李大命，陽 振，于 洋，唐晟凱，張彤晴，周 剛

(1:江蘇省淡水水產(chǎn)研究所，南京 210017)

(2:中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008)

浮游植物是水生生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，分布廣泛，種類繁多，也是生態(tài)系統(tǒng)中的主要初級(jí)生產(chǎn)者.浮游植物是水環(huán)境的重要指示生物，廣泛用于湖泊水體環(huán)境的評(píng)價(jià)，可以指示湖泊的營(yíng)養(yǎng)水平[1].反過來，環(huán)境條件也能直接影響浮游植物的群落結(jié)構(gòu)和種群豐度[2-4].湖泊富營(yíng)養(yǎng)化是當(dāng)今世界面臨的重大水環(huán)境問題，導(dǎo)致夏季藍(lán)藻水華頻繁發(fā)生，嚴(yán)重威脅水生態(tài)系統(tǒng)安全.富營(yíng)養(yǎng)水平是影響浮游植物競(jìng)爭(zhēng)力及其優(yōu)勢(shì)種屬差異的重要因素，這種差異源于浮游植物生理特征對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化的響應(yīng)不同[5].因此，原位研究不同營(yíng)養(yǎng)水平湖泊浮游植物最基本的生理指標(biāo)——光合活性，對(duì)于深入認(rèn)識(shí)浮游植物的演替規(guī)律和藍(lán)藻水華的形成過程有重要作用.

葉綠素?zé)晒饧夹g(shù)是評(píng)價(jià)植物光合活性的一種快速、無損傷的常用方法，在過去幾十年里取得了很大進(jìn)展.葉綠素?zé)晒鈪?shù)眾多，能提供光合作用的多種信息.德國(guó)Walz 公司生產(chǎn)的Phyto-PAM 浮游植物分析儀可用于測(cè)定不同類群微藻(如藍(lán)藻、綠藻和硅藻)的光合活性、生長(zhǎng)、葉綠素含量、光能利用效率等，并可用于確定水體中不同類群微藻含量，該儀器所需樣品量少，靈敏度高[6].近年來，該儀器被廣泛用于水華藍(lán)藻的光合活性研究，如吳曉東等原位研究了太湖、巢湖和玄武湖越冬藍(lán)藻的光和活性并比較了3 個(gè)湖泊間的差異[7]，Verspagen 等測(cè)定了底泥中微囊藻最大光量子產(chǎn)量的動(dòng)態(tài)變化[8]，Goto 等調(diào)查了日本琵琶湖浮游植物光合活性的時(shí)空變化，并分析了光合活性與環(huán)境因子間的關(guān)系[9].

本研究采用Phyto-PAM 浮游植物熒光儀測(cè)定營(yíng)養(yǎng)水平不同的兩個(gè)湖泊——滆湖和駱馬湖在春季浮游植物的光合作用活性，探討湖泊富營(yíng)養(yǎng)化對(duì)浮游植物光合作用活性和群落結(jié)構(gòu)的影響，同時(shí)為滆湖和駱馬湖的藍(lán)藻水華監(jiān)測(cè)和預(yù)警提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù).

1 材料和方法

1.1 采樣點(diǎn)和水樣采集

滆湖(31°29' ～31°42'N，119°44' ～119°53'E)位于太湖流域西部，是蘇南地區(qū)僅次于太湖的第二大湖泊，屬長(zhǎng)江三角洲淺水湖泊類型.湖面長(zhǎng)茄形，南北長(zhǎng)25 km，東西平均寬約6.6 km，水域面積164 km2，常年平均水深1.27 m，總蓄水量2.15×108m3.具有飲用、灌溉、航運(yùn)、游覽和水產(chǎn)養(yǎng)殖等多種使用功能.滆湖水質(zhì)污染嚴(yán)重，TN 和TP 超標(biāo)嚴(yán)重，總體處于V 類水質(zhì)，超富營(yíng)養(yǎng)化階段[10].根據(jù)滆湖營(yíng)養(yǎng)水平和項(xiàng)目要求，設(shè)置6 個(gè)采樣點(diǎn)，從北到南依次為G1 至G6(圖1).

