川蔓藻對兩種常見浮游藻類的化感作用

張 欣,盧學(xué)強(qiáng)*,王 蘭,韓曉昕,毛海燕

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川蔓藻對兩種常見浮游藻類的化感作用

張 欣1,2,3,盧學(xué)強(qiáng)1,2,3*,王 蘭1,2,韓曉昕1,2,毛海燕4

(1.南開大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,天津 300350；2.南開大學(xué)天津市跨介質(zhì)復(fù)合污染環(huán)境治理技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,天津 300350；3.南開大學(xué)天津市環(huán)境生物地球化學(xué)循環(huán)調(diào)控技術(shù)國際聯(lián)合研究中心,天津 300350；4.廈門海石生態(tài)環(huán)境股份有限公司,福建 廈門 361023)

選取沉水植物川蔓藻與浮游藻類普通小球藻、銅綠微囊藻為研究對象,測定在川蔓藻共培養(yǎng)脅迫下2種藻單獨(dú)存在和按1:1(:)混合情況下的光密度、葉綠素a、最大光化學(xué)量子產(chǎn)量、相對電子傳遞速率、可溶性糖、丙二醛以及超氧化物歧化酶活性的變化.結(jié)果表明:在川蔓藻存在的條件下,普通小球藻、銅綠微囊藻和二者混合藻的生長被快速強(qiáng)烈抑制,抑制率在第6d時達(dá)到最大值,分別為80.95%、94.18%和94.01%.3個處理組的光密度值、葉綠素a、可溶性糖及最大光化學(xué)量子產(chǎn)量等指標(biāo)均低于對照組,且隨時間呈明顯的下降趨勢,說明其光合能力逐漸減弱.而丙二醛和超氧化物歧化酶指標(biāo)在0~6d卻高于對照組,表明可能發(fā)生了浮游藻類膜質(zhì)過氧化過程.

川蔓藻；普通小球藻；銅綠微囊藻；化感作用

水華爆發(fā)嚴(yán)重影響著水質(zhì)安全,會引發(fā)嚴(yán)重的飲用水供給危機(jī)[1-2].夏季水華浮游植物優(yōu)勢種主要為藍(lán)藻和綠藻[3-5].銅綠微囊藻()是形成水華的一種典型的有毒藍(lán)藻[6],會釋放藍(lán)藻毒素和異味物質(zhì),不僅會對水生生物包括魚類、水生無脊椎動物、沉水植物、挺水植物、細(xì)菌等造成一定的傷害,還會通過向水環(huán)境中釋放化感物質(zhì)威脅到人類的健康[7].普通小球藻()是引起水華的具有代表性的一種綠藻,是北方濱海河流的優(yōu)勢種類[8].前期研究表明,一些沉水植物會對浮游藻類產(chǎn)生特異性的化感抑制作用[9-10].不同種類的浮游藻類之間也會存在競爭,銅綠微囊藻對小球藻、四尾珊藻等藻類都存在化感抑制作用[11-12].川蔓藻()是一種可在高鹽度水域生長的沉水植物[13-14],同時,川蔓藻對普通小球藻還有明顯的化感抑制作用[8],因而川蔓藻往往是濱海高鹽環(huán)境水生態(tài)修復(fù)或水生態(tài)系統(tǒng)重建的必不可少的重要物種[15].水華中一般同時存在藍(lán)藻和綠藻.然而,川蔓藻對藍(lán)藻以及藍(lán)藻和綠藻同時存在下的化感抑制作用以及可能的作用機(jī)理研究還相對較少.由于影響植物生長的因素較多[16],本實(shí)驗(yàn)在人工氣候箱內(nèi)進(jìn)行,分別研究了川蔓藻共培養(yǎng)對銅綠微囊藻(藍(lán)藻)、普通小球藻(綠藻)以及兩個藻種共存時的化感作用以及可能的作用機(jī)理.

