吳孟李 范利青 吳艷龍 秦 偉 商添雄 程 楠 雷臘梅

(1.珠海市供水與排水治污中心, 珠海 519000; 2.珠海市水資源中心, 珠海 519000;3.暨南大學生命科學技術學院生態(tài)學系, 廣州 510632)

拉氏擬柱孢藻(Cylindrospermopsis raciborskii,簡稱擬柱孢藻CYL)被認為是熱帶特征性藍藻, 有學者建議將其與尖頭藻合并, 改稱拉氏尖頭藻(Raphidiopsis raciborskii)[1]。擬柱孢藻所產生的擬柱孢藻毒素(CYN)是一類環(huán)胍類生物堿物質, 具有肝毒性,神經毒性、繁殖毒性和細胞毒性, 進入細胞后能抑制谷胱甘肽、細胞色素P450和蛋白質的合成, 是一種潛在的致癌物, 對人類健康造成嚴重危害[2,3]。澳大利亞最早對飲用水中CYN濃度進行限定, 安全限值為1 μg/L[3], 美國在2016年也發(fā)布了CYN衛(wèi)生警告水平, 6歲以下人群為≤0.7 μg/L, 6歲以上則為≤3.0 μg/L[4], 2022年WHO建議CYN的長期暴露濃度應不超過0.7 μg/L。由此可見, CYN引起的水華毒性在國際上已廣受關注。

作為一種入侵藍藻, 擬柱孢藻已廣泛擴張至加拿大、新西蘭、歐洲各國等溫帶地區(qū)的水體, 目前僅南極洲未出現(xiàn)擬柱孢藻的報道[5,6]。在我國, 擬柱孢藻發(fā)現(xiàn)在廣東、福建、云南、湖北、臺灣、山東和北京等多個省份有分布[7—11], 并在臺灣、福建、廣東等地區(qū)形成優(yōu)勢和較高生物量[7,11,12],尤其在地處熱帶-亞熱帶的廣東省, 擬柱孢藻已逐漸取代微囊藻成為多個水庫的優(yōu)勢種群, 在廣東省江門市鎮(zhèn)海水庫中常年優(yōu)勢度可達93.5%[9,13]。

然而, 在自然水體中同一藍藻的產毒和非產毒基因型往往共存, 兩者通過顯微觀測無法區(qū)分[14,15],基于毒素合成酶基因的PCR檢測可鑒別兩種基因型, 而進一步發(fā)展的熒光定量PCR(qPCR)則可實現(xiàn)對水體中產毒和非產毒藍藻的準確定量[16,17]。包括我國在內的世界上許多國家已將qPCR大量應用于湖泊、水庫及河流中產毒微囊藻的分布動態(tài)及室內模擬研究[15,16,18,19]。相比較而言, 盡管擬柱孢藻已廣泛分布于全球, 將qPCR用于產毒擬柱孢藻監(jiān)測的研究僅有幾例[14,20—23], 如我國澳門水庫中產毒擬柱孢藻豐度與氨氮濃度顯著正相關[22], 澳大利亞North Pine水庫中開展的中宇宙試驗則發(fā)現(xiàn)磷添加顯著促進浮游植物群落中產毒擬柱孢藻的生長[14]。初步研究表明環(huán)境因子在調節(jié)產毒和非產毒兩種基因型的演替中起重要作用[20,22—23], 但基于上述有限的研究難以弄清產毒基因型的發(fā)生規(guī)律。

