湖泊富营养化已成为当前我国面临的最为突出的环境问题^[1]，磷作为影响湖泊富营养化的关键限制性因素^[2]，对湖泊水体生态系统和沉积物营养盐负荷都具有重要的作用^[3].

磷在沉积物-水界面上的迁移和转化不仅对上覆水磷浓度有重大的影响^[4]，而且对沉积物中磷的矿化转移起着重要的作用^[5].间隙水作为沉积物-水界面磷交换的重要媒介，其中的磷既可通过扩散层迁移到上覆水体影响水质，也可被沉积物颗粒吸附转化为潜在释放磷或者被蓄积^[6].水生植物占据浅水水体生态系统的关键界面，通过茎叶和根尖吸附水体和沉积物间隙水中磷营养盐进而影响湖泊水体磷循环^{[7, 8]}.除此之外，水生植物根系分泌物促进嗜磷细菌滋生，加速沉积物-水界面磷循环，进而净化水质^[9].以往水生植物生长对湖泊水体富营养修复^[10]、沉积物间隙水无机磷的降解^[8]以及沉积物-水界面磷营养盐的扩散通量^[11]研究的较多，而从水生植物对沉积物间隙水长期作用的角度来考虑，其对沉积物间隙水DOP的影响罕见报道.本文通过研究滇池不同湖区沉积物间隙水磷形态组成，沉积物-水界面扩散通量，探讨并阐述水生植物分布对沉积物间隙水磷形态特征的影响及其释放控制效果和影响因素，进而了解水生植物生长与DOP之间的关系并且使水生植物修复作为滇池沉积物营养盐磷负荷修复的一种途径，以期为今后综合治理滇池污染提供一定的依据.

于2015年6月底，通过GPS定位选择滇池全湖5个有水生植物生长的湖区进行柱状样采样，采样点位离岸边50~100 m，同时在每个点位附近相隔20~50 m处且无水生植物生长区采取柱状样(采样点位见图 1).柱状沉积物样品采用管径为90 mm的硬质有机玻璃管重力采样器采集，柱状样两端封闭后保持避光垂直放置并及时带回实验室进行切割，同时运输过程要求平稳，避免沉积物-水界面受到剧烈扰动^[12].滇池5个采样点位的水质数据和植物种类分布见文献[13].

图 1

Fig. 1

图 1 滇池采样点位示意 Fig. 1 Sampling sites in Dianchi Lake

采集好的柱状样带回实验室，其上覆水的采取方法和沉积物分割方法同文献[12]，用虹吸管吸取柱状样上覆水，测定水质pH见文献[13].按0~2、2~5、5~8、8~12、12~16、16~20 cm间隔对柱状沉积物样品进行切割，并测定其孔隙率，间隙水用高速离心机(5 000 r ·min^-1)离心，然后通过0.45 μm混合纤维膜进行过滤.上覆水和间隙水各磷指标(DTP、SRP和DOP)的具体测定方法见文献[14]，溶解性总磷(DTP)采用过硫酸钾-钼锑抗分光光度法测定，SRP采用钼锑抗分光光度法测定.

(1)

式中，DTP为溶解性总磷(mg ·L^-1)；SRP为溶解性磷酸盐(mg ·L^-1)；DOP为溶解性有机磷(mg ·L^-1).沉积物总氮(TN)和有机质(OM)见文献[15]，总磷(TP)和有机磷(OP)的测定见文献[14].w(粒径)采用中国环境科学研究院激光粒度仪(Mastersizer Hydro2000MU)测定，表 1为滇池5个采样点位沉积物基本理化性质.

表 1 (Table 1)

表 1 滇池5个采样点位沉积物基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the sediment from 5 sampling points in Dianchi Lake 站点 TN/mg·kg-1 TP/mg·kg-1 OP/mg·kg-1 OM/% < 4.00 μm(黏土)/% 4.00~63.00 μm(淤泥)/% >63 μm(砂)/% D1 4 595.08 1 661.69 158.79 12.33 14.54 68.63 16.83 D2 5 179.67 1 753.87 109.39 14.46 17.67 76.92 5.41 D3 5 789.54 1 675.51 192.80 14.06 13.63 40.91 45.46 D4 4 088.50 1 603.53 157.86 13.53 13.43 56.36 30.21 D5 5 950.83 695.39 153.27 37.10 8.32 25.86 65.82

表 1 滇池5个采样点位沉积物基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the sediment from 5 sampling points in Dianchi Lake

磷在沉积物-水界面扩散通量按Fick扩散定律计算^[16]，公式：

(2)

式中，F为营养盐通过沉积物-水界面的扩散通量[mg ·(m² ·d)^-1]；φ为表层沉积物孔隙率，%；为沉积物-水界面营养盐浓度梯度[mg ·(L ·cm)^-1]；D_s为考虑沉积物弯曲效应后的分子实际扩散系数(cm² ·s^-1).

