生物質(zhì)炭對(duì)黃花鳶尾濕地浮游植物群落的影響

楊翔宇, 董煒華, 陸 娟, 趙瑜佳, 竇 森

(1. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院, 長(zhǎng)春 130118; 2. 長(zhǎng)春師范大學(xué) 化學(xué)學(xué)院, 長(zhǎng)春 130032)

對(duì)于旱地耕作系統(tǒng), 生物質(zhì)炭深還技術(shù)可固肥保墑、 減少有害氣體和顆粒物排放、 鈍化重金屬, 并可為農(nóng)業(yè)廢棄物找到合理、 高效利用的途徑[1-4]. 生物質(zhì)炭對(duì)旱地和濕地生態(tài)系統(tǒng)的健康、 穩(wěn)定具有重要作用. 研究表明, 生物質(zhì)碳可提高濕地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力, 加速氮、 磷元素在生態(tài)系統(tǒng)中的循環(huán)和轉(zhuǎn)化及吸附和鈍化重金屬污染物等[1-5]. 水體富營(yíng)養(yǎng)化是內(nèi)陸湖泊、 水庫、 塘堰和沼澤等常見的生態(tài)問題, 近年來, 利用大型挺水植物在降低水體富營(yíng)養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn)方面收到了良好效果[6-7]. 蘆葦、 香蒲、 千屈菜、 黃花鳶尾等植物的根系發(fā)達(dá)、 生物量大、 生長(zhǎng)迅速， 能快速吸收水中的氮、 磷等營(yíng)養(yǎng)元素, 在水體溫度較高和pH值較低的內(nèi)源磷釋放高峰期, 其效果更顯著; 植物能通過根系向環(huán)境中釋放化感物質(zhì), 該類物質(zhì)能顯著抑制浮游植物的爆發(fā)式生長(zhǎng)[8-10]. 因此, 利用大型挺水植物對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重的湖沼進(jìn)行生態(tài)修復(fù)已引起人們廣泛關(guān)注. 但也存在一些問題, 如酮類物質(zhì)大量釋放到環(huán)境中, 在水體中形成較高的干擾度, 影響了浮游植物群落的進(jìn)展演替. 若向濕地基質(zhì)中引入一種環(huán)境友好型的材料, 且其具備較好的吸附-解吸能力, 則可降低化感物質(zhì)在濕地基質(zhì)和水質(zhì)中的傳質(zhì)速度. 文獻(xiàn)[11-13]利用生物質(zhì)炭對(duì)環(huán)境中的重金屬和農(nóng)藥進(jìn)行吸附與鈍化已取得了較好的效果. 目前對(duì)于濕地浮游植物群落演替的研究主要集中其功能性, 以及植物與人工輔助方法對(duì)其群落組成的影響方面[14-16]. 本文將生物質(zhì)炭引入小型模擬黃花鳶尾濕地基質(zhì)中, 考察其在水體中的化感物質(zhì)濃度及維持平衡藻類生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性的作用.

1 材料與方法

1.1 材 料

1.1.1 主要試劑 碘化鉀, 甲醛, 蘆丁(AR級(jí), 天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司).

1.1.2 儀 器 紫外可見分光光度計(jì)(752型, 上海菁華科技儀器有限公司); 電子天平(FA1604型, 上海雷韻試驗(yàn)儀器制造有限公司); 電子顯微鏡(OLYMPUS-SZ61型, 日本奧林巴斯公司).

1.1.3 供試植物 模擬實(shí)驗(yàn)中供試挺水植物為黃花鳶尾(Iriswilsonii), 采自長(zhǎng)春師范大學(xué)校園內(nèi)池塘邊, 平均株高16.9 cm. 將采集的黃花鳶尾根系修成直徑約為10 cm的圓形.

1.2 方 法

1.2.1 生物質(zhì)炭的制備 采集當(dāng)年9月份的黃花鳶尾地上莖和葉, 收割后進(jìn)行干燥、 粉碎、 過4目篩, 在400 ℃、 無氧條件下制備生物質(zhì)炭, 并用小號(hào)拉鏈?zhǔn)侥猃埥z袋分裝, 每包填裝50 g.

1.2.2 生物質(zhì)炭野外腐化 在長(zhǎng)春師范大學(xué)校園內(nèi)池塘邊進(jìn)行實(shí)驗(yàn), 選擇黃花鳶尾較集中的區(qū)域作為腐化實(shí)驗(yàn)地點(diǎn), 在池塘邊0.5 m的范圍內(nèi), 將生物質(zhì)炭包于2015年4月20日埋在地下10～20 cm處, 共布設(shè)200包, 安插標(biāo)記, 于2016年4月10日從土中取出, 經(jīng)淋洗、 風(fēng)干、 粉碎， 過100目篩后備用.

