2019, Vol. 40
2. 中国科学院亚热带农业生态研究所, 亚热带农业生态过程重点实验室, 长沙 410125
2. Key Laboratory of Agro-ecological Processes in Subtropical Region, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125, China
人工湿地因其投资成本低、管理维护简单等优点, 广泛用于处理生活污水、农田排水等[1~3].植物是人工湿地的核心, 在吸收污水氮磷等营养物质的同时为湿地微生物提供附着场所, 维持湿地系统稳定[1~5].由于生长的周期性, 植物枯萎凋落后, 吸收到植物体内的营养物质通过物理、化学和微生物的作用下会被重新释放到水体[4, 5].
目前国内外学者对湿地植物的分解已有大量研究, 植物腐烂分解向水体中释放氮、磷和有机物等, 在短期内易造成水体pH值和溶解氧(DO)浓度迅速下降, 影响人工湿地出水水质, 破坏人工湿地系统的稳定[4~11].叶春等[6]的研究发现黑藻(Hydrilla verticillata)经过70 d分解后植物81.3%的碳、81.6%的氮和85.9%的磷会释放到水中; 而陈志刚等[7]发现沉水植物菹草(Potamogeton crispus)100 d的分解仅释放了9.1%的氮和32.0%的磷. Wu等[8]观测到水葫芦(water hyacinth)、软水草(hydrilla)和香蒲(cattail)这3种湿地植物在分解初期(0~2 d)使水体pH值和DO浓度迅速降低.植物分解受到植物自身化学性质和外界因素的影响.潘慧云等[9]发现秋冬季节低温条件下, 苦草(Vallisneria spiralis)和金鱼藻(Myriophyllum verticillatum Linn)分解速率较慢, 释放氮磷量较少, 天气回暖后植物体的腐烂分解速率加快. Overbeek等[10]认为植物分解速率初期主要受植物特征影响, 后期受植物特征和水环境条件的共同影响.前期研究表明, 绿狐尾藻(Myriophyllum aquaticum)对水体污染物具有高效的吸收作用, 是净化水体较为理想的水生植物[11, 12].易文利等[13]认为绿狐尾藻凋落物分解释放有机质对绿狐尾藻有毒害作用.因此, 狐尾藻分解过程氮磷的释放特征有必要进一步研究, 进而增强绿狐尾藻人工湿地的处理效果.
本文以绿狐尾藻作为研究对象, 采用广泛应用于研究植物分解的尼龙分解袋法[14, 15], 进行连续60 d的室内分解实验, 探讨分解过程氮磷释放特征, 评估对水质的影响, 以期为降低绿狐尾藻残体造成的二次污染提供数据支撑.
1 材料与方法 1.1 实验材料绿狐尾藻采集于湖南长沙一个人工湿地, 经蒸馏水洗净、烘干后剪成长0.5~1 cm混合均匀, 于干燥箱内保存待用.为模拟自然水体环境并降低水体氮磷浓度的干扰, 绿狐尾藻分解用水采集于该人工湿地附近池塘, 其氨氮(NH4+-N)、硝氮(NO3--N)、总氮(TN)、总磷(TP)和溶解性有机碳(DOC)浓度分别为0.21、0.13、0.39、0.058和4.5 mg·L-1, pH值为7.60.
1.2 实验方法称取9.00 g绿狐尾藻干样于90目尼龙网袋(规格为10 cm×10 cm), 置于盛有2 L池塘水的玻璃瓶中.选取不加植物仅加池塘水作为空白对照.玻璃瓶用黑色塑料袋遮光处理, 防止藻类等生长对实验结果的干扰.分别于2 h及4、8、16、24、32、48和60 d采集水样和植物样品, 每次采样设置3个平行组, 1个空白对照组.采集水样前用便携式多参数测定仪SG-68测定水样pH值和DO浓度.采集植物样品的方法为：将尼龙网袋取出, 用蒸馏水将表面冲洗几次后, 65℃烘干至恒重.
