沉水植物作为湖泊生态系统的初级生产者，在维持生态系统结构和功能及生物多样性等方面具有重要作用^[1].沉水植物对水中营养物具有较好的吸收作用^[2]，但其衰亡后腐烂分解，一方面消耗溶解氧，释放C、N、S、P等物质，改变水体理化性质^[3-4]，另一方面，营养物质的释放可为微生物活动提供物质基础，也为CO₂、CH₄和N₂O等主要温室气体产生的底物需求提供了质量和数量保障，可影响温室气体的产生和排放^[5-7]，但沉水植物衰亡后腐烂分解对水体温室气体产生和排放的影响还鲜有报道.当前已有关于水生植物对温室气体影响的研究多集中于植物生长对水体中温室气体含量和水-气界面间扩散通量的影响^[8-12]，较少关注植物衰亡过程中温室气体的产生和排放，且已有部分主要基于室内模拟研究^[13]，而缺乏现场研究结果，同时对沉积物-水-界面间温室气体的扩散影响关注不够^[14]，没有系统地对水体沉积物水-气界面间温室气体的迁移进行探讨.因此，研究沉水植物衰亡腐烂过程中水体沉积物-水-气界面间温室气体产生和排放对于全面了解水体温室气体的来源和评估水体对大气温室气体的贡献具有重要的科学意义.

近年来，对富营养化水体具有较强适应能力和净化作用的沉水植物——菹草(Potamogeton crispus)已成为北方水体水生植物的优势种，菹草于每年6月初会发生集中衰亡，衰亡过程中伴随着营养元素的大量释放，易导致水体理化性质变化和二次污染^{[3, 15]}，并促进微生物反应，影响水体中温室气体的产生、溶存和界面间的扩散.东平湖是山东省第二大湖泊，为典型草型湖泊，菹草是其优势种之一，5月份衰亡前覆盖面积可达水面的80 %以上^[16]，而关于菹草腐烂分解对东平湖温室气体产生和排放的影响还未见报道.因此，于2016年5—7月(菹草衰亡前后)分7次对东平湖上覆水和孔隙水中温室气体的溶存浓度进行现场采样监测，结合菹草腐烂分解规律和水体环境理化性质探讨上覆水和孔隙水中温室气体溶存的影响因素，并探究菹草腐烂过程中温室气体在沉积物-水-气界面间的扩散规律，以期为深入理解水生植物衰亡对水体温室气体排放的影响提供科学数据支撑和理论参考.

东平湖地处山东省西南部，属暖温带大陆性半湿润季风气候区，常年有水面积为209 km²，平均水深为2~3 m，是黄河下游仅存的天然湖泊和中国东部地区典型的浅水湖泊，也是南水北调东线工程的主要调蓄湖和山东省西水东输项目的水源地；1979—1999年，东平湖水生植物物种多样性减少，生物量下降，群落结构趋于简单，呈衰退现象^[17]，2003—2004年菹草为伴生种^[18]，2008年成为优势种群^[16].据本课题组2016年5月全湖现场调查数据，菹草衰亡前湿生物量为0.87~4.90 kg/m²，平均值为2.63 kg/m²，略低于张金路等2008年5月的调查结果(平均值为3.27 kg/m²，最大生物量达到5.33 kg/m²)^[16].

于2016年5月17日，在东平湖北部湖区的典型菹草区(水深0.6 m)(图 1)采集即将衰亡的整株菹草样品(菹草形态见图 2a)，带回实验室后，挑净杂物，用超纯水洗净，置于阴凉通风处自然风干后，整株装入100目尼龙分解袋中(图 2b)，每袋15 g，每组设3个平行，共设9组.于2016年5月21日(菹草即将大面积衰亡前)将分解袋随机投放到采样区域并固定(图 2c)，并在投放后第1、5、9、13、18、23、30、36、44天各取回一组(3个)，带回实验室后用自来水和去离子水洗去表面附着物，70℃恒重后称重计算干物质残留率.

