不同濃度鎘、砷對海鏈藻生長特征的影響研究

魏輝煌, 劉 冬, 4*, 袁 鵬, 田 倩, 周潔玉, 王 順, 李夢圓, 周軍明

不同濃度鎘、砷對海鏈藻生長特征的影響研究

魏輝煌1, 2, 3, 劉 冬1, 2, 3, 4*, 袁 鵬1, 2, 3, 田 倩1, 2, 3, 周潔玉1, 2, 3, 王 順1, 2, 3, 李夢圓1, 2, 3, 周軍明1, 2, 3

(1. 中國科學(xué)院 廣州地球化學(xué)研究所 礦物學(xué)與成礦學(xué)重點實驗室/廣東省礦物物理與材料研究開發(fā)重點實驗室, 廣東 廣州 510640; 2. 中國科學(xué)院深地科學(xué)卓越創(chuàng)新中心, 廣東 廣州 510640; 3. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049; 4. 廈門大學(xué) 近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點實驗室, 福建 廈門 361005)

近年來重金屬Cd和類金屬As造成的海洋污染日益嚴(yán)重。水生藻類, 如硅藻等因其對水體中離子態(tài)污染物吸附具有獨特的優(yōu)勢, 在對Cd和As污染物處理中有巨大的應(yīng)用潛力。然而, 目前的研究大多集中于硅藻對Cd、As等污染物離子吸附能力的評估, 而對于處理過程中硅藻生長特性的變化等鮮有涉及, 這必然影響到硅藻生物處理法的進一步應(yīng)用。針對該問題, 本研究以典型海洋硅藻——海鏈藻()為研究對象, 通過分別添加Cd和As的方法, 開展實驗室硅藻培養(yǎng), 對海鏈藻的生殖、生產(chǎn)力和個體形貌等特性進行研究, 借助細(xì)胞計數(shù)、葉綠素比色分析、高分辨掃描電子顯微形貌觀察等方法, 探測Cd和As不同濃度梯度下培養(yǎng)所獲海鏈藻的細(xì)胞濃度、葉綠素含量及藻體形態(tài)等, 用以判明不同濃度Cd和As脅迫下硅藻的生長情況和變化特征, 為以海鏈藻為主體的生物修復(fù)工程實施提供理論和數(shù)據(jù)支持。結(jié)果表明: 海鏈藻對水體中的Cd與As具有一定耐受性, Cd比As對海鏈藻毒性更強, 96 h半最大效應(yīng)濃度(EC50)為3.3 mg/L, 因此在實際污水處理工程中, 應(yīng)控制污水中Cd濃度低于該值。在不同生長階段, 較低的Cd添加濃度(0.1、0.5、1.0 mg/L)對海鏈藻細(xì)胞濃度增長表現(xiàn)為“前促后抑”; 另外, Cd對單位個數(shù)海鏈藻中葉綠素a含量的作用為“低促高抑”。另一方面, As可使海鏈藻形態(tài)發(fā)生明顯畸變, 因此可作為海洋中As污染的生物指示劑。值得指出的是, 海鏈藻在所有上述環(huán)境中, 培養(yǎng)168～240 h時, 其總?cè)~綠素a增量明顯減緩, 表明該階段其光合作用效率降低。上述結(jié)果將為海鏈藻應(yīng)用于環(huán)境污染物Cd和As的生物清除提供理論和基礎(chǔ)數(shù)據(jù)支持。

硅藻; 生物修復(fù); 鎘; 砷; 海水污染

0 引 言

自工業(yè)革命以來, 海洋等自然水體已受到人類排放污染物的嚴(yán)重污染(Martin et al., 2015; Wang et al., 2019; Kiran et al., 2020)。Cd和As是兩種典型的海洋污染物, 它們能通過食物鏈在生物體內(nèi)富集, 達(dá)到一定濃度后對生物造成極強的毒性效應(yīng)。目前已有大量的Cd和As通過河水被排放至海洋, 據(jù)我國生態(tài)環(huán)境部《中國海洋環(huán)境質(zhì)量公報》(國家海洋局, 2018)數(shù)據(jù)顯示, 2017年經(jīng)由被監(jiān)測的55條主要河流進入海洋的Cd為105 t, As為2761 t。這些海洋中的Cd和As很有可能被生物捕獲, 隨之進入食物鏈, 最終危害到人類。因此, 對上述污染物的處理已經(jīng)到了刻不容緩的地步。

