狐尾藻在不同營養底泥腐解過程中胡敏酸的變化

巴翠翠,張毅敏,楊 飛,孔 明,張志偉,湯志凱,顧詩云

?

狐尾藻在不同營養底泥腐解過程中胡敏酸的變化

巴翠翠1,2,張毅敏2*,楊 飛2,孔 明2,張志偉1,2,湯志凱1,2,顧詩云1,2

(1.常州大學環境與安全工程學院,江蘇 常州 213164；2.環境保護部南京環境科學研究所,江蘇 南京 210042)

采用平行因子分析方法,結合紫外吸收光譜?三維熒光光譜以及傅里葉變換紅外光譜技術,研究了沉水植物狐尾藻在低、中、高營養底泥腐解過程中胡敏酸(HA)的變化,進一步揭示了不同營養底泥對沉水植物腐解的影響機制.結果表明,底泥營養水平越高,狐尾藻腐解得越快(<0.05),釋放出更多的溶解性有機碳(DOC)、溶解性總氮(DTN)、溶解性總磷(DTP)和腐殖質;底泥營養程度與HA的疏水性?分子復雜性?分子量大小呈正相關(<0.05);熒光鑒別出不同營養底泥HA都含有1種類蛋白質組分C2和2種類富里酸組分C1、C3,且類富里酸組分和類蛋白質組分在不同腐解條件下具有相似的組分特征;不同營養底泥不同時間提取的HA紅外圖譜較為相似,表明不同腐解條件不同時間提取的HA含有相似的官能團,狐尾藻腐爛高營養底泥組提取的HA含有更多的芳香性物質和有機磷.采用光譜分析法對狐尾藻腐爛分解HA成分的化學結構特征進行系統的研究,可深入了解不同營養底泥對沉水植物腐解的影響機制,為湖泊水環境生態治理和修復提供理論參考.

平行因子分析；三維熒光光譜；紅外光譜；底泥；狐尾藻腐解；胡敏酸

沉水植物是水環境的重要調節者,一方面可通過分泌化感物質等直接抑制藻類生長繁殖[1-2],另一方面可通過吸收水體和沉積物中的營養鹽改善水體水質[3-4].但沉水植物具有一定的生命周期,當單一季節沉水植物進入衰亡期后,大量植物死亡、殘體通過淋溶作用及微生物分解釋放大量的有機質和營養物質,易造成水體的二次污染,如東平湖菹草腐解引發水生態環境惡化,造成魚類大量死亡[5].腐殖質是自然界中最豐富的有機質,由胡敏酸(HA)?富里酸(FA)?胡敏素(humin)3部分組成,由于腐殖質結構中含有大量的官能團,可與多種有機、無機物質發生相互作用,從而對這些物質的環境化學行為產生影響.研究表明,水生植物殘體通過微生物分解縮合產生腐殖質,能影響水體中污染物的遷移和轉化,加深水體污染程度[6-7]. HA是腐殖質主要的活躍成分,因此有必要對湖泊水生植物腐爛分解成分的化學結構特征進行系統研究,以期為更進一步了解湖泊有機質變化機制提供科學依據.

水生植物腐解是一個復雜的過程,除受自身質量、組織結構和纖維含量等影響[8-9]外,水體環境如pH值?DO、溫度、營養鹽濃度、干濕交替等也會對腐解產生重要影響[10-12].除此之外,研究發現底泥的理化性質也對水生植物腐解有著顯著影響, Debusk等[13]研究了不同P含量底泥條件下植物腐解速率的變化,發現香蒲、鋸齒草葉在不同P含量底泥(從高到低)中腐解速率依次降低;Eli?ka等[14]研究底泥營養物質含量與濕地大型植物腐解之間的關系,發現底泥logC/P(質量比)>4000時,腐解過程就會變得非常緩慢.目前關于沉水植物在不同營養底泥條件下腐解產生腐殖質的研究較少,因此,本文以沉水植物狐尾藻為研究對象,設計模擬試驗,利用紫外吸收光譜、三維熒光光譜以及傅里葉變換紅外光譜技術分析狐尾藻在不同營養底泥腐解過程中的變化,深入了解不同營養底泥對沉水植物腐解的影響機制,以期為湖泊水環境生態治理和修復提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

表1 試驗底泥理化性質(g/kg) Table 1 Test soil physical and chemical properties (g/kg)

沉水植物狐尾藻采集于太湖梅梁灣湖區,根據已有的研究結果[15],云南洱海?東太湖、五里湖分別為低、中、高營養水平湖泊,以這些湖泊底泥營養指標為參照,試驗底泥為某稻麥輪作田園土,通過添加不同梯度營養鹽配置低、中、高營養底泥材料.試驗底泥理化性質見表1.