在我國, 產毒擬柱孢藻和CYN已在浙江、湖北、福建、安徽、廣東、澳門等地區(qū)的水體被檢測到[8,21,22,24,25], Jiang等[8]認為產CYN的擬柱孢藻在我國是呈零星分布的, 非產毒擬柱孢藻的分布更為普遍。而基于Lei等[9]的研究, CYN在廣東省東莞市水庫中廣泛分布, 檢到的頻次顯著高于微囊藻毒素, 濃度最高可達8.25 μg/L, 但該研究沒有區(qū)分擬柱孢藻的產毒與非產毒種群。Lei等[21]進一步建立了基于CYN毒素合成酶基因cyrJ的qPCR方法, 發(fā)現(xiàn)廣東省水庫約74%的樣品中可檢到產毒擬柱孢藻, 即產毒基因型在該地區(qū)廣泛存在, 但其在擬柱孢藻種群中并不占優(yōu)勢, 最高比例不超過35%, 而目前對產毒擬柱孢藻在我國熱帶地區(qū)發(fā)生分布的影響因子還缺乏研究。本研究以位于華南熱帶地區(qū)的廣東省珠海市20座水庫為對象, 對比分析2018和2022年水庫中產毒擬柱孢藻豐度、比例和CYN濃度的變化, 結合同步測定的環(huán)境因子, 分析和了解產毒擬柱孢藻發(fā)生分布規(guī)律, 為該地區(qū)防范擬柱孢藻水華的毒性風險和水質管理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 采樣點的布設與樣品采集

珠海市位于廣東省南部, 全市都屬于熱帶地區(qū)(21°48′—22°27′ N 和 113°03′—114°19′E; 圖1)。20座水庫主要分布在香洲區(qū)(7座)和斗門區(qū)(8座),高新區(qū)和高欄港區(qū)各2座, 大鏡山、竹銀、乾務和鳳凰山等4座水庫為中型水庫, 其余16座為小型水庫(表1)。分別在2018和2022年對20座水庫進行采樣, 除了大鏡山和蛇地坑水庫的采樣是在2018年的10月進行, 其他水庫的采樣均在當年雨季結束后的7—8月進行, 并在1周內完成所有水庫的采樣。在水庫的出水口或大壩處設置1個監(jiān)測點, 2次共采集到40個樣品。在水庫監(jiān)測點的表層0.5 m處使用有機玻璃采水器采集2 L水樣, 于2h內運至實驗室, 其中1 L用于理化指標測定, 另外1 L水樣取200 mL用0.45 μm孔徑濾膜過濾收集藻細胞用于DNA 提取, 同時取2 mL水樣用于測定總擬柱孢藻毒素和微囊藻毒素濃度, 上述處理的樣品未測定前直接凍存于-20℃冰箱保存。

表1 珠海市20座調查水庫的主要特征參數(shù)Tab.1 Main characteristics of twenty reservoirs in Zhuhai city

圖1 珠海市20座調查水庫的分布Fig.1 Location of twenty reservoirs in Zhuhai city

1.2 理化指標分析

1.3 熒光定量PCR分析

水庫浮游植物樣品中的基因組DNA采用試劑盒(北京鼎國昌盛生物技術有限公司)提取, 將收集到藻細胞的濾膜剪碎, 加入800 μL試劑盒中的裂解液, 置于細胞破碎儀(Fastprep 24-5G)輔助裂解細胞,隨后按照說明書進行DNA的提取, 在分析前基因組DNA置于-20℃冰箱保存?zhèn)溆谩?/p>

水樣中的總擬柱孢藻豐度和產毒擬柱孢藻豐度的測定采用Lei等[21]建立的熒光定量PCR(qPCR)方法, 該方法針對擬柱孢藻rpoC1基因(RNA聚合酶β'亞基1)和cyrJ基因(CYN合成酶基因簇中的J基因)篩選獲得特異性引物對和探針(表2)。以克隆有兩個基因的質粒為標準品, 利用質粒 DNA 為模板建立rpoC1和cyrJ基因的不同拷貝數(shù)與對應Ct值間的標準曲線, 獲得基因組拷貝數(shù)的對數(shù)與Ct值的線性方程, 根據樣品的Ct值算出其初始模板的濃度,計算獲得水體中的擬柱孢藻總豐度(rpoC1基因拷貝數(shù))和產毒擬柱孢藻豐度(cyrJ基因拷貝數(shù)), 非產毒擬柱孢藻豐度為兩者的差值, 擬柱孢藻種群中產毒細胞比例為(cyrJ/rpoC1)×100。

