巴翠翠,張毅敏,楊 飛,孔 明,張志偉,湯志凱,顧詩云

?

狐尾藻在不同營(yíng)養(yǎng)底泥腐解過程中胡敏酸的變化

巴翠翠1,2,張毅敏2*,楊 飛2,孔 明2,張志偉1,2,湯志凱1,2,顧詩云1,2

(1.常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院,江蘇 常州 213164；2.環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所,江蘇 南京 210042)

采用平行因子分析方法,結(jié)合紫外吸收光譜?三維熒光光譜以及傅里葉變換紅外光譜技術(shù),研究了沉水植物狐尾藻在低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥腐解過程中胡敏酸(HA)的變化,進(jìn)一步揭示了不同營(yíng)養(yǎng)底泥對(duì)沉水植物腐解的影響機(jī)制.結(jié)果表明,底泥營(yíng)養(yǎng)水平越高,狐尾藻腐解得越快(<0.05),釋放出更多的溶解性有機(jī)碳(DOC)、溶解性總氮(DTN)、溶解性總磷(DTP)和腐殖質(zhì);底泥營(yíng)養(yǎng)程度與HA的疏水性?分子復(fù)雜性?分子量大小呈正相關(guān)(<0.05);熒光鑒別出不同營(yíng)養(yǎng)底泥HA都含有1種類蛋白質(zhì)組分C2和2種類富里酸組分C1、C3,且類富里酸組分和類蛋白質(zhì)組分在不同腐解條件下具有相似的組分特征;不同營(yíng)養(yǎng)底泥不同時(shí)間提取的HA紅外圖譜較為相似,表明不同腐解條件不同時(shí)間提取的HA含有相似的官能團(tuán),狐尾藻腐爛高營(yíng)養(yǎng)底泥組提取的HA含有更多的芳香性物質(zhì)和有機(jī)磷.采用光譜分析法對(duì)狐尾藻腐爛分解HA成分的化學(xué)結(jié)構(gòu)特征進(jìn)行系統(tǒng)的研究,可深入了解不同營(yíng)養(yǎng)底泥對(duì)沉水植物腐解的影響機(jī)制,為湖泊水環(huán)境生態(tài)治理和修復(fù)提供理論參考.

平行因子分析；三維熒光光譜；紅外光譜；底泥；狐尾藻腐解；胡敏酸

沉水植物是水環(huán)境的重要調(diào)節(jié)者,一方面可通過分泌化感物質(zhì)等直接抑制藻類生長(zhǎng)繁殖[1-2],另一方面可通過吸收水體和沉積物中的營(yíng)養(yǎng)鹽改善水體水質(zhì)[3-4].但沉水植物具有一定的生命周期,當(dāng)單一季節(jié)沉水植物進(jìn)入衰亡期后,大量植物死亡、殘?bào)w通過淋溶作用及微生物分解釋放大量的有機(jī)質(zhì)和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),易造成水體的二次污染,如東平湖菹草腐解引發(fā)水生態(tài)環(huán)境惡化,造成魚類大量死亡[5].腐殖質(zhì)是自然界中最豐富的有機(jī)質(zhì),由胡敏酸(HA)?富里酸(FA)?胡敏素(humin)3部分組成,由于腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)中含有大量的官能團(tuán),可與多種有機(jī)、無機(jī)物質(zhì)發(fā)生相互作用,從而對(duì)這些物質(zhì)的環(huán)境化學(xué)行為產(chǎn)生影響.研究表明,水生植物殘?bào)w通過微生物分解縮合產(chǎn)生腐殖質(zhì),能影響水體中污染物的遷移和轉(zhuǎn)化,加深水體污染程度[6-7]. HA是腐殖質(zhì)主要的活躍成分,因此有必要對(duì)湖泊水生植物腐爛分解成分的化學(xué)結(jié)構(gòu)特征進(jìn)行系統(tǒng)研究,以期為更進(jìn)一步了解湖泊有機(jī)質(zhì)變化機(jī)制提供科學(xué)依據(jù).

水生植物腐解是一個(gè)復(fù)雜的過程,除受自身質(zhì)量、組織結(jié)構(gòu)和纖維含量等影響[8-9]外,水體環(huán)境如pH值?DO、溫度、營(yíng)養(yǎng)鹽濃度、干濕交替等也會(huì)對(duì)腐解產(chǎn)生重要影響[10-12].除此之外,研究發(fā)現(xiàn)底泥的理化性質(zhì)也對(duì)水生植物腐解有著顯著影響, Debusk等[13]研究了不同P含量底泥條件下植物腐解速率的變化,發(fā)現(xiàn)香蒲、鋸齒草葉在不同P含量底泥(從高到低)中腐解速率依次降低;Eli?ka等[14]研究底泥營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量與濕地大型植物腐解之間的關(guān)系,發(fā)現(xiàn)底泥l(xiāng)ogC/P(質(zhì)量比)>4000時(shí),腐解過程就會(huì)變得非常緩慢.目前關(guān)于沉水植物在不同營(yíng)養(yǎng)底泥條件下腐解產(chǎn)生腐殖質(zhì)的研究較少,因此,本文以沉水植物狐尾藻為研究對(duì)象,設(shè)計(jì)模擬試驗(yàn),利用紫外吸收光譜、三維熒光光譜以及傅里葉變換紅外光譜技術(shù)分析狐尾藻在不同營(yíng)養(yǎng)底泥腐解過程中的變化,深入了解不同營(yíng)養(yǎng)底泥對(duì)沉水植物腐解的影響機(jī)制,以期為湖泊水環(huán)境生態(tài)治理和修復(fù)提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

表1 試驗(yàn)底泥理化性質(zhì)(g/kg) Table 1 Test soil physical and chemical properties (g/kg)

沉水植物狐尾藻采集于太湖梅梁灣湖區(qū),根據(jù)已有的研究結(jié)果[15],云南洱海?東太湖、五里湖分別為低、中、高營(yíng)養(yǎng)水平湖泊,以這些湖泊底泥營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)為參照,試驗(yàn)底泥為某稻麥輪作田園土,通過添加不同梯度營(yíng)養(yǎng)鹽配置低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥材料.試驗(yàn)底泥理化性質(zhì)見表1.

