淹水脅迫對菖蒲生理特性及其根際細菌群落特征的影響

顧詩云，楊 飛，張毅敏①，張志偉，謝科夫，管祥洋

(1.常州大學環(huán)境與安全工程學院，江蘇 常州 213164;2.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所，江蘇南京 210042)

濕地植物可以直接吸收利用濕地中的營養(yǎng)物質、吸附懸浮物及重金屬，同時其根系又能給微生物的生長、繁殖提供適宜的場所［1］。挺水植物作為水陸交界處淺水區(qū)域常見的湖濱帶濕地植物［2］，淹水是其在自然環(huán)境中常常遭受到的一種非生物脅迫［3］。淹水環(huán)境一方面會阻礙植物與大氣環(huán)境間的氣體交換，改變光照條件，進而影響植物的生長、生理特性及光合作用能力［4］;另一方面也會影響植物根系生長及微生物活性，間接影響植物根際環(huán)境細菌群落的多樣性［5］。相關研究表明，當挺水植物長期處于淹水環(huán)境下，為減輕淹水脅迫對其造成的傷害，植物自身會通過形態(tài)結構和資源分配方式的調整(包括分蘗數(shù)、地上部分的高度、根狀莖構造、莖及根狀莖的直徑、生物量分配比例等)或生理生化機制的調節(jié)(如形成相應的抗氧化保護酶系統(tǒng)、改變激素調節(jié)方式和代謝途徑等)，來適應淹水環(huán)境［6-7］。長時間淹水易造成植物根際低氧環(huán)境，抑制好氧微生物的生長，產(chǎn)生一些厭氧細菌，進而對根系造成傷害［8］。而植物在缺氧條件下根系分泌物的量會增加，特別是可溶性有機物的量，給微生物生長代謝提供營養(yǎng)物質［9］。

菖蒲(Acorus calamus)是湖泊岸邊淺水區(qū)、河流以及沼澤濕地常見的一種多年生挺水草本植物，全株具有芳香氣味，形態(tài)美觀，有凈化污染水體的能力，可在園林水景區(qū)栽種或用作人工濕地植物［10］。以往研究多集中在實驗室內模擬淹水脅迫對菖蒲生長生理的影響［11-13］，而對野外環(huán)境下菖蒲受到不同程度淹水脅迫后生理特性變化的研究還鮮有報道。且以往研究多注重地上部分，忽視植物受淹水脅迫后地下根際細菌群落的變化特征。為此，筆者選取典型挺水植物菖蒲為研究對象，通過在滆湖進行野外現(xiàn)場模擬試驗，探究不同淹水深度及淹水持續(xù)時間對菖蒲生理特性及其根際細菌群落特征的影響，分析菖蒲對淹水脅迫的響應規(guī)律，旨在為湖濱帶濕地挺水植物的重建和恢復提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于常州市滆湖東北部大洪港(31°38"35.78″N，119°52"26.54″E)，屬北亞熱帶季風氣候區(qū)，年平均氣溫為15.5℃，多年平均降水量為1 124 mm，年平均最大風速為15.3 m·s-1。該區(qū)域四季分明，夏季雨量充沛，日照充足，濕地植物受魚類牧食影響小。

1.2 試驗設計

試驗用挺水植物菖蒲購于滆湖大洪港試驗基地附近的夏溪花木市場，于2018年8月挖取滆湖公園底泥，去除石塊和植物殘體等雜質，選取長勢良好、高度和根系大小相近的菖蒲〔初始株高(79.4±3.7)cm〕，用純水沖洗其表面附著物，小心分至單株并稱重，重新栽種至鋪有約10 cm滆湖底泥的PVC吊桶中(直徑20 cm，高30 cm)，每桶種3株，將所有重新種植于PVC吊桶中的菖蒲在玻璃房中馴養(yǎng)1周，每天固定時間澆水(從滆湖大洪港采集的湖水)，待其長勢穩(wěn)定后移入滆湖大洪港試驗區(qū)開展原位模擬試驗，試驗期該區(qū)域基本水環(huán)境指標:平均水深 2.60 m，ρ(TN)均值為(1.216±0.112)mg·L-1，ρ(TP)均值為(0.147±0.009)mg·L-1，ρ(NH4+-N)均值為(0.188±0.012)mg·L-1，ρ(NO3--N)均值為(0.157±0.074)mg·L-1，ρ(PO43--P)均值為(0.014±0.001)mg·L-1，ρ(DO)均值為(7.74±0.05)mg·L-1，ρ(SS)均值為(43.75±0.75)mg·L-1，ρ(Chl-a)均值為(31.74±3.82)μg·L-1，pH 均值為 7.57±0.15。

