第一章　緒論

第一節　淡水生態系統中的附著生物

一、附著生物的概念及分類

（一）附著生物的概念及發展

附著生物一詞源于英文“periphyton”，國內文獻多將其翻譯為“附著生物”“著生生物”“周叢生物”“著生藻”“附生藻”等，在國外文獻中，periphyton和德語aufwuchs通用。蘇聯生物學家Dachnowski-Stokes第一個用“periphyton”描述生長在放置于水中的人工基質上的微小生物，到1928年，該詞便經常出現在歐洲和亞洲文獻中，當時指生長在任何浸水基質上的所有生物（Weitzel，1979）；到20世紀30年代，“periphyton bacteria”在美國用來指從浸水玻片上采集的細菌；1945年，Young首次給附著生物下了定義，附著生物是指生長在浸沒于水中的各種基質表面上的有機集群，由于懸浮顆粒也沉淀在基質上，故這些有機體往往被一層黏滑的甚至毛茸茸的泥沙所覆蓋（劉健康，1999）。1962年，Sladeckova給附著生物的定義包括在基質上生長的所有生物，如細菌、真菌、藻類、原生動物、輪蟲、魚卵等。1975年，Wetzel提出的定義則僅限于附著藻類，即附著在基質表面的藻類群落，1983年，他又對該定義進行擴展，即為附著在基質上的微生物群落，包括藻類、細菌、真菌、動物、有機或無機碎屑物等，著生基質可以是有機或無機物，具有生命或是非生命的（Wetzel，1983）。1985年，丹麥淡水生物學者Sand-Jensen等指出，附著生物群落是指水生植物表面的細菌、藻類、真菌和水生動物等多種生物的集合體（Sand-Jensenet al，1985）。隨著相關基礎研究及應用研究的深入和廣泛開展，對附著生物的概念理解也發生了一些變化。在水質凈化技術研究中，附著生物常被定義為著生在無機基質或水生植物表面的墊狀或層狀藻類群落（Doren et al，1996；William et al，2001），而在水質監測和水生態系統修復研究中，則更多地被定義為著生在有機或無機基質上的各種藻類群落和有機質、泥沙、菌膠團等的集合（Jones et al，1999；Jeffrey et al，2004；Viset al，2006）。

綜上，我們可以給附著生物做如下定義：附著生物是指水環境中主要由附著藻類、附著動物、細菌、真菌、有機碎屑、菌膠團、泥沙等組成的集合體。

（二）附著生物的分類

1.根據附著基質不同，附著生物分類

描述附著生物的術語很多，這些術語的范圍與附著生物群落本身一樣多。根據附著基質的不同，可將附著生物分為附巖生物、附泥生物、附植生物、附動生物、附木生物、附砂生物等。

（1）附巖生物　生長在巖石表面（epilithic）上的附著生物稱為附巖生物。

（2）附泥生物　生長在泥或底泥表面（epipelic）上的附著生物稱為附泥生物。

（3）附植生物　生長在植物表面（epiphytic）上的附著生物稱為附植生物。

（4）附動生物　生長在動物表面（epizoic）的附著生物稱為附動生物。

（5）附木生物　生長在木頭上面（epidendric）的附著生物稱為附木生物。

（6）附砂生物　生長在砂表面（epipsammic）的附著生物稱為附砂生物。

2.附著基質分類

附著基質可分為人工基質和天然基質。

①人工基質的優點主要是：易于操作，可方便地安裝在水中不同的深度；可以設置足夠多的重復；易于采樣。合適的人工基質可成功應用于多種研究，如附著生物定殖速率、群落相互作用、環境變量的影響和環境因子的比較等。 但人工基質由于有惰性，在精確模擬自然條件尤其是生物量和生產估計非常重要的自然條件下可能不太適用。因為在同樣的水環境條件下，人工基質上附著生物群落與天然基質存在差異，但也有學者認為不存在差異。

②天然基質如水生植物由于具有生物活性，許多研究也都是在天然基質上進行的，取樣通常牽扯到分離附著生物前去除水生植物。這種去除可能涉及松散的附著生物的損失，因此，最好的辦法是在水下把水生植物圍起來再采集。相應地，植物上的附著生物通常用附著的單位植物面積或單位植物干重來表示。

附著生物中，附著硅藻由于有很高的繁殖率和很短的生命周期，能夠對周圍的理化因子及生態環境變化進行快速響應，已被廣泛用于河流及湖泊的水質生物監測。附著硅藻有“面著生”（plane-attached）和“點著生”（piont-attached）兩種附著方式，以“面著生”為主。從外觀上來看，面著生附著硅藻像是一層黃褐色的黏質藻墊，并且這種藻墊在水下的各種基質表面上附著。一方面，由于其所處的邊界層流速較慢且緊貼在基質上，因此可防止急流導致的機械折斷；另一方面，“面著生”硅藻還具有抗牧食性的特點，由于其他藻類的覆蓋，在營養和光照方面能夠限制它們的生長。“點著生”的藻類，如生長在流速較慢的基質上的針桿藻屬（Synedra），就是一種較早生長在“面著生”藻類上方的藻類，伴隨著群落的不斷發展，有柄的硅藻能夠在點、面方式著生的藻類之上生長，并且能夠最大程度地利用光照和營養，相對于下層生長方式，它們在資源的利用方面更具有競爭力。

