光照和黑暗條件下苦草(Vallisneria natans)和穗花狐尾藻(Myriophyllum spicatum)對銨態(tài)氮的吸收*

鐘愛文，曹 特，張 萌，倪樂意，謝 平

(1:中國科學院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術國家重點實驗室，武漢 430072)

(2:中國科學院大學，北京 100049)

(3:江西省環(huán)境保護科學研究院，南昌 330029)

湖泊富營養(yǎng)化是當今世界備受關注的熱點環(huán)境問題之一.沉水植物是淺水湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，能吸收水體中的氮、磷等營養(yǎng)元素，對維護湖泊生態(tài)系統(tǒng)功能、預防湖泊富營養(yǎng)化具有重要生態(tài)價值.湖泊濕地系統(tǒng)中水生植物對氮素的吸附、吸收及轉化直接影響氮元素的生物地化循環(huán)[1]，水生植物生長過程對周圍物理、化學和微生物環(huán)境條件的改變，也在很大程度上改變氮素的遷移和轉化.在受損淺水湖泊生態(tài)系統(tǒng)中恢復沉水植被可凈化水質，日益受到廣大學者的關注.利用沉水植物對湖泊、河流水體進行生態(tài)修復的研究和應用也逐漸增加[2].

湖泊營養(yǎng)水平是影響沉水植物生長與分布的重要因素[3-4]，湖泊中可供植物利用的氮和磷是限制大型植物初級生產(chǎn)的主要因子，但水體中高濃度的營養(yǎng)鹽也會引起沉水植物生理功能失衡、抑制其生長甚至導致衰退[5-7].最新研究表明，湖水中高濃度的氮與淺水湖泊中沉水植物退化密切相關[8]，高濃度銨態(tài)氮(NH4+-N)因對水生植物造成生理脅迫而備受關注[9-10].銨態(tài)氮是富營養(yǎng)水體中氮的主要賦存形態(tài)之一，通常認為高銨環(huán)境中銨態(tài)氮會優(yōu)先被沉水植物吸收利用[11].但不同植物對它的吸收、運輸、儲藏和同化存在很大差異，從而潛在地影響湖泊富營養(yǎng)化進程中沉水植物的競爭優(yōu)勢和植被更替過程.銨態(tài)氮在低濃度的時候能促進水生植物的生長，而當其濃度逐漸升高時，則會對植物產(chǎn)生抑制甚至毒害作用[12-13].銨態(tài)氮在其濃度較高時可能會導致植物出現(xiàn)銨中毒[14]，具體表現(xiàn)為葉片的黃化現(xiàn)象、生長受到抑制、根形態(tài)的改變、光合效率的降低以及細胞離子的不平衡和成分的改變等.湖泊底部良好的光照條件是沉水植物賴以生長的基本前提，也是決定沉水植物在湖泊中最大分布深度的主要因子[15].湖泊富營養(yǎng)化通常伴隨水體光照的減弱，水下光照強度的降低能導致沉水植物出現(xiàn)各種生理脅迫，包括植物生物量的下降[16]，植物的脅迫耐受性的降低[17]和沉水植物在淺水富營養(yǎng)化湖泊的衰退[18]等.目前研究發(fā)現(xiàn)很多漂浮植物和挺水植物都能耐受較高濃度的銨態(tài)氮，漂浮植物主要包括槐葉萍(Salvinia natans)[13]、鳳眼蓮(Eichhornia crassipes)[19]、大薸(Pistia stratiotes)[20]等，還有挺水植物蘆葦(Phragmites australis)[21]，但是目前有關沉水植物對銨態(tài)氮的吸收和去除能力的研究還比較少，尤其是黑暗條件下沉水植物對銨態(tài)氮吸收以及去除能力的研究還未見報道.

