不同功能型沉水植物對溶解氧影響及環境效應

李華歆 殷春雨 楊國梁 蔡 穎 黃曉龍 李寬意 關保華

(1.中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室, 南京 210008; 2.中國科學院大學, 北京 100049;3.上海建橋學院有限責任公司, 上海 201306; 4.江蘇省環境工程技術有限公司, 南京 210019)

隨著富營養化加劇, 沉水植物大量喪失, 藻類水華頻發, 水體呼吸作用增強, 全球淡水湖泊的溶解氧(Dissolved oxygen, DO)呈現明顯下降趨勢[1,2]。自1960年以來, 將近400個溫帶淡水湖泊表層水和底層水溶解氧濃度分別下降了0.45和0.42 mg/L,下降率達5.5%和18.6%, 遠遠超過海洋2%的下降速率[1,3]。此外, 全球變暖使水溫升高, 溶解氧飽和度下降, 同時也促進了藻類在表層水中的生長, 大量沉降的藻類殘體更加劇了底層水的缺氧狀態[4]。溶解氧下降會導致沉積物中氮、磷等營養元素的釋放通量增加, 加重湖泊富營養化[5], 促進甲烷和氧化亞氮等溫室氣體的排放[6]; 缺氧還會引起好氧/厭氧微生物的群落格局發生逆轉, 導致魚類和無脊椎動物大量死亡, 湖泊生物多樣性喪失[2]。

恢復沉水植被能夠緩解湖泊溶解氧下降的趨勢[7]。沉水植物是淺水湖泊沿岸帶重要的生境塑造者與功能維持者, 是湖泊從濁水態向清水態轉變并維持的關鍵[8,9]。向湖泊釋放氧氣是沉水植物的重要功能之一[10]。然而, 由于沉水植物生長形態差異對功能的影響遠大于物種多樣性, 因此研究功能性狀與溶解氧濃度提升之間的關系, 有利于沉水植物群落的構建和管理[11,12]。以往的研究雖然關注了沉水植物功能性狀與氮、磷營養鹽之間的關系[13—16],但尚未關注功能性狀與水體溶解氧的關系。

沉水植物是在水下進行光合作用的[17], 產生的氧氣一部分通過植冠釋放進入水柱, 一部分通過根系分泌到沉積物中[7,18,19], 植冠和根系的功能性狀差異將會影響釋放到水柱和沉積物的氧氣量和溶解氧的作用范圍。底層型沉水植物[20]生物量多貼近沉積物附近, 一般具有相對較多的根; 冠層型沉水植物生物量多集中在水面附近, 植冠大, 一般根較少[21]。本文假設: 底層型沉水植物在沉積物-水界面釋放氧氣, 提高沉積物溶解氧濃度, 對沉積物理化性質影響較大; 冠層型沉水植物在水柱上層釋放氧氣, 提高水柱中溶解氧濃度, 對水柱水質影響較大。為驗證以上假設, 本研究分別以刺苦草(Vallisneria spinulosaYan)代表底層型沉水植物, 以穗花狐尾藻(Myriophyllum spicatumL.)代表具根的冠層型沉水植物, 以黑藻[Hydrilla verticillata(L.f.)Royle]代表少根的沉水植物, 在相同的生長條件下,測定功能性狀差異, 以及水體和沉積物理化性質的變化, 以期深入理解不同功能性狀的沉水植物對溶解氧的影響及其環境效應, 為改善富營養化湖泊溶解氧下降問題中沉水植物的群落功能性狀配置提供精準指導。

