无机解磷菌对天鹅湖瀉湖沉积物内源磷释放的影响

王效昌，马凯，谢嘉慧，高丽

（烟台大学海洋学院，山东 烟台 264005）

磷是水体初级生产力的限制性营养元素之一。近年来大量工业废水和农业污水被排放到近海生态系统，其携带的大部分营养物质最终沉降在沉积物中[1]。然而，当外源污染得到有效控制后，沉积物内源释放可成为控制水体富营养化的主导因子，沉积物汇、源功能的转换对于生态系统的营养盐平衡和初级生产具有重要意义[2-3]。无机解磷菌在沉积物磷释放过程中具有非常重要的作用。研究发现，沉积物中解磷菌的接种可明显增加水体磷含量并促进微囊藻等水华藻类的生长[4]。因此，在有害藻华频繁暴发的今天，解磷菌在水体磷的生物地球化学循环中的作用越来越受到关注。

许多研究表明，接种无机解磷菌会比有机解磷菌产生更多的可溶性磷[5-6]。例如，从西湖和三岔湖沉积物筛选出的解磷菌可促进钙结合态磷（HCl-P）的溶解，且水体pH 明显降低。解磷菌的解磷量与环境中pH 的变化密切相关，无机解磷菌接种后上覆水体存在有机酸含量明显增加和pH 下降的现象[7-9]。一般认为，有机酸的分泌是无机解磷菌的主要解磷机制。不同解磷菌菌株产生的有机酸种类和含量有所不同。芽孢杆菌（Bacillus）是解磷菌中较为常见的属，其解磷过程中可分泌葡萄糖酸、柠檬酸、丙酸和乳酸等[10-11]。有机酸的产生可螯合磷酸盐中的钙离子等阳离子，这是无机解磷菌解磷的一个重要过程。然而，产生有机酸并不是无机磷酸盐溶解的唯一机制，在有机酸不存在的情况下磷酸钙有时也会发生溶解[10-11]。沉积物中不同结合形态的磷具有不同的释放潜力和生物有效性。在部分研究中，HCl-P 被认为是相对比较稳定的磷形态[12-13]。然而，在富营养化的太湖和密西西比河，表层沉积物中HCl-P 活性较强，具有潜在可利用性[14-16]。有学者通过模拟试验发现，在接种无机解磷菌的沉积物中，HCl-P 含量受影响较大，而铁铝结合态磷（NaOH-P）和可还原态磷（BD-P）则受影响很小[6，17-18]。在不同生境水体，沉积物中解磷菌的优势种属与解磷特性存在明显差异。与内陆湖泊和河流水体不同，瀉湖由于受潮汐影响，水体交换频繁、水位变化较大，且沉积物中砂粒和HCl-P 含量较高，近年来大型藻类大量滋生引发绿潮的事件[19-20]屡有报道。目前，解磷菌在大型藻华水体磷的地球化学循环中的关键作用尚不清晰，有关瀉湖沉积物中解磷菌的解磷能力报道较少。

荣成天鹅湖是位于山东半岛的一个天然瀉湖，东南部与荣成湾相通，天鹅湖湿地是中国北方冬季最大的天鹅栖息地。近10 年来，绿潮硬毛藻（Chaetomorpha linum）在湖内频繁暴发，严重时藻垫厚度超过30 cm。在藻华消亡时期，硬毛藻降解可导致水底短时间缺氧和沉积物-水界面酸化，对海草床生境和底栖生物群落产生很大影响[19-21]，并给海水养殖业造成了严重的经济损失。本课题组前期的研究[19]表明，天鹅湖沉积物中磷的赋存形态主要为钙结合态磷。因此，本研究以前期从天鹅湖沉积物中筛选的无机解磷菌菌株为试验材料，研究解磷菌接种对藻类暴发区沉积物中磷释放的影响，比较不同形态磷在接种前后含量的变化。研究结果有助于深入阐释解磷菌在近海水体磷循环中的作用机制，可为沿海区域富营养化风险管理和大型藻华控制提供依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集