苦草(Vallisneria natans)和穗花狐尾藻(Myriophyllum spicatum)是長江中下游湖泊和河流中常見的沉水植物.其生態(tài)適應性廣，吸附污染物能力強，群落易于重建且受破壞后恢復時間短.湖泊富營養(yǎng)化通常伴隨著水體光照減弱和銨濃度升高的特點，因此研究苦草和穗花狐尾藻在光照和黑暗條件下對水體銨態(tài)氮的吸收特點有助于理解它們對富營養(yǎng)環(huán)境的適應性，為沉水植被修復中先鋒物種的選擇提供參考.

1 材料與方法

苦草和穗花狐尾藻采自湖北大冶中等富營養(yǎng)的保安湖，在東湖生態(tài)站的實驗大棚用自來水預培養(yǎng)2年.實驗前選擇外觀健壯均勻的苦草植株和穗花狐尾藻頂端枝條，苦草鮮重約為2.01 ±0.21 g，株高約10 cm，穗花狐尾藻鮮重約為2.46 ±0.18 g，長約14 cm.實驗前，沖洗干凈植株上的附著物，用去離子水潤洗3 次后放置于內含50 ml NH4+處理液的玻璃試管中，每試管一株植物，處理液為10 倍稀釋的無氮Hoagland溶液并添加不同濃度的NH4+-N，溶液 pH 為7，設置處理液 NH4+-N 濃度為 0、0.01、0.1、1 和 10 mg/L，用(NH4)2CO3配置，實驗中所有液體均用去離子水進行配置.

銨吸收實驗在光照培養(yǎng)箱中25℃條件下進行，分別測定光照(50 μmol/(m2·s))和黑暗兩種條件下植物的銨吸收速率，實驗中將植株浸沒在處理液中靜置2 h 后立即取出，根據(jù)吸收前后NH4+-N 濃度的變化計算植物的凈吸收速率(μg/(g(FW)·h)).培養(yǎng)箱中的光照強度用Li-1400 照度計(LICOR Inc.，Lincoln，Neb.)測定，處理液中銨態(tài)氮的采用吲哚藍法測定，參照Hecht 等[22]的方法.實驗數(shù)據(jù)均3 個完全獨立處理獲得數(shù)據(jù)的平均值，數(shù)據(jù)統(tǒng)計及方差計算采用SPSS 軟件的方差分析方法(ANOVA)進行統(tǒng)計分析.以P ＜0.05 來表示數(shù)據(jù)間存在顯著性差異.

2 結果

2.1 苦草對NH4+-N吸收速率

在0、0.01、0.1、1 和10 mg/L 外源銨態(tài)氮濃度條件下，苦草在黑暗條件下對銨態(tài)氮的吸收速率分別為0.26、0.31、4.69、8.20 和 4.47 μg/(g(FW)·h)，在光照條件下對銨態(tài)氮的吸收速率分別為 0.24、0.85、4.24、11.78 和4.36 μg/(g(FW)·h).苦草對銨態(tài)氮的吸收隨外源銨態(tài)氮濃度的增加呈單峰響應，在銨態(tài)氮濃度為1 mg/L 時達到吸收的峰值，隨后在銨態(tài)氮濃度為10 mg/L 時回落到與0.1 mg/L 相當?shù)乃?在不同外源銨態(tài)氮濃度下苦草吸收銨態(tài)氮速率存在顯著差異(P ＜0.05，圖1A).光照強度僅對苦草最大銨態(tài)氮吸收速率有顯著影響(P ＜0.05)，在外源銨態(tài)氮濃度為1 mg/L 時，苦草在光照條件下對銨態(tài)氮的吸收速率是黑暗條件下的1.44 倍，兩者差異顯著;在其它銨態(tài)氮濃度條件下，兩種光照處理間苦草對銨態(tài)氮吸收速率沒有顯著差異(P ＞0.05，圖1A).

