曝氣聯合投加菌藻對白洋淀溝壕浮游甲殼動物的影響

彭 亮，代梨梨，陶 玲，李曉莉，李 谷

(中國水產科學研究院長江水產研究所，武漢，430023)

曝氣技術因其占地面積小、成本低、見效快，在黑臭河道、湖泊污染治理中應用廣泛[1]。在河道、湖泊中進行曝氣復氧，有利于提高水體中溶解氧水平和微生物活性，使水體底部形成一個以兼性微生物為主的環境，從而抑制底泥氮磷等營養物質的釋放，降低水體中有機污染物濃度，改善水體環境[2，3]。曝氣結合投加微生物菌劑是治理黑臭水體的重要生物技術，而在富營養化水體凈化中應用較少。微藻是生活在水體中的自養型浮游生物，其生長過程中可利用水體的氮磷等營養物質，對水體具有明顯的凈化作用[4]。目前采用微生物技術的修復手段多采用曝氣結合微生物菌劑對水體進行改善，額外添加藻類的并不多見。

浮游甲殼動物作為天然水域食物鏈中的關鍵環節，在淡水生態系統的物質循環、能量流動及信息傳遞中起著重要作用[5]。通過“上行效應”和“下行效益”，浮游甲殼動物種類和數量的變化直接或間接影響著初級生產者和其他消費者的群落結構[6]，從而影響著整個生態系統的結構。因此，了解和掌握浮游甲殼動物群落特征變化，有助于判斷水生態系統的結構特點，進一步揭示生態修復中水生態系統的演變規律，有利于制定或調整湖泊生態系統修復和保護方案。

本研究采取曝氣聯合投加菌藻的生態修復技術對白洋淀溝壕水體進行生態修復，分析試驗期間生態修復技術下浮游甲殼動物群落結構動態變化及其影響因素，探究該生態修復技術對浮游甲殼動物群落的影響，以期提出白洋淀水體生態修復技術的改善建議，為豐富生態修復技術內容和改進生態修復技術提供科學基礎資料。

1 材料與方法

1.1 試驗點基本情況

白洋淀地處冀中凹陷地區，淀區溝壕縱橫，溝渠內水生植物蔓延，主要包括蘆葦、紫背浮萍、水鱉、金魚藻等14種植物[7]。在整個湖區366 km2的范圍內，以蘆葦植被為景觀特征的水陸交錯帶約占36 %，分布在圍堤內湖邊的洼地和大小淀泊之間[8]。該地區屬溫帶季風半干旱氣候，多年平均氣溫7.3～12.7 ℃，年平均蒸發量1 637 mm，遠大于年降水量568.8 mm。

1.2 生態修復試驗方案

于2019年7月24日-10月16日開展了中試試驗，分別設置生態修復區(T)和未修復區(C)，試驗區及采樣點位置如圖1所示。

● 代表采樣點

在生態修復區采用層流曝氣增氧聯合微生物制劑、藻種和藻類營養素投加的方式對水體進行水質改善。層流曝氣增氧裝置是通過底部微孔產生氣流推動水流，形成螺旋狀水氣混合流的一種氣體發生裝置，具體如圖2所示。選擇在天晴時開啟，開啟時間為每天10:00～16:00；微生物制劑定制于湖北啟明生物工程有限公司，主要以芽孢桿菌為主，有效活菌數≥200億/g，在每臺曝氣增氧裝置處投加，每處投加量為3 kg；投加藻種種類為小環藻，購于天津藻潤生物科技有限公司，用無污染的井水或自來水浸泡2 d活化后投加，每1 kg可用于1 m水深的水面0.5 hm2，一般在晴天上午光照條件好的情況下使用；藻類營養素品牌為NualgiTMLakes(印度，Nualgi Nanobiotech)，營養素含納米形式的鐵、錳、鋅、銅、鎂、硼、鈣、鉬、硫、鈷和硅，這些元素為硅藻生長所必需，使用1 L產品用于約2.5×104m3的水面，每半月重復使用一次，使用時用1 L營養液與20 L湖水混合后潑入水體中。

圖2 層流曝氣裝置(A)和工作實景圖(B)Fig.2 The bottom aeration unit (A) and working condition of the experiment (B)

生態修復區溝道(1 000 m)共布置20臺曝氣增氧設備，每臺裝置覆蓋水體面積約3×103m2(溝道寬平均12 m，水深平均5 m)。設備布設完成后，于7月24日開始運行曝氣增氧設備，一般選擇天晴時開啟，運行時間為每天10:00～16:00；設備開始運行后投加微生物制劑，每半月投加一次，共投加4次；在第二次投加微生物制劑時，每臺裝置處投加1 kg活化的藻種和200 mL營養液，以后每半月投加一次，共投加3次。