2021 年4 月，在荣成天鹅湖的湖中心（37°20′53″N，122°34′10″E），用柱状采泥器采集表层（0～5 cm）沉积物，并采集底层湖水。沉积物样品混匀后，避光冷藏（4 ℃），保存备用，采集的海水煮沸后备用。该区域水位较深，近年来大叶藻（Zostera marina）和硬毛藻（Chaetomorpha linum）大量生长，沉积物中水生植物根系较多，有机质丰富，总磷含量和微生物活性较高[22]。湖域底层水pH、盐度分别为8.29 和28.56，总磷、可溶性磷含量分别为0.025 mg·L-1和0.022 mg·L-1；沉积物为黑色黏质，间隙水可溶性磷含量为0.279mg·L-1。

1.2 试验设计

释放试验模拟自然静态状态下沉积物磷的释放过程。试验容器为2.0 L 的高型烧杯，加入300 g 新鲜沉积物，烧杯外用黑色薄膜进行遮光处理。需要灭菌的沉积物和试验中所用器材均采用高压灭菌器在121 ℃灭菌20 min。

供试菌株为前期从天鹅湖沉积物中筛选出的3株无机解磷菌，其中菌株1、菌株2 和菌株3 分别为弯曲芽孢杆菌（Bacillus flexus）、巨大芽孢杆菌（Bacillus megaterium）和嗜热噬脂肪地芽孢杆菌（Geobacillus stearothermophilu）。首先将冷冻保存的解磷菌接种到牛肉膏蛋白胨培养基中，富集培养24 h，然后将细菌培养液以8 000 r·min-1离心10 min；弃去上清液后，加入灭菌海水将离心沉积在底部的菌体稀释，得到OD600约为1.0的菌悬液。将菌悬液接种至沉积物中后，每个烧杯加入3 g葡萄糖（未加葡萄糖处理除外），将沉积物、菌液和葡萄糖混匀后，缓缓加入1.8 L煮沸后冷却的海水。

试验分为沉积物灭菌和未灭菌两组，每组设置8个处理：未加菌未加葡萄糖（CK1）、未加菌（CK2）、菌1（IPB1）高低菌量、菌2（IPB2）高低菌量、菌3（IPB3）高低菌量处理。每种解磷菌低菌量和高菌量处理分别添加20 mL 和60 mL 的菌悬液。试验中灭菌组的各处理可反映理想环境下不同解磷菌菌株对沉积物磷的溶解释放作用，设置沉积物未灭菌组是为了体现在自然环境下解磷菌接种对磷释放的影响，反映土著微生物与解磷菌共同作用下磷的释放情况。试验共16 个处理，3 次重复，周期为18 d，期间每日轻轻搅动水体以模拟上覆水体的流动。试验过程中，每48 h监测上覆水氧化还原电位（Eh）和pH 的变化，并采集沉积物界面上3 cm 处10 mL 水样，测定总磷含量。试验前后分别进行沉积物磷形态分析，第9 天时补充一次海水，并记录补水体积。

1.3 分析方法

水体总磷（TP）采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定[23-24]；水体可溶性磷（SRP）采用钼锑抗分光光度法测定；水体pH、Eh、盐度用多参数分析仪测定（METTLER TOLEDO SG78，瑞士）。

沉积物无机磷形态采用连续提取法测定[25-26]，钼锑抗分光光度法分析浸提液中可溶性磷含量。该方法将无机磷分为NH4Cl-P（弱结合态磷）、BD-P（可还原态磷）、NaOH-P（铁铝结合态磷）和HCl-P（钙结合态磷），依次用1.0 mol·L-1NH4Cl、0.11 mol·L-1NaHCO3/Na2S2O4、0.1 mol·L-1NaOH和0.5 mol·L-1HCl提取。

1.4 数据分析

数据分析采用SPSS 26.0统计软件进行，采用三因素方差分析检验沉积物是否灭菌、不同解磷菌菌株、接种菌量对上覆水体总磷和沉积物HCl-P含量变化的影响，采用Partial eta square（η2）进行各因素效应值估量。

2 结果与分析

2.1 解磷菌对水体pH和Eh的影响

试验期间，各处理上覆水体pH 值均随时间推移呈先下降、后上升最后趋于平稳的趋势（图1）。灭菌条件下，各处理水体pH 值在6.46～8.90 之间，前8 d 随时间持续下降，其中未加葡萄糖处理降至7.27，加菌处理为6.46～6.88，呈菌3＜菌1＜菌2 的趋势；之后pH值稍有上升并趋于平稳。在未灭菌条件下，未加菌未加葡萄糖处理一直处于较高水平，其余各处理间差异不大，在前4 d pH 值降至6.66～6.78，之后逐渐上升，试验结束时各加菌处理pH在7.96～8.03之间。