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗設計 試驗地點在常州大學玻璃溫室,試驗時間為2017年7~10月,實驗周期120d.試驗裝置為18個直徑55cm,高65cm,容積100L的圓柱體塑料桶,每6個塑料桶鋪放10kg低、中、高營養底泥和80L自來水,靜放1周.試驗開始前挑選成熟狐尾藻植株,去除異物用自來水洗凈,并將植物體表多余水分晾干,用濾布將其包裹后放入試驗裝置中.試驗按照底泥營養程度以及是否添加狐尾藻設6個試驗組:低營養底泥組(L0、L1),中營養底泥組(M0、M1),高營養底泥組(H0、H1),其中L0、M0、H0不添加狐尾藻;L1、M1、H1加入3kg/m3狐尾藻,每個試驗組重復3次.

在試驗第0,1,4,8,13,19,26,36,48,60d采集水樣,測定水體的基本理化指標;在試驗第0,20,40,60,120d采集底泥,待自然風干后過20目篩,混勻提取HA.

1.2.2 指標測定 采用便攜式水質測定儀YSI測定水體的pH值?溶解氧(DO),堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定溶解性總氮(DTN)、溶解性總磷(DTP),溶解性有機碳(DOC)的含量采用島津TOC分析儀測定.

底泥中HA的提取與凈化采用國際腐殖質協會提出的參考方法[16].提取出來的HA液體樣品經0.45μm玻璃纖維濾膜(GF/F,Whatman,450℃,灼燒4h)過濾后,濾液置于4℃冰箱保存待用;部分儲備液進行冷凍干燥,作為待測固體樣品.HA的含碳量采用重鉻酸鉀比色法測定(F-HZ-DZ-TR-0048).

采用島津UV2700紫外可見分光光度計對紫外吸收光譜進行測定,波長范圍為200~800nm,掃描波長間隔1nm,分別測定HA樣品在260,400,465,600, 665nm處的吸光度值,并計算SUVA260、E4/E6以及Δlg值.SUVA260是反映HA疏水性強弱的指標,是單位溶解性有機碳濃度下波長260nm處的吸收系數,即以樣品在紫外260nm的吸光度值乘以100除以DOC的比值表示[17];E4/E6是反映HA分子量與芳化度的指標,是吸光度在465與665nm處的比值;Δlg(色調系數)是反映HA分子復雜性的指標,等于吸光度在400與600nm處比值的對數值.

使用熒光分光光度計(CaryEclipse,美國安捷倫)測定樣品的熒光光譜,首先稀釋樣品使得其在波長254nm處吸光度小于0.1[18].激發光源150W疝弧燈;PMT電壓700V;信噪比>110;響應時間0.05s;帶通x=5nm,m=2nm;掃描速度2400nm/min;掃描光譜進行儀器自動校正.激發波長x的掃描范圍為220~400nm,發射波長m的掃描范圍280~550nm.

采用傅里葉變換紅外光譜儀(FTIR光譜儀,Nicolet iS50,United States)iS50,將1mg凍干的HA樣品與400mg干燥的KBr磨細混勻,將微量樣品放置在金剛石窗口上,壓成薄片后測試,光譜掃描波數范圍為500~4000cm-1,掃描次數為16次,分辨率為4cm-1.

2 結果與分析

2.1 狐尾藻腐解過程中水質主要指標的變化

如圖1a所示,L1、M1、H1組DO呈先降低后升高的趨勢,這與腐解過程相關.腐解初期,首先植物腐爛分解消耗氧,其次植物體大量死亡漂浮在水體表面,阻礙了原有水體對大氣中氧的吸收,造成DO迅速下降,試驗第1d,L1、M1、H1組水體DO迅速降低至0.22,0.13,0.14mg/L;試驗后期,隨著植物殘體不斷沉降,大氣復氧能力得到恢復,水中DO逐漸升高,其中L1、M1、H1組DO分別在第36,26,19d大幅度升高,說明在一定范圍內,底泥營養水平越高,狐尾藻腐解得越快.

圖1 腐解過程中不同營養底泥組DO、DOC、DTN、DTP的濃度變化 Fig.1 Changes of DO,DOC,DTN and DTP concentrations in different nutrient sediments during decomposition

L0、M0、H0為未添加植物的樣品,其有機質的庫存量越來越少,DOC濃度隨著腐解時間的增長而逐漸降低,其余處理組的DOC濃度呈先增后減的趨勢(圖1b).狐尾藻腐解初期,苯醇溶出物和水溶性物質先不斷釋放DOC進入水體,導致水體的DOC含量升高,隨后大量的微生物需要利用DOC作為碳源和能源滿足自身生長繁殖的需求,因而該階段DOC濃度表現為下降趨勢[19].其中,L1、M1、H1組分別在第36,26,13d DOC 釋放量達到最大,說明與空白組相比,在一定范圍內,底泥營養水平的提高可以促進狐尾藻腐解過程中DOC的釋放,且L1、M1、H1組DOC的凈釋放量分別為3.307,6.105,7.263mg/L,可以看出,DOC的凈釋放量隨著底泥營養水平的提高呈遞增趨勢,也許是高營養底泥的速效養分促進了微生物的活動?增加了微生物的活性,從而提高了對有機質的分解速率[20].

