第一章　绪论

第一节　淡水生态系统中的附着生物

一、附着生物的概念及分类

（一）附着生物的概念及发展

附着生物一词源于英文“periphyton”，国内文献多将其翻译为“附着生物”“着生生物”“周丛生物”“着生藻”“附生藻”等，在国外文献中，periphyton和德语aufwuchs通用。苏联生物学家Dachnowski-Stokes第一个用“periphyton”描述生长在放置于水中的人工基质上的微小生物，到1928年，该词便经常出现在欧洲和亚洲文献中，当时指生长在任何浸水基质上的所有生物（Weitzel，1979）；到20世纪30年代，“periphyton bacteria”在美国用来指从浸水玻片上采集的细菌；1945年，Young首次给附着生物下了定义，附着生物是指生长在浸没于水中的各种基质表面上的有机集群，由于悬浮颗粒也沉淀在基质上，故这些有机体往往被一层黏滑的甚至毛茸茸的泥沙所覆盖（刘健康，1999）。1962年，Sladeckova给附着生物的定义包括在基质上生长的所有生物，如细菌、真菌、藻类、原生动物、轮虫、鱼卵等。1975年，Wetzel提出的定义则仅限于附着藻类，即附着在基质表面的藻类群落，1983年，他又对该定义进行扩展，即为附着在基质上的微生物群落，包括藻类、细菌、真菌、动物、有机或无机碎屑物等，着生基质可以是有机或无机物，具有生命或是非生命的（Wetzel，1983）。1985年，丹麦淡水生物学者Sand-Jensen等指出，附着生物群落是指水生植物表面的细菌、藻类、真菌和水生动物等多种生物的集合体（Sand-Jensenet al，1985）。随着相关基础研究及应用研究的深入和广泛开展，对附着生物的概念理解也发生了一些变化。在水质净化技术研究中，附着生物常被定义为着生在无机基质或水生植物表面的垫状或层状藻类群落（Doren et al，1996；William et al，2001），而在水质监测和水生态系统修复研究中，则更多地被定义为着生在有机或无机基质上的各种藻类群落和有机质、泥沙、菌胶团等的集合（Jones et al，1999；Jeffrey et al，2004；Viset al，2006）。

综上，我们可以给附着生物做如下定义：附着生物是指水环境中主要由附着藻类、附着动物、细菌、真菌、有机碎屑、菌胶团、泥沙等组成的集合体。

（二）附着生物的分类

1.根据附着基质不同，附着生物分类

描述附着生物的术语很多，这些术语的范围与附着生物群落本身一样多。根据附着基质的不同，可将附着生物分为附岩生物、附泥生物、附植生物、附动生物、附木生物、附砂生物等。

（1）附岩生物　生长在岩石表面（epilithic）上的附着生物称为附岩生物。

（2）附泥生物　生长在泥或底泥表面（epipelic）上的附着生物称为附泥生物。

（3）附植生物　生长在植物表面（epiphytic）上的附着生物称为附植生物。

（4）附动生物　生长在动物表面（epizoic）的附着生物称为附动生物。

（5）附木生物　生长在木头上面（epidendric）的附着生物称为附木生物。

（6）附砂生物　生长在砂表面（epipsammic）的附着生物称为附砂生物。

2.附着基质分类

附着基质可分为人工基质和天然基质。

①人工基质的优点主要是：易于操作，可方便地安装在水中不同的深度；可以设置足够多的重复；易于采样。合适的人工基质可成功应用于多种研究，如附着生物定殖速率、群落相互作用、环境变量的影响和环境因子的比较等。 但人工基质由于有惰性，在精确模拟自然条件尤其是生物量和生产估计非常重要的自然条件下可能不太适用。因为在同样的水环境条件下，人工基质上附着生物群落与天然基质存在差异，但也有学者认为不存在差异。

②天然基质如水生植物由于具有生物活性，许多研究也都是在天然基质上进行的，取样通常牵扯到分离附着生物前去除水生植物。这种去除可能涉及松散的附着生物的损失，因此，最好的办法是在水下把水生植物围起来再采集。相应地，植物上的附着生物通常用附着的单位植物面积或单位植物干重来表示。

附着生物中，附着硅藻由于有很高的繁殖率和很短的生命周期，能够对周围的理化因子及生态环境变化进行快速响应，已被广泛用于河流及湖泊的水质生物监测。附着硅藻有“面着生”（plane-attached）和“点着生”（piont-attached）两种附着方式，以“面着生”为主。从外观上来看，面着生附着硅藻像是一层黄褐色的黏质藻垫，并且这种藻垫在水下的各种基质表面上附着。一方面，由于其所处的边界层流速较慢且紧贴在基质上，因此可防止急流导致的机械折断；另一方面，“面着生”硅藻还具有抗牧食性的特点，由于其他藻类的覆盖，在营养和光照方面能够限制它们的生长。“点着生”的藻类，如生长在流速较慢的基质上的针杆藻属（Synedra），就是一种较早生长在“面着生”藻类上方的藻类，伴随着群落的不断发展，有柄的硅藻能够在点、面方式着生的藻类之上生长，并且能够最大程度地利用光照和营养，相对于下层生长方式，它们在资源的利用方面更具有竞争力。