1 材料與方法

1.1 材料

實(shí)驗(yàn)所用普通小球藻(FACHB-8)、銅綠微囊藻(FACHB-524)購自中國科學(xué)院水生生物研究所淡水藻種庫.實(shí)驗(yàn)所用川蔓藻購自江蘇省興化市龍馬水生植物培育有限公司.實(shí)驗(yàn)開始前,川蔓藻用無菌蒸餾水清洗3次,去除附著的沉積物和無脊椎動物,然后在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)用裝有BG11培養(yǎng)基的10L半透明塑料箱懸浮培養(yǎng)7d,每天換1次水,以適應(yīng)實(shí)驗(yàn)室環(huán)境.普通小球藻與銅綠微囊藻置于人工氣候箱中,光周期12h(L明):12h(D暗),溫度(25±2)℃,相對濕度70%,光照強(qiáng)度(6000±200)Lux,用BG11培養(yǎng)基擴(kuò)大培養(yǎng),培養(yǎng)基鹽度為2‰.每天搖動兩次,等待其長到對數(shù)生長期且藻類濃度大約至5.5×105cells/mL[17].

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)設(shè)為3組,分別是A組:川蔓藻+普通小球藻;B組:川蔓藻+銅綠微囊藻;C組:川蔓藻+普通小球藻和銅綠微囊藻(2種藻按1:1(:)比例配置,簡稱混合藻).每組實(shí)驗(yàn)又分別設(shè)置對照組(CK)和處理組(TR),川蔓藻(整株)與浮游藻類共同放置于1L錐形瓶中,川蔓藻所占培養(yǎng)基的比例為2%(/).每組實(shí)驗(yàn)設(shè)置3個平行.各實(shí)驗(yàn)組組成如表1所示.

表1 實(shí)驗(yàn)組設(shè)計

實(shí)驗(yàn)在人工氣候箱中進(jìn)行,條件設(shè)置與浮游藻類擴(kuò)大培養(yǎng)階段一致,連續(xù)培養(yǎng)14d.分別在第0,2, 4,6,8,10,12,14d時定時取樣30mL測定藻液的各項(xiàng)生理指標(biāo).每次取樣后向培養(yǎng)瓶中補(bǔ)加30mL的BG11培養(yǎng)基,避免因營養(yǎng)成分缺失對浮游藻類的生長產(chǎn)生影響.

1.3 指標(biāo)測定及計算

各項(xiàng)生理指標(biāo)測定方法如表2所示.

光密度值(OD560)代表浮游藻類的生物量,用紫外可見分光光度計560nm處測定吸光度表示.藻類抑制率公式[18]:

式中:IR為抑制率;N為處理組第d藻細(xì)胞OD560值;M為對照組第d藻細(xì)胞OD560值.

根據(jù)邏輯斯締方程d/d=(1-/),設(shè)定川蔓藻對藻類的效應(yīng)作用為E,則藻類在川蔓藻共培養(yǎng)作用下的增長模型[19]為:

式中:為增長率;為種群大小(光密度);為環(huán)境容納量或負(fù)荷量;E為川蔓藻對藻類的化感作用系數(shù).

式中:為比增長率.

e表示每一天處理組的與對照組的的差值,E以實(shí)驗(yàn)期間所有e的平均數(shù)表示[20].

葉綠素含量(Chl-a)是光合速率測定中不可缺少的指標(biāo),在光合系統(tǒng)能量的獲取和傳遞中起著重要作用[21].一旦Chl-a的合成被抑制,藻類細(xì)胞的繁殖也會被抑制[22].

最大光化學(xué)量子產(chǎn)量(v/m)代表浮游藻類光系統(tǒng)Ⅱ(PSⅡ)對激發(fā)光能的轉(zhuǎn)換和耗散效率.相對電子傳遞速率(ETR)反映光合電子的傳遞速度,電子傳遞時刻發(fā)生在光系統(tǒng)Ⅰ與光系統(tǒng)Ⅱ的物質(zhì)與能量轉(zhuǎn)換之間,影響著碳水化合物和ATP的合成速率.每個樣品取3.5mL放入樣品池中暗反應(yīng)15min后,用水樣熒光儀測定v/m和ETR.

式中:v是暗適應(yīng)后的最大熒光產(chǎn)量與最小熒光產(chǎn)量的差值;m是暗適應(yīng)后的最大熒光產(chǎn)量;0是暗適應(yīng)后的最小熒光產(chǎn)量;ETR值取光響應(yīng)曲線中的最大值.

可溶性糖(SC)如葡萄糖、蔗糖等,不僅為浮游藻類的生長發(fā)育提供能量和代謝中間產(chǎn)物,而且具有信號功能,是浮游藻類生長發(fā)育和基因表達(dá)的重要調(diào)節(jié)因子[23].

