HCO3-Ca 型巖溶湖附著藻類生長對(duì)沉水植物退化的驅(qū)動(dòng)研究

柴曉貞，劉書敏

（1.濱州市海洋發(fā)展研究院，山東 濱州 256699；2.同濟(jì)大學(xué)，上海 200092）

隨著流域自然環(huán)境因素的變化及人類經(jīng)濟(jì)社會(huì)活動(dòng)干擾強(qiáng)度的不斷加大，部分湖泊水生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)及功能正呈現(xiàn)退化趨勢(shì)［1，2］。退化湖泊在一定程度上喪失了自身調(diào)節(jié)功能，生態(tài)系統(tǒng)緩沖能力逐漸下降［3，4］，具體表現(xiàn)為水質(zhì)不斷惡化，水生植物退化現(xiàn)象日趨嚴(yán)重，沉水植物分布范圍縮小、分布深度下降，生物量及物種多樣性下降［5］，浮游藻類大量增殖逐漸成為生態(tài)災(zāi)害等［6，7］。恢復(fù)湖泊生態(tài)功能的完整性及系統(tǒng)健康并保持其自身良性循環(huán)成為湖泊保護(hù)工作的關(guān)鍵［8，9］。目前，較為常用的技術(shù)手段為通過組建退化生態(tài)系統(tǒng)的原有生態(tài)功能及結(jié)構(gòu)［10］，恢復(fù)系統(tǒng)功能及生物學(xué)潛能，確保恢復(fù)后生態(tài)系統(tǒng)具有長期穩(wěn)定性［11］。沉水植物的恢復(fù)工作已經(jīng)成為水生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的重點(diǎn)工作內(nèi)容之一。

巖溶水作為人類生產(chǎn)生活的重要水源，受氣候變化和人類活動(dòng)的影響較大，其在恒溫且無光的管道或裂隙內(nèi)傳輸［12］，且?guī)r溶地下水排泄形成的湖區(qū)內(nèi)部生物群落結(jié)構(gòu)不斷變化［13，14］。巖溶水環(huán)境質(zhì)量主要受含水介質(zhì)及補(bǔ)給水源的影響，其通過工業(yè)污染、農(nóng)業(yè)污染及生活污染影響水體［15］，巖溶生態(tài)系統(tǒng)易受到外界環(huán)境因子的破壞［16，17］，這實(shí)質(zhì)上反映了巖溶生態(tài)系統(tǒng)環(huán)境承載的閾值彈性小、生態(tài)環(huán)境脆弱的特點(diǎn)［18］。因此，對(duì)脆弱巖溶生態(tài)系統(tǒng)中敏感環(huán)境下的退化觸發(fā)機(jī)制進(jìn)行研究具有重要意義。

沉水植物是水體中重要的初級(jí)生產(chǎn)者，是水生生態(tài)系統(tǒng)中的重要組成者之一［19］。當(dāng)前對(duì)沉水植物退化驅(qū)動(dòng)因子的研究較多集中于水體透明度、溶解氧、營養(yǎng)鹽及底質(zhì)方面［20，21］，而對(duì)附著藻類驅(qū)動(dòng)的研究較為鮮見。根據(jù)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論，一旦大量外源污染引入，在微小的外來因子擾動(dòng)下，生態(tài)系統(tǒng)則會(huì)由原本清水穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)闈崴€(wěn)態(tài)，修復(fù)困難程度加大［22，23］。藻類與沉水植物生態(tài)位高度重疊，競爭激烈［24］，營養(yǎng)元素及光照等是兩者競爭的重要環(huán)境因素［25］，研究表明沉水植物葉片上附著大量增殖的藻類，不僅導(dǎo)致了沉水植物葉片細(xì)胞外擴(kuò)散層厚度增加并降低無機(jī)碳的供應(yīng)能力，且附著藻類對(duì)光照及無機(jī)碳的競爭影響了沉水植物的正常生長［26，27］。針對(duì)湖泊沉水植物退化的現(xiàn)狀，通過對(duì)HCO3-Ca 型巖溶湖沉水植物退化驅(qū)動(dòng)因子的研究，有利于為巖溶水退化生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)提供治理思路。