表2 熒光定量PCR主要的引物和探針序列Tab.2 Premiers and probes for Real-time PCR

熒光定量PCR反應體系如下: PCR反應液15.4 μL,引物探針混合液2 μL, Hot-startTaq酶1.2 μL, DNA模板5 μL, 加純水至50 μL。PCR反應為熱啟動, 反應條件: 95℃, 2min, 然后94℃ 15s, 55℃ 45s, 50個循環(huán)。

1.4 擬柱孢藻毒素和微囊藻毒素分析

水庫水樣反復凍融后超聲處理1min, 離心10min后留上清液用于擬柱孢藻毒素(CYN)和微囊藻毒素(MC)濃度的測定。MC的檢測采用美國Beacon公司的微囊藻毒素檢測試劑盒, 該試劑盒是為直接競爭ELISA(酶聯(lián)免疫吸附性分析)模式, 在450 nm波長進行吸光值的測定后繪制標準曲線, 獲得線性模擬曲線和方程, 并根據方程計算樣品中MC濃度。

CYN的檢測亦為直接競爭ELISA方法, CYN單克隆抗體N8為Lei等[27]篩選制備, HRP-CYN采用文獻[28]報道的連接方法, ELISA具體步驟如下: 包被二抗的微孔板中依次加入50 μL的HRP-CYN、CYN標準品(0、0.1、1、5和10 ng/mL)或樣品、CYN單抗N8, 37℃振動孵育1h, 洗滌液沖洗6次, 加入顯色劑100 μL, 室溫孵育10—30min, 加入終止液后采用酶標儀測OD450nm的吸光值, 繪制標準曲線并計算樣品中CYN濃度。

1.5 數(shù)據處理和分析

在R軟件采用程序包boxplot對2018和2022年的環(huán)境因子、總擬柱孢藻和產毒擬柱孢藻豐度、產毒細胞比例和CYN濃度進行箱須圖的繪制, 并采用One-way ANOVA進行顯著性比較, 顯著水平為P＜0.05。對擬柱孢藻豐度、產毒藻比例、CYN濃度與環(huán)境因子進行Spearson相關分析并在P＜0.05水平上進行統(tǒng)計顯著性檢驗。采用混合效應模型分析環(huán)境因子對擬柱胞藻豐度和產毒細胞比例的影響,并將采樣年份設為隨機變量, 分析前將擬柱孢藻豐度進行l(wèi)og2(N+1)轉換。在R語言中調用 “l(fā)mertest”包估計線性混合效應模型參數(shù), 使用“step”函數(shù)剔除模型中不顯著的變量。

2 結果

2.1 水庫理化特征

圖2顯示了2018和2022年兩次調查的理化因子均值和變化范圍。兩次調查時20座水庫水溫均值都在30℃以上, 10月采樣的大鏡山和蛇地坑水溫稍低, 分別為26℃和23℃。2018年水庫的pH為5.26—8.97, 比2022年(7.19—8.5)波動明顯, 但兩個年份間pH差異不顯著(P＞0.05); 水庫的透明度整體在2018年更深, 但2018和2022年間無顯著差異(P＞0.05)。2018和2022年水庫TP濃度分別在0.01—0.112和0.005—0.05 mg/L, 2018年20座水庫的TP和NO3-N濃度均值均高于2022年, 但統(tǒng)計分析表明兩個年份間差異不顯著(P＞0.05)。PO4-P是濃度呈顯著增加的唯一理化因子(P＜0.01), 2022年20座水庫的均值為14.9 μg/L, 比2018年高3.4倍。與2018年相比,水庫的TN和NH4-N濃度在2022年顯著下降(P＜0.05), 兩者的均值分別從2018年的1.38和0.097 mg/L降至2022年的0.66和0.034 mg/L。均發(fā)現(xiàn), 2018和2022年水庫Chl.a濃度分別為0.685—69.73和0.5—46 μg/L, 最高濃度出現(xiàn)在2018年的南屏水庫, 盡管Chl.a濃度在水庫間差異明顯, 但兩個年份間無顯著差異(P＞0.05)。根據TSI指數(shù), 兩次調查時珠海市水庫整體為中營養(yǎng)狀態(tài), 2018和2022年間的TSI均值無顯著差異(P＞0.05); 茶冷逕水庫為唯一的貧營養(yǎng)水庫, 但其TSI從2018年的29.3上升到2022年38.3,2022年TSI＞50的水庫為6座(大鏡山、梅溪、竹銀、先鋒嶺、木頭沖和白水寨), 稍高于2018年的4座(大鏡山、南屏、竹銀和竹仙洞)。