二、附着生物的结构组成

淡水环境中的附着物主要含有矿物质、金属氢氧化物、腐殖质、纤维素、藻类、微生物、有机无机复合物等物质，物质的粒度主要在纳米至微米级之间，由于浸没在水体中，这类物质通常具有凝聚、吸附、络合、降解、光合作用、生物降解、分解等界面作用，它们在水体中的物理、化学和生物学特性往往是决定微界面体系特征的基本因素。

附着物结构是指细菌、细胞群、胞外聚合物（extracellular polymers，EPS）、颗粒物等物质的空间排列（图1-1）。在不同水环境中，附着物的结构存在较大差异。由于结构可影响运输阻力，因此，其对附着生物活性来说是一个重要的决定性因素。由于附着物厚度往往不到几毫米，对其结构分析主要依靠微观技术，如光学显微镜（light microscopy，LM）、荧光显微镜（fluorescence microscopy，FM）、扫描电子显微镜（scanning electron microscopy，SEM）、环境扫描电子显微镜（environmental scanning electron microscopy，ESEM）、透射电子显微镜（transmission electron microscopy，TEM）、激光扫描共聚焦显微镜（confocal scanning laser microscopy，CSLM）和原子力显微技术（atomic force microscopy，AFM）。利用微观技术观察发现，附着生物存在异质性。附着生物并不是平的，而且其内各种物质成分的分布也是不均匀的，其复杂的结构中存在孔隙、空洞、槽和成簇的细胞等。影响附着生物膜结构的因素主要有水动力、水质、水环境因子、基质特性等。描述物质迁移转化、附着生物附着过程的数学模型主要是基于概念模型。目前，对附着生物膜结构的原位观测和研究还相对较少，对附着物中的附着藻类和微生物研究较多，对其他成分如非生物成分及其功能的研究尚比较欠缺，如对胞外聚合物EPS的实际组成、理化特征还了解甚少。由于附着生物膜与膜内的许多过程（如附着、脱落、牧食等）、特性相联系，因此对附着生物膜结构组成和功能的研究非常必要。

三、附着生物的生态功能

附着生物在水体中广泛存在，其固着的特性对水生态系统中污染物具有重要的监视作用；在活性污泥法处理生活污水、曝气处理地下水污染、去除污染物等方面具有独特的优势；在养分循环、养分迁移过程中也发挥着重要作用。

1.对水生态系统的初级生产具有重要贡献

在河流和湖泊中，附着生物是主要的初级生产来源，为多种脊椎动物和无脊椎动物牧食者提供高质量的食物。表1-1为淡水生态系统中附着生物的初级生产力。附着生物的年初级生产力可占总初级生产力的1%～87%。在很多水体中，附着藻类对总初级生产力的贡献比浮游植物大很多。在池塘中，附着藻类的年初级生产量也可以达到总初级生产量的50%以上［约1.7gC/（m²·d）］（Azim et al，2002a）。在对比附着藻类的初级生产力的实验中，附着藻类的生物量在浑浊水体中占总初级生产力的96%，在清澈水体中附泥藻类也占到77%（Liboriussen，Jeppesen，2003）。这些差异可能主要是由不同的水体环境如光照强度、营养盐浓度、牧食者种类和数量的不同等造成的。由于基质类型对附着生物的初级生产力和生物量有重要影响，本书只统计了天然基质上的附着生物初级生产力。

从表1-1中可以看出，在低营养水平的淡水生态系统中，附着生物的初级生产力与浮游生物的相似，甚至超过了浮游生物的初级生产力，由此可见附着生物在淡水生态系统中的重要性。

2.在食物网中的作用

附着生物与浮游生物一样，是淡水生态系统中无脊椎动物食物的一个主要来源，由于它具有较高的周转率，即使其生物量低，附着生物群落也是一种重要的食物资源（McIntireet al，1996）。附着生物进入食物网的途径有很多。常见的附着生物的牧食者有蜗牛（snails）、切翅泥苞虫（caddisflies）、摇蚊（chironomids）和蜉蝣（mayflies）等，一些附着在植物上的浮游动物也是附着生物的牧食者。牧食者对附着生物有很强的下行效应（top-down effect）。对湖泊中蜗牛-附着生物-水生植物相互作用的研究较多（Carpenter，Lodge，1986；Br¨onmark et al，1992；McCollum et al，1998；Jones et al，1999；Jones et al，2000b），蜗牛可明显降低附植生物的生物量，因此对水生植物有潜在的益处。切翅泥苞虫是湖泊中另一种牧食者，它们可以降低岩石、木头和沉积物上附着生物的丰富度和生产力（Cuker，1983）。摇蚊也依赖于附着生物，当往中型实验系统中加入养分时，系统壁上的附着生物积累与摇蚊的密度与养分添加呈正相关（Blumenshineet al，1997）。另一项中试研究表明，摇蚊对系统壁上的附着生物有很强的下行抑制作用（Mazumder et al，1989）。在营养盐有效性较高的清水态或者富营养化湖泊生态修复过程中，通过牧食者的下行效应，可以有效地控制附着藻的生长和发展，利于沉水植物的生长以及生态修复过程中沉水植物群落的重建。

