改性粘土絮凝后殘留的太平洋亞歷山大藻(Alexandrium pacificum)毒素變化研究*

宋維佳 宋秀賢 李 靖 張 悅 申慧慧 張培培 俞志明

改性粘土絮凝后殘留的太平洋亞歷山大藻()毒素變化研究*

宋維佳1, 2, 3, 4宋秀賢1, 2, 3, 4①李 靖1, 2, 3張 悅1, 2, 3申慧慧1, 2, 3, 4張培培1, 2, 3, 4俞志明1, 2, 3, 4

(1. 中國科學(xué)院海洋研究所 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 青島 266071; 2. 青島海洋科學(xué)與技術(shù)試點(diǎn)國家實(shí)驗(yàn)室 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)功能實(shí)驗(yàn)室 青島 266237; 3.中國科學(xué)院海洋大科學(xué)研究中心 青島 266071; 4. 中國科學(xué)院大學(xué) 北京 100049)

改性粘土法是一種高效、環(huán)保的有害藻華應(yīng)急處置技術(shù), 可通過絮凝作用有效去除水體中藻華生物。但利用改性粘土絮凝產(chǎn)毒藻后, 水體中胞內(nèi)外藻毒素的變化情況目前尚不清楚。文章考察了I型改性粘土(MC I)絮凝典型產(chǎn)毒甲藻——太平洋亞歷山大藻()后, 水體中殘留藻細(xì)胞內(nèi)和胞外麻痹性貝類毒素(paralytic shellfish toxins, PSTs)含量、組分的變化情況。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, MC I對密度為6.11×103cells/mL的3小時(shí)去除率達(dá)62%, 水體中殘留藻細(xì)胞單細(xì)胞毒素含量和PSTs組分與對照組無顯著差異, 但水體中總PSTs含量大大降低, 其中由絮凝沉降導(dǎo)致的胞內(nèi)PSTs被去除量占水體中PSTs總減少量的90%以上。另外, 針對MC I對胞外PSTs吸附效果的研究發(fā)現(xiàn), 低于0.5 g/L的MC I對胞外PSTs無明顯吸附效果, 而在利用0.2 g/L MC I絮凝去除大部分亞歷山大藻后, 水體中胞外PSTs含量無明顯變化。由此可以推測該用量下的MC I未造成大量藻細(xì)胞破裂向水體中釋放毒素。該研究結(jié)果將為改性粘土治理有毒甲藻藻華的現(xiàn)場應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

改性粘土; 亞歷山大藻; 絮凝; 麻痹性貝類毒素

有害藻華是一種近海常見的海洋生態(tài)異常現(xiàn)象, 對海洋生態(tài)系統(tǒng)的平衡、人類的健康與安全構(gòu)成嚴(yán)重威脅, 已經(jīng)成為一種全球性的生態(tài)安全問題。尤其是近年來, 有害藻華的原因種呈現(xiàn)出向甲藻類、有毒藻類演變的趨勢, 有毒甲藻藻華頻繁暴發(fā)。其中, 亞歷山大藻()是我國近海常見的、能夠產(chǎn)生麻痹性貝類毒素(paralytic shellfish toxins, PSTs)的甲藻類群。海域中暴發(fā)有毒亞歷山大藻藻華后, 由藻細(xì)胞合成的PSTs毒素可通過食物鏈進(jìn)入人類體內(nèi)引發(fā)中毒。全球范圍內(nèi)每年發(fā)生約2 000起PSTs中毒事件, 人員死亡率高達(dá)15% (Anderson, 2012)。2002—2017年間, 該藻在我國近海形成了24次藻華(梁玉波等, 2019), 歐洲、北美等全球范圍內(nèi)也曾多次暴發(fā)該藻藻華, 不僅破壞了海洋生態(tài)環(huán)境, 還給海水養(yǎng)殖業(yè)和濱海旅游業(yè)造成巨大的經(jīng)濟(jì)損失。探究水體中亞歷山大藻的去除方法及其對水體中PSTs毒素含量的影響, 降低亞歷山大藻藻華的危害效應(yīng)尤為重要。

