邛海湿地春季碱性磷酸酶活性分布及影响因素

对照为底物加去离子水。碱性磷酸酶活性表示为单位体积内水样所包含酶在单位时间内水解产生的对应反应产物的量，即对硝基苯酚[mmol/（L·h）]，酶活性的计算公式如下：

酶活性=（A/ε·V）/（V样·t）

式中，A为吸光度；ε为产物的摩尔消光系数[对硝基苯酚为17 500 L/（moL·cm）]；V为反应体系体积；V样为样品体积；t为反应时间。

将水样在不过滤、用3.00 μm滤膜及0.22 μm滤膜抽滤的条件下，分别测定其APA。其中未过滤样品中的碱性磷酸酶活性即为总碱性磷酸酶活性（TAPA）；0.22 μm滤膜过滤后的水样中的碱性磷酸酶活性即为溶解性碱性磷酸酶活性（DAPA）；3.00 μm滤膜过滤后的水样中的碱性磷酸酶活性为细菌的碱性磷酸酶活性（BAPA）和溶解性碱性磷酸酶活性；藻类的碱性磷酸酶活性（PAPA）=TAPA-BAPA-DAPA。

2 结果与分析

2.1 TAPA的分布情况

4个采样点的TAPA的分布均具有非均一性。对各采样点进行分析，表层水中1号的TAPA最高，为3.57×10-5 mmol/（L·h），3号最低，为2.14×10-5 mmol/（L·h）；上覆水中2号的TAPA最高，为3.28×10-5 mmol/（L·h），1号最低，为2.42×10-5 mmol/（L·h）；间隙水中1号最高，为2.314×10-4 mmol/（L·h），3号最低，为1.505×10-4 mmol/（L·h）。

从不同水层方面分析，4个站点各自的表层水、上覆水、间隙水的碱性磷酸酶活性有依次升高的趋势。从其平均值来看，间隙水中TAPA的平均值最高，上覆水次之，表层水最低。通过数据的统计分析，间隙水、上覆水和表层水的TAPA均表现出显著性差异（P<0.05）。

2.2 TAPA在不同粒级组分中的分布及变化

经过数据的统计分析，水体中TAPA在不同粒级组分中的分布具有显著性差异（P<0.05），且不同水层中的粒级组分也具有显著性差异（P<0.05）。表层水中DAPA占TAPA比例最高，平均为56.71%；BAPA所占的比例次之，平均为22.57%；PAPA所占比例最少，平均为20.72%。上覆水中所占比例平均依次为DAPA（51.02%）>PAPA（32.83%）>BAPA（16.15%），而间隙水中PAPA占比最高，所占比例平均依次为PAPA（60.75%）>BAPA（32.28%）>DAPA（6.97%）（图3）。

从垂直方向上看，DAPA占TAPA的比例有自上而下递减的趋势；PAPA占TAPA的比例有自上而下递增的趋势；BAPA所占的比例并未体现出类似的规律，但是在间隙水中所占的比例显著高于表层水和上覆水（P<0.05）。

2.3 TAPA与TP、DIP的关系

随着水体中磷浓度的变化碱性磷酸酶的活性也出现不断的变化（图4和图5）。然而统计分析显示，水体中TP的浓度变化与水体中TAPA并没有显著相关关系（r=0.485，P>0.05）。但是图5却显示出水体中DIP的浓度变化与水体中TAPA的变化存在着显著的负相关关系（r=-0.713，P<0.05）。当水体中DIP的浓度升高时，TAPA就会相应的降低。

2.4 TAPA与叶绿素a的关系

图6表示了TAPA与叶绿素a的浓度之间的关系。TAPA会随着叶绿素a的浓度变化而变化，但是两者之间并没有体现出显著的相关关系（r=0.402，P>0.05）。

3 小结与讨论

通过对邛海水体和沉积物中碱性磷酸酶的活性分布和影响因素的研究，初步得到以下结论：①邛海水体和沉积物中碱性磷酸酶活性分布具有明显的空间异质性，主要与水体的营养及水质状态有关；②春季时，邛海水体中碱性磷酸酶活性主要集中分布在沉积物间隙水中；③目前邛海水体处于贫营养化，其底质处于中富营养状态；④DIP可能是调节TAPA的更为直接的影响因子；⑤邛海水体和沉积物中碱性磷酸酶活性与采样点的富营养化程度趋于一致，可以作为湖泊富营养化的指标，这对检测水质营养状况，预防水体富营养化，防止水华暴发有着重要的意义。