將栽有菖蒲的PVC吊桶通過尼龍繩分別以正常水位處理(T0:基質面至水面約20 cm，野外湖濱帶菖蒲正常水位)、半淹處理(T1:淹水至植株株高一半，淹水深度約40 cm)和全淹處理(T2:植株完全沒于水中，淹水深度約80 cm)，懸掛固定在試驗區(qū)中可漂浮框架上(3.0 m×2.5 m)，同時為防止魚類牧食干擾，在框架周圍圍網(wǎng)(圖1)。試驗共設置2個處理組和1個對照組，每組設置6個平行，試驗周期為42 d(2018年8月11日—9月21日)。

圖1 原位模擬試驗裝置Fig.1 In-situ simulation test device diagram

1.3 測定指標及方法

1.3.1 植物生理特性指標

(1)丙二醛(MDA)含量與超氧化物歧化酶(SOD)活性:自試驗開始，每組間隔7 d隨機抽樣采集3片新鮮植物葉片，取樣時將PVC桶小心提出水面，剪下植物葉片并用蒸餾水沖洗干凈其表面附著物，立即裝入編號自封袋中，再統(tǒng)一放入含有冰袋的泡沫盒中帶回實驗室，放至-80℃的冷凍冰箱中儲藏備用。MDA含量的測定采用硫代巴比妥酸法，單位為nmol·g-1(以鮮重計)。SOD活性的測定采用氮藍四唑比色法［14］，以抑制 NBT光化還原的50%為一個活性單位(U)，SOD總活性以每克樣品鮮質量的酶單位表示(U·g-1)。以上指標測定每個處理均重復3次。

(2)葉綠素熒光特性:自試驗開始分別于第0、14、28、42天07:00—08:00在野外試驗現(xiàn)場每組隨機選擇3片成熟葉片，采用水下飽和脈沖葉綠素熒光儀Diving-Pam(德國Walz公司)和數(shù)據(jù)采集軟件Wincontrol原位測定葉綠素熒光參數(shù)。

①最大量子產(chǎn)量:將連體葉片暗適應10 min后，打開葉夾，開啟測量光(0.15 μmol·m-2·s-1)測得初始熒光產(chǎn)量(F0)，再開啟飽和脈沖(1 000 μmol·m-2·s-1)測得最大熒光產(chǎn)量(Fm)，根據(jù)Fm和F0可計算出經(jīng)過暗適應后 PSⅡ的最大量子產(chǎn)量［15］:

式(1)中，F(xiàn)v為可變熒光。

②快速光響應曲線:開啟強度分別為0、67、153、241、357、497、734、1 023 和 1 518 μmol·m-2·s-1的光化光照射10 s，在任一光合有效輻射強度(RPA)照射后記錄熒光值(Ft)，打開飽和脈沖得到最大熒光值(Fm")，由此得出PSⅡ的有效量子產(chǎn)量(Y)［16］:Y=(Fm"-Ft)/Fm"，根據(jù)Y和RPA計算出相對光合電子傳遞速率(rETR)［17］，并繪制rETR與光強的快速光響應曲線:

式(2)中，0.84為植物的經(jīng)驗性吸光系數(shù);0.5表示假設植物吸收的光能被2個光系統(tǒng)均分［18］。

1.3.2 植物根際細菌群落特征測定

在整個淹水試驗過程中，初始和結束每個處理組分別采集3個平行植物根際土壤樣品進行混合，裝入編好號的自封袋中，放于含有冰袋的泡沫盒運至實驗室，在-80℃冰箱中儲藏備用。根據(jù)Illumina MiSeq高通量測序要求，樣品采用土壤DNA提取試劑盒(Power Soil DNA Isolation Kit，MOBIO，USA)提取基因組DNA，微生物細菌基因片段采用上海微基生物科技有限公司的454GS Junior測序儀進行測序，測序引物選用16S rRNA的V4-V5區(qū)引物515F和926R。MiSeq測序最后得到的優(yōu)化序列，利用mothur軟件(Version 1.33.3)進行OTU聚類分析(可進行多樣性指數(shù)分析)和物種分類學分析(可在各個分類水平上進行群落結構的統(tǒng)計分析)。