駱馬湖(34°00' ～34°14'N，118°06' ～ 118°18'E)位于江蘇省北部，是江蘇省第四大淡水湖泊.南北長(zhǎng)27 km，最大寬20 km，平均寬9.63 km.最大水深5.5 m，平均水深3.3 m，水域面積260 km2，是具有防洪、灌溉、調(diào)水、水產(chǎn)、承運(yùn)等綜合利用功能的平原型水庫[11].1990s 以來，由于區(qū)域經(jīng)濟(jì)的高速發(fā)展，影響了湖水水質(zhì)，生態(tài)環(huán)境受到破壞，湖泊朝富營(yíng)養(yǎng)化方向發(fā)展.本研究在駱馬湖設(shè)置6 個(gè)采樣點(diǎn)(L1 ～L6)(圖1).

圖1 滆湖和駱馬湖采樣點(diǎn)Fig.1 Sampling sites in Lake Gehu and Lake Luoma

水樣采集在2012年4月中旬進(jìn)行，采用GPS 對(duì)采樣點(diǎn)準(zhǔn)確定位，使用有機(jī)玻璃采水器采集表層水樣10.0 L，混合均勻，取3.0 L 帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)一步分析.

1.2 理化因子測(cè)定

采用多功能水質(zhì)參數(shù)儀YSI 6600(Yellow Spring Instruments，USA)原位測(cè)定采樣點(diǎn)水體的理化參數(shù)，包括溫度(temperature，Tem)、溶解氧(Dissolved oxygen，DO)和pH 值.用賽氏盤測(cè)定水體的透明度(SD)，鉬酸銨分光光度法測(cè)定總磷(TP)，堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法測(cè)定總氮(TN)，正磷酸鹽(-P)、硝態(tài)氮(NO3--N)和銨態(tài)氮(NH4+-N)用0.45 μm 濾膜抽濾后采用連續(xù)漂流分析儀(Skalar Sanplusanalyzer，Netherlands)測(cè)定.葉綠素a (Chl.a)采用經(jīng)過GF/C 濾膜抽濾200 ～400 ml 水樣，充分研磨后，90%丙酮萃取的方法進(jìn)行測(cè)定[12].

1.3 浮游植物鏡檢和計(jì)數(shù)

取1 L 水樣，加入10 ml 魯哥試劑進(jìn)行固定，室溫靜置48 h，最后濃縮至30 ml.浮游植物密度和種類組成在顯微鏡下進(jìn)行計(jì)數(shù)和鑒定.計(jì)數(shù)方法采用目鏡行格法，一般隨機(jī)計(jì)數(shù)兩個(gè)垂直方格.每個(gè)樣品計(jì)數(shù)2 次，取平均值，浮游植物豐度用cells/L 表示.浮游植物種屬的鑒定參照《淡水浮游生物研究方法》[13]和《中國(guó)淡水藻類——系統(tǒng)、分類及生態(tài)》[14].

1.4 浮游植物光合活性測(cè)定

應(yīng)用浮游植物熒光儀Phyto-PAM (Phyto-PAM，ED，Walz，Germany)測(cè)定浮游植物光合活性.取水樣3 ml，經(jīng)過充分的暗適應(yīng)(15 min)后，首先打開光量子密度很弱的測(cè)量光(Measuring radiation，ML)，儀器檢測(cè)到最小熒光F0，接著打開飽和脈沖(saturation pulse)，得到最大熒光值Fm，即可計(jì)算出最大光量子產(chǎn)量Fv/Fm，該值反映了浮游植物光合活性的最大潛能.設(shè)定儀器每隔20 s 加以強(qiáng)度逐漸增大的光化光(Actinic light)，同時(shí)記錄光量子產(chǎn)量，得到快速光響應(yīng)曲線(Rapid light curves，RLC).再次打開飽和脈沖，獲得有效量子產(chǎn)量(ΦPSII)，該值反映光照狀態(tài)下PSII 的實(shí)際光合能力.分析軟件為Phytowin 2.13(Walz，Germany).