不同營養底泥對狐尾藻腐解釋放DTN、DTP的影響不同(圖1c、d).L0、M0、H0空白處理組隨著腐解時間增長,DTN、DTP的濃度基本無變化,L1、M1、H1添加植物處理組DTN、DTP的濃度均先增大后減小.其中,L1、M1、H1組分別在第48,36,26d DTN釋放量最大,在第36,26,19d DTP釋放量達到最大值,可見, DTN、DTP與 DOC有著相似的變化特征,在該試驗條件下,底泥營養水平的提高可以促進狐尾藻腐解過程中DTN、DTP的釋放(<0.05),這與Debusk等[13]研究成果相似.

2.2 狐尾藻腐解過程中底泥HA碳含量的變化

由表2可知,腐解第0d, L0、M0、H0空白組 HA含量無明顯差異,表明在該試驗條件下,添加不同梯度的營養鹽對HA碳含量無顯著影響,隨著腐解時間增長,有機質逐漸腐解,HA碳含量逐漸降低;低營養底泥處理組的HA碳含量呈增長趨勢,其余處理組整體呈先增后減的趨勢,L1、M1、H1組分別在第120,60,40d HA碳含量達到最大,隨著腐解時間增長,HA碳含量均逐漸下降,表明在該試驗條件下,高營養底泥可以促進狐尾藻腐解釋放腐殖質(<0.05),這與圖1的研究結果是相同的.這是因為高營養底泥向水體釋放N、P營養鹽較多,狐尾藻腐解過程中對N、P等養分需求較高,當植物在含這些養分較高的環境下腐解時,微生物群落生長加快,狐尾藻腐解速率快,釋放出更多的HA,隨著時間的推移,有機質逐漸腐解,導致HA碳含量相應降低.

表2 底泥HA碳含量的變化情況(g/kg) Table 2 Changes in the carbon content of sediment humic acid (g/kg)

2.3 狐尾藻腐解過程中底泥HA紫外吸收光譜的變化

SUVA260是反映HA疏水性強弱的指標,數值越大代表疏水性越強,疏水組分越多[21].由表3可見,H0組中HA的SUVA260值明顯大于L0、M0組,表明在該試驗條件下,高營養底泥中HA的疏水性更強;各處理組HA的SUVA260值逐漸增大,表明HA的疏水性隨著狐尾藻腐解過程逐漸增強.

E4/E6的大小與HA的分子量及芳化度密切相關,E4/E6值越高,說明腐殖質的分子量越大,結構越復雜[22].由表4可見,空白處理組中HA的E4/E6值大小順序為H0>M0>L0,表明在該試驗條件下,底泥營養程度越高,HA的相對分子量更大;狐尾藻腐解過程中,處理組HA的E4/E6值呈增加的趨勢,表明隨著腐解的進行,HA芳化度升高,結構復雜化.高營養底泥可以促進狐尾藻的腐解,狐尾藻殘體沉降在底泥中,殘體在腐殖化過程中會形成芳構化度高?脂肪性強的小分子,從而使高營養底泥較其他試驗組結構更復雜[23].

Δlg(色調系數),它能夠反映分子的復雜性.一般來說,Δlg值越高,樣品中醇羥基(R–OH)、甲氧基(CH3O–)的含量增加,羧基(–COOH)?酚羥基(Ar–OH)、羰基(C═O)的含量降低,樣品的分子結構由復雜變簡單,氧化程度以及芳香性降低[24].由表5可見,空白組中HA各營養程度的Δlg值變化趨勢與E4/E6恰好相反,大小順序依次為L0>M0>H0,表明在該試驗條件下,底泥營養程度與HA分子的復雜性呈正相關(<0.05),即與低營養底泥相比,高營養底泥中的HA分子更為復雜;各處理組隨時間變化HA的Δlg值均逐漸減小,表明隨著實驗的進行,HA芳香性增強,結構復雜化.芳香族物質不易溶于水,這也解釋了HA含有較多疏水組分以及隨著腐解的進行,HA疏水性增強的現象.

在該試驗條件下,由于不同營養底泥理化性質不同,高營養底泥中可能含有更多的真菌木霉,根據胡承彪等[25]研究發現,木霉一般在適宜條件下具有較強的分解纖維素、半纖維素?木質素及很多難分解物質的能力,而這些物質通過分解和氧化產生的醌型化合物分泌到體外,細胞自溶時很容易縮合-聚合成芳構化度高、脂肪性強的腐殖質[23,26],而且Anderson和Domsch等[27]從真菌中提取出腐殖酸型的多聚物發現其性質類似灰色HA,表明在高營養底泥微生物作用下,HA的分子量較大,結構較復雜.其性質類似灰色HA,在該研究中底泥營養程度與HA的疏水性、分子復雜性、分子量大小呈正相關(<0.05)可能和以上因素有關.

