生物质炭对黄花鸢尾湿地浮游植物群落的影响

杨翔宇, 董炜华, 陆 娟, 赵瑜佳, 窦 森

(1. 吉林农业大学 资源与环境学院, 长春 130118; 2. 长春师范大学 化学学院, 长春 130032)

对于旱地耕作系统, 生物质炭深还技术可固肥保墒、 减少有害气体和颗粒物排放、 钝化重金属, 并可为农业废弃物找到合理、 高效利用的途径[1-4]. 生物质炭对旱地和湿地生态系统的健康、 稳定具有重要作用. 研究表明, 生物质碳可提高湿地生态系统的生产力, 加速氮、 磷元素在生态系统中的循环和转化及吸附和钝化重金属污染物等[1-5]. 水体富营养化是内陆湖泊、 水库、 塘堰和沼泽等常见的生态问题, 近年来, 利用大型挺水植物在降低水体富营养化的风险方面收到了良好效果[6-7]. 芦苇、 香蒲、 千屈菜、 黄花鸢尾等植物的根系发达、 生物量大、 生长迅速， 能快速吸收水中的氮、 磷等营养元素, 在水体温度较高和pH值较低的内源磷释放高峰期, 其效果更显著; 植物能通过根系向环境中释放化感物质, 该类物质能显著抑制浮游植物的爆发式生长[8-10]. 因此, 利用大型挺水植物对富营养化严重的湖沼进行生态修复已引起人们广泛关注. 但也存在一些问题, 如酮类物质大量释放到环境中, 在水体中形成较高的干扰度, 影响了浮游植物群落的进展演替. 若向湿地基质中引入一种环境友好型的材料, 且其具备较好的吸附-解吸能力, 则可降低化感物质在湿地基质和水质中的传质速度. 文献[11-13]利用生物质炭对环境中的重金属和农药进行吸附与钝化已取得了较好的效果. 目前对于湿地浮游植物群落演替的研究主要集中其功能性, 以及植物与人工辅助方法对其群落组成的影响方面[14-16]. 本文将生物质炭引入小型模拟黄花鸢尾湿地基质中, 考察其在水体中的化感物质浓度及维持平衡藻类生态系统稳定性的作用.

1 材料与方法

1.1 材 料

1.1.1 主要试剂 碘化钾, 甲醛, 芦丁(AR级, 天津市科密欧化学试剂有限公司).

1.1.2 仪 器 紫外可见分光光度计(752型, 上海菁华科技仪器有限公司); 电子天平(FA1604型, 上海雷韵试验仪器制造有限公司); 电子显微镜(OLYMPUS-SZ61型, 日本奥林巴斯公司).

1.1.3 供试植物 模拟实验中供试挺水植物为黄花鸢尾(Iriswilsonii), 采自长春师范大学校园内池塘边, 平均株高16.9 cm. 将采集的黄花鸢尾根系修成直径约为10 cm的圆形.

1.2 方 法

1.2.1 生物质炭的制备 采集当年9月份的黄花鸢尾地上茎和叶, 收割后进行干燥、 粉碎、 过4目筛, 在400 ℃、 无氧条件下制备生物质炭, 并用小号拉链式尼龙丝袋分装, 每包填装50 g.

1.2.2 生物质炭野外腐化 在长春师范大学校园内池塘边进行实验, 选择黄花鸢尾较集中的区域作为腐化实验地点, 在池塘边0.5 m的范围内, 将生物质炭包于2015年4月20日埋在地下10～20 cm处, 共布设200包, 安插标记, 于2016年4月10日从土中取出, 经淋洗、 风干、 粉碎， 过100目筛后备用.

图1 模拟实验装置示意图(俯视)Fig.1 Schematic diagram of simulated experimental device (planform)

1.2.3 模拟实验 模拟实验装置示意图如图1所示. 实验分3组进行, 分别为H-CK(空白组)、 H-Bc1(每千克土壤中施加1 g生物质炭)和H-Bc5(每千克土壤中施加5 g生物质炭). 每组实验设3个平行. 当向土壤及湿地基质中施加生物质炭的质量比为5 g/kg时, 当量约为35 t/hm2, 成本巨大, 且生物质炭在环境中为惰性, 不需连年施加, 因此选择5 g/kg作为极限值, 权衡生物质炭施用剂量最大化时对湿地基质吸附-解吸性能的影响. 在200 cm(长)×100 cm(宽)×40 cm(高)的塑料水箱中进行实验(图1). 由图1可见, 将水箱在横向50 cm处以多孔塑料板做成隔断, 并固定纱网以免水土流失. 向较小一层隔断内装入经风干、 混合均匀的土壤200 kg; 向隔断较大的一侧注入自来水, 使水深为30 cm, 经暴晒后, 将12株已修剪的黄花鸢尾移至装有土的隔断内, 培养驯化7 d后即可进行采样和数据监测. 为确保测定结果不受蒸发量的影响, 每隔2～3 d对水位进行观察和补充; 为避免对沉积物搅动, 采样前两日内不再补充水分. 模拟实验的时间为2016年4月至2016年10月.