1.3.3 水質指標

試驗期間，每7 d采集試驗區(qū)水樣，立即帶回實驗室進行水質指標測定。采用哈希hq-30d水質便攜計測定水體溫度、pH值和溶解氧濃度?？偟?TN)濃度采用堿性過硫酸鉀氧化，經(jīng)紫外分光光度計測定;總磷(TP)濃度采用堿性過硫酸鉀消解，鉬銻抗分光光度法測定。氨氮(NH4+-N)濃度、硝態(tài)氮(NO3--N)濃度、磷酸鹽(PO43--P濃度)、懸浮物(SS)濃度和葉綠素濃度(Chl-a)濃度等水質指標參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》［19］測定。

1.3.4 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel 2016和SPSS 22.0軟件對數(shù)據(jù)進行計算和統(tǒng)計分析處理，Origin 8.5軟件作圖。采用單因素方差分析(one-way ANOVA)和Duncan檢驗法進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 淹水脅迫下菖蒲生理特性的變化

2.1.1 MDA含量與SOD活性

由圖2可見，在整個試驗期間，隨著淹水時間的延長，正常水位組(T0)MDA含量總體上表現(xiàn)平穩(wěn)，半淹處理組(T1)MDA含量呈升高—降低—升高的變化趨勢，全淹處理組(T2)MDA含量呈上升趨勢。淹水前各組菖蒲葉片MDA含量差異不顯著;淹水7 d后T1、T2組菖蒲葉片MDA含量均緩慢增加，但各組間MDA含量無顯著差異;淹水14 d、21 d各組間差異均達顯著水平(P＜0.05)，其中T1組菖蒲葉片中MDA含量呈下降趨勢，至淹水28 d與T0對照組差異不顯著，而T2組MDA含量仍然呈上升趨勢;淹水42 d時T1、T2組MDA含量均達最大值，分別比對照組顯著提高47.24%和64.44%(P＜0.01)?？傮w而言，T1組菖蒲葉片MDA含量上升的幅度小于T2組，表明半淹處理菖蒲葉片受到的淹水傷害較輕。

在試驗期間，T0組SOD活性總體較平穩(wěn)，T1、T2組菖蒲葉片SOD活性對淹水的響應有所差異。淹水前各組的SOD活性差異不顯著;淹水7 d后T1、T2處理組SOD活性均有所上升，但T1組菖蒲葉片SOD活性與T0組相比差異不顯著，T2組SOD活性顯著高于T0組(P＜0.05)。從淹水14 d開始T1、T2組菖蒲葉片SOD活性均顯著高于T0組，至淹水21 d T2組SOD活性達到最大(比T0組提高54.26%)后逐漸降低;T1組在淹水28 d時菖蒲葉片SOD活性已下降至與T0組持平，之后隨著淹水時間的延長，SOD活性有所上升后下降，其中淹水35 d時SOD活性達到最大，是T0組的1.32倍。

圖2 淹水脅迫下菖蒲丙二醛(MDA)含量和超氧化物歧化酶(SOD)活性的變化Fig.2 Changes of MDA content and SOD activity of Acorus calamus under flooding stress

2.1.2 葉綠素熒光特性

從圖3可見，淹水前菖蒲各組最大量子產(chǎn)量(Fv/Fm值)介于0.821～0.831之間;淹水后T2組菖蒲的Fv/Fm值始終小于T1組，而T1組菖蒲的Fv/Fm值始終小于T0組。相比于T1組，T2組菖蒲的Fv/Fm值在淹水第 14、28、42天分別下降了3.44%、8.69%和6.36%;T1組菖蒲的Fv/Fm值在淹水第 14、28、42天比 T0組分別下降 6.20%、2.42%和8.47%，即Fv/Fm值隨著淹水深度的增加而減小。隨著淹水時間的延長，T1、T2組菖蒲的Fv/Fm值均呈下降趨勢，其中除T1組淹水28 d時下降不明顯且與T0組差異不顯著外，其余均顯著低于T0組(P＜0.05)。至淹水結束(42 d)，T1、T2組菖蒲的Fv/Fm值比 T0組分別下降了8.47%和14.29%。

