銨脅迫對(duì)狐尾藻(Myriophyllum spicatum)和金魚(yú)藻(Ceratophyllum demersum)生物量分配和形態(tài)的影響*

袁桂香，符 輝，鐘家有，倪樂(lè)意，朱天順，李 威，宋 鑫

(1:中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所，東湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)實(shí)驗(yàn)站，淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430072)

(2:江西省水利科學(xué)研究院，南昌 330029)

(3:中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

隨著湖泊水體富營(yíng)養(yǎng)化的加劇，水體營(yíng)養(yǎng)鹽不斷增加，透明度下降，藍(lán)藻水華不斷暴發(fā)，導(dǎo)致很多湖泊沉水植被生物量和分布面積不斷下降，生物多樣性銳減，大量沉水植物瀕臨滅絕[1-4].水體營(yíng)養(yǎng)鹽的適當(dāng)增加能有效促進(jìn)植物生長(zhǎng)，而過(guò)高的營(yíng)養(yǎng)鹽濃度會(huì)直接或間接地抑制植物的生長(zhǎng)，改變植物的生物量分配方式[5-8].其中，高濃度的銨態(tài)氮對(duì)沉水植物生長(zhǎng)的影響已經(jīng)引起國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注[5，9-16].對(duì)我國(guó)長(zhǎng)江中下游31 個(gè)湖泊的調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)水體銨態(tài)氮濃度大于0.56 mg/L 時(shí)，沉水植物苦草(Vallisneria natans)幾乎全部消失[5].目前盡管很多湖泊水體銨態(tài)氮含量低于這一閾值，但底泥間隙水中銨態(tài)氮含量往往是水體中的數(shù)倍[5，17-18].流水和風(fēng)浪的擾動(dòng)能使間隙水中銨態(tài)氮釋放到水體中，引起水體中銨態(tài)氮含量短時(shí)間內(nèi)顯著增加[19-21]，對(duì)沉水植物造成脅迫.

高濃度的銨態(tài)氮不僅降低植物葉綠素含量[14，16，22]，還會(huì)抑制植物呼吸作用，影響光合作用的電子傳遞鏈[23].為了防止銨態(tài)氮對(duì)自身的毒害，通常植物會(huì)將體內(nèi)的銨態(tài)氮快速地轉(zhuǎn)化成游離氨基酸，在轉(zhuǎn)化過(guò)程中由α-酮戊二酸提供碳骨架，使植物體內(nèi)可溶性糖的含量隨之減少[24-28].同時(shí)植物會(huì)將體內(nèi)過(guò)多的銨態(tài)氮排出體外，在這過(guò)程中消耗大量的能量[29-30].研究表明，在脅迫條件下，植物會(huì)將更多的生物量分配給能獲取生長(zhǎng)短缺資源的部分[31].銨脅迫下，由于體內(nèi)碳水化合物減少，植物會(huì)將更多的生物量分配給地上部分來(lái)增強(qiáng)光合作用，從而彌補(bǔ)銨脅迫對(duì)其影響[7].Cramer 等研究發(fā)現(xiàn)，與低銨濃度相比，高銨濃度下小麥(Triticum aestivum)和玉米(Zea mays)的植物干重均顯著下降，而地上部分與地下部分的生物量比值增加[7].