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 試驗(yàn)地點(diǎn)在常州大學(xué)玻璃溫室,試驗(yàn)時(shí)間為2017年7~10月,實(shí)驗(yàn)周期120d.試驗(yàn)裝置為18個(gè)直徑55cm,高65cm,容積100L的圓柱體塑料桶,每6個(gè)塑料桶鋪放10kg低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥和80L自來水,靜放1周.試驗(yàn)開始前挑選成熟狐尾藻植株,去除異物用自來水洗凈,并將植物體表多余水分晾干,用濾布將其包裹后放入試驗(yàn)裝置中.試驗(yàn)按照底泥營(yíng)養(yǎng)程度以及是否添加狐尾藻設(shè)6個(gè)試驗(yàn)組:低營(yíng)養(yǎng)底泥組(L0、L1),中營(yíng)養(yǎng)底泥組(M0、M1),高營(yíng)養(yǎng)底泥組(H0、H1),其中L0、M0、H0不添加狐尾藻;L1、M1、H1加入3kg/m3狐尾藻,每個(gè)試驗(yàn)組重復(fù)3次.

在試驗(yàn)第0,1,4,8,13,19,26,36,48,60d采集水樣,測(cè)定水體的基本理化指標(biāo);在試驗(yàn)第0,20,40,60,120d采集底泥,待自然風(fēng)干后過20目篩,混勻提取HA.

1.2.2 指標(biāo)測(cè)定 采用便攜式水質(zhì)測(cè)定儀YSI測(cè)定水體的pH值?溶解氧(DO),堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定溶解性總氮(DTN)、溶解性總磷(DTP),溶解性有機(jī)碳(DOC)的含量采用島津TOC分析儀測(cè)定.

底泥中HA的提取與凈化采用國(guó)際腐殖質(zhì)協(xié)會(huì)提出的參考方法[16].提取出來的HA液體樣品經(jīng)0.45μm玻璃纖維濾膜(GF/F,Whatman,450℃,灼燒4h)過濾后,濾液置于4℃冰箱保存待用;部分儲(chǔ)備液進(jìn)行冷凍干燥,作為待測(cè)固體樣品.HA的含碳量采用重鉻酸鉀比色法測(cè)定(F-HZ-DZ-TR-0048).

采用島津UV2700紫外可見分光光度計(jì)對(duì)紫外吸收光譜進(jìn)行測(cè)定,波長(zhǎng)范圍為200~800nm,掃描波長(zhǎng)間隔1nm,分別測(cè)定HA樣品在260,400,465,600, 665nm處的吸光度值,并計(jì)算SUVA260、E4/E6以及Δlg值.SUVA260是反映HA疏水性強(qiáng)弱的指標(biāo),是單位溶解性有機(jī)碳濃度下波長(zhǎng)260nm處的吸收系數(shù),即以樣品在紫外260nm的吸光度值乘以100除以DOC的比值表示[17];E4/E6是反映HA分子量與芳化度的指標(biāo),是吸光度在465與665nm處的比值;Δlg(色調(diào)系數(shù))是反映HA分子復(fù)雜性的指標(biāo),等于吸光度在400與600nm處比值的對(duì)數(shù)值.

使用熒光分光光度計(jì)(CaryEclipse,美國(guó)安捷倫)測(cè)定樣品的熒光光譜,首先稀釋樣品使得其在波長(zhǎng)254nm處吸光度小于0.1[18].激發(fā)光源150W疝弧燈;PMT電壓700V;信噪比>110;響應(yīng)時(shí)間0.05s;帶通x=5nm,m=2nm;掃描速度2400nm/min;掃描光譜進(jìn)行儀器自動(dòng)校正.激發(fā)波長(zhǎng)x的掃描范圍為220~400nm,發(fā)射波長(zhǎng)m的掃描范圍280~550nm.

采用傅里葉變換紅外光譜儀(FTIR光譜儀,Nicolet iS50,United States)iS50,將1mg凍干的HA樣品與400mg干燥的KBr磨細(xì)混勻,將微量樣品放置在金剛石窗口上,壓成薄片后測(cè)試,光譜掃描波數(shù)范圍為500~4000cm-1,掃描次數(shù)為16次,分辨率為4cm-1.

2 結(jié)果與分析

2.1 狐尾藻腐解過程中水質(zhì)主要指標(biāo)的變化

如圖1a所示,L1、M1、H1組DO呈先降低后升高的趨勢(shì),這與腐解過程相關(guān).腐解初期,首先植物腐爛分解消耗氧,其次植物體大量死亡漂浮在水體表面,阻礙了原有水體對(duì)大氣中氧的吸收,造成DO迅速下降,試驗(yàn)第1d,L1、M1、H1組水體DO迅速降低至0.22,0.13,0.14mg/L;試驗(yàn)后期,隨著植物殘?bào)w不斷沉降,大氣復(fù)氧能力得到恢復(fù),水中DO逐漸升高,其中L1、M1、H1組DO分別在第36,26,19d大幅度升高,說明在一定范圍內(nèi),底泥營(yíng)養(yǎng)水平越高,狐尾藻腐解得越快.

圖1 腐解過程中不同營(yíng)養(yǎng)底泥組DO、DOC、DTN、DTP的濃度變化 Fig.1 Changes of DO,DOC,DTN and DTP concentrations in different nutrient sediments during decomposition

L0、M0、H0為未添加植物的樣品,其有機(jī)質(zhì)的庫存量越來越少,DOC濃度隨著腐解時(shí)間的增長(zhǎng)而逐漸降低,其余處理組的DOC濃度呈先增后減的趨勢(shì)(圖1b).狐尾藻腐解初期,苯醇溶出物和水溶性物質(zhì)先不斷釋放DOC進(jìn)入水體,導(dǎo)致水體的DOC含量升高,隨后大量的微生物需要利用DOC作為碳源和能源滿足自身生長(zhǎng)繁殖的需求,因而該階段DOC濃度表現(xiàn)為下降趨勢(shì)[19].其中,L1、M1、H1組分別在第36,26,13d DOC 釋放量達(dá)到最大,說明與空白組相比,在一定范圍內(nèi),底泥營(yíng)養(yǎng)水平的提高可以促進(jìn)狐尾藻腐解過程中DOC的釋放,且L1、M1、H1組DOC的凈釋放量分別為3.307,6.105,7.263mg/L,可以看出,DOC的凈釋放量隨著底泥營(yíng)養(yǎng)水平的提高呈遞增趨勢(shì),也許是高營(yíng)養(yǎng)底泥的速效養(yǎng)分促進(jìn)了微生物的活動(dòng)?增加了微生物的活性,從而提高了對(duì)有機(jī)質(zhì)的分解速率[20].