針對水體中Cd和As的污染, 傳統(tǒng)處理方法有吸附法、膜過濾法、離子交換法和化學(xué)沉淀法等, 但這些方法均存在較大問題, 難以推廣(Kumar et al., 2015)。近年來, 生物法處理水體污染逐漸興起。其主要利用生物胞內(nèi)大分子活性基團與污染物離子相結(jié)合等生物作用, 以及細(xì)胞壁上活性基團與離子發(fā)生吸附等界面反應(yīng)來處理水體污染; 主要機制包括表面絡(luò)合、離子交換、靜電吸附作用等(Baghour, 2019)。藻類對水體中的污染物離子具有良好的吸附性, 是一種天然生物吸附材料。早在20世紀(jì)90年代, Holan and Volesky (1994)的研究就指出每克墨角藻()和泡葉藻()能夠吸收高達(dá)370 mg的Pb。之后藻類的生物處理法引起越來越多研究者的關(guān)注(Kiran et al., 2016; Marella et al., 2018; Baghour, 2019), 開展藻類生物修復(fù)的研究, 所涉及的藻類包括褐藻綱的褐藻(eophyta)(Matheickal et al., 1996)、馬尾藻()(Patrón-Prado et al., 2010); 綠藻綱的剛毛藻()(?ZER et al., 2005)、小球藻(e)(李英敏等, 2003, 2004; 吳海鎖等, 2004; 張進忠等, 2009; 田丹等, 2011; 姜晶等, 2012)、絲藻()(郝群華, 2015); 藍(lán)藻綱的螺旋藻()(林榮根等, 1998)和硅藻綱的舟形藻(spp.)、菱形藻(spp.)、橋彎藻(spp.)等(丁騰達(dá)等, 2014)。上述藻類吸附材料涵蓋了不同種類、不同生活環(huán)境(如淡水和海水)的藻類, 表明藻類作為生物修復(fù)材料的應(yīng)用前景廣闊。而在上述諸多藻類中, 硅藻對離子態(tài)污染物的吸附獨具優(yōu)勢(丁騰達(dá)等, 2014)。

硅藻是一種在淡水和海洋中廣泛分布的單細(xì)胞藻類, 其對二氧化碳的吸收效率高于絕大多數(shù)陸地植物和其他藻類, 被認(rèn)為是“最高效”的光合生物之一。硅藻貢獻(xiàn)了全球20%的初級生產(chǎn)力(Gerken et al., 2013)。尤其是在海洋中, 硅藻因其環(huán)境適應(yīng)性強、種類和數(shù)量繁多等優(yōu)勢, 成為主導(dǎo)型的浮游生物。硅藻具有獨特的硅質(zhì)殼體, 除Si、O外, 殼體中還賦存Al、Fe、Mn、Ga、Zn等痕量金屬元素, 因此, 硅藻在全球海洋范圍內(nèi)深刻影響著C、Si、Al、Fe等元素的生物地球化學(xué)循環(huán)(Nelson et al., 1995; Treguer et al., 1995; Field et al., 1998; Kuczynska et al., 2015)。硅藻殼體表面含有豐富的孔結(jié)構(gòu)和活性官能團, 對環(huán)境中的離子具有高的親和力, 常通過吸附作用影響到C、Si、Al、Fe等元素離子在水生生態(tài)系統(tǒng)中的形態(tài)和分布(Gélabert et al., 2006), 并在一定程度上控制著部分微量元素在海洋中的分布和遷移, 影響它們的地球化學(xué)循環(huán)(Sunda et al., 1998)。基于上述原因, 硅藻不僅作為海洋污染修復(fù)工程的研究主體之一, 受到環(huán)境污染研究者的重視; 還作為海洋中重要元素的驅(qū)動者, 吸引了大量地球化學(xué)研究者的關(guān)注。

