向晨暉 , 劉甲星 柯志新 周林濱 譚燁輝

1. 中國科學(xué)院南海海洋研究所, 熱帶海洋生物資源與生態(tài)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣東省應(yīng)用海洋生物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣東 廣州 510301;

2. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049;

3. 南方海洋科學(xué)與工程廣東省實(shí)驗(yàn)室, 廣東 廣州 510301;

4. 中國科學(xué)院南海生態(tài)環(huán)境工程創(chuàng)新研究院, 廣東 廣州 510301

大亞灣是中國南海沿岸重要的半封閉海灣之一, 具有豐富的生物資源和生境類型。自1994 年核電站建成運(yùn)行以來, 沿岸社會(huì)經(jīng)濟(jì)飛速發(fā)展, 人類活動(dòng)加劇導(dǎo)致海灣水體由貧營養(yǎng)向富營養(yǎng)化轉(zhuǎn)變, 藻華頻發(fā), 原因種由硅藻向甲藻轉(zhuǎn)變(王友紹 等, 2004; Wu et al, 2017)。目前關(guān)于大亞灣甲藻藻華爆發(fā)的營養(yǎng)鹽條件存在爭議, 一些研究認(rèn)為大亞灣裸甲藻藻華與溶解性無機(jī)氮(dissolved inorganic nitrogen, DIN)濃度升高和氮磷比密切相關(guān)(王朝暉 等, 2001; 徐寧 等, 2001), 而另一些研究則發(fā)現(xiàn)高濃度的尿素和溶解性有機(jī)氮(dissolved organic nitrogen, DON)是觸發(fā)裸甲藻藻華的關(guān)鍵因素(賴海燕 等, 2011)。因此, 關(guān)于富營養(yǎng)化如何影響大亞灣浮游植物群落結(jié)構(gòu), 進(jìn)而誘導(dǎo)甲藻藻華的爆發(fā)有待深入研究。前人的研究多基于現(xiàn)場調(diào)查數(shù)據(jù), 僅用環(huán)境中DIN、溶解性無機(jī)磷(dissolved inorganic phosphorus, DIP)和浮游植物現(xiàn)存量進(jìn)行判斷, 忽略了環(huán)境中營養(yǎng)鹽的多態(tài)性, 以及浮游植物細(xì)胞對(duì)營養(yǎng)鹽的吸收偏好和胞內(nèi)儲(chǔ)存能力的差異性等問題(Martínez-Soto et al, 2015; Matantseva et al, 2016)。而現(xiàn)場營養(yǎng)鹽加富培養(yǎng)試驗(yàn)更接近自然情況, 例如通過現(xiàn)場加富培養(yǎng)探究南海東北部近岸、陸坡和陸架至海盆區(qū)域浮游植物群落對(duì)氮磷營養(yǎng)響應(yīng)的差異(李佳俊 等, 2015), 或通過加富不同類型氮源以確定浮游植物群落中各類群對(duì)氮形態(tài)的利用偏好和競爭優(yōu)勢(shì)(Shangguan et al, 2017), 因此該試驗(yàn)方法被作為研究浮游植物群落對(duì)特定營養(yǎng)鹽響應(yīng)過程最主要的研究手段。

淡澳河是大亞灣內(nèi)最主要的營養(yǎng)輸入來源(黃小平 等, 2019), 徑流貫穿灣頂城市居民區(qū)和商業(yè)中心, 因而攜帶大量工業(yè)廢水、生活污水和禽畜養(yǎng)殖排泄輸入海灣。通過淡澳河輸入的氮、磷占灣內(nèi)所有徑流輸入總量的81.3%和83.3% (任秀文 等, 2013)。早期關(guān)于大亞灣富營養(yǎng)化的研究主要關(guān)注無機(jī)營養(yǎng)鹽濃度變化趨勢(shì)(Wang et al, 2008), 實(shí)際上隨著人口增長和有機(jī)氮肥的廣泛使用, DON 逐漸成為近岸水體總?cè)芙鈶B(tài)氮(total dissolved nitrogen, TDN)中的主要成份(Glibert et al, 2006)。最新研究表明淡澳河口的高濃度營養(yǎng)鹽中有機(jī)形態(tài)的貢獻(xiàn)逐漸增加, 灣內(nèi)尿素濃度可達(dá)到DIN 濃度的1～3 倍(張?jiān)?等, 2014; 黃小平 等, 2019)。然而, 少量關(guān)于灣內(nèi)DON 濃度與甲藻赤潮的研究僅集中于海水養(yǎng)殖區(qū), 缺少在淡澳河口的定點(diǎn)采樣(Wang et al, 2008; Song et al, 2009), 即淡澳河河口水?dāng)y帶的不同營養(yǎng)鹽形態(tài)對(duì)灣內(nèi)浮游植物群落結(jié)構(gòu)的影響還未引起重視, DON 增加對(duì)浮游植物群落演替的影響還不清楚。