圖1 模擬實(shí)驗(yàn)裝置示意圖(俯視)Fig.1 Schematic diagram of simulated experimental device (planform)

1.2.3 模擬實(shí)驗(yàn) 模擬實(shí)驗(yàn)裝置示意圖如圖1所示. 實(shí)驗(yàn)分3組進(jìn)行, 分別為H-CK(空白組)、 H-Bc1(每千克土壤中施加1 g生物質(zhì)炭)和H-Bc5(每千克土壤中施加5 g生物質(zhì)炭). 每組實(shí)驗(yàn)設(shè)3個(gè)平行. 當(dāng)向土壤及濕地基質(zhì)中施加生物質(zhì)炭的質(zhì)量比為5 g/kg時(shí), 當(dāng)量約為35 t/hm2, 成本巨大, 且生物質(zhì)炭在環(huán)境中為惰性, 不需連年施加, 因此選擇5 g/kg作為極限值, 權(quán)衡生物質(zhì)炭施用劑量最大化時(shí)對(duì)濕地基質(zhì)吸附-解吸性能的影響. 在200 cm(長(zhǎng))×100 cm(寬)×40 cm(高)的塑料水箱中進(jìn)行實(shí)驗(yàn)(圖1). 由圖1可見, 將水箱在橫向50 cm處以多孔塑料板做成隔斷, 并固定紗網(wǎng)以免水土流失. 向較小一層隔斷內(nèi)裝入經(jīng)風(fēng)干、 混合均勻的土壤200 kg; 向隔斷較大的一側(cè)注入自來水, 使水深為30 cm, 經(jīng)暴曬后, 將12株已修剪的黃花鳶尾移至裝有土的隔斷內(nèi), 培養(yǎng)馴化7 d后即可進(jìn)行采樣和數(shù)據(jù)監(jiān)測(cè). 為確保測(cè)定結(jié)果不受蒸發(fā)量的影響, 每隔2～3 d對(duì)水位進(jìn)行觀察和補(bǔ)充; 為避免對(duì)沉積物攪動(dòng), 采樣前兩日內(nèi)不再補(bǔ)充水分. 模擬實(shí)驗(yàn)的時(shí)間為2016年4月至2016年10月.

2 結(jié)果與討論

2.1 生物質(zhì)炭對(duì)穩(wěn)定濕地生態(tài)系統(tǒng)中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度的影響

圖2 施加生物質(zhì)炭對(duì)水相中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度的影響Fig.2 Effects of biochar addition on mass concentration of ketones in water phase

酮類物質(zhì)是廣泛存在于植物體內(nèi)的一類化感物質(zhì), 主要由根系向環(huán)境中釋放, 可對(duì)同種或不同種生物的生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用. 施加生物質(zhì)炭對(duì)水相中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度的影響如圖2所示. 由圖2可見, 在植物生長(zhǎng)期內(nèi), 隨著生物質(zhì)炭質(zhì)量比的增加, 水相中酮類物質(zhì)的質(zhì)量濃度逐漸趨于穩(wěn)定. H-Bc5組水相中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度在生長(zhǎng)期內(nèi)的變化范圍最小, 為0.015～0.426 mg/L, 空白組H-CK變化范圍最大, 為0.001～0.813 mg/L; 在H-Bc1與H-Bc5組中, 不同生物質(zhì)炭質(zhì)量比下的水相中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度差異較大, 即增大生物質(zhì)炭劑量可明顯提高濕地基質(zhì)的吸附作用. 在植物生長(zhǎng)初期, 由于根系不發(fā)達(dá), 生產(chǎn)力較低, 因此H-CK組水體中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度極低; H-Bc1和H-Bc5兩組由于施加了經(jīng)野外培化的生物質(zhì)炭, 可將吸附的酮類物質(zhì)緩慢釋放到環(huán)境中, 因此生長(zhǎng)初期的水相中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度高于H-CK組. 在植物生長(zhǎng)中后期, 根系充分發(fā)育, 向環(huán)境中釋放大量酮類物質(zhì), 在9～10月份植物停止生長(zhǎng)后, 酮類物質(zhì)仍大量還饋于環(huán)境中, 但H-Bc1和H-Bc5兩組水相中酮類物質(zhì)的增加趨勢(shì)明顯低于H-CK, 這是由于生物質(zhì)炭吸附了大量由根系釋放的酮類物質(zhì)所致. 因此, 土壤中的生物質(zhì)炭可吸附和解吸植物根系釋放的酮類物質(zhì), 穩(wěn)定水體中酮類物質(zhì)的質(zhì)量濃度, 進(jìn)而起到穩(wěn)定濕地系統(tǒng)浮游植物群落及魚類生產(chǎn)力的作用.