丙二醛(MDA)是膜脂過氧化的最終產(chǎn)物,可與蛋白質(zhì)、核酸反應(yīng),使纖維素分子間的橋鍵松弛,或抑制蛋白質(zhì)的合成,因此可作為細(xì)胞及細(xì)胞內(nèi)膜氧化損傷程度的一種重要生物標(biāo)志物[23-24].

表2 生理指標(biāo)測試方法

超氧化物歧化酶(SOD)是一種重要的抗氧化酶,能清除藻類細(xì)胞內(nèi)的超氧陰離子自由基O-2,使其轉(zhuǎn)化為H2O2,減少氧自由基對藻類產(chǎn)生的毒害作用.

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Origin 7.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析,用檢驗(yàn)法方差分析檢測平均數(shù)之間的差異(),以<0.05作為差異的顯著性水平.

2 結(jié)果與討論

2.1 川蔓藻對浮游藻類生長的抑制效果

如圖1所示,3種情況下,川蔓藻對3種實(shí)驗(yàn)藻類都有明顯抑制作用.這種抑制作用的發(fā)生迅速而強(qiáng)烈,并且存在于藻類的整個生長期.

A組:川蔓藻對普通小球藻的抑制率最高達(dá)到85.17%,化感系數(shù)平均為-0.189.在整個培養(yǎng)過程中處理組的普通小球藻始終沒有出現(xiàn)對數(shù)生長期,培養(yǎng)期結(jié)束時藻類濃度相對于實(shí)驗(yàn)開始時還有所減少.結(jié)合之前的研究,培養(yǎng)基鹽度為3‰川蔓藻種植密度為5g/L時,第4d抑制率為88.86%[8],而鹽度在2‰~3‰之內(nèi)不會影響川蔓藻和普通小球藻的生長[28-29].

B組:在0~4d對照組濃度在緩慢增加,而處理組在0~2d濃度抑制率為7.45%,在2~6d銅綠微囊藻濃度急劇下降,抑制效應(yīng)顯著(<0.05),培養(yǎng)液迅速變得清澈,抑制率在第6d時達(dá)到最大值94.18%.化感系數(shù)平均為-0.196.

C組:混合藻的生長趨勢與銅綠微囊藻類似,抑制率也在第6d時達(dá)到最大值94.01%,表明川蔓藻對兩種藻類的抑制效果非常顯著(<0.05),在培養(yǎng)后期,浮游藻類的數(shù)量也沒有增加.

對比川蔓藻對普通小球藻和銅綠微囊藻的抑制率以及化感系數(shù)可知,川蔓藻對銅綠微囊藻的化感抑制作用強(qiáng)于普通小球藻.

2.2 川蔓藻對浮游藻類Chl-a的抑制效果

如圖2所示,3種浮游藻類的處理組Chl-a含量均低于對照組.

A組:對照組Chl-a含量變化呈現(xiàn)了一個完整的“S”型曲線,而處理組在0~2dChl-a含量降低,說明川蔓藻已經(jīng)抑制了Chl-a的合成;在2~8d也只出現(xiàn)了緩慢的上升趨勢,說明此間處理組普通小球藻處于適應(yīng)階段;在8~14dChl-a含量,出現(xiàn)大幅增加,相較于對照組川蔓藻的存在使適應(yīng)期從2d延緩至8d;在第8d之后普通小球藻Chl-a含量逐漸增加,此時普通小球藻的光密度值也有微小的增加(圖1(a)),說明葉綠素含量的增加促進(jìn)了普通小球藻的繁殖,化感抑制作用減弱,也證明了普通小球藻對川蔓藻所產(chǎn)生的化感物質(zhì)具有一定的適應(yīng)性.

圖2 川蔓藻共培養(yǎng)情況下浮游藻類Chl-a含量的變化

B組:對照組Chl-a含量在培養(yǎng)期間增加迅速,而處理組在0~4d幾乎沒有增加,在4~6d含量迅速下降,表明川蔓藻產(chǎn)生的化感物質(zhì)對Chl-a有強(qiáng)抑制效應(yīng).Chl-a的減少使得銅綠微囊藻不但無法繁殖而且大量死亡,與圖1(a)情況相吻合.在6~14dChl-a含量無明顯回升,表明川蔓藻對銅綠微囊藻持續(xù)化感作用抑制了Chl-a的合成.

C組:處理組Chl-a含量在0~6d小幅度降低,在6~12d小幅度增加,對照組與處理組之間抑制作用差異顯著(<0.05),后期的微小回升可能是由于部分普通小球藻出現(xiàn)抗性,從而有了少量的繁殖.