基于硅藻具有對水體污染物質(zhì)的高吸附性, 以硅藻為主體的污水生物修復(fù)工程方興未艾, 如Matamoros等學(xué)者建立的高藻含量池塘法(high rate algal ponds, HRAP)(Garcia-Rodríguez et al., 2014; Matamoros et al., 2015, 2016; Sawant et al., 2018; Sunday et al., 2018)和Gouveia等學(xué)者建立的氣泡柱光生物反應(yīng)器技術(shù)(bubble column photobioreactors) (Christenson et al., 2011; Zhu et al., 2014; Gouveia et al., 2016)等。但是由于污染環(huán)境下硅藻生物學(xué)基礎(chǔ)研究的匱乏, 尤其是各種水體污染物對硅藻生長的影響及機制不清楚, 使得相關(guān)生物修復(fù)工程的進一步深入開展缺少理論指導(dǎo)和基礎(chǔ)的數(shù)據(jù)支持。對此, 本研究以典型海洋硅藻——海鏈藻()為研究對象, 通過實驗室培養(yǎng)方式, 開展模擬研究, 嘗試探明Cd和As對其生長的影響(包括細(xì)胞濃度、葉綠素a含量以及形態(tài)變化等), 以期為以硅藻為主體的生物修復(fù)工程提供理論和數(shù)據(jù)支持, 也有助于進一步了解Cd和As的生物地球化學(xué)循環(huán)機制。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

海鏈藻()藻種購買自上海光語生物科技有限公司, 擴大培養(yǎng)后定期轉(zhuǎn)接保種; 氯化鎘試劑(CdCl2, 上海阿拉丁生化科技股份有限公司, PR)和亞砷酸鈉試劑(NaAsO2, Sigma-aldrich西格瑪奧德里奇貿(mào)易有限公司, PR)用于配置不同濃度梯度的硅藻培養(yǎng)液。

1.2 海蓮藻實驗室培養(yǎng)與轉(zhuǎn)接

硅藻培養(yǎng)條件為: 使用f/2培養(yǎng)基(含硝酸鈉、磷酸氫二鈉、維他命、微量元素、硅酸鈉)進行常規(guī)培養(yǎng), 培養(yǎng)溫度為25 ℃, 明暗周期為12 h/12 h, 光照強度為100 μE·m?2·s?1。

保種轉(zhuǎn)接的步驟為: 使用2 L錐形瓶裝取1.4 L人工海水(配方見表1), 置于立式壓力蒸汽滅菌鍋(上海博訊實業(yè)有限公司醫(yī)療設(shè)備廠)中高溫高壓滅菌30 min, 冷卻后將其置于超凈工作臺(蘇州博萊爾凈化設(shè)備有限公司, SW-CJ-2D)中紫外滅菌20 min, 向海水中加入1.5 mL濃縮1000倍的f/2培養(yǎng)基營養(yǎng)元素(已滅菌, 上海光語生物技術(shù)有限公司), 配置成1.4 L f/2培養(yǎng)基。將100 mL藻液加入該培養(yǎng)基中, 震蕩后封口, 置于恒溫光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)(GZX-400BSH-Ⅲ, 上海圣科儀器設(shè)備有限公司)。

1.3 富Cd和As條件下的海鏈藻培養(yǎng)實驗

使用CdCl2和純水配制成1000 mg/L的母液并滅菌處理。將該母液加入至硅藻培養(yǎng)液, 配置獲得Cd濃度分別為0、0.1、0.5、1.0、5.0、10.0 mg/L的離子培養(yǎng)體系, 分別設(shè)置兩組平行實驗。采用1.2的培養(yǎng)條件開展培養(yǎng)實驗, 分別于0、12、24、48、72、96、168和240 h取樣計數(shù), 測定葉綠素a含量。

表1 人工海水配方

Na2AsO2試劑按照上述實驗步驟配制含有As濃度梯度為0.1、0.5、1.0、5.0、10.0 mg/L的實驗組。培養(yǎng)條件和取樣時間及測試項目同Cd實驗組。

