金潮原因種銅藻外源無機(jī)碳利用特征初步研究

劉 婷，馬增嶺，李 慧，徐智廣

（1.溫州大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，浙江溫州 325035；2.魯東大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，山東煙臺(tái) 264025）

固著生長(zhǎng)的馬尾藻（Sargassum）斷裂后漂浮在海面上，暴發(fā)性生長(zhǎng)而出現(xiàn)生物量大規(guī)模聚集在海水表面的生態(tài)現(xiàn)象稱之為金潮［1］。近年來，墨西哥灣、西非、加勒比海、巴西等世界多地沿海海岸線頻繁暴發(fā)金潮，而自2015年以來，漂浮馬尾藻在我國(guó)黃海及東海近海發(fā)現(xiàn)頻次和分布面積也呈大幅上升態(tài)勢(shì)，2016年底江蘇省暴發(fā)銅藻（Sargassum horneri）金潮，大量銅藻的堆積導(dǎo)致南通、鹽城海域的紫菜養(yǎng)殖筏架大面積垮塌，對(duì)水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)造成了毀滅性破壞。因而，繼綠潮之后，金潮可能成為另一個(gè)對(duì)我國(guó)沿海地區(qū)造成巨大影響的生態(tài)災(zāi)害［2-3］。馬尾藻金潮的形成與光照 、溫度 、N／P營(yíng)養(yǎng)、pH等環(huán)境因子的變化可能存在著一定的關(guān)系［3］。與此同時(shí)，人類活動(dòng)導(dǎo)致的大氣CO2濃度持續(xù)升高，使得海水碳酸鹽系統(tǒng)發(fā)生改變，勢(shì)必會(huì)影響金潮藻的光合固碳過程［4-5］，而金潮藻對(duì)外源無機(jī)碳的吸收利用特點(diǎn)極可能影響著金潮的暴發(fā)與否。實(shí)際上，對(duì)淡水藻水華的研究已經(jīng)證實(shí)，藍(lán)藻水華從形成到暴發(fā)與藍(lán)藻自身對(duì)外源無機(jī)碳的吸收利用關(guān)系密切［6］。

藻類進(jìn)行光合作用的碳源主要來自海水中的溶解性無機(jī)碳［7］。海水中的無機(jī)碳形式主要有 CO2、和。絕大多數(shù)藻類可以通過跨膜擴(kuò)散直接利用溶解在海水中的CO2，而有些藻類不僅可以利用海水中的CO2，還能夠通過耗能的陰離子交換蛋白來實(shí)現(xiàn)對(duì)的直接利用，如石莼（Ulva lactuca）、長(zhǎng)襄水云（Ectocarpus siliculosus）、掌狀紅皮藻（Palmaria palmata）和壇紫菜（Porphyra haitanensi）自由絲狀體［8-11］。此外，還有些藻類在海水中可以經(jīng)胞外碳酸酐酶（CA）將轉(zhuǎn)化為 CO2再進(jìn)行吸收利用，如條斑紫菜（Porphyra haitanensi）葉狀體能夠利用胞外碳酸酐酶催化海水中快速轉(zhuǎn)化為CO2后將 其吸 收［12］。而在 細(xì) 基 江 蘺 （Gracilaria gaditana）中同時(shí)存在直接和間接兩種利用方式［13］。因此，藻類利用主要有3種方式：利用陰離子交換蛋白的直接吸收、利用胞外碳酸酐酶的間接吸收以及同時(shí)具備以上兩種方式［14］。由此可見，不同藻類具有不同的無機(jī)碳利用機(jī)制，而同一藻類可能同時(shí)具有多種無機(jī)碳利用途徑［15］。

雖然關(guān)于大型海藻無機(jī)碳利用方面的研究在很多種類中已經(jīng)做得較為深入［16-17］，但對(duì)國(guó)內(nèi)金潮原因種銅藻的相關(guān)研究目前仍比較缺乏。藻類主要是通過主動(dòng)運(yùn)輸和／或被動(dòng)跨膜擴(kuò)散來吸收利用海水中的HCO-3和／或分子CO2，在這個(gè)過程中，藻體附近培養(yǎng)海水中的pH值會(huì)受到一定的影響。因此，可以通過測(cè)定密閉系統(tǒng)中海水pH值的變化（即pH漂移曲線）來衡量藻類的光合作用［18］。在光合作用測(cè)定時(shí)，TRIS緩沖液通常用于維持反應(yīng)介質(zhì)的恒定pH值。然而，有研究表明，緩沖液本身有時(shí)也可能抑制某些大型藻類如糖海帶（Laminaria saccharina）、亨氏馬尾藻（Sargassum henslowianum）等的光合固碳［19-20］。因此，本研究以銅藻為研究對(duì)象，對(duì)比研究不同pH值、TRIS緩沖劑及不同碳利用抑制劑對(duì)其光合固碳速率的影響，并探討不同pH下的pH漂移曲線，以期揭示銅藻無機(jī)碳利用的基本特性，進(jìn)而為銅藻金潮暴發(fā)機(jī)制的研究提供一定的理論參考。