表3 底泥HA的SUVA260 [L/(mg·cm)] Table 3 SUVA260 of sediment humic acid [L/(mg·cm)]

表4 底泥HA的E4/E6Table 4 E4/E6 of sediment humic acid

表5 底泥腐殖質組分的ΔlgK Table 5 ΔlgK of sediment humic acid

2.4 狐尾藻腐解過程中底泥的熒光光譜特性

采用平行因子分析法(PARAFAC)對底泥提取出來的樣品三維熒光光譜進行分解,各熒光物質及其相應位置見表6.低營養底泥組分離出3種熒光組分(圖2),組分C1具有2個峰,主次峰對應的發射波長分別為290,360nm,激發波長為230nm,主峰230nm/290nm對應傳統A峰(240~270nm/370~ 440nm)且激發波長發生藍移,主要為紫外區類富里酸熒光峰[28],次峰230nm/360nm位于傳統的B峰(225~237nm/340~381nm)區域,為類色氨酸熒光峰[29-30],該組分熒光特性主要體現為類富里酸物質;組分C2是以類酪氨酸為主的類蛋白物質,該組分(240nm?260nm/370nm)具有1個發射波長,對應2個激發波長,主峰240nm/370nm對應傳統C峰(220~225nm/340~380nm)發現一定紅移,主要為類酪氨酸熒光峰[31],次峰260nm/370nm為紫外區類富里酸熒光峰;組分C3為類富里酸物質,該組分(225nm?260nm、320nm/425nm)具有3個峰,峰(225nm/425nm)相對傳統B峰發現一定藍移,峰260nm/425nm對應為紫外區類富里酸熒光A峰區域內,峰320nm/ 425nm位于傳統的D峰(310~360nm/370~450nm)區域,為可見區類富里酸熒光峰[32].

中營養底泥組分離出3種熒光組分(圖2),組分C1(230nm/290nm、360nm)、C2(245nm、260nm/ 370nm)與低營養底泥組分離出來的C1組分(230nm/ 290nm、360nm)、C2組分(240nm?260nm/370nm)大致相同,分別為類富里酸、類蛋白物質;組分C3(265nm、320nm/425nm)是以類富里酸為主的類腐殖酸組分,主峰265nm/425nm對應為紫外區類富里酸熒光,次峰320nm/425nm對應為可見區類富里酸熒光.

高營養底泥組分離出3種熒光組分(圖2),組分C1(240nm/370nm)只有一個熒光峰,對應為紫外區類富里酸熒光;組分C2(225nm/295nm)對應傳統C峰區域且發射波長發生紅移;組分C3(265nm、320nm/430nm)與中營養底泥組分離出來的的C3組分(265nm、320nm/425nm)大致相同.

表6 DOM的主要熒光物質及其相應位置 Table 6 The main fluorescent substances and these positions in DOM

圖2 不同處理組底泥HA的熒光光譜 Fig.2 Fluorescence spectra of sediment humic acid in different treatment groups

狐尾藻在3種營養底泥條件下腐解分離得到的熒光物質主要為類富里酸和類蛋白質,類蛋白質包括類酪氨酸和類色氨酸物質,本實驗中得到的類蛋白熒光峰主要反映的是生物降解來源的類酪氨酸物質,代表與微生物降解產生的芳香性蛋白類結構有關的熒光基團[33];出現類富里酸熒光峰說明樣品中含有較多的羰基和羧基結構[34].

利用平行因子分析法所得熒光組分在不同營養底泥?不同腐解時間的濃度得分值max進行制圖,max表示各類熒光峰的熒光強度或各樣品中各組分的含量.由圖3可知,低營養底泥處理組的max值與腐解時間成正比,呈增長趨勢(<0.05),中營養?高營養底泥處理組的max值整體均呈先升高后下降的趨勢,也許是因為在該試驗條件下,高營養底泥中的微生物可以提高有機質的分解速率,此分析結果與圖1結論相同;在整個腐解過程中,組分C3含量最低,低營養?中營養底泥樣品組分C1占據主導地位,與低?中營養底泥組相比,高營養底泥樣品組分C2,即類蛋白熒光峰強度較高,這可能是由于高營養底泥提取的HA樣品分子結構上帶有更多的芳環氨基酸[43].

2.5 狐尾藻腐解過程中底泥HA的紅外光譜特性

對狐尾藻在低、中、高營養底泥中腐爛分解各階段產生的HA進行紅外光譜分析,結果見圖4~6.各類化合物紅外吸收波數范圍參見文獻[44].

本實驗中HA吸收峰主要出現在:510~400(C—N—C胺類),550~465(C—C=O羧酸),740~720(—(CH2)n—烷烴類),1055~915(P—O—C有機磷類),1390~1360 (SO2Cl磺酰氯),1650~1600(芳香基上的C=C伸縮振動),3520~3320cm-1(—NH2芳香胺?伯胺和酰胺).