3.作为监测水质的指示器

人类对附着生物最普遍的一个影响是无机养分的过量输入对初级生产的刺激。由于附着生物具有比其他群落更丰富的物种，且不同的藻类有不同的环境耐受性和喜好性，为环境监测提供了丰富的信息；附着生物有比较短的生命周期，对环境的变化可产生快速的反应；附着生物易于鉴定、监测结果更准确和更具预见性等，可作为理想的水质监测材料（Stewart et al，1985）。

附着生物的生物量、多样性指数、生物学指数和种类构成以及附着藻类的群落大小、结构均可作为水质指示器（Vis et al，1998；Hill et al，2000）。Vis等（1998）通过对加拿大魁北克St Lawrence河研究发现，附着生物的群落种类构成尤其是蓝藻门织线藻属（Plectonema notatum Schmidle）的出现与城市废水显著相关，可作为该区水质的指示器。

很多学者用硅藻指数来指示水体富营养化和水体污染程度（Hill et al，2000；吕亚红，顾咏洁，2002）。由于不同种类的硅藻对水质的适应能力各不相同，当水体理化条件改变时，生活在这些水体中的硅藻群体会产生相应的变化，可能更加繁盛，可能衰亡，也可能被新的硅藻群落所替代。硅藻的这一特性已成为对江、河、湖、海等水体水质监测的重要依据，它的绝对丰度、种类和数量的变化能很好地反映水质变迁和水质现状。Cattaneo等报道了附着硅藻在生物量、生物多样性以及群落结构等方面能够很好地指示湖泊富营养化和监测水质。当附着硅藻群落发展成熟时，能够积极响应环境变化，例如营养水平、气候等，同时能方便有效地监测环境和水质变化。附着硅藻的建群特征一方面反映静水水体受污染时的状况；另一方面也反映了不同水体及不同水域的水质情况。张子安（1987）研究了珠江流域北江水系的着生硅藻与水质的关系，杨红军（2002）、廖祖荷（2003）利用着生藻类分别监测了黄浦江、苏州河水环境质量。顾咏洁等（2005）通过对苏州河8个断面着生生物在不同季节的种类组成、优势种密度、群落结构与水质的关系研究，发现水体中氮、磷（P）含量分别与附着生物多样性指数、均匀度指数、藻类密度和总生物量四项指标呈显著负相关，结果表明着生生物群落结构的变化能反映水环境质量的变化。Cejudo-Figueiras等（2010）证实了可用附植硅藻作为浅水湖泊营养水平的生物指示器。Hill等（2010）用附着生物作为长期生物监测计划的一部分，高浓度养分进入East Fork Poplar Creek与高附着生物生产有关，从而将河流置于正常营养状态。

4.降低水体养分含量，去除污染物

附着生物的生长从周围环境中摄取大量的养分，降低了水柱中营养盐的浓度。张强和刘正文（2010）发现附着藻类群落可有效降低湖水的磷浓度。陆红等（2011）发现在静态水体条件下，组合人工介质富集附着生物对于、TN、TDN、、TP、TDP和的平均去除率分别为98.90%、45.15%、42.78%、38.13%、76.18%、80.11%和87.02%。宋玉芝等（2009）通过附着生物对富营养化水体氮磷去除效果的研究发现，半个月内，附着生物对水体总氮的累积去除率可达60%，有附着生物的水体中总氮浓度从5mg/L左右下降到2mg/L左右，附着生物对水柱中氮的累积去除率与水柱中氮的浓度、附着生物的生物量以及附着生物作用时间密切相关。反硝化作用是去除富营养化水体中氮的主要过程。沉水植物给硝化细菌和反硝化细菌提供较大的附着表面，是比沉积物和水体更重要的反硝化作用位置（Reddy，de Busk，1985；Eighmy，Bishop，1989；K¨orner，1997，1999）。Eriksson等通过对沉水植物铺散眼子菜Potamogeton pectinatus var.diffusus和底泥表层反硝化速率的研究，发现沉水植物表面附着物的反硝化脱氮作用非常可观，与水-沉积物界面的反硝化作用相当（Eriksson，Weisner，1999），Cooke（1994）也发现超过60%的是通过附着藻类的反硝化作用去除的。Toet等（2003）亦发现伊乐藻生长季节附着生物生物量和反硝化作用速率下降，伊乐藻附着生物层的反硝化作用速率为［14.8～33.1mgN/（m²·d）］，明显高于沉积物［0.5～25.5mgN/（m²·d）］和水体［0.4～3.9mgN/（m²·d）］，可见附着生物层是比沉积物和水体更重要的反硝化作用位置。

为维持长期生长，附着生物群落需从外部资源吸收养分以弥补损失。密集的着生生物层和生物膜养分循环可从外部养分资源暂时解开附着生物。内循环不能无限地维持附着生物，但在较短的时间尺度上效率还是比较惊人的（Mulholland et al，1995；Steinman et al，1995）。室内附着生物群落中，循环占磷（P）吸收的10%～70%，P周转是每天15%（Mulholland et al，1995；Steinman et al，1995）。附着生物可能从多种资源同时获得养分。观察到的养分垂直梯度和附着生物群落内的酶活性表明表面细胞依赖于水柱养分，而基质内细胞则依赖于底泥养分和循环（Wetzel，1993；Mulholland，1996）。