二、附著生物的結構組成

淡水環境中的附著物主要含有礦物質、金屬氫氧化物、腐殖質、纖維素、藻類、微生物、有機無機復合物等物質，物質的粒度主要在納米至微米級之間，由于浸沒在水體中，這類物質通常具有凝聚、吸附、絡合、降解、光合作用、生物降解、分解等界面作用，它們在水體中的物理、化學和生物學特性往往是決定微界面體系特征的基本因素。

附著物結構是指細菌、細胞群、胞外聚合物（extracellular polymers，EPS）、顆粒物等物質的空間排列（圖1-1）。在不同水環境中，附著物的結構存在較大差異。由于結構可影響運輸阻力，因此，其對附著生物活性來說是一個重要的決定性因素。由于附著物厚度往往不到幾毫米，對其結構分析主要依靠微觀技術，如光學顯微鏡（light microscopy，LM）、熒光顯微鏡（fluorescence microscopy，FM）、掃描電子顯微鏡（scanning electron microscopy，SEM）、環境掃描電子顯微鏡（environmental scanning electron microscopy，ESEM）、透射電子顯微鏡（transmission electron microscopy，TEM）、激光掃描共聚焦顯微鏡（confocal scanning laser microscopy，CSLM）和原子力顯微技術（atomic force microscopy，AFM）。利用微觀技術觀察發現，附著生物存在異質性。附著生物并不是平的，而且其內各種物質成分的分布也是不均勻的，其復雜的結構中存在孔隙、空洞、槽和成簇的細胞等。影響附著生物膜結構的因素主要有水動力、水質、水環境因子、基質特性等。描述物質遷移轉化、附著生物附著過程的數學模型主要是基于概念模型。目前，對附著生物膜結構的原位觀測和研究還相對較少，對附著物中的附著藻類和微生物研究較多，對其他成分如非生物成分及其功能的研究尚比較欠缺，如對胞外聚合物EPS的實際組成、理化特征還了解甚少。由于附著生物膜與膜內的許多過程（如附著、脫落、牧食等）、特性相聯系，因此對附著生物膜結構組成和功能的研究非常必要。

三、附著生物的生態功能

附著生物在水體中廣泛存在，其固著的特性對水生態系統中污染物具有重要的監視作用；在活性污泥法處理生活污水、曝氣處理地下水污染、去除污染物等方面具有獨特的優勢；在養分循環、養分遷移過程中也發揮著重要作用。

1.對水生態系統的初級生產具有重要貢獻

在河流和湖泊中，附著生物是主要的初級生產來源，為多種脊椎動物和無脊椎動物牧食者提供高質量的食物。表1-1為淡水生態系統中附著生物的初級生產力。附著生物的年初級生產力可占總初級生產力的1%～87%。在很多水體中，附著藻類對總初級生產力的貢獻比浮游植物大很多。在池塘中，附著藻類的年初級生產量也可以達到總初級生產量的50%以上［約1.7gC/（m²·d）］（Azim et al，2002a）。在對比附著藻類的初級生產力的實驗中，附著藻類的生物量在渾濁水體中占總初級生產力的96%，在清澈水體中附泥藻類也占到77%（Liboriussen，Jeppesen，2003）。這些差異可能主要是由不同的水體環境如光照強度、營養鹽濃度、牧食者種類和數量的不同等造成的。由于基質類型對附著生物的初級生產力和生物量有重要影響，本書只統計了天然基質上的附著生物初級生產力。

從表1-1中可以看出，在低營養水平的淡水生態系統中，附著生物的初級生產力與浮游生物的相似，甚至超過了浮游生物的初級生產力，由此可見附著生物在淡水生態系統中的重要性。

2.在食物網中的作用

附著生物與浮游生物一樣，是淡水生態系統中無脊椎動物食物的一個主要來源，由于它具有較高的周轉率，即使其生物量低，附著生物群落也是一種重要的食物資源（McIntireet al，1996）。附著生物進入食物網的途徑有很多。常見的附著生物的牧食者有蝸牛（snails）、切翅泥苞蟲（caddisflies）、搖蚊（chironomids）和蜉蝣（mayflies）等，一些附著在植物上的浮游動物也是附著生物的牧食者。牧食者對附著生物有很強的下行效應（top-down effect）。對湖泊中蝸牛-附著生物-水生植物相互作用的研究較多（Carpenter，Lodge，1986；Br¨onmark et al，1992；McCollum et al，1998；Jones et al，1999；Jones et al，2000b），蝸牛可明顯降低附植生物的生物量，因此對水生植物有潛在的益處。切翅泥苞蟲是湖泊中另一種牧食者，它們可以降低巖石、木頭和沉積物上附著生物的豐富度和生產力（Cuker，1983）。搖蚊也依賴于附著生物，當往中型實驗系統中加入養分時，系統壁上的附著生物積累與搖蚊的密度與養分添加呈正相關（Blumenshineet al，1997）。另一項中試研究表明，搖蚊對系統壁上的附著生物有很強的下行抑制作用（Mazumder et al，1989）。在營養鹽有效性較高的清水態或者富營養化湖泊生態修復過程中，通過牧食者的下行效應，可以有效地控制附著藻的生長和發展，利于沉水植物的生長以及生態修復過程中沉水植物群落的重建。