1.4 海蓮藻生長狀態(tài)監(jiān)測

本實驗使用每毫升藻液中海鏈藻計數(shù)數(shù)量來反映其生長狀態(tài)。使用自動細(xì)胞計數(shù)儀(CountStar IA1000, 上海睿鈺生物科技有限公司)計數(shù), 計數(shù)數(shù)據(jù)取平均值。

1.5 葉綠素a含量測定

葉綠素a含量的測定釆用“熱乙醇比色法” (Jespersen et al., 1987)。具體步驟為: 取10 mL藻液通過0.45 μm的玻璃纖維過濾后, 將濾膜對折放入離心管, 并在?20 ℃下保存至少24 h后待測。取適量90%乙醇在恒溫水浴鍋中預(yù)熱, 水浴溫度為75～80 ℃, 向待測離心管中加入8.0 mL預(yù)熱的熱乙醇, 水浴2.0 min后將樣品放在暗處萃取4～6 h, 萃取結(jié)束后用0.45 μm玻璃纖維濾膜過濾并定容至10.0 mL待測。以90%乙醇作為參比液在紫外分光光度計(UV 2400, 上海舜宇恒平科學(xué)儀器有限公司)上對各樣品進行比色測定, 分別在665和750 nm處測其消光率, 隨后在樣品中加入1滴1.0 mol 的HCl進行酸化, 加蓋搖勻1 min后重新在665和750 nm處測其消光率, 葉綠素a含量的計算公式為 :

葉綠素a= 27.9乙醇×[(665?750) ? (665?750)]/樣品

式中:葉綠素a為葉綠素a的質(zhì)量濃度(mg/m3);乙醇為萃取液定容的體積(mL);樣品為過濾水樣的體積(L);665和750為樣品分別在665和750 nm處測得的消光率;665和750為酸化后樣品在665和750 nm處測得的消光率。

1.6 海蓮藻形態(tài)分析

使用離心機(湖南湘儀實驗室儀器開發(fā)有限公司, 型號H1850, 轉(zhuǎn)速為11000 r/min)收集海鏈藻樣品, 樣品使用純水清洗3遍, 去除其中的鹽分, 再取少量樣品稀釋, 滴在導(dǎo)電膠上, 60 ℃烘干, 使用場發(fā)射掃描電子顯微鏡(FESEM, HITACHI SU8010)分析形貌。FESEM分析時所用電壓為15 kV, 電流為9400 nA。

1.7 數(shù)據(jù)分析

將96 h時Cd添加實驗組中海鏈藻生長數(shù)據(jù)進行擬合, 擬合類別為Growth/Sigmoidal, 擬合函數(shù)為Logistic, 以此計算即半最大效應(yīng)濃度(EC50), 用以衡量對生物細(xì)胞毒性大小。使用單因素方差分析方法(ANOVA)對實驗數(shù)據(jù)進行顯著性差異分析,<0.05表明差異顯著,<0.01表明差異極顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度Cd和As對海鏈藻生長的影響

海鏈藻細(xì)胞濃度可用于衡量海鏈藻生長情況。圖1a可見, 添加Cd后海鏈藻的細(xì)胞濃度與對照組在同時間點時存在差異, 而這種差異在不同濃度實驗組中各有不同。在低濃度Cd添加實驗組(0.1、0.5、1.0 mg/L)中, 海鏈藻的細(xì)胞濃度在48 h之前高于對照組, 而在實驗進行至240 h時, 對照組中海鏈藻濃度明顯高于3組實驗組。但3組低濃度添加實驗組的海鏈藻在不同時間的細(xì)胞濃度差異并不明顯。另一方面, 低濃度各實驗組中, 海鏈藻細(xì)胞濃度隨時間增加, 均呈現(xiàn)出不斷增長的趨勢, 與對照組濃度變化趨勢基本一致。在高濃度Cd(5.0、10.0 mg/L)實驗組中, 各時間點海鏈藻細(xì)胞濃度均明顯低于對照組, 并且隨培養(yǎng)時間增長, 未表現(xiàn)出正常增長的趨勢, 因此海鏈藻在高濃度Cd環(huán)境中生長明顯受到抑制。此外, 對96 h時各實驗組海鏈藻細(xì)胞濃度數(shù)據(jù)擬合, 可得Cd對硅藻的EC50為3.3 mg/L, 這與本實驗結(jié)果相符(Cd濃度≥5.0 mg/L時, 毒害顯著)。