附着生物是一个由多种生物构成的复杂共生系统，其中的一些种类可以降解有机化合物。Azim（2009）发现附着生物群落自身产生的有机物可在群落内部得到降解。吴永红等（2010）发现附着生物快速去除微囊藻毒素在潜在的适应阶段主要是由于吸附，此后是生物降解起作用。酚类化合物是一种常见的污染物，这类化合物的代谢降解与微生物体内的氧化酶有关。

附着生物积累金属的研究较多。Bere等（2012）发现野外条件下三价铬（Cr³⁺）和二价铅（Pb²⁺）影响热带河流中附着生物群落中镉（Cd²⁺）的毒性。降雨过程中，重金属浓度存在动态变化，附着生物中Cd²⁺含量与水体中Cd²⁺的浓度密切相关，降雨事件过后，附着生物中Cd²⁺含量比水体中降低的速度要慢，表明有重金属积累过程。有些绿藻如Chlamydomonas reinhardtii具有强大的吸收金属的能力，因此具有去除污水中重金属的潜力。附着硅藻也能够吸收离子态金属。附着生物对溶解金属的吸收是分为两个步骤的。第一个步骤，吸收过程是被动的，包括胞外聚合物吸附、细胞表面吸附。这个过程迅速、时间短且没有代谢和能量提供，附着硅藻只是简单地把重金属吸附在细胞表面上。在这种情况下，可以用蒸馏水洗掉细胞上的一部分金属。第二个步骤，吸收过程是主动的，即细胞内吸附或吸收，这个过程是缓慢的且需要代谢活动的参与，同时也是吸收重金属的主要途径（Holding et al，2003）。

四、附着生物的影响因素

由于附着生物是细菌、真菌、藻类、动物等高度动态的聚集体，而且附着在各种类型的基质上，所以，研究相关的物理、化学和生物因素是如何影响附着生物的是非常困难的。这些因素常常综合起来调控附着生物，通常在附着层外部的水中测定，因原位监测由于受技术的限制非常不便。这些因子对不同类型基质上附着生物的影响存在差异，进而对附着生物产生影响。如许多沉水植物持续产生新组织并脱落旧组织，附着生物密度随植物组织年龄增长的变化速率又对水体无机养分负荷比较敏感。淡水生态系统中，影响附着生物的环境因子可分为水体生态系统的内部环境因子和区域尺度上的外部环境因子。区域尺度上的非生物因素在不同水体间可表现出年际变化同步性，而水体特有的内部环境因子却往往抑制并减弱了区域尺度上的外界因子对附着生物多样性的作用。因此，综合评价环境因子对附着生物的影响非常重要。在区域尺度上的外来补水改变着湖泊营养盐、理化因子状态的同时，也改变了湖泊内部食物网的组成，并不断将区域尺度上的细菌群落输送至湖泊内部，影响着湖泊系统内部细菌群落的组成和多样性。影响附着生物多样性的水体内部环境因子主要包括湖泊的形态特征（如湖泊的大小和深度）、物理化学特征（如温度、pH值、盐度、无机营养盐等）、有机质（DOM）的浓度和类型以及食物网的组成和物种间的相互作用。附着生物群落组成和多样性随湖泊深度的变化与环境异质性密切相关，例如：光照、溶解氧和温度随着水深增加而下降；水体初级生产力、营养盐浓度等也沿着水深而发生相应的变化。

1.水动力

附着生物种类组成与水流动力条件之间的关系是附着生物生态研究的经典问题之一。水动力是重要的影响因子，如可影响附着生物的生长、生产力、累积和群落结构。早期有关水动力对溪流底栖附着藻类群落的影响的研究较多。溪流中附着生物群落的形成可分为迁入（包括繁殖体传播和定居）和迁入后（包括生物量自然增长和群落外貌的变化）两个阶段。开始阶段，附着生物群落的发育主要受水柱中繁殖体组成、丰度和定居速度的影响。细胞分裂和脱落为水柱创造了稳定的繁殖体流，而洪水通过使繁殖体增加脱落和破碎以及稀释明显改变溪流中繁殖体组成和丰度。附着生物单纯依赖流速的传播的研究较少，而有关水流水平和附着生物繁殖体丰度、多样性、定居之间关系的研究则非常缺乏。有几项研究报道了附着生物定居速率与自由流或近河床流速之间的负相关关系，但这些关系能否反映出高剪切力下繁殖体低附着率或定居后高脱落率尚不清楚。一旦附着生物定居，附着生物生物量与自由流速之间的关系就是多样的，有些情况下生物量随流速的增加而增加，而有的情况则不是。一般来说，生物量-流速的关系是单一的，生物量最初随流速增加，因为可以增加养分供给，然后降低是因为脱落（Biggs et al，2005）。

在一定的流速范围内，有的附着生物有确定的生态位，而有的物种则可在较宽的流速范围内定居。许多肉眼可见的藻类在流速大于20cm/s时定殖良好，而能在流速大于100cm/s环境下较好生长的非常少。不同附着生物种类有不同的流速生态位，这可能有助于解释自然水环境中附着生物不均匀分布的现象。这种受流速影响形成的分布被其他因素如基质、养分浓度、光照的改变还有待深入研究。