1.3 樣本采集和分析方法

于曝氣增氧設備開啟前(7月24日)，并在其后15、30、50和75 d采集浮游動物樣品并測試水質理化性狀，每個點位采集一份水樣、一份浮游動物樣品。

水溫、pH、電導率和溶解氧采用便攜式水質分析儀SmarTroll MP(In-situ公司，美國)現場測定，在水面下0.5 m處(記為表層)和底部0.5 m以上處(記為底層)現場測定；采集表層水帶回實驗室，總氮(TN)、總磷、氨氮、硝態氮、亞硝態氮和化學需氧量等參照《水和廢水監測分析方法》[9]進行測定。

每個采樣點均采集浮游甲殼動物定性標本和定量標本，定性標本以25號浮游生物網(孔徑64 μm)在上層水體呈“∞”字形撈取3～5 min，并將濾取的標本放入塑料標本瓶中，加入2～3 mL濃度為10%的甲醛溶液固定；定量標本用5 L采水器采集40 L表層水樣，通過13號浮游生物網后，將濾取的標本放入50 mL塑料標本瓶中，加入2～3 mL濃度為10%的甲醛溶液固定。所有樣本經濃縮、固定處理后帶回實驗室，在奧林巴斯BX53顯微鏡下鑒定浮游動物種類及其數量。定性及定量樣品均在10×4倍的顯微鏡下用5 mL浮游生物計數框進行觀察和計數，浮游甲殼動物枝角類和橈足類的鑒定參照《中國動物志(淡水枝角類)》[10]和《中國動物志(淡水橈足類)》[11]，浮游甲殼動物的生物量估算參照章宗涉等的《淡水浮游生物研究方法》[12]。

1.4 數據處理與分析

浮游動物密度：

N=(Vs×n)/(V×Va)

式中：N為1 L水中浮游動物的個體數(ind/L)；V為采樣體積(L)；Vs為濃縮后的體積(mL)；Va為計數體積(mL)；n為計數所得的個體數。

生物量的計算按照每個枝角類為0.02 mg，橈足類成蟲為0.007 mg，無節幼體為0.003 mg的鮮質量換算成浮游動物的生物量。

物種多樣性采用Shannon-Wiener指數(H′),其計算公式為：

物種豐富度指數(D)采用Margalef的計算公式：

D=(S-1)/log2N

物種均勻度指數(J)采用Pielou的計算公式：

J=H′/log2S

優勢度指數(Y)采用計算公式：

式中：N為浮游動物總個體數；S為浮游動物種類總數；Pi為第i種的個體數與樣品中總個體數的比值(Ni/N)，ni為物種i的密度，fi為物種i出現的頻率，n為所有物種的總密度。實驗數據采用Microsoft Excel 2016和IBM SPSS 19.0軟件分析，使用Origin 8.0作圖。

不同區域環境因子差異顯著性采用t檢驗(Student’st-test)，浮游甲殼動物的生物量和密度僅采用均值進行分析。

2 結果與分析

2.1 水質理化因子的變化

試驗期間，水體溫度隨時間推移而逐漸降低，生態修復區和未修復區水體pH值和溶解氧呈現出隨時間推移逐漸上升趨勢(圖3)。比較試驗期間試驗組與對照組水體表底層水體的水溫、pH、溶解氧和電導率，發現生態修復區(T)與未修復區(C)表層和底層水體水溫、pH、電導率和溶解氧并無顯著差異(圖3)。可見，生態修復區與未修復區水體表底層水溫、pH、電導率和溶解氧差別并不大。

圖3 生態修復區(T)和未修復區(C)表、底層水溫、pH、電導率和溶解氧Fig.3 Temperature，pH，conductivity and dissolved oxygen of surface and bottom water in ecological restoration area (T) and control area(C) during the experiment time

對生態修復區和未修復區表底層水溫和溶解氧差值進行分析(圖4)發現，隨著曝氣時間增加，生態修復區表底層水體溫度差、溶解氧差明顯低于未修復區。試驗開始時，生態修復區和未修復區表底層水溫差分別為(3±2.83)、(0.25±0.5) ℃，溶解氧差分別為(1.94±0.50)、(1.19±0.95) mg/L，經75 d生態修復，生態修復區表底溶解氧差僅(0.11±0.21) mg/L。