從圖4~6可知,低、中、高營養底泥不同時間提取的HA紅外光譜相似,表明不同腐解條件不同時間提取的HA含有相似的官能團,但仔細觀察各個HA紅外光譜,就會發現各樣品的特征峰吸收強度存在較明顯的差異.狐尾藻在低、中營養底泥中腐解第60d,在1637cm-1出現了芳香基的C=C伸縮振動,而高營養底泥處理組第40d在1637cm-1就出現了芳香基的C=C伸縮振動,表明狐尾藻腐爛底泥提取的HA含有較多的芳香性物質,高營養底泥可以促進狐尾藻腐解釋放芳香性物質;狐尾藻在高營養底泥中腐解第120d,在1032cm-1特征峰處與低、中營養底泥組相比較,吸收強度明顯增大,表明狐尾藻在高營養底泥條件下腐解提取的HA含有較多的有機磷.王菊花[45]對不同微生物土壤腐殖質中的HA進行紅外表征也發現不同處理的紅外波形基本一致,表明不同微生物土壤中的HA有著相似的結構C架.

2.6 狐尾藻在不同營養底泥腐解過程中HA各指標相關性分析

采用相關性分析對狐尾藻在不同營養底泥腐解過程中得到的HA紫外參數?熒光參數進行相關系數計算,可以客觀揭示底泥營養水平與各個參數之間的聯系.各指標之間的相關性分析顯示(表6),在低營養底泥各紫外參數之間,SUVA260、E4/E6、Δlg兩兩均呈極顯著相關(<0.01),而與中、高營養底泥紫外參數均未呈現顯著相關性,同樣的,中、高營養底泥SUVA260、E4/E6、Δlg兩兩均達到極顯著相關(<0.01),而與其余處理組底泥紫外參數無相關性,上述現象表明狐尾藻在相同營養底泥條件下腐解,SUVA260與E4/E6、Δlg密切相關;不同營養底泥對狐尾藻腐解產生HA的疏水性、芳化度以及分子復雜性具有較大影響.從表5還可發現,低營養底泥中的類富里酸組分(L-C1、L-C3)與中、高營養底泥中的類富里酸組分(M-C1、M-C3、H-C1、H-C3)達極顯著相關(<0.01),低營養底泥中的類蛋白組分(L-C2)與中、高營養底泥中的類蛋白組分(M-C2、H-C2、H-C3)達極顯著相關(<0.01),低營養底泥中的類蛋白組分(L-C2)與類富里酸組分(L-C1、L-C3)呈顯著相關(<0.05),中、高營養底泥中的類蛋白組分(M-C2、H-C2)與類富里酸組分(M-C1、M-C3、H-C1、H-C3)均呈顯著相關(<0.05),表明在該試驗條件下,不管是相同營養底泥,還是不同營養底泥的類富里酸組分和類蛋白組分在不同腐解條件下都具有相似的組分特征[46].

表6 不同指標之間的相關性分析 Table 6 Results from correlation analysis of the different parameters

注:**代表<0.01,*代表<0.05,L代表低營養,M代表中營養,H代表高營養.

3 結論

3.1 不同營養底泥對狐尾藻腐解釋放DOC、DTN、DTP的影響不同,在試驗條件下,底泥營養水平的提高可以促進狐尾藻腐解過程中DOC、DTN、DTP的釋放.低營養底泥處理組的HA含量呈增長趨勢,低?中營養底泥處理組整體呈先增后減的趨勢,說明高營養底泥可以促進狐尾藻腐解釋放腐殖質.

3.2 SUVA260、E4/E6、Δlg紫外參數表明,隨著狐尾藻腐解的進行,底泥營養程度與HA疏水性強弱、分子的復雜性及分子量大小呈正相關.

3.3 低、中、高營養底泥HA中三維熒光光譜都可分解為3種熒光組分,1種類蛋白質組分C2和2種類富里酸組分C1、C3,且類富里酸組分與類蛋白質組分在不同腐解條件下具有相似的組分特征;低營養底泥處理組的max值隨著腐解時間的增加呈增長趨勢,中、高營養底泥處理組的max值呈先升高后下降的趨勢;在整個腐解過程中,組分C3含量最低,低、中營養底泥樣品組分C1占據主導地位,與低、中營養底泥組相比,高營養底泥樣品組分C2含量較高.

3.4 低、中、高營養底泥不同時間提取的HA紅外圖譜較為相似,表明不同腐解條件不同時間提取的HA含有相似的官能團.高營養底泥可以促進狐尾藻腐解釋放芳香性物質,狐尾藻腐爛底泥提取的HA含有較多的芳香性物質和有機磷.

[1] 樊恒亮,謝麗強,宋曉梅,等.沉水植物對水體營養的響應及氮磷積累特征[J]. 環境科學與技術, 2017,40(3):42-48. Fan H L, Xie L Q, Song X M, et al. Response of submerged plants to water nutrition and accumulation of nitrogen and phosphorus [J]. Environmental science and technology, 2017,40(3):42-48.

[2] 楊鳳娟,蔣任飛,饒偉民,等.沉水植物在富營養化淺水湖泊修復中的生態機理[J]. 安徽農業科學, 2016,44(26):58-61. Yang F J, Jiang R F, Rao W M, et al. Ecological mechanism of submerged plants in the restoration of eutrophicated shallow lakes [J]. Anhui agricultural science, 2016,44(26):58-61.