2.2 穗花狐尾藻對NH4+-N吸收速率

在外源銨態(tài)氮濃度為0、0.01、0.1、1 和10 mg/L 條件下，穗花狐尾藻在黑暗條件下對銨態(tài)氮的吸收速率分別為0.16、0.67、4.70、19.87 和3.59 μg/(g(FW)·h)，在光照條件下對銨態(tài)氮的吸收速率分別為0.02、0.53、4.41、29.07 和7.82 μg/(g(FW)·h).穗花狐尾藻對銨態(tài)氮的吸收隨外源銨態(tài)氮濃度的增加也呈單峰響應，在銨態(tài)氮濃度為1 mg/L 時達到吸收的峰值，隨后在銨態(tài)氮濃度為10 mg/L 時，黑暗條件下回落到與0.1 mg/L相當?shù)乃?，光照條件下也顯著降低但還是高于0.1 mg/L 水平(P ＜0.05，圖1B);在不同外源銨態(tài)氮濃度下，穗花狐尾藻對銨吸收氮速率存在顯著差異(P ＜0.05，圖1B).穗花狐尾藻對銨的吸收受光照強度的影響，在外源銨態(tài)氮濃度分別為1 和10 mg/L 時，穗花狐尾藻在光照條件下對銨的吸收速率分別是黑暗條件下的1.46 和2.17 倍，在這兩種銨態(tài)氮濃度條件下光照顯著影響穗花狐尾藻對銨的吸收(P ＜0.05，圖1B);在其它銨態(tài)氮濃度條件下，兩種光照處理間穗花狐尾藻對銨吸收速率沒有顯著差異(P ＞0.05，圖1B).

圖1 苦草和穗花狐尾藻在不同光照處理和外源銨態(tài)氮濃度條件下對銨態(tài)氮的吸收速率Fig.1 The uptake rate of NH 4+-N by V.natans and M.spicatum under the treatments of different light intensities and exogenous NH 4+-N concentrations

2.3 苦草和穗花狐尾藻對NH4+-N吸收速率的比較

在黑暗條件下，在外源銨態(tài)氮濃度為1 mg/L 時，穗花狐尾藻對銨態(tài)氮的吸收速率是苦草的2.42 倍，兩者差異顯著(P ＜0.05，圖1C);在其它幾種銨態(tài)氮濃度條件下，外源銨態(tài)氮濃度相同時兩種植物對銨態(tài)氮吸收速率沒有顯著差異(P ＞0.05，圖1C).在光照條件下，在外源銨態(tài)氮濃度為1 和10 mg/L 時，穗花狐尾藻對銨態(tài)氮的吸收速率分別是苦草的2.47 和1.79 倍，差異顯著(P ＜0.05，圖 1D);在其它幾種銨態(tài)氮濃度條件下，外源銨態(tài)氮濃度相同時兩種植物對銨態(tài)氮吸收速率沒有顯著差異(P ＞0.05，圖 1D).

本實驗中的植物種類、光強、銨態(tài)氮濃度以及它們之間的交互作用都能顯著影響植物對銨態(tài)氮的吸收速率(P ＜0.001)(表1).其中，尤以外源銨態(tài)氮濃度對植物吸收銨態(tài)氮速率影響最大，其次是不同植物種類.

表1 苦草和穗花狐尾藻在不同光照處理和外源銨態(tài)氮濃度條件下對銨態(tài)氮的吸收速率的方差分析Tab.1 Summary of ANOVA for the absorption rates of NH 4+-N by V.natans and M.spicatum under different light intensities and exogenous NH 4+-N concentrations

3 討論

本實驗通過靜態(tài)模擬研究了苦草和穗花狐尾藻兩種沉水植物在光照和黑暗條件下對銨態(tài)氮吸收速率的差異.兩種植物對銨態(tài)氮的吸收隨著外源銨態(tài)氮濃度的增加都呈現(xiàn)先增后降的單峰曲線吸收響應方式，表明外源銨態(tài)氮濃度為10 mg/L 時已經(jīng)超越了這兩種植物對銨態(tài)氮的最大解毒能力.

