在湖泊生态系统中，沉积物是氮(N)、磷(P)等营养盐最主要的贮存库，沉积物中营养盐的释放会对水体水质产生不利影响，因此修复沉积物与控制营养盐是湖泊水环境保护和治理需要重点关注的内容^[1]。现阶段对沉积物中营养盐(特别是P)的控制主要基于2种思路:一是通过疏浚等措施直接去除污染层，二是通过投加化学物质或者覆盖层，使营养盐保持在沉积物中。前者耗费巨大；而后者可能无法持久，也与营养物资源的再利用相背。因此寻求一种可以去除营养盐，且有利于营养盐回收利用的沉积物修复技术是未来的重点发展方向^[2]。利用沉水植物提高水体透明度、控制藻类生长，以促进湖泊生态系统良性循环，并进行湖泊水体水质改善和生态修复已得到了广泛研究^[3]。沉水植物可以通过根系吸收和植物累积去除沉积物中的营养盐、重金属等污染物^[4]；同时也可改善沉积物氧化还原状态及微生物群落结构，从而有利于污染物的降解或者固定^[5]。因此利用沉水植物对沉积物进行修复和营养盐控制符合未来的沉积物修复技术发展方向。该文在总结沉水植物对沉积物营养盐控制机理的基础上，通过现有研究数据分析得出恢复沉水植物对沉积物中营养盐的去除和释放抑制效果，并对其应用方式进行了探讨，以期为沉积物的修复工程提供理论依据和技术参数。

研究表明，水生植物生长所需N、P营养盐主要是通过根系从沉积物中吸收获得^[4]，从而导致植物根际沉积物中营养盐含量减少^[6]。金树权等^[7]对5种沉水植物的N、P吸收能力进行研究，发现49 d后植株生物量平均增加了6.77 g·m^-2(以干重计)，植株N、P含量平均增加了2.38和0.232 g·kg^-1。

沉水植物根系可为微生物提供大量繁殖的附着环境，根际泌氧可改变沉积物局部的氧化还原状态，根系分泌物可为根际微生物提供丰富的营养物质，从而影响沉积物中微生物的代谢活动及组成^[8]。孔祥龙等^[9]在模拟水-底泥-沉水植物系统中发现，苦草组底泥微生物活性及氨化菌、硝化菌和反硝化菌的数量显著提高，并且在整个研究期间苦草组底泥及系统中N含量降低幅度明显高于空白组，说明苦草的存在加快了系统内的N循环。WANG等^[10]通过模拟试验显示，沉水植物会提升沉积物中碱性磷酸酶活性，降低沉积物中有机结合态P含量。

沉水植物根系充足的溶解氧以及根系分泌的其他氧化性物质(如氧化酶等)使根际微环境的氧化还原电位(Eh)较高，可促进金属离子从还原态转为氧化态，如将Fe²⁺、Mn²⁺氧化，形成铁锰氧化膜，从而极显著增加沉积物对P的吸附^[6]。pH值也是沉积物磷释放的重要影响因子，在中性条件下P易与沉积物中金属结合而被底泥吸附，pH值过高或过低都会促使沉积的P释放^[11]。沉水植物在生长过程中可以通过根系泌氧促进矿化循环和改变微生物群落结构等缓冲沉积物pH值的变化^[12-13]，使沉积物的pH值保持在中性范围内^[14]，从而降低底泥内源P的释放。

沉水植物可以减缓水流速度和风力，并利用发达的根系在沉积物-水界面中形成一道屏障，抑制沉积物悬浮及其营养盐的释放^[15]。王超等^[16]研究发现，在模拟大、中、小风的扰动下苦草组水体底层流速均小于对照组; 无植物组水体悬浮颗粒物(SPM)质量浓度在模拟大、中、小风的扰动下分别上升至656、280.67和13.67 mg·L^-1，而苦草组SPM质量浓度比控制组分别减少97%、95%和67%。此外，植物的生长可显著提高沉积物致密程度，降低沉积物的含水率，有效改善表层沉积物的流动状态，抑制沉积物悬浮^[17]。