改性粘土技術(shù)通過粘土顆粒與藻華生物發(fā)生絮凝, 可使藻華生物快速沉降到底層, 達(dá)到有效治理有害藻華的效果。該方法具有安全、高效、可操作性強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn), 成為少數(shù)能被應(yīng)用于有害藻華現(xiàn)場治理的技術(shù)方法(Anderson, 1997; Yu, 2017)。改性粘土不僅可以有效去除水體中的藻華生物(Liu, 2016; 邱麗霞等, 2017; Li, 2017), 還能吸附水體中的營養(yǎng)物質(zhì), 在一定程度上起到改善水質(zhì)、有效降低水體富營養(yǎng)化程度的作用(Pierce, 2004; Lu, 2015)。另外, 大量研究表明, 粘土或改性粘土在絮凝去除有毒微藻的同時(shí), 對水體中的藻毒素也能產(chǎn)生良好的去除效果, 如短凱倫藻及其產(chǎn)生的短裸甲藻毒素(brevetoxin, BTX)(Pierce, 2004)、小定鞭金藻及其產(chǎn)生的毒素(Sengco, 2005)、微囊藻等藍(lán)藻及其產(chǎn)生的微囊藻毒素(Morris, 2000)等。

針對PSTs毒素, Lu等(2015)跟蹤了改性粘土絮凝沉降太平洋亞歷山大藻細(xì)胞后沉積絮體中PSTs的含量與組成, 結(jié)果表明沉積絮體中出現(xiàn)了高毒性組分漆溝藻毒素1&4 (gonyautoxin-1&4, GTX1&4)向低毒性組分GTX2&3和脫氨甲酰基膝溝藻毒素2&3(decarbamoylgonyautoxin-2&3, dcGTX2&3), 以及無毒性衍生物轉(zhuǎn)化降解的現(xiàn)象。另外, Li等(2019)的研究也發(fā)現(xiàn), 改性粘土絮凝沉降亞歷山大藻后, 沉積絮體中出現(xiàn)PSTs毒素的積累, 但在6 h后逐漸降低, 96 h即已低于高效液相色譜法的檢出限。目前, 缺乏改性粘土絮凝亞歷山大藻細(xì)胞后水體中胞內(nèi)外PSTs含量與組成變化情況的研究。

本文研究了改性粘土在絮凝亞歷山大藻的同時(shí), 對水體中胞內(nèi)和胞外PSTs毒素的去除效果, 考察了水體pH、磷酸鹽、溶解無機(jī)氮(DIN)等影響藻細(xì)胞產(chǎn)毒的水質(zhì)參數(shù)的變化情況, 為改性粘土治理亞歷山大藻等產(chǎn)毒藻藻華提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

本研究所用藻種為太平洋亞歷山大藻(), 來自中科院海洋研究所海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室。實(shí)驗(yàn)用海水取自青島匯泉灣近海, 經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后121 °C高溫滅菌30 min。在溫度為(20±1) °C, 光照強(qiáng)度為65 μmol photon/(m2·s), 光暗比為L︰D=12 h︰12 h的環(huán)境條件下, 采用L1培養(yǎng)液對該藻進(jìn)行培養(yǎng)。選擇密度約為6.11×103cells/mL的指數(shù)生長期藻細(xì)胞進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。

本研究所用改性粘土為I型改性粘土(MC I), 為取自廣西北海的高嶺土和無機(jī)改性劑聚合氯化鋁(poly aluminum chloride, PAC), 參照Yu等(1994)的改性方法制備而成。實(shí)驗(yàn)開始前采用滅菌海水將其配制成濃度為50 g/L的改性粘土懸浮液。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

改性粘土對亞歷山大藻的去除實(shí)驗(yàn)在體積為10 L的玻璃缸中進(jìn)行, 分為對照組和實(shí)驗(yàn)組, 每組設(shè)置三個(gè)平行。將太平洋亞歷山大藻()藻液混勻后倒入玻璃缸中, 實(shí)驗(yàn)組加入一定量的改性粘土懸浮液, 使終濃度為0.2 g/L, 于培養(yǎng)條件下靜置3 h, 然后將上層5 L水體通過虹吸的方法小心轉(zhuǎn)移至5 L錐形瓶中培養(yǎng)24 h, 并分別在3、12、24 h取樣, 進(jìn)行藻細(xì)胞密度, 胞內(nèi)毒素, 胞外毒素以及pH、磷酸鹽、DIN等水質(zhì)參數(shù)的測定。

1.3 實(shí)驗(yàn)參數(shù)的分析測定方法

1.3.1 藻細(xì)胞密度的測定 將藻液混合搖勻后移取至離心管中加入魯哥試劑固定, 通過顯微鏡計(jì)數(shù)法得到取樣時(shí)刻藻細(xì)胞密度。

1.3.2 胞內(nèi)毒素的提取 將藻液通過GF/D濾膜過濾收集藻細(xì)胞, 用于藻細(xì)胞內(nèi)PSTs的提取。樣品加入0.1 mol/L乙酸溶液, 用核酸提取儀使藻細(xì)胞破碎完全。破碎完成后在6 000 r/min轉(zhuǎn)速下離心5 min, 收集上清液, 過0.22 μm濾膜于進(jìn)樣小瓶中,-20 °C條件下避光保存待測。

