王亞如,陳 樂,房 瑋,張盼月,,*,吳 彥,張光明,王洪杰,付 川

1 北京林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院水體污染源控制技術(shù)北京市重點實驗室, 北京 100083 2 北京林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院污染水體源控制與生態(tài)修復(fù)技術(shù)北京市高等學(xué)校工程研究中心, 北京 100083 3 重慶三峽學(xué)院三峽庫區(qū)水環(huán)境演變與污染防治重慶市重點實驗室, 萬州 404020 4 河北工業(yè)大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院, 天津 300401 5 河北大學(xué)雄安生態(tài)研究院, 保定 071002

白洋淀是華北最大的淡水湖泊,其水質(zhì)對保障雄安新區(qū)生態(tài)安全具有重要意義。對于湖泊系統(tǒng)尤其是淺水湖泊,沉水植物對水生生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)和能量流動發(fā)揮重要作用[1]。白洋淀冷季和暖季水生植物種類發(fā)生更替,不僅維持冷季和暖季的生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定,同時,這些植物也分別在冷季和暖季發(fā)揮重要的水質(zhì)凈化作用[2]。然而,每到季節(jié)更替期,冷暖季沉水植物大量衰亡,死亡的植物殘體會堆積于湖泊水體中。在其衰老、死亡過程中,植物腐爛分解所釋放的營養(yǎng)物質(zhì)導(dǎo)致水質(zhì)季節(jié)性惡化[3]。因此,沉水植物分解對水質(zhì)的影響值得關(guān)注。

凋落物分解過程中的養(yǎng)分釋放及其對水質(zhì)的影響已有部分研究[4—6]。Balasubramanian等[4]研究了水葫蘆葉、莖、根在不同營養(yǎng)條件下的分解速率和養(yǎng)分釋放規(guī)律,發(fā)現(xiàn)在水葫蘆不同植物部位的碳(C)、氮(N)、磷(P)、木質(zhì)素、半纖維素和纖維素的含量、分解速率存在顯著差異。Wu等[7]研究了3種不同水生植物凋落物分解過程對水質(zhì)的影響,發(fā)現(xiàn)水葫蘆的分解對水質(zhì)的影響大于輪葉黑藻和香蒲,這可能與植物凋落物的化學(xué)組成和結(jié)構(gòu)相關(guān)。

溶解性有機物(DOM)是由不同分子特征的高度異質(zhì)性混合物組成[8],如腐殖質(zhì)物質(zhì)、蛋白質(zhì)等,是分解過程中的主要分解產(chǎn)物[9]。DOM中不同組分在水環(huán)境中發(fā)揮著不同的作用,如DOM芳香度越高,其可降解性越低。因此,DOM組分和特性對上覆水質(zhì)有重要影響。然而,少有研究關(guān)注植物凋落物分解過程中水中DOM的釋放過程和結(jié)構(gòu)特征的變化。微生物對植物凋落物的分解過程有很大貢獻[10—11],尤其在凋落物降解和破碎階段發(fā)揮著重要作用[12],但是參與植物凋落物分解各個階段的主要微生物對凋落物分解的機制仍不清楚。

沉水植物的種類和生長發(fā)育期決定了植物吸收的營養(yǎng)成分不同,也會導(dǎo)致其凋落物衰亡分解對水體的影響不同。金魚藻和菹草分別屬于白洋淀夏季和春季的強耐污種和強生長種[13],廣泛分布于白洋淀水生生態(tài)系統(tǒng)。因此,本研究選擇金魚藻和菹草,監(jiān)測其凋落物分解釋放的營養(yǎng)物質(zhì)變化,分析其分解釋放特性以及參與分解的微生物群落變化,揭示微生物群落與植物凋落物分解之間的關(guān)系、分解過程中主要分解產(chǎn)物DOM與微生物間的關(guān)系,研究結(jié)果可為濕地植物管理提供技術(shù)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 植物和底泥

植物與底泥均采自白洋淀。實驗選取金魚藻(CeratophyllumdemersumL.)、菹草(PotamogetoncrispusL.)兩種沉水植物作為研究材料。植物用自來水沖洗干凈,風(fēng)干3 d,在85 ℃下烘箱干燥至恒重。將干燥的樣品切成約1 cm長的切片,莖、葉均勻混合。將烘干后的植物分為兩部分,一部分用于分解實驗,另一部分測試初始凋落物C、N、P含量,結(jié)果見表1。