[3] 宋玉芝,楊美玖,秦伯強.苦草對富營養化水體中氮磷營養鹽的生理響應[J]. 環境科學, 2011,32(9):2569-2575. Song Y Z, Yang M J, Qin B Q, et al. Physiological response ofto nitrogen and phosphorus contents in eutrophic waterbody [J]. Environmental Science, 2011,32(9):2569-2575.

[4] Hautier Y, Hector A. Competition for light causes plant biodiversity loss after eutrophication [J]. Science, 2009,324(5927):636-8.

[5] 張金路,段登選,王志忠.東平湖菹草大面積衰亡的危害及防治對策[J]. 環境研究與監測, 2009,(2):31-33. Zhang J L, Duan D X, Wang Z Z. Harms of large area decline ofand its control measures in Dongping lake [J]. Environmental research and monitoring, 2009,(2):31-33.

[6] Powell H K J, Fenton E. Size fractionation of humic substances: Effect on protonation and metal binding properties [J]. Analytica Chimica Acta, 1996,334(1/2):27-38.

[7] Koivula N, H?nninen K. Concentrations of monosaccharides in humic substances in the early stages of humification [J]. Chemosphere, 2001, 44(2):271-9.

[8] Geraldes P, Pascoal C, Cássio F. Effects of increased temperature and aquatic fungal diversity on litter decomposition [J]. Fungal Ecology, 2012,5(6):734-740.

[9] Polechońska L, Samecka-Cymerman A. The effect of environmental contamination on the decomposition of European frog-bit (Hydrocharis morsus-ranae, L.) in natural conditions [J]. Aquatic Botany, 2015,127(1):35-43.

[10] 武海濤,呂憲國,楊 青,等.三江平原典型濕地枯落物早期分解過程及影響因素[J]. 生態學報, 2007,27(10):4027-4035. Wu H T, Lv X G, Yang Q, et al. The early decomposition process and influencing factors of typical wetland litters in Sanjiang plain [J]. Acta Ecologica Sinica, 2007,27(10):4027-4035.

[11] Cornut J, Clivot H, Chauvet E, et al. Effect of acidification on leaf litter decomposition in benthic and hyporheic zones of woodland streams [J]. Water Research, 2012,46(19):6430-44.

[12] Asaeda T, Le H N, Hietz P, et al. Seasonal fluctuations in live and dead biomass of Phragmites australis, as described by a growth and decomposition model: implications of duration of aerobic conditions for litter mineralization and sedimentation [J]. Aquatic Botany, 2002,73(3):223-239.

[13] Debusk W F, Reddy K R. Litter Decomposition and Nutrient Dynamics in a Phosphorus Enriched Everglades Marsh [J]. Biogeochemistry, 2005,75(2):217-240.

[14] Eli?ka R, Kate?ina H. Wetland plant decomposition under different nutrient conditions: what is more important, litter quality or site quality [J]. Biogeochemistry, 2006,80(3):245-262.

[15] 金相燦,屠清瑛.湖泊富營養化調查規范[M]. 2版.北京:中國環境科學出版社, 1990:213-215. Jin X C, Tu Q Y. Criteria for investigation of lake eutrophication [M]. Version 2. Beijing: China environmental science press, 1990:213-215.

[16] Swift R S, Sparks D L, Page A L, et al. Organic matter characterization. [J]. Methods of soil analysis. Part 3 - chemical methods. 1996.

[17] 蘇冬雪,王文杰,邱 嶺,等.落葉松林土壤可溶性碳、氮和官能團特征的時空變化及與土壤理化性質的關系[J]. 生態學報, 2012, 32(21):6705-6714. Su D X, Wang W J, Qiu L, et al. Temporal and spatial variations of soil soluble carbon, nitrogen and functional groups in deciduous pine forests and their relationship with soil physical and chemical properties [J]. Acta ecologica Sinica, 2012,32(21):6705-6714.

[18] Cox L, Celis R, Hermosín M C, et al. Effect of organic amendments on herbicide sorption as related to the nature of the dissolved organic matter. [J]. Environmental Science & Technology, 2000,34(21):4600-4605.

[19] 代靜玉,秦淑平,周江敏,等.水杉凋落物分解過程中溶解性有機質的分組組成變化[J]. 生態環境學報, 2004,13(2):207-210. Dai J Y, Qin S P, Zhou J M, et al. Grouping and composition of dissolved organic matter during decomposition of metasequoia litters [J]. Journal of Ecological Environment, 2004,13(2):207-210.

[20] 張 帥,崔心紅,朱 義,等.稻殼基生物炭對不同營養底泥理化性質、上覆水和植物生長的影響[J]. 江蘇農業科學, 2017,45(22):308-313. Zhang S, Cui X H, Zhu Y, et al. Effects of rice husk-based biochar on physicochemical properties, overlying water and plant growth of different nutrient sediments [J]. Jiangsu Agricultural Science, 2017,45(22): 308-313.