快速光響應曲線(RLCs)為相對電子傳遞速率(rETR)隨著光強(RPA)變化的連續(xù)曲線。淹水第14、28、42天菖蒲RLCs上的rETR均表現(xiàn)出隨著淹水深度的增加而下降(圖3)，在試驗設置的最大光強(1 518 μmol·m-2·s-1)下菖蒲 T1、T2 組淹水第 14天的rETR分別為T0組的77.75%和47.54%，第28天的rETR分別為T0組的87.27%和41.61%，第42天的rETR分別為T0組的72.58%和42.81%。從淹水時間上看，隨著淹水時間的延長，T1、T2組菖蒲的rETR逐漸下降，在試驗設置的最大光強(1 518 μmol·m-2·s-1)下菖蒲T1組淹水第28和42天分別比第14天下降了15.36%和34.64%，T2組淹水第28和42天分別比第14天下降了33.99%和36.95%。其中，rETRmax值從大到小排序為 T0(14 d)＞T1(14 d)＞T0(28 d)＞T0(42 d)＞T1(28 d)＞ T1(42 d)＞ T2(14 d)＞ T2(28 d)＞ T2(42 d)，與rETR表現(xiàn)出同樣的規(guī)律，可見全淹或淹水時間過長更易限制光合作用過程中電子的相對傳遞速率，進而影響菖蒲的光合作用能力。

圖3 淹水脅迫下菖蒲最大量子產(chǎn)量(Fv/Fm)與快速光響應曲線的變化Fig.3 Changes of Fv/Fmand RLCs of Acorus calamus under flooding stress

2.2 淹水脅迫下菖蒲根際細菌群落特征

2.2.1 細菌群落結構多樣性和豐富度

該研究中克隆覆蓋率均在0.98以上(表1)，說明測序過程中對樣品微生物群落覆蓋程度較高，有較合適的測序數(shù)據(jù)量。Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)用來反映群落的多樣性，其中Shannon指數(shù)越大或Simpson指數(shù)越小，說明樣品中微生物群落多樣性越豐富［20］。Chao指數(shù)反映樣品中群落的豐富度，其指數(shù)越大，群落豐富度越高。由表1計算結果可知，對比淹水前(0 d)和淹水結束(42 d)，T1、T2組菖蒲根際泥樣的Shannon指數(shù)分別從5.98、6.15上升至6.48、6.55;Simpson指數(shù)分別從 0.017 4、0.013 9下降至0.007 9、0.004 6;Chao指數(shù)分別從2 491.78、2 625.39 上升至 2 740.24、2 720.48，說明淹水結束菖蒲根際細菌群落多樣性和豐富度均有所增加。淹水結束，T1、T2組菖蒲根際泥樣的Shannon指數(shù)及Chao指數(shù)均大于 T0組，但 T1、T2組之間指數(shù)值相近，表明半淹和全淹組均使菖蒲根際細菌群落多樣性和豐富度有所增加，但兩組之間差別不大。

2.2.2 細菌群落結構相似性和差異性

在OTU水平上對各樣本計算距離矩陣(Bray-Curtis法)，得出相似性樹狀圖(圖4)。

圖4 基于Bray-Curtis距離的各樣本聚類與OTU分布韋恩圖Fig.4 Analysis of sample clustering based on Bray-Curtis distance and OTU

聚類結果顯示，總體劃分為2個分支，淹水前聚為1支，淹水結束聚為另1支。說明淹水結束菖蒲根際細菌群落結構發(fā)生改變，表現(xiàn)為與淹水前相似度較低。淹水前菖蒲各組根際細菌群落結構雖然相似，但也存在一些差異，淹水結束后T1、T2組相似度較高，表明不同淹水深度菖蒲根際細菌群落結構相似度較高。韋恩(Venn)圖可以直觀地展示樣品間共有和獨有的OTU數(shù)目(圖4)。淹水前和淹水結束菖蒲根際泥樣共有的OTU總數(shù)為2 553個，其中淹水前菖蒲根際泥樣特有的OTU數(shù)目為83個，淹水后特有的OTU數(shù)目增長至277個，明顯高于淹水前，說明淹水結束菖蒲根際擁有較多特有的細菌種類。