3.作為監測水質的指示器

人類對附著生物最普遍的一個影響是無機養分的過量輸入對初級生產的刺激。由于附著生物具有比其他群落更豐富的物種，且不同的藻類有不同的環境耐受性和喜好性，為環境監測提供了豐富的信息；附著生物有比較短的生命周期，對環境的變化可產生快速的反應；附著生物易于鑒定、監測結果更準確和更具預見性等，可作為理想的水質監測材料（Stewart et al，1985）。

附著生物的生物量、多樣性指數、生物學指數和種類構成以及附著藻類的群落大小、結構均可作為水質指示器（Vis et al，1998；Hill et al，2000）。Vis等（1998）通過對加拿大魁北克St Lawrence河研究發現，附著生物的群落種類構成尤其是藍藻門織線藻屬（Plectonema notatum Schmidle）的出現與城市廢水顯著相關，可作為該區水質的指示器。

很多學者用硅藻指數來指示水體富營養化和水體污染程度（Hill et al，2000；呂亞紅，顧詠潔，2002）。由于不同種類的硅藻對水質的適應能力各不相同，當水體理化條件改變時，生活在這些水體中的硅藻群體會產生相應的變化，可能更加繁盛，可能衰亡，也可能被新的硅藻群落所替代。硅藻的這一特性已成為對江、河、湖、海等水體水質監測的重要依據，它的絕對豐度、種類和數量的變化能很好地反映水質變遷和水質現狀。Cattaneo等報道了附著硅藻在生物量、生物多樣性以及群落結構等方面能夠很好地指示湖泊富營養化和監測水質。當附著硅藻群落發展成熟時，能夠積極響應環境變化，例如營養水平、氣候等，同時能方便有效地監測環境和水質變化。附著硅藻的建群特征一方面反映靜水水體受污染時的狀況；另一方面也反映了不同水體及不同水域的水質情況。張子安（1987）研究了珠江流域北江水系的著生硅藻與水質的關系，楊紅軍（2002）、廖祖荷（2003）利用著生藻類分別監測了黃浦江、蘇州河水環境質量。顧詠潔等（2005）通過對蘇州河8個斷面著生生物在不同季節的種類組成、優勢種密度、群落結構與水質的關系研究，發現水體中氮、磷（P）含量分別與附著生物多樣性指數、均勻度指數、藻類密度和總生物量四項指標呈顯著負相關，結果表明著生生物群落結構的變化能反映水環境質量的變化。Cejudo-Figueiras等（2010）證實了可用附植硅藻作為淺水湖泊營養水平的生物指示器。Hill等（2010）用附著生物作為長期生物監測計劃的一部分，高濃度養分進入East Fork Poplar Creek與高附著生物生產有關，從而將河流置于正常營養狀態。

4.降低水體養分含量，去除污染物

附著生物的生長從周圍環境中攝取大量的養分，降低了水柱中營養鹽的濃度。張強和劉正文（2010）發現附著藻類群落可有效降低湖水的磷濃度。陸紅等（2011）發現在靜態水體條件下，組合人工介質富集附著生物對于、TN、TDN、、TP、TDP和的平均去除率分別為98.90%、45.15%、42.78%、38.13%、76.18%、80.11%和87.02%。宋玉芝等（2009）通過附著生物對富營養化水體氮磷去除效果的研究發現，半個月內，附著生物對水體總氮的累積去除率可達60%，有附著生物的水體中總氮濃度從5mg/L左右下降到2mg/L左右，附著生物對水柱中氮的累積去除率與水柱中氮的濃度、附著生物的生物量以及附著生物作用時間密切相關。反硝化作用是去除富營養化水體中氮的主要過程。沉水植物給硝化細菌和反硝化細菌提供較大的附著表面，是比沉積物和水體更重要的反硝化作用位置（Reddy，de Busk，1985；Eighmy，Bishop，1989；K¨orner，1997，1999）。Eriksson等通過對沉水植物鋪散眼子菜Potamogeton pectinatus var.diffusus和底泥表層反硝化速率的研究，發現沉水植物表面附著物的反硝化脫氮作用非常可觀，與水-沉積物界面的反硝化作用相當（Eriksson，Weisner，1999），Cooke（1994）也發現超過60%的是通過附著藻類的反硝化作用去除的。Toet等（2003）亦發現伊樂藻生長季節附著生物生物量和反硝化作用速率下降，伊樂藻附著生物層的反硝化作用速率為［14.8～33.1mgN/（m²·d）］，明顯高于沉積物［0.5～25.5mgN/（m²·d）］和水體［0.4～3.9mgN/（m²·d）］，可見附著生物層是比沉積物和水體更重要的反硝化作用位置。

為維持長期生長，附著生物群落需從外部資源吸收養分以彌補損失。密集的著生生物層和生物膜養分循環可從外部養分資源暫時解開附著生物。內循環不能無限地維持附著生物，但在較短的時間尺度上效率還是比較驚人的（Mulholland et al，1995；Steinman et al，1995）。室內附著生物群落中，循環占磷（P）吸收的10%～70%，P周轉是每天15%（Mulholland et al，1995；Steinman et al，1995）。附著生物可能從多種資源同時獲得養分。觀察到的養分垂直梯度和附著生物群落內的酶活性表明表面細胞依賴于水柱養分，而基質內細胞則依賴于底泥養分和循環（Wetzel，1993；Mulholland，1996）。