1.5 數(shù)據(jù)的處理和分析

數(shù)據(jù)采用MS-Excel 2003 和SPSS 16.0 軟件進(jìn)行分析，應(yīng)用t-test 進(jìn)行顯著性水平檢驗(yàn)，采用Origin 8.0進(jìn)行作圖.

2 結(jié)果和分析

2.1 滆湖和駱馬湖水體理化因子

兩個(gè)湖泊采樣點(diǎn)水體的理化因子存在差異(表1、圖2):采樣期間，滆湖和駱馬湖的水體溫度分別為17.8和16.2℃，差異不顯著(P ＞0.05).滆湖和駱馬湖水體的總氮濃度分別為4.66 和3.38 mg/L，總磷濃度分別為0.201 和0.034 mg/L，滆湖的總氮、總磷濃度極顯著高于駱馬湖(P ＜0.01).2 個(gè)湖泊采樣點(diǎn)的溶解性氮、磷濃度也具有相同趨勢(shì).滆湖的TN/TP 低于駱馬湖.滆湖和駱馬湖水體的pH 值相似，滆湖水體的溶解氧濃度低于駱馬湖，差異不顯著(P ＞0.05).滆湖水體的透明度(23 cm)極顯著低于駱馬湖(109 cm)(P ＜0.01).滆湖水體的葉綠素a 濃度和營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(Trophic state index，TSI)[6]平均值分別為39.59 μg/L 和66.4，均極顯著大于駱馬湖的葉綠素a 濃度(3.12 μg/L)和 TSI(40.6)(P ＜0.01).結(jié)合2個(gè)湖泊的氮、磷濃度及透明度可以得出，采樣期間，滆湖水體屬于富營(yíng)養(yǎng)和超富營(yíng)養(yǎng)化水平，駱馬湖屬于中營(yíng)養(yǎng)化水平.

2.2 滆湖和駱馬湖浮游植物豐度

滆湖浮游植物豐度在 530×104～4200×104cells/L 之間(圖 3)，平均值為 2918×104cells/L，群落組成以藍(lán)藻門、硅藻門、隱藻門和裸藻門為主，優(yōu)勢(shì)種屬有點(diǎn)狀平裂藻(Merismopedia punctata)、微囊藻屬(Microcystis)、螺旋藻屬(Spirulina)、顆粒直鏈硅藻(Melosira granulata)、卵形隱藻(Cryptomonas ovata);駱馬湖浮游植物豐度在 260×104～510×104cells/L 之間(圖 3)，平均值為 379× 104cells/L，群落組成以硅藻門、綠藻門和金藻門為主，優(yōu)勢(shì)屬有小環(huán)藻屬(Cyclotella)、橋彎藻屬(Cymbella)、四角藻屬(Tetra?dron)、柵藻屬(Scenedesmus)、錐囊藻屬(Dinobryon).滆湖的浮游植物豐度極顯著高于駱馬湖(P ＜0.01)，優(yōu)勢(shì)種屬也存在差異.

表1 滆湖和駱馬湖水體的理化因子Tab.1 Physico-chemical parameters of Lake Gehu and Lake Luoma

圖2 滆湖(a)和駱馬湖(b)水體的葉綠素a 濃度和營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)Fig.2 Chl.a concentration and TSI of Lake Gehu (a)and Lake Luoma (b)

圖3 滆湖(a)和駱馬湖(b)浮游植物豐度Fig.3 Abundance of phytoplankton from Lake Gehu (a)and Lake Luoma (b)

2.3 滆湖和駱馬湖浮游植物的光合作用活性

滆湖和駱馬湖中浮游植物群落的光合作用活性具有顯著差異:在滆湖水樣中，Phyto-PAM 熒光儀檢測(cè)到藍(lán)藻和硅藻的光合作用活性，其最大光量子產(chǎn)量分別在0.36 ～0.52 和0.27 ～0.53 之間，有效光量子產(chǎn)量分別在0.25 ～0.37 和0.25 ～0.36 之間，沒有檢測(cè)到綠藻的光合作用活性;在駱馬湖水樣中，檢測(cè)到綠藻和硅藻的光合作用活性，其最大光量子產(chǎn)量分別在0.45 ～0.65 和0.41 ～0.49 之間，有效光量子產(chǎn)量分別在0.25 ～0.32 和0.19 ～0.25 之間，沒有檢測(cè)到藍(lán)藻的光合作用活性(圖4).