本研究以典型HCO3-Ca 型退化巖溶湖靈水湖為研究對(duì)象，通過設(shè)置外加鈣離子（Ca2+）和碳酸氫根（HCO3-）不同濃度梯度，探究不同氮（N）、磷（P）營養(yǎng)鹽濃度水平下附著藻類葉綠素a（Chl-a）的濃度變化情況。結(jié)合靈水湖水域環(huán)境現(xiàn)狀，對(duì)靈水湖沉水植物的退化驅(qū)動(dòng)因子進(jìn)行探究，以期為保障靈水湖作為水源地的水質(zhì)安全和巖溶湖沉水植被的生態(tài)恢復(fù)提供治理思路。

1 材料與方法

1.1 研究地點(diǎn)及樣本采集

靈水湖為典型的熔巖地下河出水口的大型泉群，清泉從四周石縫中涌出，位于廣西南寧市武鳴區(qū)（圖1），目前為武鳴區(qū)城區(qū)約12 萬人口的地下水飲用水源地。靈水湖水面總面積為2.93 萬m2，水深2.0～3.5 m，流量2～3 m3/s，全年的水溫變化幅度為1 ℃。靈水湖發(fā)育類型為集中徑流帶式，在水文地質(zhì)普查工作中被定為地下河出口，有9 個(gè)出水口，分別由不同方向發(fā)育的網(wǎng)絡(luò)狀裂隙或者小管道徑流匯集而成。靈水湖水源主要為降雨補(bǔ)給及地表水的滲漏。近年來巖溶泉、地下河出口處沉水植物逐漸退化的趨勢(shì)愈加明顯。靈水湖沉水植物主要以苦草（Vallisneria natans）為優(yōu)勢(shì)種，滿鋪于水底，呈現(xiàn)“水下森林”景觀，且水質(zhì)一直維持在地下水Ⅰ類標(biāo)準(zhǔn)，于2010 年植物生物量直線下降，沉水植物呈逐漸消亡趨勢(shì)，至2013 年湖區(qū)內(nèi)沉水植物逐漸消失。

圖1 靈水湖區(qū)位

1.2 設(shè)計(jì)

通過設(shè)計(jì)Ca2+和HCO3-不同濃度梯度探究不同N、P 營養(yǎng)水平下水生態(tài)系統(tǒng)初級(jí)生產(chǎn)者生物量的響應(yīng)情況。采用容積為20 L（45 cm×30 cm×15 cm）的塑料箱進(jìn)行生態(tài)箱設(shè)計(jì)，Ca2+、HCO3-濃度水平模擬靈水湖現(xiàn)狀進(jìn)行設(shè)計(jì)，通過向生態(tài)箱中投加長度為20 cm 的人工水草模擬小型生態(tài)系統(tǒng)沉水植物，從而得以檢測附著藻類葉綠素a的含量。

如表1 所示，設(shè)置6 種生態(tài)箱，每種生態(tài)箱的總氮（TN）和總磷（TP）濃度不同，A 至F 總氮濃度分別設(shè)置為0.1、0.2、1.0、2.0、5.0、0 mg/L；總磷濃度分別設(shè)置為0.01、0.02、0.10、0.20、0.50、0 mg/L。每種生態(tài)箱設(shè)置6 個(gè)離子濃度水平，A1 至F1 生態(tài)箱Ca2+濃度設(shè)定為80 mg/L，A2 至F2 生態(tài)箱HCO3-濃度設(shè)定為4 mmol/L，A3至F3生態(tài)箱Ca2+濃度設(shè)定為60 mg/L，HCO3-濃度設(shè)定為3 mmol/L，A4 至F4 生態(tài)箱Ca2+濃度設(shè)定為80 mg/L，HCO3-濃度設(shè)定為4 mmol/L，A5至F5 生態(tài)箱Ca2+濃度設(shè)定為100 mg/L，HCO3-濃度設(shè)定為5 mmol/L，A6 至F6 生態(tài)箱（對(duì)照）均為自來水。

表1 生態(tài)箱營養(yǎng)鹽濃度梯度和Ca2+、HCO3-濃度設(shè)定

培養(yǎng)液所用的儲(chǔ)備液分別由CaCl2、NaHCO3、KNO3、KH2PO4配制而成。試驗(yàn)在室內(nèi)進(jìn)行，平均溫度為18～25 ℃。檢測生態(tài)箱中葉綠素a 的含量，每組重復(fù)3 次。試驗(yàn)為期90 d，從30 d 開始第一次檢測，隨后每隔7 d 檢測1 次。

