袁桂香，符 輝，鐘家有，倪樂意，朱天順，李 威，宋 鑫

(1:中國科學院水生生物研究所，東湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)實驗站，淡水生態(tài)與生物技術國家重點實驗室，武漢 430072)

(2:江西省水利科學研究院，南昌 330029)

(3:中國科學院大學，北京 100049)

隨著湖泊水體富營養(yǎng)化的加劇，水體營養(yǎng)鹽不斷增加，透明度下降，藍藻水華不斷暴發(fā)，導致很多湖泊沉水植被生物量和分布面積不斷下降，生物多樣性銳減，大量沉水植物瀕臨滅絕[1-4].水體營養(yǎng)鹽的適當增加能有效促進植物生長，而過高的營養(yǎng)鹽濃度會直接或間接地抑制植物的生長，改變植物的生物量分配方式[5-8].其中，高濃度的銨態(tài)氮對沉水植物生長的影響已經引起國內外學者的廣泛關注[5，9-16].對我國長江中下游31 個湖泊的調查研究發(fā)現(xiàn)當水體銨態(tài)氮濃度大于0.56 mg/L 時，沉水植物苦草(Vallisneria natans)幾乎全部消失[5].目前盡管很多湖泊水體銨態(tài)氮含量低于這一閾值，但底泥間隙水中銨態(tài)氮含量往往是水體中的數(shù)倍[5，17-18].流水和風浪的擾動能使間隙水中銨態(tài)氮釋放到水體中，引起水體中銨態(tài)氮含量短時間內顯著增加[19-21]，對沉水植物造成脅迫.

高濃度的銨態(tài)氮不僅降低植物葉綠素含量[14，16，22]，還會抑制植物呼吸作用，影響光合作用的電子傳遞鏈[23].為了防止銨態(tài)氮對自身的毒害，通常植物會將體內的銨態(tài)氮快速地轉化成游離氨基酸，在轉化過程中由α-酮戊二酸提供碳骨架，使植物體內可溶性糖的含量隨之減少[24-28].同時植物會將體內過多的銨態(tài)氮排出體外，在這過程中消耗大量的能量[29-30].研究表明，在脅迫條件下，植物會將更多的生物量分配給能獲取生長短缺資源的部分[31].銨脅迫下，由于體內碳水化合物減少，植物會將更多的生物量分配給地上部分來增強光合作用，從而彌補銨脅迫對其影響[7].Cramer 等研究發(fā)現(xiàn)，與低銨濃度相比，高銨濃度下小麥(Triticum aestivum)和玉米(Zea mays)的植物干重均顯著下降，而地上部分與地下部分的生物量比值增加[7].

銨脅迫對沉水植物的影響主要集中在其對體內碳氮代謝等生理方面的研究，如銨脅迫環(huán)境下沉水植物體內的游離氨基酸含量增加，可溶性碳水化合物、淀粉和可溶性蛋白質含量減少[5，6，9，11，32-33].然而銨脅迫及銨脅迫解除后對沉水植物生物量分配和形態(tài)影響的報道少見.本研究選取兩種常見的沉水植物——狐尾藻(Myriophyllum spicatum L.)和金魚藻(Ceratophyllum demersum L.)，探討其生物量、生物量分配形式和植物形態(tài)對銨脅迫以及銨脅迫解除后的響應，為富營養(yǎng)化湖泊水體中沉水植物的修復提供參考.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗地點位于云南省大理市洱海湖濱帶(25°52'N，100°06'E)，實驗場地頂部支架覆蓋一層遮陽網.實驗用狐尾藻和金魚藻于2011年8月底采自洱海喜州鎮(zhèn)碼頭附近的水域，選取長勢良好且無損傷的植物頂端15 cm 長，保留頂部7 cm 以內的葉子，去掉其余的葉子和分枝.兩種沉水植物分別挑選384 株，種植前用自來水洗凈待用.將挑選的植株種植于的塑料杯中(直徑×高=6.0 cm×7.5 cm)，每杯種植1 株.杯子底部盛有6 cm 采自洱海的底泥，底泥頂部覆蓋1 cm 的細沙，細沙購買自附近沙石場且用自來水清洗干凈.隨后將種有植株的塑料杯放于水深30 cm(水體積60 L)的種植箱中(長×寬×高=50 cm×40 cm×35 cm)，每箱放置48 杯，每種植物8 箱，共16 箱.預培養(yǎng)時間為15 d.