图 1(Fig.1)

图 1 东平湖及其采样点位置 Fig.1 Location of Lake Dongping and the sampling site

图 2(Fig.2)

图 2 菹草分解实验照片及有机玻璃采样管示意图：(a)菹草形态图，(b和c)菹草分解实验图，(d)有机玻璃采样管示意图 Fig.2 Photographs of decomposition experiment of Potamogeton crispus and sketch map of the plexiglass sampling tube

以2016年的5月21日为第0天，于第4、8、14、20、37、49天上午10点在采样区现场测定湖水pH、DO和水温，并使用自制原状沉积物采样器采集5 cm深原状沉积物于有机玻璃采样管内，底部采用有机玻璃螺纹盖密封，并缓慢补充上覆水至顶部稍有溢出后采用螺纹盖密封，为防止漏水螺纹盖内采用硅胶垫做密封元件(图 2d).用铝箔采气袋和100 mL有机玻璃采样管采集现场空气和水面下30 cm水样，每次采集3个平行样品，另取现场水样过0.45 μm滤膜后冷冻保存，用于硝态氮(NO₃^--N)、亚硝态氮(NO₂^--N)、氨氮(NH₃-N)和溶解态无机磷(DIP)浓度分析.回实验室后，立即采用顶空法测定采样管内水样温室气体浓度^{[8, 19]}；在氮气箱内将原状沉积物表层(0~1 cm)切下，快速放入预先准备好的100 mL有机玻璃采样管中(内含60 mL充分曝过高纯N₂的超纯水)密封(图 2d)，充分振荡混匀，静置10 min后通过密封螺纹盖中间的圆孔将采样针头穿过硅胶气密垫采集顶空气体样品，测定温室气体浓度^[19]，用于计算沉积物孔隙水中温室气体浓度；另取原状沉积物样品测定孔隙度、pH、有机质(OM)和提取态无机氮.

气样中N₂O、CO₂和CH₄浓度采用Agilent 7890A型气相色谱仪(美国Agilent)测定. DO浓度和pH分别采用HI9147型DO仪和IQ150型pH计测定，过滤后水样分别采用紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、纳氏试剂分光光度法和钼锑抗分光光度法测定NO₃^--N、NO₂^--N、NH₃-N和DIP浓度^[20].沉积物中有机质(OM)含量采用重铬酸钾-外加热法测定^[21]，提取态无机氮含量采用1 mol/L KCl浸提，NO₃^--N含量测定方法同水样，铵态氮(NH₄⁺-N)含量采用次溴酸钠氧化法测定^[22].

采用二次指数模型对菹草干物质残留率进行拟合^[3]：

式中，W_t为t时刻的残留干量(g)，W₀为菹草初始干量(g)，A和1-A分别为初始干菹草中快速分解和慢速分解组分的比例，k₁和k₂分别为快速和慢速分解组分的分解常数(d^-1).

上覆水中温室气体溶存浓度(C_W)的计算公式为^[8]：

式中，C_Al为有机玻璃采样管中水-气交换达到平衡时顶空气体样品中温室气体浓度(μmol/L或10^-6 v/v)，C_A为采样点现场大气中温室气体浓度(μmol/L)，V_Al和V_W分别为采样管内顶空空气和水样体积(L)，α为布氏系数(mol/L).

水-气界面温室气体的扩散通量(F)(μmol/(m² ·h))采用双层模型计算^{[8, 19]}，正值代表向空气扩散，负值为进入上覆水，计算公式为：

式中，ΔC为水-气界面温室气体浓度差值(μmol/L)；k为扩散系数，计算公式为：k=1.91e^0.35μ (Sc/600)^-1/2，μ为现场10 m高处风速(m/s)，Sc为施密特数，为水的运动黏度(v)与气体分子扩散系数(D)之比.风速数据来源于东平县气象局观测站，该观测站位于稻屯洼湿地公园南边界处(35°56′N，116°24′E)，距东平湖东岸仅为13 km，周围为种植小麦等低矮作物的农田，地势开阔，没有高大的植物及建筑物，与东平湖开阔的下垫面相似，基本能够代表湖面的风速状况，风速观测高度为10 m.

孔隙水中气体浓度根据泥水混合液中气体浓度、曝气超纯水中气体浓度空白值及表层沉积物含水量计算获得，沉积物水界面扩散通量根据0~1 cm深度沉积物孔隙水和上覆水体中温室气体浓度差值，应用Fick第一定律计算(公式(4))计算^[19]，正值代表向上覆水扩散，负值代表进入孔隙水.

