淺水湖泊沉積物中水生植物殘?bào)w降解過程及微生物群落變化

劉新，黃慶慧， ，江和龍，宋娜*

1. 南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇省環(huán)境工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210037；2. 中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008

?

淺水湖泊沉積物中水生植物殘?bào)w降解過程及微生物群落變化

劉新1，黃慶慧1， 2，江和龍2，宋娜2*

1. 南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇省環(huán)境工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210037；2. 中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008

摘要：通過長期（700 d）的室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)，研究太湖優(yōu)勢沉水植物——馬來眼子菜（Potamogeton malaianus）在不同深度沉積物中的分解過程，并通過454焦磷酸高通量測序方法研究了此過程中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化。結(jié)果表明：有機(jī)質(zhì)在0～8、8～18和18～28 cm的沉積物中的降解率分別為49.6%、40.7%和38.7%，降解率隨著深度增加而降低；沉積物腐殖化程度加強(qiáng)，腐殖質(zhì)（包括HA和FA）含量均隨著沉積物深度增加而增加，并且18～28 cm處的腐殖質(zhì)含量均極顯著高于其他深度的含量（P<0.01）；經(jīng)過長時(shí)間的分解，沉積物中的有機(jī)碳庫從易降解有機(jī)質(zhì)（LP）轉(zhuǎn)化為難降解有機(jī)質(zhì)（RP），植物殘?bào)w中的木質(zhì)素難以被微生物降解，大部分仍殘留在沉積物中。從門的分類水平來看，初始沉積物和馴化后沉積物中的優(yōu)勢細(xì)菌相同，均為變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、綠彎菌門（Chloroflexi）、螺旋菌門（Spirochaetes）、厚壁菌門（Firmicutes）；從屬的分類水平來看，與初始沉積物相比，馴化后的表層沉積物中的細(xì)菌群落并未發(fā)生明顯改變，優(yōu)勢細(xì)菌為Flavobacterium、GOUTA19、LCP-6、Crenothrix，但是馴化后深層沉積物中細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯改變，主要以厭氧細(xì)菌為主，如屬于螺旋菌門中的密螺旋體屬Treponema，在8～18和18～28 cm的沉積物中的含量分別為7.4%和8.8%。本研究旨在為水生植物殘?bào)w在沉積物中的歸屬以及湖泊富營養(yǎng)化提供科學(xué)的理論指導(dǎo)和依據(jù)。

關(guān)鍵詞：湖泊；沉積物；水生植物殘?bào)w；分解；微生物

引用格式：劉新， 黃慶慧， 江和龍， 宋娜. 淺水湖泊沉積物中水生植物殘?bào)w降解過程及微生物群落變化［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2016， 25（3）: 489-495.

LIU Xin， HUANG Qinghui， JIANG Helong SONG Na. The Decomposition Processes of Aquatic Plant Residue and the Change of Microbial Community Structure in A Shallow Lake Sediment ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（3）: 489-495.

在中國湖泊中，70%的湖泊是淺水湖泊，尤其是長江中下游地區(qū)，平均水深僅2 m左右（秦伯強(qiáng)，2002）。與深水湖泊相比，淺水湖泊單位水體具有更大的水-沉積物接觸面積，更高的透光層深度，更強(qiáng)烈和頻繁的水土界面物質(zhì)交換，更復(fù)雜的生態(tài)類型（Nixdorf et al.，1997）。另外，湖泊中的水生植物是湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，除了凈化水體外（任文君等，2011），其自身儲存了大量營養(yǎng)物質(zhì)（Holmroos et al.，2015），這些水生植物死亡后，大部分的植物殘?bào)w將沉積到表層沉積物中。因此研究淺水湖泊沉積物中植物殘?bào)w的分解轉(zhuǎn)化過程對認(rèn)識湖泊內(nèi)營養(yǎng)歸轉(zhuǎn)與富營養(yǎng)化過程、生物沉積與全球環(huán)境變化有著重要意義（Li et al.，2013）。

水生植物細(xì)胞壁主要由多糖類物質(zhì)組成，包括纖維素、半纖維素和木質(zhì)素。其中，木質(zhì)素與纖維素和半纖維素以共價(jià)和非共價(jià)鍵形式結(jié)合，以嵌合體的形式包圍或黏合纖維素，形成了堅(jiān)固的天然屏障（Pettolino et al.，2012）。水生植物的結(jié)構(gòu)導(dǎo)致了其殘?bào)w難以被分解，并且分解過程復(fù)雜，主要包括其組織衰老和死亡后所有的物理和化學(xué)變化，該過程分為植物組織的水解、礦質(zhì)成分及可溶性有機(jī)物的浸出或自溶、微小顆粒的逸散、各類有機(jī)成分的酶解（植物細(xì)胞內(nèi)的酶）以及有機(jī)質(zhì)的形成及轉(zhuǎn)化（Brinson et al.，1981）等。