3.1 碱性磷酸酶活性分布的空间异质性

4个样点的TAPA分布具有非均一性，1号的碱性磷酸酶活性平均值最高，2号次之，3号的最低。通过各项数据对比各样点的相关指标可发现，碱性磷酸酶活性的分布不仅仅受到其诱导因素磷的影响，同时还与化学需氧量、氨氮含量、溶解氧含量、pH等多重因素有关。可见APA是一个可以反映水体综合水质及营养状态的指标。

不同水层的碱性磷酸酶活性表现出明显的异质性。除1号的表层水碱性磷酸酶活性略高于上覆水外，其他站点的碱性磷酸酶活性自上而下表现出明显的递增趋势，同时发现间隙水的碱性磷酸酶活性显著高于表层水和上覆水（P<0.05），即邛海在春季时沉积物间隙水中的酶催化效率较高，能迅速分解或矿化可酶解磷，成为磷营养的一个重要补给库。可见当邛海的水体处于磷营养缺乏时，其底质具有迅速水解释放可溶性磷酸盐供浮游藻类生长的潜能。

3.2 TAPA在各水层不同粒级组分中分布的非均一性

水体中碱性磷酸酶在不同粒级组分中的分布体现出空间的非均一性，并且在不同水层表现出一定的规律性。不同粒级的碱性磷酸酶活性在表层水中表现为DAPA>BAPA>PAPA，在上覆水中表现为DAPA>PAPA>BAPA，在间隙水中表现为PAPA>BAPA>DAPA。这可能与不同水层中水生生物的组成和多少有关。因为浮游生物多分布在沉积物表层，而表层水和上覆水中浮游植物生物量较少，因此水体中是溶解性磷酸酶占主导地位，沉积物的间隙水中是藻类磷酸酶占主导地位。

有研究者发现在寡营养湖泊中，溶解性磷酸酶活性占总酶活性的50%以上，并且认为在寡营养湖泊中有超过一半的有机磷被溶解态磷酸酶所水解。可见溶解态碱性磷酸酶在湖泊磷循环过程中具有重要的作用，且与富营养化程度相关。本研究中，表层水和上覆水中DAPA占TAPA的比例分别为56.71%和51.02%，均超过50.00%；而间隙水中DAPA所占比例仅为6.97%。由此推测，邛海的水体处于贫营养状态，而湖底沉积物则处于中富营养状态，当遇到合适的气候水文条件时，底质中营养物质的上翻及释放就可能造成蓝藻的爆发，所以这一点需引起重视。

3.3 碱性磷酸酶活性与TP、DIP和Chla的关系

邛海水体中生物可直接利用的磷的含量并不高，仅占水体中总磷的5%左右，且DIP浓度很低，各采样点中可溶性正磷酸盐的最高浓度也很低。很多藻植物在处于缺磷状态时，它们能产生碱性磷酸酶，而在营养充足时，酶的合成则受到抑制。所以碱性磷酸酶作为一种诱导酶，也作为一种诱导-抑制机制。当水体中生物可直接利用的溶解性正磷酸盐的浓度较低，不足以维持藻类生长时，藻类、细菌等则会受到诱导，会大量产生、释放碱性磷酸酶到水中，并且其活性也相应显著增加，这就使水体中有机磷的分解、释放速率加快，导致水体中DIP浓度增加；而随着水体中DIP浓度的增加，碱性磷酸酶的活性则会受到抑制，使得水体中磷的分解、释放速率变缓，再加上藻类、细菌的利用，导致水体中DIP的浓度逐渐下降，最终又使得碱性磷酸酶的活性逐渐增加[19]。因此DIP与TAPA呈现出显著负相关关系（r=-0.713，P<0.05），与Aaronson等[20]的研究结果一致。而总磷与碱性磷酸酶活性则没有显著的相关关系（P>0.05），这与以往一些研究结果表明水体中APA与总磷浓度具有正相关关系[21-23]有所不同，说明生物可直接利用的溶解性正磷酸盐可能是调节碱性磷酸酶活性更为直接的诱导或者抑制因子。

表层水体中的总碱性磷酸酶主要来自于溶解性磷酸酶，溶解性磷酸酶主要来自于浮游植物和浮游动物的主动释放或从解体的细胞中溢出[24]。在不同的季节，不同的水体中，溶解性磷酸酶可能来自不同占优势的生物类群。据相关研究，碱性磷酸酶活性与细菌和浮游植物量之间呈显著的正相关关系。瑞典Erken湖中细菌的生物量极低，水体磷酸酶活性与叶绿素含量有着极其相似的季节及空间上的变化趋势[8]。而在细菌占优势的情况下，水体碱性磷酸酶活性的日变化趋势与细菌数目之间具有某种内在的联系。邛海水体中，碱性磷酸酶活性与叶绿素a之间具有相似的变化趋势，但是并没有体现出显著的相关关系，可见，春季该水体中的碱性磷酸酶不一定主要来自于藻类。且表层水中细菌的碱性磷酸酶活性占总碱性磷酸酶活性的比例为20.38%，高于藻类的碱性磷酸酶活性所占的比例。因此，要确定邛海水体表层水中碱性磷酸酶的主要来源还有待于对其生物类群组成及数量的调查。

参考文献：

[1] 张利平，夏 军，胡志芳.中国水资源状况与水资源安全分析[J].长江流域资源与环境，2009，18（2）：116-120.