式中，F_S-W是沉积物水界面的气体扩散通量(μmol/(cm² ·s))，Ds是气体的有效扩散系数(cm²/s)，ΔC是界面间气体浓度差(μmol/cm²)；ΔZ是扩散距离(cm)；C_P是沉积物孔隙水中气体浓度(μmol/cm²)；C_W是上覆水中的气体浓度(μmol/cm²).其中扩散系数Ds根据水体中气体扩散系数和沉积物孔隙度进行校正，公式为：Ds=D_W ·φ²，D_W是水体中的气体扩散系数(cm²/s)；φ是沉积物孔隙度. D_W在环境温度为0~35℃范围内根据与温度相关的经验公式进行计算.扩散通量单位最后均转化为μmol/(m² ·h).

数据的统计分析采用软件Excel 2013和SPSS 18.5完成，各参数间相关性分析采用Pearson相关进行分析检验，图形采用软件Origin 2015绘制.

菹草腐烂分解过程整体上呈现初期(前23天)为快速衰减阶段，随后进入慢速分解阶段，衰减速率变缓(图 3).菹草残留的干物质量在第30天有所上升，然后趋于稳定，这可能与在慢速分解阶段湖水中藻类、细菌和有机碎屑等吸附在菹草残留物中使其质量增加有关^[4].二次指数模型对菹草残留率的拟合度高(R²=0.991)，由该拟合方程可得(图 3)，菹草易分解组分占比为83.3 %，分解速率k₁为0.054 d^-1，慢分解组分比例为16.7 %，分解速率k₂为0.022 d^-1.

图 3(Fig.3)

图 3 菹草分解过程中干物质残留率动态及其指数模拟 Fig.3 Dynamic of dry mass remained in Potamogeton crispus during its decomposition

从图 4可以看出，在菹草腐烂过程中，上覆水pH先下降后上升，第14天达到最小值(7.59)，至实验结束时(第49天)基本恢复至腐烂前水平(腐烂前后分别为8.3和8.2).这是由于在菹草腐烂分解初期产生有机酸^[23]，使上覆水pH下降，随藻类的繁殖与生长，消耗水中HCO₃^-和CO₂，造成水体碱度升高，pH值上升^[24]，同时随着菹草残体中含氮有机物的释放，在微生物作用下产生氨气和氨类物质^[25]，也会导致pH值的上升.第8天前DO浓度无明显变化，平均浓度为4.9 mg/L，接近地表水Ⅲ类水标准(5 mg/L)，腐烂影响不明显；第8天后，DO浓度明显上升，至第14天水中其他水生植物生长后可达到7 mg/L左右，并趋于稳定.水温受气温影响经历了一次先下降后上升的变化，第8天后持续上升至27.5℃(第49天). NH₃-N浓度在0.57~0.80 mg/L之间，平均值为0.67 mg/L，达到地表水Ⅲ类水标准(1.0 mg/L)，在腐烂初期随着菹草体内易释放氮的释放，NH₃-N浓度迅速上升，第4天后持续下降，至实验结束时与腐烂初期无显著差异；NO₃^--N浓度在0.50~1.17 mg/L之间，平均值为0.83 mg/L，在腐烂初期无明显变化，第4天和第37天出现极大值(P < 0.05)，至实验结束时其浓度低于腐烂前；上覆水中NO₂^--N浓度较低，其范围为0.004~0.005 mg/L，平均值为0.005 mg/L，变化不显著；DIP浓度为0.06~0.14 mg/L，平均值为0.10 mg/L，随菹草体内磷的释放，DIP浓度持续增加，第37天出现极大值(0.14 mg/L)后下降，但仍高于腐烂前，这与其他研究结果^{[24, 26]}一致.

