馬凱，謝嘉慧，魏烈群，姜曉靜，高麗

（煙臺(tái)大學(xué)海洋學(xué)院，山東 煙臺(tái) 264005）

磷是導(dǎo)致大多數(shù)水體富營(yíng)養(yǎng)化的重要誘因，當(dāng)外源輸入減緩或得到有效控制的情況下，沉積物內(nèi)源磷的釋放可使湖泊等水體長(zhǎng)時(shí)間處于富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)[1]。微生物作為生態(tài)系統(tǒng)中的分解者，在水圈生境氮、磷等生源要素的循環(huán)過(guò)程中發(fā)揮著關(guān)鍵的驅(qū)動(dòng)作用，從而影響著水體的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)[2]。研究表明，沉積物中解磷菌的溶磷作用可使上覆水的可溶性磷水平明顯升高，從而為有害藻華的暴發(fā)提供了必要條件[3-4]。近年來(lái)，解磷菌在水體磷循環(huán)過(guò)程中的作用機(jī)制越來(lái)越受到關(guān)注。

有機(jī)解磷菌（OPB）可通過(guò)分泌磷酸酶、植酸酶等促進(jìn)有機(jī)磷礦化，其中堿性磷酸酶在水體磷循環(huán)過(guò)程中起著重要作用，其活性與解磷量關(guān)系密切[5-6]。在太湖，沉積物中堿性磷酸酶活性（APA）與OPB數(shù)量呈正相關(guān)關(guān)系[7]，解磷菌數(shù)量是影響解磷能力的重要因素。已有模擬研究證實(shí)，接種解磷菌可改變水體的pH、Eh等理化因子，并對(duì)沉積物中磷的釋放具有一定促進(jìn)作用，但解磷效果與解磷菌的種類、數(shù)量以及沉積物磷的賦存形態(tài)等有關(guān)[8-9]。Qu 等[9]將類芽孢桿菌屬（Paenibillus sp.）菌株接種至沉積物中，發(fā)現(xiàn)其可改變水體pH 和金屬離子濃度，并促進(jìn)沉積物磷的釋放。由此可見(jiàn)，解磷菌是影響沉積物內(nèi)源磷釋放的重要生物因子。研究表明，不同生境中解磷菌的優(yōu)勢(shì)種屬及解磷能力均存在較大差異[8，10]。目前沉積物解磷菌的相關(guān)研究多集中于淡水湖泊和河口水域，解磷能力評(píng)估大多在培養(yǎng)基條件下進(jìn)行，而針對(duì)大型藻華暴發(fā)的潟湖中OPB 的種屬及其對(duì)沉積物的解磷效果鮮見(jiàn)報(bào)道。

榮成天鵝湖是位于山東半島的天然潟湖，東南端與榮成灣相連，受潮汐影響水體交換頻繁，其生境與湖泊、河流等水體差異較大。近年來(lái)，由于污水排放、水產(chǎn)養(yǎng)殖等人為活動(dòng)影響，絲狀硬毛藻（Chaetomor?pha spp.）在湖內(nèi)常年暴發(fā)，導(dǎo)致鰻草（Zostera marina）數(shù)量明顯減少，并對(duì)底棲生物的生存造成了一定威脅[11]。此外，藻體死亡后大量堆積于沉積物表面，使得沉積物內(nèi)源污染加劇[12]。天鵝湖濕地因其獨(dú)特的地理位置和生境特性而具有較高的科研價(jià)值。本研究對(duì)天鵝湖冬季沉積物中OPB 進(jìn)行了分離和鑒定，并探究了不同OPB 菌株對(duì)藻華區(qū)沉積物磷釋放的影響，以期明確OPB 在沉積物磷釋放過(guò)程中的作用，旨在為進(jìn)一步闡明潟湖生境中OPB 的解磷機(jī)制提供參考，并為近海藻華水體內(nèi)源污染的治理提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

2020 年1 月，在天鵝湖的西部（37°20'53″ N，122°33'33″ E）和湖中心（37°20'49″ N，122°34'11″E）用柱狀采泥器采集表層沉積物（0~5 cm），沉積物室內(nèi)冷凍保存（-20 ℃），用于OPB的分離篩選。