本研究通過現(xiàn)場采樣確定大亞灣灣頂海水(淡澳河口)中氮磷營養(yǎng)鹽濃度及其中有機(jī)營養(yǎng)的比例, 并將河口水作為營養(yǎng)來源對(duì)大亞灣浮游植物進(jìn)行現(xiàn)場加富培養(yǎng), 以確定淡澳河口攜帶的營養(yǎng)鹽對(duì)重塑浮游植物粒級(jí)結(jié)構(gòu)、影響甲藻生長的重要作用; 同時(shí)加富有機(jī)或無機(jī)氮、磷營養(yǎng)進(jìn)行培養(yǎng), 與河口水加富結(jié)果進(jìn)行對(duì)照, 探究河口水中引發(fā)浮游植物群落結(jié)構(gòu)變化的關(guān)鍵營養(yǎng)鹽形態(tài), 以期為認(rèn)識(shí)河口輸入對(duì)海灣生態(tài)環(huán)境的影響和保護(hù)海灣生態(tài)系統(tǒng)健康提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究海域和采樣方法

大亞灣是一個(gè)半封閉的亞熱帶海灣(22°31′12″—22°50′00″N, 114°29′42″—114°49′06″E), 總面積約為 600km2, 水深 6～16m (Zhang et al, 2018)。2016 年10 月在大亞灣14 個(gè)站位使用5L Niskin 采水器收集表層海水(深度0.5m)進(jìn)行環(huán)境參數(shù)及浮游植物生物量、粒級(jí)結(jié)構(gòu)和種類組成的現(xiàn)場取樣分析(圖1)。

圖1 大亞灣調(diào)查采樣站位(S1～S10)和加富培養(yǎng)試驗(yàn)站位(S10) 該圖基于國家測(cè)繪地理信息局標(biāo)準(zhǔn)地圖服務(wù)網(wǎng)站下載的審圖號(hào)為GS(2019)4342 的標(biāo)準(zhǔn)地圖制作, 底圖無修改 Fig. 1 Map of sampling stations (S1 ～ S10) and nutrient enrichment experiment site (S10) in Daya Bay

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

現(xiàn)場加富培養(yǎng)試驗(yàn)于2016 年10 月進(jìn)行, 設(shè)置 有機(jī)氮、無機(jī)氮和磷加富試驗(yàn)(試驗(yàn)1, 表1)作為對(duì)照, 與淡澳河河口水加富試驗(yàn)(試驗(yàn)2, 表1)同步進(jìn)行。使用5L Niskin 采水器收集S10 站位表層海水, 經(jīng)過200μm 篩絹去除大中型浮游生物和微粒碎片后分裝于 2L 聚碳酸酯培養(yǎng)瓶(Nalgene, 美國)中, 按照試驗(yàn)1 方案向其中添加營養(yǎng)鹽(DON、DIN 和DIN+DIP)和設(shè)置對(duì)照組(Control)。加富濃度參考大亞灣歷史調(diào)查得到的DIN 和DIP 的最高濃度(Wu et al, 2012)和朱艾嘉等(2008)現(xiàn)場試驗(yàn)得到的濃度數(shù)據(jù)。在試驗(yàn)2 中, 為保證不同體積比的河口水加富下浮游植物群落初始狀態(tài)一致, 首先向每個(gè)培養(yǎng)瓶注入0.2L 經(jīng)過200μm 篩絹過濾后的S10 站位表層水, 然后分別按照培養(yǎng)體積的0、10% (0.2L)和20% (0.4L)注入淡澳河河口水(取自S3 站位表層, 經(jīng)0.2μm Millipore 聚碳酸酯濾膜過濾), 最后2L 培養(yǎng)瓶內(nèi)的剩余體積用0.2μm 過濾后的S10 表層海水補(bǔ)充完整。