曹特等在2007年的研究中發(fā)現(xiàn)，過量銨態(tài)氮(＞0.56 mg/L)會導致苦草種群的退化，并擾亂植物體內可溶性碳水化合物與游離氨基酸的代謝平衡[12];其后在2009年的研究中發(fā)現(xiàn)，水柱中1 mg/L銨態(tài)氮能導致沉水植物菹草(Potamogeton crispus)體內游離氨基酸的積累和可溶性糖類的消耗，并且在低光條件下，這種脅迫效應會顯著加強[16].金相燦等[23]研究了水體氮濃度和形態(tài)對輪葉黑藻(Hydrilla verticillata)和狐尾藻光合特征的影響中發(fā)現(xiàn)，在總氮一定的條件下輪葉黑藻和狐尾藻的凈光合速率和最大凈光合速率均隨水中銨態(tài)氮濃度的增加而降低，暗呼吸速率和光合補償點隨銨態(tài)氮濃度增加而升高，說明水體銨態(tài)氮濃度的增加對黑藻和狐尾藻具有一定的毒害作用，抑制了光合作用.本實驗中也觀察到，在銨態(tài)氮濃度為0、0.01 和0.1 mg/L 時，在同一個銨態(tài)氮濃度條件下兩種植物在光照和黑暗條件下對銨態(tài)氮吸收速率都無顯著差異，原因可能是銨態(tài)氮濃度都低于植物能夠吸收的最大值，都能夠被充分吸收，所以差異不顯著;當銨態(tài)氮濃度大于1 mg/L 后，苦草和穗花狐尾藻對銨態(tài)氮的吸收都顯著降低，說明超過這個閾值后，植物受到銨態(tài)氮的毒害而影響其正常生理功能最終導致對銨態(tài)氮吸收的降低.

在富營養(yǎng)湖泊中，由于湖水對光照的強吸收作用，底部光強隨水深的增加呈快速的指數(shù)衰減.沉水植被的分布主要受到底部光照環(huán)境的影響[24]，底部的光照強度一般要大于湖泊水面光照強度的1%～3%才能維持沉水植物的正常生長[25].本實驗中，苦草和穗花狐尾藻在黑暗條件下對銨的吸收速率在相同外源銨態(tài)氮濃度條件下都低于對應的光照條件下其對銨態(tài)氮的吸收，說明黑暗條件下植物對銨態(tài)氮的吸收速率下降.有研究觀察到在弱光下水生植物的生長受到了大幅抑制，但是其單位重量的枝條長度和每一個枝條的平均長度均顯著增加[24，26].狐尾藻的莖長在405 ～1500 μmol/(m2·s)的光照條件下沒有顯著差異，但是當其處于低于100 μmol/(m2·s)的光照下，莖長顯著增加[27].上述研究表明，喜好生活于富營養(yǎng)湖泊的狐尾藻在受到弱光脅迫時，可通過莖的快速伸長而減輕弱光脅迫.而像蓮座型植物(如苦草)可能因其莖短且無法快速伸長而面臨富營養(yǎng)湖泊中長期的弱光脅迫，并最終導致種群衰退[28].本實驗中，黑暗條件下穗花狐尾藻對銨態(tài)氮的吸收速率大于苦草，結果與前述的實驗結果一致，即在弱光甚至黑暗脅迫下，穗花狐尾藻在形態(tài)上對弱光的積極響應可能也會導致其生理方面的響應，比如吸收更多的銨態(tài)氮來滿足弱光環(huán)境中莖的快速伸長，從而可能導致其對銨態(tài)氮吸收速率大于苦草.