不同營(yíng)養(yǎng)底泥對(duì)狐尾藻腐解釋放DTN、DTP的影響不同(圖1c、d).L0、M0、H0空白處理組隨著腐解時(shí)間增長(zhǎng),DTN、DTP的濃度基本無變化,L1、M1、H1添加植物處理組DTN、DTP的濃度均先增大后減小.其中,L1、M1、H1組分別在第48,36,26d DTN釋放量最大,在第36,26,19d DTP釋放量達(dá)到最大值,可見, DTN、DTP與 DOC有著相似的變化特征,在該試驗(yàn)條件下,底泥營(yíng)養(yǎng)水平的提高可以促進(jìn)狐尾藻腐解過程中DTN、DTP的釋放(<0.05),這與Debusk等[13]研究成果相似.

2.2 狐尾藻腐解過程中底泥HA碳含量的變化

由表2可知,腐解第0d, L0、M0、H0空白組 HA含量無明顯差異,表明在該試驗(yàn)條件下,添加不同梯度的營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)HA碳含量無顯著影響,隨著腐解時(shí)間增長(zhǎng),有機(jī)質(zhì)逐漸腐解,HA碳含量逐漸降低;低營(yíng)養(yǎng)底泥處理組的HA碳含量呈增長(zhǎng)趨勢(shì),其余處理組整體呈先增后減的趨勢(shì),L1、M1、H1組分別在第120,60,40d HA碳含量達(dá)到最大,隨著腐解時(shí)間增長(zhǎng),HA碳含量均逐漸下降,表明在該試驗(yàn)條件下,高營(yíng)養(yǎng)底泥可以促進(jìn)狐尾藻腐解釋放腐殖質(zhì)(<0.05),這與圖1的研究結(jié)果是相同的.這是因?yàn)楦郀I(yíng)養(yǎng)底泥向水體釋放N、P營(yíng)養(yǎng)鹽較多,狐尾藻腐解過程中對(duì)N、P等養(yǎng)分需求較高,當(dāng)植物在含這些養(yǎng)分較高的環(huán)境下腐解時(shí),微生物群落生長(zhǎng)加快,狐尾藻腐解速率快,釋放出更多的HA,隨著時(shí)間的推移,有機(jī)質(zhì)逐漸腐解,導(dǎo)致HA碳含量相應(yīng)降低.

表2 底泥HA碳含量的變化情況(g/kg) Table 2 Changes in the carbon content of sediment humic acid (g/kg)

2.3 狐尾藻腐解過程中底泥HA紫外吸收光譜的變化

SUVA260是反映HA疏水性強(qiáng)弱的指標(biāo),數(shù)值越大代表疏水性越強(qiáng),疏水組分越多[21].由表3可見,H0組中HA的SUVA260值明顯大于L0、M0組,表明在該試驗(yàn)條件下,高營(yíng)養(yǎng)底泥中HA的疏水性更強(qiáng);各處理組HA的SUVA260值逐漸增大,表明HA的疏水性隨著狐尾藻腐解過程逐漸增強(qiáng).

E4/E6的大小與HA的分子量及芳化度密切相關(guān),E4/E6值越高,說明腐殖質(zhì)的分子量越大,結(jié)構(gòu)越復(fù)雜[22].由表4可見,空白處理組中HA的E4/E6值大小順序?yàn)镠0>M0>L0,表明在該試驗(yàn)條件下,底泥營(yíng)養(yǎng)程度越高,HA的相對(duì)分子量更大;狐尾藻腐解過程中,處理組HA的E4/E6值呈增加的趨勢(shì),表明隨著腐解的進(jìn)行,HA芳化度升高,結(jié)構(gòu)復(fù)雜化.高營(yíng)養(yǎng)底泥可以促進(jìn)狐尾藻的腐解,狐尾藻殘?bào)w沉降在底泥中,殘?bào)w在腐殖化過程中會(huì)形成芳構(gòu)化度高?脂肪性強(qiáng)的小分子,從而使高營(yíng)養(yǎng)底泥較其他試驗(yàn)組結(jié)構(gòu)更復(fù)雜[23].

Δlg(色調(diào)系數(shù)),它能夠反映分子的復(fù)雜性.一般來說,Δlg值越高,樣品中醇羥基(R–OH)、甲氧基(CH3O–)的含量增加,羧基(–COOH)?酚羥基(Ar–OH)、羰基(C═O)的含量降低,樣品的分子結(jié)構(gòu)由復(fù)雜變簡(jiǎn)單,氧化程度以及芳香性降低[24].由表5可見,空白組中HA各營(yíng)養(yǎng)程度的Δlg值變化趨勢(shì)與E4/E6恰好相反,大小順序依次為L(zhǎng)0>M0>H0,表明在該試驗(yàn)條件下,底泥營(yíng)養(yǎng)程度與HA分子的復(fù)雜性呈正相關(guān)(<0.05),即與低營(yíng)養(yǎng)底泥相比,高營(yíng)養(yǎng)底泥中的HA分子更為復(fù)雜;各處理組隨時(shí)間變化HA的Δlg值均逐漸減小,表明隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行,HA芳香性增強(qiáng),結(jié)構(gòu)復(fù)雜化.芳香族物質(zhì)不易溶于水,這也解釋了HA含有較多疏水組分以及隨著腐解的進(jìn)行,HA疏水性增強(qiáng)的現(xiàn)象.