1.3.3 胞外毒素的提取 胞外毒素的提取方法參照張亞亞等(2020), 該藻主要產(chǎn)生漆溝藻毒素(GTX1-5)和N-磺酰胺甲酰膝溝藻毒素(N-Sulfocarbamoylgonyautoxin-2&3, C1&2), 回收率如表1所示。將ENVI-Carb 500 mg/6 mL固相萃取柱預(yù)先用3 mL乙腈、1 mL超純水活化, 移取上述經(jīng)過GF/D濾膜過濾的藻液濾液, 通過固相萃取柱, 自然流干后正壓擠干, 然后用75%乙腈水溶液(含0.25%甲酸)洗脫混勻, 過0.22 μm濾膜于進(jìn)樣小瓶中,-20 °C條件下避光保存待測。

表1 胞外水體PSTs富集方法的回收率(張亞亞等, 2020)

Tab.1 Recovery by extracellular PSTs enrichment method

1.3.4 PSTs檢測方法 本研究中PSTs毒素通過高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法測定。所用儀器為API4000液相色譜-三重四級桿串聯(lián)質(zhì)譜(ABSCIEX公司, 美國), 配有電噴霧離子源(ESI)。該方法的檢出限(LOD)和定量限(LOQ)如表2所示。

液相色譜條件如下: 色譜柱: HILIC Amphion II色譜柱(5 μm, 4.6×250 mm); 柱溫: 30 °C; 流速: 1 mL/min; 進(jìn)樣量: 10 μL; 流動(dòng)相A: 乙腈(含0.1%甲酸), B: 水(含2 mmol/L乙酸銨, 0.1%甲酸); 洗脫梯度: 0—1.0 min, 60% A, 40% B; 1.0—10.0 min, 60%—10% A, 40%—90% B; 10—15 min, 10% A, 90% B; 15—18.0 min, 10%—60% A, 90%—40% B; 18.0—25.0 min, 60% A, 40% B。

表2 PSTs檢測方法的檢出限(LOD)和定量限(LOQ)

Tab.2 LOD and LOQ of the PSTs detection method

質(zhì)譜條件如下: 電噴霧離子源(ESI), 多反應(yīng)監(jiān)測(MRM), 正離子模式; 噴霧電壓: 5.5 kV; 離子源溫度650 °C; 碰撞氣壓力: 7 psi; 氣簾氣壓力: 30 psi; 霧化氣壓力GS1: 50 psi; 輔助加熱氣壓力GS2: 60 psi。

1.3.5 總PSTs毒素含量和單細(xì)胞毒素含量的計(jì)算 總毒素含量=胞內(nèi)毒素含量+胞外毒素含量; 單細(xì)胞毒素含量=胞內(nèi)毒素含量/藻細(xì)胞密度。毒素含量采用相對石房蛤毒素(saxitoxin, STX)的物質(zhì)的量表示(STX-equ.nmol)。

1.3.6 水質(zhì)參數(shù)的測定 利用pH計(jì)測定水體的pH。借助營養(yǎng)鹽自動(dòng)分析儀(Skalar-1000, SA 3000/5000 chemistry unit, 荷蘭)測定樣品中各項(xiàng)營養(yǎng)鹽濃度。

2 結(jié)果

2.1 水體中藻細(xì)胞密度變化

本文選用指數(shù)生長中后期的太平洋亞歷山大藻, 利用MC I對其進(jìn)行去除實(shí)驗(yàn)。向藻液中添加0.2 g/L MC I后, 水體中的藻細(xì)胞被迅速絮凝沉降, 3 h后, 絮凝過程基本完成, 此時(shí)上層水體藻細(xì)胞密度已由起始的6.11×103cells/mL降低至2.07×103cells/mL, 與相同時(shí)刻對照組水體中藻細(xì)胞密度相比, 改性粘土對實(shí)驗(yàn)組藻細(xì)胞的去除效率約為62% (圖1)。將上層5 L水體通過虹吸的方法小心移出至錐形瓶中繼續(xù)觀察殘留藻細(xì)胞的增殖情況, 在24 h內(nèi)水體中殘留藻細(xì)胞密度未發(fā)生明顯變化。