銨脅迫對(duì)沉水植物的影響主要集中在其對(duì)體內(nèi)碳氮代謝等生理方面的研究，如銨脅迫環(huán)境下沉水植物體內(nèi)的游離氨基酸含量增加，可溶性碳水化合物、淀粉和可溶性蛋白質(zhì)含量減少[5，6，9，11，32-33].然而銨脅迫及銨脅迫解除后對(duì)沉水植物生物量分配和形態(tài)影響的報(bào)道少見(jiàn).本研究選取兩種常見(jiàn)的沉水植物——狐尾藻(Myriophyllum spicatum L.)和金魚(yú)藻(Ceratophyllum demersum L.)，探討其生物量、生物量分配形式和植物形態(tài)對(duì)銨脅迫以及銨脅迫解除后的響應(yīng)，為富營(yíng)養(yǎng)化湖泊水體中沉水植物的修復(fù)提供參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)位于云南省大理市洱海湖濱帶(25°52'N，100°06'E)，實(shí)驗(yàn)場(chǎng)地頂部支架覆蓋一層遮陽(yáng)網(wǎng).實(shí)驗(yàn)用狐尾藻和金魚(yú)藻于2011年8月底采自洱海喜州鎮(zhèn)碼頭附近的水域，選取長(zhǎng)勢(shì)良好且無(wú)損傷的植物頂端15 cm 長(zhǎng)，保留頂部7 cm 以?xún)?nèi)的葉子，去掉其余的葉子和分枝.兩種沉水植物分別挑選384 株，種植前用自來(lái)水洗凈待用.將挑選的植株種植于的塑料杯中(直徑×高=6.0 cm×7.5 cm)，每杯種植1 株.杯子底部盛有6 cm 采自洱海的底泥，底泥頂部覆蓋1 cm 的細(xì)沙，細(xì)沙購(gòu)買(mǎi)自附近沙石場(chǎng)且用自來(lái)水清洗干凈.隨后將種有植株的塑料杯放于水深30 cm(水體積60 L)的種植箱中(長(zhǎng)×寬×高=50 cm×40 cm×35 cm)，每箱放置48 杯，每種植物8 箱，共16 箱.預(yù)培養(yǎng)時(shí)間為15 d.

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)設(shè)置處理組(加銨態(tài)氮)和對(duì)照組，并分為銨脅迫和銨脅迫解除兩個(gè)時(shí)間階段.銨脅迫階段:每天早上往每種植物其中4 個(gè)種植箱中加入確定濃度的氯化銨溶液使水體銨態(tài)氮(NH4+-N)濃度維持在2 mg/L，作為處理組;另外4 個(gè)種植箱不加氯化銨作為對(duì)照組，銨態(tài)氮處理維持4 d.每天測(cè)定水體銨態(tài)氮濃度，以確定氯化銨溶液的加入量.銨脅迫解除階段:在銨態(tài)氮處理第4 d 對(duì)所有種植箱中水體統(tǒng)一用自來(lái)水置換，之后讓植物持續(xù)生長(zhǎng)10 d.該實(shí)驗(yàn)從2011年8月22日開(kāi)始，持續(xù)29 d，期間每隔4 d 于中午測(cè)定1 次水表面光合有效輻射(photosynthetic active irradiation，PAR)、水溫和水化指標(biāo).實(shí)驗(yàn)期間水溫為19 ～22℃，PAR 為350 ～460 μmol/(m2·s)，水體硝態(tài)氮(NO3--N)、NH4+-N 和正磷酸鹽(-P)分別為 0.69 ±0.09、0.010 ±0.001和0.012 ±0.002 mg/L.每周用軟毛刷輕輕擦拭植物葉片表面，以避免附著生物對(duì)植物生長(zhǎng)的影響.

1.3 參數(shù)測(cè)定

實(shí)驗(yàn)開(kāi)始后，每天早上(銨脅迫階段為加銨之前)每個(gè)種植箱取3 株植物.每次取樣時(shí)將植株洗凈，再用蒸餾水清洗3 次，然后每株分別稱(chēng)重、測(cè)定株高，之后根、莖、葉分開(kāi)分別稱(chēng)重.用根生物量/單株生物量、莖生物量/單株生物量和葉生物量/單株生物量3 個(gè)參數(shù)表征植株的生物量分配方式.由于金魚(yú)藻為無(wú)根植物，文中提到兩種植物根、莖、葉是指狐尾藻的根、莖和葉3 個(gè)部分，而金魚(yú)藻僅為莖和葉2 部分.

1.4 數(shù)據(jù)分析

一般線(xiàn)性模型分析采用SPSS 13.0 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用于分析銨脅迫處理、取樣時(shí)間和它們的交互作用對(duì)兩種沉水植物生物量、株高和生物量分配方式的影響，其中銨鹽處理為固定變量，取樣時(shí)間為協(xié)變量.初步分析結(jié)果發(fā)現(xiàn)它們的交互作用對(duì)所有測(cè)定參數(shù)均無(wú)顯著影響(P ＞0.05)，所以本文中排除了交互作用的影響，未納入結(jié)果分析.統(tǒng)計(jì)分析時(shí)，將每個(gè)種植箱3 個(gè)植株的測(cè)量數(shù)據(jù)平均處理，作為一個(gè)重復(fù)單元格數(shù)據(jù).用0 d 表示銨脅迫前，1 ～4 d 為銨脅迫階段，5 ～14 d 為銨脅迫解除階段.