表1 植物凋落物中C、N和P含量(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差,n=3)

將1 g烘干植物凋落物放入100目尼龍網(wǎng)袋中(孔徑為0.2 mm,10 cm×10 cm),然后放入裝有白洋淀底泥(約2 cm高)的2 L塑料燒杯中模擬凋落物分解。緩慢加入2 L自來水,放置2 d,與底泥進行充分傳質(zhì)模擬濕地上體,初始水質(zhì)見表2。將不含植物凋落物(空白組)、含1 g植物凋落物(實驗組)的尼龍網(wǎng)袋置于反應(yīng)器中,放置60 d。整個反應(yīng)避光進行。所有的植物凋落物均浸于水下,置于底泥上。于第0、2、4、6、8、10、15、20、30、40、50天和第60天采集上覆水水樣進行檢測,并補充等量的自來水。

表2 實驗上覆水理化性質(zhì)

1.2 生物量和水質(zhì)參數(shù)測定方法

使用元素分析儀測定植物凋落物中的碳和氮；濃硝酸—高氯酸消解后,采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法(國家環(huán)?？偩帧端蛷U水監(jiān)測分析方法》第四版)測定最終溶液中的磷[14]；植物凋落物失重率計算如式(1)：

D=(W0-Wt)/W0×100%

(1)

式中,D為時間t時的失重率(%)；Wt為時間t時的重量(g)；W0為初始凋落物的重量(g)。

1.3 DOM熒光分析

利用熒光分光光度計(日立F- 700)的三維熒光光譜(EEMs)分析水中的DOM,水樣過0.45 μm微孔濾膜,掃描波長范圍設(shè)置為：Ex=200—450 nm,Em=250—600 nm,狹縫寬帶為5 nm。采用EEMs結(jié)合平行因子法(EEMs-PARAFAC法)解析水體DOM的理化性質(zhì)[1]。

1.4 DNA提取與微生物群落分析

取初始沉積物作為對照(CK),分別取金魚藻和菹草分解4 d(釋放營養(yǎng)物質(zhì)濃度最高點,Cd- 4和Pc- 4)、15 d(分解緩慢期,Cd- 15和Pc- 15)和30 d(分解相對穩(wěn)定期,Cd- 30和Pc- 30)時的沉積物作為實驗組,送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行Illumina高通量測序。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

用Origin 9.0繪制圖表。采用Matlab 2015a軟件進行EEMs-PARAFAC分析。通過Chao指數(shù)來表征微生物的豐度,通過Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù)反映微生物的多樣性[16]。通過冗余分析(RDA)得到溶解性有機物各組分與微生物群落的相關(guān)性[17]。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物凋落物分解特性

圖1 植物凋落物分解過程中質(zhì)量損失率和上覆水中 和TP濃度變化Fig.1 Mass loss rate and concentration of TN, and TP during decomposition of plant litters

2.2 植物凋落物分解過程中上覆水DOM的特性

2.2.1上覆水DOM濃度的變化

兩種植物凋落物分解過程中上覆水TOC濃度與TN、TP濃度變化趨勢相似(圖1和圖2)。0—15 d,凋落物分解使上覆水DOM濃度迅速增加,與凋落物失重率變化一致(圖1),說明分解初期凋落物中可溶性有機物(如多糖和羧酸)的快速溶出導(dǎo)致質(zhì)量損失較快[19],15—60 d下降直至穩(wěn)定(低于初始值),可能與植物凋落物有機物含量減少和微生物的降解有關(guān)。M值可以反映DOM的分子量大小,即腐殖酸(M<3.5)和富里酸(M>3.5)等在DOM中所占的比例[15]。由圖2可知,不同分解期M值均大于3.5,主要反映了富里酸的吸收特性,這說明上覆水DOM分子量較小,主要以富里酸為主,而對照組M值小于3.5,表明其DOM主要以腐殖酸為主。綜上,表明兩種植物凋落物分解釋放的DOM呈現(xiàn)低腐殖化特征。