圖1 經(jīng)MC I處理后藻細(xì)胞密度變化情況

2.2 水體中PSTs毒素含量變化

在添加MC I絮凝沉降太平洋亞歷山大藻后, 我們對水體中PSTs毒素含量的變化情況進(jìn)行了測定和分析。如表3所示, 添加0.2g/L MC I處理3 h后, 與藻細(xì)胞密度變化相對應(yīng), 上層水體總PSTs含量也發(fā)生了顯著的改變。與相同時(shí)刻對照組相比, 實(shí)驗(yàn)組水體中的總PSTs含量下降45.93%。將上層水體移出后繼續(xù)跟蹤了水體中總PSTs含量在24 h內(nèi)的變化情況, 結(jié)果表明3—24 h內(nèi)實(shí)驗(yàn)組總PSTs含量持續(xù)低于對照組。

MC I絮凝完成后, 水體中胞內(nèi)PSTs毒素含量的下降幅度與藻細(xì)胞密度的下降幅度相接近(表3), 添加0.2 g/L MC I 3 h后, 水體中的胞內(nèi)PSTs含量由原來的118.28 STX-equ. nmol/L降低為37.05 STX-equ. nmol/L, 與此時(shí)對照組水體中的胞內(nèi)PSTs含量相比, 實(shí)驗(yàn)組下降了62.66%, 與改性粘土對藻細(xì)胞的去除率相接近。3—24 h期間, 實(shí)驗(yàn)組胞內(nèi)PSTs含量持續(xù)遠(yuǎn)低于對照組。針對胞外水體中的PSTs毒素, 本研究參照張亞亞等(2020)的處理方法, 對其進(jìn)行了富集, 實(shí)驗(yàn)過程中胞外PSTs含量的變化表明, 添加0.2 g/L MC I上層水體胞外PSTs含量與對照組相比未發(fā)生明顯改變(表3)。

表3 MC I絮凝后水體中PSTs濃度的變化情況(單位: STX-equ. nmol/L)

Tab.3 Change of PSTs concentration in the water after the application of MC I treatment (unit: STX-equ. nmol/L)

注: 0時(shí)間點(diǎn)尚未對實(shí)驗(yàn)組進(jìn)行處理, 該時(shí)間點(diǎn)下降率用–表示。

在探究MC I絮凝后藻液中毒素變化情況的同時(shí), 本研究還采用藻液濾液, 實(shí)驗(yàn)考察了較高用量MC I (0.5g/L)對藻液濾液中溶解態(tài)PSTs毒素的吸附效果, 以便于進(jìn)一步闡明MC I絮凝對胞外PSTs毒素含量變化的影響機(jī)制。結(jié)果表明, 添加0.5 g/L MC I處理3 h后亞歷山大藻液濾液中PSTs毒素含量與組成均無明顯變化(圖2), 即0.5 g/L MC I對水體中胞外PSTs無明顯吸附效果。

圖2 添加MC I后亞歷山大藻液濾液中PSTs毒素含量與組成變化

2.3 單細(xì)胞毒素含量與組成變化

為考察0.2 g/L MC I的添加是否刺激了殘留藻細(xì)胞使其產(chǎn)毒增加, 本研究對0.2 g/L MC I處理后水體中殘留藻細(xì)胞的單細(xì)胞毒素含量(圖3)和胞內(nèi)外毒素組成(圖4)變化進(jìn)行了跟蹤與測定, 結(jié)果表明, 在該實(shí)驗(yàn)條件下0.2 g/L MC I的添加未導(dǎo)致實(shí)驗(yàn)組殘留藻細(xì)胞單細(xì)胞毒素含量與組成在24 h內(nèi)出現(xiàn)明顯差異。

2.4 水質(zhì)參數(shù)變化

本研究還分析測定了添加改性粘土后多種水質(zhì)參數(shù)的變化情況(圖5)。實(shí)驗(yàn)用亞歷山大藻藻液的初始pH約為8.89, 加入MC I 3 h后實(shí)驗(yàn)組水體pH為8.63, 與對照組相比下降0.22; 24 h時(shí)實(shí)驗(yàn)組pH為8.52, 與此時(shí)的對照組相比也僅下降0.28?？傮w來看, 添加MC I后水體pH略有下降, 但變化幅度較小, 整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程對照組與實(shí)驗(yàn)組水體pH均維持在8.52—8.91之間。

圖3 添加MC I后殘留藻細(xì)胞單細(xì)胞毒素含量變化

Fig.3 Changes in the cellular toxin content in the residual algae after MC I treatment