圖1b可見, 實驗組中海鏈藻細(xì)胞濃度均呈現(xiàn)隨時間上升的趨勢, 并且與對照組類似。240 h內(nèi), 對照組和As添加組海鏈藻的細(xì)胞濃度差距并不顯著。48～72 h時間段, As未顯示出對海鏈藻的生長有明顯抑制作用, 1.0 mg/L實驗組中海鏈藻濃度甚至略高于對照組; 72～168 h時間段, 隨時間增加, As添加組海鏈藻濃度對比對照組略有降低; 至240 h時, 0.1 mg/L濃度As添加組中海鏈藻濃度超過對照組, 其他組中海鏈藻濃度均低于對照組。對96 h各實驗組中海鏈藻數(shù)據(jù)進行擬合發(fā)現(xiàn), 本實驗條件下(As添加濃度≤10.0 mg/L)所獲數(shù)據(jù)無法通過擬合獲得EC50。

2.2 不同濃度Cd和 As對海鏈藻葉綠素a的影響

為進一步判明Cd和As的對海鏈藻光合作用的影響, 我們以葉綠素a為衡量指標(biāo), 測定單位體積藻液中海鏈藻葉綠素a總量, 結(jié)合海鏈藻細(xì)胞濃度計算了每106個海鏈藻中的葉綠素a含量。

(a) 添加Cd后海鏈藻的細(xì)胞濃度變化; (b) 添加As后海鏈藻的細(xì)胞濃度變化。

(a) 不同濃度Cd實驗組海鏈藻葉綠素a總量圖; (b) 不同濃度Cd實驗組每106個海鏈藻葉綠素a含量圖; (c) 不同濃度As實驗組海鏈藻葉綠素a總量圖; (d) 不同濃度As實驗組每106個海鏈藻葉綠素a含量圖。

圖2a可見, 低濃度As(0.1、0.5、1.0 mg/L)實驗組海鏈藻葉綠素a總量呈現(xiàn)出隨時間增加而增加的趨勢, 這與對照組趨勢相同; 高濃度(5.0和10.0 mg/L)添加組中葉綠素a總量呈現(xiàn)隨時間增加而減少的趨勢。在對照組和低濃度添加組(0.1、0.5、1.0 mg/L)中, 在96～168 h時, 海鏈藻中葉綠素a總量增長速率明顯大于168～240 h。圖2b可見, 168和240 h時間點數(shù)據(jù)顯示, 低濃度組(0.1、0.5、1.0 mg/L)中單位個數(shù)海鏈藻葉綠素a含量隨Cd濃度增加而增加, 但Cd濃度達(dá)到5.0和10.0 mg/L時, 單位個數(shù)海鏈藻中葉綠素a含量則急劇降低。

圖2c可以看出無論對照組還是實驗組, 在硅藻培養(yǎng)期間, 葉綠素a總量呈現(xiàn)上升趨勢, 但對比96～168 h與168～240 h兩個階段, 葉綠素a總量增長出現(xiàn)了速率下降的現(xiàn)象, 與Cd實驗組相同。圖2d可見, 在168 h時, 5.0和10.0 mg/L As添加組中單位個數(shù)海鏈藻中葉綠素a含量明顯高于其他組, 240 h時10.0 mg/L組中葉綠素a含量也明顯高于其他組。

2.3 不同濃度Cd和As對海鏈藻的形貌特征的影響

FESEM圖可以清晰觀察到海鏈藻形貌特征和表面紋路特征, 可以更加直觀地判斷Cd與As各實驗組海鏈藻形態(tài)變化(圖3)。對照組中海鏈藻呈圓柱狀, 上下底面顯示出較為規(guī)則圓形形貌, 其上遍布繁復(fù)紋路, 整體呈現(xiàn)出由邊緣至中心逐漸增加的特征, 該紋路受基因調(diào)控, 不同硅藻種屬存在顯著差異(Sumper et al., 2004) (圖3a、b)。1.0 mg/L Cd添加組中海鏈藻的形態(tài)與對照組無明顯差別(圖3c、d)。