沉積物中水生植物殘?bào)w的降解受許多因素影響，比如殘?bào)w本身性質(zhì)（碳氮的含量、結(jié)晶度、聚合度、取向度等）（Cornwell et al.，2008；Li et al.，2012）、自然氣候條件（溫度、pH、溶解氧、水中營養(yǎng)鹽濃度、降水等）（Li et al.，2013）以及微生物群落結(jié)構(gòu)（Gudasz et al.，2012）等，其中微生物對植物殘?bào)w的降解過程呈現(xiàn)降解酶種類的多樣性和酶解反應(yīng)過程的復(fù)雜性。目前發(fā)現(xiàn)的降解植物殘?bào)w的微生物有上千種，主要包括細(xì)菌、真菌、放線菌，甚至古菌中也有一部分具有分解植物纖維素能力，在濕地系統(tǒng)中細(xì)菌控制植物殘?bào)w的降解速率，這些微生物能夠通過同化作用將植物細(xì)胞壁中的多糖物質(zhì)轉(zhuǎn)化為單糖（Buesing et al.，2006）。事實(shí)上，目前對水生植物腐敗分解已有大量研究，但是這些研究多集中于在濕地腐敗水生植物上，并且多數(shù)是從腐敗水生植物釋放營養(yǎng)鹽對水體造成二次污染的角度入手（Li et al.，2012；王博等，2012），而關(guān)于其在沉積物中的轉(zhuǎn)化過程及微生物群落結(jié)構(gòu)方面的研究較少。

本研究選取淺水湖泊——太湖的沉積物污染嚴(yán)重區(qū)域梅梁灣為研究對象，通過室內(nèi)微宇宙實(shí)驗(yàn)?zāi)M植物殘?bào)w在沉積物中的腐爛分解，研究此過程中有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化及微生物群落結(jié)構(gòu)的變化情況。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

太湖是中國長江中下游地區(qū)著名的大型淺水湖泊，是僅次于鄱陽湖和洞庭湖的全國第三大淡水湖泊，面積約為2338 km2，平均水深1.9 m，最大水深約為3.4 m。太湖包括東太湖、胥口灣、貢湖灣、梅梁灣、竺山灣五大湖灣，其中梅梁灣和竺山灣因換水周期相對較長，水淺及盛行風(fēng)的作用，多次爆發(fā)藍(lán)藻水華，目前成為太湖富營養(yǎng)化較嚴(yán)重的湖區(qū)（Song et al.，2013；趙興青等，2007）。

1.2 樣品采集及試驗(yàn)設(shè)計(jì)

分別采集太湖北部湖區(qū)梅梁灣區(qū)域（N31°22.651′，E120°14.924′）的水樣和表層沉積物樣品，其中水樣過0.45 μm濾膜以去除懸浮物；沉積物樣品混勻，去除石塊、貝殼類等雜質(zhì)。湖水和沉積物樣品放入4 ℃冰箱待用。另外采集太湖優(yōu)勢沉水植物——馬來眼子菜（Potamogeton malaianus），風(fēng)干，粉碎，過100目篩待用。

實(shí)驗(yàn)裝置采用自制的有機(jī)玻璃反應(yīng)器，直徑12 cm，高35 cm，容積約為4 L。每個(gè)反應(yīng)器中加入1600 g濕沉積物和48 g處理后的馬來眼子菜，從而使植物殘?bào)w/沉積物的比例為3%（干重/干重）。沉積物和植物殘?bào)w充分混勻后加入1 L原位采回的湖水做上覆水，將實(shí)驗(yàn)組串聯(lián)，用蠕動泵和流動泵帶動上覆水流動，以模擬原位湖水小風(fēng)浪。本實(shí)驗(yàn)組共有3個(gè)重復(fù)反應(yīng)器。試驗(yàn)中，反應(yīng)器均用鋁箔紙避光，實(shí)驗(yàn)裝置置于25 ℃溫室運(yùn)行。實(shí)驗(yàn)運(yùn)行兩年，并且每隔3個(gè)月分層取樣，從沉積物表層往下依次為8 cm、10 cm和10 cm。