附着生物群落不断地与水动力环境相互作用。随着群落结构的变化，它们可以改变河床粗糙度和近河床的流速和湍流。反过来，流水的拖曳力量也会改变群落结构。连续的反馈可能会达到一个平衡状态：最高和最粗糙的附着生物群落由局部的水动力条件决定。对群落来说，水动力超过这个最大值，拖曳力将超过固着力，故导致附着生物脱落。在以往的研究中，多数研究使用水动力可控制的人工溪流，这种水动力条件可通过调整坡度、泵速和增加粗糙度实现。而且，在附着生物-水流相互作用的研究中，大多数使用的是自由流。然而对研究目的来说，自由流并不是最合适的水动力测量指标，它包括预测的附着生物生物量和阻止附着生物增殖的规定的流。附着生物经受的水力应该在近河床区测，这里栖息着附着生物，而且从空间上来说与所研究的生态特征相对应。因此，今后在附着生物-流速关系研究中，应提高生物学和水动力测定中相应的尺度的精确度和准确度。鼓励生态学家采用更多的水动力相关的变量进行研究。

2.光

许多附着生物是光能自养的，它们利用太阳能将能量和可溶性无机碳（DOC）转化为糖类。有些附着生物则营光能异养或化能异养。光能自养的养分同化是由碳化合物中的化学能催化的，而产生这些化合物是需要光能的。所以，养分限制经常在高光照条件下检测到而很少在低光照条件下发生（Larned，Santos，2000；Greenwood，Rosemond，2005）。在淡水生态系统中，光照主要体现在两个空间水平，光照随着水体深度的增加而减弱，也会随着进入附着生物内部的深度而削弱。光照随着深度的增加而减弱主要是受悬浮固体的影响。很多研究者指出，光照的深度梯度强烈影响着附着生物的群落组成，大多是在自然环境下进行的，但在其他因素保持不变的情况下，控制水体的光照质量或数量很难（Hudon，Bourget，1983；Marks，Lowe，1993）。附着生物随着深度梯度受光照调节而形成群落结构和功能上的差异。Hudon和Bourget（1983）发现附着生物群落结构、外形和密度依赖于深度和光照强度。附着生物群落自身也可以强烈地减弱光照，能够极大地改变到达宿主植物的光照质量（Losee，Wetzel，1983；van Dijk，1993）。Hoagland和Peterson（1990）在一个大水库中通过改变基质的深度研究了附着生物群落，也发现附着生物群落的种类受深度影响，但是光照和干扰随着深度共同产生作用的机制仍然不清楚。Marks和Lowe（1993）在贫营养湖泊（Flathead）采用遮光布控制光照，但是并没有发现附着生物群落的明显变化。兼性异养是附着生物群落能在严重光限制的条件下存活的一种机制（Tuchman et al，2006）。高浓度DOC环境对异养是非常有力的，因此，兼性异养应该局限于黑暗、富DOC的环境，如湖泊沉积物和密集的附着层内部。

岸边的树也会对附着生物产生遮阴。Hill和Dimick（2002）原位测定了树木异质性遮阴下附着生物的光合作用，报道了光辐射对光合作用效率、光饱和、光利用效率、色素浓度的非线性影响。严重遮阴的光能自养经历了一个光适应的生理过程，这种光适应是通过在低光水平下提高光合作用效率和降低最大光合作用的辐射需求实现的（Hill，1996）。在微空间尺度上，附着生物群落的三维结构可引起入射到群落内细胞上的光发生变化。随着附着生物密度和厚度的增加，垂直光衰减增加（Johnson et al，1997）。可以推测，在附着层底部的附着生物是适应遮阴的。研究者已发现附着层底部光合色素浓度较高，丝状附着层光合作用效率和附着层深度呈正相关（Tuchman，1996；Dodds，1992）。

光往往和养分对附着生物表现出协同效应。Fanta等（2010）通过野外和室内实验发现，附着藻类养分含量由光和供附着藻类生长的溶解性养分的平衡决定。附着生物磷含量强烈地受光和溶解性活性磷（DRP）梯度的影响，磷含量随光的增加和水柱中磷的增加而降低。而且还发现，无论室内还是野外，DRP对附着生物磷含量的影响比光的强，光的影响只有在室内河流中较低磷浓度时明显。Hill等（2011）研究发现，增加光或磷的供应都能使附着生物初级生产力增加，细菌生物量下降，使河流从异养型转为自养型。光和磷表现出协同效应，光促进大硅藻增加，这使其能将高浓度的养分更高效地转化为初级生产，磷增加使非黏性种类代替了扇形藻属（Meridion circulare），这种代替能在光合作用中更有效地利用光。