對比3組結(jié)果可知,川蔓藻對2種浮游藻類Chl-a的合成均產(chǎn)生了抑制,而銅綠微囊藻光合系統(tǒng)抵御川蔓藻化感抑制的能力小于普通小球藻.葉綠體在光照條件下可以在PSI的還原側(cè)產(chǎn)生活性氧(ROS),ROS對胞內(nèi)組分有較強(qiáng)的反應(yīng)能力,可直接破壞Chl-a[30].川蔓藻可能導(dǎo)致浮游藻類細(xì)胞內(nèi)ROS增加,從而降低Chl-a含量.

2.3 川蔓藻對浮游藻類Fv/Fm和ETR的抑制效果

v/m值比Chl-a在反應(yīng)光合能力的變化上具有更高的靈敏度[31],從快速光曲線計算v/m和ETR的變化,如圖3(a)所示,各處理組的v/m均低于對照組,說明川蔓藻顯著影響了普通小球藻和銅綠微囊藻的PSⅡ的光合轉(zhuǎn)化效率(<0.05).

值得注意的是,圖3(b)中,所有處理組在0~2d的ETR在實(shí)驗(yàn)期間均高于對照組,峰值分別為52.83, 29.3,52.67μmol/(m2·s).第2d后,處理組中銅綠微囊藻ETR值持續(xù)保持降低,且低于對照組.而普通小球藻與混合藻ETR值達(dá)到峰值后再降低到一個近恒定值,且始終高于對照組.

浮游藻類細(xì)胞光合色素含量降低會減少光抑制效應(yīng),使光系統(tǒng)Ⅱ電子傳遞效率增加,提高光合系統(tǒng)的陽光-生物質(zhì)能量轉(zhuǎn)換效率[32-33].說明當(dāng)浮游藻類的PSⅡ系統(tǒng)受到川蔓藻化感物質(zhì)脅迫時,Chl-a含量降低,但可通過提高光生電子轉(zhuǎn)移速率來維持光合系統(tǒng)的正常運(yùn)轉(zhuǎn).最終普通小球藻的光合系統(tǒng)電子轉(zhuǎn)移速率已達(dá)到新的平衡,然而銅綠微囊藻組ETR值在4~14d遠(yuǎn)小于對照組和普通小球藻組,說明銅綠微囊藻的這種抗脅迫作用較普通小球藻弱.

2.4 川蔓藻對浮游藻類SC和MDA的抑制效果

圖4中,各處理組的SC含量均低于對照組,說明在川蔓藻所產(chǎn)生的化感物質(zhì)的脅迫作用下,普通小球藻與銅綠微囊藻的SC合成受到了阻礙,抑制效果顯著(<0.05).也從另一方面證實(shí)了浮游藻類葉綠素合成受阻,光合作用受到抑制,SC得不到及時的補(bǔ)充.

圖4 川蔓藻共培養(yǎng)條件下浮游藻類SC含量的變化

圖5 川蔓藻共培養(yǎng)條件下浮游藻類MDA含量的變化

圖5中,A組:處理組MDA含量隨培養(yǎng)時間顯著增加(<0.05),5d后,趨于穩(wěn)定,MDA最大值為0.1766μmol/mL,超出對照組的2倍;B組:處理組在第4d達(dá)到最大值,然后在4~6d急劇減少并保持恒定,表明細(xì)胞膜受損促進(jìn)了銅綠微囊藻的死亡;C組:處理組在0~8d內(nèi)MDA濃度不斷上升,并且高于對照組,說明藻細(xì)胞膜破裂程度不斷加重,第8d之后,隨著普通小球藻數(shù)量的穩(wěn)定,而銅綠微囊藻大量死亡,MDA值也逐漸降低.

王衛(wèi)紅等[34]研究表明,川蔓藻浸提液會使普通小球藻內(nèi)膜破裂,胞內(nèi)蛋白核和淀粉核釋放,進(jìn)而使普通小球藻表面疏水性降低,導(dǎo)致藻細(xì)胞絮凝沉降死亡.藻類細(xì)胞膜是由不飽和磷脂組成的,這些磷脂容易受到ROS的影響[35].據(jù)此推測,處理組MDA的增加可能是因?yàn)榇遽尫诺幕形镔|(zhì)誘導(dǎo)浮游藻類產(chǎn)生過量ROS,使普通小球藻和銅綠微囊藻中膜脂過氧化,同時對細(xì)胞膜的不飽和酸造成傷害.

