李 偉，楊雨玲，黃 松，董麗麗，潘 健，李亞鶴，周 月，高坤山

1 黃山學(xué)院生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，黃山 245041 2 廈門大學(xué)近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廈門 361005 3 寧波大學(xué)海洋學(xué)院，寧波 315211

產(chǎn)毒與不產(chǎn)毒銅綠微囊藻對模擬酸雨及紫外輻射的生理響應(yīng)

李 偉1,2，楊雨玲1，黃 松1，董麗麗1，潘 健1，李亞鶴2,3，周 月1，高坤山2,*

1 黃山學(xué)院生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，黃山 245041 2 廈門大學(xué)近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廈門 361005 3 寧波大學(xué)海洋學(xué)院，寧波 315211

為了比較研究酸雨與紫外輻射對淡水水體常見藻華藍(lán)藻的生理學(xué)影響，選取銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)產(chǎn)毒(FACHB-905)與不產(chǎn)毒(FACHB-469)株系作為實(shí)驗(yàn)材料，通過人工模擬酸雨，研究了不同pH處理后2藻株的光合生理變化以及對紫外輻射的敏感性的異同。實(shí)驗(yàn)設(shè)置3個pH梯度，pH7.10為對照組(正常培養(yǎng)基培養(yǎng)的藻體)，兩模擬酸雨處理組(pH5.65和pH4.50)；兩種輻射處理，可見光處理(PAR)以及全波長輻射處理(PAB)。研究結(jié)果表明，905藻株細(xì)胞粒徑在各pH處理下都要顯著高于469藻株，模擬酸雨處理顯著降低了兩藻株細(xì)胞的平均粒徑及體積，但葉綠素含量顯著提高；酸雨處理同時也引起細(xì)胞死亡率的增加，表現(xiàn)為藻體有效光化學(xué)效率顯著降低，生長速率顯著受到抑制，低pH下呈負(fù)增長，且這種抑制程度在469下更為顯著。高的可見光以及紫外輻射處理，使兩株系有效光化學(xué)效率隨pH的降低而呈降低趨勢，其中469藻株降低至更低的水平，且高光輻射以及紫外誘導(dǎo)的抑制率要顯著高于905藻體，這可能與469藻株較低的光保護(hù)色素有關(guān)(較低的類胡蘿卜素以及紫外吸收物質(zhì))。在未來全球變化背景下，不同種類的浮游植物對環(huán)境變化的響應(yīng)及適應(yīng)能力不同，可改變水體的群落結(jié)構(gòu)和種群豐度，銅綠微囊藻905較469較強(qiáng)的耐受酸雨以及紫外輻射的能力，可能會使該株系在競爭力上占據(jù)優(yōu)勢。

銅綠微囊藻；酸雨；紫外輻射；生長；光合特性

酸雨是繼溫室效應(yīng)、臭氧空洞等環(huán)境問題之后的第三大環(huán)境問題[1]，酸雨引起的潛在環(huán)境影響以及經(jīng)濟(jì)損失已經(jīng)成為世界各國關(guān)注的熱點(diǎn)問題[2]。已有研究表明，酸雨導(dǎo)致的水體H+及Al3+濃度增加可引起對酸性敏感的魚類的離子、滲透壓調(diào)節(jié)以及氣體交換功能的紊亂[3-4]，并可與酸性水體中陽離子(鈣、鎂、鈉等)的丟失協(xié)同影響水生動物的生理、代謝活動[5-6]。在浮游植物中，酸雨可影響水體浮游植物葉綠素含量[7]，改變浮游植物的光合生理以及群落結(jié)構(gòu)，低pH下水生浮游植物多樣性顯著受到抑制[8-9]。

陽光紫外輻射(UVR)可對大多數(shù)水生浮游植物產(chǎn)生負(fù)面影響。UVR可降低浮游植物的光合效率，抑制浮游植物的生長[10]，并可與其他環(huán)境因子，如營養(yǎng)鹽[11]、光強(qiáng)[12]等耦合降低浮游植物的初級生產(chǎn)過程。在當(dāng)前氣候變化背景下，UVR強(qiáng)度的增加以及區(qū)域性的分布不均衡[13-14]，將會協(xié)同其他環(huán)境因子對水生浮游植物的光合生理產(chǎn)生長期、持續(xù)的影響[15],且水體酸化導(dǎo)致水體溶解有機(jī)質(zhì)含量降低，可進(jìn)一步增強(qiáng)UV輻射在水體中的強(qiáng)度和透射深度[16]。