[2] 赵永宏，邓祥征，战金艳，等.我国湖泊富营养化防治与控制策略研究进展[J].环境科学与技术，2010，33（3）：92-98.

[3] 曹秀云.浮游植物胞外磷酸酶在富营养化湖泊磷循环过程中的作用[D].武汉：中国科学院水生生物研究所，2005.

[4] 黄清辉.浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性[D].北京：中国科学院生态环境研究中心，2005.

[5] JANSSON M，OLSSON H，PETTERSSON K. Phosphatases：origin，characteristics and function in lakes[J].Hydrobiologia，1988， 170：157-175.

[6] WRIGHT R R，HOBBIE J E. Use of glucose and acetate by bacteria and algae in aquatic ecosystem[J].Ecology，1966，47： 447-464.

[7] REICHARDT W. Catalytic mobilization of phosphate in lake water and by Cyanophyta[J].Hydrobiologia，1971，28（3-4）： 337-394.

[8] JONES J G. Studies on freshwater microorganisms： Phosphatase activity in lakes of differing degrees of eutrophication[J].J Ecol，1971，60（3）：777-791.

[9] 周易勇.水环境监测的酶学方法[J].中国环境监测，1999，15（2）：61-64.

[10] HEATH R T，COOKE G D. The signficance of alkaline phosphatase in a eutrophic lake[J]. Verh Internat Verein Limnol，1975，19：959-965.

[11] 王福芳，屈建航，胡元森.太湖水-沉积物界面磷、pH及碱性磷酸酶的时空特征及相关性[J].生态环境学报，2012，21（5）：907-912.

[12] 高 光，朱广伟，秦伯强，等.太湖水体中碱性磷酸酶的活性及磷的矿化速率[J].中国科学D辑，2005，35（S2）：157-165.

[13] 高 光，高锡云，秦伯强，等.太湖水体中碱性磷酸酶的作用阈值[J].湖泊科学，2000，12（4）：353-358.

[14] 陈宜宜，朱荫湄，胡木林，等.西湖底泥中酶活性与养分释放的关系[J].浙江农业大学学报，1997，23（2）：171-174.

[15] 周易勇，李建秋，张 敏，等.浅水湖泊中沉积物碱性磷酸酶动力学参数的分布[J].湖泊科学，2001，13（3）：261-266.

[16] 徐 爽，刘存歧，董梦荟，等.白洋淀水体和沉积物中碱性磷酸酶活性的时空分布及其影响因素[J].环境科学学报，2013， 33（12）：3317-3323.

[17] 国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法[M]. 第四版. 北京：中国环境科学出版社，2002.

[18] 黄廷林，从海兵，何文杰.水生藻类叶绿素测定方法[P].中国：CN200410073542.8，2005-06-29.

[19] CHROST R，SIUDA W，HALEMEJKO G Z. Longterm studies on alkaline phosphatase activity（APA） in a lake with fish-aquaculture in relation to lake eutrophication and phosphorus cycle[J]. Archiv Fur Hydrobilologie，1984，70：1-32.

[20] AARONSON S， PATNI N J. The role of surface and extracellular phosphatases in the phosphrus requirement of Ochromonas[J]. Limnol Oceanogr，1976，21：838-845.

[21] 路 娜，胡维平，邓建才，等.太湖水体中碱性磷酸酶的空间分布及生态意义[J].环境科学，2009，30（10）：2898-2903.

[22] 张 宇，乌 恩，李重祥，等.长江中下游湖泊沉积物酶活性及其与富营养化的关系[J].应用与环境生物学报，2011，17（2）：196-201.

[23] BARIK S K，PURUSHOTHAMAN C S，MONHANTY A N. Phosphatase activity with reference to bacteria and phosphorus in tropical fresh water aquaculture pond systems[J].Aquacult Res，2001，32：819-832.

[24] REICHARDT W，OVERBECK J，STEUBING L. Free dissolved enzymes in lake waters[J]. Nature，1967，216：1345-1347.

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