P是水体富营养化最主要的限制因子，且在外源负荷控制后内源P释放成为水体P的主要来源，因此模拟试验多集中在沉水植物对沉积中P的去除效果及机理研究上。沉水植物对沉积物N、P的去除伴随植物生长过程及对沉积物物化环境的影响而发生，是一个相对缓慢的过程。为了避免不同研究中试验周期的差异影响，将相关研究结果均换算成年去除率及年削减率加以对比分析(表 1)^[18-27]。由表 1可知，沉水植物对沉积物中TP的年去除率为7.7%~74.3%，均值为26.1%；年削减量为47~1 060 mg·kg^-1，均值为387 mg·kg^-1。沉水植物对沉积物中TN的年去除率为45.4%~61.5%，均值为54.3%；年削减量为512~4 114 mg·kg^-1，均值为1 136 mg·kg^-1。不同研究尺度下N、P去除效果差异显著，实际生态修复工程中N、P去除效果明显高于实验室模拟，一方面是因为生态修复工程中沉积物污染较重。对年污染物削减量(Y)与沉积物中相应污染物含量(X)做线性回归分析得出: Y_TP=0.442 X_TP-146.91(R²=0.827); Y_TN=0.566 X_TN-89.38(R²=0.957)。由此可见，沉水植物对沉积物中N、P去除效果与沉积物初始N、P含量明显相关。另一方面，在生态修复工程中往往将多种沉水植物根据其生态位差异进行搭配组合种植, 同时还包括鱼类、底栖动物、植物收割等生态调控措施。

表 1 Table 1

表 1 沉水植物对沉积物中氮磷去除效果 Table 1 Removal efficiency of nitrogen and phosphorus in sediment by submerged macrophytes 试验类型 沉水植物品种 实验周期/d 初始含量/(mg·kg-1) 削减量/(mg·kg-1) 年去除率/% 年削减量/(mg·kg-1) TN TP TN TP TN TP TN TP 模拟试验[18] 苦草 160 503.51 26.26 13.6 68 模拟试验[19] 苦草 180 775.00 65.71 17.7 133 模拟试验[20] 黑藻 120 1 864.36 775.10 35.34 13.9 107 苦草 120 1 864.36 775.10 60.67 23.8 185 菹草 160 1 845.36 771.19 25.92 7.7 59 模拟试验[21] 黑藻 111 587.41 41.87 23.4 138 模拟试验[22] 苦草 90 389.19 11.63 12.1 47 620.86 18.50 12.1 75 1 078.86 46.25 17.4 188 模拟试验[23] 菹草 150 353.66 48.57 33.4 118 832.40 66.07 19.3 161 模拟试验[24] 苦草 365 1 424.00 241.89 17.0 242 生态修复工程[25] 伊乐藻-狐尾藻-轮叶黑藻-金鱼藻 365 1 030.00 2 470.00 486.00 1 670.00 52.8 32.4 544 800 苦草-轮叶黑藻-金鱼藻 1 080.00 2 470.00 481.00 1 650.00 55.5 33.2 599 820 微齿眼子菜-苦草-轮叶黑藻-狐尾藻 987.00 2 470.00 475.00 1 530.00 51.9 38.1 512 940 菹草-伊乐藻-苦草 933.00 2 470.00 413.00 1 410.00 55.7 42.9 520 1 060 马来眼子菜-金鱼藻 923.00 2 470.00 355.00 1 480.00 61.5 40.1 568 990 生态修复工程[26] 竹叶眼子菜、微齿眼子菜、狐尾藻等 365 7 043.00 1 370.00 4 114.00 1 018.00 58.4 74.3 4 114 1 018 生态修复工程[27] 苦草、轮叶黑藻、金鱼藻等 480 3 170.00 1 120.00 1 440.00 270.00 45.4 24.1 1 095 205 均值 232 2 074.01 1 248.75 1 109.00 511.40 53.1 26.1 1 136 387

表 1 沉水植物对沉积物中氮磷去除效果 Table 1 Removal efficiency of nitrogen and phosphorus in sediment by submerged macrophytes

沉水植物的种类、形态结构及生长阶段也会对沉积物中N、P去除效果产生明显的影响。黑藻、苦草及菹草在试验周期内对沉积物中TP的最大降低幅度分别为35.34、60.67和25.92 mg·kg^-1[20]。这可能与沉水植物形态结构(特别是根/冠比)有重大关系，一般而言根/冠比高则植物以根系吸收营养为主^[28]，苦草的根/冠比显著高于黑藻和菹草。同时研究发现在快速生长期苦草转化吸收高活性P并将其固定到植株体内，而缓慢生长阶段则促进水体中P转化为沉积物中难分解态P^[29]。张芳等^[30]同样发现，轮叶黑藻等水生植物在快速生长期对N的净化速率最快，其次是生长初期。此外，沉水植物对沉积物中N、P去除机理也有明显差异。邢涛等^[31]对沉积物-水-苦草系统中N形态及气态N产生量的监测表明，沉水植物通过吸收固定和提升微生物硝化和反硝化活性而促进N₂排放是系统脱N的主要途径，分别占脱N量的36.5%与51.6%。王立志等^[19]通过构建沉积物-水-苦草系统发现，沉积物、苦草和水中P总量占比由开始时的99.55%、0.17%和0.28%转变为试验结束时的92.04%、7.85%和0.12%，说明沉积物中P含量的降低主要是通过沉水植物的吸收富集。