2.2 生物質(zhì)炭對(duì)穩(wěn)定葉綠素質(zhì)量濃度的作用

水中葉綠素的質(zhì)量濃度反映水中浮游植物的總量, 可作為衡量水體漁業(yè)生產(chǎn)力的重要指標(biāo). 施加生物質(zhì)炭對(duì)水相中葉綠素質(zhì)量濃度的影響如圖3所示. 由圖3可見: H-CK組中葉綠素的質(zhì)量濃度隨時(shí)間呈指數(shù)增長(zhǎng)和減少; H-Bc1和H-Bc5則呈近乎邏輯斯蒂(logistic growth model)增長(zhǎng)的趨勢(shì). 在生長(zhǎng)期初期, 生物質(zhì)炭使H-Bc1和H-Bc5兩組中酮類物質(zhì)質(zhì)量濃度較高, 葉綠素質(zhì)量濃度較低, 使得生長(zhǎng)條件在非最優(yōu)期間內(nèi), 植物根系的生長(zhǎng)不會(huì)由于浮游生物的爆發(fā)而受到呼吸作用減弱、 營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)競(jìng)爭(zhēng)的影響; 在植物生長(zhǎng)中后期, H-Bc5中葉綠素質(zhì)量濃度穩(wěn)定在18.52～25.89 μg/L范圍內(nèi), H-CK組中葉綠素質(zhì)量濃度由60.35 μg/L驟降至10.16 μg/L, 由于此時(shí)為魚類的育肥期, 這種驟降不利于魚類積累營(yíng)養(yǎng)物質(zhì), 因此, 施加生物質(zhì)炭可穩(wěn)定濕地水質(zhì)及保護(hù)濕地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力.

2.3 生物質(zhì)炭對(duì)穩(wěn)定浮游植物群落的作用

2.3.1 對(duì)浮游植物群落演替的影響 葉綠素的總量無法完全反映浮游植物群落的構(gòu)架, 由于浮游植物種類繁多, 競(jìng)爭(zhēng)激烈, 數(shù)量變化迅速, 因此對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化的貢獻(xiàn)存在差異. 施加生物質(zhì)炭對(duì)浮游植物多樣性的影響如圖4所示. 由圖4可見, 在4～10月份的生長(zhǎng)期內(nèi), 僅有8種藻類進(jìn)入H-CK系統(tǒng)內(nèi), 在6月份數(shù)量最多, 7月份后穩(wěn)定為5種, 其中尖細(xì)顫藻(Oscillatoriaacuminata)和膨脹色球藻(Chroococcusturgidus)屬于易導(dǎo)致水華的藍(lán)藻門[17]. 表明在沒有生物質(zhì)炭控制的酮類物質(zhì)脅迫下, 干擾強(qiáng)烈, H-CK體系很快達(dá)到演替頂級(jí), 生物多樣性較差, 存在水華風(fēng)險(xiǎn). H-Bc1和H-Bc5系統(tǒng)內(nèi)的浮游植物群種類數(shù)量最大值分別達(dá)14個(gè)和15個(gè), 未出現(xiàn)藍(lán)藻門, 在9月份前, 浮游植物種類持續(xù)增加, 說明群落演替處于較活躍狀態(tài), 生產(chǎn)力較高; 也表明在生物質(zhì)炭介入的酮類物質(zhì)脅迫強(qiáng)度下, 干擾程度降低, 有利于群落的進(jìn)展演替[13-14].