1 材料與方法

1.1 材料

銅藻采自山東省榮成市近海漂浮種群，采集海區(qū)表層海水溫度為18℃。采集之后將其放于低溫箱（5℃）中于2 h內(nèi)運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室。采集回的銅藻用自然海水洗凈，選擇健康及大小一致的個(gè)體在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)用自然海水暫養(yǎng)48 h后用于后續(xù)實(shí)驗(yàn)。自然海水的鹽度為30，硝氮濃度為50.0 μmol·L-1，氨氮濃度為 0.3μmol·L-1，無機(jī)磷濃度為0.8μmol·L-1。暫養(yǎng)條件如下：溫度為18℃，光照強(qiáng)度為150μmol photons·m-2·s-1，光周期為L(zhǎng)∶D＝12 h∶12 h，連續(xù)充氣速率為2 L·min-1。

1.2 光合固碳速率的測(cè)定

藻體光合固碳速率用光合放氧速率（μmol O2·h-1·g-1FW）來表示，采用氧電極法測(cè)定。氧電極反應(yīng)杯的溫度通過低溫恒溫槽（NDC-0506，浙江納德科學(xué)儀器有限公司）控制，溫度為18℃。光源用碘鎢燈提供，光強(qiáng)為600μmol photons·m-2·s-1，通過調(diào)整鎢燈與反應(yīng)杯的距離來獲取，并使用光量子計(jì)（QRT1，英國(guó)Hansatech公司）測(cè)定。測(cè)定放氧速率時(shí)，選取藻體的小葉片部位，剪成長(zhǎng)度約為1 cm的片段，為降低機(jī)械損傷對(duì)光合作用的影響，片段先置于原培養(yǎng)條件下恢復(fù)培養(yǎng)約1 h。稱取0.15 g左右濕重的片段置于盛有8 mL無碳海水的反應(yīng)杯內(nèi)，插入氧電極（Chlorolab 3，Hansatech，UK），使其和海水之間無任何氣泡。光照適應(yīng)10 min左右來消耗掉藻體自身以及海水中的碳，當(dāng)放氧速率為零時(shí)，藻體處于碳耗竭狀態(tài)。再向反應(yīng)杯內(nèi)注入一定濃度的NaHCO3溶液作為銅藻的外源無機(jī)碳，待放氧速率穩(wěn)定后，記錄其單位時(shí)間內(nèi)的放氧量。

無碳海水的配制（現(xiàn)配現(xiàn)用）：向500 mL過濾滅菌海水中加入1∶1 HCl至pH小于4.0；通氮?dú)? h以驅(qū)除海水中的CO2氣體；加入TRIS緩沖液使其終濃度為25 mmol·L-1；再使用濃度為1mmol·L-1的NaOH調(diào)節(jié) pH為8.0，密封備用。pH值測(cè)定使用pH計(jì)（PHS-3CW，上海理達(dá)儀器廠），使用前校準(zhǔn)。

1.3 不同p H、緩沖劑、抑制劑處理

取500 mL過濾滅菌海水（無機(jī)碳濃度為2.2 mmol·L-1），加入TRIS緩沖液，對(duì)照組不加緩沖液，使其終濃度為 25 mmol·L-1，以 1∶1 HCl和 1 mmol·L-1NaOH分別調(diào)節(jié) pH為 6.5、8.0和9.5。稱取濕重為0.15 g左右的片段，置于氧電極反應(yīng)杯中，加入不同pH的滅菌自然海水8 mL，插入氧電極，打開光源，適應(yīng)5 min待放氧穩(wěn)定，待放氧速率穩(wěn)定后，記錄放氧速率。