圖4 生態修復區(T)和未修復區(C)表底層水溫和溶解氧差值變化Fig.4 The difference value of temperature and dissolved oxygen between the surface and bottom water in the ecological restoration area(T) and control area(C)

圖5可知，試驗期間，生態修復區與未修復區水體總氮濃度和硝態氮濃度并無顯著差異；生態修復區水體總磷濃度在50 d時顯著高于未修復區，而在75 d時低于未修復區濃度，但差異并不顯著；試驗前期(0 d、30 d)，生態修復區與未修復區水體亞硝態氮濃度并無顯著差別，試驗后期(50 d、75 d)，生態修復區水體亞硝態氮濃度顯著低于未修復區；在試驗末期(75 d)，生態修復區水體氨態氮濃度顯著低于未修復區；試驗期間，生態修復區和未修復區水體化學需氧量差別不大，僅30 d時生態修復區水體化學需氧量顯著高于未修復區。

圖5 試驗期間生態修復區(T)和未修復區(C)水體化學指標變化Fig.5 Major physic-chemical properties of water in ecological restoration area (T) and control area(C) during the experiment time

2.2 浮游甲殼動物的群落結構變化

實驗期間白洋淀溝壕中共鑒定浮游甲殼動物20種，隸屬1綱3目8科15屬，其中枝角類1目4科9屬12種，占60 %，橈足類2目4科6屬8種，占40 %(表1)。生態修復區共檢出13種，其中枝角類6種，橈足類7種；未修復區共檢出18種，其中枝角類11種，橈足類7種。研究中，以優勢度Y≥0.02為標準，通過計算優勢度指數確定優勢種。試驗期間，生態修復區優勢種包括溫劍水蚤(Thermocyclopssp.)、橈足幼體(Copepodid)和無節幼體(Copepod nauplii)，而未修復區優勢種包括短尾秀體溞(Diaphanosomabrachyurum)、長肢秀體溞(Diaphanosomaleuchtenbergianum)、溫劍水蚤(Thermocyclopssp.)、橈足幼體(Copepodid)和無節幼體(Copepod nauplii)。隨著試驗進行，生態修復區的優勢種逐漸由枝角類的短尾秀體溞、長肢秀體溞向橈足類的溫劍水蚤、橈足幼體和無節幼體轉變。

一般以出現頻率大于65%的浮游動物作為水體中的常見種。試驗期間，生態修復區的浮游甲殼動物常見種有4種(表1)，包括枝角類的長肢秀體溞(Diaphanosomaleuchtenbergianum)，橈足類的溫劍水蚤(Thermocyclopssp.)、無節幼體(Copepod nauplii)、橈足幼體(Copepodid)；而未修復區的浮游甲殼動物常見種，包括枝角類的長額象鼻溞(Bosminalongirostris)、短尾秀體溞(Diaphanosomabrachyurum)、長肢秀體溞(Diaphanosomaleuchtenbergianum)，橈足類的廣布中劍水蚤(Mesocyclopsleuckarti)、溫劍水蚤(Thermocyclopssp.)、無節幼體(Copepod nauplii)、橈足幼體(Copepodid)。

表1 浮游甲殼動物隨時間變化及出現頻率Table.1 Variation and occurrence frequency of planktonic crustacean species

2.3 浮游甲殼動物的密度與生物量變化

試驗期間，生態修復區浮游甲殼動物密度和生物量均低于同一時期未修復區(圖6)，生態修復區浮游甲殼動物平均密度為11.94 ind/L，平均生物量為0.067 mg/L，而未修復區浮游甲殼動物平均密度為45.16 ind/L，平均生物量為0.323 mg/L。不論是生態修復區還是未修復區，浮游甲殼動物以橈足類為主。其中，生態修復區和未修復區橈足類密度占浮游動物總密度的87.90%～100%，橈足類生物量占浮游甲殼動物總生物量的65.81%～100%。

未修復區浮游甲殼動物的密度和生物量隨時間呈現逐漸升高的趨勢，到50 d時達到最高峰(94.23 ind/L、0.65 mg/L)，而在75 d時呈現斷崖式下降，而生態修復區浮游甲殼動物的密度和生物量隨時間波動不大，呈現出隨時間先緩慢增加后逐漸緩慢降低的趨勢(圖6)。總體上，生態修復區浮游甲殼動物的密度和生物量均低于同一時期未修復區浮游甲殼動物的密度和生物量。