水样经过0.45 μm微孔滤膜过滤, 采用岛津TOC分析仪测定水样DOC浓度, 采用AA3流动分析仪测定水样氨氮、硝氮、总氮(TN)浓度, 采用钼锑抗比色法测定水样总磷和无机磷浓度[16].水样有机氮浓度用总氮减去铵态氮和硝态氮浓度计算, 水样有机磷浓度采用总磷减去无机磷浓度计算.烘干植株样品经过浓硫酸和过氧化氢消解后, 全氮含量采用AA3流动分析仪测定, 全磷含量用钼锑抗比色法测定[17].
1.3 数据分析方法绿狐尾藻分解速率(vi)计算公式：
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(1) |
式中, vi为第i次采样的分解速率(g·d-1), mi为第i次采样时绿狐尾藻干重(g), mi-1为第i-1次采样时绿狐尾藻干重(g), ti为第i次采样时间(d), ti-1为第i-1次采样时间(d).
绿狐尾藻一级分解速率常数(k, d-1)由公式(2)拟合：
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(2) |
式中, m0为绿狐尾藻残体初始干重(g), m1为t时间后绿狐尾藻干重(g), t为分解时间(d).
绿狐尾藻分解50%所需时间(t50%)采用公式(3)计算：
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(3) |
数据作图使用Origin 2018, 统计分析使用SPSS 22.采用单因素方差分析(one-way ANOVA)和最小显著差异(LSD)法进行方差分析和差异显著性检验(α=0.05)
2 结果与分析 2.1 绿狐尾藻的分解速率绿狐尾藻质量随时间变化如图 1所示.绿狐尾藻干物质在第0~2 h内从9.00 g下降到7.02 g, 分解速率高达23.8 g·d-1; 淋溶作用下绿狐尾藻中大量的有机物和无机盐溶解到水中, 导致其质量快速降低.第2 h~8 d的分解速率逐渐减缓, 在第8 d时分解速率仅为0.029 g·d-1, 干物质量为6.15 g; 说明8 d内快速淋溶过程已经结束, 降解进入慢速分解期.第8~24 d分解速率略有上升, 干物质量下降到4.63 g; 可能是微生物参与了绿狐尾藻的分解.第24~60 d分解速率逐渐下降到0 g·d-1, 干物质量下降到3.50 g; 此时绿狐尾藻主要是纤维素和木质素等难分解组分.
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图 1 绿狐尾藻剩余生物量和分解速率 Fig. 1 Residual biomass and decomposition rate of Myriophyllum aquaticum |
采用一级动力学方程对绿狐尾藻分解过程进行拟合, 拟合优度R2=0.957, 计算一级动力学分解速率常数k值为0.014 2 d-1.计算出绿狐尾藻干物质分解50%需要48.8 d.
2.2 水环境条件变化如图 2所示, 绿狐尾藻分解过程中水体pH值在第0~4 d从7.60快速下降到5.63;对第4~32 d的pH值进行统计检验, 显示pH值无显著性差异(P>0.05);第30 d后pH值逐渐上升到7.03, 与空白对照接近.绿狐尾藻分解初期释放的有机酸使水体pH值快速降低, 后期随着有机酸的分解, 水体pH值逐渐恢复.水中DO浓度在第0~4 d快速下降, 从6.30 mg·L-1下降到0.61 mg·L-1; 在第8~60 d, DO浓度接近零, 分解体系处于厌氧状态.说明绿狐尾藻分解过程会严重影响水环境.
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图 2 水体环境指标 Fig. 2 Water environmental indicators |
绿狐尾藻分解过程中水中TN和TP浓度如图 3所示.在第0~38 d水中TN的浓度先迅速增加之后逐渐降低, 第2 h内快速增加到12.7 mg·L-1, 第2 h~32 d逐渐下降到5.80 mg·L-1, 第32~60 d又略有升高.水中TP的浓度第0~4 d增加较快, 在第4 d时水中TP的浓度就已经达到18.4 mg·L-1.在第4~32 d TP的浓度有所波动, 第32~60 d逐渐趋于稳定.
