太湖藍藻碎屑對水質及附著藻和水絲蚓生物量的影響*

夏曼莉，于謹磊，何 虎，關保華,3，陳非洲,3，劉正文,3

(1:暨南大學生態(tài)學系水生生物研究所，廣州 510632)

(2:中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008)

(3:中國科學院大學中丹科研教育中心，北京 100049)

富營養(yǎng)化是現(xiàn)今各國面臨的主要水環(huán)境問題，其中藍藻水華暴發(fā)是全球富營養(yǎng)化水體最常見的現(xiàn)象之一. 外源污染物輸入和內(nèi)源營養(yǎng)鹽釋放將直接導致水體營養(yǎng)鹽濃度升高，促進浮游植物的生長繁殖. 由于藍藻自身的生理特征，如具有偽空胞(gas vesicle)、能夠抵抗高光強和紫外線的干擾等[1-3]，常在富營養(yǎng)化水體中發(fā)展為浮游植物的優(yōu)勢類群. 藍藻水華形成后，有害藻類能夠釋放藻毒素，影響水生生物和人類的健康[4-5]. 藍藻水華消亡后，將形成大量的藍藻碎屑，其腐爛分解后將向水體釋放氮、磷等營養(yǎng)鹽[6-8]，增加水體的氮、磷負荷，刺激浮游植物生長. 此外，藍藻碎屑還可作為水生生物的食物來源[9-10]，其對水生生物生物量的影響還尚不清楚. 因此，藍藻碎屑可從多個方面影響湖泊生態(tài)系統(tǒng)的結構與功能.

有關藍藻碎屑對水域生態(tài)系統(tǒng)的影響研究，多關注其對水體水質的影響[11-12]，近年來也有學者通過野外調查或歷史數(shù)據(jù)分析等手段探討藍藻水華對水生生物的影響[13-14]. 而通過模擬試驗探究藍藻碎屑對水生生物影響的研究相對較少，大多針對單一物種進行[6,15-18]. 本試驗從探究藍藻水華在水體中的影響出發(fā)，通過向中宇宙受控系統(tǒng)添加微囊藻碎屑，分析其對水體營養(yǎng)鹽和水域生態(tài)系統(tǒng)中不同的生物類群生物量(浮游植物、附著藻類、水絲蚓)的影響. 研究結果將為進一步研究藍藻水華對水生生態(tài)系統(tǒng)的影響提供參考，同時為富營養(yǎng)化湖泊管理提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗設置

微囊藻碎屑制備: 在夏季(8月)，用孔徑為64 μm的浮游生物網(wǎng)在太湖梅梁灣采集足量的新鮮微囊藻(實驗室鏡檢發(fā)現(xiàn)以銅綠微囊藻為主，占總體積的99%): 在實驗室，用蒸餾水洗滌采集的新鮮微囊藻并去除藻液中的雜質，隨后將微囊藻置于60℃ 烘箱烘至恒重. 最后，用研缽將烘干的微囊藻碎屑研磨成粉，經(jīng)300 μm篩網(wǎng)過濾后，置于干燥器內(nèi)備用. 此外，在微囊藻放入烘箱前，我們?nèi)訙y定了微囊藻單位濕重生物量的葉綠素含量，結合微囊藻藻漿含水率，計算得出1 g(DW)微囊藻碎屑相當于50 μg/L的新鮮微囊藻葉綠素a濃度.

中宇宙試驗系統(tǒng)構建: 本試驗在位于梅梁灣的湖泊生態(tài)系統(tǒng)實驗站進行. 為研究微囊藻碎屑對水質及水生生物生物量的影響隨時間的變化過程，本試驗共設置24個由高密度聚乙烯塑料桶組成的中宇宙試驗系統(tǒng)(容積: 130 L; 高: 66 cm;上口直徑: 56 cm; 底部直徑: 45 cm): 每個試驗系統(tǒng)內(nèi)加入15 cm混勻的太湖梅梁灣沉積物(采自離岸200 m的表層20 cm沉積物，經(jīng)孔徑為0.5 cm的篩網(wǎng)過濾)和90 L經(jīng)64 μm浮游生物網(wǎng)過濾的湖水. 試驗系統(tǒng)置于梅梁灣岸邊的水泥池中(規(guī)格: 6 m×5 m×2 m)，固定試驗桶并使其漂浮于池塘水面(圖1).