所有培養(yǎng)瓶經(jīng)體積分?jǐn)?shù)10%稀鹽酸浸泡1 周, 超純水潤洗3 次, 現(xiàn)場海水潤洗后用于試驗(yàn)。所有試驗(yàn)組設(shè)置3 個(gè)重復(fù), 采用原位培養(yǎng)方法(朱艾嘉 等, 2008; Altman et al, 2012)?，F(xiàn)場表層海水溫度為26.6℃、鹽度為30.2‰、透明度為1.7m。研究表明, 近岸浮游植物豐度較高, 在營養(yǎng)鹽加富后2～4d 內(nèi)就會(huì)發(fā)生明顯響應(yīng)(朱艾嘉 等, 2009; Teira et al, 2011; 李佳俊 等, 2015; Maugendre et al, 2015), 因此, 本研究培養(yǎng)持續(xù)4d, 第0 天添加氮、磷營養(yǎng)或河口水后取對(duì)照樣, 第2 天和第4 天進(jìn)行采樣。取樣之前將每個(gè)培養(yǎng)瓶輕微搖勻, 每個(gè)培養(yǎng)瓶分別取150mL水樣獲得分級(jí)葉綠素a (Chl a)樣品。為保證培養(yǎng)體積在取樣后不發(fā)生明顯變化, 為避免取樣量過少影響水樣濃縮后浮游植物種類鑒定, 將同一試驗(yàn)組內(nèi)的3 個(gè)平行樣混合作為該試驗(yàn)組的浮游植物測(cè)定樣品。

表1 現(xiàn)場加富培養(yǎng)試驗(yàn)設(shè)計(jì) Tab. 1 Design of nutrient additions of in situ enrichment experiments

1.3 海水理化參數(shù)

海水溫度和鹽度使用YSI 6600 (Yellow Springs Instrument Co., Yellow Springs, OH, USA)進(jìn)行現(xiàn)場測(cè)定。

表層海水營養(yǎng)鹽濃度測(cè)定: 將海水經(jīng)過GF/F玻璃纖維膜(Whatman)過濾后保存于–20℃黑暗條件下。在實(shí)驗(yàn)室中使用Lachat Quick Chem 8500 流動(dòng)注射分析儀(Lachat Instruments, Loveland, CO, USA), 采用標(biāo)準(zhǔn)比色法(Grassshoff et al, 1983)測(cè)定無機(jī)營養(yǎng)鹽(NO3?, NO2?, NH4+, PO43?和SiO32–)濃度。海水樣品經(jīng)過硫酸鉀氧化后使用 Lachat Quick Chem 8500 流動(dòng)注射分析儀測(cè)定得到TDN 和總?cè)芙鈶B(tài)磷(total dissolved phosphorus, TDP)濃度。DIN 濃度為NO3?、NO2?和NH4+濃度之和, DON 濃度為TDN 與DIN 的差值。DIP 可用PO43?濃度表示(Ruttenberg et al, 2005), 溶解性有機(jī)磷(dissolved organic phosphorus, DOP)濃度為TDP 與DIP 的差值。以上取樣和測(cè)定過程均依照《海洋調(diào)查規(guī)范—海水化學(xué)要素調(diào)查》(中華人民共和國國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局 等, 2008)中的方法進(jìn)行。

1.4 浮游植物

分級(jí)Chl a 質(zhì)量濃度測(cè)定: 取150mL 海水依次用20μm 尼龍濾膜、3μm 聚碳酸酯濾膜和0.7μm GF/F玻璃纖維膜過濾, 分別獲取小型(micro-, 20～ 200μm)、微 型(nano-, 3～20μm)和 超 微 型(pico-, 0.7～3μm) Chl a。將濾膜置于液氮保存。在實(shí)驗(yàn)室將濾膜浸入 90%丙酮于黑暗中萃取 24h, 用 Tunner Design10 AU 葉綠素?zé)晒庥?jì)測(cè)定Chl a 質(zhì)量濃度(Parsons et al, 1984)。

浮游植物樣品采集及定性定量分析: 取450mL海水使用Lugol’s 試劑固定, 常溫避光保存。在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)將樣品靜置24h 以上, 用虹吸法去除上清液, 將濃縮的樣品用倒置顯微鏡Olympus cx21 進(jìn)行種類鑒定和計(jì)數(shù)(Uterm?hl, 1958)。

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)采樣時(shí)包含平行樣品的數(shù)據(jù)(n=3)用平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(Mean±SD)表示。使用 IBM SPSS 18.0 (Chicago, USA)軟件進(jìn)行差異性分析, 單因素方差分析(One-Way ANOVA) 和 Post-Hoc Tukey-test 分析后, p＜0.05 認(rèn)為處理組之間具有顯著性差異。

2 結(jié)果

2.1 大亞灣環(huán)境條件和浮游植物群落結(jié)構(gòu)

圖2 2016 年10 月大亞灣表層海水溫度(a)、鹽度(b)、總?cè)芙鈶B(tài)氮濃度(c)和總?cè)芙鈶B(tài)磷濃度(d)水平分布 審圖號(hào): GS(2019)4342 Fig. 2 Surface water temperature (a), salinity (b), total dissolved nitrogen (c), and total dissolved phosphorus (d) in Daya Bay in October 2016