在該試驗(yàn)條件下,由于不同營(yíng)養(yǎng)底泥理化性質(zhì)不同,高營(yíng)養(yǎng)底泥中可能含有更多的真菌木霉,根據(jù)胡承彪等[25]研究發(fā)現(xiàn),木霉一般在適宜條件下具有較強(qiáng)的分解纖維素、半纖維素?木質(zhì)素及很多難分解物質(zhì)的能力,而這些物質(zhì)通過分解和氧化產(chǎn)生的醌型化合物分泌到體外,細(xì)胞自溶時(shí)很容易縮合-聚合成芳構(gòu)化度高、脂肪性強(qiáng)的腐殖質(zhì)[23,26],而且Anderson和Domsch等[27]從真菌中提取出腐殖酸型的多聚物發(fā)現(xiàn)其性質(zhì)類似灰色HA,表明在高營(yíng)養(yǎng)底泥微生物作用下,HA的分子量較大,結(jié)構(gòu)較復(fù)雜.其性質(zhì)類似灰色HA,在該研究中底泥營(yíng)養(yǎng)程度與HA的疏水性、分子復(fù)雜性、分子量大小呈正相關(guān)(<0.05)可能和以上因素有關(guān).

表3 底泥HA的SUVA260 [L/(mg·cm)] Table 3 SUVA260 of sediment humic acid [L/(mg·cm)]

表4 底泥HA的E4/E6Table 4 E4/E6 of sediment humic acid

表5 底泥腐殖質(zhì)組分的ΔlgK Table 5 ΔlgK of sediment humic acid

2.4 狐尾藻腐解過程中底泥的熒光光譜特性

采用平行因子分析法(PARAFAC)對(duì)底泥提取出來的樣品三維熒光光譜進(jìn)行分解,各熒光物質(zhì)及其相應(yīng)位置見表6.低營(yíng)養(yǎng)底泥組分離出3種熒光組分(圖2),組分C1具有2個(gè)峰,主次峰對(duì)應(yīng)的發(fā)射波長(zhǎng)分別為290,360nm,激發(fā)波長(zhǎng)為230nm,主峰230nm/290nm對(duì)應(yīng)傳統(tǒng)A峰(240~270nm/370~ 440nm)且激發(fā)波長(zhǎng)發(fā)生藍(lán)移,主要為紫外區(qū)類富里酸熒光峰[28],次峰230nm/360nm位于傳統(tǒng)的B峰(225~237nm/340~381nm)區(qū)域,為類色氨酸熒光峰[29-30],該組分熒光特性主要體現(xiàn)為類富里酸物質(zhì);組分C2是以類酪氨酸為主的類蛋白物質(zhì),該組分(240nm?260nm/370nm)具有1個(gè)發(fā)射波長(zhǎng),對(duì)應(yīng)2個(gè)激發(fā)波長(zhǎng),主峰240nm/370nm對(duì)應(yīng)傳統(tǒng)C峰(220~225nm/340~380nm)發(fā)現(xiàn)一定紅移,主要為類酪氨酸熒光峰[31],次峰260nm/370nm為紫外區(qū)類富里酸熒光峰;組分C3為類富里酸物質(zhì),該組分(225nm?260nm、320nm/425nm)具有3個(gè)峰,峰(225nm/425nm)相對(duì)傳統(tǒng)B峰發(fā)現(xiàn)一定藍(lán)移,峰260nm/425nm對(duì)應(yīng)為紫外區(qū)類富里酸熒光A峰區(qū)域內(nèi),峰320nm/ 425nm位于傳統(tǒng)的D峰(310~360nm/370~450nm)區(qū)域,為可見區(qū)類富里酸熒光峰[32].

中營(yíng)養(yǎng)底泥組分離出3種熒光組分(圖2),組分C1(230nm/290nm、360nm)、C2(245nm、260nm/ 370nm)與低營(yíng)養(yǎng)底泥組分離出來的C1組分(230nm/ 290nm、360nm)、C2組分(240nm?260nm/370nm)大致相同,分別為類富里酸、類蛋白物質(zhì);組分C3(265nm、320nm/425nm)是以類富里酸為主的類腐殖酸組分,主峰265nm/425nm對(duì)應(yīng)為紫外區(qū)類富里酸熒光,次峰320nm/425nm對(duì)應(yīng)為可見區(qū)類富里酸熒光.

高營(yíng)養(yǎng)底泥組分離出3種熒光組分(圖2),組分C1(240nm/370nm)只有一個(gè)熒光峰,對(duì)應(yīng)為紫外區(qū)類富里酸熒光;組分C2(225nm/295nm)對(duì)應(yīng)傳統(tǒng)C峰區(qū)域且發(fā)射波長(zhǎng)發(fā)生紅移;組分C3(265nm、320nm/430nm)與中營(yíng)養(yǎng)底泥組分離出來的的C3組分(265nm、320nm/425nm)大致相同.

表6 DOM的主要熒光物質(zhì)及其相應(yīng)位置 Table 6 The main fluorescent substances and these positions in DOM

圖2 不同處理組底泥HA的熒光光譜 Fig.2 Fluorescence spectra of sediment humic acid in different treatment groups

狐尾藻在3種營(yíng)養(yǎng)底泥條件下腐解分離得到的熒光物質(zhì)主要為類富里酸和類蛋白質(zhì),類蛋白質(zhì)包括類酪氨酸和類色氨酸物質(zhì),本實(shí)驗(yàn)中得到的類蛋白熒光峰主要反映的是生物降解來源的類酪氨酸物質(zhì),代表與微生物降解產(chǎn)生的芳香性蛋白類結(jié)構(gòu)有關(guān)的熒光基團(tuán)[33];出現(xiàn)類富里酸熒光峰說明樣品中含有較多的羰基和羧基結(jié)構(gòu)[34].