稱取濕重為0.15 g左右的片段，置于氧電極反應(yīng)杯中，加入不同pH的滅菌自然海水8 mL，插入氧電極，打開光源，適應(yīng)5 min待放氧穩(wěn)定，加入碳酸酐酶抑制劑AZ、EZ及陰離子交換蛋白抑制劑 DIDS，AZ和 EZ終濃度為200μmol·L-1，DIDS的使用終濃度為300μmol·L-1，對(duì)照組中不加抑制劑。待放氧速率穩(wěn)定后，記錄放氧速率。抑制率的計(jì)算公式如下：

抑制率（%）＝（對(duì)照組放氧速率-含抑制劑組放氧速率）／對(duì)照組放氧速率×100。

1.4 光合作用-無機(jī)碳響應(yīng)曲線（P-C曲線）的測(cè)定

用氧電極（Chlorolab 3，Hansatech，UK）測(cè)定藻體光合放氧速率。將無碳海水注入反應(yīng)杯中，于18℃、600μmol photons·m-2·s-1光強(qiáng)下注入不同濃度的NaHCO3溶液。無機(jī)碳濃度梯度設(shè)置為0.137 5、0.275 0、0.550 0、1.100 0、2.200 0、4.400 0、8.800 0、13.200 0、17.600 0 mmol·L-1。當(dāng)反應(yīng)杯內(nèi)放氧速率為零時(shí)，測(cè)定光合放氧速率。得到光合放氧速率對(duì)無機(jī)碳濃度響應(yīng)曲線（P-C曲線），用米氏方程對(duì)P-C曲線進(jìn)行非線性擬合［21］：

其中，V為光合固碳速率，Vmax為最大光合固碳速率，S為反應(yīng)介質(zhì)中總無機(jī)碳濃度，K0.5為達(dá)到最大光合固碳速率一半時(shí)對(duì)應(yīng)的無機(jī)碳濃度，1／K0.5表示藻體對(duì)外源無機(jī)碳的親和力。

1.5 pH漂移曲線（pH-drift）及pH補(bǔ)償點(diǎn)的測(cè)定

稱取0.5 g左右鮮重藻體置于25 mL的透光玻璃管中，并加入20 mL滅菌海水。分為4組：對(duì)照組（不加抑制劑）、添加AZ組、添加EZ組、添加DIDS組。密封后在溫度為25℃、光強(qiáng)為150 μmol photons·m-2·s-1條件進(jìn)行連續(xù)光照，每隔1 h測(cè)定培養(yǎng)海水的pH，直至pH值穩(wěn)定不變?yōu)橹?，此pH值即為pH補(bǔ)償點(diǎn)，所得曲線為pH漂移曲線（pH-drift）。光強(qiáng)通過光照培養(yǎng)箱（MGC-250P型，上海一恒科技有限公司）調(diào)節(jié)，pH測(cè)定使用pH計(jì)（PHS-3CW，上海理達(dá)儀器廠），使用前校準(zhǔn)pH計(jì)。

1.6 統(tǒng)計(jì)分析

實(shí)驗(yàn)測(cè)定結(jié)果均表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（n≥3），數(shù)據(jù)運(yùn)用 Excel和 SPSS來進(jìn)行整理及統(tǒng)計(jì)分析，采用 origin 8.0（Origin，USA）作圖。對(duì)測(cè)定結(jié)果進(jìn)行正態(tài)化數(shù)據(jù)檢驗(yàn)，均為正態(tài)分布數(shù)據(jù)，選用單因素方差分析（One-way ANOVA，Duncan）對(duì)測(cè)定結(jié)果進(jìn)行差異性分析，差異顯著性水平為 P＜0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 緩沖液TRIS對(duì)銅藻光合固碳的影響

對(duì)照組銅藻光合固碳速率在pH值為6.5、8.0、9.5時(shí)分別為（59.62±2.35）、（33.70±1.51）、（12.48±0.32）μmol O2·h-1·g-1FW。TRIS緩沖液處理組銅藻的光合固碳速率在pH值為 6.5、8.0、9.5時(shí)分別為（58.66±1.87）、（33.38±1.76）、（12.26±0.18）μmol O2·h-1·g-1FW。對(duì)照組與TRIS緩沖液處理組銅藻的光合固碳速率無顯著差異（P＞0.05，圖1），這一結(jié)果表明TRIS緩沖劑對(duì)銅藻的光合固碳速率無顯著影響。同一處理組中，對(duì)照組和TRIS處理組銅藻的光合固碳速率均隨著pH值的升高而下降，且在3種pH值處理組間光合固碳速率差異顯著（P＜0.05）。與對(duì)照組pH值6.5下的光合固碳速率相比，pH值升至8.0和9.5時(shí)，其光合固碳速率分別下降了43.47%和79.06%。