圖2 植物凋落物分解過程中TOC濃度和M值的變化Fig.2 Changes of TOC concentrations and M value during decomposition of plant litters

2.2.2上覆水DOM的熒光特性

兩種植物凋落物分解過程上覆水DOM的EEMs如圖3所示,均檢測出四個明顯的熒光峰(T1、T2、A、C),峰T1、T2分別為可見光區(qū)類、紫外光區(qū)類蛋白物質(zhì),峰A、C分別為類富里酸、類腐殖酸物質(zhì)。EEMs表明,0—15 d上覆水DOM以類蛋白物質(zhì)為主；15 d后類蛋白熒光強度減弱,直到45 d未明顯檢測到,而類富里酸和類腐殖酸物質(zhì)熒光強度逐漸增強,說明植物凋落物分解首先向水中釋放易生物降解的物質(zhì)如類色氨酸,然后釋放類富里酸和類腐殖酸等難降解有機化合物。因此,植物凋落物分解后期(15—60 d)由于難降解有機物含量的增加,可能會加劇水體甚至是沉積物的腐殖化程度,影響湖泊水體顏色和嗅味等物理化學(xué)指標(biāo),甚至污染物的遷移轉(zhuǎn)化和生物效應(yīng)。

圖3 金魚藻和菹草凋落物分解過程上覆水DOM的EEMs圖Fig.3 EEMs diagram of DOM in the overlying water during decomposition of Ceratophyllum demersum L. and Potamogeton crispus L.T1：Ex(270—290 nm)/Em(330—370 nm) 類蛋白熒光峰 Fluorescence peak for protein-like substances；T2：Ex(230—240 nm)/Em(330—370 nm) 類蛋白熒光峰 Fluorescence peak for protein-like substances；A：Ex(230—310 nm)/Em(380—460 nm) 類富里酸熒光峰 Fluorescence peak for fulvic acid-like substances；C：Ex(345—450 nm)/Em(430—530 nm) 類腐殖酸熒光峰 Fluorescence peak for humic acid-like substances[20—21]

通過PARAFAC分析得出四種不同的熒光組分,如圖4所示。兩種植物凋落物分解釋放的DOM發(fā)現(xiàn)熒光相似,但熒光強度值不同。組分C1在235 nm/425 nm和325 nm/425 nm(Ex/Em)處出現(xiàn)峰值,為類腐殖酸和類富里酸組分[22—23]；組分C2在225 nm/340 nm和275 nm/340 nm(Ex/Em)處出現(xiàn)峰值,代表類色氨酸組分[24—25]；組分C3在270 nm/475 nm和360 nm/475 nm(Ex/Em)處出現(xiàn)峰值,代表類腐殖酸組分[23,26]；組分C4在225 nm/405 nm 和305 nm/405 nm(Ex/Em)處出現(xiàn)峰值,代表類腐殖酸和類富里酸組分[20—21]。四種組分的最大熒光強度百分比如圖5所示。兩種植物凋落物分解過程中各組分的百分比變化不同,其中類色氨酸物質(zhì)C2在4 d達到峰值,分別為31.45%(金魚藻分解體系)和22.31%(菹草分解體系),難降解物質(zhì)C1、C3和C4百分比緩慢增加,與EEMs分析結(jié)果一致(圖3)。

圖4 平行因子組分熒光光譜圖Fig.4 Fluorescence components identified by PARAFAC modelC1：組分1(類腐殖酸和類富里酸) component 1 (Humic acid- and fulvic acid-like substances)；C2：組分2(類色氨酸) component 2 (Tryptophan-like substannces)；C3：組分3(類腐殖酸) component 3 (Humic acid-like substances)；C4：組分4(類腐殖酸和類富里酸) component 4 (Humic acid- and fulvic acid-like substances)

圖5 金魚藻和菹草凋落物分解過程中PARAFAC組分的最大熒光強度百分比變化Fig.5 Change of the maximum fluorescence intensity percentages of PARAFAC components during decomposition of Ceratophyllum demersum L. and Potamogeton crispus L.