在應(yīng)對環(huán)境脅迫時，不同種類浮游植物的響應(yīng)、適應(yīng)能力具有較大差異[17]，這種差異性可改變水體的浮游植物群落結(jié)構(gòu)以及種群豐度。藍(lán)藻作為最古老的一類光合自養(yǎng)生物，對環(huán)境變化的適應(yīng)能力較強(qiáng)[18]。雖然有關(guān)藍(lán)藻(螺旋藻、微囊藻、念珠藻等)對UV輻射的響應(yīng)得到了一定的研究[19-21]，但很少涉及酸雨與紫外輻射耦合對典型藍(lán)藻生理、生化的影響，尤其是選取具有代表性的水華藍(lán)藻銅綠微囊藻產(chǎn)毒與不產(chǎn)毒株進(jìn)行比較性研究，尚未見報導(dǎo)。通過對以往原位調(diào)查的研究可知，自然界中常見藻華種類多以危害較大的產(chǎn)毒株為主[22]，但具體形成機(jī)制如何尚需進(jìn)一步探討。不同類型的微囊藻光合生理在響應(yīng)主要環(huán)境變化(酸雨、UV輻射等)的能力上是否具有差異，以及差異程度如何，可能是決定未來哪種藻在競爭地位上更占優(yōu)勢的主要因素。因此，本研究選取我國重要的淡水水華藍(lán)藻銅綠微囊藻的兩個不同品系為研究對象，希望從生理學(xué)的角度探討酸雨對兩株藻光合生理的影響以及二者響應(yīng)的異同，并且研究經(jīng)酸雨處理后兩株藻體對紫外輻射的敏感性和耐受能力，以期了解不同類型浮游植物響應(yīng)環(huán)境變化的生理學(xué)差異，為進(jìn)一步探究微囊藻水華的優(yōu)勢類群提供生理學(xué)數(shù)據(jù)，同時也能夠?yàn)轭A(yù)測未來微囊藻水華發(fā)生的優(yōu)勢種類提供理論依據(jù)。

1 材料方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料及培養(yǎng)條件

銅綠微囊藻FACHB-905(產(chǎn)毒素)及FACHB-469(不產(chǎn)毒素)由馬增嶺副教授(溫州大學(xué)) 惠贈。藻體置于生物培養(yǎng)箱內(nèi)使用BG11(+N)培養(yǎng)基培養(yǎng)，溫度為20℃，培養(yǎng)光強(qiáng)為120μmol m-2s-1，光暗比(L∶D)為12∶12，在此條件下適應(yīng)培養(yǎng)20代(指數(shù)增長期)后進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法1.2.1 模擬酸雨及pH值的測定

模擬酸雨母液使用98%的H2SO4和65%HNO3按照摩爾比8∶1進(jìn)行配制。通過向已經(jīng)加入BG11(+N)培養(yǎng)基的溶液中加入不同體積的上述酸雨母液，獲得3個pH梯度，即pH 7.10(對照組，正常培養(yǎng)基不加模擬酸雨母液)以及模擬酸雨處理組pH 5.65和pH 4.50。模擬不同pH的酸雨過程中，培養(yǎng)基的pH測定使用Mettler Toledo DL15 Titrator(Sweden)進(jìn)行，在測定前，使用NBS(National Bureau of Standards)緩沖液(pH 4.01，7.01和pH 10.01)進(jìn)行校正。

1.2.2 藻細(xì)胞模擬酸雨處理

將正常培養(yǎng)狀態(tài)下的藻細(xì)胞(指數(shù)增長期)轉(zhuǎn)移至提前調(diào)節(jié)好pH的模擬酸雨培養(yǎng)基中，初始細(xì)胞濃度為每毫升5×104個細(xì)胞，置于體積為1L的聚碳酸酯瓶中密閉培養(yǎng)24小時，除pH7.10下細(xì)胞濃度增加，低pH處理下細(xì)胞濃度增長較少或呈負(fù)增長，在此條件下，pH值在培養(yǎng)期間變動較小，整體保持穩(wěn)定水平(表1)。培養(yǎng)光照、溫度及光暗比同上。培養(yǎng)期間定期搖晃培養(yǎng)瓶以保證細(xì)胞充分懸浮。每個處理下3個重復(fù)培養(yǎng)。

表1 銅綠微囊藻FACHB-469和FACHB-905經(jīng)不同pH處理前后培養(yǎng)體系的pH值Table 1 The pH values in Microcystis aeruginosa FACHB-469 and FACHB-905 at the initial and after 24 hours culture in different pH treatments

1.2.3 比生長速率的測定

比生長速率(μ)的測定根據(jù)公式求得：

μ=(lnNt-lnN0)/t

式中,Nt為各pH下處理24h(t)后的細(xì)胞濃度，N0為初始細(xì)胞濃度。各處理下藻體細(xì)胞濃度使用Z2 Coulter Counter(Beckman Instruments, Florida, US)進(jìn)行計數(shù)，通過該儀器可獲得藻體細(xì)胞粒徑以及細(xì)胞體積分布圖。

1.2.4 色素及紫外吸收物質(zhì)(UVACs)的測定

將經(jīng)不同pH處理的藻體過濾至Whatman GF/F濾膜(孔徑0.22 μm)，置于15 mL離心管中，加入5mL甲醇后放入4℃冰箱內(nèi)過夜提取(12h)，然后將提取液在離心機(jī)內(nèi)離心10min(5000r/min)，最后用分光光度計測定上清液全波段(250—700nm)的吸光值。

葉綠素a含量的測定參照Porra[23]的方法進(jìn)行計算：

葉綠素a (μg/mL)=16.29×(A665-A750)-8.54×(A652-A750)

類胡蘿卜素含量的測定參照Parsons & Stricklan[24]的方法進(jìn)行計算:

類胡蘿卜素 (μg/mL)=7.6×[(A480-A750)-1.49×(A510-A750)]

紫外吸收物質(zhì)(UVACs)的含量測定參照徐軍田的計算方法進(jìn)行，即通過計算UVACs吸收峰的峰高值(H)與藻體葉綠素a含量的比來表示UVACs的含量[25]。