2021 年12 月，在湖中心采集表層5 cm 沉積物和底層湖水，用于接種模擬試驗(yàn)；該區(qū)域水位較深，沉積物為黏質(zhì)，有大量硬毛藻和鰻草生長(zhǎng)。沉積物樣品放入冷藏箱中盡快送至實(shí)驗(yàn)室，分析磷形態(tài)和APA，其余樣品4 ℃冷藏供模擬試驗(yàn)使用。湖水一部分進(jìn)行煮沸，供滅菌組處理使用。底層湖水pH 為8.49，鹽度為28.33‰，總磷（TP）和可溶性磷濃度分別為0.009 mg·L-1和0.004 mg·L-1。

1.2 研究方法

1.2.1 沉積物中解磷菌的分離鑒定

利用選擇性培養(yǎng)基對(duì)沉積物中OPB 進(jìn)行篩選分離。具體步驟：稱取1 g 沉積物樣品加入到99 mL 蒙金娜有機(jī)磷液體培養(yǎng)基中，振蕩富集培養(yǎng)24 h，稀釋后涂布于蒙金娜有機(jī)磷固體培養(yǎng)基，在30 ℃條件下培養(yǎng)2~7 d。培養(yǎng)過(guò)程中，出現(xiàn)明顯透明圈的菌落視為具有解磷能力的菌株，經(jīng)多次劃線純化后進(jìn)行16S rDNA測(cè)序鑒定，并構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹(shù)。

1.2.2 不同解磷菌菌株對(duì)藻華區(qū)沉積物磷釋放的影響

試驗(yàn)材料為湖中心的新鮮沉積物、底層湖水及3株代表性O(shè)PB[OPB3：嗜熱脂肪地芽孢桿菌（Geobacil?lus stearothermophilus）；OPB10：彎曲芽孢桿菌（Bacil?lus flexus）；OPB11：短小芽孢桿菌（Bacillus altitudi?nis）]。試驗(yàn)分為滅菌和非滅菌兩組，每組設(shè)置5 個(gè)處理：沉積物+湖水（CK1）、沉積物+湖水＋葡萄糖（CK2）、沉積物+湖水+葡萄糖+OPB3、沉積物+湖水+葡萄糖+OPB10、沉積物+湖水+葡萄糖+OPB11。添加葡萄糖的目的是給菌株生長(zhǎng)提供能量和碳源。滅菌組沉積物采用高溫方式滅菌（121 ℃，30 min），湖水進(jìn)行煮沸滅菌。設(shè)置非滅菌組是為了分析土著微生物存在條件下解磷菌接種對(duì)沉積物磷釋放的影響。操作步驟：稱取300 g沉積物平鋪于燒杯（2.0 L）底部，根據(jù)處理不同分別加入20 mL 菌液（OD600約為0.8）和3 g 葡萄糖，混勻后加入1.8 L 湖水。每個(gè)處理設(shè)3 次重復(fù)，試驗(yàn)周期為15 d。

1.3 樣品采集與測(cè)定

試驗(yàn)過(guò)程中，每2 d 用注射器在沉積物-水界面上方3 cm處采集水樣，分析上覆水TP濃度，并原位測(cè)定界面的pH 和溶解氧（DO）濃度；在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，測(cè)定沉積物的APA 和各形態(tài)磷含量。界面pH 采用多參數(shù)分析儀（SG78）測(cè)定；DO 采用溶氧儀（SG6-FK2）測(cè)定；水體TP采用過(guò)硫酸鉀消解，鉬銻抗分光光度法測(cè)定[13]；沉積物APA 分析采用對(duì)硝基磷酸苯二鈉法[14]，磷形態(tài)采用化學(xué)連續(xù)提取法[15]。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

利用Origin 2021 軟件制圖；采用SPSS 27.0 軟件進(jìn)行方差分析、相關(guān)性分析以及T 檢驗(yàn)，在滅菌組和非滅菌組的各處理間分別進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)（Dun?can法，P<0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 沉積物中OPB的篩選和鑒定

如圖1 所示，經(jīng)過(guò)多次傳代培養(yǎng)，從天鵝湖冬季表層沉積物中共篩選得到11 株OPB。在湖西部沉積物中共分離純化出4 株具有解磷能力的菌株（OPB1~OPB4），其中OPB1 和OPB3 的透明圈直徑比（D/d）較大，范圍分別為1.65~2.06和1.23~2.17。與湖西部相比，湖中心沉積物中解磷菌種類較為豐富（OPB5~OPB11），且大部分菌株的解磷能力較強(qiáng)。湖中心解磷菌中OPB5、OPB6 和OPB10 的D/d 值較大，其中OPB10的D/d值為3.89~4.11，為已篩選菌株的最大值，初步判斷其具有較強(qiáng)的解磷能力。