1.3 水樣收集與檢測

葉綠素是植物光合作用中重要的光合色素，通過測定水體中的附著藻類葉綠素a 質(zhì)量濃度可代表生態(tài)箱中附著藻類的生物量，每次測量時(shí)均使用軟毛刷將藻類洗刷下來，然后測定其質(zhì)量濃度。水中TP 測定采用鉬銻抗分光光度法（GB11893—89），水體TN 測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法（GB 11894—89），葉綠素a 質(zhì)量濃度測定采用《水和廢水檢測分析方法》中分光光度法；Ca2+、HCO3-濃度采用德國Merck 公司生產(chǎn)的便攜式試劑盒測量，精度分別為2.0 mg/L 和0.1 mmol/L。

2 結(jié)果與分析

2.1 靈水湖HCO3-、Ca2+濃度的變化

對(duì)靈水湖的監(jiān)測數(shù)據(jù)（圖2）分析可知，Ca2+和HCO3-的年平均濃度水平呈緩慢上升的趨勢(shì)，其中，2011 年Ca2+平均濃度約為61.7 mg/L，2015 年為76.5 mg/L，2016 年則逐漸上升至78.0 mg/L；2011 年HCO3-平均濃度為140.0 mg/L，2016 年上升為239.1 mg/L。分析其原因可能與靈水湖巖溶水動(dòng)力系統(tǒng)的稀釋效應(yīng)、CO2效應(yīng)及水動(dòng)力效應(yīng)（擴(kuò)散邊界層效應(yīng)）有關(guān)［28］。

2.2 添加Ca2+對(duì)Chl-a 質(zhì)量濃度的影響

通過分析生態(tài)箱附著藻類Chl-a 質(zhì)量濃度進(jìn)而探究添加Ca2+對(duì)不同TN、TP 營養(yǎng)鹽濃度下Chl-a 質(zhì)量濃度的影響，其中，試驗(yàn)組生態(tài)箱Ca2+濃度為80 mg/L，對(duì)照組生態(tài)箱未額外添加Ca2+，結(jié)果（圖3）表明，隨著TN、TP 營養(yǎng)鹽濃度的提升，Chl-a 質(zhì)量濃度隨之上升，且添加Ca2+處理的Chl-a 質(zhì)量濃度明顯高于對(duì)照。在TN、TP 濃度分別為0.2、0.02 mg/L 的水平下，添加Ca2+的生態(tài)箱中Chl-a 質(zhì)量濃度在7 次測量中均高于未添加Ca2+的對(duì)照生態(tài)箱；在TN、TP 濃度分別為1.0、0.10 mg/L 的水平下，前5 次測量的Chl-a 質(zhì)量濃度均高于對(duì)照，后2 次測量的Chl-a 質(zhì)量濃度均稍低于對(duì)照；在TN、TP 濃度分別為5.0、0.50 mg/L 的水平下，對(duì)照與處理的Chl-a 質(zhì)量濃度總體水平相當(dāng)。

圖3 添加Ca2+對(duì)不同TN、TP 營養(yǎng)鹽濃度下Chl-a 質(zhì)量濃度的影響

鈣元素是植物生長的必需營養(yǎng)元素，能夠有效影響植物體內(nèi)碳水化合物的形成與轉(zhuǎn)化，從而影響植物的生長進(jìn)程，已有研究表明鈣元素可以增強(qiáng)凝集素的活性，這與微囊藻群落的形成息息相關(guān)［29］。在淺水湖泊中輪藻可以通過鈣化作用緩解氨氮對(duì)輪藻生長的毒害作用，且輪藻葉表面可形成鈣磷復(fù)合物，最終對(duì)水體的磷循環(huán)產(chǎn)生了重要影響［30］。

如圖4 所示，圖4A（第45 天）、圖4B（第90 天）為添加80 mg/L Ca2+的試驗(yàn)水體與未添加80 mg/L Ca2+的空白對(duì)照水體中Chl-a 質(zhì)量濃度的變化情況。試驗(yàn)水體中Chl-a 質(zhì)量濃度與對(duì)照之間差異顯著，整體來看，在相同TN、TP 營養(yǎng)鹽濃度條件下，添加Ca2+在一定程度上可促進(jìn)水體生態(tài)系統(tǒng)附著Chl-a 質(zhì)量濃度的提高。