3.温度

温度是影响附着生物群落最重要的环境因子。附着生物与其他生物一样需要热能进行酶催化反应，热能不足将限制生长和其他生理过程。附着藻类光合作用和生长对温度变化呈单峰响应，同对光的响应一致（Graham et al，1995；O'Neal，Lembi，1995）。在10～30℃范围内，温度与淡水藻类的最大光合作用和生长有关（Butterwick et al，2005），Eloranta发现（1982）当温度大于30℃时，多样性降低，几种绿藻、蓝藻和硅藻占优势。附着生物的经验模型亦表明光合作用速率在5～25℃范围内随温度增加（Morin et al，1999），光-饱和光合作用与温度间呈正相关，增加10℃变化率（Q10）≥2（de Nicola，1996）。Moore（1978）研究发现，伊利湖（Lake Erie）在10℃以上时，附石群落从丝藻占优势到刚毛藻占优势的季节性变化主要由温度决定。Gruendling（1971）也在高于15℃的浅水寡营养池塘的泥表面观察到了蓝藻。Hickman（1978a）发现在一些北部的浅水富营养池塘中，夏季蓝藻和绿藻的现存量会大量增加。温带湖泊的附着生物，如附石（Eloranta，1982）、附砂（Hickman，1978b）、附植（Klarer，Hickman，1975）的现存量通常在春季、夏末或秋季达到最高值；而在北极湖泊，通常在夏末出现一个最大值（Morre，1974）。

很多研究已表明，温度与其他因素如光照、牧食和干扰等之间季节性变化的关系使其解释变得复杂，沉积到附着生物群落中的浮游藻类细胞以及水化学对流的季节性作用也与湖泊的季节性温度变化相关（Wetzel，1983；Riber，Wetzel，1987）。Klarer和Hickman（1975）发现季节性温度变化和淡水附植群落种类组成之间的关系与其他研究的结果并不一致，认为温度可能起次要作用。Gons（1982）发现和温度相比，大型水生植物上附植群落的季节性变化与光照和浮游藻类沉积作用的关系更为密切。Hoagland等（1982）研究了附着生物在有机玻璃基质上的建群及演替时间的季节性差别，观察到的现象是综合了物理化学和生物学因素的季节性变化的结果。

4.基质

附着生物生长在许多不同类型的基质上，如底泥、砂粒、岩石、植物、木头等。一些基质可对附着在其上的生物释放养分和影响附着生物的代谢。Hansson（1989）证明由于扩散养分的吸收，附泥生物可明显降低水柱中养分的可用性，这种影响在贫营养湖中最明显。同样，Hagerthey和Kerfoot（1998）证明地下水流入对威斯康星州贫营养的Sparkling湖附砂生物是一种重要的养分来源。室内实验亦证明了基质对附着生物生产力的影响能力，附木生物生产力仅为底泥上的10%，而且附木生物对水体施肥的响应是正面的（Vadeboncoeur，Lodge，2000）。因此，松散的底泥是附泥生物养分的重要来源（Hansson，1988；Hagerthey，Kerfoot，1998；Hansson，1990），而硬表面基质如木头和岩石则不是（Burknolder et al，1996；Vadeboncoeur，Lodge，2000），植物作为养分的来源则取决于湖泊的营养状态（Burknolder，Wetzel，1990）。Gerda和Dijk（1993）发现沉水植物上的附着生物生物量比人工基质上的高，其季节变化也较人工基质上的明显。

5.养分

养分是附着生物生态学中研究最多的课题（Rosemond，1993；Smith et al，1999；Hillebrand，2002；Jennifer et al，2003；Denicola et al，2006；Holomuzki et al，2010）。附着生物是水生态系统中的化学调节者，在其生长过程中能大量吸收基质和水体中的养分。附着生物需要大量的无机养分，包括碳、氧、氢、氮、磷、硅、钾、硫、钙、铁、铜和一些微量金属元素，少数异养种类还能够利用特殊的有机养分（Cooksey，Coooksey，1988）。附着生物养分的研究通常集中在大量养分上（如N、P、Fe、Si），而对微量养分的研究较少（如Mo、B、Zn）（Pringle et al，1986）。Wetzel（1996）认为附着生物是养分释放到水体中之前的重要吸收者，附着生物的生物量和其所处的营养状态随时空而变化。在超富营养化水体中，透明度较低，但附着生物比浮游藻类更能适应低光强的环境；在较高浓度的氮、磷和光照充足的情况下，附着生物的生物量能达到最大，对氮、磷的吸收和转化率也较高。其中，有利于附着藻类生长的P主要为可溶性有效磷（Hinebrand et al，1999），藻类可利用的N素常为可溶性无机态氮，如、和等。研究表明，适合附着藻类生长的最佳的C∶N∶P（物质的量浓度比）为119∶17∶1（Rodusky et al，2001；Tank et al，2003）。如果N∶P<13或C∶N>10，则附着藻类表现出N限制，同时如果N∶P>22或C∶P>280，则藻类表现出P限制（Hillebrand，Sommer，1999）。在富营养化水体中，附着藻类可表现出对营养元素的过量吸收，其对水体的吸收速率可达TP的两倍以上（McCormick，1996）。硝态氮的增加导致丝状藻的大量繁殖，将对水生植物的恢复产生影响（Irfanullah，Moss，2004；Cao et al，2004）。但丝状藻能消耗可利用氮源的95%，磷源的85%，其中附着生物所需氮源的63%来自内部的循环。这对降低水体的富营养化水平、增加水体透明度、水生高等植物的恢复、湖泊自净能力的提高、通过分泌一些抑藻物质抑制水华藻类的生长从而降低蓝藻水华暴发的频率具有重要作用（Wetzel，2001）。