1 材料與方法

1.1 實驗設置

實驗在中國科學院南京地理與湖泊研究所太湖湖泊生態系統野外觀測站東山分站(120°25′17.23″E,31°2′0.75″N)完成, 實驗從2021年8月16日開始, 在2021年10月13日結束。實驗用沉水植物來自于該站周邊池塘。選取帶有根系的單株(去掉克隆植株或分枝)刺苦草、黑藻和穗花狐尾藻, 在具有底泥的圓形桶內預培養1周左右。在實驗開始時, 從預培養桶內挑選健壯且株高一致的刺苦草[株高(35.10±4.10) cm; 單株鮮重(8.26±0.36) g; 葉片數10.50±1.60;根冠比為0.13]、黑藻[株高(25.60±5.70) cm; 單株鮮重(1.53±0.27) g; 分枝數4.30±1.80; 無根]和穗花狐尾藻[株高(47.50±7.00) cm; 單株鮮重(3.36±0.29) g;無分枝; 根冠比為0.04]進行種植。

實驗在東山站戶外水泥池中進行, 水泥池長100 m, 寬50 m。水泥池僅作為擺放實驗桶的場所并起到一定的降溫作用, 其水位維持在50 cm左右,不超過實驗桶, 不影響實驗結果[22]。在水泥池中心位置(避免水泥池壁遮擋陽光)放入16個大塑料桶,容積為300 L (高84 cm, 上直徑74 cm, 下直徑60 cm),分兩排間隔20 cm放置。抽取周邊池塘的水, 經超濾網(80目)過濾后盛入大塑料桶中, 水深保持74 cm,當蒸發導致水位下降時, 補充抽濾后的水。實驗用水總氮和總磷的初始值分別為(0.45±0.04) mg/L和(14.51±0.60) μg/L。實驗共4個組, 每組4個重復, 分別為空白對照組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組。為了取樣方便, 在大桶中不鋪設底泥, 但在每個大桶中分別放置2個塑料小桶(高38 cm, 上直徑30 cm, 下直徑27 cm, 體積20 L)。實驗開始時(2021年8月16日), 采集周邊池塘的底泥, 晾曬3d, 加水過篩混勻后鋪設10 cm到小塑料桶底部。底泥初始TC含量為(9.44±0.06) mg/g, TN (1.13±0.01) mg/g, TP (0.46±0.01) mg/g, 鋁Al(54.97±0.31) mg/g, 鐵Fe(30.56±0.35) mg/g, 鈣Ca(6.95±0.05) mg/g, 錳Mn(0.54±0.01) mg/g, 鋅Zn(0.06±0.00) mg/g。每個小桶種植3株植物, 呈三角形均分小桶空間, 植物下部插入底泥。

1.2 實驗方法

實驗室測量水中的TN、TP和葉綠素a(Chl.a)濃度。TN經堿性過硫酸鉀法測定, TP經鉬酸銨法測定, Chl.a運用多段分光光度法測定。選取3個連續晴天(2021年9月3日—9月5日, 水溫在28—33℃),使用YSI在凌晨5:00(日出時間5:30左右)至傍晚19:00(日落時間18:30左右)每隔2h測量水中溶解氧、電導率、溫度和pH。測量時將YSI (Pro Plus)探頭放入水面以下25—30 cm的位置, 穩定1—2min后記錄數據。測量溶解氧時, 刺苦草、黑藻和穗花狐尾藻平均生物量(鮮重)分別為680.48、555.25和194.16 g/m2。

在實驗結束時, 選擇晴天, 在13:00(植物光合作用達到最強時)左右測量沉積物溶解氧。將便攜式溶氧儀(JPB-607A型, 上海儀電科學儀器股份有限公司)的探針從植物根際插入沉積物, 從沉積物表層0 cm開始, 每隔2 cm做一次記錄。利用帶刻度水槍抽取表層沉積物(0—2 cm), 裝入50 mL離心管,以4000 r/min轉速, 離心20 min, 將上清液經過0.45 μm玻璃纖維膜過濾[23]后獲得沉積物間隙水, 用于測量間隙水溶解性總磷(TDP)濃度。另取一部分沉積物冷凍干燥后磨碎, 測定TN、TP和TC及與磷的沉積關系密切多價態金屬元素[24]的含量。TN和TC含量通過元素分析儀(Euro Vector-EA3000, 意大利)測定, TP和金屬元素含量通過電感耦合等離子體發射光譜儀(Leeman-Prodigy, 美國)測定。