圖6 生態修復期間生態修復區(T)和未修復區(C)的浮游甲殼動物豐度和生物量變化Fig.6 The abundance and biomass of planktonic crustacean in the ecological restoration area (T) and control area(C)

從生態修復區和未修復區的各種橈足類和枝角類密度變化(圖7)可以看出，隨著時間推移，生態修復區和未修復區水體中短尾秀體溞和長肢秀體溞均呈現明顯上升，其他枝角類變化并不明顯；而橈足類的無節幼體先呈現爆發式增長，后逐漸降低，橈足幼體密度變化不大，且在試驗結束時，溫劍水蚤逐漸成為主要種類。

圖7 生態修復期間生態修復區(T)與未修復區(C)的各種枝角類和橈足類豐度變化Fig.7 The abundance of cladoceran and copepod species in the ecological restoration area(T) and control area(C)

2.4 浮游甲殼動物的多樣性指數

計算浮游甲殼動物的Shannon-Wiener指數、物種豐富度指數和物種均勻度指數，并對其進行比較分析，發現生態修復區水體浮游甲殼動物的Shannon-Wiener指數H′值和物種豐富度指數D值多數低于同一時期的未修復區浮游甲殼動物的相應指數(圖8-A/B)，其中，生態修復區Shannon-Wiener指數平均值為1.67，未修復區平均值為1.87；生態修復區物種豐富度指數平均值為1.99，未修復區平均值為2.08。而生態修復區水體浮游甲殼動物物種均勻度指數則高于未修復區(圖8-C)，生態修復區平均值為0.62，未修復區平均值為0.54。

試驗期間，生態修復區浮游甲殼動物Shannon-Wiener指數H′值由1.83降至1.59，物物種豐富度指數D值由3.63降至1.26，物種均勻度指數J值由0.71降至0.69(圖8-A/B/C)；而未修復區浮游甲殼動物Shannon-Wiener指數H′值和物種均勻度指數J值均呈現出先升高后降低的趨勢，且試驗結束時H′值和J值均高于初始值，物種豐富度指數D值則呈現出先降低后逐漸升高的趨勢，試驗結束時低于初始值。

圖8 生態修復期間生態修復區(T)與未修復區(C)浮游動物多樣性指數的變化Fig.8 The diversity index of planktonic crustacean in the ecological restoration area(T) and control area(C)

2.5 浮游甲殼動物優勢種與水環境因子的關系

3 討論

3.1 生態修復技術對水體水質的改善

消除水體耗氧物質，穩定水體的高溶氧狀態是生態修復的第一步，因此，本研究采用了層流曝氣裝置來提高水體溶解氧，使水體逐漸處于高溶氧狀態。試驗過程中，雖然生態修復區和未修復區的表、底層水體溫度、溶解氧、pH等差別不大，但是，對表底層水體溫度和溶解氧的差值分析發現，生態修復區使用了底部層流曝氣裝置，能明顯縮小表底層水間的溫度和溶解氧差值，使表底層水體狀態趨于相似，打破了水體的自然分層狀態。

試驗期間，生態修復區和未修復區總氮、硝態氮濃度差別并不大，而生態修復區亞硝態氮和氨態氮濃度明顯降低，且顯著低于未修復區，可見，生態修復技術明顯改善了生態修復區的亞硝態氮和氨態氮濃度。這可能是由于一方面水體溶解氧濃度的升高改善了水體的氧化還原狀態，影響了參與水體氮循環微生物(氨氧化菌、亞硝酸鹽氧化菌、反硝化菌等)的活性[13]，另一方面，投加的微生物制劑可能較好地降低亞硝態氮濃度[14]，從而降低了亞硝態氮濃度。

生態修復區總磷濃度隨時間逐漸增加，并在第50 d時達到最高值，且顯著高于未修復區，這可能是層流曝氣裝置的曝氣過程攪動了泥水界面，使部分可溶解性的磷從底泥中釋放，導致水體中總磷濃度逐漸上升[15]，并在50 d達到最高值。本研究中，水體總磷、總氮濃度并未明顯減少，反而有一定程度的升高，且在試驗結束時，總磷、總氮仍處于較高水平(0.17 mg/L、1.65 mg/L)，水體仍處于富營養化狀態。盡管利用微生物對水體脫氮和有機質降解的研究已有很多報道[16，17]，且其有效性得到了一致認可，但在本研究中，微生物制劑的添加并沒有促進水體氮素的減少，且反而使化學需氧量有一定程度的升高，這一結果可能與投加微生物量不足和曝氣系統長期攪動水體的綜合作用有關。湖泊水體原位處理的化學方法較多，但生物方法多采用水生植物的修復技術，直接投加微生物菌劑來凈化富營養化水體僅作為一個試用手段進行，其作用效果受溫度、溶氧等多方面綜合影響，需根據實際情況作進一步優化。