1.3 沉積物樣品的測定

1.3.1 總有機(jī)碳（TOC）的測定

TOC的含量采用重鉻酸鉀-油浴法測定（Song et al.，2013）。

1.3.2 腐殖質(zhì)的測定

本實(shí)驗(yàn)主要測定腐殖質(zhì)中的胡敏酸（HA）和富里酸（FA）兩種組分，測定方法參照腐殖質(zhì)協(xié)會（IHSS）的標(biāo)準(zhǔn)方法（Hong et al.，2010），具體測定如下：稱取風(fēng)干過篩的沉積物樣品2.5 g，加入1 mol·L-1HCl使pH達(dá)到1～2，再加入0.1 mol·L-1HCl至液體體積為25 mL，室溫下振蕩1 h，離心，上清液分出FA（a）。在殘留物中加入1 mol·L-1NaOH 25 mL，在氮?dú)庀禄旌?、振? h，靜置過夜，離心，除去殘?jiān)? mol·L-1HCl將提取液pH調(diào)到1.0，靜置12 h，離心，上清液分出FA（b）。在氮?dú)庀聦⒊恋沓鰜淼腍A用盡量少的0.1 mol·L-1KOH重新溶解，高速離心，加6 mol·L-1HCl調(diào)節(jié)pH至1.0，沉淀12～16 h，離心，棄去上清液，殘留的HA用0.1 mol·L-1HCl+0.3 mol·L-1HF混合液，室溫下振蕩過夜，離心，反復(fù)用HCl+HF處理，使HA殘余小于1.0%。再通過透析膜或透析管，直至AgNO3檢測不出Cl-，冷凍干燥，用元素分析儀測定有機(jī)碳含量。合并（a）、（b）兩份FA溶液，用XAD-8樹脂吸附FA，棄去殘留液，依次用0.1 mol·L-1NaOH和水洗脫，流出液立即用6 mol·L-1HCl調(diào)節(jié)pH至1.0，使FA仍留在溶液中。然后將溶液通過H+飽和的離子交換樹脂，冷凍干燥得H+飽和的FA，用元素分析儀測定有機(jī)碳含量。

1.3.3 易降解有機(jī)質(zhì)（LP）和難降解有機(jī)質(zhì)（RP）的測定（Rovira et al.，2002）

（1）易降解有機(jī)質(zhì)Ⅰ（LPⅠ，主要為非纖維素多糖類物質(zhì)）：稱取0.5 g風(fēng)干過篩的沉積物樣品放入50 mL離心管中，加入20 mL 2.5 mol·L-1H2SO4，105 ℃靜置30 min，4000 r·00m-1離心15 min，上清液倒出保存，殘留物用20 mL蒸餾水清洗，離心。合并兩次離心得到的上清液，采用元素分析儀測定碳含量。

（2）易降解有機(jī)質(zhì)Ⅱ（LPⅡ，主要為纖維素類物質(zhì)）：在（1）中的殘留物中加入2 mL 13 mol·L-1H2SO4室溫過夜，持續(xù)振蕩水解，然后用蒸餾水稀釋酸度至1 mol·L-1，105 ℃水解3 h，每隔0.5 h搖晃一次。4000 r·min-1離心15 min，上清液倒出保存，殘留物用20 mL蒸餾水清洗，離心。合并兩次離心得到的上清液，采用元素分析儀測定碳含量。

（3）難降解有機(jī)質(zhì)（RP）：將（2）中的殘留物用蒸餾水清洗兩次，60 ℃烘干，采用元素分析儀測定有機(jī)碳含量。

本試驗(yàn)將LPⅠ和LPⅡ含量統(tǒng)稱為易降解有機(jī)質(zhì)（LP）。

1.3.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

分別測定初始沉積物和試驗(yàn)后沉積物中的微生物群落結(jié)構(gòu)。首先用土壤基因組試劑盒（MO BIO，CA）提取樣品中基因組總DNA。DNA的濃度通過Nanodrop 2000測定，確保A260/280≈1.8。隨后將DNA樣品送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進(jìn)行454焦磷酸測序。

細(xì)菌16S rRNA采用341F和907R作為PCR擴(kuò)增引物。PCR反應(yīng)采用ABI GeneAmp? 9700型PCR儀，反應(yīng)體系如下（20 μL）：5×FastPfu緩沖液，4 μL；2.5 mmol dNTPs，2 μL；Forward Primer（5 μmol），0.8 μL；Reverse Primer（5 μmol），0.8 μL；FastPfu聚合酶，0.4 μL；DNA模板10 ng，最后加滅菌的Milli-Q水至體積為20 μL。PCR反應(yīng)過程為：95 ℃變性2 min，然后95 ℃變性30 s，55 ℃退火30 s，72 ℃延伸30 s，循環(huán)25次，然后在72 ℃保持5 min，最后10 ℃保溫至終止（Zhou et al.，2015）。

