别下降了 66.8%、68.8%.
NO2
-
-N的变化:由图 2(e -1、e - 2)可见 ,与 NO 3 - -N浓度类似 ,在阶段 Ⅰ和阶段Ⅱ ,围区 A、B内
NO 2
-
-N浓度差异不显著 ,但显著低于对照区.围区 A内 NO2 - -N浓度在两个时期比对照区分别下降了
78.4%、58.5%.
如表 3所示 ,在整个实验期间 ,围区 A内 TN、TP、NH4 + -N 、NO3 - -N、NO2 - -N浓度及标准差均为
各区最低 ,平均浓度与围区 B相比分别下降了 18.5%、19.9%、46.9%、19.9%、21.5%;而与对照区相比
则分别下降了 49.3%、20.4%、72.6%、20.4%、70.0%.
由上述营养盐的变化情况可知 ,在菹草生长旺盛期 ,菹草 -伊乐藻群落与单一菹草群落都对富营养化
水体中的营养盐有较高的去除作用. 随着菹草的衰亡 ,单一菹草群落区营养盐浓度开始升高;而菹草 -伊
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王文林 ,等:菹草 伊乐藻群落对富营养化水体水质的净化效果
乐藻群落区由于伊乐藻的作用 ,对水体营养盐的去除能力明显强于单一菹草群落区. 菹草 -伊乐藻群落不
仅能在春季保持对水体营养盐较高的去除效果 ,并能在春末初夏时有效缓解菹草死亡导致的水质恶化 ,使
水质保持相对稳定.
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表 3　各围区营养盐平均浓度及标准差
围区 A 围区 B 对照区 D
平均浓度 /
(mg /L) 标准差
平均浓度 /
(m g /L) 标准差
平均浓度 /
(m g /L) 标准差
TN 1. 548 0. 557 1. 898 0. 614 3. 053 1. 013
TP 0. 126 0. 046 0. 158 0. 078 0. 159 0. 041
NH
4
+ - N 0. 128 0. 146 0. 241 0. 277 0. 469 0. 444
NO 3
- -N 0. 126 0. 388 0. 158 0. 449 0. 159 1. 029
NO 2
- -N 0. 040 0. 028 0. 051 0. 041 0. 122 0. 053
2.3　菹草 伊乐藻群落对水体溶解氧的影响
如图 3所示 ,在菹草旺盛生长期 ,围区 A 、B内溶解氧浓度平均达到 10.2mg /L、8.6mg /L,与对照区相
比分别上升了 108.9%、75.6%. 随着水温上升 、菹草衰亡 ,围区 A、B内水体溶解氧呈现明显下降趋势.在
菹草衰亡期 ,围区 A 、B及对照区水体溶解氧平均浓度分别为 3.66mg /L、2.62mg /L和 1.77mg /L,围区 A
比围区 B及对照区分别高了 39.7%、106.3%. 上述结果表明 ,在阶段Ⅰ ,菹草 -伊乐藻群落与单一菹草群
落都能使水体溶解氧保持在较高水平;而在水温升高 、大量菹草死亡导致水体溶解氧持续下降的情况下 ,
菹草 -伊乐藻群落区由于伊乐藻的存在 ,依然能使水体溶解氧浓度维持在一个较高的水平.
2.4　菹草 伊乐藻群落对水体叶绿素 a(Ch la)的影响
如图 4所示 ,在阶段 Ⅰ ,围区 A、B内 Chla浓度平均达到 50.47mg /m3 、44.7mg /m3 ,较之对照区分别
下降了 38.3%、45.2%.在阶段Ⅱ ,围区 A及围区 B Chla浓度均出现上升 ,但 A区比 B区低 8.49%. 结果
表明 ,菹草和伊乐藻对春季及夏初浮游植物的生长 、繁殖具有明显的抑制作用;且菹草 -伊乐藻群落比单
一的菹草群落对浮游植物的抑制作用更大.
3　结论
(1)菹草 伊乐藻群落的构建能抑制浮萍在春季和夏初的生长.
(2)菹草 、伊乐藻对水体营养盐均有较高的去除作用. 菹草 伊乐藻群落不仅能在春季保持对水体营
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王文林 ,等:菹草 伊乐藻群落对富营养化水体水质的净化效果
养盐较高的去除效果 ,使新构建的生态系统趋于稳定 ,并能在春末初夏时有效缓解菹草死亡给水质带来的
不利影响 ,使水质保持相对稳定.
(3)在沉水植被恢复过程中 ,利用菹草 、伊乐藻的生长时间上的差异性构建菹草 -伊乐藻群落是成功
的.菹草与伊乐藻在生长期上密切衔接 ,保证了在春末初夏水体中植被的连续性 ,从而使恢复的生态系统
趋于稳定和良好的水质状态得以维持.
(4)本项研究可用于小型富营养化水体生态修复中的水质控制与保持.由于伊乐藻 7月以后也要开
始衰亡 ,若能在伊乐藻衰亡时引入其它喜温型沉水植物如苦草 、轮叶黑藻 、金鱼藻 、大茨藻等 ,从而实现全
年沉水植被在生长期上的衔接和更替 ,本研究还有望用于天然水生植被重建生态工程.但由于水生生态系
统的复杂性 ,如不同沉水植物引种的存活条件 、引种技术 、人工构建群落的稳定性等问题都需要进行长期
的观测研究.
[参考文献 ]
[ 1] 　俞子文 , 孙文浩 ,郭克勤 . 几种高等水生植物的克藻效应 [ J] . 水生生物学报 , 1992, 16(1):1 7.
[ 2] 　杨清心. 富营养水体中沉水植物与浮游藻类相互竞争的关系 [ J] . 湖泊科学 , 1996, 8(增刊):17 24.
[ 3] 　M oss B. Enginee ring and biologica l approaches to the restoration from eutrophication of sha llow lakes in which aqua tic p lant
comm unities a re im po rtan t components[ J] . Hydrob io log ia, 1990(200 /201):367 378.
[ 4] 　W etze l R G, Sonderg aard M. Ro le of subm erged m acrophy tes fo r them icrobia l community and dynam ics o f d isso lved organic
ca rbon in aquatic e cosy stem s[ M ] / / The S tructu ring Ro le of Subm erged M acrophytes in Lake s. Berlin:Sp ringer-Verlag,
1997:115 132.
[ 5] 　M eije rM L, H osperH. E ffects of biom anipula tion in the large and Shallow LakeW o lderw ijd, The Ne the rlands[ J] . Hydro-
bio log ia, 1997(342 /343):335 349.
[ 6] 　H orppila J, Nurm inen L. The effe ct of an em ergen tm acrophy te (Typha angustifo lia) on sedim en t resuspension in a sha llow
north temperate lake[ J] . F reshw a te r Bio logy, 2001, 46:1 447 1 455.
[ 7] 　SchulzM , Koze rski H P, P luntke T, et a .l The influence of m acrophy tes on sedim entation and nu trien t retention in the low e r
R iver Spree (Germ any)[ J] . W ater Research, 2003, 37 (3):569 578.
[ 8] 　Korne r S, Dugda le T. Is roach herb ivo ry preven ting re-coloniza tion of subme rgedm ac rophy tes in a shallow lake [ J] . Hydro-
bio log ia, 2003, 506 (1 /3):497 501.
[ 9] 　Lo renzen C J. Determ ina tion o f chlorophy ll and phaeo-pigment: spec trophotom e tric equa tion[ J] . L im no l Oceanog r, 1967,
12:343 346.
[责任编辑:陆炳新 ]
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