2.2.3 細菌群落組成分析

在門分類水平上(圖5)，菖蒲各組根際細菌優(yōu)勢門類包括變形菌門(Proteobacteria，占比為42.5%～52.3%)、擬桿菌門(Bacteroidetes，15.9% ～21.7%)、綠彎菌門(Chloroflexi，4.5%～8.8%)、酸桿菌門(Acidobacteria，4.2%～5.0%)和厚壁菌門(Firmicutes，2.4%～4.7%)，這5類約占總測序序列的77.1%～84.1%。變形菌門為第1優(yōu)勢類群，主要包括α-變形菌綱(Alphaproteobacteria)、β-變形菌綱(Betaproteobacteria)、γ-變形菌綱(Gammaproteobacteria)、δ-變形菌綱(Deltaproteobacteria)4 個亞類，其中，γ-變形菌綱(11.6% ～18.6%)、δ-變形菌綱(12.5%～16.5%)和β-變形菌綱(11.2%～17.4%)為優(yōu)勢菌綱。擬桿菌門作為群落中第2優(yōu)勢類群，主要由擬桿菌綱(Bacteroidia)和鞘脂桿菌綱(Sphingobacteriia)組成。綠彎菌門為群落中第3大優(yōu)勢類群，厭氧蠅菌綱(Anaerolineae)是其主要亞類。在目水平以假單胞菌目(Pseudomonadales)、厭氧繩菌目(Anaerolineales)、紅環(huán)菌目(Rhodocyclales)為優(yōu)勢類群，主要優(yōu)勢科類為假單胞菌科(Pseudomona-daceae)、厭氧繩菌科(Anaerolineaceae)和紅環(huán)菌科(Rhodocyclaceae)。其中，綱目科水平上主要優(yōu)勢類群均包含在前3優(yōu)勢門類中。

對比淹水前和淹水結束后2個不同時期菖蒲根際泥樣細菌群落組成，各分類水平上優(yōu)勢類群相近，但組成數(shù)量不同。表現(xiàn)為門水平上，T1、T2組在淹水結束后優(yōu)勢門類所占比例(78.8%、77.1%)均低于淹水前(82.0%、81.6%);綱水平上，T1、T2組淹水結束后優(yōu)勢菌綱所占比例分別下降6.8和5.8百分點;目科水平上，淹水結束優(yōu)勢類群占比也均有所下降。淹水結束后，菖蒲根際藍藻門(Cyanobacteria)的豐度上升，表現(xiàn)為淹水前藍藻門僅占0.2%～0.4%，淹水結束后增加至1.6%～2.6%;除此之外，T1、T2組厚壁菌門的豐度(4.7%、4.6%)高于T0組(2.4%)，而T1、T2組變形菌門的豐度比T0組分別下降7.3和8.2百分點。

在屬分類水平上(圖5)，存在于各組樣品中且豐度較高的有假單胞菌屬(Pseudomonas，3.56%～11.70%)、脫氯單胞菌屬(Dechloromonas，1.13% ～4.68%)、地桿菌屬(Geobacter，1.27% ～3.36%)、擬桿菌屬(Bacteroides，0.70% ～2.09%)、硫桿菌屬(Thiobacillus，0.19%～3.29%)。假單胞菌屬是屬水平的第1類優(yōu)勢菌屬，T1、T2組在淹水前豐度相對較高，分別占11.70%和10.68%，淹水結束時豐度明顯下降，僅占7.38%和3.56%。除此之外，對比淹水前和淹水結束時，淹水結束后豐度下降的有硫桿菌屬(T1組從3.29%下降至0.41%，T2組從1.13%下降至0.34%)、硫曲菌屬(Sulfuricurvum，T1組從2.55%下降至0.03%，T2組從1.11%下降至0.04%)，豐度升高的有普氏菌屬(Prevotella，T1組從0.05%上升至 2.30%，T2組從 0.25%上升至1.76%)。

圖5 門分類及屬分類水平上細菌群落組成Fig.5 Composition of bacterial communities at the level of phylum and genus