图1 培养期间上覆水体pH的变化Figure 1 Changes of pH in overlying water during the culture period

灭菌组各处理水体Eh 变幅为-304.37～136.60 mV，未加葡萄糖处理试验期间一直处于较高水平（图2）。各加菌处理Eh在前期下降，第2天菌3高菌量处理降为负值，第4 天时除菌1 高菌量处理外其余均为负值，至第6 天各处理沉积物-水界面呈弱还原状态（＜0 mV）；第16天时，各处理Eh表现为加菌处理低于未加菌处理，各加菌处理均处于还原状态（＜-200 mV），其中菌2高菌量处理最低。而未灭菌条件下，各处理间Eh差异不大（除未加菌未加葡萄糖处理外），试验期间Eh 呈缓慢下降趋势，第16 天时在-379.40～-343.07 mV之间波动，呈还原状态（图2）；未加葡萄糖处理Eh处于相对较高水平。总的来说，各处理水体Eh 在试验过程中逐渐下降，且未灭菌组均低于相同处理的灭菌组。

图2 培养期间上覆水体Eh的变化Figure 2 Changes of Eh in overlying water during the culture period

2.2 解磷菌对水体总磷含量的影响

水体总磷初始含量为0.025 mg·L-1。试验期间，灭菌组各处理上覆水体总磷含量变幅为0.087～0.662 mg·L-1（图3a、图3b），随时间推移呈初期下降、中期持续上升、后期再下降的趋势。所有处理水体总磷含量从第4 天开始上升，除未加菌未加葡萄糖处理较早达峰值外，其他加菌处理总磷均在14～16 d 达到最高。在培养过程中，菌2 低菌量和菌3 高菌量处理总磷含量一直处于较高水平，6～14 d 呈快速上升状态，14 d时达最高（0.662 mg·L-1和0.608 mg·L-1）；其他加菌处理水体总磷含量在10 d 后增长速度变缓，其中菌2 高菌量处理峰值最高（0.504 mg·L-1），菌3低菌量峰值最低（0.425 mg·L-1）。本模拟试验中，所有接种解磷菌处理水体总磷含量的最大值均远高于未加菌未加葡萄糖处理。

图3 培养期间上覆水体总磷（TP）含量的变化Figure 3 Changes of total phosphorus（TP）content in overlying water during the culture period

未灭菌组水体总磷含量变幅为0.056～0.423 mg·L-1，呈先下降、后缓慢上升的趋势（图3c、图3d）。大部分处理在6～8 d 含量大幅上升，12～14 d 达到最高；整个培养期间未加菌未加葡萄糖处理总磷水平一直较低。在12～14 d 期间，菌1 低菌量、菌2 高菌量、菌3低菌量处理总磷含量较高，达到0.2 mg·L-1；菌3 高菌量和未加菌未加葡萄糖处理总磷含量相对较低（0.17 mg·L-1），其余处理间差异不大。与灭菌组相比，未灭菌条件下各处理水体总磷上升较慢，总体水平较低，且不同加菌处理间差异较小。

2.3 试验前后沉积物各形态无机磷含量的差异

试验初始时沉积物HCl-P、NaOH-P、BD-P 和NH4Cl-P 含量分别为279.31、11.85、5.74 mg·kg-1和0.35 mg·kg-1，结束时各形态无机磷的含量如图4 所示。灭菌条件下，未加菌未加葡萄糖处理沉积物HCl-P 含量最高，除菌3 高菌量外其余加菌处理均低于未加菌处理（263.29 mg·kg-1）和初始含量。不同解磷菌处理相比，菌1的2个菌量处理HCl-P含量最低，相对试验前下降约50 mg·kg-1；菌2 高菌量处理（237.31 mg·kg-1）降幅也较大，菌2 和菌3 低菌量处理相对初始值下降约25 mg·kg-1；而菌3 高菌量处理含量较高（294.34 mg·kg-1）。沉积物灭菌组各处理降幅表现为菌1＞菌2＞菌3。未灭菌组中，各处理HCl-P含量均低于初始值，但处理间差异较小。其中菌2 高菌量处理含量最高，菌2 低菌量和菌1 高菌量也高于未加菌未加葡萄糖处理。未灭菌组中，菌3 的2 个菌量处理和菌1 低菌量处理HCl-P 含量较低，比初始值降低约40 mg·kg-1；HCl-P含量总体表现为菌2＞菌1＞菌3，菌3 接种条件下沉积物HCl-P 含量降幅较大。在灭菌和未灭菌组中，大部分加菌处理HCl-P含量较初始含量有所下降，降幅为19.92～50.08 mg·kg-1。