实验性的养分添加通常是比检验养分浓度更为可靠的评价养分限制的方法。附着生物研究中养分添加法始于Huntsman（1948），已经使用了60多年了。多数研究用养分扩散基质（NDS）法（可溶性养分从加富培养基释放到附着生物附着和生长的多孔基质上）。对淡水生态系统的营养处理表明，附着生物总生物量受磷、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）认为，在贫营养型的软水湖泊中，单独增加氮或磷都不能明显提高附着生物的生物量，只有在碳含量较高的硬水水体中增加氮或磷才比较有效。同时，淡水生态系统中其他一些变量也会影响附着生物对营养资源的响应。Ferragu和De Campos Bicudo（2010）发现往巴西热带贫营养水库中施氮、磷，附着生物密度增加，群落中小个体附着生物增加。单独加磷促进了附着生物最高结构组织，加氮、磷促进了附着生物最高生物量，在演替高级阶段，附着生物的所有特征都明显受到添加养分的影响（Ferragu，de Campos Bicudo，2011）。Oliveria等（2010）发现巴西南部超富营养热带水库在水体透明度低、溶解性活性磷和浮游生物生物量高的阶段，附着生物叶绿素a低，与浮游生物生物量呈反相关，主要受光的控制；在透明度相对较高、硝酸盐浓度高和浮游生物生物量低的阶段，附着生物生物量高，磷没有限制附着生物的生长。

在养分相对丰富的环境中，浮游藻类的增殖能够造成附着生物的遮阴，致使它们表现出光照限制而非养分限制（Hansson，1992）。Bjojk Ramberg（1985）在对瑞典亚北极区湖泊进行的全湖施肥实验正好也证明了这种现象。在对照湖泊Stugsjon中，不添加任何肥料时，仍保持较高密度的附着生物，贡献了整个湖泊初级生产力的70%～83%，然而在Hymenjaure湖中，增加了磷和氮后，附着生物对初级生产力的贡献从50%降到22%，施肥后湖中的附着生物被浮游藻类所遮蔽。Russell等（2005）研究发现，澳大利亚南部水体硝酸盐浓度增加可引起附植生物覆盖率增加。

6.pH值胁迫

pH值是决定湖泊细菌群落结构的关键因子。野外原位试验研究表明，湖泊水体中细菌群落结构和多样性随着水体pH值变化而发生显著变化。pH值可以通过影响不同种类细菌的生长状况（绝灭、繁衍、种的形成等）（Langenheder et al，2006）直接影响多样性，也可通过影响湖泊生态系统中的其他环境因子来间接影响水体细菌群落的结构和多样性。

有关溪流和湖泊酸化的研究通常集中在人为的因矿坑排水和冶炼厂、发电厂释放的尘埃造成的影响。实际上存在许多自然的酸化源，如湿地流出、火山灰、黄铁矿风化等，但这些并未作为胁迫受到重视。天然的酸性淡水环境中栖息有嗜酸性附着生物（de Nicola，2000；Gross，2000）。由这些嗜酸性种类构成的附着生物群落有一些共有的生理特性，如高效的C吸收（为应对较低浓度的无机C）对通过细胞膜流入的质子（一种富H⁺环境中的必需品）的耐受或抗性。在一些人为酸化的水体中，原来的附着生物群落经常被嗜酸的绿藻纲植物和硅藻小群落所替代。藻类多样性恢复和嗜酸性优势种的减少是酸化生态系统修复成功的指示器（Vinebrook，1996；Vinebrooke et al，2003）。水体酸化对藻细胞的直接影响尚不清楚，可能包括渗透胁迫和破坏细胞分裂。除了直接的毒性影响外，酸化还增加了对其他胁迫的暴露。溪流酸化经常伴随着金属溶解和随后在下游出现氢氧化物金属沉积。酸性淡水水体主要是可溶性Fe、Zn、Ni、Hg、Al等金属丰富。可溶性金属暴露潜在的不良影响包括膜通透性改变、抑制光合电子传输、金属-磷酸盐共同沉积（降低有效性磷）（Kinross et al，2000）。中度酸性溪流中被氧化的金属的沉积使许多附着生物种类消失，只生存少量的耐性种类（如ulothrix、mougeotia、zygogonium）（Kleeberg et al，2006）。能耐受被氧化的金属沉积的这些藻类的性质尚不清楚，可能是生长速率超过了金属的沉积，或者是分泌黏液的鞘阻止沉积。