3 討論

3.1 淹水脅迫對菖蒲生理特性的影響

逆境脅迫導致植物體內活性氧代謝失衡而產(chǎn)生過量活性氧，進而引發(fā)或加劇膜脂過氧化或膜脂脫脂作用，而植物細胞膜脂過氧化的重要產(chǎn)物是MDA［21］，通常表現(xiàn)為MDA含量的積累。此外，植物為清除體內過量的活性氧，也會通過抗氧化酶系統(tǒng)和非酶系統(tǒng)的共同作用［3］，其中超氧化物歧化酶(SOD)是抗氧化酶系統(tǒng)中重要的保護酶之一，因此SOD活性的大小常作為植物抗逆性的生理指標。有人工模擬根系淹水、植株1/5淹水、植株1/2淹水3種不同程度澇漬脅迫的研究發(fā)現(xiàn)，在45 d的水澇脅迫中石菖蒲(Acorus tatarinowii)的各生理指標表現(xiàn)出持續(xù)上升或趨于穩(wěn)定［22］。劉澤彬等［23］對香附子(Cyperus rotundus)進行不同淹水處理45 d發(fā)現(xiàn)，所有淹水處理(根部淹水、半淹、全淹)香附子植株葉片MDA含量、SOD活性均有所增加，但隨著淹水時間的繼續(xù)延長，全淹組植株葉片SOD活性逐漸下降。該研究與后者結論相似，在淹水前期T1和T2組菖蒲葉片的MDA含量和SOD活性均緩慢增加，說明菖蒲受到淹水脅迫后缺氧，導致其體內活性氧大量積累，進而引發(fā)膜脂過氧化作用并啟動抗氧化酶保護系統(tǒng)來增強自身的抗性。隨著淹水時間的延長，T1組MDA含量、SOD活性均呈下降趨勢至淹水28 d與T0組相近，說明菖蒲清除活性氧自由基能力增強，對半淹環(huán)境有所適應，有研究也證實菖蒲具有一定的抗淹水能力［11］。朱啟紅等［24］研究也得出，石菖蒲能夠適應21 d的半淹環(huán)境。而T2組MDA含量一直呈上升趨勢，說明菖蒲膜脂過氧化程度進一步加劇，受傷害程度不斷加大。淹水后期，T1和T2組的MDA含量均不斷上升，SOD活性表現(xiàn)為T1組上升后下降，T2組呈下降趨勢，這表明淹水后期菖蒲體內膜脂過氧化程度的加劇可能使SOD活性超出其清除活性氧的生理耐受性范圍，SOD活性受到抑制。詹嘉紅等［25］研究沒頂淹水處理對鋪地黍(Panicum repens)幾種保護酶活性的影響也發(fā)現(xiàn)，淹水后期(3～5周)由于淹水脅迫超過了植物的耐受能力，酶活性反而下降。也有研究菖蒲對亞硝酸鹽脅迫的耐受性及生理響應發(fā)現(xiàn)，隨脅迫程度加深，SOD活性受到過量活性氧的抑制，從而破壞菖蒲各種功能膜和酶系統(tǒng)［26］。

葉片的葉綠素熒光與光合作用密切相關，任何逆境對光合作用各過程產(chǎn)生的影響都可通過體內葉綠素熒光誘導動力學變化反映出來［27］。葉綠素熒光參數(shù)中，F(xiàn)v/Fm反映了在最適條件下經(jīng)過暗適應后的PSⅡ的最大量子產(chǎn)量，其值越大代表植物光能轉化效率越高，并且一般高等植物的Fv/Fm值在0.70～0.85 之間，多數(shù)為 0.83［28］。在該研究中，全淹組在淹水28 d時Fv/Fm值就已降至0.70以下，而半淹組則到淹水42 d時Fv/Fm值才降至0.70以下，說明全淹組菖蒲葉片受到的脅迫更嚴重。柏祥等［18］研究發(fā)現(xiàn)黃菖蒲(Iris pseudacorus)和美人蕉(Canna indica)的Fv/Fm值均隨著水深的增加而降低，說明水深的增加加重了植物所受的脅迫程度。該研究結果也與之類似，菖蒲的Fv/Fm值隨著淹水深度的增加而減小，表明水深的增加導致菖蒲光能轉化效率降低，進而影響其正常光合作用。這可能與隨著水深增加，水下的光照強度下降導致植物光合作用能力下降有關。此外，有研究也認為光合速率的下降也可以歸因于淹水導致挺水植物氣孔阻力加大或關閉，從而限制二氧化碳進入葉片［29］。長期淹水不僅限制植物體內部氧氣的運輸，而且也會限制光資源的獲取［30］。隨著淹水時間的延長，T1和T2組菖蒲的Fv/Fm值均呈下降趨勢，而其中T1組在淹水28 d時Fv/Fm值與T0組差異不顯著，表明淹水28 d時T1組菖蒲受到淹水脅迫影響較小，進一步證實菖蒲能夠適應短期的半淹環(huán)境。值得注意的是，快速光響應曲線也表現(xiàn)出了與Fv/Fm值相同的變化規(guī)律。

淹水初期，菖蒲生理特性上MDA含量和SOD活性均緩慢增加，表明菖蒲受到淹水脅迫后表現(xiàn)出一定的抗逆性。隨淹水時間的延長，T1、T2組菖蒲有氧代謝、光合作用、體內二氧化碳固定均不同程度受阻，導致其體內活性氧增生，表現(xiàn)為MDA含量積累明顯，SOD酶活性升高，光能轉化效率降低。短期T1組菖蒲自身保護系統(tǒng)清除活性氧能力強于活性氧的產(chǎn)生，細胞膜傷害減輕，光合作用有所恢復，然而更長時間的淹水或淹水過深均會破壞活性氧代謝系統(tǒng)的平衡，活性氧不斷增加，甚至導致植物質膜受損，對抗氧化酶系統(tǒng)形成一定的傷害。