為使試驗系統(tǒng)盡可能地接近梅梁灣生態(tài)系統(tǒng)，試驗開始前，參考太湖現(xiàn)存底棲動物生物量[19-21]，向每個中宇宙試驗系統(tǒng)加入了河蜆Corbiculafluminea(總數(shù)量為3～4個，平均總重量為12 g)、銅銹環(huán)棱螺Bellamyaaeruginosa(總數(shù)量為6～7個，平均總重量為10 g)、橢圓蘿卜螺Radixswinhoei(總數(shù)量為4個，平均總重量為1.1 g)、扭蚌Arconaialanceolata(總數(shù)量為1～2個，平均總重量為18.6 g)、背角無齒蚌Anodontawoodiana(總數(shù)量為1個，平均總重量為26.9 g)和圓頂珠蚌Uniodouglasiae(總數(shù)量為1～2個，平均總重量為26.8 g)，而水絲蚓則由加入系統(tǒng)中的沉積物孵化而來.

本試驗在8-9月份進行，試驗期間平均水溫為30℃，該試驗共持續(xù)28天. 試驗開始前，系統(tǒng)經(jīng)過1個月的穩(wěn)定沉降，試驗桶內(nèi)水體水質指標相對穩(wěn)定且無顯著差異; 總氮(TN)濃度為1.17±0.37 mg/L、總磷(TP)濃度為0.051±0.012 mg/L、葉綠素a(Chl.a)濃度為25.37±4.15 μg/L. 試驗開始時，向21個試驗系統(tǒng)中添加7 g微囊藻碎屑(相當于新鮮微囊藻Chl.a濃度為350 μg/L)，其模擬的藍藻水華Chl.a濃度在藍藻水華大面積暴發(fā)時的Chl.a濃度范圍之間(78.3～978.5 μg/L)[22]; 剩余3個試驗系統(tǒng)不添加微囊藻碎屑，作為本試驗的初始值(對照組).

1.2 樣品采集與分析

在試驗開始的第0、1、3、5、9、14、20和28天進行采樣. 第0天采集的樣品作為試驗本底值，隨后每次采樣，隨機采集剩余試驗系統(tǒng)中3個桶中的上覆水樣、底棲動物和附著藻類. 為了更精確地計算筒壁附著藻類生物量和水絲蚓生物量，每次采樣均采取破壞性采樣的方式，即采樣結束后，試驗桶將被清空.

水絲蚓和附著藻類樣品在試驗系統(tǒng)中的水被虹吸完畢后進行. 水絲蚓樣品采集時，用60目尼龍篩網(wǎng)過濾系統(tǒng)內(nèi)的所有沉積物，在實驗室內(nèi)挑取水絲蚓，用蒸餾水沖洗后置于60℃烘箱中烘至恒重，計算其生物量. 試驗系統(tǒng)內(nèi)壁表面附著藻類采集時，將桶壁附著藻用刷子刷入燒杯中，在實驗室用GF/C膜抽濾混勻后的附著藻液，然后將膜置于60℃烘箱中烘至恒重，稱量并計算其生物量.

1.3 數(shù)據(jù)分析

本研究的所有數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析均在SPSS 20.0軟件中進行. 采用t檢驗比較微囊藻碎屑加入后，每次采樣中不同形態(tài)營養(yǎng)鹽、Chl.a、附著藻類生物量和水絲蚓生物量與對照組(第0天的數(shù)據(jù))間的差異，從而分析各采樣時間點樣品與初始樣品的差異.

2 結果

2.1 微囊藻碎屑對水體營養(yǎng)鹽的影響

2.1.1 水體不同形態(tài)氮濃度的變化過程 微囊藻碎屑加入后，水體的TN濃度變化明顯. TN濃度在碎屑加入后第1天即迅速上升，平均濃度從初始的1.0 mg/L上升至3.5 mg/L(圖2A). 隨后，TN濃度略有下降，但第3天(t=4.30，P=0.012)和第5天(t=4.30,P=0.009)的濃度仍顯著高于初始濃度(圖2A). 隨后，TN濃度繼續(xù)上升，直至第14天時達到最高值，并在剩余的試驗期內(nèi)維持在較高的濃度水平(3.3～3.9 mg/L)(圖2A).