1.2.5 紫外輻射處理

將不同pH下培養(yǎng)24h后的藻體(905、469)分裝至石英管(可透UVR)。每個pH水平下的藻體分別給予兩種輻射處理即：(1)可見光 (PAR)處理(400—700nm)，在石英管外包裹一層Ultraphan395 濾膜(UV Opak, Digefra,德國慕尼黑)，濾除紫外線A(UV-A,320—400nm)和紫外線B(UV-B，280—315 nm)；(2) 可見光+紫外系A(chǔ)+紫外線B(PAB)處理(295—700nm)，在石英管外包裹一層Ultraphan 295 濾膜(UVOpak, Digefra, 德國慕尼黑生產(chǎn))，該膜可以使藻體接受全波段的輻射。每種輻射處理下3個重復(fù)。整個輻射處理在人工光源太陽模擬器 (Sol 1200W; A. G. H?nle, Martinsried, Germany)下進(jìn)行，通過調(diào)整石英管與太陽模擬器間的距離，調(diào)節(jié)輻射強(qiáng)度。本實(shí)驗(yàn)的光強(qiáng)設(shè)置分別為，PAR的強(qiáng)度為87.5 W/m2，UV-A的強(qiáng)度為33.5 W/m2，UV-B的強(qiáng)度為1.91 W/m2(參考我國南方地區(qū)夏季UVB強(qiáng)度設(shè)置)。

1.2.6 葉綠素?zé)晒鈪?shù)測定

將培養(yǎng)光強(qiáng)下的藻體直接取樣，在氙燈脈沖調(diào)制熒光儀(XE-PAM, Walz,德國)下測定培養(yǎng)狀態(tài)下的有效光化學(xué)效率Yield值。將各pH下處理24h后的藻體置于太陽模擬器下進(jìn)行可見光(PAR)及可見光加紫外線A加紫外線B(PAB)輻射處理1h，處理過程中每隔15min對其Yield進(jìn)行測定，共測定4輪。其中飽和脈沖光強(qiáng)設(shè)定為5000μmol m-2s-1，飽和脈沖持續(xù)時間設(shè)定為0.8 s。

Yield的計算方法如下：

Yield = Fm′- F0/ Fm′

式中,Yield為光系統(tǒng)Ⅱ的有效光化學(xué)效率，F(xiàn)0為本底葉綠素?zé)晒?，F(xiàn)m′為在預(yù)設(shè)的光化光背景下的最大葉綠素?zé)晒狻?/p>

1.2.7 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)處理使用Origin 7.0和SPSS 16.0軟件，顯著性分析使用one-way ANOVA(Turkey)，two/three-way ANOVA用于分析因子間的相互作用，顯著性水平P設(shè)置為0.05。

相對于初始的Yield，陽光模擬器下PAR及PAB導(dǎo)致的光化學(xué)效率Yield的抑制率計算方式如下：

lnhPAR= (PInitial-PPAR)/PInitial× 100%
lnhPAB= (PInitial-PPAB)/PInitial× 100%

式中，lnhPAR及l(fā)nhPAB為照射PAR及PAB 1h后相對于PInitial(初始Yield值)的抑制率，PPAR及PPAB為PAR及PAB下的Yield。

2 結(jié)果

2.1 色素

銅綠微囊藻905葉綠素a和類胡蘿卜素含量隨模擬酸雨處理呈增加趨勢，相對于pH7.10處理，pH5.65處理下藻體葉綠素a及類胡蘿卜素含量顯著升高了11.33%(P<0.05)和4.22%(P<0.05)，pH 4.50處理下顯著升高了61.26%(P<0.05)和20.75%(P<0.05)，紫外吸收物質(zhì)UVACs在各pH處理下無顯著差異(P>0.05)(圖1)。

銅綠微囊藻469葉綠素a含量在低pH(pH 4.50)下顯著增加了20.95%(P<0.05)，而類胡蘿卜素含量顯著降低了67.5%(P<0.05)，3個pH處理下紫外吸收物質(zhì)含量差異顯著(P<0.05)，其中pH5.65處理下最高(0.44±0.04)，pH4.50處理下最低(0.10±0.02)(圖1)。

對比兩藻種間色素水平，除pH7.10下葉綠素a含量在兩藻株間無顯著性差異外(P>0.05)，其余pH處理下，葉綠素a、類胡蘿卜素及紫外吸收物質(zhì)含量在銅綠微囊藻905中含量都顯著高于469株(P<0.05)。pH5.65下，905株系葉綠素a、類胡蘿卜素及紫外吸收物質(zhì)含量顯著高于469株系8.36%(P<0.05)，34.00%(P<0.05)和153.29%(P<0.05)；pH 4.50下，則分別提高了0.201(P<0.05)，3.30(P<0.05)和11.23(P<0.05)倍(圖1)。

圖1 銅綠微囊藻469與905在pH 7.10以及模擬酸雨(pH5.65及pH4.50)處理下24h后葉綠素a、類胡蘿卜素以及紫外吸收物質(zhì)含量(n=3)Fig.1 Chl a, carotenoid and UVACs of Mycrocystis aeruginosa strains of 469 and 905 after cultured under pH 7.10and simulated acid rain (pH5.65 and pH4.50) condition for 24h (n=3)