2016 年10 月大亞灣表層海水理化因子分布見圖2。海水溫度為26.6～29.9℃, 鹽度為29.0‰～ 30.9‰, 灣頂?shù)蜏氐望}, 灣中部西側(cè)受核電站溫排水影響溫度最高, 灣口至灣外受外海水影響鹽度最高(圖2)。灣中心(S10)和淡澳河口(S3)表層水溫分別為29.3℃和26.6℃, 鹽度分別為30.2‰和30.0‰。TDN 和TDP 濃度于灣頂?shù)暮涌谔幾罡?分別為85.3μmol·L–1和1.5μmol·L–1)并向?yàn)晨诜较蜻f減(圖2)。淡澳河口(S3)的TDN 和TDP 濃度是灣中心(S10)的4 倍和5 倍(表2)。

表2 2016 年秋季大亞灣中心(S10)和淡澳河口(S3)海水理化和生物特征 Tab. 2 Initial physicochemical conditions and phytoplankton community composition at central bay (S10) and Dan’ao River estuary (S3) for enrichment experiments in Daya Bay in October 2016

試驗(yàn)站位(S10)總Chl a 質(zhì)量濃度為3.9μg·L–1(表2), 其中 micro-Chl a 占77%; 總浮游植物豐度為3.4×105個(gè)·L–1, 硅藻占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)(98.6%), 主要為窄隙角毛藻(Chaetoceros affinis) 、 菱形海線藻(Thalassionema nitzschioides) 和擬旋鏈角毛藻(Chaetoceros pseudocurvisetus), 分別占總豐度的41.5%、21%和21.5%。淡澳河口(S3)總Chl a 質(zhì)量濃度為3.5μg·L–1(表2), 其中nano-Chl a 占49%; 總浮游植物豐度為5.8×104個(gè)·L–1, 其中藍(lán)藻豐度占52.1%, 主要為銅綠微囊藻。

2.2 葉綠素a 質(zhì)量濃度和粒級(jí)結(jié)構(gòu)對(duì)氮、磷營養(yǎng)和淡澳河河口水加富的響應(yīng)

各試驗(yàn)組之間總Chl a 質(zhì)量濃度對(duì)氮、磷營養(yǎng)和河口水加富的響應(yīng)見圖3。DIN+DIP 組加富促進(jìn)總Chl a 質(zhì)量濃度在培養(yǎng)期間顯著增長(p＜0.05), 培養(yǎng)至第2 天和第4 天時(shí)總Chl a 質(zhì)量濃度均顯著高于 對(duì) 照 組(p＜0.05), 分 別 為 12.4±32.8μg·L–1和13.7±7.3μg·L–1。同樣, 河口水加富顯著促進(jìn)總Chl a質(zhì)量濃度, 培養(yǎng)至第2 天和第4 天時(shí)均顯著高于對(duì)照組(p＜0.05)。培養(yǎng)至第2 天時(shí)總Chl a 質(zhì)量濃度在10% DA [經(jīng)0.2μm 聚碳酸酯濾膜(Millipore, 47mm)過濾后的淡澳河口S3 站位表層水]和20% DA 加富下分別達(dá)到3.4±0.7μg·L–1和3.9±0.1μg·L–1。

獨(dú)立加富氮(DON 組和DIN 組)對(duì)總Chl a 質(zhì)量濃度沒有顯著促進(jìn)作用(圖3), 但可以改變Chl a 粒級(jí)結(jié)構(gòu)(圖4)。培養(yǎng)至第2 天時(shí), DON 加富后nano-和pico- Chl a (0.7～20μm)對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn)率顯著高于其他處理組(p＜0.05), 同時(shí)導(dǎo)致micro-Chl a (＞20μm)顯著低于對(duì)照組和DIN 組(p＜0.05)。河口水加富對(duì)浮游植物粒級(jí)結(jié)構(gòu)的影響主要體現(xiàn)在培養(yǎng)至第4 天時(shí), 在10% DA 和20% DA 加富下nano-和pico-Chl a 在總Chl a 中的占比高于其他處理組, 分別達(dá)到63.4%和66.6%。以上結(jié)果表明, 河口水加富不僅顯著促進(jìn)總Chl a 增長, 并且對(duì)Chl a 粒級(jí)結(jié)構(gòu)的影響與DON 相似, 即促進(jìn)nano-和pico- Chl a 對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn)。

2.3 浮游植物豐度和種類組成對(duì)氮、磷營養(yǎng)和淡澳河河口水加富的響應(yīng)