2 結(jié)果

2.1 銨態(tài)氮對(duì)生物量的影響

銨脅迫階段，處理組2 種沉水植物的生物量與對(duì)照組無(wú)顯著差別(表1)，處理組和對(duì)照組狐尾藻單株生物量分別為 1.62 ±0.05 和 1.51 ±0.06 g，金魚(yú)藻單株生物量分別為 2.03 ±0.06 和 2.10 ±0.04 g.銨脅迫解除階段，處理組金魚(yú)藻單株生物量較對(duì)照組顯著增加(表1，圖1)，分別為2.53 ±0.05 和2.42 ±0.04 g;而狐尾藻單株生物量與對(duì)照組無(wú)顯著差別(表1，圖1)，分別為1.91 ±0.05 和1.86 ±0.04 g.銨脅迫階段和銨脅迫解除階段，在不同取樣時(shí)間狐尾藻單株生物量差異顯著，而金魚(yú)藻單株生物量?jī)H在銨脅迫解除階段差異顯著(表1，圖1).

2.2 銨態(tài)氮對(duì)株高的影響

銨脅迫階段，與對(duì)照組相比，處理對(duì)狐尾藻株高無(wú)顯著影響，然而金魚(yú)藻株高顯著增加(表1，圖1)，處理組和對(duì)照組中狐尾藻株高分別為25.35 ±0.43 和24.53 ±0.49 cm，金魚(yú)藻分別為19.29 ±0.13 和18.68 ±0.18 cm.而在銨脅迫解除階段，處理組2 種沉水植物株高均較對(duì)照組顯著增高(表1，圖1)，狐尾藻株高分別為 29.01 ±0.38 和 27.67 ±0.39 cm，金魚(yú)藻分別為 21.38 ±0.20 和 20.44 ± 0.17 cm.總體來(lái)看，2 種沉水植物株高均隨取樣時(shí)間增長(zhǎng)而增高(表1，圖1).

表1 狐尾藻和金魚(yú)藻銨處理和取樣天數(shù)的多變量二元方差分析結(jié)果*Tab.1 Multivariate two-way ANOVAs on ammonium enrichment treatment and sampling days for M.spicatum and C.demersum

2.3 銨態(tài)氮對(duì)生物量分配的影響

銨脅迫階段，與對(duì)照組相比，處理對(duì)2 種沉水植物根生物量/單株生物量、莖生物量/單株生物量、葉生物量/單株生物量均無(wú)顯著影響(表1，圖2).在銨脅迫解除階段，與對(duì)照組相比，處理組狐尾藻葉生物量/單株生物量顯著增加，處理組和對(duì)照組分別為0.510 ±0.004 和0.490 ±0.004，而根生物量/單株生物量顯著下降(表1，圖2)，分別為0.180 ±0.004 和0.210 ±0.004，莖生物量/單株生物量保持不變，分別為0.310 ±0.005 和0.300 ±0.004;金魚(yú)藻莖生物量/單株生物量和葉生物量/單株生物量無(wú)顯著差異.

圖1 處理組和對(duì)照組中狐尾藻和金魚(yú)藻的株高和單株生物量Fig.1 Individual biomass and shoot height of M.spicatum and C.demersum in ammonium enrichment group and control group

3 討論

對(duì)沉水植物的生長(zhǎng)研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過(guò)半個(gè)月的生長(zhǎng)，不同沉水植物生物量積累存在明顯差異[34].而本研究中生長(zhǎng)14 d，狐尾藻處理組和對(duì)照組單株生物量無(wú)顯著差異，說(shuō)明2 mg/L 的銨態(tài)氮對(duì)狐尾藻生長(zhǎng)沒(méi)有影響;而金魚(yú)藻單株生物量在銨脅迫解除階段顯著增加.說(shuō)明較高濃度銨態(tài)氮處理4 d 對(duì)2 種沉水植物的生物量積累沒(méi)有顯著的抑制作用.