通過跟蹤測定實(shí)驗(yàn)過程中對照組與實(shí)驗(yàn)組水體硝酸鹽、亞硝酸鹽、銨鹽含量變化情況發(fā)現(xiàn), 添加MC I后水體中的溶解態(tài)無機(jī)氮含量變化不明顯(圖5b), 而水體中磷酸鹽含量在MC I處理后顯著降低, 添加改性粘土3 h后實(shí)驗(yàn)組水體中的磷酸鹽含量由13.78 μmol/L下降至5.87 μmol/L, 與對照組相比下降60.28%, 3—24 h期間實(shí)驗(yàn)組磷酸鹽含量均遠(yuǎn)低于對照組的水平(圖5c)。與之相對應(yīng), 實(shí)驗(yàn)組的氮磷比值(N/P)也由于磷酸鹽含量的大幅度降低出現(xiàn)了明顯高于對照組的現(xiàn)象(圖5d)。

3 討論

3.1 胞內(nèi)、胞外PSTs對總毒素下降的貢獻(xiàn)

MC I在絮凝去除藻細(xì)胞的同時(shí), 也大大降低了水體中總PSTs含量水平, 這與以往的研究結(jié)果相一致, 即粘土或改性粘土在絮凝產(chǎn)毒藻的同時(shí)對水體中藻毒素也具有良好的去除作用。Pierce等(2004)研究了磷酸鹽土對于短凱倫藻()及其產(chǎn)生的BTX毒素的去除效果, 結(jié)果表明0.25 g/L的粘土在絮凝去除藻細(xì)胞的同時(shí), 可以去除水體中97%的胞內(nèi)BTX毒素, 對于水體中胞外毒素的吸附效果可以達(dá)到70%左右。Sengco等(2005)研究了PAC改性粘土對于小定鞭金藻的去除過程及毒素的響應(yīng), 發(fā)現(xiàn)改性粘土處理后, 上層水體的毒素含量由24.2 μg/mL降低至9.2 μg/mL, 且改性粘土對于上層水體毒素的去除效果與藻細(xì)胞去除率具有很好的相關(guān)性, 其對毒素的去除效果主要是通過去除藻細(xì)胞來實(shí)現(xiàn)的。

圖4 添加MC I后水體中胞內(nèi)外PSTs組成變化

圖5 MC I處理后水質(zhì)參數(shù)的變化情況

本研究結(jié)果表明, 水體中總PSTs的降低主要體現(xiàn)在胞內(nèi)PSTs的降低(圖6), 胞內(nèi)PSTs的降低占總下降量的90%以上, 也就是說改性粘土在產(chǎn)毒亞歷山大藻藻華治理過程中, 主要是通過去除水體中的產(chǎn)毒藻細(xì)胞以達(dá)到降低水體中毒素含量的效果。同時(shí)水體中總PSTs含量與藻細(xì)胞密度、總PSTs下降量與藻細(xì)胞密度下降量均呈現(xiàn)出較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系(圖7), 這同樣反映出水體中總PSTs含量的變化主要源自改性粘土通過絮凝藻細(xì)胞去除胞內(nèi)PSTs。

圖6 胞內(nèi)外PSTs毒素對總PSTs毒素下降的貢獻(xiàn)

注: a: 添加改性粘土3 h; b: 添加改性粘土12 h; c: 添加改性粘土24 h

圖7 水體總PSTs濃度與藻細(xì)胞密度的關(guān)系

注: a: 水體中總PSTs濃度與藻細(xì)胞密度的相關(guān)性; b: 水體中總PSTs下降量與藻細(xì)胞密度下降量的相關(guān)性

在本研究中, 添加改性粘土后水體中胞外PSTs對總PSTs下降的貢獻(xiàn)較小。研究結(jié)果表明, 與對照組相比, 添加0.2 g/L MC I未使實(shí)驗(yàn)組上層水體胞外PSTs含量發(fā)生顯著改變。MC I作為一種有吸附作用的外源添加物, 可能從兩個(gè)方面對水體中的溶解態(tài)PSTs含量產(chǎn)生影響: 一方面, 改性粘土的添加可能會(huì)直接碰撞藻細(xì)胞或改變藻細(xì)胞培養(yǎng)液的水質(zhì)參數(shù), 從而對藻細(xì)胞產(chǎn)生脅迫刺激作用, 使其向水體中分泌PSTs毒素, 同時(shí)若改性粘土的添加導(dǎo)致部分藻細(xì)胞破裂, 這些藻細(xì)胞破碎釋放的毒素也會(huì)直接導(dǎo)致水體中溶解態(tài)毒素含量的大幅升高。另一方面, 改性粘土在絮凝藻細(xì)胞的同時(shí), 可能對水體中的溶解態(tài)PSTs毒素也具有一定的吸附作用, 從而導(dǎo)致其含量的降低。而本研究中“胞外PSTs含量無明顯變化”這一現(xiàn)象出現(xiàn)的原因存在兩種可能性: (1) 添加MC I后, 藻細(xì)胞受到外界刺激向水體中分泌了一定量的藻毒素, 而改性粘土對溶解于水體中的毒素存在一定的吸附或降解作用, 分泌量和吸附量大致平衡; (2) MC I的添加既未刺激藻細(xì)胞向水體中分泌毒素, 也未對水體中的胞外毒素產(chǎn)生吸附作用。針對上述可能的原因, 本文采用濾液, 實(shí)驗(yàn)考察了MC I對水體中PSTs毒素的吸附效果。由實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知, 添加0.5 g/L MC I后, 水體中PSTs含量和組分均無明顯變化, 且沉積絮體中未檢測到毒素存在。由此可見, 低于0.5 g/L的MC I對水體中的溶解態(tài)PSTs毒素?zé)o顯著吸附效果。結(jié)合MC I絮凝去除藻細(xì)胞后水體中PSTs含量無明顯變化這一實(shí)驗(yàn)結(jié)果, 可以判斷在此過程中改性粘土的添加可能沒有刺激藻細(xì)胞大量破裂釋放毒素或刺激藻細(xì)胞毒素分泌量升高。即上述第二種猜想更符合添加MC I后藻液中胞外PSTs變化的實(shí)際情況。