圖2 銅綠微囊藻469 (FACHB-469)與905 (FACHB-905)在培養(yǎng)條件下以及模擬酸雨pH為 5.65及4.50下24h后細(xì)胞粒徑分布圖(n=3)Fig.2 The cell size of Mycrocystis aeruginosa strains of 469 and 905 under culture condition and after treated with simulated acid rain at pH of 5.65 and 4.50for 24h (n=3)

2.2 細(xì)胞粒徑和體積

正常培養(yǎng)條件下(pH7.10)，銅綠微囊藻469和905的細(xì)胞粒徑和體積差異顯著(圖2 A, B)，平均粒徑分別為(3.76±0.00) μm和(4.17±0.05) μm(圖3 A)，平均體積分別為(31.76±0.27) fL和(41.87±1.19) fL。與對照組pH7.10相比，經(jīng)模擬酸雨處理后，在pH5.65下，469細(xì)胞粒徑和體積顯著降低了2.70%(P<0.05)和11.96%(P<0.05)，905則顯著降低了3.19%(P<0.05)和11.19%(P<0.05)；在pH4.50下，469細(xì)胞粒徑和體積顯著降低了11.39%(P<0.05)和29.93%(P<0.05)，905顯著降低了3.99%(P<0.05)和14.55%(P<0.05)(圖3)。

對比469和905，各pH處理下905藻體細(xì)胞粒徑和體積顯著高于469細(xì)胞(P<0.05)。

圖3 銅綠微囊藻469與905在pH 7.10以及模擬酸雨(pH5.65和pH4.50)處理下24h后細(xì)胞平均粒徑大小及平均細(xì)胞體積(n=3)Fig.3 The mean cell size and mean cell volume of Mycrocystis aeruginosa strains of 469 and 905 after cultured under pH 7.10and simulated acid rain (pH 5.65 and pH4.50) condition for 24h (n=3)

圖4 銅綠微囊藻469與905在pH 7.10以及模擬酸雨(pH5.65及pH4.50)處理下24h的比生長速率(n=3)Fig.4 The specific growth rate of Mycrocystis aeruginosa strains of 469 and 905 after cultured under pH 7.10and simulated acid rain (pH5.65 and pH4.50) condition for 24h (n=3)

2.3 生長速率

銅綠微囊藻469和905在經(jīng)不同pH的模擬酸雨處理后，生長速率都顯著降低。相對于pH 7.10處理，pH5.65下生長速率在469和905下分別降低了111.12%(P<0.05)和74.41%，pH 4.50下則分別降低了144.77%和142.17%(圖4)。

對比469與905，pH5.65下469細(xì)胞生長速率呈負(fù)增長，905生長速率顯著高于469(3.92倍，P<0.05)(圖4)。通過顯微鏡下對各pH處理的細(xì)胞形態(tài)進(jìn)行觀察，發(fā)現(xiàn)模擬酸雨處理導(dǎo)致469和905藻體細(xì)胞破裂或變形。

2.4 有效光化學(xué)效率

各pH下培養(yǎng)24h后，相對于905株系，469株系藻體有效光化學(xué)效率(Yield)顯著高于905株系，在pH為7.10和5.65下分別增加了22.62%(P<0.05)和4.74%(P<0.05)；然而，在pH 4.50下藻體Yield顯著低于905株系，降低了44.90%(P<0.05)(圖5)。

將各pH下培養(yǎng)的藻體置于陽光模擬器下，經(jīng)PAR及PAB輻射處理1h過程中Yield的變化曲線在兩株系間呈不同趨勢。905藻體在PAR及PAB下，隨培養(yǎng)pH的降低，Yield呈緩慢降低趨勢，各pH處理間Yield差異顯著(多因素方差分析，P<0.001)。在469株系中，藻體經(jīng)PAR及PAB輻射處理1h過程中，初始的15分鐘輻射處理，Yield在各pH下都呈快速、顯著降低趨勢(P<0.05)；在PAR處理下，較低的pH(4.50)處理，藻體Yield顯著低于pH7.10和5.65處理組，而在PAB輻射處理下，各pH下培養(yǎng)的藻體Yield進(jìn)一步地降低(多因素方差分析，P<0.001)(圖5)。

通過對兩株系在各pH及兩輻射處理下Yield的比值進(jìn)行計算可得，無論是PAR處理還是PAB處理，905株系藻體Yield都要顯著高于469株系(比值大于1)，且隨pH的降低，比值逐漸升高(圖6)。

圖5 銅綠微囊藻469與905在pH 7.10以及模擬酸雨(pH5.65及pH4.50)處理下24h后置于陽光模擬器下給予可見光(PAR)及可見光+紫外線A+紫外線B(PAB)輻射處理1h過程中有效光化學(xué)效率的變化情況(n=3)Fig.5 The Yield value of 469 and 905 strain of Mycrocystis aeruginosa cultured under pH 7.10and simulated acid rain (pH5.65 and pH4.50) condition for 24h when transferred to PAR and PAB for 1 hour exposure (n=3)

圖6 銅綠微囊藻469與905在pH 7.10以及模擬酸雨pH5.65及pH4.50下處理24h后，置于陽光模擬器下給予可見光(PAR)及可見光+紫外線A+紫外線B(PAB)輻射處理1h過程中有效光化學(xué)效率的比值。虛線表示比值為1(n=3)Fig.6 The Yield ratio of Mycrocystis aeruginosa strains of 469 and 905 cultured under pH of 7.10and simulated acid rain with pH5.65 and pH4.50condition for 24h when transferred to PAR and PAB for 1 hour exposure. The dot line represent the ratio value at 1 (n=3)

