曾碧健 岳曉彩 黎祖福 黃建榮①

(1. 廣東第二師范學院生物與食品工程學院 應用生態(tài)學實驗室 廣州 510303; 2. 中山大學生命科學學院 廣州 510275)

生態(tài)浮床對養(yǎng)殖污染水體的修復不僅體現(xiàn)在水質改善, 更重要的是養(yǎng)殖水體生態(tài)系統(tǒng)得到恢復(Carvalho et al, 2006; 岳曉彩等, 2014)。浮游動物是水生態(tài)系統(tǒng)食物鏈的重要環(huán)節(jié), 在物質循環(huán)、能量流動和初級生產力等方面均具有重要的作用, 不同物種的浮游動物對水體污染具有不同的耐污能力和響應, 常常作為環(huán)境監(jiān)測指標生物, 能對水生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)進行快速評價(王艷杰等, 2012)。本研究利用海馬齒生態(tài)浮床技術原位修復海水養(yǎng)殖池塘, 調查試驗池塘浮游動物群落結構和生物多樣性變化趨勢, 分析浮游動物群落結構變化和養(yǎng)殖池塘水質改善之間的響應關系, 評價了生態(tài)浮床水體修復措施的可行性以及有效性, 以期為發(fā)展適合海水養(yǎng)殖池塘污水處理新技術提供新思路, 為我國海岸帶生態(tài)系統(tǒng)的修復提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗系統(tǒng)

試驗池塘位于廣東陽江市江城區(qū)平岡鎮(zhèn)柳步村(21.42'N, 111.49'E), 面積33.33 hm2, 平均水深1.5 m,泥沙底質, 屬于海水圍塘, 東南方向有閘門與外海相通。自2012年6月初開始在池塘碼頭兩側和北角放置浮床, 浮床覆蓋面積占池塘面積的10%左右。每個生態(tài)浮床單體由網(wǎng)孔直徑為 1cm的普通漁網(wǎng)縫綁在塑料管拼接成的 0.6m×1m 矩形框架上構成, 在四個角和中心位置分別連接一個浮球, 使浮床穩(wěn)定地停留在水面, 所有浮床單體由尼龍繩串聯(lián)之后固定于木樁。選取鹽生植物海馬齒(Sesuvium portulacastrum)作為浮床栽培植物構建生態(tài)立體修復浮床。根據(jù)試驗池塘的地理形狀及分布特點, 共設置6個樣品采集點,鋪設有海馬齒生態(tài)浮床的試驗區(qū)包含了4號北角、5號碼頭左側和6號碼頭右側樣品采集點, 以其他無浮床區(qū)作為試驗對照區(qū)即1號東角、2號塘中心和3號閘門口。另外, 在池塘外靠近閘門口選取鄰近池塘一個點作為空白對照, 設為0號(圖1)。自2012年5月至2013年1月, 每2個月采樣1次; 其中5月為本底調查數(shù)據(jù), 最后一次采樣為池塘收獲排水時。

圖1 池塘采樣點分布Fig.1 The sample site of the experiment pond

1.2 樣本采集與水質分析

浮游原生動物的采集: 在各采樣點水面下 0.5 m用有機玻璃采水器取水樣5 L, 甲醛固定24 h以上, 濃縮至50 mL。輪蟲、枝角類、橈足類和浮游幼蟲等后生浮游動物在各采樣點總共采水50 L, 用25號浮游生物網(wǎng)現(xiàn)場過濾。所有樣品均用甲醛溶液固定至最終濃度為5%。并用浮游生物網(wǎng)盡量收集樣品, 用于種類的定性研究。水質參照GB17378.4-2007進行分析。pH、溫度和鹽度用pH計、溫度計和鹽度計現(xiàn)場測定。

1.3 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 19.0統(tǒng)計軟件分析試驗區(qū)和對照區(qū)理化指標、浮游動物群落結構及其與水質因子之間的差異和相關性。

2 結果與分析

2.1 水質修復處理效果

表 1所示, 試驗期間, 空白對照組的透明度在最初即2012年5月為40cm, 2012年7月下降至最小值20cm之后, 呈現(xiàn)出逐漸增加的趨勢, 至2013年1月份有了大幅度增加, 達到最大值 108cm, 此時對照組正值漲潮期, 因此對照組的透明度主要與自然降雨量和潮汛相關。對比之下, 實驗池塘內 6個采樣點的透明度在本底調查時達到最大值(45cm), 之后一直都處于降低趨勢, 最小值出現(xiàn)在 2012年 9月。因此, 實驗組的透明度除了與自然降雨量和閘門口蓄水量有關之外, 主要受到養(yǎng)殖污染的影響。并且,6個采樣點中對照組1號至3號三個采樣點的透明度基本處于一致水平, 試驗組4號、5號和6號三個采樣點的透明度總是高于對照組采樣點, 說明海馬齒浮床系統(tǒng)對養(yǎng)殖水體具有良好的絮凝凈化作用。