圖1 不同pH值下TRIS緩沖液對(duì)銅藻光合固碳速率的影響Fig.1 Effects of TRIS buffer on the photosynthetic carbon fixation rates of Sargassum horneri under different pH levels注：不同小寫字母表示數(shù)值之間存在顯著差異（P＜0.05）Note：Different lowercase letters indicate significant differences between values（P＜0.05）

2.2 抑制劑AZ、EZ及DIDS對(duì)銅藻光合固碳的影響

同一pH值下，與對(duì)照組相比，加入抑制劑AZ、EZ和DIDS均顯著抑制了銅藻的光合固碳速率（P＜0.05），且抑制率為 AZ＜EZ＜DIDS（圖2）。在pH值為6.5時(shí)，與對(duì)照組相比，加入AZ、EZ和DIDS分別使其光合固碳速率降低了7.32%、52.06%和 60.65%。在 pH值為 8.0時(shí)，加入AZ、EZ和DIDS分別使其光合固碳速率降低了10.44%、69.31%和77.86%。當(dāng) pH值進(jìn)一步升至9.5時(shí)，加入AZ、EZ和DIDS分別使其光合固碳速率降低了25.64%、37.66%和57.29%。

圖2 不同pH值下抑制劑對(duì)銅藻光合固碳速率的影響Fig.2 Effects of inhibitors on the photosynthetic carbon fixation rates of Sargassum horneri under different p H levels注：不同大寫和小寫字母分別表示相同pH值下不同處理及不同pH下相同處理之間具有顯著差異（P＜0.05）Note：Different uppercase and lowercase letters indicate significant differences between different treatments at the same pH level and the same treatment at different pH levels（P＜0.05）

當(dāng)pH值為6.5時(shí)，抑制劑 AZ、EZ和DIDS對(duì)銅藻光合固碳速率的抑制率分別為7.25%、52.03% 、60.65% ；當(dāng) pH值為 8.0時(shí)，上述 3種抑制劑的抑制率分別為10.27%、69.32%、77.84% ；而當(dāng)pH值為9.5時(shí)，其抑制率分別為25.38%、37.64%、57.24%（圖 3）。可見在同一pH值下，抑制劑AZ、EZ和DIDS均顯著抑制了銅藻的光合固碳速率（P＜0.05）。在pH值為6.5和8.0時(shí)，AZ、EZ和 DIDS的抑制率存在顯著差異（P＜0.05）；在 pH值為9.5時(shí)，AZ和 EZ的抑制率無顯著差異（P＞0.05），但 AZ、EZ的抑制率均與DIDS存在顯著差異（P＜0.05）。同一抑制劑處理時(shí)，AZ的抑制率隨著pH的增加而增加，但在3種pH處理組間無顯著性差異（P＞0.05）。EZ和DIDS的抑制率隨著pH的增加先增加后減少，且均在pH值8.0時(shí)達(dá)到最大抑制率，且3種pH值下的抑制率存在顯著性差異（P＜0.05，圖3）。

圖3 不同p H值下3種抑制劑對(duì)銅藻光合固碳速率的抑制率Fig.3 Inhibition ratio of three inhibitors on the photosynthetic carbon fixation rates of Sargassum horneri under different pH levels注：不同大寫和小寫字母分別表示相同pH值下不同處理及不同pH值下相同處理之間具有顯著差異（P＜0.05）Note：Different uppercase and lowercase letters indicate significant differences between different treatments at the same pH level and the same treatment at different pH levels（P＜0.05）

2.3 不同p H值下銅藻光合固碳對(duì)無機(jī)碳（Ci）濃度的響應(yīng)