利用平行因子分析法所得熒光組分在不同營(yíng)養(yǎng)底泥?不同腐解時(shí)間的濃度得分值max進(jìn)行制圖,max表示各類熒光峰的熒光強(qiáng)度或各樣品中各組分的含量.由圖3可知,低營(yíng)養(yǎng)底泥處理組的max值與腐解時(shí)間成正比,呈增長(zhǎng)趨勢(shì)(<0.05),中營(yíng)養(yǎng)?高營(yíng)養(yǎng)底泥處理組的max值整體均呈先升高后下降的趨勢(shì),也許是因?yàn)樵谠撛囼?yàn)條件下,高營(yíng)養(yǎng)底泥中的微生物可以提高有機(jī)質(zhì)的分解速率,此分析結(jié)果與圖1結(jié)論相同;在整個(gè)腐解過程中,組分C3含量最低,低營(yíng)養(yǎng)?中營(yíng)養(yǎng)底泥樣品組分C1占據(jù)主導(dǎo)地位,與低?中營(yíng)養(yǎng)底泥組相比,高營(yíng)養(yǎng)底泥樣品組分C2,即類蛋白熒光峰強(qiáng)度較高,這可能是由于高營(yíng)養(yǎng)底泥提取的HA樣品分子結(jié)構(gòu)上帶有更多的芳環(huán)氨基酸[43].

2.5 狐尾藻腐解過程中底泥HA的紅外光譜特性

對(duì)狐尾藻在低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥中腐爛分解各階段產(chǎn)生的HA進(jìn)行紅外光譜分析,結(jié)果見圖4~6.各類化合物紅外吸收波數(shù)范圍參見文獻(xiàn)[44].

本實(shí)驗(yàn)中HA吸收峰主要出現(xiàn)在:510~400(C—N—C胺類),550~465(C—C=O羧酸),740~720(—(CH2)n—烷烴類),1055~915(P—O—C有機(jī)磷類),1390~1360 (SO2Cl磺酰氯),1650~1600(芳香基上的C=C伸縮振動(dòng)),3520~3320cm-1(—NH2芳香胺?伯胺和酰胺).

從圖4~6可知,低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥不同時(shí)間提取的HA紅外光譜相似,表明不同腐解條件不同時(shí)間提取的HA含有相似的官能團(tuán),但仔細(xì)觀察各個(gè)HA紅外光譜,就會(huì)發(fā)現(xiàn)各樣品的特征峰吸收強(qiáng)度存在較明顯的差異.狐尾藻在低、中營(yíng)養(yǎng)底泥中腐解第60d,在1637cm-1出現(xiàn)了芳香基的C=C伸縮振動(dòng),而高營(yíng)養(yǎng)底泥處理組第40d在1637cm-1就出現(xiàn)了芳香基的C=C伸縮振動(dòng),表明狐尾藻腐爛底泥提取的HA含有較多的芳香性物質(zhì),高營(yíng)養(yǎng)底泥可以促進(jìn)狐尾藻腐解釋放芳香性物質(zhì);狐尾藻在高營(yíng)養(yǎng)底泥中腐解第120d,在1032cm-1特征峰處與低、中營(yíng)養(yǎng)底泥組相比較,吸收強(qiáng)度明顯增大,表明狐尾藻在高營(yíng)養(yǎng)底泥條件下腐解提取的HA含有較多的有機(jī)磷.王菊花[45]對(duì)不同微生物土壤腐殖質(zhì)中的HA進(jìn)行紅外表征也發(fā)現(xiàn)不同處理的紅外波形基本一致,表明不同微生物土壤中的HA有著相似的結(jié)構(gòu)C架.

2.6 狐尾藻在不同營(yíng)養(yǎng)底泥腐解過程中HA各指標(biāo)相關(guān)性分析

采用相關(guān)性分析對(duì)狐尾藻在不同營(yíng)養(yǎng)底泥腐解過程中得到的HA紫外參數(shù)?熒光參數(shù)進(jìn)行相關(guān)系數(shù)計(jì)算,可以客觀揭示底泥營(yíng)養(yǎng)水平與各個(gè)參數(shù)之間的聯(lián)系.各指標(biāo)之間的相關(guān)性分析顯示(表6),在低營(yíng)養(yǎng)底泥各紫外參數(shù)之間,SUVA260、E4/E6、Δlg兩兩均呈極顯著相關(guān)(<0.01),而與中、高營(yíng)養(yǎng)底泥紫外參數(shù)均未呈現(xiàn)顯著相關(guān)性,同樣的,中、高營(yíng)養(yǎng)底泥SUVA260、E4/E6、Δlg兩兩均達(dá)到極顯著相關(guān)(<0.01),而與其余處理組底泥紫外參數(shù)無相關(guān)性,上述現(xiàn)象表明狐尾藻在相同營(yíng)養(yǎng)底泥條件下腐解,SUVA260與E4/E6、Δlg密切相關(guān);不同營(yíng)養(yǎng)底泥對(duì)狐尾藻腐解產(chǎn)生HA的疏水性、芳化度以及分子復(fù)雜性具有較大影響.從表5還可發(fā)現(xiàn),低營(yíng)養(yǎng)底泥中的類富里酸組分(L-C1、L-C3)與中、高營(yíng)養(yǎng)底泥中的類富里酸組分(M-C1、M-C3、H-C1、H-C3)達(dá)極顯著相關(guān)(<0.01),低營(yíng)養(yǎng)底泥中的類蛋白組分(L-C2)與中、高營(yíng)養(yǎng)底泥中的類蛋白組分(M-C2、H-C2、H-C3)達(dá)極顯著相關(guān)(<0.01),低營(yíng)養(yǎng)底泥中的類蛋白組分(L-C2)與類富里酸組分(L-C1、L-C3)呈顯著相關(guān)(<0.05),中、高營(yíng)養(yǎng)底泥中的類蛋白組分(M-C2、H-C2)與類富里酸組分(M-C1、M-C3、H-C1、H-C3)均呈顯著相關(guān)(<0.05),表明在該試驗(yàn)條件下,不管是相同營(yíng)養(yǎng)底泥,還是不同營(yíng)養(yǎng)底泥的類富里酸組分和類蛋白組分在不同腐解條件下都具有相似的組分特征[46].

表6 不同指標(biāo)之間的相關(guān)性分析 Table 6 Results from correlation analysis of the different parameters

注:**代表<0.01,*代表<0.05,L代表低營(yíng)養(yǎng),M代表中營(yíng)養(yǎng),H代表高營(yíng)養(yǎng).