圖7顯示的是pH 7.10、5.65及4.50下兩株系經(jīng)PAR及PAB輻射處理后Yield的抑制率(與各自培養(yǎng)條件下的Yield進(jìn)行比較)。結(jié)果顯示低pH(4.50)培養(yǎng)的藻體，無論是905株系還是469株系，輻射處理導(dǎo)致的抑制率都呈升高趨勢(圖7)，且在各pH處理下，PAR(圖7)以及PAB(圖7)輻射處理1h，905株系的抑制率顯著低于469株系(P<0.05)。

3 討論

微囊藻是我國多數(shù)湖泊(如太湖、巢湖、滇池等)發(fā)生水華時的優(yōu)勢種[26]，包括產(chǎn)毒株和不產(chǎn)毒株，其中產(chǎn)生毒素的微囊藻類群通過釋放各種類型的微囊藻毒素，影響水體其他生物代謝活動，并可對人類賴以生存的飲用水源產(chǎn)生潛在影響[27]。以往的原位觀測研究表明微囊藻水華發(fā)生時多以產(chǎn)毒類型為主[22]，究其原因可能與不同類型的藻株對環(huán)境變化的適應(yīng)能力不同導(dǎo)致，產(chǎn)毒與不產(chǎn)毒株系對環(huán)境變化的適應(yīng)能力，可能是決定各微囊藻類群在自然界的分布和豐度的主要因素。因而，在全球氣候變化背景下從生理學(xué)的角度比較研究不同類型水華藍(lán)藻響應(yīng)兩種環(huán)境脅迫(酸雨，UV)的異同，具有較高的研究價值。

本研究結(jié)果顯示，銅綠微囊藻905與469在模擬酸雨處理下細(xì)胞粒徑變小，葉綠素含量升高，光化學(xué)效率顯著降低，并在高光及紫外輻射下表現(xiàn)為進(jìn)一步地降低；同時兩藻株對酸雨及紫外輻射的耐受能力有著顯著差異，表現(xiàn)為905藻株更為耐受酸雨脅迫以及紫外輻射。

多數(shù)研究表明酸雨可影響浮游植物群落結(jié)構(gòu)[8]，然而涉及酸雨對水體典型浮游植物光合生理影響的研究，報導(dǎo)較少。本研究發(fā)現(xiàn)，酸雨處理可顯著降低細(xì)胞粒徑和體積，而單位細(xì)胞葉綠素含量顯著升高。早期研究表明在長期酸性脅迫下，浮游植物葉綠素含量顯著受到抑制[28]；然而也有研究表明H2SO4型湖泊中，中尺度的酸化可導(dǎo)致葉綠素b、脫鎂葉綠素、葉黃素含量在硅藻、甲藻、綠藻中呈增加趨勢，但在極度酸化下類胡蘿卜素、葉綠素a、脫鎂葉綠素則顯著降低[29]。通過對細(xì)胞生長速率的計算以及顯微鏡下觀察，推測單位細(xì)胞葉綠素含量的升高(累積)可能是由于瞬時的酸雨脅迫處理導(dǎo)致細(xì)胞分裂速率延緩所引起。通常水體中浮游植物經(jīng)歷恒定的pH變化范圍(日變化)，酸雨引起的水體H+濃度增加(瞬時酸性脅迫)，可影響浮游植物細(xì)胞內(nèi)外的酸堿平衡，例如一些研究發(fā)現(xiàn)水體pH降低(H+濃度增加)可提高浮游植物的能量消耗[30]，導(dǎo)致細(xì)胞呼吸速率在酸性環(huán)境下顯著升高[31]，從而可能使細(xì)胞生長速率受到抑制。相比于pH7.10處理，在pH5.65處理下，905藻株生長速率的降低程度低于469藻株，暗示該藻株對水體酸化的耐受性較高。