與同濃度Cd類似, 1.0 mg/L As添加組中海鏈藻表面紋路等較之對照組沒有明顯變化, 然而, 其藻體中間區(qū)域出現(xiàn)了明顯的凹陷(圖3e、f)。在高濃度As環(huán)境中(10.0 mg/L), 海鏈藻形態(tài)出現(xiàn)明顯變化, 不僅在藻體中間區(qū)域出現(xiàn)明顯環(huán)帶狀凹陷, 而且整體長度增加到長寬比>2∶1, 遠(yuǎn)高于空白樣品(長寬比約為1.5∶1)(圖3 g、h)。

3 討 論

3.1 環(huán)境中Cd對海鏈藻生長、葉綠素a含量和形態(tài)特征的影響

添加不同濃度Cd后, 對海鏈藻生長產(chǎn)生了不同的效應(yīng)。添加濃度較低時(0.1、0.5、1.0 mg/L), 海鏈藻生長初期, Cd將促進海鏈藻的細(xì)胞濃度增加, 生長后期產(chǎn)生抑制作用。賈坤(2019)發(fā)現(xiàn)微尼海雙眉藻在富Cd環(huán)境中培養(yǎng)時, 其生長初始階段也受到明顯促進。然而, 盡管生長后期出現(xiàn)抑制作用, 但各實驗組與對照組海鏈藻細(xì)胞濃度的總體增長趨勢并無明顯區(qū)別。另外,低濃度(0.1、0.5、1.0 mg/L)Cd添加組中海鏈藻在不同時間下細(xì)胞濃度的差異較小, 表明在≤1.0 mg/L添加范圍內(nèi), 不同濃度的Cd對于海鏈藻的生長影響效應(yīng)無明顯差別。在高濃度Cd(5.0、10.0 mg/L)實驗組中, 海鏈藻的生長受到了明顯的抑制, 表明了高濃度Cd對海鏈藻具有較強的毒性效應(yīng)。通過擬合,我們獲得了在Cd脅迫下, 海鏈藻96 h的EC50(3.3 mg/L), 表明當(dāng)環(huán)境中的Cd濃度≥3.3 mg/L時, 海鏈藻將產(chǎn)生顯著毒害作用, 這或可為以海鏈藻為主體環(huán)境的Cd污染物生物修復(fù)工程提供關(guān)鍵的閾值。

(a、b) 空白對照組海鏈藻掃描電子顯微鏡圖; (c、d) 1.0 mg/L Cd實驗組中海鏈藻掃描電子顯微鏡圖; (e、f) 1.0 mg/L As實驗組中海鏈藻掃描電子顯微鏡圖; (g、h) 10.0 mg/L As實驗組中海鏈藻掃描電子顯微鏡圖。

添加不同濃度Cd對海鏈藻的葉綠素a含量也產(chǎn)生了不同的影響。在低濃度(0.1、0.5、1.0 mg/L) Cd實驗組中海鏈藻葉綠素a總量隨時間增加而增加, 而高濃度(5.0、10.0 mg/L)實驗組中葉綠素a總量隨時間增加而減少。該結(jié)果與對應(yīng)Cd實驗組中海鏈藻的生長趨勢一致, 表明了高濃度添加條件下海鏈藻受到了Cd的毒害作用。另外, 在對照組和低濃度實驗組(0.1、0.5、1.0 mg/L)中, 海鏈藻在96～168 h的葉綠素a總量增長速率明顯大于168～240 h, 但結(jié)合生長數(shù)據(jù)圖來看, 低濃度組和對照組這兩個時間段生長速率并無明顯變化, 可能原因是在168～240 h階段出現(xiàn)部分葉綠素a的分解。此現(xiàn)象與葉綠素a成熟需要一定時間有關(guān)系, 陳亞男(2017)在其研究中也發(fā)現(xiàn)了類似現(xiàn)象。168和240 h時間點數(shù)據(jù)顯示, 低濃度組(0.1、0.5、1.0 mg/L)中單位個數(shù)海鏈藻葉綠素a含量隨Cd濃度增加而增加, 表明低濃度Cd可能可以在一定程度上促進海鏈藻中葉綠素a生成; 但當(dāng)Cd濃度達(dá)到5.0和10.0 mg/L時, 單位個數(shù)海鏈藻中葉綠素a含量受到強烈抑制作用, 顯示出“低促高抑”的現(xiàn)象, 這種現(xiàn)象在其他藻類受脅迫的研究中也有發(fā)現(xiàn)(Chen et al., 2016)。