沈耀良等[29]研究了3 種沉水植物對水質均有良好的凈化效果，其中以伊樂藻尤佳，金魚藻和苦草次之.許秋瑾等[30]研究發(fā)現(xiàn)銨態(tài)氮濃度在4 mg/L 時，對輪葉黑藻有較強的脅迫作用，而此濃度對穗花狐尾藻沒有表現(xiàn)出脅迫作用;當鎘與銨態(tài)氮復合作用時，對輪葉黑藻產(chǎn)生綜合毒害作用，但對穗花狐尾藻毒害作用較輕.這一實驗結果表明在進行湖泊水生植物修復時，相對于輪葉黑藻，穗花狐尾藻更適合作為生態(tài)恢復的先鋒物種.李強等[31]研究泥沙懸浮水體對穗花狐尾藻光合熒光特性的影響，結果表明穗花狐尾藻是一種較為耐受懸浮泥沙水體的沉水植物.在富營養(yǎng)化環(huán)境中，沉水植物要維持對藻類的優(yōu)勢，必須在水表形成冠層并具備相對高的豐度.苦草喜歡弱光照的環(huán)境，適于水底層生長，是湖泊水生植物群落中分布最深的一個群落類型之一，而穗花狐尾藻則可以在水面形成冠層.另外，由于穗狀狐尾藻具有較低的光補償點、對pH 值有較大范圍的耐受能力以及非光合莖的存在，在水生植被的恢復工程中可做良好的備選物種之一.綜合以上歷史研究和本實驗的研究可以說明，穗花狐尾藻比苦草更適合作為一定濃度范圍內高銨水體修復的先鋒物種.

4 結論

通過本實驗研究發(fā)現(xiàn)，苦草和穗花狐尾藻對銨態(tài)氮的吸收速率不同，在光照和黑暗條件下它們對銨態(tài)氮的吸收速率也不同.對于湖泊富營養(yǎng)化伴隨的光照降低和銨態(tài)氮濃度升高的情況，在利用水生植物去除水體中銨態(tài)氮的時候，穗花狐尾藻的去除效率在白天光照和夜晚黑暗條件都比苦草更高.在工程實踐過程中，可以優(yōu)先考慮把穗花狐尾藻做為銨態(tài)氮含量較高的富營養(yǎng)水體修復的先鋒物種.但是如果水體銨態(tài)氮濃度很高，不宜首先用沉水植物，可以先采用物理修復的方式來營造適應的濃度范圍后再采用沉水植物進行生態(tài)修復.

[1]Rogers KH，Breen PF，Chick AJ.Nitrogen removal in experimental wetland treatment system:evidence for the role of aquatic plants.Res Journal of WPCF，1991，63(7):934-941.

[2]Jiang CL，F(xiàn)an XQ，Zhang YB.Absorption and prevention of secondary pollution of N and P by emergent plants in farmland ditch.Journal of China Environmental Science，2004，24(6):702-706.

[3]Hutchinson GE.The chemical ecology of three species of Myriophyllum (Angiospermae Haloragaceae).Limnology and Oceanography，1970，15(1):1-5.

[4]Tremolieres M，Carbiener D，Carbiener R et al.Zones inondables，végétation et qualité de l'eau en milieu alluvial Rhenan:l'?le de Rhinau，un site de recherches intégrées.Ecological Bulletins，1991，22(3/4):317-336.

[5]曹 特，倪樂意.金魚藻抗氧化酶對水體無機氮升高的響應.水生生物學報，2004，28(3):299-302.

[6]Ni LY.Effects of water column nutrient enrichment on the growth of Potamogeton macckianus A.Been.Journal of Aquatic Plant Management，2001，39:83-87.

[7]Arts GHP.Deterioration of atlantic soft water macrophyte communities by acidification，eutrophication and alkalinisation.Aquatic Botany，2002，73:373-393.

[8]Maria GS，Erik J，Joan G et al.Does high nitrogen loading prevent clear-water conditions in shallow lakes at moderately high phosphorus concentrations?Freshwater Biology，2005，50(1):27-41.

[9]Genevieve MC，Duthie HC，Taylor WD.Models of aquatic plant productivity:a review of the factors that influence growth.Aquatic Botany，1997，59(3/4):195-215.

[10]Farnsworth-Lee，Baker LA.Conceptual model of aquatic plant decay and ammonia toxicity for shallow lakes.Environmental Engineering，2000，126(3):199-207.

[11]Nichols DS，Keeney DR.Nitrogen nutrition of Myriophyllum spicatum:uptake and translocation of15N by shoots and roots.Freshwater Biology，1976，6(2):145-154.