圖4 滆湖(a、c)和駱馬湖(b、d)浮游植物群落的最大光量子產(chǎn)量和有效光量子產(chǎn)量Fig.4 Fv/Fm and ΦPSII of phytoplankton in Lake Gehu (a，c)and Lake Luoma(b，d)

快速光響應(yīng)曲線(RLC)有3 個(gè)特征參數(shù):線性區(qū)段斜率(α)、最大電子傳遞速率(Maximum electron transport rate，ETRmax)和飽和光照強(qiáng)度點(diǎn)(Saturating light intensity，IK).其中參數(shù)α 與ETRmax 表征浮游植物的光合作用效率，IK表征浮游植物對(duì)光照強(qiáng)度的適應(yīng)能力.滆湖和駱馬湖浮游植物群落的快速光響應(yīng)曲線的特征參數(shù)存在極顯著差異:滆湖水體中僅檢出藍(lán)藻和硅/甲藻的光合作用活性，沒有檢出綠藻的光合作用活性，駱馬湖則檢出綠藻和硅/甲藻的光合作用活性，沒有檢出藍(lán)藻的光合作用活性.從特征參數(shù)可以看出，滆湖浮游植物群落中藍(lán)藻有較高的光合作用效率，駱馬湖中綠藻有較高的光合作用效率，滆湖中硅藻的光合作用效率顯著高于駱馬湖(P ＜0.05)，且兩個(gè)湖泊中浮游植物的快速光響應(yīng)曲線的特征參數(shù)存在空間差異(表2).

3 討論

調(diào)制熒光儀(Pulse Amplitude Modulated，PAM)基于葉綠素?zé)晒庠碓O(shè)計(jì)，可以提供光合作用過程中的諸多信息，已成為研究植物光合作用的有效工具[15].與傳統(tǒng)的光合作用測(cè)定方法相比，PAM 檢測(cè)法具有快速、方便、靈敏度高等優(yōu)勢(shì).葉綠素?zé)晒鈪?shù)眾多，常用的有最大光量子產(chǎn)量、有效光量子產(chǎn)量和光響應(yīng)曲線3 個(gè)特征參數(shù)[16].Phyto-PAM 浮游植物熒光分析儀能區(qū)分不同的浮游植物類群，分別測(cè)定其光合活性，對(duì)浮游植物具有定性和定量分析功能，已成為浮游植物生理生態(tài)學(xué)研究中最常用的工具之一[16].目前，已應(yīng)用Phyto-PAM 熒光儀在室內(nèi)開展了紫外輻射、營(yíng)養(yǎng)鹽、溫度、光照、重金屬等對(duì)藻類光合活性的研究[17-19].近年來Phyto-PAM 在野外浮游植物光合活性研究中應(yīng)用逐漸增多，重點(diǎn)是測(cè)定水華藍(lán)藻的光合作用活性.藍(lán)藻光合作用活性已經(jīng)成為藍(lán)藻水華監(jiān)測(cè)和預(yù)警的重要基礎(chǔ)數(shù)據(jù)[20-21].