收獲植物, 自來水沖洗干凈之后, 用慢性濾紙吸取植物表面水分, 測量其株高、根長和生物量(鮮重, 烘干后測干重)等形態指標。 為避免重疊,將植株葉片和根系展開, 利用掃描儀(EPSON Expresslon 12000XL-J331B, 日本精工愛普生株式會社)掃描葉片和根, 利用專業軟件WinRHIZO統計植株總葉面積和總根長。使用表1中的公式計算比葉面積、比根長、相對生長速率、根冠比和葉面積指數等指標。

1.3 統計分析

各組間實驗結束時水中TN、TP、Chl.a、間隙水TDP和植物各指標, 以及沉積物TN、TP、TC和總Fe均用單因素方差(One-way-ANOVA)分析, 各處理差異性比較用LSD法。1d內不同時段水中溶解氧和不同深度沉積物溶解氧數據利用一般線性模型進行重復測量方差分析(Repeated Measurement ANOVAs)。以上統計分析均使用SPSS.26軟件進行處理。在方差分析前, 數據均通過正態分布和方差齊性檢驗。顯著性水平為P＜0.05。

2 結果

2.1 植物功能性狀差異

植物葉和根特征黑藻的比葉面積(圖1A)顯著大于刺苦草和穗花狐尾藻(P＜0.05), 刺苦草也顯著大于穗花狐尾藻(P＜0.05)。黑藻葉面積指數(圖1B)最高, 刺苦草略低, 二者均顯著大于穗花狐尾藻(P＜0.05)。黑藻根極少, 無法計算根相關的指標。刺苦草比根長高于穗花狐尾藻但無顯著差異(圖1C;P＞0.05), 但單株總根長顯著高于穗花狐尾藻(圖1D;P＜0.05)。

圖1 三種植物在收獲時的比葉面積(A)、葉面積指數(B)、比根長(C)和單株總根長(D)Fig.1 Specific leaf area (A), leaf area index (B), specific root length (C) and total root length per individual (D) of the three plants at harvest

植物生長差異三種沉水植物株高之間存在顯著差異(圖2A;P＜0.01), 穗花狐尾藻＞黑藻＞刺苦草。刺苦草根冠比顯著大于穗花狐尾藻(圖2B;P＜0.05)。初始種植生物量最低的黑藻, 在最終收獲時反而凈增長最多, 最終的總生物量最高, 刺苦草次之, 穗花狐尾藻的凈增長量和總生物量都最低(圖2C)。黑藻的相對生長速率(RGR)最高, 顯著高于刺苦草和穗花狐尾藻(P＜0.05); 穗花狐尾藻相對生長速率也顯著高于刺苦草(圖2D;P＜0.05)。

圖2 三種植物的株高(A)、根冠比(B)、生物量(C)、和RGR(D, 相對生長速率)Fig.2 Plant height (A), root shoot ratio (B), biomass (C) and relative growth rate (RGR) (D) of the three plants

2.2 不同功能型沉水植物對水柱和沉積物溶解氧的影響

種植3種植物和無植物的對照組, 水中溶解氧濃度均在日出后逐漸增加, 日落時達到高峰, 此后再下降(圖3A), 但種植沉水植物的實驗組水中溶解氧濃度均顯著高于空白對照組(P＜0.05)。其中, 黑藻處理組溶解氧濃度顯著高于其他兩種植物組(P＜0.05)。穗花狐尾藻組水中溶解氧濃度也顯著高于底層型沉水植物刺苦草組(P＜0.05)。圖3A左上角顯示了水柱中電導率和pH在1d中的變化趨勢, 從中可以看出, 種植黑藻的水體中pH較高, 而電導率則明顯低于其他處理組。

圖3 各組水柱(A)和沉積物(B)中溶解氧濃度Fig.3 Dissolved oxygen in water column (A) and sediment (B) of each treatment