[21] Jaffrain J, Gérard F, Meyer M, et al. Assessing the Quality of Dissolved Organic Matter in Forest Soils Using Ultraviolet Absorption Spectrophotometry [J]. Soil Science Society of America Journal, 2007,71(6):1851-1858.

[22] 文啟孝.土壤有機質研究法[M]. 北京:農業出版社, 1954:136-145. Wen Q X. Soil organic matter method [M]. Beijing: Agricultural press, 1954:136-145.

[23] 王旭東,張一平,呂家瓏,等.不同施肥條件對土壤有機質及胡敏酸特性的影響[J]. 中國農業科學, 2000,33(2):75-81. Wang X D, Zhang Y P, Lv J L, et al. Effects of different fertilization conditions on soil organic matter and humic acid characteristics [J]. Chinese Agricultural Science, 2000,33(2):75-81.

[24] 張福鎖.土壤與植物營養研究新動態,第三卷[M]. 北京:農業出版社, 1995:138. Zhang F S. New developments in soil and plant nutrition, The third volume [M]. Beijing: Agricultural press, 1995:138.

[25] 胡承彪,韋立秀,韋原連,等.不同林型人工林土壤微生物區系及生化活性研究[J]. 微生物學雜志, 1990,(z1):14-20. Hu C B, Wei L X, Wei Y L, et al. Study on soil microflora and biochemical activities in different plantation types [J]. Journal of Microbiology, 1990,(z1):14-20.

[26] 來航線,程麗娟,王中科.幾種微生物對土壤腐殖質形成的作用[J]. 西北農林科技大學學報(自然科學版), 1997,(6):79-82. Iai H X, Cheng L J, Wang Z K. Effects of several microorganisms on soil humus formation [J]. Journal of Northwest Agricultural and Forestry University (Science edition), 1997,(6):79-82.

[27] 麥克拉倫, A.D.土壤生物化學[M]. 北京:農業出版社, 1984:607. McClaren, A.D. Soil biochemistry [M]. Beijing: Agricultural press, 1984:607.

[28] Wu F, Midorikawa T, Tanoue E. Fluorescence properties of organic ligands for copper(II) in Lake Biwa and its rivers [J]. Geochemical Journal, 2001,35(1):152-153.

[29] 汪玲玲.三維熒光光譜技術在溶解性有機物研究中的應用[J]. 環境科學與管理, 2015,40(1):153-155. Wang L L. Application of three-dimensional fluorescence spectroscopy in the study of dissolved organic compounds [J]. Environmental science and management, 2015,40(1):153-155.

[30] Bridgeman J, Bieroza M, Baker A. The application of fluorescence spectroscopy to organic matter characterisation in drinking water treatment [J]. Reviews in Environmental Science & Bio/technology, 2011,10(3):277-290.

[31] 虞敏達,何小松,檀文炳,等.城市納污河流有色溶解有機物時空演變特征[J]. 中國環境科學, 2016,36(1):133-142. Yu M D, He X S, Tan W B, et al. Spatial and temporal evolution characteristics of colored dissolved organic matter in polluted urban rivers [J]. China Environmental Science, 2016,36(1):133-142.

[32] Baker A. Fluorescence properties of some farm wastes: implications for water quality monitoring [J]. Water Research, 2002,36(1):189-195.

[33] 柏林森,李向東,張 彥.微山湖(下級湖)中溶解性有機質(DOM)的降解實驗研究[J]. 科學技術與工程, 2015,15(5):162-169. Bai L S, Li X D, Zhang Y. Experimental study on degradation of dissolved organic matter (DOM) in weishan lake (subordinate lake) [J]. Science, Technology and Engineering, 2015,15(5):162-169.

[34] 黎 燁,周聰聰,戴零星,等.滇池流域土壤活性腐殖質及其主要組分的紫外-可見與三維熒光光學特性[J]. 環境科學學報, 2017,37(3): 1098-1106. Li Y, Zhou C C, Dai L X, et al. Ultraviolet-visible and three- dimensional fluorescence optical properties of soil active humus and its main components in Dianchi lake basin [J]. Journal of Environmental Science, 2017,37(3): 1098-1106.

[35] Leenheer J A, Croué J P. Peer Reviewed: Characterizing Aquatic Dissolved Organic Matter [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(1):18A-26A.

[36] Murphy K R, Ruiz G M, Dunsmuir W T, et al. Optimized parameters for fluorescence-based verification of ballast water exchange by ships. [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(7):2357-2362.

[37] 馮偉瑩,朱元榮,吳豐昌,等.太湖水體溶解性有機質熒光特征及其來源解析[J]. 環境科學學報, 2016,36(2):475-482. Feng W Y, Zhu Y R, Wu F C, et al. Fluorescence characteristics and source analysis of dissolved organic matter in Taihu lake [J]. Journal of Environmental Science, 2016,36(2):475-482.

[38] 黃昌春,李云梅,王 橋,等.基于三維熒光和平行因子分析法的太湖水體CDOM組分光學特征[J]. 湖泊科學, 2010,22(3):375-382. Huang C C, Li Y M, Wang Q, et al. Optical characteristics of CDOM components in taihu lake based on three-dimensional fluorescence and parallel factor analysis [J]. Lake Science, 2010,22(3):375-382.