3.2 單細(xì)胞毒素含量與PSTs組成變化

在本研究中, 0.2 g/L的MC I對實(shí)驗(yàn)組藻細(xì)胞的去除效率約為62%, 對于水體中殘留的藻細(xì)胞, 我們分析了其產(chǎn)毒能力是否受到影響。一般來講, 藻細(xì)胞在受到外來環(huán)境脅迫時(shí), 其生理生化狀態(tài)會(huì)發(fā)生一定的改變。甲藻PSTs毒素的生物合成過程也受到溫度、營養(yǎng)鹽、光照等多種外界環(huán)境因素的影響, 環(huán)境條件的改變會(huì)引起藻細(xì)胞毒素的組成和含量發(fā)生不同程度的變化。因此, 添加改性粘土后, 由于外來脅迫的干擾, 殘留亞歷山大藻細(xì)胞的單細(xì)胞毒素含量極有可能會(huì)發(fā)生一定的改變。一方面, 粘土顆?？赡茏矒粼寮?xì)胞直接影響藻細(xì)胞生理生化狀態(tài), 致使其產(chǎn)毒特征發(fā)生改變; 另一方面, 改性粘土的添加勢必會(huì)引起pH、營養(yǎng)鹽等水質(zhì)參數(shù)發(fā)生一定的改變, 這些環(huán)境因素的變化一定程度上可對藻細(xì)胞產(chǎn)生脅迫, 引起其產(chǎn)毒量的變化。然而在本研究中0.2 g/L MC I的添加并未引起單細(xì)胞毒素含量與毒素組成的明顯改變。

首先, 這一結(jié)果的出現(xiàn)可能是因?yàn)闅埩粼寮?xì)胞未明顯受到來自粘土顆粒嚴(yán)重碰撞的影響。改性粘土對于藻細(xì)胞的絮凝作用主要來自于經(jīng)過表面改性的粘土顆粒在海水中與藻細(xì)胞間的靜電作用、橋連作用、網(wǎng)捕作用, 同時(shí)對比前人關(guān)于未改性粘土和改性粘土對藻細(xì)胞絮凝效果的研究可知, 粘土顆粒自身與藻細(xì)胞雖然可能發(fā)生直接碰撞, 但由于改性粘土在海水中容易形成絮體, 加之實(shí)驗(yàn)所用微藻不易破碎, 因此本研究中絮凝完成后水體中剩余的這部分藻細(xì)胞有較大的概率未嚴(yán)重遭受來自粘土顆粒直接碰撞的影響, 或粘土顆粒對其的碰撞強(qiáng)度未達(dá)到刺激其產(chǎn)毒增加的程度。