通常用Ullman给出的真实扩散系数D_s与孔隙率φ之间的经验公式^[17]：

(3)

式中，D₀为无限稀释溶液理想扩散系数，25℃时对SRP，D₀=7.0×10^-6 cm² ·s^-1.

孔隙率公式^[18]：

(4)

式中，W_w为沉积物湿重(g)；W_d为沉积物干重(g)；2.5是湿沉积物密度与水密度比值的平均值.

数据分析采用Origin 8.6、Spass 17.0和Excel 2010.

滇池不同湖区沉积物间隙水各形态磷受水生植物影响随深度变化差异较大.由图 2可见，不同站点沉积物间隙水DTP质量浓度变化在0.01~0.47 mg ·L^-1之间，SRP质量浓度变化在0~0.07 mg ·L^-1之间，平均占DTP质量浓度的50.22%；DOP质量浓度变化在0~0.44 mg ·L^-1之间，平均占DTP质量浓度的49.78%.水生植物生长显著影响沉积物间隙水各形态磷质量浓度分布，但其影响程度因磷形态及沉积物性质表现各异.除D2站点外，其他站点沉积物间隙水有植物区域DTP和DOP的质量浓度均低于无植物区域，而D3和D4站点有无植物区域DOP随深度所呈现的趋势和DTP一致.水生植物对沉积物间隙水SRP质量浓度的影响与深度变化以及采样站点的不同有关，D3和D4站点有植物区域SRP质量浓度随深度增加整体呈现增加趋势，而无植物区域则基本随深度的增加呈现先增加后降低趋势；D5站点沉积物间隙水SRP的质量浓度在0~2cm区间有植物区域大于无植物区域，而在2~20cm区间有植物区域间隙水SRP质量浓度随着深度的增加整体变化不太明显且均低于无植物区域；D2站点有无植物区域SRP随深度变化区别于其他站点，无植物区域随深度增加逐渐降低，而有植物区域的波动性比较大，但总体大于无植物区域.

图 2

Fig. 2

图 2 水生植物对沉积物间隙水各形态磷的影响 Fig. 2 Influence of aquatic plants on phosphorus species in sediment interstitial water

水生植物对沉积物间隙水磷形态组成贡献比较显著.如图 3可见，无植物区域SRP对DTP的贡献变化在24.07%~60.02%之间，平均值为42.32%，DOP对DTP的贡献变化在39.97%~75.93%之间，平均值为57.68%；有植物区域SRP对DTP的贡献变化在53.45%~85.69%之间，平均值为67.13%，DOP对DTP的贡献变化在14.31%~46.55%之间，平均值为32.87%.相比较而言，D2和D3站点无植物区域DOP对DTP的贡献显著高于SRP，平均值为69.92%，D4和D5站点无植物区域DOP对DTP的贡献略高于SRP，平均值为54.30%，而D1站点无植物区域沉积物间隙水以SRP对DTP的贡献较大，为60.02%.5个站点有植物区域沉积物间隙水均以SRP对DTP的贡献显著，平均值为67.13%，DOP对DTP的贡献相对较低.可见，水生植物生长不仅吸收了间隙水SRP^[8]，而且其根际环境效应也可能促进沉积物间隙水部分DOP的转化与降解^[19]，这种作用很有可能削减了DOP对DTP的贡献，这与马凯等^[20]研究相符，其中D5站点表现得尤为突出.

图 3

Fig. 3

图 3 沉积物间隙水磷形态组成贡献 Fig. 3 Contribution of phosphorus species in sediment interstitial water