灭菌组所有处理中，未加菌未加葡萄糖处理结束时沉积物NaOH-P 含量最高，其次是未加菌处理（图4b）。菌1和菌2处理NaOH-P 含量较低，约为15 mg·kg-1，其中菌2 低菌量处理最低，菌3 处理含量相对较高，在18 mg·kg-1左右。不同解磷菌处理相比，整体表现为菌2＜菌1＜菌3。未灭菌组中，未加菌未加葡萄糖处理NaOH-P 含量最低；其余各处理间差异不大，表现为菌1＜菌2＜菌3，菌3 高菌量和菌2 高菌量处理略高于未加菌处理。总的来说，未灭菌条件下各加菌处理沉积物NaOH-P含量高于灭菌组的相同处理。

图4 试验后沉积物中不同形态无机磷含量Figure 4 Contents of different inorganic phosphorus forms at the end of the experiment

试验后各处理沉积物BD-P 含量均低于初始值，降幅为1.81～4.19 mg·kg-1，其中灭菌组未加菌未加葡萄糖处理最高（图4c）。灭菌组中，菌3 低菌量处理BD-P 含量最低（2.19 mg·kg-1），而其他加菌处理均高于未加菌处理；不同解磷菌处理表现为菌1＞菌2＞菌3，且高菌量处理略高于低菌量处理。未灭菌组中，各处理BD-P 含量均低于灭菌组，除菌1 低菌量和菌3高菌量处理大于2 mg·kg-1外，其他加菌处理BD-P 含量均低于未加菌处理，其中菌1高菌量处理较低。

灭菌组中沉积物NH4Cl-P 含量变幅为0.06～0.41 mg·kg-1（图4d），其中菌2 高菌量处理最高，其次是未加菌未加葡萄糖处理，菌2 低菌量处理最低。灭菌组3 个高菌量处理的NH4Cl-P 含量均高于低菌量处理。未灭菌组中未加菌未加葡萄糖处理NH4Cl-P 含量最高，菌3 低菌量处理次之，其余处理均低于0.13 mg·kg-1，其中菌1 低菌量处理最低。总的来说，未灭菌组沉积物NH4Cl-P含量低于灭菌组。

3 讨论

3.1 接种无机解磷菌对上覆水磷水平的影响

沉积物内源释放是水体磷的主要来源之一，在外源输入逐步减缓后可在较长时间内成为控制水体营养水平的主导因子[19，27]。解磷菌能有效提高间隙水中可溶性磷的含量，在沉积物磷的释放过程中具有重要作用[28-29]。本研究中，灭菌组各处理水体总磷含量在4 d 后均有不同程度上升，接种解磷菌处理远高于对照（图3a、图3b），说明解磷菌的接种可促进天鹅湖沉积物中磷向上覆水体释放。已有研究表明，在太湖和巢湖等淡水湖泊，解磷菌可加速沉积物-水界面磷的循环[30-31]。本研究中，不同菌液量相比，灭菌条件下菌2（巨大芽孢杆菌）表现为低菌量处理总磷含量远高于高菌量，菌3（嗜热噬脂肪地芽孢杆菌）则为高菌量远高于低菌量，而菌1（弯曲芽孢杆菌）在两个菌量间差异不大。由此可见，接种菌液量高的沉积物释磷量不一定大，具体解磷效果因菌株而异。这与Li等[32]对根瘤菌属（Rhizobium sp）XMT-5 菌株的解磷能力研究结果一致。灭菌条件下3 个解磷菌菌株间水体总磷含量差异较大，说明不同菌株对沉积物磷释放量的影响存在较大差异，其中灭菌组中菌2 低菌量处理总磷峰值最大，说明菌2 对湖中心沉积物具有较强的解磷能力。