[12]Cao T，Xie P，Ni LY et al.The role of NH4+toxicity in the decline of the submersed macrophyte Vallisneria natans in lakes of the Yangtze River basin，China.Marine and Freshwater Research，2007，58(6):581-587.

[13]Jampeetong A，Brix H.Effects of NH4+concentration on growth，morphology and NH4+uptake kinetics of Salvinia natans.Ecological Engineering，2009，35(5):695-702.

[14]Britto DT，Kronzucker HJ.NH4+toxicity in higher plants:a critical review.Journal of Plant Physiology，2002，159(6):567-584.

[15]Squires MM，Lesack LFW，Huebert D.The influence of water transparency on the distributionand abundance of macrophytes among lakes of the Mackenzie Delta，Western Canadian Arctic.Freshwater Biology，2002，47(11):2123-2135.

[16]Cao T，Xie P，Ni LY et al.Carbon and nitrogen metabolism of an eutrophication tolerative macrophyte，Potamogeton crispus，under NH4+stress and low light availability.Environmental and Experimental Botany，2009，66(1):74-78.

[17]Goss RM，Baird JH，Kelm SL et al.Trinexapac-ethyl and nitrogen effects on creeping bentgrass grown under reduced light conditions.Crop Science，2002，42(2):472-479.

[18]Riis T，Sand-Jensen K，Vestergaard O.Plant communities in lowland Danish streams:species composition and environmental factors.Aquatic Botany，2000，66(4):255-272.

[19]Maine MA，Sune N，Hadad H et al.Nutrient and metal removal in a constructed wetland for wastewater treatment from a metallurgic industry.Ecological Engineering，2006，26(4):341-347.

[20]Nahlik AM，Mitsch WJ.Tropical treatment wetlands dominated by free-floating macrophytes for water quality improvement in Costa Rica.Ecological Engineering，2006，28(3):246-257.

[21]Tylova E，Steinbachova L，Votrubova O et al.Different sensitivity of Phragmites australis and Glyceria maxima to high availability of ammonium-N.Aquatic Botany，2008，88(2):93-98.

[22]Hecht U，Mohr H.Factors controlling nitrate and ammonium accumulation in mustard (Sinapis alba)seedlings.Physiol Plant，1990，78(3):379-387.

[23]金相燦，楚建周，王圣瑞.水體氮濃度、形態(tài)對黑藻和狐尾藻光合特征的影響.應用與環(huán)境生物學報，2007，13(2):200-204.

[24]Chambers PA，Kalff J.Light and nutrients in the control of aquatic plant community structure.I.In situ experiments.Journal of Ecology，1987，75(3):611-619.

[25]Wetzel.Structure and productivity of aquatic ecosystems.In:Limnology:2ed.CBS College Publishing，1983:134-156，519-590.

[26]Best EPT，Buzzeli CP，Bartell SM et al.Modeling submersed macrophyte growth in relation to underwater light climate:modeling approaches and application potential.Hydrobiologia，2001，444(1/2/3):43-70.

[27]Barko JW，Smart RM.Comparative influences of light and temperature on the growth and metabolism of selected submersed freshwater macrophytes.Ecological Monographs ，1981，51(2):219-235.

[28]Barko JW，Gunnison D，Carpenter SR.Sediment interactions with submersed macrophyte growth and community dynamics.Aquatic Botany，1991，41(1/2/3):41-65.

[29]沈耀良，王美敬，李 勇等.沉水植物修復受污水體凈化效能的研究.蘇州科技學院學報:工程技術版，2005，18(4):1-4.

[30]許秋瑾，金相燦，王興民等.氨氮與鎘單一和復合作用對沉水植物穗花狐尾藻和輪葉黑藻光合能力的影響.環(huán)境科學，2006，27(10):1974-1978.

[31]李 強，王國祥，王文林等.懸浮泥沙水體對穗花狐尾藻(Myriophyllum spicatum L.)光合熒光特性的影響.湖泊科學，2007，19(2):197-203.