圖2 微囊藻碎屑加入后水體TN、TDN、NH3-N和濃度的變化趨勢(圖中實心符號表示該值與對照組(第0天)存在顯著性差異)

2.1.2 水體不同形態(tài)磷濃度的變化過程 微囊藻碎屑加入后，水體TP濃度的變化呈明顯的雙峰曲線(圖3A): TP濃度在碎屑加入后第1天平均濃度達到0.30 mg/L，然后TP濃度逐漸下降，在試驗第5天時降至0.19 mg/L，顯著高于初始濃度(t=2.78，P=0.005). 隨后，TP濃度再次升高，第14天達到最高值，平均濃度為0.36 mg/L. 試驗結束時TP平均濃度降至0.12 mg/L (圖3A). 試驗前20天，TDP、SRP與TP濃度的變化趨勢基本一致，在試驗前3天濃度顯著升高，試驗第5天濃度降低至初始水平，試驗第5天后濃度繼續(xù)上升，呈現(xiàn)雙峰曲線(圖3B、C). 在試驗結束時，與對照組(第0天)相比，TP(t=2.78，P=0.023)、TDP(t=2.78，P=0.008)仍顯著高于初始值，SRP濃度與初始值均無顯著性差異(t=2.78，P=0.123)(圖3C).

圖3 微囊藻碎屑加入后水體TP、TDP和SRP濃度的變化趨勢(圖中實心符號表示該值與對照組(第0天)存在顯著性差異)

2.2 微囊藻碎屑對水生生物生物量的影響

2.2.1 浮游植物生物量變化過程 試驗開始階段(第0～3天)，浮游植物生物量(葉綠素a濃度)未發(fā)生顯著變化(P> 0. 05)(圖4): 隨著氮、磷營養(yǎng)鹽濃度的快速升高，水體Chl.a濃度也迅速上升，平均濃度在第5天時達到50.4 μg/L，為初始值的2倍. 試驗第9天時，Chl.a平均濃度達到試驗期間的最高值，為56.0 μg/L. 隨后，Chl.a濃度開始逐漸下降，平均濃度在試驗第14天降至27.8 μg/L，在第20天出現(xiàn)小幅回升后繼續(xù)下降. 到試驗結束時，Chl.a濃度與初始值無顯著性差異(t=2.776，P=0.51)，濃度為23.6 μg/L (圖4).

圖4 微囊藻碎屑加入后浮游植物生物量(Chl.a濃度)的變化趨勢

2.2.2 附著藻類生物量變化過程 微囊藻碎屑加入后的第1、3和5天，附著藻生物量與第0天無顯著性差異(圖5)，其平均生物量在試驗第3天降至5.3 g(DW)/m2，第5天重新升至7.9 g(DW)/m2. 隨后，附著藻生物量一直呈下降趨勢，從試驗開始的第20天開始直至結束，附著藻生物量均顯著低于第0天的生物量(P< 0.05)(圖5).

2.2.3 水絲蚓生物量變化過程 微囊藻碎屑加入后，水絲蚓生物量在試驗開始的前14天內(nèi)變化相對穩(wěn)定，均與第0天的生物量無顯著性差異(P> 0.05)(圖6). 而在第20天時，水絲蚓生物量達到本試驗的最高值，顯著高于初始值(t=4.30，P=0.05)，平均為1.15 g(DW)/m2. 試驗結束時，水絲蚓生物量下降到 0.37 g(DW)/m2，顯著高于試驗開始(對照組，第0天)時的生物量(t=2.78，P=0.029).

3 討論

本研究通過中宇宙試驗，探討微囊藻碎屑對水質及浮游植物、附著藻類和水絲蚓生物量的影響. 微囊藻碎屑加入系統(tǒng)后，水體營養(yǎng)鹽在短時間內(nèi)(第1天)顯著上升; 浮游植物(Chl.a)、底棲動物和附著藻類生物量也隨之發(fā)生顯著變化. 因此，微囊藻碎屑在腐爛分解過程中，不但影響水質，而且還直接影響水生生物生物量.

圖5 附著藻類生物量的變化趨勢(圖中實心符號表示該值與對照組(第0天)存在顯著性差異)

圖6 微囊藻碎屑加入后水絲蚓生物量的變化趨勢(圖中實心符號表示該值與對照組(第0天)存在顯著性差異)