2.3 植物凋落物分解過程中沉積物微生物群落的變化

2.3.1微生物α多樣性

如表3所示,隨著凋落物分解過程的進行,Chao指數(shù)逐漸增加,Shannon指數(shù)低于原始沉積物、Simpson指數(shù)高于原始沉積物,表明凋落物的分解,增加了微生物群落豐富度,降低了微生物多樣性。兩種植物凋落物分解過程微生物群落豐富度和多樣性存在差異,這可能導(dǎo)致了其不同的分解特性,以及凋落物分解對水體水質(zhì)不同的影響(圖1和圖2)。

表3 植物凋落物分解過程中微生物多樣性指數(shù)

2.3.2微生物群落變化

微生物群落相對豐度見圖6。從門水平看,初始沉積物和分解過程沉積物中的主要微生物群落一致,主要為變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、放線菌門(Actinobacteriota)、綠彎菌門(Chloroflexi)和擬桿菌門(Bacteroidota)。分解初期(4 d),沉積物中變形菌門和厚壁菌門含量增加,說明在植物凋落物分解快速期變形菌門、厚壁菌門這2類微生物起重要作用。分解緩慢期(15 d)和分解相對穩(wěn)定期(30 d),沉積物中擬桿菌門含量增加,表明15 d后,除了變形菌門、厚壁菌門這2類微生物,降解難降解有機質(zhì)的擬桿菌門發(fā)揮了重要作用[27]。從屬水平看,在植物凋落物分解過程中,沉積物中主要微生物群落發(fā)生了明顯變化。分解初期(4 d),沉積物中主要微生物為假單胞菌屬(Pseudomonas),在金魚藻和菹草凋落物分解體系分別占26.79%和34.65%。分解緩慢期(15 d)和分解相對穩(wěn)定期(30 d),假單胞菌屬含量大幅降低,而芽孢桿菌屬(Bacillus)、Malikia屬和黃桿菌屬(Flavobacterium)含量增加,分別占9.04%、9.62%和4.39%(金魚藻分解體系),2.61%、8.16%和1.63%(菹草分解體系)。假單胞菌屬和Malikia屬(變形菌門)、芽孢桿菌屬(厚壁菌門)為植物凋落物分解過程的主要微生物,且隨著凋落物分解過程的進行,降解難降解有機物的特定微生物黃桿菌屬(擬桿菌門)含量增加[28—29]。

圖6 植物凋落物分解過程沉積物微生物群落相對豐度分布Fig.6 Distribution of relative abundance of microbial community in sediments during decomposition of plant litters 門水平(相對豐度>1%) Phylum level (relative abundance > 1%)；屬水平(前13的菌種) Genus level (top 13 strains)；CK：初始沉積物作為對照 Control (Initial sediment)；Cd- 4、Cd- 15、Cd- 30：金魚藻分別分解4、15、30 d時的沉積物 Sediment after Ceratophyllum demersum L. decomposition for 4, 15,30 d, respectively；Pc- 4、Pc- 15、Pc- 30：菹草分別分解4、15、30 d時的沉積物 Sediment after Potamogeton crispus L. decomposition for 4, 15, 30 d, respectively

2.4 微生物與DOM的相關(guān)性

沉積物中微生物與DOM熒光組分的RDA(圖7)揭示了兩種植物凋落物分解過程中微生物群落與溶解性有機物的關(guān)系。前兩個約束軸RDA1和RDA2最大程度解釋了DOM熒光組分對微生物群落變化的影響,貢獻了微生物群落總體變化的66.35%,其中RDA1貢獻60.07%,是決定微生物群落變化的主要因素；C3是主要影響因子,與RDA1的相關(guān)性系數(shù)達到0.81,表明分子量大、腐殖化程度較高的有機物與微生物群落變化關(guān)系密切,所以類腐殖酸類有機物顯著影響凋落物分解過程中沉積物微生物群落的變化。相比于分解初期(4 d)凋落物釋放以易降解有機物(類色氨酸)為主,分解緩慢期(15 d)和分解相對穩(wěn)定期(30 d),難降解有機物增加導(dǎo)致了微生物活性降低,進而使植物凋落物分解緩慢,營養(yǎng)物質(zhì)釋放量降低(圖1)。