454測序數(shù)據(jù)結(jié)果用Qiime軟件進(jìn)行去噪、嵌合體檢測和序列的質(zhì)量分析，用Mothur軟件進(jìn)行菌群豐度和多樣性分析。

1.3.5 數(shù)據(jù)分析與處理

本試驗(yàn)用沉積物中TOC的去除率來表征植物殘?bào)w在沉積物中的降解率，此過程符合一級動力學(xué)方程（Olson，1963）：

其中，C0為添加植物殘?bào)w的初始沉積物中TOC含量；C為t天時(shí)沉積物中TOC含量；k為分解速率常數(shù)；t為分解進(jìn)行的時(shí)間（d）。半反應(yīng)時(shí)間（t1/2）計(jì)算公式為：

采用Origin 8.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和繪圖，并用SPSS 17.0統(tǒng)計(jì)軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析（P<0.05，顯著性差異；P<0.01，極顯著性差異）。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物殘?bào)w分解對沉積物有機(jī)質(zhì)含量的影響

2.1.1 沉積物中植物殘?bào)w降解速率及降解動力學(xué)變化

700 d的馴化試驗(yàn)期間，不同深度沉積物中TOC的降解率見圖1。0～8、8～18和18～28 cm沉積物中TOC的降解率與時(shí)間均呈顯著正相關(guān)關(guān)系（r2=0.86，0.94，0.91，P<0.05）。實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，沉積物中TOC的降解率分別達(dá)到56.4%、52.5%和48.6%，隨深度增加降解率降低。并且，在整個(gè)試驗(yàn)期間，49.6%、40.7%和38.7%的TOC降解率在前180 d進(jìn)行，而在180～700 d之間，植物殘?bào)w呈緩慢降解趨勢。這與史學(xué)軍等研究植物凋落物在土壤中的分解有相似的規(guī)律，凋落物有機(jī)碳在土壤中的分解有快速分解和緩慢分解兩個(gè)過程，快速分解量大且持續(xù)時(shí)間相對較短，而緩慢分解則持續(xù)時(shí)間較長（史學(xué)軍等，2009）。

圖1 沉積物中TOC降解率隨培養(yǎng)時(shí)間變化Fig. 1 Removal efficiencies of TOC in sediments with culture time

根據(jù)TOC降解率計(jì)算得到的降解動力學(xué)變化更直接地反應(yīng)了植物殘?bào)w在沉積物中的降解趨勢（表1）。植物殘?bào)w在表層沉積物中的降解速率最快（k=0.0019 d-1），半反應(yīng)時(shí)間最短（t1/2=586.2 d），并且隨著深度增加，降解速率和半反應(yīng)時(shí)間均降低。

表1 沉積物中TOC的降解速率常數(shù)及半反應(yīng)時(shí)間Table 1 The first-order rate constantof TOC degradation and half-livesin sediments

2.1.2 沉積物腐殖化程度的變化

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后測定了沉積物中腐殖質(zhì)（HA和FA）的含量（圖2）。未添加植物殘?bào)w的初始沉積物中HA和FA的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為1.13和1.01 mg·g-1。添加植物殘?bào)w并經(jīng)過700 d的馴化后，0～8、8～18 和18～28 cm沉積物中HA的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增至3.20、3.92和5.35 mg·g-1，F(xiàn)A的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增至3.6、4.0和4.4 mg·g-1，其中18～28 cm沉積物中的HA和FA含量均極顯著高于其他深度的含量（P<0.01）。試驗(yàn)結(jié)果表明，植物殘?bào)w在沉積物中的長期分解轉(zhuǎn)化過程，促進(jìn)了沉積物的腐殖化，并且腐殖化程度隨著沉積物深度的增加而增大。

2.1.3 沉積物中有機(jī)質(zhì)組分的變化

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，測定了沉積物中有機(jī)質(zhì)組分的變化，主要分為易降解有機(jī)質(zhì)（LP）和難降解有機(jī)質(zhì)（RP）（圖3）。添加植物殘?bào)w后的初始沉積物中LP 和RP質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為13.1和3.8 mg·g-1，LP的質(zhì)量分?jǐn)?shù)約為RP的3.4倍，這說明植物殘?bào)w中大部分物質(zhì)為LP，主要為多糖和纖維類物質(zhì)。但是經(jīng)過700 d的馴化后，大部分的LP物質(zhì)被分解，0～8、8～18和18～28 cm的沉積物中的LP的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為3.4、4.1和4.0 mg·g-1。被分解的LP一部分繼續(xù)被微生物利用，轉(zhuǎn)化為RP類物質(zhì)，從而使得馴化后的沉積物中的RP顯著增加，尤其是18～28 cm處的沉積物。表層沉積物和深層沉積物中的LP和RP含量并無顯著性差異（P>0.05）。