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图 3 绿狐尾藻分解过程水中TN和TP的浓度 Fig. 3 TN and TP concentrations in the water during the decomposition of Myriophyllum aquaticum |
如图 4所示绿狐尾藻分解过程释放的氮以有机氮为主, 在第2 h时有机氮占总氮94.7%, 氨氮和硝氮分别占总氮的2.3%和3%.随着时间变化硝氮占总氮比例逐渐降低到0.8%, 而氨氮占总氮比例逐渐升高到33.5%, 有机氮比例下降到65.7%.绿狐尾藻分解释放磷以无机磷为主, 在第2 h时无机磷占总磷的88%, 有机磷只占12%;而到第4 d时无机磷的比例下降到66%, 有机磷上升到34%;第8~16 d时无机磷逐渐上升到89%, 有机磷则降低到11%;第24 d时无机磷下降至61%, 有机磷上升到39%;第32~60 d无机磷稳定在21%.
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图 4 各形态氮磷的组成比例 Fig. 4 Composition ratio of nitrogen and phosphorus in various forms |
如图 5所示水中DOC浓度在第0~8 d快速上升到最大值264 mg·L-1, 而到第8~16 d快速下降, 第16~60 d缓慢降低, 在第60 d时DOC浓度为33.7 mg·L-1.前期大量可溶性有机物淋溶造成DOC浓度的快速增加, 随后微生物利用水中易分解的有机物, DOC的浓度逐渐降低.
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图 5 绿狐尾藻分解过程中DOC浓度 Fig. 5 DOC concentration in the water during the decomposition process of Myriophyllum aquaticum |
如图 6所示在第0~2 h绿狐尾藻体内总氮含量从28.3 mg·g-1下降到24.3 mg·g-1; 2 h~60 d绿狐尾藻体内总氮含量逐渐上升, 在60 d达到60.5 mg·g-1, 绿狐尾藻体内氮累积释放量在第0~2 h快速上升, 从0 mg·g-1上升到9.32 mg·g-1; 第2 h~32 d逐渐降低, 从9.32 mg·g-1下降到5.12 mg·g-1, 而在第32~48 d累积释放量逐渐上升, 从5.12 mg·g-1上升到6.83 mg·g-1; 第48~60 d累积释放量又开始下降到5.20 mg·g-1.在第32~48 d绿狐尾藻体内氮的含量增高而累积释放量也增高, 则表明虽然植物体内氮的含量增加, 但是随着干物质被分解, 一部分的含氮有机物也会随之释放到水中.如图 6所示第0~2 h绿狐尾藻体内磷含量快速下降, 从6.09 mg·g-1下降到2.94 mg·g-1; 而第2 h~60 d绿狐尾藻体内磷含量无显著性差异(P>0.05), 表明绿狐尾藻磷含量趋于不变.第2 h~60 d绿狐尾藻释放磷量缓慢升高, 从3.79 mg·g-1上升到4.97 mg·g-1.绿狐尾藻体内氮的含量增加, 而累积释放量在减小, 则说明绿狐尾藻在分解过程中植物向外界吸收了一部分的氮.