酸雨發(fā)生的同時，可導(dǎo)致水體溶解有機(jī)質(zhì)含量降低，使陽光紫外輻射的透射深度增加，因而酸雨誘導(dǎo)的水體生態(tài)系統(tǒng)的改變，與水體紫外輻射的增強(qiáng)有著極大聯(lián)系[16]。其中紫外波段的光，尤其是UVB部分，可顯著抑制浮游植物的光合作用速率[32]，降低光合固碳量[33]。紫外輻射增強(qiáng)對水體藍(lán)藻的影響已開展較多研究，內(nèi)容主要包括UVB輻射對生物大分子的損傷效應(yīng)[34]，對藻體細(xì)胞形態(tài)[19]、光合色素[35]、生長[20]、固氮[36]、光系統(tǒng)的損傷與修復(fù)[21]等方面的效應(yīng)，然而從酸雨與UV輻射的耦合效應(yīng)的角度對銅綠微囊藻進(jìn)行研究，尚未見相關(guān)報道。本文的研究表明紫外輻射顯著抑制了兩株銅綠微囊藻的有效光化學(xué)效率，UV輻射導(dǎo)致的光合活性降低在其他藍(lán)藻中也有發(fā)現(xiàn)，例如聚球藻經(jīng)高強(qiáng)度的UVB輻射處理后，藻體PSⅡ活性下降，表現(xiàn)為電子傳遞速率顯著受到抑制[37]。UV輻射導(dǎo)致的光合活性的降低，最終可使藍(lán)藻生長速率受到抑制，這種降低的生長速率在念珠藻、織線藻以及隱桿藻中都有發(fā)現(xiàn)[20]。經(jīng)酸雨脅迫處理后，藻體對紫外輻射的敏感性顯著增加(Yield降低，抑制率增加)，表明酸雨與UV輻射的耦合可進(jìn)一步降低浮游植物的光合能力。然而，在響應(yīng)高光強(qiáng)以及紫外輻射時，905和469藻株光合能力表現(xiàn)出明顯的差異(469抑制率更高，更為敏感)，表明905藻株更為耐受紫外輻射的脅迫，這一耐受性可能與藻體較高的光保護(hù)色素含量有著直接關(guān)系[38]。本研究結(jié)果也表明，905藻株類胡蘿卜素以及紫外吸收物質(zhì)的含量在各pH處理下都顯著高于469藻株，且酸雨脅迫促進(jìn)(類胡蘿卜素)或并未(紫外吸收物質(zhì))影響光保護(hù)色素的含量。另一方面，光系統(tǒng)反應(yīng)中心蛋白(D1/D2)在經(jīng)歷高光強(qiáng)或高的UV輻射后，其損傷后修復(fù)速率的快慢[39]，也是決定二者對UV輻射敏感性不同的另一個可能因素，通過對PSⅡ活性(Yield)的差異進(jìn)行比較可以看出，905較469可能具有較高的D1/D2蛋白周轉(zhuǎn)速率。

在未來全球變化背景下，隨著酸雨的持續(xù)影響以及陽光紫外輻射的增強(qiáng)，淡水水體浮游植物將會面臨復(fù)雜的環(huán)境變化，這些環(huán)境因子共同作用，對浮游植物的光合生理以及群落結(jié)構(gòu)都將會產(chǎn)生很大的影響，這種影響在很大程度上取決于不同藻體對這些環(huán)境變化的響應(yīng)。本研究中，酸雨及紫外輻射處理對兩株藻體的光合生理都產(chǎn)生了較大影響，然而905藻株較強(qiáng)的耐受酸雨以及紫外輻射的能力，可能會使該株系成為淡水水體主要的優(yōu)勢種。未來，結(jié)合環(huán)境變化研究銅綠微囊藻不同株系之間以與其他浮游植物類群間的關(guān)系對預(yù)測水體浮游植物群落結(jié)構(gòu)變動具有一定的指導(dǎo)意義。

致謝：感謝溫州大學(xué)馬增嶺副教授惠贈藻株、淮海工學(xué)院徐軍田副教授在論文寫作上的幫助。

[1] Felten V, Tixier G, Guérold F. Acid rain ecotoxicity // Férard J F, Blaise C. Encyclopedia of Aquatic Ecotoxicology. The Netherlands:Springer, 2013:1- 14.

[2] Schindler D W. Effects of acid rain on freshwater ecosystems. Science, 1988, 239(4836):149- 157.

[3] Poléo A B S. Aluminium polymerization-a mechanism of acute toxicity of aqueous aluminium to fish. Aquatic Toxicology, 1995, 31(4):347- 356.

[4] Gensemer R W, Playle R C. The bioavailability and toxicity of aluminum in aquatic environments. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 1999, 29(4):315- 450.

[5] Verbost P M, Van Rooij J, Flik G, Lock R A C, Bonga S E W. The movement of cadmium through freshwater trout branchial epithelium and its interference with calcium transport. Journal of Experimental Biology, 1989, 145(1):185- 197.

[6] Jensen F B, Malte H. Acid-base and electrolyte regulation, and haemolymph gas transport in crayfish, Astacus astacus, exposed to soft, acid water with and without aluminium. Journal of Comparative Physiology B, 1990, 160(5):483- 490.

[7] Manny B A, Fahnenstiel G L, Gardner W S. Acid rain stimulation of Lake Michigan phytoplankton growth. Journal of Great Lakes Research, 1987, 13(2):218- 223.

[8] Raut R, Sharma S, Bajracharya R M. Biotic response to acidification of lakes-A review. Kathmandu University Journal of Science, Engineering and Technology, 2012, 8(1):171- 184.

[9] Lessmann D, Fyson R, Nixdorf B. Phytoplankton of the extremely acidic mining lakes of Lusatia (Germany) with pH≤3. Hydrobiologia, 2000, 433(1/3):123- 128.

[10] 姜海波. UV-B 增強(qiáng)對水華藍(lán)藻銅綠微囊藻的長期和短期效應(yīng)及其光合作用適應(yīng) [D]. 武漢:華中師范大學(xué), 2005.

[11] Beardall J, Sobrino C, Stojkovic S. Interactions between the impacts of ultraviolet radiation, elevated CO2, and nutrient limitation on marine primary producers. Photochemical & Photobiological Sciences, 2009, 8(9):1257- 1265.

[12] Torremorell A, Bustigorry J, Escaray R, Zagarese H E. Seasonal dynamics of a large, shallow lake, laguna Chascomús:The role of light limitation and other physical variables. Limnologica-Ecology and Management of Inland Waters, 2007, 37(1):100- 108.