已有研究多通過野外調查或歷史數(shù)據(jù)分析的方式研究微囊藻水華對水生生物群落的影響[13-16]，即在太湖或巢湖等富營養(yǎng)化較為嚴重的湖區(qū)，微囊藻水華暴發(fā)頻繁，耐污種(例如水絲蚓)的生物量高于富營養(yǎng)化較輕的湖區(qū). 本研究結果直接證實了微囊藻碎屑對浮游植物生物量和水絲蚓生物量增加的促進作用，這與已有的研究結果一致[9,24]. 水絲蚓是淡水生態(tài)系統(tǒng)中常見的底棲動物，生活在底泥表層，以有機顆粒為食. 龔志軍等[25]、李艷等[26]的野外調查發(fā)現(xiàn): 水絲蚓密度隨湖泊富營養(yǎng)化程度增加而上升，水絲蚓密度的增加與水體營養(yǎng)鹽和沉積物有機質含量有關. 而微囊藻碎屑在分解過程中，不僅增加了水體營養(yǎng)鹽濃度，而且分解較慢或全分解的殘渣，會以有機顆粒的形式沉降到底泥表面，增加了沉積物表面有機質含量，為水絲蚓提供有利的生長環(huán)境. 此外，姚思鵬等[9]和Yu等[10]的研究認為水絲蚓可直接利用微囊藻碎屑作為食物. 本試驗系統(tǒng)內(nèi)水絲蚓孵化于太湖梅梁灣的沉積物，而梅梁灣是太湖富營養(yǎng)化最嚴重的區(qū)域之一，頻繁暴發(fā)藍藻水華，由于水絲蚓對環(huán)境的長期適應，早已形成了穩(wěn)定的攝食習性，并且姚思鵬等[9]的同位素試驗結果表明，在柵藻和微囊藻同時存在的情況下，水絲蚓僅攝食微囊藻，說明水絲蚓對微囊藻碎屑具有一定的攝食偏向. 這就不難解釋本試驗組微囊藻碎屑加入后，水絲蚓的生物量逐漸增加. 而水絲蚓生物量呈先升后降的變化趨勢，與水絲蚓的生活史特征有關. Kennedy[27]發(fā)現(xiàn)霍甫水絲蚓(Limnodrilushoffmeister)的繁殖周期為2～3周，而且大多數(shù)個體在繁殖后死亡，只有少數(shù)個體存活并再次繁殖. 因此，在本研究中，第28天的水絲蚓生物量下降可能與其繁殖后出現(xiàn)大量個體死亡有關.

微囊藻水華暴發(fā)后期，大量的微囊藻碎屑腐爛分解，最直接的影響是增加水體的營養(yǎng)鹽負荷，微囊藻碎屑能向水體釋放大量的營養(yǎng)鹽[11]. 本研究結果同樣發(fā)現(xiàn)，在微囊藻碎屑加入系統(tǒng)后，水體氮、磷濃度迅速升高(圖2，圖3)，其中主要以溶解態(tài)形式存在，這將成為水生生物的重要營養(yǎng)來源[9]，直接導致本研究中浮游植物生物量的急劇上升. 另外，TN和TDN濃度持續(xù)較高，試驗期間始終顯著高于初始濃度，并且較磷營養(yǎng)鹽的持續(xù)時間長. 而磷營養(yǎng)鹽在試驗期間，呈現(xiàn)先升后降最后繼續(xù)升高的趨勢，與磷的地球化學性質分不開. 微囊藻碎屑分解釋放大量的磷，使得磷營養(yǎng)鹽在試驗第1天顯著升高，之后由于磷營養(yǎng)鹽的沉降作用，出現(xiàn)下降的趨勢，在試驗第14天，磷營養(yǎng)鹽再一次達到峰值，由于浮游植物和附著藻類在第14天生物量呈下降趨勢，減少了對系統(tǒng)內(nèi)磷的吸收; 另外消亡的浮游植物和附著藻細胞腐爛分解，將釋放營養(yǎng)鹽，引起水體磷濃度的再次上升. 微囊藻碎屑的加入，使得系統(tǒng)內(nèi)氮、磷營養(yǎng)鹽濃度顯著上升. 因此，在微囊藻碎屑分解的環(huán)境下，條件合適時，有引發(fā)微囊藻水華再次暴發(fā)的風險. 本研究也發(fā)現(xiàn)在微囊藻碎屑加入系統(tǒng)以后，在試驗開始的第9天，平均水體Chl.a濃度高達56 μg/L，最高值為105 μg/L，肉眼可見系統(tǒng)表面形成一層薄薄的藻類水華.