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图 6 绿狐尾藻体内N、P的含量 Fig. 6 Contents of N and P in Myriophyllum aquaticum |
绿狐尾藻前期(0~4 d)质量损失较快, 干物质损失达到30%, 中后期(4~60 d)损失速率减慢, 损失量仅为31%.一般认为湿地植物在水体分解经历3个过程[18~20]：前期植物体内糖类、有机酸、蛋白质和易溶性无机盐等水溶性物质的淋溶释放, 植物质量损失速度最快; 中期微生物对部分难溶但易分解的有机物开始分解, 植物质量损失速度变缓; 后期植物体内木质素、纤维素等难分解物质的分解, 分解速率较慢.本研究中绿狐尾藻实验初期水体中pH值迅速降低, 是由于体内分解释放出大量的有机酸和氨基酸等酸性物质, 同时这些易分解的有机物质分解消耗水体中的溶解氧, 水体溶解氧浓度很快降到零.在实验中后期, 植物腐解过程释放的有机酸类物质逐渐被分解, 同时释放速率也逐渐减弱, pH值上升, 消耗氧气量降低, 但水体溶解氧并没有上升, 表明绿狐尾藻分解是耗氧过程, 会造成水体溶解氧持续降低. Wu等[8]的研究水葫芦、软水草、香蒲3种湿地植物的分解在初期阶段会显著降低水体pH值和溶解氧含量, 也发现随着分解时间的延长, 水体pH值会逐渐恢复到初始状态, 但水体溶解氧一直处于较低水平.说明湿地植物在分解过程中会对水环境造成较大影响.
本研究计算的绿狐尾藻在池塘水中的一级分解速率常数为0.014 2 d-1, 低于绿狐尾藻在底泥-水系统的分解速率常数0.037 0 d-1[21]和0.028 8 d-1[22].底泥-水系统中初始微生物的种类和数量相对较多, 可提高绿狐尾藻的分解速率.对比绿狐尾藻与其他植物的分解速率常数发现, 绿狐尾藻的一级分解速率常数处于中间位置(表 1).从表 1可知, 相同环境条件不同植物具有不同的分解速率常数, 这与植物自身物理化学性质有关, 如体内易分解与难分解物质的比例不同.相同的植物在不同环境中的分解速率也差异较大.比如, Luai等[15]将穗花狐尾藻(Myriophyllum spicatum)和菱角(Trapa natans)放在相隔100 m的原生和非原生的两处湿地进行50 d分解实验, 得出差异显著的分解速率, 推测微生物种类等环境条件导致分解速率不同.杨继松等[23]研究的植物分解速率常数较低, 原因是微生物在低温(1.6~1.9℃)环境下活性不高, 导致分解速率相对较低. Gessner等[24]研究的芦苇分解速率常数明显比曹培培等[22]的芦苇分解速率常数要低, 主要是因为Gessner等的实验位于温度较低的地区.可见温度对植物分解有着重要的影响.此外, 水流等作用也会对植物的分解速率有影响, 陈志刚等[7]得到的菹草分解速率常数0.028 0 d-1比曹培培等[22]的分解速率常数0.024 5 d-1要高, 因为前者将分解袋悬挂在湖泊中, 湖泊的水流动性相对室内较大, 对植物残体有一定的冲刷作用加快植物的分解速率.因此, 植物种类、实验条件和微生物的种类等都会导致植物分解速率的差异性.
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表 1 分解速率常数统计1) Table 1 Decomposition rate constant statistics |
随着分解时间的增加, 绿狐尾藻体内磷含量先迅速降低随后保持不变, 而氮含量一直增加. Chimney等[28]发现随着分解时间增加, 香蒲、水葫芦、水生菜等湿地植物体内的总氮含量逐渐升高, 磷快速降低趋于稳定, 并猜测植物附着微生物对氮磷的吸收和合成.杨继松等[23]也发现随分解时间增加植物枯落物中氮含量增加, 并认为微生物摄入外界易利用的氮源来维持自身活性实现对氮的固定.目前植物分解过程体内的氮含量增加的原因有以下3种主要的猜测[6, 23, 28]：一是植物体内非氮化合物比含氮化合物分解速率快; 二是附着分解微生物迅速繁殖, 生物量增加; 三是微生物对氮素的固定化作用, 如固氮作用.随着分解时间增加, 绿狐尾藻干物质量逐渐减少, 氮的累积释放量并没有增加, 说明绿狐尾藻体内氮含量增加主要的原因并不是非氮化合物比含氮化合物分解得快, 而可能与微生物的作用有关.微生物作用过程和机制需要进一步地研究.