各試驗(yàn)組內(nèi)浮游植物豐度對(duì)氮、磷營養(yǎng)和淡澳河河口水加富的響應(yīng)見圖5。培養(yǎng)至第4 天時(shí), 總浮游植物豐度在 DIN+DIP 加富下達(dá)到 1716.7× 103個(gè)·L–1, 是對(duì)照組的7倍, 并且該增長主要由硅藻貢獻(xiàn)(1376.7×103個(gè)·L–1), 而甲藻豐度與對(duì)照組幾乎一致?？偢∮沃参镓S度對(duì)DON 和DIN 加富沒有響應(yīng), 但甲藻豐度在DON 加富后達(dá)到13.3×103個(gè)·L–1, 是對(duì)照組的2倍, 而在DIN 加富后低于對(duì)照組。河口水加富對(duì)總浮游植物豐度有明顯促進(jìn)作用, 培養(yǎng)至第4天時(shí)總浮游植物豐度在10% DA 和20% DA 組均增長至對(duì)照組的4倍, 分別達(dá)到107.8×103個(gè)·L–1和111.1×103個(gè)·L–1。甲藻和硅藻均受到河口水促進(jìn), 其中甲藻在10% DA 和20% DA 組分別增長至對(duì)照組的20倍(13.3×103個(gè)·L–1)和11倍(7.7×103個(gè)·L–1); 硅藻增長幅度相對(duì)較低, 在10% DA 和20% DA 組中均增長至對(duì)照組的4倍(分別為94.4×103個(gè)·L–1和92.2×103個(gè)·L–1)。

圖4 葉綠素a 粒級(jí)結(jié)構(gòu)(a)和分級(jí)葉綠素a 貢獻(xiàn)量(b, c)對(duì)氮、磷營養(yǎng), 淡澳河河口水加富的響應(yīng) DON: 溶解性有機(jī)氮; DIN: 溶解性無機(jī)氮; DIP: 溶解性無機(jī)磷; DA: 經(jīng)0.2μm 聚碳酸酯濾膜(Millipore, 47mm)過濾后的淡澳河口S3 站位表層水。圖中不同字母表示該指標(biāo)在同一天內(nèi)的兩個(gè)試驗(yàn)組之間具有顯著差異(p＜0.05); 圖a 組別與圖b 組別相對(duì)應(yīng) Fig. 4 Response of chlorophyll a (Chl a) size structure (a) and proportion of size-fractioned Chl a (b, c) concentration to nitrogen, phosphorus, and estuary water enrichment of Dan’ao River

各試驗(yàn)組之間浮游植物群落結(jié)構(gòu)對(duì)氮、磷營養(yǎng)和淡澳河河口水加富的響應(yīng)見圖6。培養(yǎng)至第4 天時(shí), DON 組中甲藻豐度占比相比初始狀態(tài)提高9.6倍(5.1%), 主要種類為錐狀斯氏藻(Scrippsiella trochoidea)和原甲藻(Prorocentrum spp.), 此外還包括環(huán)溝藻(Gyrodinium spp.)和裸甲藻(Gymnodinium spp.)。河口水加富下, 甲藻豐度占比在10% DA 和20% DA 組分別提高23.4 倍(12.3%)和14.7 倍(7.8%), 主要種類與DON組基本一致, 在10% DA和20% DA組錐狀斯氏藻豐度占比分別為4.1 和1.1%, 原甲藻豐度占比分別為4.1 和4.4%。DIN+DIP 組中浮游植物群落結(jié)構(gòu)與初始值狀態(tài)幾乎一致, 依然以硅藻為絕對(duì)優(yōu)勢(shì)(99.5%), 主要類群包括角毛藻(63.5%)、根管藻(Rhizosolenia spp., 24.1%)和海線藻(Thalassionema spp., 10.4%)。由以上結(jié)果可知, 浮游植物群落結(jié)構(gòu)在DON 和淡澳河河口水加富后發(fā)生改變, 以錐狀斯氏藻和原甲藻為代表甲藻種類受到促進(jìn), 而DIN 和DIP加富對(duì)浮游植物群落結(jié)構(gòu)沒有明顯影響。