圖1 11株OPB在蒙金娜有機(jī)磷培養(yǎng)基上的菌落形態(tài)Figure 1 Colony morphology of eleven organic phosphate-solubilizing bacterial strains on Mengjinna organic phosphorus medium

對(duì)分離純化的菌株進(jìn)行16S rDNA 基因測(cè)序，用MEGA X 軟件構(gòu)建系統(tǒng)進(jìn)化樹(shù)（bootstrap 值為1 000，圖2）。初步結(jié)果表明，解磷菌株中有10株屬于Bacil?lus sp.，1 株屬于Geobacillus sp.。依據(jù)《伯杰細(xì)菌鑒定手冊(cè)》[16]，結(jié)合其形態(tài)特征和16S rDNA 序列，判斷OPB1 為Bacillus cereus，OPB2 為Bacillus paramy?codies，OPB3 為Geobacillus stearothermophilus，OPB4、OPB7、OPB11 均為Bacillus altitudinis，OPB5 為Bacil?lus thuringiensis，OPB6 為 Bacillus stratosphericus，OPB8、OPB10 為Bacillus flexus，OPB9 為Bacillus pumi?lus。

圖2 基于16S rDNA 序列構(gòu)建的11株OPB的系統(tǒng)發(fā)育樹(shù)Figure 2 Phylogenetic tree of eleven organic phosphate-solubilizing bacterial strains based on 16S rDNA gene sequences

2.2 培養(yǎng)過(guò)程中沉積物-水界面理化因子的變化

2.2.1 DO濃度的變化

由圖3a 可見(jiàn)，試驗(yàn)期間滅菌組各處理水體的DO濃度整體呈下降趨勢(shì)（除CK1 外）。3 個(gè)接種處理的DO 濃度均在試驗(yàn)前期迅速降低，很快達(dá)厭氧狀態(tài)，其中OPB11 處理降幅最大，中后期濃度基本穩(wěn)定（1.55~2.49 mg·L-1）。不同處理相比，3 個(gè)接種處理水體DO 濃度均低于兩對(duì)照（CK1、CK2），其中與CK1 差異達(dá)顯著水平（P<0.05），但不同菌株處理間差異不顯著（P>0.05）。

圖3 不同處理下沉積物-水界面pH和DO濃度的變化Figure 3 Changes in pH and dissolved oxygen concentration at the sediment-water interface under different treatments

非滅菌組各處理DO 濃度為0.87~6.18 mg·L-1（圖3b），與滅菌組相比，其試驗(yàn)后期厭氧狀態(tài)更為明顯。除CK1 在試驗(yàn)期間變化較小外，其余處理DO 濃度均表現(xiàn)為在前9 d急劇下降，處于嚴(yán)重厭氧狀態(tài)，后期變化較小。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，OPB3 處理DO 濃度顯著高于OPB10 和OPB11 處理。在試驗(yàn)后期，大多數(shù)處理在非滅菌條件下的DO 濃度低于滅菌組，其中OPB10 處理在兩者間的差異達(dá)顯著水平（P<0.05）。

2.2.2 pH的變化

圖3c 顯示，試驗(yàn)期間滅菌組各處理水體pH 變幅為6.58~8.01，隨時(shí)間延長(zhǎng)呈降低趨勢(shì)。在試驗(yàn)前5 d，各處理間的差異不明顯（除CK1外），之后隨著試驗(yàn)進(jìn)行差異逐漸變大。在第11 天，接種處理pH 表現(xiàn)為OPB11 處理顯著低于OPB3 和OPB10 處理（P<0.05），且3 個(gè)接種處理與對(duì)照間的差異均達(dá)顯著水平。在非滅菌組（圖3d），水體pH 變幅為6.73~8.45，各處理pH 隨時(shí)間延長(zhǎng)均呈先下降后上升的變化趨勢(shì)。不同處理相比，各接種處理pH 均顯著低于CK1。在試驗(yàn)后期，非滅菌組各接種處理的水體pH均高于滅菌組。