图 4(Fig.4)

图 4 菹草腐烂期间上覆水理化指标的变化 Fig.4 Changes of the physicochemical properties of surface water during the decomposition of Potamogeton crispus

表层沉积物中NO₃^--N、NH₄⁺-N、OM和pH分别在8.58~15.3 mg/kg、95.4~164.1 mg/kg、62.2~69.8 g/kg和7.37~7.66之间.如图 5所示，沉积物中NO₃^--N含量在菹草腐烂分解开始后迅速降低，这可能是由于菹草在初期快速腐烂分解释放出易溶有机物，增加了可利用性碳源^[3]，促进了沉积物的反硝化作用和微生物活动，导致其含量迅速降低^[27]，第8天开始含量迅速上升，试验结束时(第49天)约为初始值的1.3倍；NH₄⁺-N含量在分解初期即出现显著上升，在第8天达到最大值，之后迅速下降，试验结束时含量略高于腐烂前；OM含量在分解初期略有下降后持续上升，至第37天时为初始值的1.08倍，试验结束时其含量与初始时无显著差异；pH在菹草腐烂分解初期略有下降后显著上升，第8天达到最大值7.65，随后持续下降，试验结束时和腐烂前基本相当(腐烂前后分别为7.40和7.39).

图 5(Fig.5)

图 5 菹草腐烂期间表层沉积物理化指标的变化 Fig.5 Changes of the physicochemical properties of surface sediment during the decomposition of Potamogeton crispus

菹草腐烂分解期间上覆水中温室气体的溶存浓度与扩散通量的变化趋势较为一致(图 6). N₂O浓度和扩散通量均呈现先降低后上升的变化趋势；其中，上覆水N₂O浓度在0~29.16 nmol/L之间，平均浓度为10.05 nmol/L，与夏季太湖水中浓度(11.18 nmol/L)^[28]基本相当，略低于鄱阳湖水体浓度(32.57±17.35 nmol/L)^[29]，水-气界面N₂O扩散通量在-0.39~1.24 μmol/(m² ·h)之间，均值为0.15 μmol/(m² ·h)，第8~14天快速分解期间为负值，表现为从大气中吸收N₂O，但值较低. CH₄浓度和扩散通量在菹草腐烂前期变化不显著，但在后期均有显著上升；其中，CH₄浓度在0.23~2.23 μmol/L之间，均值为0.59 μmol/L，高于夏季太湖水中浓度(0.18 μmol/L)^[28]，扩散通量在10.71~123.29 μmol/(m² ·h)之间，平均值为31.15 μmol/(m² ·h)，均表现为扩散进入空气. CO₂浓度和扩散通量随着菹草腐烂分解持续升高，至第8天达到峰值后迅速降低，并于快速分解结束后趋于稳定；CO₂浓度在22.09~307.87 μmol/L之间，均值为134.21 μmol/L，高于夏季太湖水体中浓度(32.72 μmol/L)^[28]，扩散通量在469.2~13566.0 μmol/(m² ·h)之间，均值为5862.9 μmol/(m² ·h)，均表现为扩散进入空气.由此可见，菹草腐烂分解期间，上覆水中各温室气体的浓度和排放通量均表现为CO₂> CH₄> N₂O，整体表现为大气温室气体的“源”，并以碳排放为主，CO₂和CH₄的排放分别集中在腐烂的前期和后期.

图 6(Fig.6)

图 6 菹草腐烂过程中上覆水中温室气体浓度及扩散通量的变化 Fig.6 Greenhouse gas concentrations in surface water and diffusion fluxes at water-air interface during the decomposition of Potamogeton crispus

如图 7所示，表层沉积物孔隙水中温室气体的浓度与扩散通量除CH₄外，变化趋势存在着一定的差异.其中，N₂O浓度在14.0~55.6 nmol/L之间，在快速和慢速分解阶段分别出现极大值(22.7和55.6 nmol/L)，呈现先升高后降低再快速升高然后降低的变化趋势，而沉积物-水界面N₂O扩散通量在-0.20~0.59 μmol/(m² ·h)之间，呈前期缓慢增加后迅速降低的变化趋势，且主要表现为向上覆水中扩散. CH₄浓度和扩散通量分别在3.02~75.7 μmol/L和16.2~517.0 μmol/(m² ·h)之间，两者变化趋势较为一致，表现为腐烂前期略有下降，从第8天开始上升，第37天后迅速升高，为初始值的6.0~10.0倍，且均表现为向上覆水中扩散. CO₂浓度在32.7~253.8 μmol/L之间，表现为波动下降的变化趋势；扩散通量在-1234.5~1331.1 μmol/(m² ·h)之间，在菹草腐烂开始后迅速降低，表现为向孔隙水中扩散，直到腐烂后期(第20天)再次转变为向上覆水中扩散.