1.2 實驗設計

實驗設置處理組(加銨態(tài)氮)和對照組，并分為銨脅迫和銨脅迫解除兩個時間階段.銨脅迫階段:每天早上往每種植物其中4 個種植箱中加入確定濃度的氯化銨溶液使水體銨態(tài)氮(NH4+-N)濃度維持在2 mg/L，作為處理組;另外4 個種植箱不加氯化銨作為對照組，銨態(tài)氮處理維持4 d.每天測定水體銨態(tài)氮濃度，以確定氯化銨溶液的加入量.銨脅迫解除階段:在銨態(tài)氮處理第4 d 對所有種植箱中水體統(tǒng)一用自來水置換，之后讓植物持續(xù)生長10 d.該實驗從2011年8月22日開始，持續(xù)29 d，期間每隔4 d 于中午測定1 次水表面光合有效輻射(photosynthetic active irradiation，PAR)、水溫和水化指標.實驗期間水溫為19 ～22℃，PAR 為350 ～460 μmol/(m2·s)，水體硝態(tài)氮(NO3--N)、NH4+-N 和正磷酸鹽(-P)分別為 0.69 ±0.09、0.010 ±0.001和0.012 ±0.002 mg/L.每周用軟毛刷輕輕擦拭植物葉片表面，以避免附著生物對植物生長的影響.

1.3 參數(shù)測定

實驗開始后，每天早上(銨脅迫階段為加銨之前)每個種植箱取3 株植物.每次取樣時將植株洗凈，再用蒸餾水清洗3 次，然后每株分別稱重、測定株高，之后根、莖、葉分開分別稱重.用根生物量/單株生物量、莖生物量/單株生物量和葉生物量/單株生物量3 個參數(shù)表征植株的生物量分配方式.由于金魚藻為無根植物，文中提到兩種植物根、莖、葉是指狐尾藻的根、莖和葉3 個部分，而金魚藻僅為莖和葉2 部分.

1.4 數(shù)據分析

一般線性模型分析采用SPSS 13.0 軟件進行統(tǒng)計分析，用于分析銨脅迫處理、取樣時間和它們的交互作用對兩種沉水植物生物量、株高和生物量分配方式的影響，其中銨鹽處理為固定變量，取樣時間為協(xié)變量.初步分析結果發(fā)現(xiàn)它們的交互作用對所有測定參數(shù)均無顯著影響(P ＞0.05)，所以本文中排除了交互作用的影響，未納入結果分析.統(tǒng)計分析時，將每個種植箱3 個植株的測量數(shù)據平均處理，作為一個重復單元格數(shù)據.用0 d 表示銨脅迫前，1 ～4 d 為銨脅迫階段，5 ～14 d 為銨脅迫解除階段.

2 結果

2.1 銨態(tài)氮對生物量的影響

銨脅迫階段，處理組2 種沉水植物的生物量與對照組無顯著差別(表1)，處理組和對照組狐尾藻單株生物量分別為 1.62 ±0.05 和 1.51 ±0.06 g，金魚藻單株生物量分別為 2.03 ±0.06 和 2.10 ±0.04 g.銨脅迫解除階段，處理組金魚藻單株生物量較對照組顯著增加(表1，圖1)，分別為2.53 ±0.05 和2.42 ±0.04 g;而狐尾藻單株生物量與對照組無顯著差別(表1，圖1)，分別為1.91 ±0.05 和1.86 ±0.04 g.銨脅迫階段和銨脅迫解除階段，在不同取樣時間狐尾藻單株生物量差異顯著，而金魚藻單株生物量僅在銨脅迫解除階段差異顯著(表1，圖1).

2.2 銨態(tài)氮對株高的影響

銨脅迫階段，與對照組相比，處理對狐尾藻株高無顯著影響，然而金魚藻株高顯著增加(表1，圖1)，處理組和對照組中狐尾藻株高分別為25.35 ±0.43 和24.53 ±0.49 cm，金魚藻分別為19.29 ±0.13 和18.68 ±0.18 cm.而在銨脅迫解除階段，處理組2 種沉水植物株高均較對照組顯著增高(表1，圖1)，狐尾藻株高分別為 29.01 ±0.38 和 27.67 ±0.39 cm，金魚藻分別為 21.38 ±0.20 和 20.44 ± 0.17 cm.總體來看，2 種沉水植物株高均隨取樣時間增長而增高(表1，圖1).

表1 狐尾藻和金魚藻銨處理和取樣天數(shù)的多變量二元方差分析結果*Tab.1 Multivariate two-way ANOVAs on ammonium enrichment treatment and sampling days for M.spicatum and C.demersum

2.3 銨態(tài)氮對生物量分配的影響

銨脅迫階段，與對照組相比，處理對2 種沉水植物根生物量/單株生物量、莖生物量/單株生物量、葉生物量/單株生物量均無顯著影響(表1，圖2).在銨脅迫解除階段，與對照組相比，處理組狐尾藻葉生物量/單株生物量顯著增加，處理組和對照組分別為0.510 ±0.004 和0.490 ±0.004，而根生物量/單株生物量顯著下降(表1，圖2)，分別為0.180 ±0.004 和0.210 ±0.004，莖生物量/單株生物量保持不變，分別為0.310 ±0.005 和0.300 ±0.004;金魚藻莖生物量/單株生物量和葉生物量/單株生物量無顯著差異.