3.2 淹水脅迫對菖蒲根際細菌群落特征的影響

根際是植物與土壤環(huán)境進行能量和物質交換的重要界面，也是大部分土壤微生物的生存場所［31-32］。有研究認為長時間淹水會降低土壤細菌的豐富度［33］及細菌數(shù)量［34］。但也有對淹水和非淹水蘆葦濕地表層土壤微生物多樣性的研究發(fā)現(xiàn)淹水能增加蘆葦濕地土壤細菌的多樣性［35］。郭太忠等［8］研究也發(fā)現(xiàn)淹水后玉米根際土壤微生物發(fā)生變化，細菌數(shù)量增加。該研究得出的結論與后者結論相似，淹水結束菖蒲根際細菌群落多樣性和豐富度均有所增加且擁有較多特有的細菌種類。影響根際微生物群落結構多樣性的主要因素包括植物根際分泌物、營養(yǎng)水平和溫度等［36］。一方面夏季滆湖湖泊富營養(yǎng)化，水中營養(yǎng)物含量較高，藻類細菌生長旺盛，淺表層易受波浪擾動和雨水沖刷的影響，淹水之后所處水位增加，植物根際環(huán)境給藻類和細菌提供了一個穩(wěn)定的附著環(huán)境。另一方面，有研究表明在逆境脅迫條件下，植物根系分泌物數(shù)量一般都明顯增多［37］，而植物根系分泌物是刺激根際微生物繁殖的重要能源和養(yǎng)分源［38］。這2個方面可能是導致淹水結束菖蒲根際細菌群落多樣性和豐富度增加的原因。

相同植物秋、冬季根際土壤中細菌群落結構相似度較高［39］，同一植物不同深度根際細菌群落結構相似度也較高［40］。張瓊瓊等［41］對比研究3種不同水位深度的水生植物根際細菌群落多樣性，得出隨水位深度增加，植物生態(tài)幅逐漸變窄，根際細菌群落多樣性逐漸減少的結論。也有研究表明，淹水深度對土壤細菌群落組成無顯著影響［33］。該研究發(fā)現(xiàn)不同淹水深度菖蒲根際細菌群落結構相似度較高，這可能是淹水條件下飽和的水環(huán)境導致其理化環(huán)境變化規(guī)律一致，對微生物的影響無明顯差異。

挺水植物蘆葦、香蒲(Typha orientalis)、水蔥(Scirpus validus)根際細菌的主要優(yōu)勢門類是變形菌門、厚壁菌門、綠彎菌門、擬桿菌門、酸桿菌門，其中變形菌門是絕對優(yōu)勢種［42］，該研究與其結果一致。變形菌門廣泛分布于淺水湖泊、底泥沉積物以及植物根際土壤中且數(shù)量豐富，具有較好的脫氮除磷作用［39］。清水態(tài)湖泊以擬桿菌門居多［43］，且厚壁菌門菌群豐度與富營養(yǎng)化指數(shù)呈顯著正相關［44］，這與滆湖大洪港實際情況相符。綠彎菌門菌群通過光合作用產(chǎn)生能量，主要分布于深海和湖泊有機物豐富的沉積物中［45］。酸桿菌門菌種在濕地中廣泛存在，能夠參與枯枝落葉分解的碳循環(huán)［46］。淹水前，T1和T2組菖蒲根際細菌在各類水平上優(yōu)勢種群跟淹水結束時相近，但是組成數(shù)量較高，而細菌群落多樣性又較低，可能原因是淹水前優(yōu)勢種群繁殖占優(yōu)勢，增長快且數(shù)量集中。淹水結束時藍藻門和厚壁菌門豐度上升，變形菌門豐度下降，推測淹水脅迫會影響菖蒲根際營養(yǎng)環(huán)境。假單胞菌屬是植物根際促生菌，但其對環(huán)境的適應能力較差［47］。淹水結束假單胞菌屬豐度下降，說明長時間淹水環(huán)境對其生存與繁殖產(chǎn)生了威脅。菖蒲根際細菌屬類水平上豐度下降的還有硫桿菌屬、硫曲菌屬等好氧菌群，普氏菌屬等厭氧菌群豐度上升，這可能與淹水導致植物光合作用能力下降，產(chǎn)氧減少、形成根泌氧屏障，致使根部缺氧，植物根際變成低氧環(huán)境有關［48］。

