生态浮床原位修复对海水养殖池塘浮游动物群落结构的影响*

曾碧健 岳晓彩 黎祖福 黄建荣①

(1. 广东第二师范学院生物与食品工程学院 应用生态学实验室 广州 510303; 2. 中山大学生命科学学院 广州 510275)

生态浮床对养殖污染水体的修复不仅体现在水质改善, 更重要的是养殖水体生态系统得到恢复(Carvalho et al, 2006; 岳晓彩等, 2014)。浮游动物是水生态系统食物链的重要环节, 在物质循环、能量流动和初级生产力等方面均具有重要的作用, 不同物种的浮游动物对水体污染具有不同的耐污能力和响应, 常常作为环境监测指标生物, 能对水生态系统状态进行快速评价(王艳杰等, 2012)。本研究利用海马齿生态浮床技术原位修复海水养殖池塘, 调查试验池塘浮游动物群落结构和生物多样性变化趋势, 分析浮游动物群落结构变化和养殖池塘水质改善之间的响应关系, 评价了生态浮床水体修复措施的可行性以及有效性, 以期为发展适合海水养殖池塘污水处理新技术提供新思路, 为我国海岸带生态系统的修复提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验系统

试验池塘位于广东阳江市江城区平冈镇柳步村(21.42'N, 111.49'E), 面积33.33 hm2, 平均水深1.5 m,泥沙底质, 属于海水围塘, 东南方向有闸门与外海相通。自2012年6月初开始在池塘码头两侧和北角放置浮床, 浮床覆盖面积占池塘面积的10%左右。每个生态浮床单体由网孔直径为 1cm的普通渔网缝绑在塑料管拼接成的 0.6m×1m 矩形框架上构成, 在四个角和中心位置分别连接一个浮球, 使浮床稳定地停留在水面, 所有浮床单体由尼龙绳串联之后固定于木桩。选取盐生植物海马齿(Sesuvium portulacastrum)作为浮床栽培植物构建生态立体修复浮床。根据试验池塘的地理形状及分布特点, 共设置6个样品采集点,铺设有海马齿生态浮床的试验区包含了4号北角、5号码头左侧和6号码头右侧样品采集点, 以其他无浮床区作为试验对照区即1号东角、2号塘中心和3号闸门口。另外, 在池塘外靠近闸门口选取邻近池塘一个点作为空白对照, 设为0号(图1)。自2012年5月至2013年1月, 每2个月采样1次; 其中5月为本底调查数据, 最后一次采样为池塘收获排水时。

图1 池塘采样点分布Fig.1 The sample site of the experiment pond

1.2 样本采集与水质分析

浮游原生动物的采集: 在各采样点水面下 0.5 m用有机玻璃采水器取水样5 L, 甲醛固定24 h以上, 浓缩至50 mL。轮虫、枝角类、桡足类和浮游幼虫等后生浮游动物在各采样点总共采水50 L, 用25号浮游生物网现场过滤。所有样品均用甲醛溶液固定至最终浓度为5%。并用浮游生物网尽量收集样品, 用于种类的定性研究。水质参照GB17378.4-2007进行分析。pH、温度和盐度用pH计、温度计和盐度计现场测定。

1.3 数据分析

采用SPSS 19.0统计软件分析试验区和对照区理化指标、浮游动物群落结构及其与水质因子之间的差异和相关性。

2 结果与分析

2.1 水质修复处理效果

表 1所示, 试验期间, 空白对照组的透明度在最初即2012年5月为40cm, 2012年7月下降至最小值20cm之后, 呈现出逐渐增加的趋势, 至2013年1月份有了大幅度增加, 达到最大值 108cm, 此时对照组正值涨潮期, 因此对照组的透明度主要与自然降雨量和潮汛相关。对比之下, 实验池塘内 6个采样点的透明度在本底调查时达到最大值(45cm), 之后一直都处于降低趋势, 最小值出现在 2012年 9月。因此, 实验组的透明度除了与自然降雨量和闸门口蓄水量有关之外, 主要受到养殖污染的影响。并且,6个采样点中对照组1号至3号三个采样点的透明度基本处于一致水平, 试验组4号、5号和6号三个采样点的透明度总是高于对照组采样点, 说明海马齿浮床系统对养殖水体具有良好的絮凝净化作用。