沉积物间隙水中溶解性物质的扩散和沉积物颗粒的再悬浮都会产生营养盐的释放和迁移。因此，研究沉积物内源负荷主要关注2个方面:(1)在静态条件下通过研究间隙水和上覆水中溶解性N、P浓度梯度对比分析沉积物中营养盐的释放通量；(2)在风浪条件下对比分析沉积物再悬浮沉积物量及再悬浮营养盐的释放通量。表 2综合了不同研究中有无沉水植物情况下沉积物N、P的释放通量^[32-40]。由表 2可知，在静态条件下无植物区NH₃-N和NO₃^--N释放通量分别为-0.14~61.31和-0.11~18.19 mg·m^-2·d^-1；沉水植物区NH₃-N和NO₃^--N释放通量分别为-0.38~16.45和-0.82~2.67 mg·m^-2·d^-1。无植物区溶解性有机磷(DOP)和溶解性活性磷(SRP)释放通量分别为0.017~0.325和-0.207~0.211 mg·m^-2·d^-1；沉水植物区DOP和SRP释放通量分别为0.010~0.133和-0.098~ 0.095 mg·m^-2·d^-1。当无植物区沉积物中N、P为释放态时，恢复沉水植物均能有效降低N、P释放通量，对溶解性营养盐NH₃-N、NO₃^--N、DOP和SRP释放通量的抑制率分别为62.6%~103.6%、85.3%~107.7%、41.2%~85.9%和55.0%~253.8%。

表 2 Table 2

表 2 沉水植物对沉积物中氮磷营养盐释放的抑制效果 Table 2 The inhibition of nitrogen and phosphorus release from sediment by submerged macrophytes 试验类型 品种 N释放通量/ (mg·m-2·d-1) N控制率/ % P释放通量/ (mg·m-2·d-1) P控制率/ % 形态 无植物 有植物 形态 无植物 有植物 模拟试验[32] 苦草 TP 0.827 0.515 37.7 SRP 0.211 0.095 55 DOP 0.325 0.133 59.1 模拟试验[33] 黑藻 NH3-N 61.31 16.45 73.2 NO3--N 10.67 -0.82 107.7 模拟试验[34] 微齿眼子菜 SRP 69 穗状狐尾藻 SRP 74 野外调查[35-36] 篦齿眼子菜、黄丝草 NH3-N 3.37 -0.12 103.6 DOP 0.017 0.010 41.2 NO3--N 18.19 2.67 85.3 SRP -0.011 -0.029 黄丝草 NH3-N 3.02 1.13 62.6 DOP 0.042 0.021 50 NO3--N 15.82 0.13 99.2 SRP 0.046 0.005 89.1 黄丝草 NH3-N 9.52 1.04 89.1 DOP 0.092 0.013 85.9 NO3--N 9.67 -0.46 104.8 SRP 0.013 -0.020 253.8 穗状狐尾藻 NH3-N -0.14 -0.38 DOP 0.037 0.018 51.4 NO3--N -0.11 -0.13 SRP -0.041 -0.098 篦齿眼子菜、黑藻 NH3-N 2.01 0.54 73.1 DOP 0.068 0.010 85.3 NO3--N -1.43 1.16 SRP -0.207 0.022 野外调查(风浪)[37] 篦齿眼子菜 TN 278.81~763.72 32.64~207.30 90.5 TP 1 200 140.9 88.3 野外调查(风浪)[38] 金鱼藻、钝叶眼子菜 TP 24.5 11.8 51.8 野外调查(风浪)[39] 狐尾藻、金鱼藻 TP >15 < 5~25 66.7 模拟试验[40] 菹草(未疏浚) NH3-N 25 1.29 94.8 SRP 0.25 0.082 93.6 菹草(未疏浚+土覆盖) NH3-N 17.70 29.2 SRP 0.56 0.015 99.9 菹草(疏浚) NH3-N 1.13 95.5 SRP 0.43 0.008 99.3 菹草(疏浚+土覆盖) NH3-N 1.78 92.9 SRP 0.39 0.019 98.9 菹草(疏浚+沙覆盖) NH3-N 1.86 92.6 SRP 0.48 0.011 99.4

表 2 沉水植物对沉积物中氮磷营养盐释放的抑制效果 Table 2 The inhibition of nitrogen and phosphorus release from sediment by submerged macrophytes