3 結(jié)論

3.1 不同營(yíng)養(yǎng)底泥對(duì)狐尾藻腐解釋放DOC、DTN、DTP的影響不同,在試驗(yàn)條件下,底泥營(yíng)養(yǎng)水平的提高可以促進(jìn)狐尾藻腐解過程中DOC、DTN、DTP的釋放.低營(yíng)養(yǎng)底泥處理組的HA含量呈增長(zhǎng)趨勢(shì),低?中營(yíng)養(yǎng)底泥處理組整體呈先增后減的趨勢(shì),說明高營(yíng)養(yǎng)底泥可以促進(jìn)狐尾藻腐解釋放腐殖質(zhì).

3.2 SUVA260、E4/E6、Δlg紫外參數(shù)表明,隨著狐尾藻腐解的進(jìn)行,底泥營(yíng)養(yǎng)程度與HA疏水性強(qiáng)弱、分子的復(fù)雜性及分子量大小呈正相關(guān).

3.3 低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥HA中三維熒光光譜都可分解為3種熒光組分,1種類蛋白質(zhì)組分C2和2種類富里酸組分C1、C3,且類富里酸組分與類蛋白質(zhì)組分在不同腐解條件下具有相似的組分特征;低營(yíng)養(yǎng)底泥處理組的max值隨著腐解時(shí)間的增加呈增長(zhǎng)趨勢(shì),中、高營(yíng)養(yǎng)底泥處理組的max值呈先升高后下降的趨勢(shì);在整個(gè)腐解過程中,組分C3含量最低,低、中營(yíng)養(yǎng)底泥樣品組分C1占據(jù)主導(dǎo)地位,與低、中營(yíng)養(yǎng)底泥組相比,高營(yíng)養(yǎng)底泥樣品組分C2含量較高.

3.4 低、中、高營(yíng)養(yǎng)底泥不同時(shí)間提取的HA紅外圖譜較為相似,表明不同腐解條件不同時(shí)間提取的HA含有相似的官能團(tuán).高營(yíng)養(yǎng)底泥可以促進(jìn)狐尾藻腐解釋放芳香性物質(zhì),狐尾藻腐爛底泥提取的HA含有較多的芳香性物質(zhì)和有機(jī)磷.

[1] 樊恒亮,謝麗強(qiáng),宋曉梅,等.沉水植物對(duì)水體營(yíng)養(yǎng)的響應(yīng)及氮磷積累特征[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2017,40(3):42-48. Fan H L, Xie L Q, Song X M, et al. Response of submerged plants to water nutrition and accumulation of nitrogen and phosphorus [J]. Environmental science and technology, 2017,40(3):42-48.

[2] 楊鳳娟,蔣任飛,饒偉民,等.沉水植物在富營(yíng)養(yǎng)化淺水湖泊修復(fù)中的生態(tài)機(jī)理[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016,44(26):58-61. Yang F J, Jiang R F, Rao W M, et al. Ecological mechanism of submerged plants in the restoration of eutrophicated shallow lakes [J]. Anhui agricultural science, 2016,44(26):58-61.

[3] 宋玉芝,楊美玖,秦伯強(qiáng).苦草對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化水體中氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽的生理響應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,32(9):2569-2575. Song Y Z, Yang M J, Qin B Q, et al. Physiological response ofto nitrogen and phosphorus contents in eutrophic waterbody [J]. Environmental Science, 2011,32(9):2569-2575.

[4] Hautier Y, Hector A. Competition for light causes plant biodiversity loss after eutrophication [J]. Science, 2009,324(5927):636-8.

[5] 張金路,段登選,王志忠.東平湖菹草大面積衰亡的危害及防治對(duì)策[J]. 環(huán)境研究與監(jiān)測(cè), 2009,(2):31-33. Zhang J L, Duan D X, Wang Z Z. Harms of large area decline ofand its control measures in Dongping lake [J]. Environmental research and monitoring, 2009,(2):31-33.

[6] Powell H K J, Fenton E. Size fractionation of humic substances: Effect on protonation and metal binding properties [J]. Analytica Chimica Acta, 1996,334(1/2):27-38.

[7] Koivula N, H?nninen K. Concentrations of monosaccharides in humic substances in the early stages of humification [J]. Chemosphere, 2001, 44(2):271-9.

[8] Geraldes P, Pascoal C, Cássio F. Effects of increased temperature and aquatic fungal diversity on litter decomposition [J]. Fungal Ecology, 2012,5(6):734-740.

[9] Polechońska L, Samecka-Cymerman A. The effect of environmental contamination on the decomposition of European frog-bit (Hydrocharis morsus-ranae, L.) in natural conditions [J]. Aquatic Botany, 2015,127(1):35-43.

[10] 武海濤,呂憲國(guó),楊 青,等.三江平原典型濕地枯落物早期分解過程及影響因素[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007,27(10):4027-4035. Wu H T, Lv X G, Yang Q, et al. The early decomposition process and influencing factors of typical wetland litters in Sanjiang plain [J]. Acta Ecologica Sinica, 2007,27(10):4027-4035.

[11] Cornut J, Clivot H, Chauvet E, et al. Effect of acidification on leaf litter decomposition in benthic and hyporheic zones of woodland streams [J]. Water Research, 2012,46(19):6430-44.

[12] Asaeda T, Le H N, Hietz P, et al. Seasonal fluctuations in live and dead biomass of Phragmites australis, as described by a growth and decomposition model: implications of duration of aerobic conditions for litter mineralization and sedimentation [J]. Aquatic Botany, 2002,73(3):223-239.

[13] Debusk W F, Reddy K R. Litter Decomposition and Nutrient Dynamics in a Phosphorus Enriched Everglades Marsh [J]. Biogeochemistry, 2005,75(2):217-240.

[14] Eli?ka R, Kate?ina H. Wetland plant decomposition under different nutrient conditions: what is more important, litter quality or site quality [J]. Biogeochemistry, 2006,80(3):245-262.

[15] 金相燦,屠清瑛.湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范[M]. 2版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 1990:213-215. Jin X C, Tu Q Y. Criteria for investigation of lake eutrophication [M]. Version 2. Beijing: China environmental science press, 1990:213-215.