圖3 施加生物質(zhì)炭對(duì)水相中葉綠素質(zhì)量濃度的影響Fig.3 Effects of biochar addition on mass concentration of chlorophyll in water phase

圖4 施加生物質(zhì)炭對(duì)浮游植物多樣性的影響Fig.4 Effects of biochar addition on diversity of phytoplankton

進(jìn)入浮游植物群落的藻類以及不同月份浮游植物群落的組成分別列于表1和表2. 由表1和表2可見, 施加生物質(zhì)炭的H-Bc1組和H-Bc5組與對(duì)照組H-CK在浮游植物群落的藻類組成上差異較大, 其中H-Bc1和H-Bc5組的群落小掩體中無聚衣藻(Chlamydomonasaggregata)、 球衣藻(Chlamydomonasglobosa)和粗卵囊藻(Oocystiscrassa), 在H-Bc1組和H-Bc5組中處于優(yōu)勢(shì)的中型鞘藻(Oedogoniumintermedium)也未進(jìn)入H-CK組的演替中. 這是由于生物質(zhì)炭介入, 使酮類物質(zhì)對(duì)藻類產(chǎn)生的脅迫作用發(fā)生變化所致[14]. 導(dǎo)致水華的藻類多為藍(lán)藻門, 相比于其他藻類, 藍(lán)藻對(duì)低溫和高鹽度的適應(yīng)性更強(qiáng), 因此常作為先鋒物種出現(xiàn)在浮游植物群落中[14]. 由表2可見, 在H-CK,H-Bc1和H-Bc5三個(gè)系統(tǒng)中, 藍(lán)藻均作為先鋒物種出現(xiàn)在各群落中, 其中H-CK系統(tǒng)在6～7月份出現(xiàn)3種藍(lán)藻, 尖細(xì)顫藻、 膨脹色球藻和不定微囊藻均可導(dǎo)致水華, 在8月與9月初, 若連續(xù)出現(xiàn)晴天和高溫, 則水華風(fēng)險(xiǎn)加大. H-CK組比H-Bc1和H-Bc5兩組中的綠藻多, 且種類均在6月驟增; 在H-Bc1和H-Bc5中出現(xiàn)甲藻門和硅藻門, 在H-CK組未出現(xiàn).

表1 進(jìn)入浮游植物群落的藻類*

*“+”表示被檢測(cè)出.

表2 不同月份的浮游植物群落組成*

續(xù)表2

*“+”表示被檢測(cè)出.

2.3.2 對(duì)浮游植物群落多樣性的影響 生物質(zhì)炭對(duì)浮游植物群落生物多樣性的影響列于表3. 由表3可見, 在7月份, H-Bc1和H-Bc5系統(tǒng)內(nèi)生物多樣性顯著優(yōu)于H-CK系統(tǒng). H-Bc5的Shannon-Wiener指數(shù)、 Simpson指數(shù)和物種均勻度指數(shù)3個(gè)指標(biāo)分別為2.21,0.635,7.98; H-CK的3個(gè)指標(biāo)僅為0.658,0.035,0.168. 在H-CK系統(tǒng)中, 聚衣藻(C.aggregata)所占浮游植物總體積的98.70%, 藻密度為1.14×108個(gè)/L, 成為絕對(duì)優(yōu)勢(shì)種. 在H-Bc5系統(tǒng)中, 中型鞘藻(O.intermedium)和單生卵囊藻(Ocystissolitaria)分別占藻類總體積的59.30%和23.20%, 藻密度分別為5.88×106,4.60×106個(gè)/L, 成為雙建群種群落, 即將生物質(zhì)炭加入實(shí)地土壤后, 優(yōu)勢(shì)種的絕對(duì)優(yōu)勢(shì)下降, 微生物群落的多樣性有所改善[17].

表3 生物質(zhì)炭對(duì)浮游植物群落生物多樣性的影響(7月)

綜上所述, 向濕地土壤中施加生物質(zhì)炭可穩(wěn)定水相中酮類物質(zhì)的質(zhì)量濃度, 降低浮游植物群落受干擾的強(qiáng)度, 使群落能進(jìn)展演替, 降低爆發(fā)水華的風(fēng)險(xiǎn). 在9～10月份的魚類育肥期, 生物質(zhì)炭介入使水體中存在較多的綠藻, 保持了水體生產(chǎn)力, 即為濕地生態(tài)系統(tǒng)頂端的魚類提供了豐富的適口性食物. 施加生物質(zhì)炭后, 模擬濕地水相中微生物群落的生物多樣性明顯提高, 從而提高了群落的穩(wěn)定性.

[1] Rozari P, de, Greenway M, Hanandeh A E. Phosphorus Removal from Secondary Sewage and Septage Using Sand Media Amendedwith Biochar Inconstructed Wetlandmesocosms [J]. Original Research Article Science of the Total Environment, 2016, 569/570(1): 123-133.