圖2 2018年和2022年20座水庫理化因子變化范圍的比較Fig.2 Comparison of variabilities on environmental variables of twenty reservoirs between 2018 and 2022

2.2 水庫中的總擬柱孢藻、產毒擬柱孢藻豐度和比例

在兩次調查期間, 基于rpoC1和cyrJ基因的熒光定量PCR方法在20座水庫的40個樣品中均檢到擬柱孢藻, 在其中33個樣品中檢到產毒擬柱孢藻,2018和2022年未檢到產毒基因型的樣品分別為3個(大鏡山、青年和茶泠逕)和4個(銀坑、乾務、西坑水陂和先鋒嶺), 表明這些水庫中只存在非產毒基因型或產毒基因型豐度低至無法檢出。2018和2022年20座水庫的擬柱孢藻總豐度分別在2.03×104—5.71×108和4.79×105—2.3×109cells/L(圖3A), 產毒擬柱孢藻豐度分別在1.33×103—2.18×108和5.26×103—1.14×108cells/L(圖3B), 種群內產毒基因型的比例(cyrJ/rpoC1)在0.046%—38.66%, 最大值出現(xiàn)在2018年的龍井水庫(圖3B), 但20座水庫中產毒基因型比例在2018和2022年均沒有超過50%, 表明非產毒基因型在擬柱孢藻種群內占據優(yōu)勢。

圖3 2018年和2022年20座水庫的總擬柱孢藻豐度(rpoC1拷貝數(shù))(A)、產毒擬柱孢藻豐度(cyrJ拷貝數(shù), 柱狀圖)(B)和比例(cyrJ/rpoC1, 散點圖)及其變化范圍(C)Fig.3 Total abundances of C.raciborskii (A, rpoC1 gene copies), the abundances of the toxic genotypes (B, cyrJ gene copies) and its ratio within C.raciborskii population (B, cyrJ/rpoC1) in twenty reservoirs and their variabilities in 2018 and 2022 (C)

2022年有17座水庫總擬柱孢藻豐度較2018年明顯增加, 水庫總豐度均值從2018年的3.41×107cells/L上升至2022年的3.15×108cells/L, 增長近10倍, 兩個年度間總擬柱孢藻豐度呈顯著差異(圖3C;P＜0.05)。盡管2022年有13座水庫的產毒細胞豐度較2018年有一定的升高, 但兩個年度間的產毒細胞豐度均值無顯著差異(圖3C;P＞0.05)。從2018年到2022年, 非產毒基因型在擬柱孢藻種群內的優(yōu)勢進一步擴大, 產毒基因型比例進一步顯著降低(P＜0.05),其均值和最大值分別從2018年的14.86%和38.66%降至2022年的4.17%和17.24%(圖3B和3C)。

2.3 擬柱孢藻毒素和微囊藻毒素濃度

2018年水庫樣品僅測定了CYN濃度, 僅大鏡山水庫未檢到CYN, 其他19座水庫中CYN濃度范圍在0.19—1.58 μg/L(圖4A), 最高濃度出現(xiàn)在乾務水庫。2022年同時檢測了CYN和MC, 20座水庫中有6座水庫(梅溪、銀坑、乾務、龍井、鳳凰山和先鋒嶺水庫)中未檢到CYN, 其他14座水庫中CYN濃度在0.1—0.767 μg/L(圖4A); MC僅在竹銀和先鋒嶺兩座水庫中檢到, 濃度分別為0.192和0.103 ng/mL。2018年有4座水庫(銀坑、乾務、龍井和南山)的CYN濃度超過WHO建議的0.7 μg/L的安全限值, 而2022年僅月坑水庫的CYN濃度超過安全限值(圖4A)。與2018年相比, 16座水庫的CYN濃度在2022年出現(xiàn)明顯下降, 2018年水庫的CYN濃度均值(0.56 μg/L)顯著高于2022年(0.19 μg/L; 圖4B;P＜0.05)。