试验期间大部分处理水体总磷含量在12～16 d最高，除对照处理不参与统计分析外，选取12～16 d时总磷含量的均值进行三因素方差分析（表1），可见沉积物灭菌、灭菌×菌株、菌株×菌液量、灭菌×菌株×菌液量对水体总磷含量影响均达显著水平（P＜0.05），而菌液量影响不显著（P＜0.05）。不同因素相比，沉积物是否灭菌对水体总磷的影响效应最大。在未灭菌条件下，湖中心沉积物存在大量土著微生物，可能由于种群竞争的存在，磷的释放受解磷菌的接种影响效果不明显，且释放出的可溶性磷也有可能大部分被沉积物中微生物吸收而未扩散到上覆水体[6]，上述因素综合导致了未灭菌组与灭菌组间水体总磷水平产生了较大差异，且未灭菌组水体总磷含量总体较低。在未灭菌条件下，不同菌株间水体总磷含量差异较小，3种菌的低菌量和高菌量处理间也较为接近。

表1 三因素方差分析检验灭菌、菌株和菌液量对上覆水体总磷含量的影响Table 1 Three-way ANOVA for effects of sterilization，IPB strain and bacteria volume on total phosphorus content in overlying water

一般认为，酸解是无机解磷菌的主要解磷机制。有机酸的产生使得介质pH 降低，从而促进不溶性磷酸盐的溶解[10-11]。Wei 等[33]把解磷菌接种到厨余垃圾堆肥中，发现介质中可溶性磷含量与有机酸含量呈显著正相关。此外，解磷菌产生的硫酸、硝酸和盐酸等无机酸以及同化作用等释放的H+也可促进磷酸盐溶解[34]。本试验过程中，上覆水体pH 的下降可能是有机酸产生和H+分泌共同作用的结果，这个过程可促进沉积物中无机磷的释放。未加菌未加葡萄糖处理的水体pH 值变幅较小，说明碳源的添加促进了微生物的生长，利于解磷菌的生长和解磷活动。在灭菌条件下，试验前8 d 水体pH 值一直呈下降趋势，尤其是高菌量处理降幅较大（图1a、图1b）；总磷含量则表现为4 d 后逐渐增加。试验初期（2～4 d）总磷含量下降，其可能原因为布置试验时的轻微扰动（加入海水）使得沉积物颗粒发生悬浮，水体总磷含量升高，而静置一段时间后颗粒发生沉降；另一方面也与解磷菌为了维持自身生存而吸收了部分磷有关[6]。未灭菌条件下，各处理水体pH在试验初期大幅下降（除未加菌未加葡萄糖处理外），4 d 后呈逐渐上升趋势。试验前期pH 值迅速下降，可能是土著微生物和解磷菌共同作用下酸的大量分泌及较强的呼吸作用所致，此外初期上覆水pH 在一定程度上也受到沉积物pH值（7.20）的影响[19]。试验期间，由于微生物呼吸对氧气的大量消耗，各处理沉积物-水界面的Eh逐渐降低（图2），随着厌氧程度的加剧试验后期有些好氧细菌的生长受到抑制。由于未灭菌组微生物数量远大于灭菌组，从而耗氧速率较高，导致界面Eh更低，很快达到厌氧状态。

3.2 无机解磷菌对沉积物无机磷形态转化的影响

微生物在沉积物磷形态的转化过程中起着关键作用，无机磷释放潜力分析对于水体富营养化的风险评估具有重要意义。BD-P指与铁或锰氢氧化物结合态的磷，对氧化还原条件较为敏感，可被藻类吸收利用[22，29，35]。试验结束时，各处理沉积物中BD-P 含量均有不同程度下降；是否灭菌对BD-P 含量影响最为显著，其次是菌株种类。未灭菌组各处理沉积物-水界面处于还原状态，沉积物BD-P 含量明显降低，说明BD-P 在厌氧条件下部分释放。NaOH-P 为铁和铝金属氧化物结合态的磷，可在碱性条件下从沉积物中释放，并被浮游生物和藻类吸收，可作为评估富营养化风险的指标之一[36-37]。本试验中接种解磷菌后，沉积物NaOH-P 含量并未降低，说明无机解磷菌对天鹅湖沉积物NaOH-P 溶解能力较弱。Li 等[6]和Liu 等[38]分别对四川三岔湖和澜沧江临沧段漫滩湿地进行研究，发现接种无机解磷菌促进了沉积物中HCl-P的释放，而对NaOH-P 和BD-P 含量影响不大。部分处理试验后NaOH-P 含量有所增加，可能是有机磷矿化作用的结果[11，39]。