水生植物生长削减了沉积物间隙水各形态磷的浓度，同时影响沉积物-水界面磷的释放.由表 2可见，5个站点无植物区域沉积物间隙水DTP的浓度显著高于有植物区域，其中有植物区域DTP浓度比无植物区域削减了9.96%~69.35%，而水生植物对沉积物间隙水DOP的削减效果显著高于无机磷SRP，削减率为38.02%~85.49%.D1、D3和D4站点水生植物对SRP的削减效果相对D2和D5比较显著，削减率为13.80%~38.02%.表 3分析可知，D4站点有无水生植物沉积物间隙水DTP、SRP和DOP浓度的T检验率都 < 0.05显著，而D2站点SRP浓度的T检验率 < 0.05显著，D5站点DOP浓度的T检验率 < 0.05显著，说明在总体水平上，除D4站点外其余各点水生植物的生长对沉积物间隙水各形态磷的影响不是很显著，这可能与不同站点底质性质等复杂环境因子有关^[21].水生植物生长对沉积物-水界面无机磷的扩散通量影响比较显著，不同站点有植物区域SRP的沉积物-水界面扩散通量变化在-0.10~0.02mg ·(m² ·d)^-1之间，无植物区域SRP的沉积物-水界面扩散通量变化在-0.21~0.05 mg ·(m² ·d)^-1之间.其中，有植物区域SRP沉积物-水界面扩散通量比无植物区域平均降低39.99%.可见，水生植物生长通过显著削减SRP沉积物-水界面的扩散通量达到控制磷释放的效果.

表 2 (Table 2)

表 2 水生植物对沉积物间隙水磷浓度及其释放的控制效果 Table 2 Control effect of aquatic plant on concentration and release of phosphorus in sediment interstitial water 站点 处理 间隙水磷浓度/mg·L-1 扩散通量/mg·(m2·d)-1 DTP SRP DOP SRP D1 有植物 0.032 0.021 0.010 -0.029 无植物 0.041 0.025 0.017 -0.011 削减率/% 23.48 13.80 38.02 — D2 有植物 0.058 0.038 0.021 0.005 无植物 0.065 0.023 0.042 0.046 削减率/% 9.96 — 50.48 — D3 有植物 0.037 0.024 0.013 -0.020 无植物 0.121 0.029 0.092 0.013 削减率/% 69.35 18.45 85.49 — D4 有植物 0.038 0.020 0.018 -0.098 无植物 0.070 0.033 0.037 -0.041 削减率/% 45.72 38.02 52.49 — D5 有植物 0.073 0.062 0.010 0.022 无植物 0.123 0.055 0.068 -0.207 削减率/% 40.98 — 84.76 —

表 2 水生植物对沉积物间隙水磷浓度及其释放的控制效果 Table 2 Control effect of aquatic plant on concentration and release of phosphorus in sediment interstitial water

表 3 (Table 3)

表 3 滇池不同湖区沉积物间隙水磷浓度配对样品T检验结果1) Table 3 Paired-Samples T test results of phosphorus concentration in interstitial water from sediment in different regions of Dianchi Lake 项目 DTP SRP DOP t df Sig.(双侧) t df Sig.(双侧) t df Sig.(双侧) D1有植物-无植物 -1.210 5 0.280 -0.619 5 0.563 -1.497 5 0.195 D2有植物-无植物 -0.240 5 0.820 3.414 5 0.019 -0.879 5 0.420 D3有植物-无植物 -1.181 5 0.291 -1.655 5 0.159 -1.109 5 0.318 D4有植物-无植物 -6.198 5 0.002 -2.993 5 0.030 -14.928 5 0.000 D5有植物-无植物 -2.337 5 0.067 0.245 5 0.816 -4.689 5 0.005 1) Sig.>0.05表示不显著；Sig.≤0.05表示显著

表 3 滇池不同湖区沉积物间隙水磷浓度配对样品T检验结果1) Table 3 Paired-Samples T test results of phosphorus concentration in interstitial water from sediment in different regions of Dianchi Lake

本研究中，滇池不同站点沉积物间隙水SRP质量浓度分布随深度增加比较明显，平均含量占DTP的54.72%.有植物区域，不同站点(除D2站点)沉积物间隙水SRP质量浓度基本在2~5cm区间后随深度增加表现不太明显，而无植物区域间隙水SRP质量浓度则随深度增加各站点规律各异，但总体上明显高于有植物区域，说明水生植物生长对间隙水SRP的吸收利用极大可能地削减了间隙水SRP向上覆水扩散的趋势，这主要是因为间隙水SRP是水生植物吸收利用的主要磷形态^[22].

溶解性有机磷DOP是沉积物磷释放的重要组成部分，对湖泊水体富营养化具有重要意义.有研究表明，夏季滇池湖体DOP的浓度平均占DTP的55.30%，其中生物可利用的DOP所占DTP的比例较高^[23].以往研究中，水生植物主要通过根系和茎叶吸收利用无机磷，进而降低沉积物间隙水及湖泊上覆水SRP浓度，达到控制磷释放及净化水质的目的^{[11, 24]}，而关于水生植物与DOP之间的关系罕见报道.本研究中，水生植物对滇池不同站点沉积物间隙水DOP的平均降解率为62.25%.同一站点(D1、D4和D5)有无植物区域沉积物间隙水DOP质量浓度随深度的增加呈现的规律比较明显且有植物区域沉积物间隙水DOP浓度的平均值均小于无植物区域，说明水生植物的生长对间隙水DOP的转化与降解有影响，这也证明了上面学者的研究^[19].