圖4 添加Ca2+對(duì)Chl-a 質(zhì)量濃度的影響

2.3 添加HCO3-對(duì)Chl-a 質(zhì)量濃度的影響

如圖5 所示，添加4 mmol/L HCO3-的生態(tài)箱，在TN、TP 濃度處于較低水平時(shí)，各試驗(yàn)處理附著藻類中Chl-a 質(zhì)量濃度整體上明顯高于未添加HCO3-的對(duì)照生態(tài)箱，在TN、TP 濃度分別為0.2、0.02 mg/L 和1.0、0.10 mg/L的生態(tài)箱中，含有HCO3-的水體中Chl-a 質(zhì)量濃度上升迅速，但是二者在第5 次的測量中Chl-a 質(zhì)量濃度維持較為平穩(wěn)。在TN、TP 濃度較高的梯度中，即TN、TP 濃度分別為5.0、0.50 mg/L時(shí)，水體中Chl-a 質(zhì)量濃度并未明顯高于對(duì)照生態(tài)箱。

中國西南地區(qū)巖溶系統(tǒng)具有巖石可溶性特點(diǎn)，主要由CaMg（CO3）2組成的碳酸鹽巖是全球最大的碳庫［31］。植物能從HCO3-中獲取碳源，開辟新的碳循環(huán)途徑及光合作用途徑［32］。已有研究表明，植物中碳酸酐酶能將細(xì)胞內(nèi)的HCO3-轉(zhuǎn)化為CO2和H2O，開啟了利用可溶性無機(jī)碳的新途徑［33］，改變了碳源來源于水氣交換所捕獲CO2的傳統(tǒng)認(rèn)知。在高碳酸氫鹽的巖溶水體中，附著藻類對(duì)營養(yǎng)鹽的添加更敏感，相對(duì)低含量的營養(yǎng)鹽濃度會(huì)造成附著藻類的大量增殖［34］。

圖6A（45 d）、圖6B（90 d）分別為添加4 mmol/L HCO3-的生態(tài)箱（試驗(yàn)生態(tài)箱）與未添加HCO3-的對(duì)照生態(tài)箱水體中Chl-a 質(zhì)量濃度的變化情況。總體而言，在2 個(gè)時(shí)間段的檢測中，試驗(yàn)生態(tài)箱與對(duì)照生態(tài)箱水體中的Chl-a 質(zhì)量濃度存在顯著性差異。在45 d 時(shí)的檢測中，添加4 mmol/L HCO3-的生態(tài)箱水體中（除TN、TP 濃度分別為0.1、0.01 mg/L 的生態(tài)箱外）附著Chl-a 質(zhì)量濃度顯著高于對(duì)照生態(tài)箱，表明添加HCO3-能夠促進(jìn)附著藻類Chl-a 質(zhì)量濃度的增加。在90 d 時(shí)的檢測中，除TN、TP 濃度分別為0.2、0.02 mg/L 以及5.0、0.50 mg/L 時(shí)對(duì)照生態(tài)箱水體中Chl-a 質(zhì)量濃度高于試驗(yàn)生態(tài)箱外，其余試驗(yàn)生態(tài)箱水體中Chl-a 質(zhì)量濃度均高于對(duì)照生態(tài)箱。

圖6 添加HCO3-對(duì)Chl-a 質(zhì)量濃度的影響

2.4 添加Ca2+和HCO3-對(duì)不同氮磷濃度水平下Chl-a 質(zhì)量濃度的影響

上述研究表明，生態(tài)箱中TN、TP 營養(yǎng)鹽濃度相同時(shí)，不同生態(tài)箱中分別添加Ca2+或HCO3-可促進(jìn)附著藻類Chl-a質(zhì)量濃度的上升。設(shè)置Ca2+和HCO3-濃度分別為100 mg/L和5 mmol/L、80 mg/L 和4 mmol/L、60 mg/L 和3 mmol/L，探究同時(shí)添加Ca2+或HCO3-對(duì)不同氮磷濃度水平下Chl-a 質(zhì)量濃度的影響。結(jié)果（圖7）表明，隨著添加Ca2+和HCO3-濃度的上升，相同營養(yǎng)鹽濃度水平下的Chl-a 質(zhì)量濃度逐漸上升，同時(shí)隨著營養(yǎng)鹽濃度的提高，Chl-a 質(zhì)量濃度也呈上升趨勢(shì)。