2.5 川蔓藻對浮游藻類SOD的抑制效果

環(huán)境脅迫可增加藻類ROS的產(chǎn)生,導(dǎo)致嚴(yán)重的細(xì)胞損傷或死亡.因此,維持適當(dāng)?shù)腞OS水平非常重要[36].SOD作為氧化和抗氧化防御系統(tǒng)中重要的組成成分,其含量變化反映了藻類細(xì)胞所受到的環(huán)境壓力的脅迫程度[37].

圖6 川蔓藻共培養(yǎng)條件下浮游藻類SOD活性的變化

圖6中,A組:對照組在0~4dSOD逐漸增加,在適應(yīng)期內(nèi)新環(huán)境會對普通小球藻造成一定的脅迫,而使活性氧自由基增加,進(jìn)而促進(jìn)SOD的產(chǎn)生.在第4d之后普通小球藻適應(yīng)了新環(huán)境,不再需要過多的SOD,SOD含量逐漸減少并趨于穩(wěn)定.與對照組相比,處理組產(chǎn)生了更多的SOD,兩組的差值在第6d時達(dá)到頂峰,且處理組SOD含量始終高于對照組,說明川蔓藻的存在對普通小球藻造成了脅迫,并且這種脅迫一直存在.

B組:對照組在0~4d由于對新環(huán)境的不適應(yīng)和浮游藻類的增殖使浮游藻類體內(nèi)的SOD含量迅速增加,在4~6d增速減緩,銅綠微囊藻進(jìn)入快速生長期,由圖1(a)和圖2可知,第6d之后盡管銅綠微囊藻仍處于快速生長期,但SOD的含量在逐漸減少,說明銅綠微囊藻已經(jīng)不再受到環(huán)境的脅迫.

處理組中的SOD含量在第2d時多于對照組,說明銅綠微囊藻不僅受到了新環(huán)境的影響,還受到了川蔓藻所產(chǎn)生的化感物質(zhì)所帶來的脅迫.與圖1(a)對比可知,銅綠微囊藻在2~6d數(shù)量迅速降至最低,只有不到6%的藻存活,而在此期間SOD濃度減少的趨勢相對較平緩,說明SOD與銅綠微囊藻數(shù)量的比值很大,即每個銅綠微囊藻所產(chǎn)生的SOD仍很多,隨著銅綠微囊藻的數(shù)量不斷減少,SOD的產(chǎn)生也最終趨于平穩(wěn).

C組:總體上混合藻的SOD值變化與銅綠微囊藻組類似,但由于普通小球藻的存在,使得SOD變化趨勢減緩,含量介于A、B組之間.實(shí)驗(yàn)前期處理組SOD含量均高于對照組,說明川蔓藻的存在確實(shí)對浮游藻類造成了脅迫,氧化抗氧化系統(tǒng)失去平衡.實(shí)驗(yàn)后期,銅綠微囊藻氧化抗氧化系統(tǒng)對新環(huán)境適應(yīng)能力低于普通小球藻,使得對照組SOD含量無法減少,而處理組因?yàn)殂~綠微囊藻數(shù)量減少以致SOD含量同樣表現(xiàn)出降低趨勢.

總體來看,在4~14d內(nèi),3種浮游藻類的處理組SC,MDA和SOD變化趨勢均類似,而ETR值表現(xiàn)為普通小球藻處理組顯著高于對照組,銅綠微囊藻處理組則低于對照組.可以推測,普通小球藻對川蔓藻化感物質(zhì)的抗性來源于通過提高光生電子轉(zhuǎn)移速率來維持光合系統(tǒng)的正常運(yùn)轉(zhuǎn).

3 結(jié)論

3.1 川蔓藻對普通小球藻、銅綠微囊藻以及混合藻抑制率最大值分別為80.95%、94.18%和94.01%.川蔓藻對銅綠微囊藻的抑制作用強(qiáng)于普通小球藻.

3.2 共培養(yǎng)過程中,兩種藻活性氧自由基濃度增加,破壞葉綠素,影響光合系統(tǒng)對光能的吸收轉(zhuǎn)化,可溶性糖得不到補(bǔ)充.藻類氧化抗氧化系統(tǒng)失去平衡,生理代謝受到影響,細(xì)胞膜過氧化異常,造成細(xì)胞無法繁殖甚至死亡.