3.3 淹水脅迫下菖蒲生理響應及其根際細菌群落變化之間的聯(lián)系

植物與根際微生物共生，根際微生物能協(xié)調參與植物的生理功能調節(jié)，尤其是在逆境脅迫和營養(yǎng)吸收方面;而植物不同的生長狀況和代謝活動使其根際分泌物、輸氧能力也不同，這些均影響根際微生物的生長繁殖［49］。淹水結束，菖蒲根際營養(yǎng)較高(體現(xiàn)在藍藻門、厚壁菌門等與富營養(yǎng)化指數(shù)呈正相關的菌門豐度上升，具有脫氮除磷作用的變形菌門豐度下降)，使菖蒲可獲得營養(yǎng)增加，誘導其對淹水脅迫產(chǎn)生抗性。而假單胞菌屬(能促進植物磷、鐵元素吸收)、硫桿菌屬(能促進植物硫元素吸收)等豐度的下降，表明逆境脅迫會導致植物根際促生菌下降，從而間接影響植物的生長生理狀況。而菖蒲長時間處于淹水脅迫環(huán)境中，其活性氧代謝系統(tǒng)失衡、光合作用能力下降，植物光合作用產(chǎn)生的氧通過莖、葉輸送到根部的較少，且會形成根泌氧屏障，使得植物根際變成低氧環(huán)境，表現(xiàn)為根際好氧菌群豐度的下降，厭氧菌群豐度的上升。植物根系處于逆境脅迫，植物為適應環(huán)境脅迫會通過自身調節(jié)，如產(chǎn)生植物根系分泌物，主要是氨基酸和有機酸等酸類、糖類、酚類、烷烴類等有機化合物［50-51］，分泌物數(shù)量在逆境脅迫條件下一般會明顯增多［37］，也有研究得出隨著逆境脅迫程度的加深，蘆葦根系分泌物組分和含量呈現(xiàn)先增加后下降的規(guī)律［52］。而植物根際微生物的種類、數(shù)量和空間分布受根系分泌物影響，已有研究發(fā)現(xiàn)根際細菌偏好消耗植物根系分泌物中的芳香有機酸(煙堿、莽草酸、水楊酸、肉桂酸和吲哚-3-乙酸)［53］。

4 結論

(1)菖蒲能夠適應28 d半淹環(huán)境，但半淹水35 d或全淹水21 d以上均會加劇菖蒲葉片的膜脂過氧化程度，破壞其體內活性氧產(chǎn)生與清除系統(tǒng)之間的動態(tài)平衡，甚至對抗氧化酶系統(tǒng)形成一定的傷害。在葉綠素熒光參數(shù)方面，菖蒲的最大最子產(chǎn)量(Fv/Fm值)隨著淹水深度的增加而下降，且隨著淹水時間的延長，T1和T2組菖蒲的Fv/Fm值均呈下降趨勢?？焖俟忭憫€也表現(xiàn)出了與Fv/Fm值相同的變化規(guī)律。

(2)對比淹水前(0 d)和淹水結束(42 d)菖蒲根際細菌群落組成發(fā)現(xiàn)，在門、綱、目、科、屬類水平上優(yōu)勢種群相近，但是組成數(shù)量不同。淹水結束時，在門類水平上，藍藻門和厚壁菌門豐度上升，變形菌門豐度下降;在屬類水平上，假單胞菌屬、硫桿菌屬、硫曲菌屬等好氧菌群豐度下降，普氏菌屬等厭氧菌群豐度上升，這與淹水易造成植物根際低氧環(huán)境有關。多樣性和豐富度結果表明，淹水結束菖蒲根際細菌群落多樣性和豐富度均有所增加且擁有較多特有的細菌種類。相似性與差異性分析結果表明，淹水結束菖蒲根際細菌群落結構發(fā)生改變，表現(xiàn)為與淹水前相似度較低，但不同淹水深度之間相似度較高。

(3)從淹水期間菖蒲的生理特性變化來看，菖蒲對湖泊持續(xù)高水位野外環(huán)境有一定的適應能力，但淹水深度40 cm淹水時間不宜超過35 d，80 cm時不宜超過21 d，此可為水位波動下湖濱帶濕地挺水植物的恢復提供參考。