在實驗結束時測量植物根際的沉積物溶解氧濃度, 穗花狐尾藻組、黑藻組和空白對照組沉積物溶解氧濃度隨深度發生極小的變化, 兩種冠層型植物組沉積物溶解氧濃度甚至在2 cm以上深度還略低于對照組(圖3B)。刺苦草組沉積物中溶解氧濃度在6 cm深度之前顯著大于冠層型植物組和對照組(P＜0.05), 但溶解氧濃度隨沉積物深度增加逐漸下降, 到6 cm深度后與其他組相同。

2.3 水和沉積物變化

水質理化指標各組別初始水柱TP含量一致(圖4A), 實驗結束時與初始相比, 空白組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組分別降低20.30%、30.46%、50.76%和77.83%。在實驗結束時, 植物組水柱中TP濃度均低于對照組; 其中, 穗花狐尾藻組顯著低于刺苦草組和空白組(P＜0.05), 而黑藻組低于刺苦草組但差異 不顯著(P＞0.05), 刺苦草組與對照組無顯著性差異(P＞0.05)。水柱TN含量在實驗開始時均為0.45 mg/L(圖4B), 實驗結束時與初始相比空白組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組分別降低1.56%、5.56%、7.84%和9.18%, 但各處理組之間沒有顯著性差異(圖4B;P＞0.05)。在實驗開始時水中大部分藻類被過濾掉, 因此水柱Chl.a僅為0.66 μg/L, 實驗結束時與初始相比空白組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組分別上升了109.07%、65.41%、84.40%和49.74%, 各處理之間也沒有顯著性差異(圖4C;P＞0.05)。

圖4 各組水柱總磷(TP)(A)、總氮(TN)(B)和水柱葉綠素a(Chl.a) (C)初始與實驗結束對比柱狀圖Fig.4 Histograms of initial vs end-of-experiment comparison of water column TP (A), TN (B) and water column Chl.a (C) for each treatment group

沉積物理化指標在實驗結束時, 刺苦草組間隙水TDP濃度最低(圖5A), 穗花狐尾藻組最高,空白組高于黑藻組, 但各處理組之間沒有顯著差異(P＞0.05)。沉積物TP含量與初始相比, 空白組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組分別下降了3.60%、2.68%、5.10%和0.78% (圖5B), 但實驗結束時各處理組沒有顯著差異。沉積物TN含量與初始相比,空白組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組分別下降了10.17%、17.26%、10.46%和6.25% (圖5C),刺苦草組顯著低于穗花狐尾藻組(P＜0.05)。實驗結束沉積物TC含量與初始相比, 空白組和刺苦草組分別下降3.45%和5.33% (圖5D), 而黑藻組和穗花狐尾藻組反而分別上升了1.35%和4.12%。在實驗結束時, 空白組和刺苦草組顯著低于穗花狐尾藻組(P＜0.05)。沉積物總Fe含量實驗結束時與初始相比, 空白組、刺苦草組、黑藻組和穗花狐尾藻組分別上升了1.71%、10.74%、1.12%和0.77% (圖5E),實驗結束時刺苦草組顯著高于其他處理組(P＜0.01)。植物處理組其他金屬元素濃度略低于空白組(圖5F),各處理組之間沒有顯著差異(P＞0.05)。

圖5 間隙水總溶解磷(TDP)(A)、沉積物總磷(TP)(B)、總氮(TN)(C)、總碳(TC)(D)、總鐵(E)和其他金屬元素含量(F)Fig.5 Contents of interstice water TDP (A), sediment total phosphorus (B), total nitrogen (C), total carbon (D), total iron (E) and other metal elements (F)