圖7 植物凋落物分解過程沉積物微生物與DOM熒光組分的RDAFig.7 RDA of sediment microorganisms and DOM fluorescence components during decomposition of plant litters

3 討論

3.1 冷暖季沉水植物凋落物分解特性差異對比

冷暖季沉水植物凋落物具有不同的化學(xué)組成和結(jié)構(gòu)特征,導(dǎo)致其分解過程具有差異性,對水質(zhì)的影響也具有差異性(圖1)。如表4所示,兩種沉水植物凋落物分解的化學(xué)物質(zhì)最大釋放量不同。1 g(干重)凋落物分解對上覆水有機物濃度的影響為菹草顯著大于金魚藻；對上覆水N、P濃度的影響為金魚藻大于菹草,這可能與凋落物C、N、P含量、C/N值有關(guān)(表1)。Balasubramanian等[4]和曹培培等[30]認(rèn)為,初始N含量和C/N值在植物凋落物分解過程中起關(guān)鍵作用。本研究發(fā)現(xiàn),冷暖季沉水植物凋落物分解過程中,水體有機物、N和P濃度的變化與植物自身化學(xué)組成和結(jié)構(gòu)特征相關(guān),其中N含量更高、C/N值更低的菹草凋落物分解更快,凋落物損失量更大,對水體水質(zhì)的影響程度更大(圖1和圖2),與蔡潤發(fā)[28]對鄱陽湖濕地水生植物分解對水質(zhì)的影響研究結(jié)果一致。

EEMs-PARAFAC法將三維熒光光譜主要分為類蛋白物質(zhì)和類腐殖質(zhì)物質(zhì)兩大類,T1、T2兩種熒光峰與類色氨酸有關(guān),通常由人為活動或者微生物活動產(chǎn)生[31]；A、C兩個熒光峰主要來源于植物分解和微生物代謝活動[32],所代表的熒光物質(zhì)分子量大、芳香化程度高,是一類難降解的物質(zhì)[33—34],大量存在可導(dǎo)致水體的可生化性變差[35]。本研究上覆水中通過EEMs-PARAFAC法解析出的DOM熒光組分(類色氨酸)與Zhang等[5]對狐尾藻(Myriophyllumverticillatum)分解的研究結(jié)果(類絡(luò)氨酸)不同,說明不同種沉水植物凋落物分解釋放的DOM濃度和組分存在差異。本研究發(fā)現(xiàn)凋落物分解釋放的DOM呈現(xiàn)低腐殖化特征,與洪志強等[36]對沉水植物分解的研究結(jié)果一致。胡曉明等[37]也發(fā)現(xiàn)白洋淀區(qū)域水中的DOM呈現(xiàn)較強的自生源、低腐殖化、低芳香化特征。相比于金魚藻,菹草凋落物分解釋放的DOM濃度和難降解DOM組分均更大,說明菹草凋落物腐敗可能是白洋淀水體難降解DOM的一個重要內(nèi)源。

表4 植物凋落物分解過程的最大化學(xué)物質(zhì)釋放量

3.2 冷暖季沉水植物凋落物分解與微生物的相互作用

在水環(huán)境中,早期植物凋落物分解的特點是快速浸析和微生物定殖[9]。0—15 d植物凋落物質(zhì)量損失30%—40%,約占總損失量(60%—70%)的一半以上,營養(yǎng)物質(zhì)(TN、TP和TOC)濃度顯著增加(圖1和圖2)。0—15 d微生物對凋落物分解的影響較小[38],但與原始沉積物中的微生物相比,這些營養(yǎng)物質(zhì)使沉積物中微生物快速生長(4 d和15 d),同時降解植物凋落物的特定微生物群落逐漸增加,如假單胞菌屬、Malikia屬和黃桿菌屬(圖6)。15—60 d,兩種植物凋落物分解質(zhì)量損失緩慢增加,營養(yǎng)物質(zhì)(TN、TP和TOC)緩慢釋放(圖1和圖2),說明微生物對植物凋落物中難降解有機物(如木質(zhì)纖維素)的分解發(fā)揮了重要作用。沉積物中微生物與DOM熒光組分的RDA分析發(fā)現(xiàn)(圖7),0—15 d物質(zhì)釋放以易降解有機物為主(圖3和圖5),相對分子質(zhì)量較小的有機物更適合微生物的生長,而15—60 d物質(zhì)釋放以難降解有機物為主(圖3和圖5),相對分子質(zhì)量較大的難降解有機物影響微生物群落的變化[39]。與4 d和15 d相比,30 d時兩種植物凋落物體系中沉積物微生物豐富度增加、多樣性降低(表3),可知凋落物分解過程中營養(yǎng)物質(zhì)的釋放促進了細菌群落的變化,營養(yǎng)物質(zhì)的利用導(dǎo)致了一系列特異性微生物成為優(yōu)勢微生物,如Malikia屬(變形菌門)、芽孢桿菌屬(厚壁菌門)。研究表明,變形菌門、厚壁菌門對有機污染物和N的去除均起主要作用[38,40]。因此,微生物對植物凋落物分解的貢獻主要在后期。