表 2所示, 试验区与对照区相比, 透明度增加,污染物浓度也均明显下降; 生态浮床对氮有显著性的去除作用(P＜0.05), COD和底泥有机碳的质量百分比也显著性降低(P＜0.05)。说明生态浮床对养殖池塘水质和沉积环境都表现出良好的改善功能。

2.2 浮游动物种类组成

实验中共鉴定出浮游动物 50种, 种类数最多的是纤毛虫, 有32种; 其次是轮虫, 有10种; 桡足类和肉足虫都是4种。另外还检测到桡足类无节幼体、桡足幼体和贝类面盘幼虫等浮游幼虫。

如表3所示, 试验区浮游动物的种类数较对照区的高。试验区共鉴定出浮游动物 40种, 以原生动物最多, 共有 30种, 占种类总数的 75%; 其次为轮虫,有7种, 占17.5%; 桡足类最少, 有3种, 占7.5%。

表1 各采样点的水温和透明度Tab.1 The water temperature and transparency of each sampling site

表2 对照区与试验区水质情况比较Tab.2 The water quality in the control area and surveyed area

表3 对照区和试验区浮游动物种类组成Tab.3 The species composition of zooplankton in the control area and surveyed area

2.3 浮游动物密度变化

表4所示, 各个采样点原生动物数量主要由纤毛虫组成, 后生动物则主要由桡足类和各类浮游幼虫组成, 肉足虫和轮虫在各个采样点数量较少或没有采集到。在2012年5月和7月, 各采样点的轮虫密度较高。对照池塘0号采样点的浮游原生动物的密度在2012年7月和2012年11月较高, 2012年5月和2013年1月最低; 试验池塘组各采样点在2012年7月和2012年11月出现两个峰值, 2012年9月为最低。而后生浮游动物密度都是在2012年7月达到最高值后呈逐渐下降趋势。

统计分析显示, 试验区浮游动物密度较对照区高,但差异不显著(P＜0.05), 且由数量占绝对优势的原生动物纤毛虫主导。由于置入浮床后, 光照、水流、溶解氧等环境条件的改变, 为浮游动物的生长提供了更加优越的环境条件, 使本底调查时其丰度由对照区的1.048×104ind./L上升到2.117×104ind./L。7月试验区浮游动物的丰度保持上升趋势, 达到最高峰 2.366×104ind./L。9月浮游动物丰度急剧减少, 但试验区仍高于对照区。这可能与养殖群体的快速生长增加水体耗氧量及水体扰动, 同时养殖污染加重有关。另外, 由于水温开始逐渐下降, 之后浮游动物的丰度都有所下降。

2.4 浮游动物群落结构多样性指数变化

ANOVA单因素方差分析结果显示, 本底调查时试验区和对照区的 Shannon-Wiener多样性指数(H′)和 Margalef种类丰富度指数(D)无显著性差异(P＞0.05); 其余4次采样中, 试验区的H’和D均高于对照区,H′在1月表现出显著性差异(P＜0.05),D也出现了显著性差异(9月、11月和均值)和极显著性差异(7月), 见表5。

2.5 浮游动物密度与水质的关系

相关分析显示, 本次实验中, 浮游动物密度与温度、底泥有机碳都呈非显著正相关, 与NH+4-N、COD、TOC分别呈非显著负相关。桡足类密度与温度、NH+4-N、COD相关性都为极显著(P＜0.01), 与底泥有机碳相关性为显著(P＜0.05), 见表6。

3 讨论

3.1 生态浮床原位修复对浮游动物种类组成的影响

浮游动物是水生生态系统的重要组成成分, 因此其种类组成和种类数的消长与水质状况有着密切的关系(许木启, 1996)。一般情况下, 清洁的水体里浮游动物表现为种类多而数量少, 中度污染的水体里常常是耐污种类成为优势种群; 除少数种类的细菌,几乎所有的水生生物都难以在重度污染的水体里生存(章宗涉等, 1991)。本次实验中, 试验区的浮游动物种类数由对照区的34种增加到了40种, 其中表现最为明显的是轮虫由单一的壶状臂尾轮虫(Brachionus urceus)、萼花臂尾轮虫(Brachionus calyciflorus)和镰状臂尾轮虫(Brachionus falcatus)3种喜好有机污染水体且极耐低氧的种类, 增加到7种, 包括眼镜柱头轮虫(Eosphora najas)、钩状狭甲轮虫(Colurella uncinala)、曲腿龟甲轮虫(Keratella valga)和裂足轮虫(Brachionus diversicornis), 说明池塘水体是以有机污染为主要特征的污染生态系统, 经过海马齿生态浮床修复后, 水体污染状况得到改善, 浮游动物种类趋于丰富, 群落结构得到一定程度的恢复, 表明浮床的置入有利于浮游动物的生长。