其次, 本研究還從間接影響藻細(xì)胞產(chǎn)毒的水質(zhì)參數(shù)的角度, 對添加改性粘土后殘留藻細(xì)胞單細(xì)胞毒素含量無明顯升高這一實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行了分析。已有研究表明, 硝酸鹽、磷酸鹽等水質(zhì)參數(shù)的改變會(huì)影響藻細(xì)胞的產(chǎn)毒情況(Macintyre, 1997; Wang, 2002; Leong, 2004; Frangópulos, 2004; Lee, 2006; Xu, 2012)。環(huán)境中的磷濃度可影響PSTs毒素的合成, 胞內(nèi)毒素含量隨著環(huán)境中磷含量的升高而降低, 磷限制可以導(dǎo)致亞歷山大藻胞內(nèi)毒素含量顯著增加(Frangópulos, 2004; Lee, 2006; Xu, 2012)。而當(dāng)N/P比過高時(shí), 藻細(xì)胞中的氮除分配給含磷化合物的合成外, 還可剩余大量的氮用于毒素合成, N/P比過高也可能導(dǎo)致單細(xì)胞毒素含量的升高。在本研究中, 添加0.2 g/L MC I后, 水體中硝酸鹽、亞硝酸鹽、銨鹽濃度無明顯變化, 磷酸鹽含量由初始的13.78 μmol/L下降至5.87 μmol/L, N/P比值也相應(yīng)出現(xiàn)了明顯高于對照組的現(xiàn)象, 但水體中殘留藻細(xì)胞的單細(xì)胞毒素含量卻未因環(huán)境參數(shù)的改變呈現(xiàn)出明顯的變化, 推測在本研究中環(huán)境參數(shù)的改變尚未達(dá)到脅迫殘留藻細(xì)胞增加產(chǎn)毒的程度, 其中的機(jī)制、原理尚待深入研究。

在利用改性粘土治理開闊海域有害藻華的實(shí)際應(yīng)用中, 改性粘土的有效用量約為4—10 t/km2(相當(dāng)于4—10 g/m2), 在該用量下對水質(zhì)等生態(tài)環(huán)境的影響基本可以忽略; 另外, 在現(xiàn)場治理過程中, 由于水體交換和海水強(qiáng)大的緩沖能力, 總體而言, 磷酸鹽等水質(zhì)參數(shù)在治理前后不會(huì)出現(xiàn)明顯的變化。因此, 本文可以推斷在改性粘土治理亞歷山大藻藻華的現(xiàn)場應(yīng)用中, 殘留藻細(xì)胞單細(xì)胞毒素含量不會(huì)因水質(zhì)而產(chǎn)生變化。

4 結(jié)論

(1) 0.2 g/L MC I在去除水體中藻細(xì)胞的同時(shí), 對水體中總PSTs具有良好的去除效果。水體中降低的總PSTs毒素主要源于藻細(xì)胞的絮凝去除, 胞內(nèi)PSTs的去除占被去除總量的90%以上。

(2) 本研究中, 改性粘土的添加未刺激藻細(xì)胞大量分泌毒素, 水體中殘留藻細(xì)胞單細(xì)胞毒素含量和PSTs組分與對照組無顯著差異。

(3) 0.5 g/L的MC I對胞外PSTs無明顯吸附效果, 因此推測低于0.5 g/L的MC I對胞外PSTs亦無明顯吸附效果。結(jié)合改性粘土處理亞歷山大藻藻液后胞外PSTs含量無明顯變化, 推測0.2 g/L MC I未造成大量藻細(xì)胞破裂。

邱麗霞, 俞志明, 曹西華等, 2017. 改性粘土對球形棕囊藻()和東海原甲藻()的去除作用. 海洋與湖沼, 48(5): 982—989

張亞亞, 閆國旺, 吳海燕等, 2020. 基于SPE與SPATT的水體中麻痹性貝類毒素檢測方法構(gòu)建與應(yīng)用. 海洋與湖沼, 51(2): 298—306

梁玉波, 李冬梅, 姚敬元等, 2019. 中國近海藻毒素及有毒微藻產(chǎn)毒原因種調(diào)查研究進(jìn)展. 海洋與湖沼, 50(3): 511—524

Anderson D M, 1997. Turning back the harmful red tide. Nature, 388(6642): 513—514

Anderson D M, Cembella A D, Hallegraeff G M, 2012. Progress in understanding harmful algal blooms: paradigm shifts and new technologies for research, monitoring, and management. Annual Review of Marine Science, 4(1): 143—176

Frangópulos M, Guisande C, De Blas E, 2004. Toxin production and competitive abilities under phosphorus limitation ofspecies. Harmful Algae, 3(2): 131—139

Lee H O, Ishimaru T, Toshiya K, 2006. Growth of the Dinoflagellateisolated from Jinhae Bay, Korea in Axenic cultures. Korean Journal of Environmental Biology, 24(3): 275—281

Leong S C Y, Murata A, Nagashima Y, 2004. Variability in toxicity of the dinoflagellatein response to different nitrogen sources and concentrations. Toxicon, 43(4): 407—415

Li J, Song X X, Zhang Y, 2017. An investigation of the space distribution ofmicroscopic propagules and ship-based experiment of mitigation using modified clay. Marine Pollution Bulletin, 117(1/2): 247—254