[16] Swift R S, Sparks D L, Page A L, et al. Organic matter characterization. [J]. Methods of soil analysis. Part 3 - chemical methods. 1996.

[17] 蘇冬雪,王文杰,邱 嶺,等.落葉松林土壤可溶性碳、氮和官能團(tuán)特征的時(shí)空變化及與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(21):6705-6714. Su D X, Wang W J, Qiu L, et al. Temporal and spatial variations of soil soluble carbon, nitrogen and functional groups in deciduous pine forests and their relationship with soil physical and chemical properties [J]. Acta ecologica Sinica, 2012,32(21):6705-6714.

[18] Cox L, Celis R, Hermosín M C, et al. Effect of organic amendments on herbicide sorption as related to the nature of the dissolved organic matter. [J]. Environmental Science & Technology, 2000,34(21):4600-4605.

[19] 代靜玉,秦淑平,周江敏,等.水杉凋落物分解過程中溶解性有機(jī)質(zhì)的分組組成變化[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2004,13(2):207-210. Dai J Y, Qin S P, Zhou J M, et al. Grouping and composition of dissolved organic matter during decomposition of metasequoia litters [J]. Journal of Ecological Environment, 2004,13(2):207-210.

[20] 張 帥,崔心紅,朱 義,等.稻殼基生物炭對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)底泥理化性質(zhì)、上覆水和植物生長(zhǎng)的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2017,45(22):308-313. Zhang S, Cui X H, Zhu Y, et al. Effects of rice husk-based biochar on physicochemical properties, overlying water and plant growth of different nutrient sediments [J]. Jiangsu Agricultural Science, 2017,45(22): 308-313.

[21] Jaffrain J, Gérard F, Meyer M, et al. Assessing the Quality of Dissolved Organic Matter in Forest Soils Using Ultraviolet Absorption Spectrophotometry [J]. Soil Science Society of America Journal, 2007,71(6):1851-1858.

[22] 文啟孝.土壤有機(jī)質(zhì)研究法[M]. 北京:農(nóng)業(yè)出版社, 1954:136-145. Wen Q X. Soil organic matter method [M]. Beijing: Agricultural press, 1954:136-145.

[23] 王旭東,張一平,呂家瓏,等.不同施肥條件對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)及胡敏酸特性的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2000,33(2):75-81. Wang X D, Zhang Y P, Lv J L, et al. Effects of different fertilization conditions on soil organic matter and humic acid characteristics [J]. Chinese Agricultural Science, 2000,33(2):75-81.

[24] 張福鎖.土壤與植物營(yíng)養(yǎng)研究新動(dòng)態(tài),第三卷[M]. 北京:農(nóng)業(yè)出版社, 1995:138. Zhang F S. New developments in soil and plant nutrition, The third volume [M]. Beijing: Agricultural press, 1995:138.

[25] 胡承彪,韋立秀,韋原連,等.不同林型人工林土壤微生物區(qū)系及生化活性研究[J]. 微生物學(xué)雜志, 1990,(z1):14-20. Hu C B, Wei L X, Wei Y L, et al. Study on soil microflora and biochemical activities in different plantation types [J]. Journal of Microbiology, 1990,(z1):14-20.

[26] 來航線,程麗娟,王中科.幾種微生物對(duì)土壤腐殖質(zhì)形成的作用[J]. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 1997,(6):79-82. Iai H X, Cheng L J, Wang Z K. Effects of several microorganisms on soil humus formation [J]. Journal of Northwest Agricultural and Forestry University (Science edition), 1997,(6):79-82.

[27] 麥克拉倫, A.D.土壤生物化學(xué)[M]. 北京:農(nóng)業(yè)出版社, 1984:607. McClaren, A.D. Soil biochemistry [M]. Beijing: Agricultural press, 1984:607.

[28] Wu F, Midorikawa T, Tanoue E. Fluorescence properties of organic ligands for copper(II) in Lake Biwa and its rivers [J]. Geochemical Journal, 2001,35(1):152-153.

[29] 汪玲玲.三維熒光光譜技術(shù)在溶解性有機(jī)物研究中的應(yīng)用[J]. 環(huán)境科學(xué)與管理, 2015,40(1):153-155. Wang L L. Application of three-dimensional fluorescence spectroscopy in the study of dissolved organic compounds [J]. Environmental science and management, 2015,40(1):153-155.

[30] Bridgeman J, Bieroza M, Baker A. The application of fluorescence spectroscopy to organic matter characterisation in drinking water treatment [J]. Reviews in Environmental Science & Bio/technology, 2011,10(3):277-290.

[31] 虞敏達(dá),何小松,檀文炳,等.城市納污河流有色溶解有機(jī)物時(shí)空演變特征[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(1):133-142. Yu M D, He X S, Tan W B, et al. Spatial and temporal evolution characteristics of colored dissolved organic matter in polluted urban rivers [J]. China Environmental Science, 2016,36(1):133-142.

[32] Baker A. Fluorescence properties of some farm wastes: implications for water quality monitoring [J]. Water Research, 2002,36(1):189-195.

[33] 柏林森,李向東,張 彥.微山湖(下級(jí)湖)中溶解性有機(jī)質(zhì)(DOM)的降解實(shí)驗(yàn)研究[J]. 科學(xué)技術(shù)與工程, 2015,15(5):162-169. Bai L S, Li X D, Zhang Y. Experimental study on degradation of dissolved organic matter (DOM) in weishan lake (subordinate lake) [J]. Science, Technology and Engineering, 2015,15(5):162-169.

[34] 黎 燁,周聰聰,戴零星,等.滇池流域土壤活性腐殖質(zhì)及其主要組分的紫外-可見與三維熒光光學(xué)特性[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2017,37(3): 1098-1106. Li Y, Zhou C C, Dai L X, et al. Ultraviolet-visible and three- dimensional fluorescence optical properties of soil active humus and its main components in Dianchi lake basin [J]. Journal of Environmental Science, 2017,37(3): 1098-1106.