对浅水湖泊而言，风浪造成沉积物再悬浮是导致沉积物中N、P释放通量增大的主要因素。野外调查显示，在风浪情况下无植物区沉积物中TP的释放通量可达15~1 200 mg·m^-2·d^-1[37-39]，TN释放通量可达278.81~763.72 mg·m^-2·d^-1[37]，由于大量颗粒态营养物进入水体，TN、TP释放通量比静态条件下高出2~4个数量级。沉水植物能有效控制沉积物的再悬浮，使风浪下沉积物中TP释放通量降至5.0~140.9 mg·m^-2·d^-1[37-39]，TN释放通量降低至32.64~207.30 mg·m^-2·d^-1[37]，对风浪下N、P释放通量的控制率至少可达50%以上。沉水植物生物量对沉积物再悬浮具有明显影响，当沉水植物生物量在水体中占有体积比(plant volume inhabited, PVI)大于30%时，能显著降低沉积物再悬浮量^[38]。

底泥内源负荷控制技术主要包含环保疏浚技术、底泥钝化技术和底泥覆盖技术^[41]。与上述技术相比，利用沉水植物控制内源负荷主要有以下优点:(1)工程造价低。疏浚需要对底泥挖掘、脱水、运输及处置等，工程造价较高；巢湖环城河工程中沙子覆盖造价达98元·m^-2[42]，而种植沉水植物综合造价在79~93元·m^-2之间^[43]，低于疏浚、钝化与底泥覆盖技术。(2)二次污染小，生态风险小。尽管植物残体腐解短期内会向水体释放大量的C、N、P，但通过调节水位变化、投放草食性鱼类、人工收割等措施可有效调控沉水植物生物量和群落结构，最终形成一个能维持自我平衡状态的良性生态系统^[44]。疏浚存在引发二次污染和破坏底泥生境的风险，化学钝化可能会引起二次污染和其他污染物异常释放，底泥覆盖则存在不能移除污染物和随时间推移覆盖层遭到破坏等问题^[43]。(3)发挥持久作用，有助于恢复生态系统。恢复沉水植物不仅能控制内源负荷，改善水体水质，而且能为其他水生生物提供繁殖、生长的场所，直接促进水体生态系统恢复，构建健康水生态系统，发挥持久作用^[45]。

利用恢复沉水植物控制内源负荷也有一定的局限性:(1)沉水植物能有效削减和控制沉积物内源负荷，但是过量的营养盐会对沉水植物的生长产生胁迫^[46]，因此沉水植物恢复技术难以适用于重度污染沉积物的修复与治理。(2)除底质条件外，沉水植物的恢复还受光照、水文条件及水生生物等多种环境因素的影响^[47]，极大地限制了沉水植物恢复技术的应用范围。该技术主要在浅水湖泊、城市河道及景观水体等封闭、半封闭的水体中有较广阔的应用前景。(3)治理周期长。沉水植物恢复技术主要是通过沉水植物的生长繁殖吸收来去除营养盐或抑制营养盐的释放，从而达到控制内源负荷的目的，治理周期比疏浚、底泥钝化或底泥覆盖等技术长。

在利用沉水植物控制湖泊内源负荷过程中应充分考虑其优缺点，在空间和时间尺度上合理搭配组合，以发挥其最佳治理效果。充分利用不同生长型沉水植物镶嵌种植，在空间上形成“上-中-下”垂直层次，提高单位面积的生物量与生态系统的多样性^[48]。在时间上利用各种沉水植物的不同生长季合理配置，保证沉水植物的持续净化效果，并有计划、合理地收割沉水植物，转移出N、P营养盐，强化沉水植物的净化作用^[44]。同时，可将沉水植物恢复技术与其他技术集成，以达到更好的长效控制效果。一方面，可将钝化、覆盖、疏浚等技术与沉水植物恢复技术在空间上组合使用；另一方面，将沉水植物恢复作为疏浚、覆盖及钝化等技术的优化措施，提升对沉积物N、P释放控制效果，促进水体的生态修复^[49]。

利用生物/生态方式对沉积物进行修复是未来的发展方向，沉水植物在湖泊沉积物修复中具有广阔的生态位和应用前景。目前，利用沉水植物对湖泊等封闭水体进行内源控制已得到了良好的修复效果，然而其大范围应用仍有一些基础性的问题亟待解决。首先，沉水植物对内源负荷控制效果研究多基于室内试验和单个物种，长期观测研究较少，研究结果难以为生态工程设计和实施提供准确的指导。其次，沉水植物常与疏浚、覆盖及钝化等内源污染控制技术集成使用，但沉水植物与这些措施的耦合处理效果，特别是这些措施对沉水植物生长的潜在影响缺乏系统的研究。此外，沉水植物恢复对沉积物中重金属、微量有机污染物等污染物活性和生态系统中的迁移转化过程的影响还需要进一步的讨论和关注。未来可结合恢复沉水植物对内源负荷的控制长期监测数据与影响因素，将沉水植物生物量生长模型应用于沉水植物内源控制定量评估与关键技术参数的确定上。