以往野外調(diào)查研究結(jié)果認(rèn)為，銨態(tài)氮濃度大于0.56 mg/L 時(shí)就會(huì)抑制沉水植物苦草生長(zhǎng)[5].本研究與其結(jié)果不同.這兩種研究結(jié)果的不同可能與時(shí)間尺度和生長(zhǎng)環(huán)境有關(guān).有研究發(fā)現(xiàn)較高光照能有效緩解銨脅迫對(duì)沉水植物的影響，在強(qiáng)光照環(huán)境下菹草(Potamogeton crispus)體內(nèi)可溶性碳水化合物含量較低光照環(huán)境顯著增加[11].同樣高銨態(tài)氮濃度條件下，金魚(yú)藻中淀粉含量在實(shí)驗(yàn)環(huán)境光照條件下要顯著高于遮光處理[33].本研究中盡管進(jìn)行了遮光處理，但水表面PAR 仍然較其他實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)高出2 倍多[11，33]，這促進(jìn)了碳水化合物的積累，從而為沉水植物對(duì)銨的大量吸收提供能量基礎(chǔ)，并有效緩解了銨態(tài)氮對(duì)2 種沉水植物的毒性效應(yīng).

銨脅迫解除階段，處理組金魚(yú)藻生物量積累顯著增加，狐尾藻生物量也有所增加，這可能是由于在銨脅迫階段植物體內(nèi)積累了大量的銨態(tài)氮和由銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化合成的游離氨基酸[9，24，33]，當(dāng)銨脅迫解除后，充足的光照條件使植物體內(nèi)碳資源不斷得到補(bǔ)充，有利于體內(nèi)積累的銨態(tài)氮繼續(xù)向游離氨基酸轉(zhuǎn)化，最終被植物吸收利用.相反，對(duì)照組中可能由于氮資源缺乏，生物量積累反而較處理組低.在銨脅迫解除階段，處理組金魚(yú)藻和狐尾藻株高均顯著增加，這可能與銨處理組較高的生物量積累有關(guān).

在銨脅迫解除階段，與對(duì)照組相比狐尾藻生物量分配方式發(fā)生改變，將更多的生物量分配給葉子，而相對(duì)減少了對(duì)根的生物量分配.實(shí)驗(yàn)觀(guān)察發(fā)現(xiàn)在銨脅迫解除階段，處理組狐尾藻葉子邊緣出現(xiàn)明顯的發(fā)黃現(xiàn)象.這說(shuō)明銨脅迫階段積累的銨態(tài)氮在生長(zhǎng)后續(xù)階段仍然可能存在毒害作用，為了獲取更多的碳資源，將體內(nèi)的氮資源進(jìn)行轉(zhuǎn)化吸收利用，維持體內(nèi)的碳氮代謝平衡，狐尾藻將更多的生物量分配給葉子部分，而相對(duì)減少了對(duì)根的生物量分配.

圖2 處理組和對(duì)照組中狐尾藻和金魚(yú)藻葉生物量/單株生物量、莖生物量/單株生物量、根生物量/單株生物量Fig.2 Leaf，stem and root biomass allocation of M.spicatum and C.demersum in ammonium enrichment group and control group

用0.16 mg/L 銨態(tài)氮處理并持續(xù)兩個(gè)月的實(shí)驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，金魚(yú)藻積累了更多的淀粉，而狐尾藻積累了更多的氮[33].在水體氮含量充足的情況下，較多的碳資源積累更有利于維持體內(nèi)的碳氮代謝平衡，說(shuō)明金魚(yú)藻較狐尾藻能更好地適應(yīng)高銨態(tài)氮濃度的環(huán)境[33].本文研究結(jié)果與其一致，即金魚(yú)藻生物量積累在處理組較對(duì)照組顯著增加，而狐尾藻生物量積累增加不顯著.

綜上所述，在高光照條件下，銨態(tài)氮濃度的短時(shí)間增加對(duì)沉水植物的生長(zhǎng)不會(huì)產(chǎn)生抑制作用，反而可能促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，這表明自然水體中來(lái)自外源或內(nèi)源沉積物庫(kù)的脈沖式營(yíng)養(yǎng)輸入有可能促進(jìn)富營(yíng)養(yǎng)化初期沉水植物擴(kuò)增.由于不同沉水植物碳氮代謝差異，在銨態(tài)氮增加時(shí)對(duì)其利用程度也不同而表現(xiàn)出種間差異和優(yōu)勢(shì)變化.然而，需要關(guān)注的是，在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中，由于弱光脅迫導(dǎo)致植物體內(nèi)碳水化合物短缺，這可能使沉水植物對(duì)環(huán)境變化的敏感程度增加.

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