附著生物是一個由多種生物構成的復雜共生系統，其中的一些種類可以降解有機化合物。Azim（2009）發現附著生物群落自身產生的有機物可在群落內部得到降解。吳永紅等（2010）發現附著生物快速去除微囊藻毒素在潛在的適應階段主要是由于吸附，此后是生物降解起作用。酚類化合物是一種常見的污染物，這類化合物的代謝降解與微生物體內的氧化酶有關。

附著生物積累金屬的研究較多。Bere等（2012）發現野外條件下三價鉻（Cr³⁺）和二價鉛（Pb²⁺）影響熱帶河流中附著生物群落中鎘（Cd²⁺）的毒性。降雨過程中，重金屬濃度存在動態變化，附著生物中Cd²⁺含量與水體中Cd²⁺的濃度密切相關，降雨事件過后，附著生物中Cd²⁺含量比水體中降低的速度要慢，表明有重金屬積累過程。有些綠藻如Chlamydomonas reinhardtii具有強大的吸收金屬的能力，因此具有去除污水中重金屬的潛力。附著硅藻也能夠吸收離子態金屬。附著生物對溶解金屬的吸收是分為兩個步驟的。第一個步驟，吸收過程是被動的，包括胞外聚合物吸附、細胞表面吸附。這個過程迅速、時間短且沒有代謝和能量提供，附著硅藻只是簡單地把重金屬吸附在細胞表面上。在這種情況下，可以用蒸餾水洗掉細胞上的一部分金屬。第二個步驟，吸收過程是主動的，即細胞內吸附或吸收，這個過程是緩慢的且需要代謝活動的參與，同時也是吸收重金屬的主要途徑（Holding et al，2003）。

四、附著生物的影響因素

由于附著生物是細菌、真菌、藻類、動物等高度動態的聚集體，而且附著在各種類型的基質上，所以，研究相關的物理、化學和生物因素是如何影響附著生物的是非常困難的。這些因素常常綜合起來調控附著生物，通常在附著層外部的水中測定，因原位監測由于受技術的限制非常不便。這些因子對不同類型基質上附著生物的影響存在差異，進而對附著生物產生影響。如許多沉水植物持續產生新組織并脫落舊組織，附著生物密度隨植物組織年齡增長的變化速率又對水體無機養分負荷比較敏感。淡水生態系統中，影響附著生物的環境因子可分為水體生態系統的內部環境因子和區域尺度上的外部環境因子。區域尺度上的非生物因素在不同水體間可表現出年際變化同步性，而水體特有的內部環境因子卻往往抑制并減弱了區域尺度上的外界因子對附著生物多樣性的作用。因此，綜合評價環境因子對附著生物的影響非常重要。在區域尺度上的外來補水改變著湖泊營養鹽、理化因子狀態的同時，也改變了湖泊內部食物網的組成，并不斷將區域尺度上的細菌群落輸送至湖泊內部，影響著湖泊系統內部細菌群落的組成和多樣性。影響附著生物多樣性的水體內部環境因子主要包括湖泊的形態特征（如湖泊的大小和深度）、物理化學特征（如溫度、pH值、鹽度、無機營養鹽等）、有機質（DOM）的濃度和類型以及食物網的組成和物種間的相互作用。附著生物群落組成和多樣性隨湖泊深度的變化與環境異質性密切相關，例如：光照、溶解氧和溫度隨著水深增加而下降；水體初級生產力、營養鹽濃度等也沿著水深而發生相應的變化。

1.水動力

附著生物種類組成與水流動力條件之間的關系是附著生物生態研究的經典問題之一。水動力是重要的影響因子，如可影響附著生物的生長、生產力、累積和群落結構。早期有關水動力對溪流底棲附著藻類群落的影響的研究較多。溪流中附著生物群落的形成可分為遷入（包括繁殖體傳播和定居）和遷入后（包括生物量自然增長和群落外貌的變化）兩個階段。開始階段，附著生物群落的發育主要受水柱中繁殖體組成、豐度和定居速度的影響。細胞分裂和脫落為水柱創造了穩定的繁殖體流，而洪水通過使繁殖體增加脫落和破碎以及稀釋明顯改變溪流中繁殖體組成和豐度。附著生物單純依賴流速的傳播的研究較少，而有關水流水平和附著生物繁殖體豐度、多樣性、定居之間關系的研究則非常缺乏。有幾項研究報道了附著生物定居速率與自由流或近河床流速之間的負相關關系，但這些關系能否反映出高剪切力下繁殖體低附著率或定居后高脫落率尚不清楚。一旦附著生物定居，附著生物生物量與自由流速之間的關系就是多樣的，有些情況下生物量隨流速的增加而增加，而有的情況則不是。一般來說，生物量-流速的關系是單一的，生物量最初隨流速增加，因為可以增加養分供給，然后降低是因為脫落（Biggs et al，2005）。

在一定的流速范圍內，有的附著生物有確定的生態位，而有的物種則可在較寬的流速范圍內定居。許多肉眼可見的藻類在流速大于20cm/s時定殖良好，而能在流速大于100cm/s環境下較好生長的非常少。不同附著生物種類有不同的流速生態位，這可能有助于解釋自然水環境中附著生物不均勻分布的現象。這種受流速影響形成的分布被其他因素如基質、養分濃度、光照的改變還有待深入研究。