2.3 OPB接種對(duì)上覆水TP濃度影響

試驗(yàn)過(guò)程中，滅菌組水體TP 濃度隨時(shí)間延長(zhǎng)呈迅速上升趨勢(shì)，變幅為0.049~0.335 mg·L-1（圖4a）。在試驗(yàn)前3 d，大多數(shù)處理TP 濃度有所下降，但處理間差異較小；隨著試驗(yàn)進(jìn)行，各處理TP濃度均大幅增加。在第13 天，不同處理間的差異較大，其中OPB10處理顯著高于CK1 和OPB3 處理，OPB11 處理顯著高于CK1（P<0.05）。在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，OPB10 處理TP 濃度達(dá)最高，為0.335 mg·L-1?？傮w來(lái)說(shuō)，OPB 的接種使得水體TP 濃度明顯增加，不同菌株表現(xiàn)為OPB10>OPB11>OPB3。

圖4 不同處理下水體TP濃度的變化Figure 4 Changes in total phosphorus concentration in water under different treatments

在非滅菌組，試驗(yàn)期間水體TP 濃度變幅為0.011~0.100 mg·L-1（圖4b）。與滅菌組相比，各處理TP 濃度隨時(shí)間的延長(zhǎng)增幅較小。其中OPB11處理變化最大，結(jié)束時(shí)的TP 濃度較初始值增加了0.085 mg·L-1；其余2 個(gè)接種處理增幅也均高于對(duì)照。在第9天，各處理間的差異較為明顯，表現(xiàn)為OPB10>OPB3、CK2>CK1>OPB11，其中OPB10 處理顯著高于CK1 和OPB11 處理（P<0.05）。對(duì)3 個(gè)接種處理而言，非滅菌條件下水體菌株的TP 濃度均顯著低于滅菌組（P<0.05），其中OPB10處理的差異最大（0.235 mg·L-1）。

2.4 沉積物磷形態(tài)及APA的變化

2.4.1 試驗(yàn)前后沉積物中磷形態(tài)的變化

試驗(yàn)前后沉積物中各形態(tài)磷的含量如圖5 所示。在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，滅菌組弱吸附態(tài)磷（NH4Cl-P）含量變幅為1.28~2.07 mg·kg-1（圖5a），各接種處理均比初始值顯著增加，表現(xiàn)為OPB3 和OPB10 處理顯著高于初始值、CK1 和OPB11 處理（P<0.05），而OPB11 含量較低；非滅菌組NH4Cl-P 含量明顯低于滅菌組，其中OPB3處理低于初始值，而OPB10處理顯著高于CK1。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，滅菌組各處理的可還原態(tài)磷（BD-P）含量相較于初始值均有所下降（圖5b），其中OPB10 處理顯著低于初始值和CK1；在非滅菌組，CK1的BD-P含量最高，與OPB11 處理間差異顯著（P<0.05），不同接種處理的含量順序?yàn)镺PB3>OPB10>OPB11。

圖5 不同處理下沉積物中各形態(tài)磷的含量Figure 5 Contents of different phosphorus forms in sediments under different treatments

就鐵鋁結(jié)合態(tài)磷（NaOH-P）而言（圖5c），滅菌組的含量變幅為20.12~38.62 mg·kg-1，不同處理表現(xiàn)為CK1>OPB11>CK2、OPB3>OPB10，其中CK1 與其余處理間的差異均達(dá)顯著水平，3 個(gè)接種處理間差異不顯著；非滅菌組各處理中OPB10 處理較高，與CK2 和OPB3 間差異達(dá)顯著水平（P<0.05）。鈣結(jié)合態(tài)磷（HCl-P）為天鵝湖沉積物中含量最高的磷形態(tài)，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)除OPB11 處理外，滅菌組其余各處理含量均顯著低于初始值（圖5d），但處理間差異不顯著（P>0.05）；非滅菌組HCl-P 含量變幅為298.90~357.86 mg·kg-1，不同接種處理表現(xiàn)為OPB3>OPB11>OPB10。

2.4.2 試驗(yàn)前后沉積物中APA的變化

試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各接種處理沉積物的APA 總體表現(xiàn)為非滅菌組高于滅菌組（圖6）。滅菌組APA 變幅為0.66~1.58 μmol·g-1·h-1，不同接種處理大小為OPB3>OPB10>OPB11，其中OPB3 顯著高于其余2 個(gè)菌株（P<0.05）；OPB3 和OPB10 處理的APA 分別是CK1的2.40倍和1.87倍。在非滅菌組，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)沉積物APA 變幅為1.18~1.66 μmol·g-1·h-1。除CK1 外，各處理APA 較初始值（0.81 μmol·g-1·h-1）均有所增加，其中3 個(gè)接種處理顯著高于對(duì)照（P<0.05），但不同菌株間差異不顯著（P>0.05）。對(duì)同一菌株而言，非滅菌條件下沉積物的APA 高于滅菌組，其中OPB11處理在兩者間的差異最大。