表4 各采样点浮游动物密度(ind./L)Tab.4 The zooplankton density of each sample site (ind./L)

表5 浮游动物群落的生物多样性指数变化Tab.5 Variation in biodiversity index of zooplankton community

表6 浮游动物群落结构与理化因子的相关性分析Tab.6 The correlative analysis of physicochemical parameters and abundance of zooplankton community

3.2 生态浮床原位修复对浮游动物密度影响

浮游动物的生长被低浓度的溶氧抑制(Sedlaceket al, 2005), 大部分水生生物的生存状况都取决于水中溶氧的浓度(王晓明等, 2007)。相比于空气扩散所得氧量和从空气向水面扩散氧气的速率, 生态浮床水培植物根系的输氧量和输氧速率都大有改观(Whitmanet al, 2004)。通过浮床植物根系的输氧, 因溶解不足的污染水体得到了改善, 有利于浮游动物生长, 从而使试验区的浮游动物密度相比对照区有了增长。国内外很多研究都表明浮床植物的根系通过吸附、吸收和生物代谢降解等作用, 可以有效去除或降低水体中的氨氮和有机污染物的浓度(魏树和等,2006)。浮游动物会受到水体中非离子形式氨的毒害作用(Sarmaet al, 2003; Arauzo, 2003), 而浮床植物根系对其移除消减作用, 可以有效改善浮游动物的生存环境, 因而使其密度发生明显变化, 表现了浮游动物群落结构变化与水体状况之间的响应关系。本次研究中, 相关性分析显示, 各类浮游动物密度与NH+4-N、COD、TOC分别呈负相关, 其中桡足类与NH+4-N、COD呈现极显著负相关, 其密度随着污染物浓度的增加而降低, 当污染物浓度下降时, 浮游动物密度反而上升, 这与相关研究一致。温度也是影响浮游动物密度的重要因素。本次研究中, 浮游动物密度与温度呈正相关, 其中桡足类呈现极显著正相关, 密度会随着温度的升高而增加, 反之下降。试验池塘所处的阳江地区位于亚热带, 平均采样温度大于 20°C,适合浮游动物的生长(金琼贝等, 1991; 陈光荣等,2008)。排除养殖污染、台风天气、浮床置入时的扰动等因素, 本试验各次采样的浮游动物密度与水温基本符合此相关规律。

3.3 浮床原位修复对浮游动物群落结构多样性的影响

Shannon-Wiener多样性指数(H′)是衡量物种种类和数量分布的一个重要指标, 其越高反映物种越丰富、数量分布越均匀(方宏达等, 2009)。Margalef种类丰富度指数(D)可以比较客观地反映水体的污染状况和变化情况, 值越大说明污染越轻, 反之越低则污染越严重(许木启, 1993)。本试验区的浮床置入后, 水质有所好转, 浮游动物的种类和数量都得到了增加, 使试验区的H′和D均高于对照区。胡春英(1999)研究表明, 除了水质得到了改善, 浮游动物的多样性指数也会受到高的水生植物生物量的影响而增加。本试验中浮床种植的海马齿一直生长良好, 生物量增加, 浮游动物多样性的增高也有可能是受此影响。经浮床修复后, 试验区的H′和D平均值分别为 1.01和 1.57, 按照 Shannon-Wiener多样性指数H’的等级评判标准,H’值在 1.0—2.0之间表明水质为中度污染; 按照Margalef种类丰富度指数(D)的等级评判标准,D值为2—3表明水质为中度污染, 说明养殖池塘的水质仍属于中度污染, 结果基本具有一致性(章宗涉等,1991)。本研究结果显示, 海马齿浮床原位修复海水养殖池塘污染水体具有一定的成效, 并且能够证实利用浮游动物的生物多样性指数对水体修复效果进行鉴定评价具有良好的可行性和有效性。

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