[1] 張 民,孔繁翔.巢湖富營養(yǎng)化的歷程、空間分布與治理策略(1984-2013年) [J]. 湖泊科學(xué), 2015,27(5):791-798. Zhang M, Kong F X. The process, spatial and temporal distributions and mitigation strategies of the eutrophication of Lake Chaohu (1984-2013) [J]. Journal of Lake Sciences, 2015,27(5):791-798.

[2] 李 寧.供水水源藻類控制技術(shù)研究 [J]. 綠色科技, 2016,(16): 100-102. Li N. Research on algae control technology of water supply source [J]. Journal of Green Science and Technology, 2016(16):100-102.

[3] Mostafa F, Helling C S. Impact of four pesticides on the growth and metabolic activities of two photosynthetic algae [J]. Journal of Environmental Science and Health Part B-Pesticides Food Contaminants and Agricultural Wastes. 2002,37(5):417-444.

[4] 洪桂云,馬少雄,王 佳,等.高效銅綠微囊藻溶藻菌WJ6的分離鑒定及溶藻特性[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(11):4269-4275. Hong G Y, Ma S X, Wang J, Zhang J. Isolation and identification of an efficient algicidal bacteria strain and algicidal characteristics on Microcystis aeruginosa [J]. China Environmental Science, 2018,38(11): 4269-4275.

[5] 張維昊,方 濤,徐小清.滇池水華藍(lán)藻中藻毒素光降解的研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2001,21(1):1-3. Zhang W H, Fang T, Xu X Q. Study on photodegradation of cyanobacterial toxin in blooms of Dianchi Lake [J]. China Environmental Science, 2001,21(1):1-3.

[6] Figueiredo D R, Azeiteiro U M, Esteves S M, et al. Microcystin- producing blooms--a serious global public health issue [J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 2004,59(2):151-163.

[7] Cirés S, Ballot A. A review of the phylogeny, ecology and toxin production of bloom-forming Aphanizomenon spp. and related species within the Nostocales (cyanobacteria) [J]. Harmful Algae, 2016,54:21- 43.

[8] 王衛(wèi)紅,季 民,王苗苗,等.川蔓藻在再生水體中對普通小球藻的化感作用[J]. 湖泊科學(xué), 2007,19(3):321-325. Wang W H, Ji M, Wang M M, et al. Allelopathy ofofin reclaimed wastewater. [J]. Journal of Lake Sciences, 2007,19(3):321-325.

[9] Mohamed Z A. Macrophytes-Cyanobacteria allelopathic interactions and their implications for water resources management ? a review [J]. Limnologica - Ecology and Management of Inland Waters, 2017,63: 43-45.

[10] 高云霓,董 靜,何 燕,等.基于化感物質(zhì)釋放特性的沉水植物抑藻作用模式研究進(jìn)展[J]. 水生生物學(xué)報, 2016,40(6):1287-1294. Gao Y N, Dong J, He Y, et al. Research advances on the modes of actions for allelopathic algal inhibition by submerged macrophytes based on the release characteristics of allelochemicals [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2016,40(6):1287-1294.

[11] Wang L, Zi J, Xu R, et al. Allelopathic effects of Microcystis aeruginosa on green algae and a diatom: Evidence from exudates addition and co-culturing [J]. Harmful Algae, 2017,61:56-62.

[12] 薛凌展,黃種持,林 澤,等.銅綠微囊藻和普通小球藻在不同pH下生長特性及競爭參數(shù)計算[J]. 福建農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2010,25(2):142-148.Xue L Z, Huang Z C, Lin Z, et al. Growth and competitiveness ofandat varying pH [J]. Fujian Journal of Agricultural Sciences, 2010,25(2):142-148.

[13] Geddes M C, Deckker P D, Williams W D, et al. On the chemistry and biota of some saline lakes in Western Australia [J]. Springer Netherlands, 1981,1:13-15.

[14] Strazisar T, Koch M S, Madden C J, et al. Salinity effects onL. seed germination and seedling survival at the Everglades- Florida Bay ecotone [J]. Journal of Experimental Marine Biology & Ecology, 2013,445(445):129-139.