[35] Leenheer J A, Croué J P. Peer Reviewed: Characterizing Aquatic Dissolved Organic Matter [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(1):18A-26A.

[36] Murphy K R, Ruiz G M, Dunsmuir W T, et al. Optimized parameters for fluorescence-based verification of ballast water exchange by ships. [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(7):2357-2362.

[37] 馮偉瑩,朱元榮,吳豐昌,等.太湖水體溶解性有機(jī)質(zhì)熒光特征及其來源解析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016,36(2):475-482. Feng W Y, Zhu Y R, Wu F C, et al. Fluorescence characteristics and source analysis of dissolved organic matter in Taihu lake [J]. Journal of Environmental Science, 2016,36(2):475-482.

[38] 黃昌春,李云梅,王 橋,等.基于三維熒光和平行因子分析法的太湖水體CDOM組分光學(xué)特征[J]. 湖泊科學(xué), 2010,22(3):375-382. Huang C C, Li Y M, Wang Q, et al. Optical characteristics of CDOM components in taihu lake based on three-dimensional fluorescence and parallel factor analysis [J]. Lake Science, 2010,22(3):375-382.

[39] 郭衛(wèi)東,黃建平,洪華生,等.河口區(qū)溶解有機(jī)物三維熒光光譜的平行因子分析及其示蹤特性[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(6):1419-1427.Guo W D, Huang J P, Hong H S, et al. Parallel factor analysis and tracer characteristics of three dimensional fluorescence spectra of dissolved organic compounds in the estuary area [J]. Environmental Science, 2010,31(6):1419-1427.

[40] Coble P G. Characterization of marine and terrestrial DOM in seawater using excitation-emission matrix spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 1996,51(4):325-346.

[41] 宋曉娜,于 濤,張 遠(yuǎn),等.利用三維熒光技術(shù)分析太湖水體溶解性有機(jī)質(zhì)的分布特征及來源[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010,30(11):2321-2331. Song X N, Yu T, Zhang Y, et al. The distribution and source of dissolved organic matter in taihu lake were analyzed by three dimensional fluorescence technique [J]. Journal of Environmental Science, 2010, 30(11):2321-2331.

[42] Yamashita Y, Jaffé R. Characterizing the Interactions between Trace Metals and Dissolved Organic Matter Using Excitation?Emission Matrix and Parallel Factor Analysis [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(19):7374-9.

[43] 趙 偉,席北斗,魏自民,等.不同原料堆肥胡敏酸的熒光特性[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2011,24(9):1042-1046.Zhao W, Xi B D, Wei Z M, et al. Fluorescence characteristics of humic acid in different compost materials [J]. Environmental Science Research, 2011,24(9):1042-1046.

[44] 張正行.有機(jī)光譜分析(精) [M]. 北京:人民衛(wèi)生出版社, 2009:555.Zhang Z X. Organic spectral analysis (fine) [M]. Beijing: People's medical publishing house, 2009:555.

[45] 王菊花.微生物對(duì)土壤腐殖質(zhì)形成及結(jié)構(gòu)的影響研究[D]. 長(zhǎng)春:吉林農(nóng)業(yè)大學(xué), 2007. Wang J H. Effects of microorganisms on the formation and structure of soil humus [D]. Changchun: Jilin agricultural university, 2007.

[46] 姚 佳,楊 飛,張毅敏,等.黑藻葉、莖腐解釋放溶解性有機(jī)物的特性[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(11):4294-4303.Yao J, Yang F, Zhang Y M, et al. Research on the dissolved organic matter ofs leaf and stem decomposition [J]. China Environmental Science, 2017,37(11):4294-4303.

Changes of humic acid in the process of decomposition of.

BA Cui-cui1,2, ZHANG Yi-min2*, YANG Fei2, KONG Ming2, ZHANG Zhi-wei1,2, TANG Zhi-kai1,2, GU Shi-yun1,2

School of Environmental and Safety Engineering, Changzhou University, Changzhou 213164, China；2.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China)., 2019,39(3)：1226~1236

Humic acid (HA) of submerged plantwas studied by parallel factor analysis method, combined with UV absorption spectroscopy, three-dimensional fluorescence spectroscopy and Fourier transform infrared spectroscopy. The change of HA in low, medium and high nutrient sediments revealed the mechanism of the effects of different nutrient sediments on the decomposing of submerged plants. The results showed that the higher was the nutrient level of the sediment, the faster was the decomposing of the foxtail algae (<0.05), releasing more dissolved organic carbon (DOC), dissolved total nitrogrn (DTN), dissolved total phosphorus (DTP) and humus; The degree of nutrient of the sediment was positively correlated with the hydrophobicity, molecular complexity of and the molecular weight (<0.05); HA of different nutrient sediments were identified by fluorescence containing one kind of protein component C2 and two kinds of fulvic acid components C1, C3, while fulvic acid-like components and protein-like components had similar component characteristics under different decomposition conditions; HA extracted from different nutrient sediments analyzed by infrared spectra was similar at different times, indicating that HA extracted at different decomposition conditions and times contains similar functional groups, and the extracted HA from the foxtail algae rot high nutrient sediment group contained more aromatic substances and organic phosphorus. The higher was the nutrient level of the sediment, the more beneficial was to the enrichment and sedimentation of phosphorus. The chemical structure of humic acid components in the decomposition ofby spectral analysis was systematically analyzed. The results can provide a theoretical reference for the ecological management and restoration of lake water environment, and for in-depth understanding of the influence mechanism of different nutrient sediments on the decomposing of submerged plants.

parallel factor analysis；three-dimensional fluorescence spectroscopy；infrared spectroscopy；sediments；decomposition；humic acid

X171

A

1000-6923(2019)03-1226-11

巴翠翠(1994-),安徽六安人,常州大學(xué)碩士研究生,主要研究方向?yàn)樗w污染與生態(tài)修復(fù).

2018-08-07

國(guó)家重大水體污染治理專項(xiàng)(2017ZX07202006);江蘇省太湖水環(huán)境綜合治理科研課題(TH2016402);中央級(jí)公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)專項(xiàng)(GYZX170104)

*責(zé)任作者, 研究員, zym7127@163.com