7.紫外辐射

紫外辐射经常用于浮游生物生态的胁迫研究，但在附着生物生态学中研究较少。目前的UVR对水体自养生物的影响的知识主要来自浮游植物的研究。对附着生物来说，UVR暴露随滨水遮阴、水深、可溶性和悬浮颗粒物的不同而不同。UVR暴露还因附着生物群落演替状态而异，因其可产生自遮阴。这些多变的暴露使得实际尺度上UVR测定变得具有挑战性。在野外条件下，UVR测定大多是用大光谱仪（大于50cm）在附着生物表面进行的。在附着生物表面和附着层内部更实际的测定要求用微探针。UVR对水生光合自养生物的影响的分子和生理学研究集中在对DNA和D1（光合系统2的主要结构蛋白）的损害上。这些变化可降低生长速率，但UVR对附着生物生长的影响混合了实验结果。一些室内和野外研究发现暴露在UVR之下的附着生物生长受到抑制（Bothwell et al，1993；Kiffney et al，1997；Frost et al，2007），但有些野外研究发现附着生物生长未受到影响（Weidman et al，2005）。通常UVR对附着生物微弱的影响归功于保护性的UVR吸收化合物、UVR诱导损害的快速修复、自我遮阴、光衰减以及太阳营养级联（solar trophic cascades）。当UVR因对食草动物产生不良影响而降低了附着生物因牧食的损失量时，太阳营养级联就会出现，补偿了UVR对附着生物的直接不良影响。随着附着生物生长，自然水平的UVR暴露看起来减轻了对附着生物种类组成的影响（Tank，Schindler，2004），这种影响不易被检测到。长期暴露在升高的UVR下导致附着生物群落向耐UVR优势种转换（Navarro et al，2008）。比较附着生物耐UVR种和UVR敏感种对Cd的响应，发现耐UVR种也相应地耐Cd（Navarro et al，2008）。UVR暴露和重金属暴露均可诱导附着藻细胞内的活性O₂，而且UVR-Cd共耐种可能是由对两种胁迫产生的相似的生理响应引起的，包括增强的抗氧化活性（Prasad，Zeeshan，2005）。

8.生物因素

在淡水环境中，能牧食附着藻类的动物很多，如甲壳类、昆虫幼虫等无脊椎动物均可以附着藻类为食（Br¨onmark，Vermaat，1997；Cattaneo，Mousseau，1995），而脊椎动物如鱼类、蝌蚪等也可以附着藻为食物来源（姚洁，刘正文，2010）。Thomas（1990）在前人工作的基础上提出了食草蜗牛、附着藻类、附着细菌和水生植物组成的模块系统（modular subsystem），他指出三者是互利共生关系；Jonse等（1999；2000b）也发现蜗牛对沉水植物上附着藻类的群落构成和数量有很大影响。在蜗牛的出现处，单细胞和紧贴表面的丝状群落出现，直立丝状藻消失，三种藻类（Cocconeis placentula、Chamaesiphon incrustans、Aphanochaete repens）数量增加，可能是由于蜗牛的出现使藻类竞争压力减小且抗牧食。这些牧食者的下行效应可降低附着藻的生物量，抑制附着藻的生长。

大型水生植物对附着生物有着重要影响。Toet等（2003）发现伊乐藻生长季节抑制附着生物，使其生物量下降。黄瑾等（2010）发现在中低营养盐浓度［ρ（TN）=0.4～2.5mg/L］下，苦草促进附着藻类的生长，而在较高营养盐浓度［ρ（TN）=4.5～6.5mg/L］下，苦草能显著降低附着藻类的生物量，抑制附着藻类生长，且这种抑制作用随着营养盐浓度的增加而增强，在ρ（TN）=6.5mg/L的处理条件下，苦草对附着藻类的抑制率近80%。目前，有关沉水植物对附着硅藻的研究表明，沉水植物通过抑制硅藻-光系统中电子受体与电子供体之间的电子传递过程和碳固定反应来抑制附着硅藻的生长。有研究者推测草型湖泊中的附着生物可能通过协同进化作用对沉水植物释放的化感物质产生了抵抗力，甚至还可能从宿主植物释放的化感物质中获益（Wium-Andersen et al，1983；Hilt，Gross，2008）。Wetzel（1983）也认为附着藻类和水生植物之间存在互利的共生关系。浮游生物和附着生物之间存在着复杂的竞争关系。相对于浮游藻类而言，附着藻类在光能竞争上略显劣势，在浮游藻类因大量繁殖而影响水体透明度的时候，水底基本不会有附着藻类生长。但附着藻类在氮、磷等营养盐竞争方面处于优势，它既可以直接吸收水中的营养盐，又可以吸收附着基质中的养分，而且附着藻类无论水深水浅均可生长。浮游藻类生长旺盛时能向水中分泌生化物质，抑制附着生物的生长。Borduqui 和Ferragut（2011）发现蓝藻水华强度是影响热带超富营养化水库中附着藻类演替的决定因素。研究表明，沉水植物的衰败与消亡将导致水体中附着硅藻的大量繁殖，使得水生生物群落结构趋于简单化，更使系统的生物多样性指数降低。附着生物不仅大大削弱了到达植物表面的光照和营养物浓度，其代谢产物还对水生植物的光合作用具有抑制作用。因此有观点认为，导致富营养化湖泊水生植被衰亡的原因不是浮游藻类生物量的增加，而是由于水生植被表面附着生物量的增加。

C¹⁴和氧交换法可应用于研究附着生物动态，可以揭示这些发生在附着层内部的过程，分析理化生物参数的微尺度变化。通过不同的方法，就有可能获得调控影响附着生物自然状态的外部参数。人工系统比较适合特定的功能分析，但结果通常很难应用于自然系统。因此，如何最大限度地模拟野外自然系统，使研究结果直接指导野外的工作是今后研究的重点。