營養(yǎng)鹽是影響浮游植物生長的關鍵因子[28]，微囊藻碎屑加入后，短期內(nèi)釋放了大量的溶解態(tài)營養(yǎng)鹽，以NH3-N為主，其作為浮游植物最容易利用的氮源[29]，將很快被水體中浮游藻類吸收利用. 在本試驗第5～9天，隨著氮、磷營養(yǎng)鹽的增加，系統(tǒng)內(nèi)Chl.a平均濃度呈上升趨勢. 但在整個試驗過程中，Chl.a的平均濃度未發(fā)生顯著變化，系統(tǒng)內(nèi)的雙殼類底棲動物通過濾食水體中的浮游藻類[30-32]，從而抑制了浮游植物的生長，使本試驗系統(tǒng)內(nèi)的浮游植物生物量保持在一個相對穩(wěn)定的水平.

附著藻作為水體重要的初級生產(chǎn)者之一，其生長與水體營養(yǎng)鹽和光照強度密不可分. 研究表明，附著藻生物量隨水體氮濃度的升高而增加[1,33]. 本試驗在加入微囊藻碎屑后，水體氮營養(yǎng)鹽濃度不斷增加，而我們發(fā)現(xiàn)附著藻生物量卻呈逐漸下降的趨勢. 本試驗中附著藻生物量的下降，可能受水下光照強度變化的影響. 微囊藻碎屑加入后，浮游植物生物量上升，削弱了水下光照強度，從而抑制了附著藻類的生長. 另外，橢圓蘿卜螺和銅銹環(huán)棱螺也可刮食桶壁附著藻[34-35]，因此附著藻的生長繁殖還受到捕食者威脅. 但在試驗開始前，系統(tǒng)經(jīng)過一個月的穩(wěn)定沉降，試驗桶內(nèi)各生物初始生物量較為穩(wěn)定，而附著藻生物量的顯著下降發(fā)生在微囊藻碎屑添加入系統(tǒng)之后，且觀察發(fā)現(xiàn)試驗系統(tǒng)水色呈綠色，浮游植物Chl.a濃度也與此一致. 因此，我們認為浮游植物的遮光作用，是本試驗附著藻生物量下降的主要原因.

在近幾十年里，太湖頻繁的暴發(fā)大面積的藍藻水華[36]，且水華的持續(xù)時間也越來越長[37]，我們的研究結果將對湖泊管理和藍藻水華管控提供重要的理論依據(jù). 本研究中，微囊藻碎屑不僅通過分解產(chǎn)生大量營養(yǎng)鹽刺激初級生產(chǎn)力升高(浮游植物Chl.a); 而且還可促進次級生產(chǎn)力(水絲蚓)的增長. 微囊藻是太湖常見的藍藻水華種，而之前的研究發(fā)現(xiàn)微囊藻碎屑70%的氮源進入了太湖底棲食物網(wǎng)[38]. 而在太湖，風浪對沉積物的擾動作用很強，這不僅加速了沉積物營養(yǎng)鹽釋放速率[39]，而且還可將未分解完全的藍藻碎屑再次帶入水中，在微生物等的作用下，將進一步促進藍藻碎屑營養(yǎng)鹽的釋放. 這些藍藻碎屑分解產(chǎn)生的營養(yǎng)鹽，主要以溶解態(tài)形式存在，則很容易被藍藻利用而再次形成藍藻水華. 藍藻碎屑通過促進底棲次級生產(chǎn)力增長，不僅影響底棲食物網(wǎng)結構，而且還可能加速了沉積物營養(yǎng)鹽向水體釋放的速率，因為底棲動物(包括水絲蚓)通過擾動沉積物可顯著增加水體營養(yǎng)鹽濃度[40-43]，這可能反過來加速藍藻水華的暴發(fā)速度(加速營養(yǎng)鹽供給).

4 結論

1)微囊藻碎屑可顯著增加水體不同形態(tài)氮、磷營養(yǎng)鹽濃度，其中高濃度氮的持續(xù)時間較磷長，且主要以溶解態(tài)氮的形式存在.

2)浮游植物生物量(Chl.a濃度)隨營養(yǎng)鹽濃度的升高而上升，試驗期間在水體表面出現(xiàn)大量藻類聚集的現(xiàn)象.

3)微囊藻碎屑的加入，不僅引起較高的浮游初級生產(chǎn)力(Chl.a濃度)，而且還引起底棲次級生產(chǎn)力(水絲蚓生物量)的上升. 我們的研究結果證明了微囊藻碎屑的分解對水質及部分水生生物生物的影響: 微囊藻分解不僅直接影響水質，增加水體氮磷營養(yǎng)鹽，還能直接或間接影響浮游植物、附著藻和底棲生物的生物量.

致謝: 感謝李柯、周德勇、劉旭博、姚思鵬、章銘、姬婭嬋對受控試驗和實驗室工作的支持.