表2 光合活性參數(shù)——線性區(qū)段斜率、最大電子傳遞速率(μmol/(m2·s))和飽合光照強(qiáng)度點(diǎn)(μmol/(m2·s))Tab.2 The photosynthetic parameters:efficiency(α)，maximum electron transport rate(ETRmax)and saturating light intensity(IK)

該研究首次采用Phyto-PAM 浮游植物熒光儀原位測(cè)定滆湖和駱馬湖春季浮游植物的光合作用活性.結(jié)果表明，2 個(gè)湖泊中浮游植物群落的光合作用活性差異顯著:在處于富營(yíng)養(yǎng)和超富營(yíng)養(yǎng)化水平的滆湖浮游植物群落中，藍(lán)藻有較高的光合作用活性，在浮游植物群落中具有競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，綠藻受到抑制;在處于中營(yíng)養(yǎng)水平的駱馬湖浮游植物群落中，綠藻和硅藻有較高光合作用活性，藍(lán)藻的光合作用活性受到抑制.這與2 個(gè)湖泊的浮游植物群落組成具有一致性，滆湖浮游植物群落組成以藍(lán)藻門、硅藻門、隱藻門和裸藻門為主，而駱馬湖浮游植物群落組成以硅藻門、綠藻和金藻門為主.已有研究表明，富營(yíng)養(yǎng)化改變湖泊浮游植物的群落結(jié)構(gòu)，有利于藍(lán)藻在浮游植物群落中取得競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)[22].結(jié)合本文研究結(jié)果可以得出，浮游植物群落結(jié)構(gòu)的變化與浮游植物群落的光合作用活性有關(guān)，湖泊富營(yíng)養(yǎng)提高了藍(lán)藻的光合作用活性，有利于其取得競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì).在滆湖和駱馬湖分別檢出少量的綠藻和藍(lán)藻細(xì)胞，但Phyto-PAM 并未檢出其光合作用活性，可能是由于藻密度較低，達(dá)不到Phyto-PAM 的檢測(cè)限[7]，也可能是因?yàn)樗鼈兊墓夂匣钚允艿狡渌孱惾郝湟种扑?

本研究中，滆湖和駱馬湖不同湖區(qū)的浮游植物光合作用活性存在差異.比如，滆湖藍(lán)藻和硅藻最大光量子產(chǎn)量分別在0.36 ～0.52 和0.27 ～0.53 之間，駱馬湖綠藻和硅藻最大光量子產(chǎn)量分別在0.46 ～0.65 和0.41 ～0.49 之間.浮游植物的快速光響應(yīng)曲線的特征參數(shù)在湖區(qū)間也存在差異，這可能與不同種類浮游植物的光合作用效率、采樣點(diǎn)浮游植物的種類組成及環(huán)境因子差異有關(guān).Goto 等調(diào)查了日本琵琶湖浮游植物最大光量子產(chǎn)量的季節(jié)變化，并分析與環(huán)境因子的關(guān)系，揭示了浮游植物光合活性與與浮游植物生物量、種類組成間的特定關(guān)系[9].Zhang 等研究了太湖浮游植物光合作用對(duì)光照和風(fēng)浪擾動(dòng)的響應(yīng)，探討了藍(lán)藻、綠藻和硅/甲藻光合活性的日變化特征[20].此外，光照、溫度、營(yíng)養(yǎng)鹽等均能影響浮游植物的光合作用活性[17-19].由此可見，浮游植物的光合作用活性受浮游植物群落組成和環(huán)境因子的綜合影響.

綜上所述，采樣期間滆湖屬于富營(yíng)養(yǎng)化和超富營(yíng)養(yǎng)化水平，浮游植物群落組成以藍(lán)藻、硅藻、隱藻和裸藻為主，藍(lán)藻密度和光合作用活性較高，生長(zhǎng)潛能大，隨時(shí)間推移，夏季發(fā)生藍(lán)藻水華的可能較大，需要密切監(jiān)測(cè);駱馬湖營(yíng)養(yǎng)水平相對(duì)較低，浮游植物群落以硅藻、綠藻、金藻為主，硅藻和綠藻光合作用活性較高，沒有檢測(cè)到藍(lán)藻的光合作用活性，發(fā)生藍(lán)藻水華的概率較低.

[1]Marchetto A，Padedda BM，Marinani M et al.A numerical index for evaluation phytoplankton response to changes in nutrient levels in deep mediterranean reservoirs.Journal of Limnology，2009，68(1):106-121.