3.2 绿狐尾藻分解过程中氮磷的释放特征及其对水环境的影响本研究绿狐尾藻分解过程水中总氮和总磷的浓度在初期迅速增加, 主要原因是前期绿狐尾藻中的可溶性有机物和无机物在淋溶作用下快速溶解于水中, 较短时间(0~8 d)向水中释放大量的有机氮和无机磷.有研究表明, 水生植物经自然腐烂分解后, 所含氮和磷的70%以上会在短期内被释放进入水体, 参与水体的营养再循环[6].而在中后期氮磷出现不同的变化规律, 总氮逐渐降低而后略有增加, 总磷浓度波动逐渐稳定.到中期(8~32 d)氮经微生物利用和硝化反硝化作用导致总氮浓度下降; 后期(32~60 d)绿狐尾藻植株进一步分解, 氮从植物体中释放到水中, 而体系一直处于厌氧状态, 水体中有机碳含量降低到较低水平, 厌氧微生物对氮转化的速率受到限制, 造成水中总氮浓度又开始上升.这一变化趋势与唐金燕等[29]关于水生植物腐烂分解对水质的影响中植物释放到水中氮的变化趋势相同.水体中磷一般不会经过微生物过程变为气体从体系逃逸.水中磷浓度的波动性可能与微生物生长时被利用及其死亡时又释放回水中有关[30].
绿狐尾藻分解过程释放氮形态主要以有机氮为主.水中氨氮的浓度则一直保持上升的趋势, 与张菊等[31]研究菹草和金鱼藻在10℃分解的趋势一致.氨氮因为缺氧无法进行硝化作用, 而氨基酸的分解也会释放氨氮, 导致氨氮保持持续上升的趋势.硝氮在水中的浓度慢慢降低最后稳定在较低的水平, 这一结果与张菊研究菹草和金鱼藻分解的趋势相似.硝氮在前期也是通过淋溶作用而释放到水中, 而在中后期缺氧的情况下硝化反应被抑制, 硝氮浓度一直处于较低水平[32].绿狐尾藻分解过程释放总磷形态主要以无机磷为主, 占总磷的61%~88%, 而有机磷仅占总磷的12%~39%.侯雪薇等[25]认为前期磷的快速释放是因为植物组织中磷主要以易分解的磷酸根离子的形式存在.在绿狐尾藻分解过程中无机磷的释放主要靠前期的淋溶作用, 而后期磷的释放量较少, 而无机磷的波动性变化主要是由于微生物作用, 微生物在生长代谢过程中会吸收一部分的磷用于合成自身结构, 从而将无机磷转化为有机磷.而当微生物死亡有机磷又被分解成无机磷; 到后期微生物的种类和数量稳定后, 磷的形态也随之稳定[33].
氮的累积释放量在中后期呈负增长的变化趋势, 这导致氮的污染集中在前期, 而中后期污染会慢慢减轻; 而磷的累积释放量逐渐增加趋于稳定, 说明磷对水体的污染是持续的.由绿狐尾藻60 d的分解实验可知, 湿地植物在枯萎时期会向水体释放大量的碳、氮、磷等元素, 因此为了防止绿狐尾藻残体分解污染水体, 应在其枯萎前对其进行收割, 并及时移除其残体.优化植物的收割管理措施可有效提高人工湿地对污水的处理效率, 维持人工湿地的长期运行.
4 结论(1) 绿狐尾藻前期损失较快, 到后期分解速率较慢.一级动力学分解速率常数为0.0142 d-1, 分解50%的干物质需48.8 d.