附著生物群落不斷地與水動力環境相互作用。隨著群落結構的變化，它們可以改變河床粗糙度和近河床的流速和湍流。反過來，流水的拖曳力量也會改變群落結構。連續的反饋可能會達到一個平衡狀態：最高和最粗糙的附著生物群落由局部的水動力條件決定。對群落來說，水動力超過這個最大值，拖曳力將超過固著力，故導致附著生物脫落。在以往的研究中，多數研究使用水動力可控制的人工溪流，這種水動力條件可通過調整坡度、泵速和增加粗糙度實現。而且，在附著生物-水流相互作用的研究中，大多數使用的是自由流。然而對研究目的來說，自由流并不是最合適的水動力測量指標，它包括預測的附著生物生物量和阻止附著生物增殖的規定的流。附著生物經受的水力應該在近河床區測，這里棲息著附著生物，而且從空間上來說與所研究的生態特征相對應。因此，今后在附著生物-流速關系研究中，應提高生物學和水動力測定中相應的尺度的精確度和準確度。鼓勵生態學家采用更多的水動力相關的變量進行研究。

2.光

許多附著生物是光能自養的，它們利用太陽能將能量和可溶性無機碳（DOC）轉化為糖類。有些附著生物則營光能異養或化能異養。光能自養的養分同化是由碳化合物中的化學能催化的，而產生這些化合物是需要光能的。所以，養分限制經常在高光照條件下檢測到而很少在低光照條件下發生（Larned，Santos，2000；Greenwood，Rosemond，2005）。在淡水生態系統中，光照主要體現在兩個空間水平，光照隨著水體深度的增加而減弱，也會隨著進入附著生物內部的深度而削弱。光照隨著深度的增加而減弱主要是受懸浮固體的影響。很多研究者指出，光照的深度梯度強烈影響著附著生物的群落組成，大多是在自然環境下進行的，但在其他因素保持不變的情況下，控制水體的光照質量或數量很難（Hudon，Bourget，1983；Marks，Lowe，1993）。附著生物隨著深度梯度受光照調節而形成群落結構和功能上的差異。Hudon和Bourget（1983）發現附著生物群落結構、外形和密度依賴于深度和光照強度。附著生物群落自身也可以強烈地減弱光照，能夠極大地改變到達宿主植物的光照質量（Losee，Wetzel，1983；van Dijk，1993）。Hoagland和Peterson（1990）在一個大水庫中通過改變基質的深度研究了附著生物群落，也發現附著生物群落的種類受深度影響，但是光照和干擾隨著深度共同產生作用的機制仍然不清楚。Marks和Lowe（1993）在貧營養湖泊（Flathead）采用遮光布控制光照，但是并沒有發現附著生物群落的明顯變化。兼性異養是附著生物群落能在嚴重光限制的條件下存活的一種機制（Tuchman et al，2006）。高濃度DOC環境對異養是非常有力的，因此，兼性異養應該局限于黑暗、富DOC的環境，如湖泊沉積物和密集的附著層內部。

岸邊的樹也會對附著生物產生遮陰。Hill和Dimick（2002）原位測定了樹木異質性遮陰下附著生物的光合作用，報道了光輻射對光合作用效率、光飽和、光利用效率、色素濃度的非線性影響。嚴重遮陰的光能自養經歷了一個光適應的生理過程，這種光適應是通過在低光水平下提高光合作用效率和降低最大光合作用的輻射需求實現的（Hill，1996）。在微空間尺度上，附著生物群落的三維結構可引起入射到群落內細胞上的光發生變化。隨著附著生物密度和厚度的增加，垂直光衰減增加（Johnson et al，1997）。可以推測，在附著層底部的附著生物是適應遮陰的。研究者已發現附著層底部光合色素濃度較高，絲狀附著層光合作用效率和附著層深度呈正相關（Tuchman，1996；Dodds，1992）。

光往往和養分對附著生物表現出協同效應。Fanta等（2010）通過野外和室內實驗發現，附著藻類養分含量由光和供附著藻類生長的溶解性養分的平衡決定。附著生物磷含量強烈地受光和溶解性活性磷（DRP）梯度的影響，磷含量隨光的增加和水柱中磷的增加而降低。而且還發現，無論室內還是野外，DRP對附著生物磷含量的影響比光的強，光的影響只有在室內河流中較低磷濃度時明顯。Hill等（2011）研究發現，增加光或磷的供應都能使附著生物初級生產力增加，細菌生物量下降，使河流從異養型轉為自養型。光和磷表現出協同效應，光促進大硅藻增加，這使其能將高濃度的養分更高效地轉化為初級生產，磷增加使非黏性種類代替了扇形藻屬（Meridion circulare），這種代替能在光合作用中更有效地利用光。