图 7(Fig.7)

图 7 菹草腐烂过程中表层沉积物孔隙水中温室气体浓度及沉积物-水界面通量的变化 Fig.7 Greenhouse gas concentration in pore water and diffusion fluxes at sediment-water interface during the decomposition of Potamogeton crispus

在东平湖菹草腐烂期间，上覆水中N₂O和CH₄浓度及其水-气界面通量与水温均呈显著正相关关系(P < 0.05)，而CO₂与水温呈极显著负相关关系(P < 0.01)；上覆水中N₂O浓度与水体DO浓度呈显著负相关关系；上覆水中各温室气体浓度与其水-气界面通量均呈极显著正相关关系；N₂O和CH₄浓度及其水-气界面通量间具有显著正相关关系(表 1).沉积物孔隙水中仅CH₄浓度和沉积物-水界面扩散通量与水温呈显著正相关关系，且CH₄浓度与沉积物-水界面扩散通量呈极显著正相关关系(表 2).

表 1(Tab. 1)

表 1 上覆水中温室气体浓度和水-气界面通量与理化指标间的Pearson相关系数 Tab. 1 The Pearson correlation coefficients between the concentrations and water-air interface fluxes of greenhouse gases and the water physicochemical parameters 上覆水指标 上覆水中浓度 水-气界面通量 NH3-N NO3--N NO2--N DIP pH DO T CH4 CO2 N2O CH4 CO2 上覆水 N2O -0.589 -0.733 -0.124 -0.317 0.359 -0.770* 0.745* 0.825* -0.613 0.999** 0.827* -0.603 中浓度 CH4 -0.557 -0.554 -0.311 0.059 0.115 0.271 0.757* 1 -0.507 0.850* 1.000** -0.508 CO2 0.416 0.214 -0.437 -0.407 -0.376 -0.389 -0.895** 1 -0.623 -0.512 0.998** 水-气界 N2O -0.599 -0.729 -0.131 -0.281 0.340 0.014 0.760* 1 0.852* -0.614 面通量 CH4 -0.558 -0.553 -0.304 0.060 0.114 0.275 0.761* 1 -0.513 CO2 0.435 0.229 -0.408 -0.424 -0.388 -0.383 -0.883** 1 **表示P < 0.01；*表示P < 0.05.

表 1 上覆水中温室气体浓度和水-气界面通量与理化指标间的Pearson相关系数 Tab. 1 The Pearson correlation coefficients between the concentrations and water-air interface fluxes of greenhouse gases and the water physicochemical parameters

表 2(Tab. 2)

表 2 孔隙水中温室气体浓度和沉积物-水界面通量与沉积物理化指标间的Pearson相关系数 Tab. 2 The Pearson correlation coefficients between the pore water concentrations and the sediment-water interface fluxes of greenhouse gases and the sediment physicochemical parameters 沉积物指标 孔隙水中浓度 沉积物-水界面通量 T NH4+-N NO3--N OM pH CH4 CO2 N2O CH4 CO2 孔隙水中 N2O 0.441 -0.515 -0.003 0.587 -0.067 0.047 -0.512 0.731 0.048 0.232 浓度 CH4 0.797* -0.120 0.262 0.264 -0.709 1 -0.076 -0.480 1.000** 0.387 CO2 -0.051 0.061 0.533 0.047 -0.050 1 -0.330 -0.076 0.609 沉积物-水 N2O 0.010 -0.399 0.021 0.429 0.420 1 -0.478 -0.030 界面通量 CH4 0.796* -0.126 0.271 0.269 -0.701 1 0.384 CO2 0.654 -0.313 0.503 0.543 -0.549 1 **表示P < 0.01；*表示P < 0.05.

表 2 孔隙水中温室气体浓度和沉积物-水界面通量与沉积物理化指标间的Pearson相关系数 Tab. 2 The Pearson correlation coefficients between the pore water concentrations and the sediment-water interface fluxes of greenhouse gases and the sediment physicochemical parameters

菹草腐烂分解会导致水体理化性质发生变化，如pH的变化及还原环境的发展，并释放出营养盐等物质^[3]，同时也促进异养微生物的生长^[30]，加速碳氮转化，使温室气体浓度发生变化，从而影响其源汇效应^{[5, 31]}.