[39] 郭衛東,黃建平,洪華生,等.河口區溶解有機物三維熒光光譜的平行因子分析及其示蹤特性[J]. 環境科學, 2010,31(6):1419-1427.Guo W D, Huang J P, Hong H S, et al. Parallel factor analysis and tracer characteristics of three dimensional fluorescence spectra of dissolved organic compounds in the estuary area [J]. Environmental Science, 2010,31(6):1419-1427.

[40] Coble P G. Characterization of marine and terrestrial DOM in seawater using excitation-emission matrix spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 1996,51(4):325-346.

[41] 宋曉娜,于 濤,張 遠,等.利用三維熒光技術分析太湖水體溶解性有機質的分布特征及來源[J]. 環境科學學報, 2010,30(11):2321-2331. Song X N, Yu T, Zhang Y, et al. The distribution and source of dissolved organic matter in taihu lake were analyzed by three dimensional fluorescence technique [J]. Journal of Environmental Science, 2010, 30(11):2321-2331.

[42] Yamashita Y, Jaffé R. Characterizing the Interactions between Trace Metals and Dissolved Organic Matter Using Excitation?Emission Matrix and Parallel Factor Analysis [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(19):7374-9.

[43] 趙 偉,席北斗,魏自民,等.不同原料堆肥胡敏酸的熒光特性[J]. 環境科學研究, 2011,24(9):1042-1046.Zhao W, Xi B D, Wei Z M, et al. Fluorescence characteristics of humic acid in different compost materials [J]. Environmental Science Research, 2011,24(9):1042-1046.

[44] 張正行.有機光譜分析(精) [M]. 北京:人民衛生出版社, 2009:555.Zhang Z X. Organic spectral analysis (fine) [M]. Beijing: People's medical publishing house, 2009:555.

[45] 王菊花.微生物對土壤腐殖質形成及結構的影響研究[D]. 長春:吉林農業大學, 2007. Wang J H. Effects of microorganisms on the formation and structure of soil humus [D]. Changchun: Jilin agricultural university, 2007.

[46] 姚 佳,楊 飛,張毅敏,等.黑藻葉、莖腐解釋放溶解性有機物的特性[J]. 中國環境科學, 2017,37(11):4294-4303.Yao J, Yang F, Zhang Y M, et al. Research on the dissolved organic matter ofs leaf and stem decomposition [J]. China Environmental Science, 2017,37(11):4294-4303.

Changes of humic acid in the process of decomposition of.

BA Cui-cui1,2, ZHANG Yi-min2*, YANG Fei2, KONG Ming2, ZHANG Zhi-wei1,2, TANG Zhi-kai1,2, GU Shi-yun1,2

School of Environmental and Safety Engineering, Changzhou University, Changzhou 213164, China；2.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China)., 2019,39(3)：1226~1236

Humic acid (HA) of submerged plantwas studied by parallel factor analysis method, combined with UV absorption spectroscopy, three-dimensional fluorescence spectroscopy and Fourier transform infrared spectroscopy. The change of HA in low, medium and high nutrient sediments revealed the mechanism of the effects of different nutrient sediments on the decomposing of submerged plants. The results showed that the higher was the nutrient level of the sediment, the faster was the decomposing of the foxtail algae (<0.05), releasing more dissolved organic carbon (DOC), dissolved total nitrogrn (DTN), dissolved total phosphorus (DTP) and humus; The degree of nutrient of the sediment was positively correlated with the hydrophobicity, molecular complexity of and the molecular weight (<0.05); HA of different nutrient sediments were identified by fluorescence containing one kind of protein component C2 and two kinds of fulvic acid components C1, C3, while fulvic acid-like components and protein-like components had similar component characteristics under different decomposition conditions; HA extracted from different nutrient sediments analyzed by infrared spectra was similar at different times, indicating that HA extracted at different decomposition conditions and times contains similar functional groups, and the extracted HA from the foxtail algae rot high nutrient sediment group contained more aromatic substances and organic phosphorus. The higher was the nutrient level of the sediment, the more beneficial was to the enrichment and sedimentation of phosphorus. The chemical structure of humic acid components in the decomposition ofby spectral analysis was systematically analyzed. The results can provide a theoretical reference for the ecological management and restoration of lake water environment, and for in-depth understanding of the influence mechanism of different nutrient sediments on the decomposing of submerged plants.

parallel factor analysis；three-dimensional fluorescence spectroscopy；infrared spectroscopy；sediments；decomposition；humic acid

X171

A

1000-6923(2019)03-1226-11

巴翠翠(1994-),安徽六安人,常州大學碩士研究生,主要研究方向為水體污染與生態修復.

2018-08-07

國家重大水體污染治理專項(2017ZX07202006);江蘇省太湖水環境綜合治理科研課題(TH2016402);中央級公益性科研院所基本科研業務專項(GYZX170104)

*責任作者, 研究員, zym7127@163.com