圖6 不同處理下沉積物中APAFigure 6 Alkaline phosphatase activity in sediments under different treatments

3 討論

3.1 解磷菌接種對(duì)水體理化因子的影響

近年來(lái)，解磷微生物在水體磷生物地球化學(xué)循環(huán)中的作用日益受到關(guān)注。研究表明，解磷菌接種可使水體理化性質(zhì)發(fā)生一定變化，進(jìn)而影響到沉積物中磷的釋放[17-20]。例如，Maitra 等[3]發(fā)現(xiàn)，解磷菌可通過(guò)降低pH直接促進(jìn)沉積物鈣結(jié)合態(tài)磷的釋放。本試驗(yàn)表明，滅菌組不同處理間DO 濃度存在明顯差異，除空白對(duì)照CK1外，其余處理均隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)而大幅降低。3 個(gè)接種處理DO 濃度顯著降低，沉積物-水界面很快呈厭氧狀態(tài)，這主要是解磷菌呼吸作用消耗大量氧氣所致[21]，其中生長(zhǎng)速度較快的OPB10 降幅最大；CK2 處理的DO 也出現(xiàn)明顯下降，這可能與試驗(yàn)期間有少量空氣中細(xì)菌進(jìn)入，存在葡萄糖的降解耗氧有關(guān)。非滅菌條件下，CK1 處理由于未添加葡萄糖，微生物生長(zhǎng)受到抑制，因而DO 下降不明顯，而其余處理濃度明顯低于滅菌組。但由于沉積物中土著微生物的大量存在，非滅菌組的接種與未接種處理間的DO濃度差異較小。

水體pH在滅菌組和非滅菌組間的差異同樣十分明顯。滅菌條件下，接種處理pH 明顯低于CK1，試驗(yàn)后期各接種處理均降至7.0以下，且處理間差異較大，微生物呼吸或者有機(jī)酸產(chǎn)生可能是本研究水體pH降低的主要原因[22]。然而，非滅菌組由于大量土著微生物的存在，除CK1 外其余處理間pH 差異較??；此外，由于微生物數(shù)量較多，種群競(jìng)爭(zhēng)加劇，這可能導(dǎo)致試驗(yàn)過(guò)程中部分菌體死亡或發(fā)生自溶釋放出堿性物質(zhì)，從而使得后期pH明顯上升[23-24]。

本研究發(fā)現(xiàn)，滅菌組各接種處理水體TP 濃度明顯增加，表明解磷菌促進(jìn)了天鵝湖沉積物中磷的釋放，其中OPB10 菌株具有較強(qiáng)的解磷能力。兩因素方差分析結(jié)果表明，沉積物是否滅菌對(duì)水體TP 影響顯著（F=244.4，P<0.05）。在未滅菌組，藻華區(qū)沉積物中分布著包括解磷菌在內(nèi)的大量微生物，因而自身具有一定的解磷能力；但由于微生物數(shù)量較多，釋放的磷大部分被其吸收利用以維持生長(zhǎng)[25]，且接種的解磷菌和土著微生物間存在著一定的種群競(jìng)爭(zhēng)，以上原因?qū)е铝私饬拙臃N對(duì)水體TP 影響效果不明顯，且非滅菌組濃度顯著低于滅菌組。pH、DO 等是影響沉積物磷釋放的重要環(huán)境因子。對(duì)水體TP、pH、DO 等進(jìn)行相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)TP 濃度與pH 呈顯著負(fù)相關(guān)（r=-0.87**，P<0.01），表明解磷菌能通過(guò)降低pH 影響沉積物中磷的釋放，導(dǎo)致上覆水磷濃度升高[20]。綜上所述，天鵝湖沉積物中解磷菌的接種可對(duì)水體理化性質(zhì)產(chǎn)生明顯影響，并對(duì)沉積物磷具有一定促溶作用，但可能由于接種量不足等因素影響[26]，增磷效果不顯著；相較于非滅菌組，沉積物在滅菌條件下接種解磷菌的作用效果較為明顯。