3.溫度

溫度是影響附著生物群落最重要的環境因子。附著生物與其他生物一樣需要熱能進行酶催化反應，熱能不足將限制生長和其他生理過程。附著藻類光合作用和生長對溫度變化呈單峰響應，同對光的響應一致（Graham et al，1995；O'Neal，Lembi，1995）。在10～30℃范圍內，溫度與淡水藻類的最大光合作用和生長有關（Butterwick et al，2005），Eloranta發現（1982）當溫度大于30℃時，多樣性降低，幾種綠藻、藍藻和硅藻占優勢。附著生物的經驗模型亦表明光合作用速率在5～25℃范圍內隨溫度增加（Morin et al，1999），光-飽和光合作用與溫度間呈正相關，增加10℃變化率（Q10）≥2（de Nicola，1996）。Moore（1978）研究發現，伊利湖（Lake Erie）在10℃以上時，附石群落從絲藻占優勢到剛毛藻占優勢的季節性變化主要由溫度決定。Gruendling（1971）也在高于15℃的淺水寡營養池塘的泥表面觀察到了藍藻。Hickman（1978a）發現在一些北部的淺水富營養池塘中，夏季藍藻和綠藻的現存量會大量增加。溫帶湖泊的附著生物，如附石（Eloranta，1982）、附砂（Hickman，1978b）、附植（Klarer，Hickman，1975）的現存量通常在春季、夏末或秋季達到最高值；而在北極湖泊，通常在夏末出現一個最大值（Morre，1974）。

很多研究已表明，溫度與其他因素如光照、牧食和干擾等之間季節性變化的關系使其解釋變得復雜，沉積到附著生物群落中的浮游藻類細胞以及水化學對流的季節性作用也與湖泊的季節性溫度變化相關（Wetzel，1983；Riber，Wetzel，1987）。Klarer和Hickman（1975）發現季節性溫度變化和淡水附植群落種類組成之間的關系與其他研究的結果并不一致，認為溫度可能起次要作用。Gons（1982）發現和溫度相比，大型水生植物上附植群落的季節性變化與光照和浮游藻類沉積作用的關系更為密切。Hoagland等（1982）研究了附著生物在有機玻璃基質上的建群及演替時間的季節性差別，觀察到的現象是綜合了物理化學和生物學因素的季節性變化的結果。

4.基質

附著生物生長在許多不同類型的基質上，如底泥、砂粒、巖石、植物、木頭等。一些基質可對附著在其上的生物釋放養分和影響附著生物的代謝。Hansson（1989）證明由于擴散養分的吸收，附泥生物可明顯降低水柱中養分的可用性，這種影響在貧營養湖中最明顯。同樣，Hagerthey和Kerfoot（1998）證明地下水流入對威斯康星州貧營養的Sparkling湖附砂生物是一種重要的養分來源。室內實驗亦證明了基質對附著生物生產力的影響能力，附木生物生產力僅為底泥上的10%，而且附木生物對水體施肥的響應是正面的（Vadeboncoeur，Lodge，2000）。因此，松散的底泥是附泥生物養分的重要來源（Hansson，1988；Hagerthey，Kerfoot，1998；Hansson，1990），而硬表面基質如木頭和巖石則不是（Burknolder et al，1996；Vadeboncoeur，Lodge，2000），植物作為養分的來源則取決于湖泊的營養狀態（Burknolder，Wetzel，1990）。Gerda和Dijk（1993）發現沉水植物上的附著生物生物量比人工基質上的高，其季節變化也較人工基質上的明顯。

5.養分

養分是附著生物生態學中研究最多的課題（Rosemond，1993；Smith et al，1999；Hillebrand，2002；Jennifer et al，2003；Denicola et al，2006；Holomuzki et al，2010）。附著生物是水生態系統中的化學調節者，在其生長過程中能大量吸收基質和水體中的養分。附著生物需要大量的無機養分，包括碳、氧、氫、氮、磷、硅、鉀、硫、鈣、鐵、銅和一些微量金屬元素，少數異養種類還能夠利用特殊的有機養分（Cooksey，Coooksey，1988）。附著生物養分的研究通常集中在大量養分上（如N、P、Fe、Si），而對微量養分的研究較少（如Mo、B、Zn）（Pringle et al，1986）。Wetzel（1996）認為附著生物是養分釋放到水體中之前的重要吸收者，附著生物的生物量和其所處的營養狀態隨時空而變化。在超富營養化水體中，透明度較低，但附著生物比浮游藻類更能適應低光強的環境；在較高濃度的氮、磷和光照充足的情況下，附著生物的生物量能達到最大，對氮、磷的吸收和轉化率也較高。其中，有利于附著藻類生長的P主要為可溶性有效磷（Hinebrand et al，1999），藻類可利用的N素常為可溶性無機態氮，如、和等。研究表明，適合附著藻類生長的最佳的C∶N∶P（物質的量濃度比）為119∶17∶1（Rodusky et al，2001；Tank et al，2003）。如果N∶P<13或C∶N>10，則附著藻類表現出N限制，同時如果N∶P>22或C∶P>280，則藻類表現出P限制（Hillebrand，Sommer，1999）。在富營養化水體中，附著藻類可表現出對營養元素的過量吸收，其對水體的吸收速率可達TP的兩倍以上（McCormick，1996）。硝態氮的增加導致絲狀藻的大量繁殖，將對水生植物的恢復產生影響（Irfanullah，Moss，2004；Cao et al，2004）。但絲狀藻能消耗可利用氮源的95%，磷源的85%，其中附著生物所需氮源的63%來自內部的循環。這對降低水體的富營養化水平、增加水體透明度、水生高等植物的恢復、湖泊自凈能力的提高、通過分泌一些抑藻物質抑制水華藻類的生長從而降低藍藻水華暴發的頻率具有重要作用（Wetzel，2001）。