3 討論

本研究通過對(duì)照淡澳河河口水和氮、磷營養(yǎng)現(xiàn)場加富培養(yǎng)結(jié)果, 發(fā)現(xiàn)河口水和DON 加富對(duì)大亞灣浮游植物群落產(chǎn)生一致的影響, 均提高nano-Chl a 和pico-Chl a 對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn)率, 同時(shí)提高甲藻在總浮游植物豐度中的比例, 加富后主要種類均為錐狀斯氏藻和原甲藻。DIN+DIP 加富和河口水加富均促進(jìn)了總Chl a 質(zhì)量濃度和總浮游植物豐度的增長, 但是DIN+DIP 加富并不影響浮游植物粒級(jí)結(jié)構(gòu)或種類組成。對(duì)照說明河口水?dāng)y帶的DON 可能是影響粒級(jí)和群落結(jié)構(gòu)的關(guān)鍵營養(yǎng)鹽形態(tài), 其攜帶的豐富DIN 和DIP 同時(shí)促進(jìn)整體浮游植物的生長。本試驗(yàn)設(shè)計(jì)中將營養(yǎng)鹽組成復(fù)雜的河口水作為加富培養(yǎng)的營養(yǎng)來源, 并同時(shí)進(jìn)行氮、磷營養(yǎng)鹽加富作為對(duì)照, 不僅確定了河口水對(duì)灣內(nèi)浮游植物產(chǎn)生的影響, 并進(jìn)一步探究河口水中改變浮游植物群落結(jié)構(gòu)的關(guān)鍵營養(yǎng)形態(tài)。類似的試驗(yàn)設(shè)計(jì)也被廣泛應(yīng)用于探究地下水、河流輸入和氣溶膠沉降對(duì)浮游植物群落的影響(Altman et al, 2012; Guo et al, 2012; Lecher et al, 2015)。

3.1 溶解性有機(jī)氮和淡澳河河口水促進(jìn)浮游植物粒級(jí)小型化

本研究通過加富培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)DON 加富促進(jìn)nano-和pico- Chl a 對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn), 同時(shí)micro- Chl a 顯著降低, 也就是DON 加富改變了Chl a 粒級(jí)結(jié)構(gòu), 導(dǎo)致浮游植物群落小型化。其中主要是nano-Chl a (3～20 μm)在DON 加富下對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn)率顯著升高, nano-Chl a 對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn)與生化需氧量顯著正相關(guān), 說明該粒級(jí)類群的生長與有機(jī)污染物含量密切相關(guān)(劉冬燕 等, 2004)。謝福武等(2018)也發(fā)現(xiàn)在大亞灣具有高濃度DON 的水域中nano-Chl a 對(duì)總Chl a 的貢獻(xiàn)更大。本研究結(jié)果與其他區(qū)域研究結(jié)果一致, 如在雷蘭海峽的周年逐月調(diào)查中也發(fā)現(xiàn)粒級(jí)＜10μm 的浮游植物類群偏好吸收尿素, 在該類群吸收的氮中 NO3–僅占 28%, 而尿素的貢獻(xiàn)達(dá)到58% (Moschonas et al, 2017); 在香港水域的研究也發(fā)現(xiàn), 即便環(huán)境中含有大量的NO3–, 浮游植物對(duì)DON 依然具有較高的吸收速率, 且主要被 0.7～2.8μm 粒級(jí)類群吸收利用(Yuan et al, 2012)。本研究加富DON 后浮游植物粒級(jí)變化與朱艾嘉等(2008)試驗(yàn)結(jié)果一致, 且本研究初始營養(yǎng)鹽濃度(表2)與其相近, 說明在該營養(yǎng)鹽濃度水平下進(jìn)行4d 的加富培養(yǎng)可維持浮游生物的生長不受到營養(yǎng)鹽限制。

圖5 培養(yǎng)至第2 天時(shí)浮游植物總豐度(a, b)、甲藻(c, d)和硅藻(e, f)豐度對(duì)氮、磷營養(yǎng)(a, c, e)和淡澳河河口水(b, d, f)加富的響應(yīng) DON: 溶解性有機(jī)氮; DIN: 溶解性無機(jī)氮; DIP: 溶解性無機(jī)磷; DA: 經(jīng)0.2μm 聚碳酸酯濾膜(Millipore, 47mm)過濾后的淡澳河口S3站位表層水 Fig. 5 Responses of phytoplankton total abundance (a, b), dinoflagellate abundance (c, d) and diatom abundance (e, f) to nitrogen and phosphorus (a, c, e), and to estuary water enrichment of Dan’ao River (b, d, f)