3.2 解磷菌接種對(duì)沉積物磷形態(tài)的影響

解磷菌可通過(guò)酶解或酸解等機(jī)制影響沉積物磷的形態(tài)轉(zhuǎn)化，因而在水體磷循環(huán)過(guò)程中起著重要作用[8]。NH4Cl-P 是沉積物中活性較強(qiáng)的一種磷形態(tài)[27]，對(duì)比試驗(yàn)前后可見(jiàn)滅菌組NH4Cl-P 含量明顯升高，表明可能存在其他形態(tài)磷向NH4Cl-P 的轉(zhuǎn)化；滅菌組NH4Cl-P含量明顯高于非滅菌組，且大多數(shù)接種處理顯著高于對(duì)照（圖5a），說(shuō)明適量接種解磷菌有助于沉積物磷形態(tài)間的相互轉(zhuǎn)化[28]。對(duì)各形態(tài)磷含量進(jìn)行方差分析（表1），發(fā)現(xiàn)是否滅菌對(duì)NH4Cl-P 和NaOH-P 均具有極顯著影響（P<0.01），是否滅菌×菌株對(duì)NH4Cl-P和BD-P有顯著影響（P<0.05）。在滅菌條件下，接種解磷菌有利于沉積物中NH4Cl-P 和BDP向上覆水的釋放（圖5a、圖5b）。巢湖水華大規(guī)模暴發(fā)時(shí)，沉積物中NH4Cl-P和BD-P含量也大幅降低，其中BD-P 的釋放尤為明顯[29]。沉積物中BD-P 的釋放主要受氧化還原條件的影響[27]。本試驗(yàn)期間各接種處理水體DO 濃度明顯下降，后期沉積物-水界面呈厭氧狀態(tài)，這為BD-P 的釋放提供了有利條件；且非滅菌組DO 濃度較低，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)其沉積物中BD-P的含量降幅也相應(yīng)較大。

表1 兩因素方差分析檢驗(yàn)是否滅菌和菌株對(duì)沉積物磷形態(tài)的影響Table 1 Two-way ANOVA for effects of sterilization and OPB strain on phosphorus fractions in sediments

堿性磷酸酶在沉積物有機(jī)磷的礦化分解中起著重要作用，高APA 有助于界面磷的再生[8]。本試驗(yàn)表明，大多數(shù)接種處理沉積物的APA 顯著高于對(duì)照（P<0.05），說(shuō)明增加解磷菌數(shù)量有利于提高沉積物的APA[10]。對(duì)水體TP 和沉積物APA 進(jìn)行相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)未滅菌條件下二者呈顯著正相關(guān)（r=0.98**，P<0.01），這與Barik 等[30]的研究結(jié)果相一致。不同接種菌株間相比，OPB10 處理沉積物的APA 較高，且水體TP 濃度增幅較大?？梢酝茢?，天鵝湖潟湖沉積物中分離的OPB10 菌株具有較高的酶分泌能力和較大的解磷潛力。綜上所述，OPB的接種促進(jìn)了天鵝湖沉積物中磷的釋放，使得上覆水磷的水平明顯增加，從而為大型藻華發(fā)生提供了有利條件。在藻華頻繁暴發(fā)水體，有機(jī)解磷菌、沉積物磷形態(tài)（有機(jī)磷）、藻生長(zhǎng)三者間的相互關(guān)系有待于深入研究。

4 結(jié)論

（1）從榮成天鵝湖的西部和湖中心沉積物中共分離得到11株有機(jī)解磷菌（OPB），其中在藻華暴發(fā)的湖中心解磷菌種類較多，芽孢桿菌屬（Bacillus sp.）為OPB的優(yōu)勢(shì)菌屬。

（2）嗜熱脂肪地芽孢桿菌（Geobacillus stearother?mophilus）、彎曲芽孢桿菌（Bacillus flexus）和短小芽孢桿菌（Bacillus altitudinis）接種后，底層水體pH 和溶解氧濃度明顯降低。3 株解磷菌的接種均促進(jìn)了天鵝湖沉積物中磷的釋放，使得上覆水總磷濃度明顯增加。非滅菌組由于土著微生物的生長(zhǎng)吸收，試驗(yàn)期間總磷濃度顯著低于滅菌組。

（3）OPB接種明顯提高了沉積物中堿性磷酸酶活性，其中彎曲芽孢桿菌具有較高的酶分泌和解磷能力。滅菌條件下，解磷菌的接種促進(jìn)了沉積物磷的形態(tài)轉(zhuǎn)化，接種處理的弱吸附態(tài)磷（NH4Cl-P）含量顯著增加，而試驗(yàn)后期的厭氧環(huán)境有利于可還原態(tài)磷（BD-P）的釋放。