[2] LUO Xianxiang, CHEN Lei, ZHENG Hao, et al. Biochar Addition Reduced Net N Mineralization of a Coastal Wetland Soil in the Yellow River Delta [J]. Geoderma, 2016, 282(15): 120-128.

[3] LIU Peng, Ptacek C J, Blowes D W, et al. Stabilization of Mercury in Sediment by Using Biochars under Reducing Conditions [J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 325(5): 120-128.

[4] Kizito S, WU Shubiao, Kirui W K, et al. Evaluation of Slow Pyrolyzed Wood and Rice Husks Biochar for Adsorption of Ammonium Nitrogen from Piggery Manure Anaerobic Digestate Slurry [J]. Science of the Total Environment, 2015, 505(1): 102-112.

[5] Gwenzi W, Chaukura N, Mukome F N D, et al. Biochar Production and Applications in Sub-Saharan Africa: Opportunities, Constraints, Risks and Uncertainties [J]. Journal of Environmental Management, 2015, 150(1): 250-261.

[6] Rodrigo M A, Martín M, Rojo C, et al. The Role of Eutrophication Reduction of Two Small Man-Made Mediterranean Lagoons in the Context of a Broader Remediation System: Effects on Water Quality and Plankton Contribution [J]. Ecological Engineering, 2013, 61(A): 371-382.

[7] Tóth L. Reeds Control Eutrophication of Balaton Lake [J]. Water Research, 1972, 6(12): 1533-1539.

[8] Mohamed Z A. Toxic Effect of Norharmane on a Freshwater Plankton Community [J]. Ecohydrology & Hydrobiology, 2013, 13(3): 226-232.

[9] Granéli E, Edvardsen B, Roelke D L, et al. The Ecophysiology and Bloom Dynamics ofPrymnesiumspp [J]. Harmful Algae, 2012, 14(2): 260-270.

[10] Ribalet F, Berges J A, Ianora A, et al. Growth Inhibition of Cultured Marine Phytoplankton by Toxic Algal-Derived Polyunsaturated Aldehydes [J]. Aquatic Toxicology, 2017, 85(3): 219-227.

[11] 劉瑩瑩, 秦海芝, 李戀卿, 等. 不同作物原料熱裂解生物質(zhì)炭對(duì)溶液中Cd2+和Pb2+的吸附特性 [J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 21(1)： 146-152. (LIU Yingying, QIN Haizhi, LI Lianqing, et al. Adsorption of Cd2+and Pb2+in Aqueous Solution by Biochars Produced from the Pyrolysis of Different Crop Feedstock [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2012, 21(1): 146-152.)

[12] 孫璇, 李戀卿, 潘根興, 等. 不同作物原料生物質(zhì)炭對(duì)溶液芘的吸附特性 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(8)： 1637-1643. (SUN Xuan, LI Lianqing, PAN Genxing, et al. Adsorption of Pyrene from Aqueous Solution by Biochars Produced from Different Crop Residues [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014, 33(8): 1637-1643.)

[13] 徐仁扣, 趙安珍, 肖雙成, 等. 農(nóng)作物殘?bào)w制備的生物質(zhì)炭對(duì)水中亞甲基藍(lán)的吸附作用 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(1)： 142-146. (XU Renkou, ZHAO Anzhen, XIAO Shuangcheng, et al. Adsorption of Methylene Blue from Water by the Biochars Generated from Crop Residues [J]. Environmental Science, 2012, 33(1)： 142-146.)

[14] MA Ziwen, ZHANG Mingxiang, XIAO Rong, et al. Changes in Soil Microbial Biomass and Community Composition Incoastal Wetlands Affected by Restoration Projects in a Chinese Delta [J]. Geoderma, 2017, 289(3): 124-134.

[15] Lü Tao, Carvalho P N, ZHANG Liang, et al. Functionality of Microbial Communities in Constructed Wetlands Used for Pesticide Remediation: Influence of System Design and Sampling Strategy [J]. Water Research, 2017, 110(3): 241-251.

[16] XU Dan, XIAO Enrong, XU Peng, et al. Performance and Microbial Communities of Completely Autotrophic Denitrification in a Bioelectrochemically-Assistedconstructed Wetland System for Nitrate Removal [J]. Bioresource Technology, 2017, 228(3): 39-46.

[17] HUANG Danlian, LIU Linshan, ZENG Guangming, et al. The Effects of Rice Straw Biochar Onindigenous Microbial Community and Enzymes Activity in Heavy Metal-Contaminated Sediment [J]. Chemosphere, 2017, 174(5): 545-553.