在未受到明顯Cd毒害時(Cd濃度≤1.0 mg/L), 海鏈藻未出現(xiàn)明顯的形貌變化。然而, 由于在高濃度Cd下(濃度大于等于5.0 mg/L)培養(yǎng)的海鏈藻因毒害基本死亡, 無法維持原有形貌, 因此無法判明高濃度Cd是否對海鏈藻的形貌產(chǎn)生顯著影響。

3.2 環(huán)境中As對海鏈藻生長、葉綠素a含量和形態(tài)特征的影響

整體來看, 海鏈藻對As具有較強的耐受能力。即使添加了高濃度的As(10.0 mg/L)時, 培養(yǎng)240 h后, 海鏈藻的細(xì)胞隨時間的增長趨勢以及最終的濃度和對照組無顯著差異。另一方面, 添加低濃度(0.1 mg/L)As后, 海鏈藻的生長反而受到促進作用。但在較高濃度(0.5、1.0、5.0、10.0 mg/L)時, 海鏈藻的生長受到As的輕微抑制作用。其他種類的硅藻對As也具有高的耐受性, 但表現(xiàn)出不同的生長特性。研究者發(fā)現(xiàn), As暴露使牟氏角毛藻生長率隨時間呈下降趨勢, 而當(dāng)As暴露濃度高于1000 μmol/L時, 在實驗初期牟氏角毛藻生長率隨砷濃度升高而升高(陳亞男, 2017), 這種在相同污染物中表現(xiàn)出的迥異生長特性, 可能與藻類的種類有關(guān)。另外, 通過擬合的方法, 我們無法獲得As作用下海鏈藻的EC50值, 這很有可能是在所設(shè)的上述濃度中, 并未出現(xiàn)顯著的毒性脅迫作用, 由此推斷, 海鏈藻As EC50(96 h)應(yīng)大于10.0 mg/L。

在As實驗中, 各濃度組中海鏈藻葉綠素a總量隨時間呈現(xiàn)上升趨勢, As對海鏈藻葉綠素a含量并無明顯影響。對比96～168 h與168～240 h兩個階段, 各實驗組中葉綠素a總量增長出現(xiàn)了速率下降的現(xiàn)象, 與Cd實驗組類似, 且海鏈藻細(xì)胞濃度數(shù)據(jù)也顯示兩個時間段各組細(xì)胞增長率并無明顯變化, 故此現(xiàn)象也可能與葉綠素a分解有關(guān)。結(jié)合Cd和As實驗相同的現(xiàn)象, 可得到以下啟示: 因為葉綠素a總含量與光合作用效率直接相關(guān), 而光合作用效率又影響污水處理效率, 故在海鏈藻相關(guān)生物修復(fù)工程實際應(yīng)用時, 應(yīng)考慮上述現(xiàn)象所帶來的效率與成本問題。

As濃度為1.0 mg/L實驗組中, 海鏈藻藻體中部區(qū)域出現(xiàn)了凹陷(圖2e、f), 而Cd實驗相同濃度組中海鏈藻無明顯變化(圖2c、d); As濃度為10.0 mg/L實驗組中, 海鏈藻形貌出現(xiàn)了明顯的變化(圖2g、h)。結(jié)合As實驗各組海鏈藻葉綠素a總含量數(shù)據(jù)和生長數(shù)據(jù), 發(fā)現(xiàn)環(huán)境中的As可對海鏈藻的形貌產(chǎn)生較大影響, 但此種形態(tài)變化對海鏈藻葉綠素a總含量和細(xì)胞濃度均無明顯影響。當(dāng)環(huán)境水體中出現(xiàn)As污染時, 通過觀測海鏈藻的形貌將是一種很好的判定手段。因此, 海鏈藻對水體As污染有重要形貌指示作用, 或可用作一定濃度As污染的生物指示劑。