3 討論

3.1 不同功能型沉水植物的增氧效應

沉水植物能夠顯著改善水質, 促進湖泊形成清水態[30]。這是一個復雜的過程, 包括促進營養物沉降、抑制營養物再懸浮等物理過程[31]; 也包括直接抑制浮游植物生長, 以及庇護浮游動物, 促進其牧食作用從而間接抑制浮游植物等的生物過程[32,33]。最直接也最顯著的是沉水植物在生長過程中通過生理活動和新陳代謝對水體產生的化學影響, 能顯著影響水體離子濃度、pH和電導率等表征參數, 也極大改變碳、氮、磷、鐵和錳等元素的地化循環過程[34]。然而, 這些化學過程, 甚至包括部分生物和物理過程, 都或多或少, 或直接或間接地受到沉水植物釋放到水體的溶解氧的影響[35]。沉水植被區水柱中溶解氧濃度的日夜差異可高達8 mg/L[36]。在本研究中, 種植沉水植物的水柱中溶解氧濃度均高于對照組, 在1d的不同時段內, 黑藻組比對照組高出2—4 mg/L。

水中溶解氧濃度水平受制于氧氣輸入、生態系統呼吸水平及水體的溶解氧飽和度[37,38]。在日照時間內, 沉水植物是持續向水體增氧的, 實驗系統的呼吸水平是相對固定的, 如果植物的釋氧量足夠, 理論上溶解氧應該會達到飽和狀態。在標準大氣壓下,純凈水溶解氧飽和度主要受溫度影響,溫度越高飽和度越低[39,40]。本實驗測量時間段內水溫在28—33℃,對應純凈水溶解氧飽和度在7.83—7.18 mg/L[39]。在1d的時間內, 空白組和底層型刺苦草組溶解氧濃度均低于飽和溶解氧濃度7.18 mg/L,說明空白組和刺苦草組水中溶解氧尚處于不飽和狀態。穗花狐尾藻組水中溶解氧濃度在下午17:00左右才接近飽和狀態。冠層型黑藻組在上午9點至下午5點溶解氧濃度均大于對應最大飽和溶解氧濃度7.83mg/L[39],出現超飽和現象。這可能跟黑藻植冠功能性狀(比葉面積和葉面積指數)遠超過刺苦草和穗花狐尾藻, 以及冠層貼近水面能夠充分利用光能進行光合作用有關。水中溶解氧濃度的垂直變化與沉水植物冠層位置有關[41],刺苦草株高顯著低于穗花狐尾藻和黑藻。此外, 黑藻組水體pH較高而電導率明顯偏低(圖4A)。這可能是黑藻強烈的光合作用消耗了大量的CO2和, 產生的與Ca2+離子結合形成了CaCO3, 導致水中離子濃度降低的緣故[34]。水中離子濃度降低也能促進黑藻組水中溶解氧飽和度提升[7,42]。

維管植物也會氧化它們的根圍。光合作用產生的氧氣通過通氣組織擴散到根部, 隨后擴散到表皮, 進入沉積物。因此, 根系相對發達的水生植物對沉積物的氧化作用比較強。此外, 貼地生長的葉片釋放的氧氣也能參與沉積物表層氧化[36]。在本研究中, 生物量集中在沉積物附近的刺苦草具有較高的比根長、根冠比和單株總根長, 能夠向沉積物輸送氧氣。但由于根長一般僅有2—10 cm, 輸送的氧氣進入沉積物的深度有限[36], 因此, 僅能在刺苦草根區6 cm以內的深度測出明顯較高的溶解氧濃度。穗花狐尾藻雖然也有不少根, 但其根區沉積物溶解氧濃度比對照還低, 推測其根系泌氧作用有限。黑藻幾乎無根, 對沉積物釋氧作用也極弱。黑藻和穗花狐尾藻都具有多而且細碎的葉片, 生長過程中會有更新[43]。在實驗結束時, 種植黑藻和穗花狐尾藻的沉積物表層總碳量增加, 很可能是衰亡的葉片堆積在沉積物表面, 反而引起了表層沉積物缺氧。

總而言之, 本實驗的結果顯示, 大量生物量貼近水面的冠層型沉水植物釋放到水柱中的氧氣比較多, 對水中增氧作用明顯, 但對沉積物增氧作用較小。而生物量貼近沉積物的底層型沉水植物對水中增氧作用較小, 但對沉積物增氧作用明顯。