銅藻的光合固碳速率在各pH值條件下均隨著外源無機(jī)碳濃度的升高而升高，并漸趨飽和（圖4）。在pH值為6.5時(shí)，其光合放氧速率在無機(jī)碳濃度為2.2 mmol·L-1時(shí)達(dá)到飽和；在pH值8.0和9.5時(shí)，其光合放氧速率均在無機(jī)碳濃度為 8.8 mmol·L-1時(shí)達(dá)到飽和。在 pH值為6.5、8.0、9.5時(shí)，銅藻的最大光合固碳速率（Vmax）分別為（88.24±4.36）、（82.85±4.86）、（61.78±2.98）μmol O2·h-1·g-1FW；Vmax在 pH值為6.5和8.0時(shí)差異不顯著（P＞0.05），但兩者均與pH值9.5的 Vmax有顯著性差異（P＜0.05，表1）。光合固碳表觀半飽和常數(shù) K0.5（DIC）是用來表示細(xì)胞光合作用對(duì)外源無機(jī)碳的親和力，K0.5（DIC）越小，親和力越大，即細(xì)胞達(dá)到最大光合固碳速率需要外源無機(jī)碳濃度越小。銅藻光合固碳的半飽和常數(shù) K0.5（DIC）隨著 pH的增大而增大，在 pH值為6.5、8.0、9.5時(shí)分別為（1.31±0.25）、（1.61±0.35）、（1.91±0.33）mmol·L-1（表 1）。與 pH值 6.5下的 K0.5（DIC）相比，pH值升至 8.0、9.5時(shí)，其 K0.5（DIC）升高了 22.90%和 45.80%。

圖4 不同p H值下銅藻光合固碳速率對(duì)無機(jī)碳升高的響應(yīng)Fig.4 Responses of photosynthetic carbon fixation rate of Sargassum horneri to inorganic carbon concentration changes under different p H levels

2.4 不同pH值下銅藻的pH漂移曲線及p H補(bǔ)償點(diǎn)

添加銅藻的各密閉系統(tǒng)中海水的pH值隨著照射時(shí)間的增加而升高，并在6 h趨于穩(wěn)定（圖5）。在對(duì)照組中，海水的pH值穩(wěn)定在9.0；加入抑制劑AZ和EZ的處理，海水的pH值分別穩(wěn)定在8.89和8.66；而加入抑制劑 DIDS的處理，海水pH值穩(wěn)定在8.56。在同一時(shí)間下，銅藻的pH值補(bǔ)償點(diǎn)大小依次為：對(duì)照組＞AZ＞EZ＞DIDS。

3 討論

圖5 不同抑制劑對(duì)銅藻pH漂移曲線的影響Fig.5 Effects of different inhibitors on pH-drift curves of Sargassum horneri

本研究中，銅藻的光合放氧速率未受pH緩沖劑TRIS的影響（圖1），這與之前報(bào)道的石莼、紫菜［19］、龍須菜（Gracilaria lemaneiformis）［22］和海黍子（Sargassum muticum）［17］的研究結(jié)果類似。因此，本研究在調(diào)節(jié)pH時(shí)選用TRIS緩沖劑。有研究表明，海水中游離的CO2濃度會(huì)隨著pH值的改變而改變［23］，且海水的pH值與游離CO2濃度呈反比，即 pH值升高，游離 CO2濃度則下降［24］，有報(bào)道稱，CO2濃度升高和 pH值降低能提高龍須菜吸收CO2占總無機(jī)碳利用的比例［25］。在海水 pH值從6.5上升到 8.0再上升到9.5的過程中，海水中游離的CO2濃度從1 000 μmol·L-1降低到 15μmol·L-1再降到接近 0 μmol·L-1［23］。本研究中，pH值由 8.0降至6.5，CO2的濃度升高，銅藻的光合放氧速率顯著升高（圖2）；而 pH值由 8.0升到 9.5，CO2的濃度降低，銅藻的光合放氧速率顯著下降（圖2）。表明銅藻對(duì)CO2有相當(dāng)高的親和力，進(jìn)行光合固碳過程中能夠直接利用海水中游離的CO2。另一方面，pH值大于8.0的海水中，外源無機(jī)碳存在的形式為HCO-3，本研究中銅藻仍然可以進(jìn)行光合固碳，并且光合固碳速率隨著無機(jī)碳濃度的升高而升高（圖4），進(jìn)一步表明高pH條件下，銅藻可以利用海水中的HCO-3來進(jìn)行光合固碳，這與在海帶目（Laminariales）中的研究結(jié)果類似［26］。

表1 不同pH值下銅藻的最大光合固碳速率（V max）和半飽常數(shù)（K0.5）Tab.1 Carbon-saturating maximum photosynthetic carbon fixation rate（V max）and half saturation constant（K0.5）of Sargassum horneri under different pH levels