圖2 初始沉積物和馴化后沉積物中HA（a）和FA（b）的含量Fig. 2 Contents of HA （a） and FA （b） in the initial and culture sediments

圖3 添加馬來眼子菜的初始沉積物和馴化后沉積物中LP（a）和RP（b）的含量Fig. 3 Contents of LP （a） and RP （b） in the initial sediment which added Potamogeton malaianus and in the culture sediments

圖4 初始沉積物和馴化后沉積物中細(xì)菌門的豐度Fig. 4 Abundance of microbial phylum in the initial and culture sediments

2.2 植物殘?bào)w分解對沉積物中微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

將4個(gè)測序樣品共10512條細(xì)菌序列進(jìn)行比對（檢測結(jié)果幾乎沒有古菌），在生物分類學(xué)水平上從門和屬進(jìn)行分類。部分序列在生物學(xué)上為未知類（unclassified）。通過對微生物進(jìn)行分類學(xué)上的歸類，可以更全面地掌握微生物群落結(jié)構(gòu)的變化特征。圖4是細(xì)菌群落在門水平上的分類，結(jié)果表明主要由5個(gè)門構(gòu)成：變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、綠彎菌門（Chloroflexi）、螺旋菌門（Spirochaetes）、厚壁菌門（Firmicutes）。從相對含量分布可以看出，馴化前后沉積物樣品中微生物群落間存在差異。初始沉積物中變形菌門含量最高（45.3%），其次為擬桿菌門（11.6%）、綠彎菌門（9.1%）、酸桿菌門（6.3%）。但是植物殘?bào)w在沉積物中經(jīng)過長時(shí)間的分解后，沉積物中變形菌門含量降低，在0～8、8～18和18～28 cm沉積物中的含量依次為19.0%、27.5%，18.8%。但是厚壁菌門、綠彎菌門和擬桿菌門在不同深度沉積物中含量均增加，其中擬桿菌門隨沉積物深度增加而增加，依次為20.1%、24.8%、29.1%。這與鄭九文（2013）研究馬來眼子菜、蘆葦?shù)确纸膺^程中群落結(jié)構(gòu)變化有相似的結(jié)論：表層沉積物中，優(yōu)勢菌群是變形菌門、擬桿菌門、綠彎菌門，酸桿菌門。

從屬的分類水平看（圖5），初始沉積物中細(xì)菌在黃桿菌屬Flavobacterium（2.5%）、GOUTA19 （3.5%）、LCP-6（2.7%）中含量最高，經(jīng)過長時(shí)間的植物殘?bào)w降解后，表層沉積物（0～8 cm）與深層沉積物（8～18、18～28 cm）中細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著改變。其中，0～8 cm沉積物中的優(yōu)勢細(xì)菌除了Flavobacterium（2.1%）、GOUTA19（4.4%）和泉發(fā)菌屬Crenothrix（2.1%）含量明顯增加。8～18和18～28 cm沉積物中螺旋菌門中的密螺旋體屬Treponema（7.4%和8.8%）為優(yōu)勢菌屬。

圖5 沉積物樣品中前100個(gè)屬中已被確定的屬的熱圖Fig. 5 The heat map at relative abundances of classified bacterial genera in the top 100 genera in sediments

3 討論

水生植物殘?bào)w的腐爛分解過程十分復(fù)雜。目前國內(nèi)外的相關(guān)研究多集中于植物殘?bào)w死亡后在湖泊水體中的分解。經(jīng)過700 d的長期微宇宙實(shí)驗(yàn)，結(jié)果表明，植物殘?bào)w沉降到沉積物中后的分解也分為植物體內(nèi)易溶有機(jī)顆粒和無機(jī)鹽類淋溶過程的快速分解期和難降解有機(jī)物的緩慢分解期。水生植物死亡進(jìn)入沉積物后，一方面由于溶出、微生物的作用使得易分解有機(jī)物溶出，另一方面，外源營養(yǎng)物質(zhì)的輸入刺激沉積物微生物的生長繁殖，使得植物殘?bào)w的分解迅速（楊秀虹等，2013）。與在水體中分解不同的是（Li et al.，2013；曹勛等，2015），沉積物中植物殘?bào)w的分解更為緩慢，前180 d為快速分解階段，180～700 d為緩慢分解階段。這可能是由于水體和沉積物中的分解環(huán)境以及微生物群落的不同造成的（Longhi et al.，2008）。