[2]鄧建明，蔡永久，陳宇煒等.洪湖浮游植物群落結(jié)構(gòu)及其與環(huán)境因子的關(guān)系.湖泊科學(xué)，2010，22(1):70-78.

[3]宋曉蘭，劉正文，潘宏凱等.太湖梅梁灣與五里湖浮游植物群落的比較.湖泊科學(xué)，2007，19(6):643-651.

[4]李欽欽，鄧建才，胡偉平等.太湖金墅灣水源地浮游植物群落結(jié)構(gòu)及其與環(huán)境因子的關(guān)系.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，21(7):1844-1850.

[5]Reynolds CS，Oliver RL，Walsby AE.Cyanobacterial dominance:the role of buoyancy regulation in dynamic lake environments.New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research，1987，21(3):379-390.

[6]陳 元，趙洋甬，潘雙葉等.Phyto-PAM 對(duì)浮游植物中葉綠素的分類測(cè)定.現(xiàn)代科學(xué)儀器，2009，(4):100-103.

[7]吳曉東，孔繁翔，曹煥生等.越冬浮游植物光合作用活性的原位研究.湖泊科學(xué)，2007，19(2):139-145.

[8]Verspagen JMH，Snelder EOFM，Visser PM et al.Recruitment of benthic Microcystis (Cyanophyceae)to the water column:internal buoyancy changes or resuspension?Journal of Phycology，2004，40(2):260-270.

[9]Goto N，Kihira M，Ishid N.Seasonal distribution of photosynthetically active phytoplankton using pulse amplitude modulated fluorometry in the large monomictic Lake Biwa，Japan.Journal of Plankton Research，2008，30(10):1169-1177.

[10]張毅敏，張永春，高月香等.河湖相連水系水體污染控制技術(shù)與策略.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2010，26(增刊1):9-13.

[11]姜 波，趙秀蘭.駱馬湖富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2003，26(增刊):42-44.

[12]黃祥飛.湖泊生態(tài)調(diào)查觀測(cè)與分析.北京:中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社，1999:77-79.

[13]章宗涉，黃祥飛.淡水浮游生物研究方法.北京:科學(xué)出版社，1991:18-220.

[14]胡鴻鈞，魏印心.中國(guó)淡水藻類——系統(tǒng)、分類及生態(tài).北京:科學(xué)出版社，2006:23-900.

[15]Schreiber U，Neubauer C，Schliwa U.PAM fluorometer based on medium-frequency plused-Xe flash measuring light:a highly sensitive new tool in basic and applied photosynthesis research.Photosynthesis Research，1993，36(1):65-72.

[16]張 曼，曾 波.PhytoPAM 浮游植物分析儀用于微藻光合作用研究中幾種參數(shù)設(shè)定的優(yōu)化.植物生理通訊，2007，43(1):148-152.

[17]Van der Grinten E，Janssen M，Simis SGH et al.Phospate regime structures species composition in cultured phototrophic biofilms.Freshwater Biology，2004，49(4):369-381.

[18]Gouvêa SP，Boyer GL，Twiss MR.Influence of ultraviolet radiation，copper，and zinc on microcystin content in Microcystis aeruginosa (Cyanobacteria).Harmful Algae，2008，7(2):194-205.

[19]Deblois CP，Juneau P.Relationship between photosynthetic processes and microcystin in Microcystis aeruginosa grown under different photon irradiances.Harmful Algae，2010，9(1):18-24.

[20]Zhang M，Kong FX，Wu XD et al.Different photochemical responses of phytoplankters from the large shallow Taihu Lake of subtropical China in relation to light and mixing.Hydrobiologia，2008，603(1):267-278.

[21]孔繁翔，馬榮華，高俊峰等.太湖藍(lán)藻水華的預(yù)防、預(yù)測(cè)和預(yù)警的理論與實(shí)踐.湖泊科學(xué)，2009，21(3):314-328.

[22]Chen YW，Qin BQ，Teubner K et al.Long-term dynamics of phytoplankton assemblages:Microcystis-domination in Lake Taihu，a large shallow lake in China.Journal of Plankton Research，2003，25(1):445-453.