N₂O产生于微生物硝化和反硝化过程^[32]，其浓度受到上覆水及沉积物中氮转化作用强弱的影响.通常上覆水中以硝化作用为主，沉积物中则以反硝化作用为主.东平湖菹草腐烂分解过程中，上覆水DO浓度均较高(＞4 mg/L，图 4)，因此上覆水中以硝化作用为主，反硝化作用难以发展，而湿地反硝化主要在沉积物中发生^[33]，但在厌氧及低NO₃^--N浓度下，N₂O会作为电子受体被反硝化细菌消耗^[31].上覆水中N₂O浓度和水-气界面扩散通量出现先降低后上升的变化趋势，在快速分解阶段(第8~14天)会从大气中吸收N₂O，这是由于在快速分解过程以释放易分解有机质为主，碳氮比大，微生物从水体中吸收N₂O以满足其对氮素的需求，而在菹草腐烂后期则以释放氮、磷为主^[3]，增加了水体中氮浓度，促进氮转化和N₂O的生成和扩散，同时也促进了沉积物反硝化作用，使N₂O产生速率增加，增加了其向上覆水的释放(图 7)，使水-气界面扩散通量增加(图 6)；随着菹草腐烂分解过程的结束，氮释放减缓，水体中硝态氮浓度降低(图 4)，而由于沉积物表层的碳氮比降低，硝化作用增强^[34]，沉积物中硝态氮含量增加(图 5)，同时孔隙水中N₂O被反硝化细菌作为电子受体所消耗，使其从上覆水向孔隙水中少量扩散(图 7).

CH₄和CO₂分别是在厌氧和好氧下有机质矿化的最终产物.生物腐烂分解向水体中释放的大量有机物质在微生物作用下发生矿化，同时，沉降在沉积物表面的残体也在微生物作用下分解，产生CO₂和CH₄^{[5, 13]}.在生物体衰亡分解过程中，沉积物是CH₄产生的主要场所^[5]，沉积物产生的CH₄并不是全部释放到大气中，部分在上覆水中向上迁移的过程中被多种作用损耗，如被O₂氧化、厌氧氧化等^[35].本研究中上覆水中CH₄浓度和水-气界面扩散通量在菹草腐烂前期变化不明显，后期迅速上升，这是由于菹草前期快速分解过程中释放的易分解有机质溶于上覆水中，DO浓度较高，不具备生成CH₄的条件^[8]，腐烂后期通量显著增加是由于难降解有机物沉积到沉积物表面，既增加了沉积物的有机质含量又形成厌氧环境，在温度上升时微生物活性增加；由于在菹草腐烂过程中CH₄沉积物-水界面通量均大于水-气界面(图 6，图 7)，因此沉积物是CH₄的主要来源，并且在上覆水的扩散中存在着CH₄的损耗.上覆水中CO₂浓度和水-气界面扩散通量在菹草衰亡前由于其光合作用均较低，菹草腐烂后快速分解过程中释放的易分解有机质好氧分解产生CO₂^[36]，使上覆水中浓度和水-气界面通量快速上升，在第8天左右达到峰值，随着其他水生植物的生长，光合作用增强，导致水中CO₂溶存浓度降低并趋于稳定；在淡水湖泊中沉积物孔隙水中CO₂受氢营养性产CH₄过程的影响而浓度降低^[37]，使上覆水中CO₂向沉积物中扩散，而后期沉积的菹草残留物分解使CO₂再次扩散进入上覆水；在整个腐烂过程中CO₂水-气界面扩散通量多大于沉积物-水界面通量，说明上覆水中有机碳矿化是CO₂的主要来源之一^[5].

温室气体的产生和扩散多与上覆水和沉积物的理化性质有关^{[5, 8, 35]}，在本研究中，3种温室气体的产生和排放与水体大多数理化指标不存在显著相关关系，可能是菹草腐烂分解过程中物质的释放干扰导致的.