3.3 冷暖季沉水植物管理措施及實踐意義

根據(jù)發(fā)育特征,沉水植物可分為冷季型和暖季型。冷季型沉水植物秋季發(fā)芽,冬春季生長,5—6月逐漸衰亡腐?。慌拘统了参锎杭景l(fā)芽,夏秋季生長,10—11月逐漸衰亡腐敗。利用冷暖季沉水植物生理特性的顯著差異,通過冷暖季沉水植物的合理配置,促進其生態(tài)位互補,充分發(fā)揮不同發(fā)育期沉水植物的水質(zhì)凈化作用和生態(tài)效應(yīng)。根據(jù)植物凋落物腐敗分解的顯著差異性,有針對性地及時對冷暖季植物進行收割管理,可以有效預(yù)防水生植物衰亡對濕地水質(zhì)的負面影響?？梢苑謩e在冷季和暖季水生植物衰亡期前全面收割水生植物,減少水生植物凋落物在衰亡過程中向水中釋放污染物以及植物殘體堆積可能造成的淤積問題[2]。同時,在水生植物生長各個階段,也可對水生植物進行平衡收割,促進植物的生長和減少植物凋落物的分解；適量植物凋落物的分解可能增加水體中的碳源,提高系統(tǒng)中的C/N,促進微生物群落的活動,提高水質(zhì)凈化效果[41],但這方面的研究仍需深入研究。

4 結(jié)論

(2)EEMs-PARAFAC法解析出植物凋落物的分解產(chǎn)物包括一種類色氨酸物質(zhì)C2,3種類腐殖質(zhì)物質(zhì)C1、C3和C4,易降解的類色氨酸有機物先增加后減少,難降解的類富里酸和類腐殖酸有機物逐漸增加。EEMs和PARAFAC組分的最大熒光強度百分比表明,DOM在0—15 d以易降解有機物為主,15—60 d以難降解有機物為主。金魚藻和菹草凋落物分解過程釋放的DOM含量及特性不同,整體上呈低腐殖化特征,可能是水中難降解DOM的一個重要內(nèi)源。

(3)沉積物中微生物群落隨著分解過程中營養(yǎng)物質(zhì)的動態(tài)變化發(fā)生顯著改變。從門水平和屬水平看,參與植物凋落物分解的微生物含量增加,如Proteobacteria門(Pseudomonas屬和Malikia屬)、Firmicutes門(Bacillus屬)。同時,降解難降解有機物類物質(zhì)的微生物逐漸增加,如Bacteroidota門(Flavobacterium屬)。通過RDA發(fā)現(xiàn)類腐殖酸有機物可顯著影響分解過程沉積物中微生物群落的變化。

(4)金魚藻和菹草凋落物分解對水質(zhì)的影響具有階段性,在0—15 d向水體釋放更多的N和P,可暫時導(dǎo)致水體水質(zhì)的惡化；15—60 d期間N和P釋放量降低,而難降解有機物含量逐漸增加,可能會加劇水體甚至是沉積物的腐殖化程度,尤其是菹草凋落物腐敗分解對水質(zhì)惡化的貢獻較大。因此,在植物衰亡期應(yīng)及時打撈或者做好植物平衡收割管理,避免因植物大量腐敗導(dǎo)致水質(zhì)惡化。