圖4 2018和2022年20座水庫中的CYN濃度(A)及變化范圍的箱須圖(B)Fig.4 CYN concentrations in twenty reservoirs (A), and its range of variability in 2018 and 2022 (B)

2.4 產毒擬柱孢藻豐度和比例、擬柱孢藻毒素濃度與環(huán)境因子的關系

Spearson相關分析表明(表3), 總擬柱孢藻豐度和產毒基因型豐度與pH (P＜0.001), Chl.a(P＜0.05)和 TSI (P＜0.05)呈顯著正相關; 此外, 總擬柱孢藻豐度還與PO4-P (P＜0.05)顯著正相關, 與NO3-N (P＜0.05)顯著負相關。種群中產毒擬柱孢藻的比例則與TN和 NH4-N都呈顯著正相關(P＜0.05)。CYN濃度分別與水溫(P＜0.01)和NH4-N (P＜0.05) 顯著正相關; 此外, 線性回歸分析表明CYN與與總擬柱孢藻豐度無明顯關系, 與產毒細胞比例均呈極顯著正相關(圖5B;R2=0.459;n=40;P＜0.001), 與產毒細胞豐度呈顯著相關(圖5A;R2=0.133;n=40;P＜0.05)。

表3 總擬柱孢藻豐度、產毒擬柱孢藻豐度、產毒擬柱孢藻比例、CYN濃度與理化因子的相關系數(shù)Tab.3 Spearman correlations coefficients of environmental variables with total and toxic C.raciborskii abundance, ratio of toxic cell and CYN concentration

圖5 CYN濃度與產毒擬柱孢藻豐度的對數(shù)值(A)和產毒細胞比例(B)間的線性回歸關系Fig.5 Linear regression between CYN concentrations and the log10 toxic abundance (A) and the ratio of toxic strains within C.raciborskii population (B)

采用混合效應模型分析擬柱孢藻豐度與各環(huán)境因子間的關系, 結果發(fā)現(xiàn)年際間的隨機效應不顯著(P＞0.05), 用“step”函數(shù)篩選后得到線性模型, 結果顯示PO4-P和NO3-N是總擬柱孢藻和非產毒擬柱孢藻豐度的顯著解釋變量(表4), 兩者豐度的對數(shù)值均隨PO4-P濃度的升高而增加, 隨NO3-N濃度的降低而減少(圖6)。混合效應模型分析表明水溫(T)對產毒細胞比例有顯著影響(coef.est=2.01; coef.se=0.83; df=37;P=0.02)。

表4 總擬柱孢藻和非產毒細胞豐度與PO4-P和NO3-N的線性混合效應模型Tab.4 The GLMM models between the log abundances of total and non-toxic C.raciborskii and of concentrations PO4-P and NO3-N

圖6 總擬柱孢藻(A和B)和非產毒細胞豐度(C和D)與無機磷(PO4-P)和硝態(tài)氮(NO3-N)的線性關系Fig.6 The relationship between the log abundances of total (A and B) and non-toxic (C and D) C.raciborskii and of concentrations PO4-P and NO3-N