本研究中淡澳河河口水加富下浮游植物粒級(jí)結(jié)構(gòu)變化與DON 加富結(jié)果一致, 即同樣導(dǎo)致小粒級(jí)Chl a 在總Chl a 中占主導(dǎo)。隨著海灣沿岸社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展和人口數(shù)量增加, 以及有機(jī)氮在農(nóng)田施肥和禽畜飼料中的應(yīng)用, DON 成為沿岸和河口的TDN 庫中的重要組成部分(Glibert et al, 2006), 黃小平等(2019)研究表明淡澳河的DON 入海通量在豐水期達(dá)1.5284×106kg·a–1, 占灣內(nèi)所有河流輸入總量的83%。已有研究也表明在富營養(yǎng)化且有機(jī)營養(yǎng)豐富的徑流輸入下, nano-和pico-粒級(jí)類群成為浮游植物生物量和初級(jí)生產(chǎn)力的主要貢獻(xiàn)者(Fu et al, 2016; Lee et al, 2018)。對(duì)里加灣(Gulf of Riga)的研究顯示, 其徑流攜帶DON 占TDN 的比例達(dá)到70%, 浮游植物對(duì)尿素的吸收速率幾乎完全由小于5μm 的類 群貢獻(xiàn)(Berg et al, 2001)。本研究中河口水加富后小粒級(jí)Chl a 增長幅度不如DON 加富組顯著, 這可能是由于河口水加富后的甲藻多為混養(yǎng)型(裸甲藻、原甲藻、環(huán)溝藻和錐狀斯氏藻)(圖 6b), 該類群可通過異養(yǎng)吞噬對(duì)部分小粒級(jí)浮游植物產(chǎn)生 攝食壓力, 抑制其數(shù)量增長(Jeong et al, 2005a, b; 張淑雯 等, 2012)。

圖6 培養(yǎng)至第4 天時(shí)浮游植物群落結(jié)構(gòu)(a), 甲藻(b)和硅藻(c)主要類群對(duì)氮、磷營養(yǎng)和淡澳河河口水加富的響應(yīng) DON: 溶解性有機(jī)氮; DIN: 溶解性無機(jī)氮; DIP: 溶解性無機(jī)磷; DA: 經(jīng)0.2μm 聚碳酸酯濾膜(Millipore, 47mm)過濾后的淡澳河口S3 站位表層水 Fig. 6 Responses of phytoplankton community composition (a), dinoflagellate dominant species (b) and diatom dominant species (c) to nitrogen and phosphorus and to estuary water enrichment of Dan’ao River

3.2 溶解性有機(jī)氮和淡澳河河口水對(duì)甲藻的促進(jìn)作用

本研究中DON 加富和河口水加富后甲藻豐度占比均高于其他試驗(yàn)組, 且主要甲藻種類一致, 均為錐狀斯氏藻和原甲藻。淡澳河河口水(S3)攜帶的DON 濃度達(dá)34.9μmol·L–1, 是灣中心(S10) DON 濃度的18 倍(表2), 因此河口水加富相當(dāng)于輸入了大量的DON (表3), 進(jìn)而對(duì)甲藻生長起促進(jìn)作用。大亞灣甲藻密度與脲酶(浮游植物水解尿素的主要途徑)活性密切相關(guān), 尿素極有可能是支持甲藻生長的主要氮源(張?jiān)?等, 2014)。河流輸入DON 對(duì)甲藻藻華爆發(fā)的誘導(dǎo)作用受到廣泛研究, Altman 等(2012)通過現(xiàn)場加富培養(yǎng)證明添加尿素和富含DON 的河水顯著促進(jìn)甲藻色素的增長; Glibert 等(2001, 2005)發(fā)現(xiàn)切薩皮克灣(Chesapeake Bay)海水中尿素濃度通常在春季農(nóng)作物施肥后達(dá)到峰值, 以微小原甲藻(Prorocentrum minimum)為代表的有害藻華主要發(fā)生在受灌溉徑流影響的尿素高值區(qū)。錐狀斯氏藻和原甲藻均為大亞灣海水養(yǎng)殖區(qū)常見的藻華物種(肖詠之 等, 2001; 李濤, 2007; 宋淑華, 2009)。錐狀斯氏藻廣泛分布于近海和河口, 于1998 年9 月和2000 年9 月分別在大亞灣澳頭和大鵬澳引發(fā)大面積藻華(肖詠之 等, 2001), 同時(shí)也為廣東近海常見的赤潮肇事種(桓清柳 等, 2016; 易斌 等, 2018), 由其引發(fā)的赤潮在墨西哥、美國和韓國等國被報(bào)道(Kim et al, 2000; Gárate-Lizárraga et al, 2009; Moschonas et al, 2017)。室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)證明錐狀斯氏藻可以利用尿素, 并且其對(duì)尿素的親和力優(yōu)于中肋骨條藻(Skeletonema costatum)(胡章喜 等, 2010)?；谵D(zhuǎn)錄組學(xué)的分析進(jìn)一步揭示了錐狀斯氏藻利用DON 時(shí)相關(guān)的基因調(diào)控機(jī)制, 且DON 作為氮源時(shí)該藻具有潛在毒性(Cooper et al, 2016)。此外, 長期野外觀測(cè)發(fā)現(xiàn)錐狀斯氏藻能夠與角毛藻同時(shí)爆發(fā)藻華(Moschonas et al, 2017), 這與本研究結(jié)果相似, DON 加富組中角毛藻豐度占37.6%。原甲藻是有害赤潮生物中的主要種類, 其引起的藻華在我國東海、黃海均有報(bào)道(Lu et al, 2005; Tang et al, 2006)。研究表明尿素可以優(yōu)于NO3–被微小原甲藻吸收利用或儲(chǔ)存于胞內(nèi), 這不僅令該赤潮種在氮源競爭中占據(jù)優(yōu)勢(shì), 且能夠在藻華過程中轉(zhuǎn)換營養(yǎng)鹽利用策略以形成持久性藻華(Matantseva et al, 2016)。全球數(shù)據(jù)分析表明, 受農(nóng)業(yè)、排污和化石燃料影響的近岸區(qū)域是微小原甲藻藻華爆發(fā)的集中區(qū)域, 并且藻華影響范圍將隨著未來人類活動(dòng)強(qiáng)度加大而進(jìn)一步擴(kuò)大(Glibert et al, 2008)。