(2) 绿狐尾藻分解过程水体pH值在前期快速下降, 后期有所回升.水中DO浓度前期快速下降, 分解体系一直处于厌氧状态, 绿狐尾藻分解过程水中总氮浓度先升高再降低, 总磷浓度则是前期迅速增加而后趋于稳定; 水体氮磷分别以有机氮和无机磷形态为主.绿狐尾藻腐烂分解过程会严重影响水环境.
(3) 应该及时收割并移除人工湿地的绿狐尾藻, 降低其二次污染风险, 提高人工湿地对污水的处理效率.
| [1] | Kadlec R H, Wallace S D. Treatment wetlands (2nd ed.)[M]. Boca Raton, FL: CRC Press, 2008: 3-5. |
| [2] | Vymazal J. Removal of nutrients in various types of constructed wetlands[J]. Science of the Total Environment, 2007, 380(1-3): 48-65. DOI:10.1016/j.scitotenv.2006.09.014 |
| [3] |
刘锋, 罗沛, 刘新亮, 等. 绿狐尾藻生态湿地处理污染水体的研究评述[J]. 农业现代化研究, 2018, 39(6): 1020-1029. Liu F, Luo P, Liu X L, et al. Research advances of Myriophyllum spp.-based wetland for wastewater treatment and resource utilization[J]. Research of Agricultural modernization, 2018, 39(6): 1020-1029. |
| [4] | Serna A, Richards J H, Scinto L J. Plant decomposition in wetlands:effects of hydrologic variation in a re-created everglades[J]. Journal of Environmental Quality, 2013, 42(2): 562-572. |
| [5] | Cheesman A W, Turner B L, Inglett P W, et al. Phosphorus transformations during decomposition of wetland macrophytes[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(24): 9265-9271. |
| [6] |
叶春, 王博, 李春华, 等. 沉水植物黑藻腐解过程中营养盐释放过程[J]. 中国环境科学, 2014, 34(10): 2653-2659. Ye C, Wang B, Li C H, et al. Nutrient release process during decomposition of submerged macrophytes (Hydrilla verticillata Royle)[J]. China Environmental Science, 2014, 34(10): 2653-2659. |
| [7] |
陈志刚, 林志军, 周晓红, 等. 菹草腐烂分解过程中污染物的动态释放[J]. 干旱区资源与环境, 2017, 31(8): 153-159. Chen Z G, Lin Z J, Zhou X H, et al. Pollutants dynamic release of Potamogeton crispus during decomposition process[J]. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2017, 31(8): 153-159. |
| [8] | Wu S Q, He S B, Zhou W L, et al. Decomposition characteristics of three different kinds of aquatic macrophytes and their potential application as carbon resource in constructed wetland[J]. Environmental Pollution, 2017, 231: 1122-1133. DOI:10.1016/j.envpol.2017.07.049 |
| [9] |
潘慧云, 徐小花, 高士祥. 沉水植物衰亡过程中营养盐的释放过程及规律[J]. 环境科学研究, 2008, 21(1): 64-68. Pan H Y, Xu X H, Gao S X. Study on process of nutrition release during the decay of submerged macrophytes[J]. Research of Environmental Sciences, 2008, 21(1): 64-68. |
| [10] | Overbeek C C, van der Geest H G, van Loon E E, et al. Decomposition of aquatic pioneer vegetation in newly constructed wetlands[J]. Ecological Engineering, 2018, 114: 154-161. DOI:10.1016/j.ecoleng.2017.06.046 |
| [11] | Liu F, Zhang S N, Luo P, et al. Purification and reuse of non-point source wastewater via Myriophyllum-based integrative biotechnology:a review[J]. Bioresource Technology, 2018, 248: 3-11. DOI:10.1016/j.biortech.2017.07.181 |
| [12] | Luo P, Liu F, Zhang S N, et al. Nitrogen removal and recovery from lagoon-pretreated swine wastewater by constructed wetlands under sustainable plant harvesting management[J]. Bioresource Technology, 2018, 258: 247-254. DOI:10.1016/j.biortech.2018.03.017 |
| [13] |