2 结果与讨论

2.1 生物质炭对稳定湿地生态系统中酮类物质质量浓度的影响

图2 施加生物质炭对水相中酮类物质质量浓度的影响Fig.2 Effects of biochar addition on mass concentration of ketones in water phase

酮类物质是广泛存在于植物体内的一类化感物质, 主要由根系向环境中释放, 可对同种或不同种生物的生长产生抑制作用. 施加生物质炭对水相中酮类物质质量浓度的影响如图2所示. 由图2可见, 在植物生长期内, 随着生物质炭质量比的增加, 水相中酮类物质的质量浓度逐渐趋于稳定. H-Bc5组水相中酮类物质质量浓度在生长期内的变化范围最小, 为0.015～0.426 mg/L, 空白组H-CK变化范围最大, 为0.001～0.813 mg/L; 在H-Bc1与H-Bc5组中, 不同生物质炭质量比下的水相中酮类物质质量浓度差异较大, 即增大生物质炭剂量可明显提高湿地基质的吸附作用. 在植物生长初期, 由于根系不发达, 生产力较低, 因此H-CK组水体中酮类物质质量浓度极低; H-Bc1和H-Bc5两组由于施加了经野外培化的生物质炭, 可将吸附的酮类物质缓慢释放到环境中, 因此生长初期的水相中酮类物质质量浓度高于H-CK组. 在植物生长中后期, 根系充分发育, 向环境中释放大量酮类物质, 在9～10月份植物停止生长后, 酮类物质仍大量还馈于环境中, 但H-Bc1和H-Bc5两组水相中酮类物质的增加趋势明显低于H-CK, 这是由于生物质炭吸附了大量由根系释放的酮类物质所致. 因此, 土壤中的生物质炭可吸附和解吸植物根系释放的酮类物质, 稳定水体中酮类物质的质量浓度, 进而起到稳定湿地系统浮游植物群落及鱼类生产力的作用.

2.2 生物质炭对稳定叶绿素质量浓度的作用

水中叶绿素的质量浓度反映水中浮游植物的总量, 可作为衡量水体渔业生产力的重要指标. 施加生物质炭对水相中叶绿素质量浓度的影响如图3所示. 由图3可见: H-CK组中叶绿素的质量浓度随时间呈指数增长和减少; H-Bc1和H-Bc5则呈近乎逻辑斯蒂(logistic growth model)增长的趋势. 在生长期初期, 生物质炭使H-Bc1和H-Bc5两组中酮类物质质量浓度较高, 叶绿素质量浓度较低, 使得生长条件在非最优期间内, 植物根系的生长不会由于浮游生物的爆发而受到呼吸作用减弱、 营养物质竞争的影响; 在植物生长中后期, H-Bc5中叶绿素质量浓度稳定在18.52～25.89 μg/L范围内, H-CK组中叶绿素质量浓度由60.35 μg/L骤降至10.16 μg/L, 由于此时为鱼类的育肥期, 这种骤降不利于鱼类积累营养物质, 因此, 施加生物质炭可稳定湿地水质及保护湿地生态系统的生产力.

2.3 生物质炭对稳定浮游植物群落的作用

2.3.1 对浮游植物群落演替的影响 叶绿素的总量无法完全反映浮游植物群落的构架, 由于浮游植物种类繁多, 竞争激烈, 数量变化迅速, 因此对富营养化的贡献存在差异. 施加生物质炭对浮游植物多样性的影响如图4所示. 由图4可见, 在4～10月份的生长期内, 仅有8种藻类进入H-CK系统内, 在6月份数量最多, 7月份后稳定为5种, 其中尖细颤藻(Oscillatoriaacuminata)和膨胀色球藻(Chroococcusturgidus)属于易导致水华的蓝藻门[17]. 表明在没有生物质炭控制的酮类物质胁迫下, 干扰强烈, H-CK体系很快达到演替顶级, 生物多样性较差, 存在水华风险. H-Bc1和H-Bc5系统内的浮游植物群种类数量最大值分别达14个和15个, 未出现蓝藻门, 在9月份前, 浮游植物种类持续增加, 说明群落演替处于较活跃状态, 生产力较高; 也表明在生物质炭介入的酮类物质胁迫强度下, 干扰程度降低, 有利于群落的进展演替[13-14].