表3 各試驗(yàn)組營養(yǎng)鹽初始濃度 Tab. 3 Initial nutrient concentrations in each treatment

河口水加富下甲藻對(duì)總浮游植物豐度的貢獻(xiàn)高于DON 組(圖6), 這說明河口水中除了豐富的DON外可能還包含其他有利于甲藻生長的條件。Ou 等(2014)研究證明河流溶解性有機(jī)物質(zhì)(DOM)培養(yǎng)下微小原甲藻(Prorocentrum minimum)的數(shù)量比尿素培養(yǎng)下高61%～65%。河口水中包含成分復(fù)雜的DOM, 并且許多微型鞭毛藻屬于混合營養(yǎng)類型, 除了通過滲透吸收利用溶解性營養(yǎng)鹽, 也可通過吞噬陸源帶來的有機(jī)顆粒物質(zhì)及其附著的細(xì)菌、甚至其他藻類獲得能量?；祓B(yǎng)型浮游生物憑借雙重營養(yǎng)策略可適應(yīng)復(fù)雜多變的環(huán)境條件, 在近海和河口有效生存和繁殖甚至引發(fā)赤潮(Sanders et al, 1990; Huang et al, 2008; Jeong et al, 2010; Zhang et al, 2017)。

4 結(jié)論與展望

淡澳河口是大亞灣內(nèi)TDN 和TDP 濃度最高的區(qū)域, 分別達(dá)到85.3μmol·L–1和1.5μmol·L–1, 其中DON 在TDN 中占41%, DIP 在TDP 中占63.3%?，F(xiàn)場培養(yǎng)試驗(yàn)證明, 淡澳河河口水加富對(duì)浮游植物群落結(jié)構(gòu)的影響與DON 加富結(jié)果一致, 均導(dǎo)致浮游植物粒級(jí)結(jié)構(gòu)以nano-和pico- Chl a 占主導(dǎo); 并促進(jìn)以錐狀斯氏藻和原甲藻為代表的甲藻種類在總浮游植物豐度中占比提高。而加富DIN 和DIP僅促進(jìn)整體浮游植物生長, 但對(duì)浮游植物粒級(jí)結(jié)構(gòu)和甲藻豐度則沒有明顯影響。綜合以上結(jié)果, 說明隨淡澳河流入的溶解性有機(jī)氮源可能是導(dǎo)致大亞灣浮游植物群落小型化、促進(jìn)甲藻生長的關(guān)鍵營養(yǎng)鹽形態(tài)。該結(jié)果表明有機(jī)形態(tài)營養(yǎng)組分對(duì)有害藻華可能產(chǎn)生重要影響, 應(yīng)在富營養(yǎng)化治理中引起重視。

本研究結(jié)合原位采樣和現(xiàn)場加富培養(yǎng), 確定淡澳河河口水營養(yǎng)鹽濃度及其中有機(jī)營養(yǎng)的比例, 并確定河口水?dāng)y帶的DON 對(duì)浮游植物粒級(jí)小型化和甲藻增長的促進(jìn)作用。然而淡澳河營養(yǎng)物質(zhì)濃度和形態(tài)組成受多種因素影響(季節(jié)、降雨和人類活動(dòng)強(qiáng)度等), 今后需加強(qiáng)對(duì)該水域的長期觀測(cè), 可在現(xiàn)場培養(yǎng)試驗(yàn)中設(shè)置更多的河口水加富比例, 以進(jìn)一步探究淡澳河入流對(duì)大亞灣浮游植物生態(tài)組成的影響, 為確定海水富營養(yǎng)化管控策略提供科學(xué)依據(jù)。