3.2 不同功能型沉水植物增氧的環境效應

沉水植物的增氧具有重要的生物地球化學效應, 也能引起生態系統組分發生改變。水中的還原性金屬離子會被迅速氧化, 與無機磷結合后沉降,是水中磷濃度下降的一個重要原因[5,44]。但是, 水中金屬離子濃度通常較低[45], 而1 mol的DO能氧化4 mol 金屬離子(如Fe2+), 因此, 只需要很少的溶解氧就能夠將水中大部分的低價金屬離子氧化, 并與相應數量的磷結合沉淀; 當水中低價態金屬離子大部分被氧化后, 溶解氧濃度增加就不再跟磷濃度表現出相關關系。水中總磷濃度降低的另一個更重要的原因是沉水植物的吸收作用[46]。穗花狐尾藻葉片同化磷的能力高于苦草和黑藻[47], 能夠從水中吸收更多的磷用于自身生長, 這可能就是黑藻水中DO濃度最高, 但TP濃度依然高于穗花狐尾藻的原因。沉水植物的增氧還導致葉片周圍的硝化作用增強, 遠離葉片的部分則存在反硝化脫氮作用, 從而有效降低氨氮和總氮濃度[32]。增氧作用也能降低溫室氣體排放量, 每1 mol的DO能氧化0.30 mol NH4-N或0.60 mol CH4[8]。營養鹽濃度的降低抑制了藻類的生長, 因此Chl.a濃度也較低[48]。

沉水植物對沉積物的增氧作用影響更大, 因為沉積物中還原物質更多更復雜。鐵結合態磷(Fe-P)是沉積物中磷的重要組成部分, 在氧化環境下磷伴隨著鐵的沉淀進入沉積物中[44,49], 避免底層磷向上釋放[36]。與本研究結果一致, 底層型刺苦草根區沉積物DO濃度最高, 沉積物Fe含量最高(總鐵增加量是其他處理的6倍以上), 沉積物TP下降少。當然,根生型沉水植物主要靠根部從間隙水中吸收營養鹽[46], 這可能是間隙水TDP降低的原因。沉水植物增氧對沉積物有機碳和氮的影響也很大, 能促進有機質降解和脫氮作用[43,50,51]。能夠為沉積物增氧的刺苦草組沉積物中TN和TC都下降較多, 對沉積物沒有增氧作用的黑藻和穗花狐尾藻組TN下降較少, TC不降反增。然而, 各處理組差異并不顯著,其他金屬元素也沒有表現出明顯趨勢, 這可能還是因為種植密度比較低, 刺苦草的增氧作用相對于沉積物龐大的還原物質庫來說只是杯水車薪的緣故。

沉水植物的增氧作用不但能改變水柱和沉積物的理化性質, 也能引起生物群落發生變化。微生物群落響應最快, 物種多樣性和好氧菌群均會增加[52]。也能支持更多的水生動物進行呼吸作用[17,18]。此外, 在復雜的野外條件下, 高密度的沉水植物還能改變水體溫度、改變水流和消光等作用, 能夠放大或削弱沉水植物的增氧作用, 為水生生物創造多樣化的棲息環境, 有利于水生態系統多樣性提高。

4 結論

本文的實驗結果表明, 具有發達根系、生物量貼近沉積物的底層型沉水植物刺苦草對沉積物的增氧作用較強, 改變間隙水和沉積物中營養鹽濃度和金屬離子的含量; 植冠發達、生物量貼近水面生長的冠層型沉水植物黑藻對水柱增氧作用較強, 降低水中營養鹽濃度。冠層型沉水植物穗花狐尾藻雖然也有根, 但其跟黑藻一樣, 僅對水柱有增氧作用。因此, 在進行水體生態修復時, 考慮沉水植物功能型的差異, 釋放到水中和沉積物的氧氣位置和量不同, 建議對底層型沉水植物和冠層型沉水植物進行合理搭配, 打造立體增氧沉水植物群落, 使水柱上層到沉積物表層均能獲得足夠的氧氣, 整體提升水質, 有利于長期穩定維持湖泊的清水態, 也有利于提高水生態系統多樣性。