[15] 王衛(wèi)紅.川蔓藻對濱海景觀再生水河道水質(zhì)富營養(yǎng)化的控制機(jī)制研究[D]. 天津:天津大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 2006. Wang W H. Inhibition of eutrophication of reclaimed wastewater by Ruppia maritima in coastal scenic watercourse [D]. Tianjin: College of environmental science and engineering, Tianjin university, 2006.

[16] Allen J L, Ten-Hage L, Leflaive J. Regulation of fatty acid production and release in benthic algae: Could parallel allelopathy be explained with plant defence theories? [J]. Microbial Ecology, 2018,75(3):609- 621.

[17] Zuo S, Zhou S, Ye L, et al. Synergistic and antagonistic interactions among five allelochemicals with antialgal effects on bloom-forming[J]. Ecological Engineering, 2016,97:486-492.

[18] 吳 程,常學(xué)秀,吳 鋒,等.高等水生植物對集胞藻(sp.)的化感作用研究[J]. 云南大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版, 2008,30(5):535- 540. Wu C, Chang X X, Wu F, et al. Studies on allelopathy of aquatic macrophytes on Synahocystis sp [J]. Journal of Yunnan University, 2008,30(5):535-540.

[19] 陳德輝,劉永定,宋立榮.蓖齒眼子菜對柵藻和微囊藻的他感作用及其參數(shù)[J]. 水生生物學(xué)報, 2004,28(2):163-168. Chen D H, Liu Y D, Chen L R. The allelopathy of macrophyte potamogeton pectinatus L on chlorophyta () and cyanobacteria () and calculation of allelopathic parameter [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2004,28(2):163-168.

[20] 陳德輝,劉永定,袁峻峰,等.微囊藻和柵藻共培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)及其競爭參數(shù)的計算[J]. 生態(tài)學(xué)報, 1999,19(6):908-913. Chen D H, Liu Y D, Yuan J F, et al. Experiments of mixed culture and calculation of competitive parameters between Microcystis () and Scenedesmus () [J]. Acta Ecologica Sinica, 1999,19(6):908-913.

[21] Zhang C, Yi Y L, Hao K, et al. Algicidal activity of Salvia miltiorrhiza Bung on Microcystis aeruginosa-Towards identification of algicidal substance and determination of inhibition mechanism [J]. Chemosphere. 2013;93(6):997-1004.

[22] Ni L, Jie X, Wang P, et al. Effect of linoleic acid sustained-release microspheres on Microcystis aeruginosa antioxidant enzymes activity and microcystins production and release [J]. Chemosphere, 2015, 121:110-116.

[23] 李明軍,劉 萍.植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)技術(shù)[M]. 北京:科學(xué)出版社, 2007:15-18. Li M J, Liu P. Experimental techniques of plant physiology [M]. Beijing: Science Press, 2007:15-18.

[24] Shao J, Xu Y, Wang Z, et al. Elucidating the toxicity targets of β- ionone on photosynthetic system of Microcystis aeruginosa NIES-843 () [J]. Aquatic Toxicology, 201,104(1/2):48.

[25] 郝再彬.植物生理實(shí)驗(yàn)[M]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué)出版社, 2006:30-50. Hao Z B. Plant physiology experiments [M]. Harbin: Harbin Institute of Technology Press, 2006:30-50.

[26] Qian H, Xu J, Lu T, et al. Responses of unicellular alga Chlorella pyrenoidosa to allelochemical linoleic acid [J]. Science of the Total Environment, 2018,625:1415-1422.

[27] 徐 東,趙 建,黃漢昌,等.改良的黃嘌呤氧化酶法測定動植物組織中SOD比活力[J]. 食品科學(xué), 2011,32(6):237-241. Xu D, Zhao J, Huang H C, et al. Determination of SOD specific activity in animal and plant tissues by improved xanthine oxidase method [J]. Food Science, 2011,32(6):237-241.

[28] 張 奇,曹英昆,邢澤宇,等.pH、鹽度對小球藻生長量和溶氧量的影響[J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2018,57(11):83-86. Zhang Q, Cao Y K, Xin Z Y, et al. Effects of pH and salinity on growth and dissolution of Chlorella vlgaris [J]. Hubei Agricultural Sciences, 2018,57(11):83-86.

[29] 王衛(wèi)紅,季 民,薛玉偉.川蔓藻和蓖齒眼子菜對再生水中鹽度的響應(yīng)機(jī)制[J]. 天津大學(xué)學(xué)報, 2007,(7):804-810. Wang W H, Ji M, Xue Y W. Response mechanism of Ruppia Maritima and Potamogeton Pectinatus to salinity in reclaimed wastewater [J]. Journal of Tianjin University, 2007,(7):804-810.