有研究发现^[25]，底泥中含一定量的砂，将会改变底泥物理性质，在同体积条件下，降低含水率，增加底泥容重，改变底泥密度，致使底泥微生物数量和酶活性明显增加，同时促进水生植物的生长，而水生植物的生长状况又与沉积物间隙水磷浓度的吸收存在一定关系，所以说明沉积物粒径大小间接地影响着水生植物对沉积物间隙水磷浓度的吸收.本研究中D5站点的含砂量>D3和D4>D1和D2，可以推测D5站点水生植物比较多，同时有机质含量也在各站点中最高，说明有机质的来源可能属于植物碎屑.根据文献[13]，D5站点上覆水藻类(叶绿素含量)相对其它站点较多，这与滇池常年盛行西南风和藻类在北部地区堆积^[26]有关.有研究表明，藻类堆积和死亡也会导致沉积物中OP和Fe/Al-P的释放，对沉积物间隙水磷浓度造成影响^[27].根据研究，水生植物通过根系吸收沉积物中的生物有效磷，有效减少沉积物间隙水中磷向上覆水的扩散量^[28]，而这种作用主要在根尖分布层^[22].又因6月水生植物生长较旺盛，对其沉积物以及间隙水当中的营养盐吸收作用较强^[27]，滇池不同站点有植物区域间隙水各形态磷随深度的增加而表现不同变化，这可能与不同水生植物种类、分布及根系发达程度有关.另外，水生植物根际区特殊的环境，影响着不同微生物对有机物的分解程度，尤其能加速需氧微生物对有机物的分解，以及部分底栖生物的活动等也会造成沉积物间隙水SRP浓度的增加^[28]，这些都极有可能说明水生植物的生长间接促进了沉积物-水界面需氧微生物对有机物的降解和矿化^[29].有研究发现，水生植物对根际周围有机质降解产生影响^[30]，而有机质可以抑制沉积物SRP和DTP的释放，促进DOP释放^[31]，进而得出水生植物生长通过影响有机质降解来间接影响沉积物间隙水SRP和DOP的浓度变化^[21].除此之外，有研究表明水生植物生长改变了底质微环境，不仅植物根系分泌物是沉积物DOP的重要来源之一^[32]，而且植物根系还是有些活性酶的主要载体^[33].因此，水生植物的生长在很大程度上有可能对沉积物有机磷的矿化降解起到了促进作用.

(1) 水生植物生长对滇池不同湖区沉积物间隙水各形态磷浓度的分布影响比较明显.除D2站点外，其他站点沉积物间隙水有植物区域DTP和DOP的质量浓度均低于无植物区域，而D3和D4站点两者之间差异达到显著相关.水生植物对沉积物间隙水SRP质量浓度的影响因深度变化和采样站点的不同呈现的规律也各异，其总体趋势较为明显.

(2) 水生植物生长对沉积物间隙水SRP所占比例的提高较为明显，其中D2、D3和D5站点显得尤为突出，SRP所占比例提高了近1倍多，相对而言，降低了DOP对DTP的贡献率.有植物区域沉积物间隙水SRP和DOP平均贡献分别为67.13%和32.87%，无植物区域沉积物间隙水SRP和DOP平均贡献分别为42.32%和57.68%.

(3) 水生植物生长对沉积物-水界面各形态磷的释放控制效果比较显著.5个站点无植物区域沉积物间隙水DTP的浓度显著高于有植物区域，其中有植物区域DTP浓度比无植物区域削减了9.96%~69.35%，而水生植物对沉积物间隙水DOP的削减效果显著高于无机磷SRP，削减率为38.02%~85.49%.水生植物抑制了沉积物无机磷的释放，促进了DOP的转化，其中，有植物区域SRP沉积物-水界面扩散通量比无植物区域平均降低39.99%.

(4) 水生植物生长促进沉积物-水界面需氧微生物对有机物的降解和矿化.本研究中水生植物显著削减了沉积物间隙水DOP质量浓度，进而抑制了DTP由沉积物间隙水向上覆水的扩散趋势，降低了沉积物磷的释放负荷.因此，水生植物修复将作为滇池沉积物营养盐磷负荷修复的一种途径，为以后综合治理滇池污染提供一定的依据.