圖7 Ca2+和HCO3-不同濃度梯度水平下Chl-a 質(zhì)量濃度的變化情況

本試驗(yàn)設(shè)計(jì)中還存在不足之處，生態(tài)箱中設(shè)計(jì)的TN、TP 營養(yǎng)鹽濃度雖包含了國內(nèi)多數(shù)地表水由低至高的濃度梯度，但設(shè)計(jì)中TN 與TP 的濃度比均為10，呈現(xiàn)出一定的單一性。目前針對(duì)水體富營養(yǎng)化氮磷控制策略方面，已有不少對(duì)藻類生長限制因子的研究，主流結(jié)論為磷控制［35］、氮控制［36］、氮磷雙控制［37］學(xué)說。由于水體生態(tài)系統(tǒng)存在時(shí)間和空間異質(zhì)性的特點(diǎn)，不同氮磷比營養(yǎng)濃度條件下的巖溶水對(duì)附著藻類的影響還需進(jìn)一步研究。

圖8A（45 d）、圖8B（90 d）為不同Ca2+和HCO3-濃度梯度下試驗(yàn)生態(tài)箱與對(duì)照生態(tài)箱水體中Chl-a 質(zhì)量濃度的變化情況。整體而言，隨著Ca2+和HCO3-濃度的升高，Chl-a 質(zhì)量濃度上升，不同Ca2+和HCO3-濃度梯度水平下Chl-a 質(zhì)量濃度存在著顯著性差異，當(dāng)生態(tài)箱Ca2+和HCO3-濃度分別為100 mg/L、5 mmol/L時(shí)，Chl-a 質(zhì)量濃度最高。在45 d 模擬試驗(yàn)中，在TN、TP 濃度分別為0.1、0.01 mg/L 和0.2、0.02 mg/L時(shí)，Chl-a 質(zhì)量濃度差異不明顯，其余生態(tài)箱之間均差異顯著；在90 d 模擬試驗(yàn)中，TN、TP 濃度分別為0、0 mg/L 和0.1、0.01 mg/L時(shí)，Chl-a 質(zhì)量濃度差異不明顯，其余生態(tài)箱之間均差異顯著。

圖8 不同Ca2+和HCO3-濃度梯度水平下模擬不同天數(shù)時(shí)Chl-a 質(zhì)量濃度的變化

3 小結(jié)與展望

本研究結(jié)果表明，在為期90 d 的模擬巖溶水生態(tài)系統(tǒng)中Ca2+和HCO3-分別對(duì)不同營養(yǎng)鹽濃度梯度下附著藻類葉綠素a 質(zhì)量濃度產(chǎn)生顯著影響。總體而言，在添加Ca2+的生態(tài)箱水體中，Ca2+的添加促進(jìn)了相同N、P 營養(yǎng)鹽濃度水平下藻類葉綠素a 質(zhì)量濃度的上升；在添加HCO3-的生態(tài)箱水體中，HCO3-的添加促進(jìn)了相同N、P 營養(yǎng)鹽濃度水平下藻類葉綠素a 質(zhì)量濃度的上升；在Ca2+和HCO3-同時(shí)添加的生態(tài)箱水體中也顯著促進(jìn)了附著藻類的生長。

盡管目前靈水湖水質(zhì)能較好地滿足水源地水質(zhì)的要求，但在特殊的巖溶水環(huán)境下，相同的N、P 濃度條件下高氮高鈣的巖溶水環(huán)境更加有利于附著藻類的生長，附著藻類生物量激增在一定程度上通過生態(tài)位的競爭可抑制沉水植物的生長，根據(jù)生態(tài)系統(tǒng)的災(zāi)難性突變理論，一旦營養(yǎng)鹽水平在短時(shí)間內(nèi)超過了生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的閾值，那么靈水湖原有的草型穩(wěn)態(tài)很有可能在短時(shí)間內(nèi)系統(tǒng)垮塌，逐漸轉(zhuǎn)向以藻類為主的濁水穩(wěn)態(tài)，推測附著藻類對(duì)沉水植物的競爭是靈水湖巖溶生態(tài)系統(tǒng)災(zāi)難性轉(zhuǎn)變的重要因素。

在水體系統(tǒng)的復(fù)雜營養(yǎng)鏈級(jí)和外界干擾下，若使沉水植被的修復(fù)達(dá)到穩(wěn)定和平衡的狀態(tài)，仍存在一定的困難，實(shí)際水體修復(fù)工程的實(shí)施目前尚未形成較為完善的方法及體系，沉水植物修復(fù)仍需要大量野外觀測及原位修復(fù)工程的實(shí)施，進(jìn)而總結(jié)經(jīng)驗(yàn)并推廣。