沉積物中的植物殘?bào)w經(jīng)生物酶分解、氧化以及微生物合成等過程有一部分形成了高分子芳香族醌類聚合物，即腐殖質(zhì)（樓濤等，2014）。腐殖質(zhì)本身不易被微生物分解，礦化率很低，因此能夠在沉積物中逐漸累積。另外，由于參與腐殖化過程的微生物大部分為厭氧微生物，從而造成了沉積物腐殖化程度隨深度增加而增加。另一方面我們發(fā)現(xiàn)，與添加植物殘?bào)w的初始沉積物相比，沉積物中LP含量降低，伴隨著RP含量的增加，沉積物中的有機(jī)碳庫從LP轉(zhuǎn)變?yōu)镽P。RP主要包括木質(zhì)素和腐殖質(zhì)，因此試驗(yàn)結(jié)束沉積物中HA和FA含量較低，但是較高的RP含量表明沉積物中保留了較多的難以被分解的木質(zhì)素物質(zhì)。

在湖泊沉積物中，植物殘?bào)w的降解受微生物群落結(jié)構(gòu)和活性影響，而微生物的多樣性及微生物群落相互作用比較復(fù)雜（Ylla et al.，2013）。雖然有研究（Marano et al.，2011）表明，湖泊生態(tài)系統(tǒng)中真菌在植物殘?bào)w降解的早期過程中所起的作用大于細(xì)菌，但是真菌降解主要通過好氧降解（Schneider et al.，2012；Su et al.，2015）。而湖泊中的大型植物死亡后，挺水和浮葉類植物殘?bào)w首先沉降到湖水的好氧區(qū)，由湖水中的好氧細(xì)菌和真菌參與降解，隨后植物殘?bào)w沉降到沉積物-水界面的缺氧區(qū)，最終進(jìn)入到沉積物的厭氧區(qū)，因此沉積物中參與植物降解的微生物主要為厭氧細(xì)菌（De Boer et al.，2005）。本試驗(yàn)所采的初始沉積物為表層沉積物樣品，細(xì)菌的多樣性高（可用Shannon多樣性指數(shù)和Pielou均勻度指數(shù)等來評價(jià)）（沈爍等，2015），其中多數(shù)為為參與有機(jī)質(zhì)降解的細(xì)菌屬，如黃桿菌屬、GOUTA19、LCP-6，通常附著于植物碎屑或其他有機(jī)體上，能將高分子有機(jī)物分解（Mann et al.，2013）。經(jīng)過700 d的馴化后，表層沉積物中的細(xì)菌種類并未發(fā)生明顯變化，這可能是由于表層沉積物仍處于缺氧環(huán)境，以發(fā)酵微生物為主；而深層沉積物中微生物群落發(fā)生明顯改變，主要以厭氧微生物為主，其中螺旋菌門主要存在于白蟻的腸道中（Lilburn et al.，1999），馴化后深層沉積物中密螺旋體屬（Treponema）含量顯著增加。

4 結(jié)論

綜上所述，水生植物殘?bào)w——馬來眼子菜在不同深度沉積物中的降解速率不同，總體呈現(xiàn)隨深度增加降解速率加快的趨勢。植物殘?bào)w的降解增加了沉積物的腐殖化程度，且腐殖化程度隨著深度增加而增加。植物殘?bào)w在降解的過程中，容易被分解的部分有機(jī)質(zhì)逐漸被礦化同時(shí)產(chǎn)生難分解的有機(jī)質(zhì)而儲存在沉積物中，并且植物殘?bào)w中的木質(zhì)素大部分仍被留在沉積物中。添加植物殘?bào)w的沉積物經(jīng)過長時(shí)間的馴化后，微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生不同的變化。表層沉積物中的細(xì)菌群落仍以發(fā)酵菌為主，細(xì)菌多樣性豐富，但深層沉積物中的細(xì)菌以厭氧發(fā)酵菌為主，如密螺旋體屬（Treponema）。

參考文獻(xiàn)：

BRINSON M M， LUGO A E， BROWN S. 1981. Primary productivity，decomposition and consumer activity in freshwater wetlands ［J］. Annual Review of Ecology and Systematics， 12: 123-161.

BUESING N， GESSNER M O. 2006. Benthic bacterial and fungal productivity and carbon turnover in a freshwater marsh ［J］. Applied and environmental microbiology， 72（1）: 596-605.

CORNWELL W K， CORNELISSEN J H C， AMATANGELO K，et al. 2008. Plant species traits are the predominant control on litter decomposition rates within biomes worldwide ［J］. Ecology Letters， 11（10）: 1065-1071.