[30] Eullaffroy P, Vernet G. The F684/F735chlorophyll fluorescence ratio: a potential tool for rapid detection and determination of herbicide phytotoxicity in algae [J]. Water Research, 2003,37(9):1983-1989.

[31] Wang R, Hua M, Yu Y, et al. Evaluating the effects of allelochemical ferulic acid onby pulse-amplitude-modulated (PAM) fluorometry and flow cytometry [J]. Chemosphere, 2016,147: 264-271.

[32] 周振翔,李志康,陳 穎,等.葉綠素含量降低對水稻葉片光抑制與光合電子傳遞的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016,49(19):3709-3720. Zhou Z X, Li Z K, Chen Y, et al. Effects of reduced chlorophyll content on photoinhibition and photosynthetic electron transport in rice leaves [J]. Scientia Agricultura Sinica, 2016,49(19):3709-3720.

[33] Nakajima Y, Itayama T. Analysis of photosynthetic productivity of microalgal mass cultures [J]. Journal of Applied Phycology, 2003, 15(6):497-505.

[34] 王衛(wèi)紅,季 民,張 楠,等.川蔓藻水浸提液的克藻效應(yīng)與機(jī)理[J]. 天津大學(xué)學(xué)報, 2006,(12):1417-1421. Wang W H, Ji M, Zhang N, Wang M M. Allelopathy and mechanism of extracts from Ruppia maritima on Chlorella Vulgaris [J]. Journal of Tianjin University, 2006(12):1417-1421.

[35] Wang C, Wang X, Wang P, et al. Effects of iron on growth, antioxidant enzyme activity, bound extracellular polymeric substances and microcystin production of Microcystis aeruginosa FACHB-905 [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016,132:231-239.

[36] Apel K, Hirt H. Reactive oxygen species: metabolism, oxidative stress, and signal transduction [J]. Annual Review of Plant Biology, 2004, 55(x):373-399.

[37] Guo Y, Liu Y, Zeng G, et al. A restoration-promoting integrated floating bed and its experimental performance in eutrophication remediation [J]. Journal of Environmental Sciences, 2014,26(5):1090- 1098.

Allelopathic effect ofonand

ZHANG Xin1,2,3, LU Xue-qiang1,2,3*, WANG Lan1,2, HAN Xiao-xin1,2, MAO Hai-yan4

(1.College of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300350, China；2.Tianjin Key Laboratory of Environmental Technology for Complex Trans-Media Pollution, Nankai University, Tianjin 300350, China；3.Tianjin International Joint Research Center for Environmental Biogeochemical Technology, Nankai University, Tianjin 300350, China；4.Xiamen Ocean Rock Ecology & Environment Co., Ltd, Xiamen 361023, China)., 2019,39(4)：1589~1595

One submerged macrophyte () and two algae (and) were selected to test the allelopathic effect of submerged macrophyte on algae. The parameters including optical density, chlorophyll a, maximum photochemical quantum yield, relative electron transport rate, soluble sugar, malondialdehyde, and superoxide dismutase activity were measured for three co-culture treatments of+,+, and+ mixture ofand(:=1:1). The growth of,and mixed algae were rapidly and greatly inhibited with the presence of. The inhibition rates in the three treatments reached the maximums on the 6th day, which were 80.95%, 94.18% and 94.01%, respectively. The values of optical density, chlorophyll a, soluble sugar and maximum photochemical quantum yield for the three treatments were lower than those for the corresponding controls, and showed a significantly downward trend with time, indicating that the photosynthetic capacity of the treatments became weakening gradually. However, the values of malondialdehyde and superoxide dismutase of the treatments were higher than those of the corresponding controls for the first six days, indicating the possible occurrence of the membrane peroxidation of the algae.

；；；allelopathic effect

X524

A

1000-6923(2019)04-1589-07

2018-09-21

水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2018ZX07110-007);天津市科技計劃項(xiàng)目(18PTZWHZ00110)

*責(zé)任作者, 教授, Luxq@nankai.edu.cn

張 欣(1995-),女,山西長治人,南開大學(xué)碩士研究生,主要從事水生態(tài)修復(fù)原理與技術(shù)研究.