[13] Manney G L, Santee M L, Rex M, Livesey N J, Pitts M C, Veefkind P, Nash E R, Wohltmann I, Lehmann R, Froidevaux L, Poole L R, Schoeberl M R, Haffner D P, Davies J, Dorokhov V, Gernandt H, Johnson B, Kivi R, Kyr? E, Larsen N, Levelt P F, Makshtas A, McElroy C T, Nakajima H, Parrondo M C, Tarasick D W, von der Gathen P, Walker K A, Zinoviev N S. Unprecedented Arctic ozone loss in 2011. Nature, 2011, 478(7370):469- 475.

[14] Zepp R G, Erickson Iii D J, Paul N D, Sulzberger B. Effects of solar UV radiation and climate change on biogeochemical cycling:interactions and feedbacks. Photochemical & Photobiological Sciences, 2011, 10(2):261- 279.

[15] H?der D-P, Helbling E W, Williamson C E, Worrest R C. Effects of UV radiation on aquatic ecosystems and interactions with climate change. Photochemical & Photobiological Sciences, 2011, 10(2):242- 260.

[16] Schindler D W, Curtis P J, Parker B R, Stainton M P. Consequences of climate warming and lake acidification for UV-B penetration in North American boreal lakes. Nature, 1996, 379(6567):705- 708.

[17] Beardall J, Stojkovic S, Gao K S. Interactive effects of nutrient supply and other environmental factors on the sensitivity of marine primary producers to ultraviolet radiation:implications for the impacts of global change. Aquatic Biology, 2014, 22:5- 23.

[18] Whitton B A, Potts M. Introduction to the cyanobacteria // Whitton B A, Potts M. The Ecology of Cyanobacteria:Their Diversity in the Time and Space. Netherlands:Springer, 2000:1- 11.

[19] Ma Z L, Gao K S. Photoregulation of morphological structure and its physiological relevance in the cyanobacteriumArthrospira(Spirulina)platensis. Planta, 2009, 230(2):329- 337.

[20] Zeeshan M, Prasad S. Differential response of growth, photosynthesis, antioxidant enzymes and lipid peroxidation to UV-B radiation in three cyanobacteria. South African Journal of Botany, 2009, 75(3):466- 474.

[21] Jiang H B, Qiu B S. Inhibition of photosynthesis by UV-B exposure and its repair in the bloom-forming cyanobacteriumMicrocystisaeruginosa. Journal of Applied Phycology, 2011, 23(4):691- 696.

[22] 徐瑤. 富營養(yǎng)化水體微囊藻分子生態(tài)研究-以太湖和秦淮河為例[D]. 南京:南京師范大學(xué), 2011.

[23] Porra R J. The chequered history of the development and use of simultaneous equations for the accurate determination of chlorophylls a and b. Photosynthesis Research, 2002, 73(1- 3):149- 156.

[24] Parsons T R, Strickland J D H. Discussion of spectrophotometric determination of marine-plant pigments, with revised equations for ascertaining chlorophylls and carotenoids. Journal of Marine Research, 1963, 21(3):155- 163.

[25] 徐軍田. 經(jīng)濟(jì)紅藻龍須菜和海蘿的光生物學(xué)研究[D]. 汕頭:汕頭大學(xué), 2008.

[26] 閆海, 潘綱, 張明明. 微囊藻毒素研究進(jìn)展. 生態(tài)學(xué)報, 2002, 22(11):1968- 1975.

[27] Codd G A, Bell S G, Brooks W P. Cyanobacterial toxins in water. Water Science & Technology, 1989, 21(3):1- 13.

[28] Kwiatkowski R E, Roff J C. Effects of acidity on the phytoplankton and primary productivity of selected northern Ontario lakes. Canadian Journal of Botany, 1976, 54(22):2546- 2561.

[29] Leavitt P R, Findlay D L, Hall R I, Smol J P. Algal responses to dissolved organic carbon loss and pH decline during whole-lake acidification:Evidence from paleolimnology. Limnology and Oceanography, 1999, 44(3):757- 773.

[30] Wu Y P, Gao K S, Riebesell U. CO2-induced seawater acidification affects physiological performance of the marine diatomPhaeodactylumtricornutum. Biogeosciences, 2010, 7(9):2915- 2923.

[31] Li W, Gao K S, Beardall J. Interactive effects of ocean acidification and nitrogen-limitation on the diatomPhaeodactylumtricornutum. Plos One, 2012, 7(12):e51590.

[32] Guan W C, Gao K S. Impacts of UV radiation on photosynthesis and growth of the coccolithophoreEmilianiahuxleyi(Haptophyceae). Environmental and Experimental Botany, 2010, 67(3):502- 508.

[33] Li G, Gao K S, Gao G. Differential impacts of solar UV radiation on photosynthetic carbon fixation from the coastal to offshore surface waters in the South China Sea. Photochemistry and Photobiology, 2011, 87(2):329- 334.

[34] Sinha R P, Dautz M, H?der D P. A simple and efficient method for the quantitative analysis of thymine dimers in cyanobacteria, phytoplankton and macroalgae. Acta Protozoologica, 2001, 40(3):187- 196.

[35] Ehling-Schulz M, Bilger W, Scherer S. UV-B-induced synthesis of photoprotective pigments and extracellular polysaccharides in the terrestrial cyanobacteriumNostoccommune. Journal of Bacteriology, 1997, 179(6):1940- 1945.