DE BOER W， FOLMAN L B， SUMMERBELL R C， et al. 2005. Living in a fungal world: impact of fungi on soil bacterial niche development ［J］. FEMS Microbiology Reviews， 29（4）: 795-811.

GUDASZ C， BASTVIKEN D， PREMKE K， et al. 2012. Constrained microbial processing of allochthonous organic carbon in boreal lake sediments ［J］. Limnology and Oceanography， 57（1）: 163-175.

HOLMROOS H， HORPPILA J， NIEMISTO J， et al. 2015. Dynamics of dissolved nutrients among different macrophyte stands in a shallow lake ［J］. Limnology， 16（1）: 31-39.

HONG S W， KIM H S， CHUNG T H. 2010. Alteration of sediment organic matter in sediment microbial fuel cells ［J］. Environmental Pollution，158（1）: 185-191.

LI X， CUI B S， YANG Q C， et al. 2012. Detritus Quality Controls Macrophyte Decomposition under Different Nutrient Concentrations in a Eutrophic Shallow Lake， North China ［J］. Plos One， 7（7）: e42042.

LI X， CUI B S， YANG Q C， et al. 2013. Effects of plant species on macrophyte decomposition under three nutrient conditions in a eutrophic shallow lake， North China ［J］. Ecological Modelling， 252: 121-128.

LILBURN T G， SCHMIDT T M， BREZNAK J A. 1999. Phylogenetic diversity of termite gut spirochaetes ［J］. Environmental Microbiology，1（4）: 331-345.

LONGHI D， BARTOLI M， VIAROLI P. 2008. Decomposition of four macrophytes in wetland sediments: Organic matter and nutrient decay and associated benthic processes ［J］. Aquatic Botany， 89（3）: 303-310.

MANN A J， HAHNKE R L， HUANG S X， et al. 2013. The Genome of the Alga-Associated Marine Flavobacterium Formosa agariphila KMM 3901（T） Reveals a Broad Potential for Degradation of Algal Polysaccharides ［J］. Applied and Environmental Microbiology， 79（21）: 6813-6822.

MARANO A V， PIRES-ZOTTARELLI C L A， BARRERA M D， et al. 2011. Diversity， role in decomposition， and succession of zoosporic fungi and straminipiles on submerged decaying leaves in a woodland stream ［J］. Hydrobiologia， 659（1）: 93-109.

NIXDORF B， DENEKE R. 1997. Why 'very shallow' lakes are more successful opposing reduced nutrient loads ［J］. Hydrobiologia， 342: 269-284.

OLSON J S. 1963. Energy Storage and the Balance of Producers and Decomposers in Ecological Systems ［J］. Ecology， 44（2）: 322-331.

PETTOLINO F A， WALSH C， FINCHER G B， et al. 2012. Determining the polysaccharide composition of plant cell walls ［J］. Nature Protocols，7（9）: 1590-1607.

ROVIRA P， VALLEJO V R. 2002. Labile and recalcitrant pools of carbon and nitrogen in organic matter decomposing at different depths in soil: an acid hydrolysis approach ［J］. Geoderma， 107（1-2）: 109-141.

SCHNEIDER T， KEIBLINGER K M， SCHMID E， et al. 2012. Who is who in litter decomposition？ Metaproteomics reveals major microbial players and their biogeochemical functions ［J］. Isme Journal， 6（9）: 1749-1762.

SONG N， YAN Z S， CAI H Y， et al. 2013. Effect of temperature on submerged macrophyte litter decomposition within sediments from a large shallow and subtropical freshwater lake ［J］. Hydrobiologia，714（1）: 131-144.

SU R， KUEHN K A， PHIPPS S W. 2015. Fungal contributions to carbon flow and nutrient cycling during decomposition of standing Typha domingensis leaves in a subtropical freshwater marsh ［J］. Freshwater Biology， 60（10）: 2100-2112.

YLLA I， PETER H， ROMANI A M， et al. 2013. Different diversity-functioning relationship in lake and stream bacterial communities ［J］. FEMS Microbiol Ecol， 85（1）: 95-103.

ZHOU Y L， JIANG H L， CAI H Y. 2015. To prevent the occurrence of black water agglomerate through delaying decomposition of cyanobacterial bloom biomass by sediment microbial fuel cell ［J］. Journal of Hazardous Materials， 287: 7-15.

曹勛， 韓睿明， 章婷曦， 等. 2015. 冬季水生植物分解過程及其對水質(zhì)的影響研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 34（2）: 361-369.

樓濤， 汪學(xué)軍， 何昆鵬， 等. 2014. 腐殖質(zhì)的光化學(xué)降解及其對環(huán)境污染物環(huán)境行為的影響［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 23（4）: 716-720.