表 2所示, 試驗區(qū)與對照區(qū)相比, 透明度增加,污染物濃度也均明顯下降; 生態(tài)浮床對氮有顯著性的去除作用(P＜0.05), COD和底泥有機碳的質量百分比也顯著性降低(P＜0.05)。說明生態(tài)浮床對養(yǎng)殖池塘水質和沉積環(huán)境都表現(xiàn)出良好的改善功能。

2.2 浮游動物種類組成

實驗中共鑒定出浮游動物 50種, 種類數(shù)最多的是纖毛蟲, 有32種; 其次是輪蟲, 有10種; 橈足類和肉足蟲都是4種。另外還檢測到橈足類無節(jié)幼體、橈足幼體和貝類面盤幼蟲等浮游幼蟲。

如表3所示, 試驗區(qū)浮游動物的種類數(shù)較對照區(qū)的高。試驗區(qū)共鑒定出浮游動物 40種, 以原生動物最多, 共有 30種, 占種類總數(shù)的 75%; 其次為輪蟲,有7種, 占17.5%; 橈足類最少, 有3種, 占7.5%。

表1 各采樣點的水溫和透明度Tab.1 The water temperature and transparency of each sampling site

表2 對照區(qū)與試驗區(qū)水質情況比較Tab.2 The water quality in the control area and surveyed area

表3 對照區(qū)和試驗區(qū)浮游動物種類組成Tab.3 The species composition of zooplankton in the control area and surveyed area

2.3 浮游動物密度變化

表4所示, 各個采樣點原生動物數(shù)量主要由纖毛蟲組成, 后生動物則主要由橈足類和各類浮游幼蟲組成, 肉足蟲和輪蟲在各個采樣點數(shù)量較少或沒有采集到。在2012年5月和7月, 各采樣點的輪蟲密度較高。對照池塘0號采樣點的浮游原生動物的密度在2012年7月和2012年11月較高, 2012年5月和2013年1月最低; 試驗池塘組各采樣點在2012年7月和2012年11月出現(xiàn)兩個峰值, 2012年9月為最低。而后生浮游動物密度都是在2012年7月達到最高值后呈逐漸下降趨勢。

統(tǒng)計分析顯示, 試驗區(qū)浮游動物密度較對照區(qū)高,但差異不顯著(P＜0.05), 且由數(shù)量占絕對優(yōu)勢的原生動物纖毛蟲主導。由于置入浮床后, 光照、水流、溶解氧等環(huán)境條件的改變, 為浮游動物的生長提供了更加優(yōu)越的環(huán)境條件, 使本底調查時其豐度由對照區(qū)的1.048×104ind./L上升到2.117×104ind./L。7月試驗區(qū)浮游動物的豐度保持上升趨勢, 達到最高峰 2.366×104ind./L。9月浮游動物豐度急劇減少, 但試驗區(qū)仍高于對照區(qū)。這可能與養(yǎng)殖群體的快速生長增加水體耗氧量及水體擾動, 同時養(yǎng)殖污染加重有關。另外, 由于水溫開始逐漸下降, 之后浮游動物的豐度都有所下降。

2.4 浮游動物群落結構多樣性指數(shù)變化

ANOVA單因素方差分析結果顯示, 本底調查時試驗區(qū)和對照區(qū)的 Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H′)和 Margalef種類豐富度指數(shù)(D)無顯著性差異(P＞0.05); 其余4次采樣中, 試驗區(qū)的H’和D均高于對照區(qū),H′在1月表現(xiàn)出顯著性差異(P＜0.05),D也出現(xiàn)了顯著性差異(9月、11月和均值)和極顯著性差異(7月), 見表5。

2.5 浮游動物密度與水質的關系

相關分析顯示, 本次實驗中, 浮游動物密度與溫度、底泥有機碳都呈非顯著正相關, 與NH+4-N、COD、TOC分別呈非顯著負相關。橈足類密度與溫度、NH+4-N、COD相關性都為極顯著(P＜0.01), 與底泥有機碳相關性為顯著(P＜0.05), 見表6。

3 討論

3.1 生態(tài)浮床原位修復對浮游動物種類組成的影響

浮游動物是水生生態(tài)系統(tǒng)的重要組成成分, 因此其種類組成和種類數(shù)的消長與水質狀況有著密切的關系(許木啟, 1996)。一般情況下, 清潔的水體里浮游動物表現(xiàn)為種類多而數(shù)量少, 中度污染的水體里常常是耐污種類成為優(yōu)勢種群; 除少數(shù)種類的細菌,幾乎所有的水生生物都難以在重度污染的水體里生存(章宗涉等, 1991)。本次實驗中, 試驗區(qū)的浮游動物種類數(shù)由對照區(qū)的34種增加到了40種, 其中表現(xiàn)最為明顯的是輪蟲由單一的壺狀臂尾輪蟲(Brachionus urceus)、萼花臂尾輪蟲(Brachionus calyciflorus)和鐮狀臂尾輪蟲(Brachionus falcatus)3種喜好有機污染水體且極耐低氧的種類, 增加到7種, 包括眼鏡柱頭輪蟲(Eosphora najas)、鉤狀狹甲輪蟲(Colurella uncinala)、曲腿龜甲輪蟲(Keratella valga)和裂足輪蟲(Brachionus diversicornis), 說明池塘水體是以有機污染為主要特征的污染生態(tài)系統(tǒng), 經過海馬齒生態(tài)浮床修復后, 水體污染狀況得到改善, 浮游動物種類趨于豐富, 群落結構得到一定程度的恢復, 表明浮床的置入有利于浮游動物的生長。