易文利, 王圣瑞, 杨苏文, 等. 有机质腐解对穗花狐尾藻生长及磷积累的影响[J]. 生态环境学报, 2011, 20(5): 940-945. Yi W L, Wang S R, Yang S W, et al. Effects of organic matter decomposition on the growth and phosphorus accumulation of Myriophyllum spicatum[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2011, 20(5): 940-945. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2011.05.027 |
| [14] |
武海涛, 吕宪国, 杨青. 分解袋法在湿地枯落物分解研究中存在的问题与对策[J]. 东北林业大学学报, 2007, 35(2): 82-85. Wu H T, Lü X G, Yang Q. Existing problems and countermeasures of litter bag technique applied to emergent macrophyte litter decomposition in wetland[J]. Journal of Northeast Forestry University, 2007, 35(2): 82-85. DOI:10.3969/j.issn.1000-5382.2007.02.031 |
| [15] | Luai V B, Ding S B, Wang D. The effects of litter quality and living plants on the home-field advantage of aquatic macrophyte decomposition in a eutrophic urban lake, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 650: 1529-1536. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.09.104 |
| [16] |
王迪, 李红芳, 刘锋, 等. 亚热带农区生态沟渠对农业径流中氮素迁移拦截效应研究[J]. 环境科学, 2016, 37(5): 1717-1723. Wang D, Li H F, Liu F, et al. Interception effect of ecological ditch on nitrogen transport in agricultural runoff in subtropical China[J]. Environmental Science, 2016, 37(5): 1717-1723. |
| [17] |
张树楠, 肖润林, 刘锋, 等. 生态沟渠对氮、磷污染物的拦截效应[J]. 环境科学, 2015, 36(12): 4516-4522. Zhang S N, Xiao R L, Liu F, et al. Interception effect of vegetated drainage ditch on nitrogen and phosphorus from drainage ditches[J]. Environmental Science, 2015, 36(12): 4516-4522. |
| [18] | Brodersen K E, Koren K, Moßhammer M, et al. Seagrass-mediated phosphorus and iron solubilization in tropical sediments[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(24): 14155-14163. |
| [19] |
武海涛, 吕宪国, 杨青, 等. 三江平原典型湿地枯落物早期分解过程及影响因素[J]. 生态学报, 2007, 27(10): 4027-4035. Wu H T, Lü X G, Yang Q, et al. The early-stage litter decomposition and its influencing factors in the wetland of the Sanjiang Plain, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2007, 27(10): 4027-4035. DOI:10.3321/j.issn:1000-0933.2007.10.010 |
| [20] | Shilla D, Asaeda T, Fujino T, et al. Decomposition of dominant submerged macrophytes:implications for nutrient release in Myall Lake, NSW, Australia[J]. Wetlands Ecology and Management, 2006, 14(5): 427-433. DOI:10.1007/s11273-006-6294-9 |
| [21] | Zhang L S, Zhang S H, Lv X Y, et al. Dissolved organic matter release in overlying water and bacterial community shifts in biofilm during the decomposition of Myriophyllum verticillatum[J]. Science of the Total Environment, 2018, 633: 929-937. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.275 |
| [22] |
曹培培, 刘茂松, 唐金艳, 等. 几种水生植物腐解过程的比较研究[J]. 生态学报, 2014, 34(14): 3848-3858. Cao P P, Liu M S, Tang J Y, et al. A comparative study on the decomposition processes among some aquatic plants[J]. Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(14): 3848-3858. |
| [23] |