上覆水中N₂O浓度和水-气界面通量与水温均呈显著正相关关系，水温可通过影响菹草分解速率使水体营养盐浓度升高和DO浓度降低，从而影响硝化、反硝化作用，进而影响N₂O的产生；还可通过影响微生物活性和气体溶解度，间接影响水中N₂O浓度^[38]. N₂O浓度与DO浓度呈显著负相关关系，这是由于随菹草腐烂分解，导致残体周围水中DO浓度降低，有利于沉积物反硝化作用发展，导致N₂O浓度增加，与其他研究一致^[39].沉积物-水界面通量与孔隙水中N₂O浓度呈非显著性正相关关系(表 2，R=0.731)，说明孔隙水中N₂O浓度是控制其界面扩散的主要因素之一.

上覆水中CH₄浓度与水温呈显著正相关关系，温度上升会直接促进甲烷产生菌活性^[40]；另一方面温度上升也会加快菹草腐烂速率，导致水体中DO浓度降低，厌氧条件也会促进甲烷产生菌活性增强，从而导致浓度增加，同时使在水体中CH₄浓度与DO浓度变化多表现出显著负相关关系^[41]，但在本研究中水体CH₄浓度与DO浓度呈非显著正相关关系，相关性较低(表 1，R=0.271)，这可能与菹草腐烂分解和物质释放干扰有关.在碳、氮污染较为严重的水体中，N₂O和CH₄的溶存浓度呈正相关关系^[42]，本研究中两者浓度及其水-气界面扩散通量均呈显著正相关关系(表 1)，可能与菹草腐烂过程中大量碳氮元素的释放促进了反硝化作用和产甲烷作用的发展有关，说明N₂O和CH₄可能具有同源性，均来源于菹草分解释放元素的转化；同时CH₄与N₂O浓度及通量均与水温呈显著正相关关系(表 1)，说明水温也是影响二者产生和扩散的共同因子.

湖水中CO₂浓度仅与水温呈极显著负相关关系(表 1).在菹草腐烂过程中，湖水中DO浓度相对较高，有机质分解释放大量CO₂^[43]，导致水中CO₂浓度上升；水温上升降低了CO₂在水中的溶解度，同时菹草残留物沉积在沉积物表面腐烂分解过程中会利用CO₂产生CH₄^[44]，这些都会导致水中CO₂浓度降低^[8]，从而使CO₂浓度与水温呈负相关关系.孔隙水中CO₂浓度与沉积物-水界面扩散通量呈正相关关系但不显著(表 2，R=0.387)，主要是由于沉积物-水界面扩散通量取决于其界面间两介质中的浓度梯度，孔隙水与上覆水中CO₂浓度的变化规律不一致导致浓度梯度的变化，因此导致孔隙水中浓度与沉积物-水界面扩散通量间相关关系不显著；而上覆水中CO₂浓度与水-气界面扩散通量呈显著正相关关系(表 1)，说明水体向空气中扩散的CO₂既来源于上覆水中有机物矿化也来源于沉积物中有机物的矿化作用^[44-45]，但在菹草腐烂分解的过程中以上覆水中有机物的矿化作用为主.

1) 东平湖菹草腐烂分解过程符合二次指数模型，前23天为快速衰减分解阶段，后为慢速分解阶段.菹草腐烂过程中，上覆水pH、NO₂^--N浓度和沉积物中NO₃^--N含量先降低后升高，而上覆水中DO、NH₃-N、NO₃^--N和DIP浓度以及沉积物中NH₄⁺-N含量则先升高后降低；沉积物OM含量和pH呈下降-升高-下降的波动变化.

2) 菹草腐烂过程中，各温室气体的浓度和水-气界面扩散通量均表现为CO₂> CH₄> N₂O，整体表现为大气温室气体的“源”，并以碳排放为主，CO₂和CH₄的排放分别集中于腐烂的前期和后期；沉积物-水界面N₂O和CH₄扩散通量均表现为向上覆水中扩散；CO₂在腐烂初期表现为向孔隙水中扩散，后期则相反.

3) 水温是影响菹草腐烂过程中水体温室气体浓度及其水-气界面通量的主要因子；孔隙水中N₂O和CH₄浓度是控制其沉积物-水界面扩散通量的重要因素；上覆水中CO₂具有多源性，但以上覆水中有机物的矿化为主，而CH₄则主要来自于沉积物中有机物的矿化.