表4 各采樣點浮游動物密度(ind./L)Tab.4 The zooplankton density of each sample site (ind./L)

表5 浮游動物群落的生物多樣性指數(shù)變化Tab.5 Variation in biodiversity index of zooplankton community

表6 浮游動物群落結構與理化因子的相關性分析Tab.6 The correlative analysis of physicochemical parameters and abundance of zooplankton community

3.2 生態(tài)浮床原位修復對浮游動物密度影響

浮游動物的生長被低濃度的溶氧抑制(Sedlaceket al, 2005), 大部分水生生物的生存狀況都取決于水中溶氧的濃度(王曉明等, 2007)。相比于空氣擴散所得氧量和從空氣向水面擴散氧氣的速率, 生態(tài)浮床水培植物根系的輸氧量和輸氧速率都大有改觀(Whitmanet al, 2004)。通過浮床植物根系的輸氧, 因溶解不足的污染水體得到了改善, 有利于浮游動物生長, 從而使試驗區(qū)的浮游動物密度相比對照區(qū)有了增長。國內外很多研究都表明浮床植物的根系通過吸附、吸收和生物代謝降解等作用, 可以有效去除或降低水體中的氨氮和有機污染物的濃度(魏樹和等,2006)。浮游動物會受到水體中非離子形式氨的毒害作用(Sarmaet al, 2003; Arauzo, 2003), 而浮床植物根系對其移除消減作用, 可以有效改善浮游動物的生存環(huán)境, 因而使其密度發(fā)生明顯變化, 表現(xiàn)了浮游動物群落結構變化與水體狀況之間的響應關系。本次研究中, 相關性分析顯示, 各類浮游動物密度與NH+4-N、COD、TOC分別呈負相關, 其中橈足類與NH+4-N、COD呈現(xiàn)極顯著負相關, 其密度隨著污染物濃度的增加而降低, 當污染物濃度下降時, 浮游動物密度反而上升, 這與相關研究一致。溫度也是影響浮游動物密度的重要因素。本次研究中, 浮游動物密度與溫度呈正相關, 其中橈足類呈現(xiàn)極顯著正相關, 密度會隨著溫度的升高而增加, 反之下降。試驗池塘所處的陽江地區(qū)位于亞熱帶, 平均采樣溫度大于 20°C,適合浮游動物的生長(金瓊貝等, 1991; 陳光榮等,2008)。排除養(yǎng)殖污染、臺風天氣、浮床置入時的擾動等因素, 本試驗各次采樣的浮游動物密度與水溫基本符合此相關規(guī)律。

3.3 浮床原位修復對浮游動物群落結構多樣性的影響

Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H′)是衡量物種種類和數(shù)量分布的一個重要指標, 其越高反映物種越豐富、數(shù)量分布越均勻(方宏達等, 2009)。Margalef種類豐富度指數(shù)(D)可以比較客觀地反映水體的污染狀況和變化情況, 值越大說明污染越輕, 反之越低則污染越嚴重(許木啟, 1993)。本試驗區(qū)的浮床置入后, 水質有所好轉, 浮游動物的種類和數(shù)量都得到了增加, 使試驗區(qū)的H′和D均高于對照區(qū)。胡春英(1999)研究表明, 除了水質得到了改善, 浮游動物的多樣性指數(shù)也會受到高的水生植物生物量的影響而增加。本試驗中浮床種植的海馬齒一直生長良好, 生物量增加, 浮游動物多樣性的增高也有可能是受此影響。經浮床修復后, 試驗區(qū)的H′和D平均值分別為 1.01和 1.57, 按照 Shannon-Wiener多樣性指數(shù)H’的等級評判標準,H’值在 1.0—2.0之間表明水質為中度污染; 按照Margalef種類豐富度指數(shù)(D)的等級評判標準,D值為2—3表明水質為中度污染, 說明養(yǎng)殖池塘的水質仍屬于中度污染, 結果基本具有一致性(章宗涉等,1991)。本研究結果顯示, 海馬齒浮床原位修復海水養(yǎng)殖池塘污染水體具有一定的成效, 并且能夠證實利用浮游動物的生物多樣性指數(shù)對水體修復效果進行鑒定評價具有良好的可行性和有效性。

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