圖1 處理組和對照組中狐尾藻和金魚藻的株高和單株生物量Fig.1 Individual biomass and shoot height of M.spicatum and C.demersum in ammonium enrichment group and control group

3 討論

對沉水植物的生長研究發(fā)現(xiàn)，經過半個月的生長，不同沉水植物生物量積累存在明顯差異[34].而本研究中生長14 d，狐尾藻處理組和對照組單株生物量無顯著差異，說明2 mg/L 的銨態(tài)氮對狐尾藻生長沒有影響;而金魚藻單株生物量在銨脅迫解除階段顯著增加.說明較高濃度銨態(tài)氮處理4 d 對2 種沉水植物的生物量積累沒有顯著的抑制作用.

以往野外調查研究結果認為，銨態(tài)氮濃度大于0.56 mg/L 時就會抑制沉水植物苦草生長[5].本研究與其結果不同.這兩種研究結果的不同可能與時間尺度和生長環(huán)境有關.有研究發(fā)現(xiàn)較高光照能有效緩解銨脅迫對沉水植物的影響，在強光照環(huán)境下菹草(Potamogeton crispus)體內可溶性碳水化合物含量較低光照環(huán)境顯著增加[11].同樣高銨態(tài)氮濃度條件下，金魚藻中淀粉含量在實驗環(huán)境光照條件下要顯著高于遮光處理[33].本研究中盡管進行了遮光處理，但水表面PAR 仍然較其他實驗系統(tǒng)高出2 倍多[11，33]，這促進了碳水化合物的積累，從而為沉水植物對銨的大量吸收提供能量基礎，并有效緩解了銨態(tài)氮對2 種沉水植物的毒性效應.

銨脅迫解除階段，處理組金魚藻生物量積累顯著增加，狐尾藻生物量也有所增加，這可能是由于在銨脅迫階段植物體內積累了大量的銨態(tài)氮和由銨態(tài)氮轉化合成的游離氨基酸[9，24，33]，當銨脅迫解除后，充足的光照條件使植物體內碳資源不斷得到補充，有利于體內積累的銨態(tài)氮繼續(xù)向游離氨基酸轉化，最終被植物吸收利用.相反，對照組中可能由于氮資源缺乏，生物量積累反而較處理組低.在銨脅迫解除階段，處理組金魚藻和狐尾藻株高均顯著增加，這可能與銨處理組較高的生物量積累有關.

在銨脅迫解除階段，與對照組相比狐尾藻生物量分配方式發(fā)生改變，將更多的生物量分配給葉子，而相對減少了對根的生物量分配.實驗觀察發(fā)現(xiàn)在銨脅迫解除階段，處理組狐尾藻葉子邊緣出現(xiàn)明顯的發(fā)黃現(xiàn)象.這說明銨脅迫階段積累的銨態(tài)氮在生長后續(xù)階段仍然可能存在毒害作用，為了獲取更多的碳資源，將體內的氮資源進行轉化吸收利用，維持體內的碳氮代謝平衡，狐尾藻將更多的生物量分配給葉子部分，而相對減少了對根的生物量分配.

圖2 處理組和對照組中狐尾藻和金魚藻葉生物量/單株生物量、莖生物量/單株生物量、根生物量/單株生物量Fig.2 Leaf，stem and root biomass allocation of M.spicatum and C.demersum in ammonium enrichment group and control group

用0.16 mg/L 銨態(tài)氮處理并持續(xù)兩個月的實驗研究發(fā)現(xiàn)，金魚藻積累了更多的淀粉，而狐尾藻積累了更多的氮[33].在水體氮含量充足的情況下，較多的碳資源積累更有利于維持體內的碳氮代謝平衡，說明金魚藻較狐尾藻能更好地適應高銨態(tài)氮濃度的環(huán)境[33].本文研究結果與其一致，即金魚藻生物量積累在處理組較對照組顯著增加，而狐尾藻生物量積累增加不顯著.

綜上所述，在高光照條件下，銨態(tài)氮濃度的短時間增加對沉水植物的生長不會產生抑制作用，反而可能促進植物的生長，這表明自然水體中來自外源或內源沉積物庫的脈沖式營養(yǎng)輸入有可能促進富營養(yǎng)化初期沉水植物擴增.由于不同沉水植物碳氮代謝差異，在銨態(tài)氮增加時對其利用程度也不同而表現(xiàn)出種間差異和優(yōu)勢變化.然而，需要關注的是，在富營養(yǎng)化湖泊中，由于弱光脅迫導致植物體內碳水化合物短缺，這可能使沉水植物對環(huán)境變化的敏感程度增加.

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