3 討論

與微囊藻易聚集形成表面水華不同, 擬柱孢藻在水柱中的垂直分布較為均勻, 特別是在中小型水庫中幾乎沒有空間差異[22], 因此很多研究均采取表層浮游植物樣品進行觀測[11—13,20]。本研究采用前期建立的基于rpoC1和cyrJ基因的qPCR方法對珠海市20座水庫表層0.5 m的樣品進行定量分析[21], 結果發(fā)現(xiàn)在2018年和2022年兩次調查的40個樣品中均檢到擬柱孢藻, 其中33個樣品檢到產毒擬柱孢藻,表明該類水華藍藻已在廣東省水庫廣泛分布[9,29],產毒擬柱孢藻的發(fā)生也極為普遍[21,30]。從兩次調查的結果可知, 種群內產毒基因型的比例最高為38.66%, 這與我們前期在廣東省的觀測結果一致[21,30],即非產毒基因型在擬柱孢藻種群內占據優(yōu)勢。從2018到2022年, 擬柱孢藻總豐度均值增長了近十倍,這意味著我國熱帶水庫中擬柱孢藻的水華強度在明顯增加。然而種群內產毒基因型表現(xiàn)出不一樣的規(guī)律, 其平均豐度和最高豐度在兩次調查間均沒有顯著差異, 這使得產毒基因型的比例進一步降低,非產毒擬柱孢藻在熱帶水庫的優(yōu)勢度進一步擴大。

一般認為水體富營養(yǎng)化程度的加劇導致有害藻類增加[15,31], 氮磷是所有藻類生長必需的營養(yǎng)物質, 在控制浮游植物生長中起主要的限制作用[5,15,31]。線性回歸模型顯示擬柱孢藻總豐度與PO4-P呈顯著正相關, 與NO3-N呈負相關, 表明水庫無機磷濃度的升高和氮的下降有利于該藍藻增殖并形成優(yōu)勢。擬柱孢藻能在全球快速擴張的策略之一是具靈活的磷利用策略, 擁有快速吸收和儲存無機磷的能力[5,6,32], 因而可明顯受益于2018年到2022年珠海水庫PO4-P濃度的顯著上升, 擬柱孢藻快速增殖而導致其豐度增加近10倍。作為一種固氮藍藻, 擬柱孢藻可在水體氮不足的條件下形成異形胞固氮, 從而為其生長提供氮源[33,34]。因此相對于微囊藻等非固氮藍藻, 珠海水庫氮濃度的下降會更有利于固氮擬柱孢藻的優(yōu)勢形成[15,35], 使得擬柱孢藻總豐度與NO3-N 濃度呈顯著負相關, 這樣的相關性在其他水庫的研究中也有觀測到[33—36]?；陲@微觀測的結果, 浮游植物群落中擬柱孢藻在大鏡山、鳳凰山等水庫的相對豐度最高可達99.7%(未發(fā)表的數(shù)據),是Chl.a濃度的主要貢獻者, 調查期間水庫較高的水溫(＞30℃)和其他環(huán)境條件都有利于擬柱孢藻生長,導致在Spearson相關性分析中其豐度與pH呈極顯著正相關, 也有研究發(fā)現(xiàn)擬柱胞藻偏好高pH的生長環(huán)境[5,36]。

我們的結果表明擬柱孢藻種群內的產毒和非產毒基因型對PO4-P和NO3-N的響應不同: 由線性回歸模型可知非產毒擬柱孢藻豐度與上述兩種營養(yǎng)鹽分別呈正相關和負相關, 產毒擬柱孢藻則與它們沒有明顯的關系, 這意味著高磷低氮的條件更有利于非產毒擬柱孢藻獲得競爭優(yōu)勢。這與前期的研究不一致, Zhang等[22]發(fā)現(xiàn)澳門水庫中產毒細胞豐度與氨氮濃度顯著正相關, Burford等[5]的中宇宙實驗則顯示無機磷升高顯著促進產毒擬柱孢藻生長。比較基因組分析表明產毒和非產毒藍藻的本質區(qū)別在于毒素合成酶基因簇的有無, 而產毒一直被認為能增加藍藻自身的競爭優(yōu)勢[17,37], 產毒擬柱孢藻對鐵限制、高光、氮限制等脅迫條件的適應要高于非產毒藻株[38—40]。然而, 近期不少學者提出常見的藍藻毒素如微囊藻毒素和CYN均是富氮毒素, 由于毒素的合成需要碳、氮等物質構建毒素分子[15,41], 氮磷營養(yǎng)的單限制和共限制下都將使產毒藻的競爭優(yōu)勢降低和毒素產量下降[15,30,42,43], 這可能是珠海市水庫中產毒擬柱孢藻比例和CYN濃度進一步下降的原因, 最終使得非產毒擬柱孢藻在珠海水庫氮濃度下降的情況下占據優(yōu)勢。