實驗性的養分添加通常是比檢驗養分濃度更為可靠的評價養分限制的方法。附著生物研究中養分添加法始于Huntsman（1948），已經使用了60多年了。多數研究用養分擴散基質（NDS）法（可溶性養分從加富培養基釋放到附著生物附著和生長的多孔基質上）。對淡水生態系統的營養處理表明，附著生物總生物量受磷、氮、碳以及氮磷共同作用的限制（Burkholder，Cuker，1991；Fairchild，Sherman，1992；Fairchild，Sherman，1992；Marks，Lowe，1989；Fairchild，Sherman，1992，1993；Jennifer et al，2003）。Fairchild等（1990）認為，在貧營養型的軟水湖泊中，單獨增加氮或磷都不能明顯提高附著生物的生物量，只有在碳含量較高的硬水水體中增加氮或磷才比較有效。同時，淡水生態系統中其他一些變量也會影響附著生物對營養資源的響應。Ferragu和De Campos Bicudo（2010）發現往巴西熱帶貧營養水庫中施氮、磷，附著生物密度增加，群落中小個體附著生物增加。單獨加磷促進了附著生物最高結構組織，加氮、磷促進了附著生物最高生物量，在演替高級階段，附著生物的所有特征都明顯受到添加養分的影響（Ferragu，de Campos Bicudo，2011）。Oliveria等（2010）發現巴西南部超富營養熱帶水庫在水體透明度低、溶解性活性磷和浮游生物生物量高的階段，附著生物葉綠素a低，與浮游生物生物量呈反相關，主要受光的控制；在透明度相對較高、硝酸鹽濃度高和浮游生物生物量低的階段，附著生物生物量高，磷沒有限制附著生物的生長。

在養分相對豐富的環境中，浮游藻類的增殖能夠造成附著生物的遮陰，致使它們表現出光照限制而非養分限制（Hansson，1992）。Bjojk Ramberg（1985）在對瑞典亞北極區湖泊進行的全湖施肥實驗正好也證明了這種現象。在對照湖泊Stugsjon中，不添加任何肥料時，仍保持較高密度的附著生物，貢獻了整個湖泊初級生產力的70%～83%，然而在Hymenjaure湖中，增加了磷和氮后，附著生物對初級生產力的貢獻從50%降到22%，施肥后湖中的附著生物被浮游藻類所遮蔽。Russell等（2005）研究發現，澳大利亞南部水體硝酸鹽濃度增加可引起附植生物覆蓋率增加。

6.pH值脅迫

pH值是決定湖泊細菌群落結構的關鍵因子。野外原位試驗研究表明，湖泊水體中細菌群落結構和多樣性隨著水體pH值變化而發生顯著變化。pH值可以通過影響不同種類細菌的生長狀況（絕滅、繁衍、種的形成等）（Langenheder et al，2006）直接影響多樣性，也可通過影響湖泊生態系統中的其他環境因子來間接影響水體細菌群落的結構和多樣性。

有關溪流和湖泊酸化的研究通常集中在人為的因礦坑排水和冶煉廠、發電廠釋放的塵埃造成的影響。實際上存在許多自然的酸化源，如濕地流出、火山灰、黃鐵礦風化等，但這些并未作為脅迫受到重視。天然的酸性淡水環境中棲息有嗜酸性附著生物（de Nicola，2000；Gross，2000）。由這些嗜酸性種類構成的附著生物群落有一些共有的生理特性，如高效的C吸收（為應對較低濃度的無機C）對通過細胞膜流入的質子（一種富H⁺環境中的必需品）的耐受或抗性。在一些人為酸化的水體中，原來的附著生物群落經常被嗜酸的綠藻綱植物和硅藻小群落所替代。藻類多樣性恢復和嗜酸性優勢種的減少是酸化生態系統修復成功的指示器（Vinebrook，1996；Vinebrooke et al，2003）。水體酸化對藻細胞的直接影響尚不清楚，可能包括滲透脅迫和破壞細胞分裂。除了直接的毒性影響外，酸化還增加了對其他脅迫的暴露。溪流酸化經常伴隨著金屬溶解和隨后在下游出現氫氧化物金屬沉積。酸性淡水水體主要是可溶性Fe、Zn、Ni、Hg、Al等金屬豐富。可溶性金屬暴露潛在的不良影響包括膜通透性改變、抑制光合電子傳輸、金屬-磷酸鹽共同沉積（降低有效性磷）（Kinross et al，2000）。中度酸性溪流中被氧化的金屬的沉積使許多附著生物種類消失，只生存少量的耐性種類（如ulothrix、mougeotia、zygogonium）（Kleeberg et al，2006）。能耐受被氧化的金屬沉積的這些藻類的性質尚不清楚，可能是生長速率超過了金屬的沉積，或者是分泌黏液的鞘阻止沉積。