圖9 生態修復區浮游甲殼動物豐度和環境因子的RDA排序圖Fig.9 RDA ordination plot of the abundance of planktonic crustacean and environment variable

3.2 浮游甲殼動物群落結構的變化特征

隨著試驗進行，生態修復區的優勢種逐漸由枝角類的短尾秀體溞、長肢秀體溞向橈足類的溫劍水蚤、橈足幼體和無節幼體轉變。謝丹平等[18]利用氧化塘-河道原位生物修復方法對廣州市古廖涌黑臭水體進行治理時發現，浮游動物群落結構發生顯著變化，水體修復完成后，枝角類優勢種為微型裸腹溞，橈足類優勢種為無節幼體。與本研究結果一致，曝氣增氧作用下，浮游甲殼動物趨于向幼體和小型種類演變。這可能是多方面因素綜合影響的結果，一方面，生態修復區添加了硅藻藻種和硅藻營養素，當硅藻的濃度較高時，橈足類的產卵率和孵化率顯著降低[19]，而且以往研究還發現，橈足類雌體在攝食高濃度硅藻后，存活率也會顯著下降[20]，另一方面，曝氣增氧裝置引起的水體攪動也是改變浮游動物組成的一大因素，陳偉民等[21]利用大型生態模擬槽，研究不同水動力過程對浮游動物種類組成演替的過程中發現，強水動力引起水體懸浮物增加、水體透明度降低，從而影響浮游動物的攝食等，使水體中的浮游動物向小型的枝角類演變。

生態修復區和未修復區浮游甲殼動物整體變化趨勢一致，但浮游甲殼動物密度和生物量均低于同一時期未修復區浮游甲殼動物的密度和生物量，這與劉愛芬[22]在小圍隔試驗中的結果一致。這一結果可能與試驗期間微生物制劑的投加有關，劉愛芬在試驗中發現，微生物菌劑停止投加后，處理組的浮游動物很快恢復，甚至于超過對照組。同時，生態修復區同時投加硅藻藻種和硅藻類營養素，理論上增加了浮游動物的食物來源，一定程度上應該引起浮游動物的增多。但是，可能由于硅藻對浮游動物抑制作用降低了其產卵率和孵化率[20]，引起浮游甲殼動物生物量顯著降低。

3.3 生態修復技術對浮游甲殼動物多樣性指數的影響

隨著時間推移，生態修復區浮游甲殼動物的H′值、D值和J值均低于試驗開始的值，可見，該生態修復技術在一定程度上降低了浮游甲殼動物的多樣性。這可能與硅藻藻種和硅藻營養素的投加有關，一方面某些浮游甲殼動物因攝食硅藻，導致產卵率和孵化率降低[23，24]，另一方面，藻類營養素中的硅酸鹽、氯化物等也與浮游動物物種分布相關[25]，這兩方面的作用可能直接導致浮游甲殼動物的種類組成和密度大幅降低，從而降低了浮游甲殼動物的多樣性。

一般而言，Shannon-Wiener指數H′值常用于反映群落的復雜程度，數值越大表明群落復雜程度越高；Margalef豐富度指數D值與浮游動物種類數相關，主要反映物種種類的分布情況，數值越大表明種類數越多；Pielou均勻度指數J值則表示浮游動物個體數目分布的均勻程度，數值越高表明浮游動物群落結構越穩定。試驗末期，生態修復區浮游甲殼動物H′值和D值低于對未修復區，J值高于未修復區?？梢钥闯?，整體上，生態修復區浮游甲殼動物群落結構復雜程度有所降低，物種豐富度也有所降低。

3.4 環境因子與浮游甲殼動物群落之間的關系

本研究過程前后，水體溫度由30 ℃左右降至15 ℃左右，溫度的變幅可能引起浮游動物出現一定的變化，研究人員對多地湖泊浮游動物群落結構與環境因子研究表明，溫度是影響浮游動物豐度和群落結構變化的重要環境因子[32-34]。在本研究中，溫度變幅太大可能導致浮游動物群落結構出現明顯變化，從而影響對生態修復技術效果評價，因此，需進一步開展小試或模擬試驗，綜合評價該生態修復技術的效果，提出修復技術的優化方式和最佳適用范圍。