作為熱帶特征性種類, 擬柱孢藻被認為會更加受益于水溫的升高[44], 但統(tǒng)計分析沒有發(fā)現(xiàn)兩者間存在顯著關系, 這可能是兩次采樣主要在水溫較高的7—8月進行, 溫度波動很小所致。本研究發(fā)現(xiàn)溫度的升高會導致產毒基因型比例增加, 即擬柱孢藻種群內會發(fā)生非產毒基因型向產毒基因型的轉變,這與很多在微囊藻中觀測到的結果相一致, 推測隨著全球氣候變暖, 與微囊藻水華類似, 擬柱孢藻水華也將趨于具更高的毒性[31,45]。Spearson相關分析還發(fā)現(xiàn)溫度與CYN濃度呈顯著正相關, 與前期我國東莞市的水體和巢湖及埃及、波蘭等水體中的觀測結果一致[3,9,24], 這表明珠海市水庫的CYN風險主要出現(xiàn)在夏季高溫時期。

2018年和2022年CYN在珠海市20座水庫的檢出率分別為95%和70%, 我國巢湖在6—7月夏季水華期的CYN檢出率達100%[24], 結合前期東莞市和廣東省其他水庫的研究[9,21], 可以推斷CYN在廣東省發(fā)生頻率極高[8], 該毒素可能也已廣泛分布在全國的水體中, 但監(jiān)測數(shù)據極為匱乏。與東莞市水庫中最高濃度8.25 ng/mL相比[9], 本次調查的珠海市水庫CYN濃度明顯很低, 尤其是2022年僅月坑水庫超過WHO的安全限值0.7 μg/L, 最高濃度(0.784 μg/L)較東莞市低10倍。2022年珠海市水庫中微囊藻毒素的檢出率和濃度均顯著低于CYN, 與東莞市和廣東省其他水庫的研究結果一致[9,29], 表明我國熱帶水庫中CYN的發(fā)生較微囊藻毒素更為普遍, 需在該地區(qū)關注其對水庫供水安全的威脅。一般認為藍藻毒素濃度與其產生者的豐度間會呈正相關[9,24,29],然而本研究發(fā)現(xiàn)擬柱孢藻豐度與CYN無相關性, 這可能是因為擬柱孢藻并非是CYN的產生者, 如歐洲水體可檢到該毒素, 但其產生者主要為束絲藻[5,46]。然而, 我們在珠海市水庫中廣泛檢到產CYN的擬柱孢藻, CYN濃度與產毒擬柱孢藻豐度和比例呈正相關, 這與前人的觀點相一致, 即產毒基因型的豐度和比例更適合用來指征藍藻水華毒性[14,47]。因此在評估擬柱孢藻水華的潛在健康風險時, 對產毒細胞進行定量分析將更具指導意義。

4 結論

(1)本研究進一步證實了產毒擬柱孢藻和CYN在我國熱帶水庫中廣泛分布, 非產毒擬柱孢藻在種群中占據優(yōu)勢; (2)對比2018年的監(jiān)測, 2022年擬柱孢藻在熱帶水庫呈大幅度增加趨勢, 但其產毒基因型豐度基本穩(wěn)定, 這使得產毒擬柱孢的相對優(yōu)勢進一步下降, 也降低了水體CYN超標概率; (3)無機磷濃度的顯著升高及硝氮濃度的下降可能是導致熱帶水庫非產毒擬柱孢藻優(yōu)勢形成的主要原因; 水溫升高則使產毒擬柱孢藻比例增加。