HCl-P（钙结合态磷）是天鹅湖沉积物无机磷的主要组分，与澜沧江漫湾水库和乌梁素海等水域无机磷的主要赋存形态一致[38，40]。HCl-P是磷形态中相对稳定的组分，对低pH较为敏感，可在解磷菌作用下转化为可溶性磷而被生物利用[10，40-41]。本试验结束时，灭菌组大部分接种解磷菌处理沉积物HCl-P 含量均低于对照，且试验期间水体pH 明显降低（图1），表明解磷菌的接种促进了沉积物中HCl-P 的溶解[6，37]。对于未灭菌组，不同处理HCl-P 含量降幅相近，这可能与沉积物微生物群落稳定性较高且促进磷释放的微生物多为土著微生物有关。由方差分析结果（表2）可知，3 因素中解磷菌菌株对HCl-P 含量的影响效应最大（P＜0.05），加入相同解磷菌后在灭菌组和未灭菌组中HCl-P 的释放量存在差异。然而，菌液量对HCl-P 影响并不显著（P＞0.05），但灭菌组中菌1 和菌2 高菌量处理HCl-P 含量均低于低菌量处理，表明高菌量作用下更多HCl-P 溶解；未灭菌组沉积物HCl-P含量可能受土著解磷菌影响较大，并且可能存在有机磷矿化现象。已有研究表明，无机解磷菌可促进钙结合磷的溶解，从而供解磷菌和藻类生长所需[6，32，41]。在无机解磷菌的作用下，沉积物中HCl-P的释放有可能成为藻华暴发的重要磷源。而在藻华衰亡时期，大量藻源有机质的输入可激发沉积物中微生物活性[42-43]，且藻类降解使得沉积物-水界面微环境发生改变，从而影响了沉积物细菌群落结构，加快了营养物质循环[19，44]。在太湖和巢湖，微囊藻水华降解期间，沉积物中解磷菌数量和组成均发生了明显变化[31-32]。由此可见，HCl-P 对沉积物内源磷释放和水体富营养化的潜在贡献需引起关注。总的来说，本试验中3 株无机解磷菌在接种至天鹅湖沉积物后均表现出促进难溶性磷酸盐溶解的效果，尤其是巨大芽孢杆菌。在天鹅湖中心，沉积物中HCl-P 含量较高，绿潮丝状硬毛藻大量繁殖，在藻类降解时期无机解磷菌在沉积物磷释放过程中的作用及其对藻华再次暴发的影响不容忽视。绿潮藻华生消对沉积物解磷菌群落组成的影响有待于进一步研究。

表2 三因素方差分析检验灭菌、菌株和菌液量对沉积物HCl-P含量的影响Table 2 Three-way ANOVA for effects of sterilization，IPB strain and bacteria volume on the HCl-P content in sediments

4 结论

（1）在接种无机解磷菌后，水体pH在试验前期呈明显降低的趋势，沉积物灭菌组各处理间差异较大，表现为嗜热噬脂肪地芽孢杆菌＜弯曲芽孢杆菌＜巨大芽孢杆菌。在试验过程中上覆水Eh 逐渐下降，结束时沉积物-水界面呈厌氧状态，其中未灭菌组更低。试验期间，各解磷菌接种处理总磷含量在中后期缓慢上升，沉积物灭菌与否对水体总磷含量影响显著，表现为灭菌条件下接种处理含量远高于非灭菌条件，且灭菌组不同菌株间差异较大。

（2）无机解磷菌的接种促进了天鹅湖沉积物中HCl-P的溶解，试验结束时HCl-P含量明显下降，沉积物灭菌组各处理降幅表现为弯曲芽孢杆菌＞巨大芽孢杆菌＞嗜热噬脂肪地芽孢杆菌。接菌量对供试的3个菌株表现出不同的解磷影响效果。试验后期BD-P在厌氧条件下部分释放，表现为BD-P含量略微下降，其中未灭菌组低于灭菌组；而NaOH-P含量并未下降，且未灭菌组高于灭菌组。