图3 施加生物质炭对水相中叶绿素质量浓度的影响Fig.3 Effects of biochar addition on mass concentration of chlorophyll in water phase

图4 施加生物质炭对浮游植物多样性的影响Fig.4 Effects of biochar addition on diversity of phytoplankton

进入浮游植物群落的藻类以及不同月份浮游植物群落的组成分别列于表1和表2. 由表1和表2可见, 施加生物质炭的H-Bc1组和H-Bc5组与对照组H-CK在浮游植物群落的藻类组成上差异较大, 其中H-Bc1和H-Bc5组的群落小掩体中无聚衣藻(Chlamydomonasaggregata)、 球衣藻(Chlamydomonasglobosa)和粗卵囊藻(Oocystiscrassa), 在H-Bc1组和H-Bc5组中处于优势的中型鞘藻(Oedogoniumintermedium)也未进入H-CK组的演替中. 这是由于生物质炭介入, 使酮类物质对藻类产生的胁迫作用发生变化所致[14]. 导致水华的藻类多为蓝藻门, 相比于其他藻类, 蓝藻对低温和高盐度的适应性更强, 因此常作为先锋物种出现在浮游植物群落中[14]. 由表2可见, 在H-CK,H-Bc1和H-Bc5三个系统中, 蓝藻均作为先锋物种出现在各群落中, 其中H-CK系统在6～7月份出现3种蓝藻, 尖细颤藻、 膨胀色球藻和不定微囊藻均可导致水华, 在8月与9月初, 若连续出现晴天和高温, 则水华风险加大. H-CK组比H-Bc1和H-Bc5两组中的绿藻多, 且种类均在6月骤增; 在H-Bc1和H-Bc5中出现甲藻门和硅藻门, 在H-CK组未出现.

表1 进入浮游植物群落的藻类*

*“+”表示被检测出.

表2 不同月份的浮游植物群落组成*

续表2

*“+”表示被检测出.

2.3.2 对浮游植物群落多样性的影响 生物质炭对浮游植物群落生物多样性的影响列于表3. 由表3可见, 在7月份, H-Bc1和H-Bc5系统内生物多样性显著优于H-CK系统. H-Bc5的Shannon-Wiener指数、 Simpson指数和物种均匀度指数3个指标分别为2.21,0.635,7.98; H-CK的3个指标仅为0.658,0.035,0.168. 在H-CK系统中, 聚衣藻(C.aggregata)所占浮游植物总体积的98.70%, 藻密度为1.14×108个/L, 成为绝对优势种. 在H-Bc5系统中, 中型鞘藻(O.intermedium)和单生卵囊藻(Ocystissolitaria)分别占藻类总体积的59.30%和23.20%, 藻密度分别为5.88×106,4.60×106个/L, 成为双建群种群落, 即将生物质炭加入实地土壤后, 优势种的绝对优势下降, 微生物群落的多样性有所改善[17].

表3 生物质炭对浮游植物群落生物多样性的影响(7月)

综上所述, 向湿地土壤中施加生物质炭可稳定水相中酮类物质的质量浓度, 降低浮游植物群落受干扰的强度, 使群落能进展演替, 降低爆发水华的风险. 在9～10月份的鱼类育肥期, 生物质炭介入使水体中存在较多的绿藻, 保持了水体生产力, 即为湿地生态系统顶端的鱼类提供了丰富的适口性食物. 施加生物质炭后, 模拟湿地水相中微生物群落的生物多样性明显提高, 从而提高了群落的稳定性.

[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] 刘莹莹, 秦海芝, 李恋卿, 等. 不同作物原料热裂解生物质炭对溶液中Cd2+和Pb2+的吸附特性 [J]. 生态环境学报, 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] 孙璇, 李恋卿, 潘根兴, 等. 不同作物原料生物质炭对溶液芘的吸附特性 [J]. 农业环境科学学报, 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, 赵安珍, 肖双成, 等. 农作物残体制备的生物质炭对水中亚甲基蓝的吸附作用 [J]. 环境科学, 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.