秦伯強(qiáng). 2002. 長江中下游淺水湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生機(jī)制與控制途徑初探［J］. 湖泊科學(xué)， 14（3）， 193-202.

任文君， 田在鋒， 寧國輝， 等. 2011. 4種沉水植物對白洋淀富營養(yǎng)化水體凈化效果的研究［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 20（2）: 345-352.

沈爍， 楊長明， 成水平. 2015. PCR-DGGE 分析合肥市塘西河表層沉積物細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)空間分布特征［J］. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)， 21（1）: 80-87.

史學(xué)軍， 潘劍君， 陳錦盈， 等. 2009. 不同類型凋落物對土壤有機(jī)碳礦化的影響［J］. 環(huán)境科學(xué)， 30（6）: 1832-1837.

王博， 葉春， 李春華， 等. 2012. 初春苦草腐解過程中營養(yǎng)鹽釋放過程及規(guī)律［J］. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 28（2）: 171-175.

楊秀虹， 彭琳婧， 李適宇， 等. 2013. 紅樹植物凋落葉分解對土壤可溶性有機(jī)質(zhì)的影響［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 22（6）: 924-930.

趙興青， 楊柳燕， 于振洋， 等. 2007. 太湖沉積物理化性質(zhì)及營養(yǎng)鹽的時(shí)空變化［J］. 湖泊科學(xué)， 19（6）: 698-704.

鄭九文. 2013. 水生植物分解過程中微生物群落多樣性研究［D］. 南京:南京師范大學(xué).

The Decomposition Processes of Aquatic Plant Residue and the Change of Microbial Community Structure in A Shallow Lake Sediment

LIU Xin1， HUANG Qinghui1， 2， JIANG Helong2， SONG Na2*
1. Nanjing Forestry University， College of Biology and the Environment， Key Laboratory of Environmental engineering of Jiangsu Province， Nanjing 210037，China； 2. Nanjing Institute of Geography and Limnology， State Key Laboratory of Lake Science and Environment， Nanjing 210008， China

Abstract:In this study， a long-term （700 days） laboratory incubation test was carried out to investigate the decomposition processes of aquatic plant residue based on Potamogeton malaianus， a typical submerged plant in Lake Taihu. The driving mechanisms related to microbial community structure for the residue decomposition were also determined by using 454 pyrophosphate high-throughput sequencing method. The results showed that the organic matter removal efficiencies decreased as sediment depth increased， which were 49.6%， 40.7%， and 38.7% in the 0～8， 8～18 and 18～28 cm sediments， respectively. Humification degree and the contents of humus （including HA and FA） in the sediment increased as the depth increased； in particular， the humus contents in the 18～28 cm sediment were significantly （P<0.01） higher than those in other depths. After the incubation test， the transformation of organic matter from labile to refractory fractions were observed， and most of lignin-like compounds in the plant residue were retained in the sediment. Further analysis indicated that the dominant bacteria at the phylum level were the same in the initial and incubated sediments， which were Proteobacteria， Bacteroidetes， Chloroflexi， Spirochaetes， and Firmicutes. The dominant bacteria at the genus level also had little difference between the initial sediment and the incubated surface sediment， which were Flavobacterium，GOUTA19， LCP-6， and Crenothrix. However， substantial changes of the dominant bacteria at the genus level were found in the deeper sediment after incubation， and microorganisms in the sediment were dominant by anaerobic bacteria， such as Treponema in spirochete phylum， with the relative abundances of 7.4% and 8.8% in the 8～18 and 18～28 cm sediments， respectively. The results of this study will enrich the knowledge about the decomposition characteristics of aquatic plant residue in lake sediment and provide theoretical supports for eutrophication control.

Key words:lake； sediment； aquatic plant residues； decomposition； microorganism

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.03.018

中圖分類號：X17

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號：1674-5906（2016）03-0489-07

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金青年基金項(xiàng)目（41501528）；江蘇省自然科學(xué)基金項(xiàng)目（BK20151058）；中國科學(xué)院引進(jìn)人才啟動項(xiàng)目（Y4SL011036）；江蘇省高校優(yōu)勢學(xué)科建設(shè)工程資助項(xiàng)目（PAPD）；南京市科委項(xiàng)目“東屏湖水源地保護(hù)濕地研究”

作者簡介：劉新（1968年生），男，副教授，主要從事水污染控制與修復(fù)、農(nóng)林固廢資源化利用方面的研究。E-mail: xin126mail@126.com

*通信作者，E-mail: nsong@niglas.ac.cn

收稿日期：2015-12-14