Li J, Song X X, Zhang Y, 2019. Effect of modified clay on the transition of paralytic shellfish toxins within the bay scallopand sediments in laboratory trials. Aquaculture, 505: 112—117

Liu Y, Cao X H, Yu Z M, 2016. Controlling harmful algae blooms using aluminum-modified clay. Marine Pollution Bulletin, 103(1/2): 211—219

Lu G Y, Song X X, Yu Z M, 2015. Environmental effects of modified clay flocculation onand paralytic shellfish poisoning toxins (PSTs). Chemosphere, 127: 188—194

Macintyre J G, Cullen J J, Cembella A D, 1997. Vertical migration, nutrition and toxicity in the dinoflagellate. Marine Ecology Progress Series, 148: 201—216

Morris R J, Williams D E, Luu H A, 2000. The adsorption of microcystin-LR by natural clay particles. Toxicon, 38(2): 303—308

Pierce R H, Henry M S, Higham C J, 2004. Removal of harmful algal cells () and toxins from seawater culture by clay flocculation. Harmful Algae, 3(2): 141—148

Sengco M R, Hagstr?m J A, Gran?li E, 2005. Removal of(Haptophyceae) and its toxins using clay minerals. Harmful Algae, 4(2): 261—274

Wang D Z, Hsieh D P H, 2002. Effects of nitrate and phosphate on growth and C2 toxin productivity ofCI01 in culture. Marine Pollution Bulletin, 45(1/12): 286—289

Xu J, Ho A Y T, He L, 2012. Effects of inorganic and organic nitrogen and phosphorus on the growth and toxicity of twospecies from Hong Kong. Harmful Algae, 16: 89—97

Yu Z M, Song X X, Cao X H, 2017. Mitigation of harmful algal blooms using modified clays: Theory, mechanisms, and applications. Harmful Algae, 69: 48—64

Yu Z M, Zou J Z, Ma X N, 1994. Application of clays to removal of red tide organisms II. Coagulation of different species of red tide organisms with montmorillonite and effect of clay pretreatment. Chinese Journal of Oceanology and Limnology, 12(4): 316—324

TOXIN REMAINED IN RESIDUALAFTER FLOCCULATION WITH MODIFIED CLAY

SONG Wei-Jia1, 2, 3, 4, SONG Xiu-Xian1, 2, 3, 4, LI Jing1, 2, 3, ZHANG Yue1, 2, 3, SHEN Hui-Hui1, 2, 3, 4, ZHANG Pei-Pei1, 2, 3, 4, YU Zhi-Ming1, 2, 3, 4

(1. Key Laboratory of Marine Ecology and Environmental Sciences, Institute of Oceanology,Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 2.Laboratory of Marine Ecology and Environmental Science, Pilot National Laboratory for Marine Science and Technology (Qingdao), Qingdao 266237, China; 3.Center for Ocean Mega-Science, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 4. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

Modified clay method is an efficient and environmentally friendly treatment technology to harmful algal blooms, which can effectively remove algal blooms from water by flocculation.However, the change of intracellular and extracellular toxins in the water after the flocculation is unclear. Changes in content and composition of the intracellular and extracellular residual paralytic shellfish toxins (PSTs) in water after flocculation with modified clay towere investigated. Results show that the removal efficiency of modified clay (MC I in type, formulated by kaolinite and poly aluminum chloride) onin density of 6.11×103cells/mL reached 62% in 3 h in 0.2 g/L dosage. Meanwhile, the single-cell toxin content and component of the residual algal cells in water showed no significant difference from those in the control group. However, the total PSTs content in water was greatly reduced, and the removal amount of intracellular PSTs by flocculation and sedimentation exceeded 90% of the total reduction of PSTs in water. In addition, it was found that the MC I under 0.5 g/L had no obvious adsorption on extracellular PSTs. The extracellular PSTs content in water had no significant change after mostcells were removed by 0.2 g/L MC I. Therefore, using MC I at this concentration could not cause a large number of algal cells to rupture and release toxins into the water. The results of this study provided a scientific reference to the field application of modified clay to control toxic dinoflagellate blooms.

modified clay;; flocculation; paralytic shellfish toxins

Q14

10.11693/hyhz20210100020

* 國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目, 41976148號; 山東省重大科技創(chuàng)新工程項(xiàng)目, 2019JZZ010808號; 2019年度“泰山學(xué)者攀登計(jì)劃”, 泰山學(xué)者工程專項(xiàng)經(jīng)費(fèi)資助。宋維佳, 碩士研究生, E-mail: songwj178@163.com

宋秀賢, 博士生導(dǎo)師, 研究員, E-mail: songxx@qdio.ac.cn

2021-01-22,

2021-04-30