碳酸酐酶（CA）由于其分布位置不同，分為胞外碳酸酐酶（periplasmic CA，pCA）和胞內(nèi)碳酸酐酶［27］。添加碳酸酐酶抑制劑AZ、EZ及陰離子交換蛋白抑制劑DIDS都使得銅藻的光合固碳速率和pH補(bǔ)償點(diǎn)顯著降低（圖2，圖5）。這是因?yàn)樘妓狒笇?duì)藻類吸收利用HCO-3極其重要［24］，碳酸酐酶的作用是將HCO-3快速轉(zhuǎn)化成CO2以此來供應(yīng)光合固碳作用［27］。AZ為胞外碳酸酐酶抑制劑只抑制pCA的活性，pCA主要作用是催化藻體細(xì)胞表面的HCO-3轉(zhuǎn)變?yōu)镃O2；EZ為總的碳酸酐酶抑制劑，能夠同時(shí)抑制胞內(nèi)和胞外CA兩者的活性［28］。本研究中，加入碳酸酐酶抑制劑AZ抑制了pCA活性，細(xì)胞表面的HCO-3轉(zhuǎn)變?yōu)镃O2這一過程受到抑制，導(dǎo)致進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)的無機(jī)碳量減少，而加入EZ同時(shí)抑制胞內(nèi)和胞外CA兩者的活性，導(dǎo)致藻體整體的光合固碳速率降低。因此，抑制作用EZ顯著大于AZ（圖3）。證實(shí)了銅藻可以通過pCA把HCO-3催化為CO2后再吸收利用。這一現(xiàn)象在海帶、海黍子、壇紫菜中也存在［16-17，29］。

除此之外，陰離子交換蛋白酶也可以直接作用HCO-3使其轉(zhuǎn)化為藻類的無機(jī)碳源，而DIDS抑制了陰離子交換蛋白酶的活性，從而抑制無機(jī)碳的利用［30］，本研究中銅藻的光合固碳速率顯著下降。同時(shí)，與胞外碳酸酐酶催化HCO-3相比，陰離子交換蛋白直接吸收 HCO-3的效率更高［31］。有報(bào)道稱，掌狀紅皮藻（Palmaria palmate）在自然海水中主要通過pCA吸收外源無機(jī)碳，但當(dāng)藻體處于高pH碳限制環(huán)境一段時(shí)間后，藻體將主要通過陰離子交換蛋白酶直接吸收HCO-3［32］，因環(huán)境pH的差異導(dǎo)致藻體無機(jī)碳的利用機(jī)制有所不同［33-34］。有研究報(bào)道，海帶、海黍子等大型海藻中陰離子交換蛋白抑制劑DIDS在高pH條件下具有較高抑制率［16-17］。該結(jié)論在本研究中也得到了證實(shí)，pH值為9.5時(shí)DIDS的抑制率最高（圖4）。這也表明銅藻存在高效的HCO-3直接吸收方式。

藻體在密閉系統(tǒng)進(jìn)行光合作用會(huì)消耗海水中的CO2，導(dǎo)致CO2濃度下降，海水pH升高。因此，也可以用pH補(bǔ)償點(diǎn)的變化來探究藻體無機(jī)碳的利用［20］。有研究表明，密閉系統(tǒng)進(jìn)行的pH漂移實(shí)驗(yàn)中，那些能夠利用培養(yǎng)液中HCO-3的藻類 pH補(bǔ)償點(diǎn)通常大于 9.0［35-36］。本研究中，經(jīng)過一段時(shí)間后，培養(yǎng)銅藻的海水pH值最終穩(wěn)定在9.0左右（圖5）。與此同時(shí)，3種抑制劑都導(dǎo)致了銅藻的pH補(bǔ)償點(diǎn)下降，進(jìn)一步證明銅藻在進(jìn)行光合固碳過程中可以直接吸收利用HCO-3。這一方式是大型海藻無機(jī)碳利用的重要途徑［37］。

4 小結(jié)

本研究顯示，我國(guó)近海金潮原因藻銅藻的光合固碳速率隨著pH值的升高而降低，TRIS緩沖液對(duì)銅藻光合固碳速率無顯著影響；3種抑制劑AZ、EA和DIDS顯著抑制了銅藻光合固碳速率，且抑制率排序?yàn)镈IDS＞EZ＞AZ；與此同時(shí)，銅藻在光合固碳進(jìn)程中，既可以利用海水中游離的CO2，也可以直接利用陰離子交換蛋白吸收HCO-3，還可以利用胞外碳酸酐酶把HCO-3催化為CO2再進(jìn)行吸收利用。銅藻光合固碳過程中存在的多種無機(jī)碳利用方式可使其在斷裂漂浮后迅速吸收海水中的外源無機(jī)碳用于快速生長(zhǎng)，最終可能導(dǎo)致銅藻金潮的暴發(fā)。