7.紫外輻射

紫外輻射經常用于浮游生物生態的脅迫研究，但在附著生物生態學中研究較少。目前的UVR對水體自養生物的影響的知識主要來自浮游植物的研究。對附著生物來說，UVR暴露隨濱水遮陰、水深、可溶性和懸浮顆粒物的不同而不同。UVR暴露還因附著生物群落演替狀態而異，因其可產生自遮陰。這些多變的暴露使得實際尺度上UVR測定變得具有挑戰性。在野外條件下，UVR測定大多是用大光譜儀（大于50cm）在附著生物表面進行的。在附著生物表面和附著層內部更實際的測定要求用微探針。UVR對水生光合自養生物的影響的分子和生理學研究集中在對DNA和D1（光合系統2的主要結構蛋白）的損害上。這些變化可降低生長速率，但UVR對附著生物生長的影響混合了實驗結果。一些室內和野外研究發現暴露在UVR之下的附著生物生長受到抑制（Bothwell et al，1993；Kiffney et al，1997；Frost et al，2007），但有些野外研究發現附著生物生長未受到影響（Weidman et al，2005）。通常UVR對附著生物微弱的影響歸功于保護性的UVR吸收化合物、UVR誘導損害的快速修復、自我遮陰、光衰減以及太陽營養級聯（solar trophic cascades）。當UVR因對食草動物產生不良影響而降低了附著生物因牧食的損失量時，太陽營養級聯就會出現，補償了UVR對附著生物的直接不良影響。隨著附著生物生長，自然水平的UVR暴露看起來減輕了對附著生物種類組成的影響（Tank，Schindler，2004），這種影響不易被檢測到。長期暴露在升高的UVR下導致附著生物群落向耐UVR優勢種轉換（Navarro et al，2008）。比較附著生物耐UVR種和UVR敏感種對Cd的響應，發現耐UVR種也相應地耐Cd（Navarro et al，2008）。UVR暴露和重金屬暴露均可誘導附著藻細胞內的活性O₂，而且UVR-Cd共耐種可能是由對兩種脅迫產生的相似的生理響應引起的，包括增強的抗氧化活性（Prasad，Zeeshan，2005）。

8.生物因素

在淡水環境中，能牧食附著藻類的動物很多，如甲殼類、昆蟲幼蟲等無脊椎動物均可以附著藻類為食（Br¨onmark，Vermaat，1997；Cattaneo，Mousseau，1995），而脊椎動物如魚類、蝌蚪等也可以附著藻為食物來源（姚潔，劉正文，2010）。Thomas（1990）在前人工作的基礎上提出了食草蝸牛、附著藻類、附著細菌和水生植物組成的模塊系統（modular subsystem），他指出三者是互利共生關系；Jonse等（1999；2000b）也發現蝸牛對沉水植物上附著藻類的群落構成和數量有很大影響。在蝸牛的出現處，單細胞和緊貼表面的絲狀群落出現，直立絲狀藻消失，三種藻類（Cocconeis placentula、Chamaesiphon incrustans、Aphanochaete repens）數量增加，可能是由于蝸牛的出現使藻類競爭壓力減小且抗牧食。這些牧食者的下行效應可降低附著藻的生物量，抑制附著藻的生長。

大型水生植物對附著生物有著重要影響。Toet等（2003）發現伊樂藻生長季節抑制附著生物，使其生物量下降。黃瑾等（2010）發現在中低營養鹽濃度［ρ（TN）=0.4～2.5mg/L］下，苦草促進附著藻類的生長，而在較高營養鹽濃度［ρ（TN）=4.5～6.5mg/L］下，苦草能顯著降低附著藻類的生物量，抑制附著藻類生長，且這種抑制作用隨著營養鹽濃度的增加而增強，在ρ（TN）=6.5mg/L的處理條件下，苦草對附著藻類的抑制率近80%。目前，有關沉水植物對附著硅藻的研究表明，沉水植物通過抑制硅藻-光系統中電子受體與電子供體之間的電子傳遞過程和碳固定反應來抑制附著硅藻的生長。有研究者推測草型湖泊中的附著生物可能通過協同進化作用對沉水植物釋放的化感物質產生了抵抗力，甚至還可能從宿主植物釋放的化感物質中獲益（Wium-Andersen et al，1983；Hilt，Gross，2008）。Wetzel（1983）也認為附著藻類和水生植物之間存在互利的共生關系。浮游生物和附著生物之間存在著復雜的競爭關系。相對于浮游藻類而言，附著藻類在光能競爭上略顯劣勢，在浮游藻類因大量繁殖而影響水體透明度的時候，水底基本不會有附著藻類生長。但附著藻類在氮、磷等營養鹽競爭方面處于優勢，它既可以直接吸收水中的營養鹽，又可以吸收附著基質中的養分，而且附著藻類無論水深水淺均可生長。浮游藻類生長旺盛時能向水中分泌生化物質，抑制附著生物的生長。Borduqui 和Ferragut（2011）發現藍藻水華強度是影響熱帶超富營養化水庫中附著藻類演替的決定因素。研究表明，沉水植物的衰敗與消亡將導致水體中附著硅藻的大量繁殖，使得水生生物群落結構趨于簡單化，更使系統的生物多樣性指數降低。附著生物不僅大大削弱了到達植物表面的光照和營養物濃度，其代謝產物還對水生植物的光合作用具有抑制作用。因此有觀點認為，導致富營養化湖泊水生植被衰亡的原因不是浮游藻類生物量的增加，而是由于水生植被表面附著生物量的增加。

C¹⁴和氧交換法可應用于研究附著生物動態，可以揭示這些發生在附著層內部的過程，分析理化生物參數的微尺度變化。通過不同的方法，就有可能獲得調控影響附著生物自然狀態的外部參數。人工系統比較適合特定的功能分析，但結果通常很難應用于自然系統。因此，如何最大限度地模擬野外自然系統，使研究結果直接指導野外的工作是今后研究的重點。