[36] Kumar A, Tyagi M B, Jha P N, Srinivas G, Singh A. Inactivation of cyanobacterial nitrogenase after exposure to ultraviolet-B radiation. Current Microbiology, 2003, 46(5):380- 384.

[37] Prabha G L, Kulandaivelu G. Induced UV-B resistance against photosynthesis damage by adaptive mutagenesis inSynechococcusPCC 7942. Plant Science, 2002, 162(5):663- 669.

[38] Chen S W, Gao K S. Solar ultraviolet radiation and CO2-induced ocean acidification interacts to influence the photosynthetic performance of the red tide algaPhaeocystisglobosa(Prymnesiophyceae). Hydrobiologia, 2011, 675(1):105- 117.

[39] Wu H Y, Abasova L, Cheregi O, Deák Z, Gao K, Vass I. D1 protein turnover is involved in protection of Photosystem II against UV-B induced damage in the cyanobacteriumArthrospira(Spirulina)platensis. Journal of Photochemistry and Photobiology B:Biology, 2011, 104(1- 2):320- 325.

Physiological responses of toxigenic and non-toxigenic strains ofMicrocystisaeruginosato simulated acid rain and UV radiation

LI Wei1,2, YANG Yuling1, HUANG Song1, DONG Lili1, PAN Jian1, LI Yahe2,3, ZHOU Yue1, GAO Kunshan2,*

1CollegeofLifeandEnvironmentalSciences,HuangshanUniversity,Huangshan245041,China2StateKeyLaboratoryofMarineEnvironmentalScience,XiamenUniversity,Xiamen361005,China3CollegeofMarineSciences,NingboUniversity,Ningbo315211,China

Acid precipitation from natural and human activities can lead to different extents of acidification in different freshwater ecosystems, with noticeable changes in the carbonate system and aquatic chemistry. For example, acidification is known to decrease the ionic concentrations of magnesium and calcium, but enhance aluminum concentrations. The changes to chemicals associated with freshwater acidification could induce physiological disturbance to most aquatic organisms, which would then need to spend additional energy to cope with acidic stress. Phytoplankton species with different sensitivities to acid stress may have differential physiological responses; thus, acid stress may lead to altered community structure and species richness. Alternatively, UV-B (280—320nm) irradiance has been increasing due to stratospheric ozone depletion, which would also impact freshwater phytoplankton. Meanwhile, significantly decreased dissolved organic matter as a result of acid rain may further enhance the penetration of solar UV radiation (UVR, 280—400nm) in the water column due to decreased light attenuation. Therefore, freshwater acidification and solar UVR may interact to influence phytoplankton physiology. This study examined the physiological responses of a freshwater bloom forming cyanobacterium,Microcystisaeruginosa, to acidification and UVR. Two strains were used for the experiments; a toxigenic strain (FACHB-905) and a non-toxigenic strain (FACHB-469).Microcystisaeruginosacells were grown under simulated acid rain (with a mole ratio of H2SO4∶HNO3= 8∶1) under a solar simulator with and without UVR, to observe whether photosynthetic performance and sensitivity to UV irradiance differed between the two strains. Three pH levels were used, pH 7.10(regular BG11+N medium), 5.65, and 4.50, with the latter two pH levels reflecting acidification conditions. Two solar radiation treatments were carried out, including:photosynthetically active radiation alone (PAR, 400—700nm) and PAR+ UV-A+UV-B (PAB, 295—700nm). Our results indicate that the mean cell size and cell volume of the 905 strain was significantly higher than those of the 469 strain in all pH treatments. Acidification treatment significantly lowered mean cell size and volume, but enhanced the chlorophyll a content in both strains. Under the lowest pH (4.50), higher mortality rates were observed for both strains, with decreased effective quantumyield. The inhibition of the growth rate was more pronounced in the non-toxigenic strain. The effective quantumyielddeclined with decreasing pH level when cells were exposed to high levels of PAR and PAR+UVR. UV-induced inhibition of effective quantumyieldwas much higher in the non-toxigenic strain compared to the toxigenic strain. This differential response may be attributed to different contents to UV absorbing compounds and carotenoids. Under the global climate change scenario, increasing aquatic acidification and UV irradiance might decrease the competence of the non-toxigenic strain over the toxigenic one.

Microcystisaeruginosa; acid rain; UV radiation; growth; photosynthesis

安徽省自然科學(xué)基金青年項(xiàng)目(1508085QC67)；黃山學(xué)院博士啟動項(xiàng)目(2014xkjq002)；安徽省大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)項(xiàng)目(AH2014103753126)；近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(廈門大學(xué))訪問學(xué)者基金(MEL Visiting Fellowship) (MELRS1314)

2014- 05- 21; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期:

日期:2015- 05- 19

10.5846/stxb201405211049

*通訊作者Corresponding author.E-mail:ksgao@xmu.edu.cn

李偉，楊雨玲，黃松，董麗麗，潘健，李亞鶴，周月，高坤山.產(chǎn)毒與不產(chǎn)毒銅綠微囊藻對模擬酸雨及紫外輻射的生理響應(yīng).生態(tài)學(xué)報,2015,35(23):7615- 7624.

Li W, Yang Y L, Huang S, Dong L L, Pan J, LI Y H, Zhou Y, Gao K S.Physiological responses of toxigenic and non-toxigenic strains ofMicrocystisaeruginosato simulated acid rain and UV radiation.Acta Ecologica Sinica,2015,35(23):7615- 7624.