杨继松, 刘景双, 于君宝, 等. 三江平原沼泽湿地枯落物分解及其营养动态[J]. 生态学报, 2006, 26(5): 1297-1302. Yang J S, Liu J S, Yu J B, et al. Decomposition and nutrient dynamics of marsh litter in the Sanjiang Plain, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2006, 26(5): 1297-1302. DOI:10.3321/j.issn:1000-0933.2006.05.001 |
| [24] | Gessner M O. Breakdown and nutrient dynamics of submerged Phragmites shoots in the littoral zone of a temperate hardwater lake[J]. Aquatic Botany, 2000, 66(1): 9-20. DOI:10.1016/S0304-3770(99)00022-4 |
| [25] |
侯雪薇, 张桂斋, 李静, 等. 两种沉水植物分解过程及温度影响的模拟研究[J]. 山东大学学报(理学版), 2015, 50(11): 23-31. Hou X W, Zhang G Z, Li J, et al. Decomposition processes and simulation of two species of submerged plants under different temperatures[J]. Journal of Shandong University (Natural Science), 2015, 50(11): 23-31. DOI:10.6040/j.issn.1671-9352.0.2014.522 |
| [26] |
邵学新, 梁新强, 吴明, 等. 杭州湾潮滩湿地植物不同分解过程及其磷素动态[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3381-3388. Shao X X, Liang X Q, Wu M, et al. Decomposition and phosphorus dynamics of the litters in standing and litterbag of the Hangzhou Bay coastal wetland[J]. Environmental Science, 2014, 35(9): 3381-3388. |
| [27] |
黄耀, 沈雨, 周密, 等. 木质素和氮含量对植物残体分解的影响[J]. 植物生态学报, 2003, 27(2): 183-188. Huang Y, Shen Y, Zhou M, et al. Decomposition of plant residue as influenced by its lignin and n itrogen[J]. Acta Phytoecologica Sinica, 2003, 27(2): 183-188. DOI:10.3321/j.issn:1005-264X.2003.02.006 |
| [28] | Chimney M J, Pietro K C. Decomposition of macrophyte litter in a subtropical constructed wetland in south Florida (USA)[J]. Ecological Engineering, 2006, 27(4): 301-321. DOI:10.1016/j.ecoleng.2006.05.016 |
| [29] |
唐金艳, 曹培培, 徐驰, 等. 水生植物腐烂分解对水质的影响[J]. 应用生态学报, 2013, 24(1): 83-89. Tang J Y, Cao P P, Xu C, et al. Effects of aquatic plants during their decay and decomposition on water quality[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013, 24(1): 83-89. |
| [30] | Duan H, Wang L, Zhang Y N, et al. Variable decomposition of two plant litters and their effects on the carbon sequestration ability of wetland soil in the Yangtze River estuary[J]. Geoderma, 2018, 319: 230-238. DOI:10.1016/j.geoderma.2017.10.050 |
| [31] |
张菊, 邓焕广, 王东启, 等. 徒骇河沉水植物腐烂对上覆水体中营养盐形态变化影响[J]. 环境科学与技术, 2011, 34(5): 14-19. Zhang J, Deng H G, Wang D Q, et al. Impact of decomposition of submerged macrophytes on nutrient speciation concentration in overlying water of Tuhai River[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 34(5): 14-19. DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2011.05.004 |
| [32] |
谢宝东, 方升佐, 綦山丁, 等. 四种生物覆盖植物的自然分解及养分释放动态[J]. 南京林业大学学报(自然科学版), 2009, 33(5): 12-16. Xie B D, Fang S Z, Qi S D, et al. Decomposition and nutrient release of four mulching plants in the upland area of Guizhou Province[J]. Journal of Nanjing Forestry University (Natural Science Edition), 2009, 33(5): 12-16. |
| [33] |
王立志, 王国祥. 衰亡期沉水植物对水和沉积物磷迁移的影响[J]. 生态学报, 2013, 33(17): 5426-5437. Wang L Z, Wang G X. Influence of submerged macrophytes on phosphorus transference between sediment and overlying water in decomposition period[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(17): 5426-5437. |