環(huán)境中As的存在導(dǎo)致海鏈藻“長大”(長寬比增大), 很好地對應(yīng)了海鏈藻單體葉綠素a含量增加的現(xiàn)象。在168 h時, 高濃度As(5.0和10.0 mg/L)添加組中每106個海鏈藻中所含葉綠素a含量明顯高于其他組, 240 h時10.0 mg/L添加組仍具有該現(xiàn)象, 結(jié)合海鏈藻特殊形態(tài)變化, 推斷應(yīng)是高濃度As脅迫會使得海鏈藻形體變大, 從而使得平均單個海鏈藻種葉綠素a含量增加。針對脅迫元素導(dǎo)致藻體細(xì)胞發(fā)生形態(tài)變化, Stratton et al. (1979)對于魚腥藻的研究、蘇繡榕等(2000)關(guān)于扁藻的研究以及Gerken et al. (2013)對小球藻的研究都有提及, 但很少有研究將葉綠素a含量與藻體形態(tài)變化結(jié)合討論。因此, 本研究所獲結(jié)論: 高濃度As環(huán)境中培養(yǎng)的海鏈藻形體出現(xiàn)明顯畸變, 形變藻體中葉綠素a含量可能增加, 或可為后續(xù)研究提供新思路。

4 結(jié) 論

(1) 海鏈藻對一定濃度Cd(EC50=3.3 mg/L, 96 h)、As(EC50>10.0 mg/L, 96 h)均具有高的耐受性, 在上述污染物修復(fù)中有良好的應(yīng)用前景。

(2) 在較低的添加濃度(0.1、0.5、1.0 mg/L)實驗組, Cd在海鏈藻不同生長階段對其細(xì)胞濃度增長表現(xiàn)為“前促后抑”, 高濃度(5.0、10.0 mg/L)實驗組中, 則顯現(xiàn)出對海鏈藻明顯的抑制作用; Cd對單位個數(shù)海鏈藻中葉綠素a含量的作用為“低促高抑”; As實驗組中, 濃度高于0.1 mg/L時, 海鏈藻細(xì)胞濃度增長受到一定抑制。

(3) 海鏈藻生長周期中,在168～240 h時間段, 海鏈藻中總?cè)~綠素a含量增長速率會明顯下降, 從以海鏈藻為核心的生物修復(fù)工程角度來看, 應(yīng)對大于168 h后處理階段的成本和效率加以考慮。

(4) 不同濃度Cd培養(yǎng)不會使海鏈藻產(chǎn)生形態(tài)變化, 1.0和10.0 mg/L的As濃度下培養(yǎng)海鏈藻, 海鏈藻形態(tài)發(fā)生明顯變化, 故海鏈藻可以作為環(huán)境高濃度As污染的指示生物; 形態(tài)變化的海鏈藻生長未受到明顯影響, 但單位個數(shù)中葉綠素a含量顯著增加。

致謝:衷心感謝本課題組所有老師、同學(xué)對本研究的幫助, 也衷心感謝山東省海洋科學(xué)研究院吳海一研究員、中國科學(xué)院廣州地球化學(xué)研究所朱建喜研究員和暨南大學(xué)秦華明副教授提出的建設(shè)性修改意見和建議。

陳亞男. 2017. 無機砷在牟氏角毛藻中的化學(xué)行為及其毒理效應(yīng). 上海: 上海海洋大學(xué)碩士學(xué)位論文: 26–27.

丁騰達(dá). 2014. 硅藻對三價砷的吸附吸收行為及機制. 浙江: 浙江大學(xué)博士學(xué)位論文: 17–19.

郝群華. 2015. 絲藻對水體中Pb2+、Cd2+、Cr6+的去除作用研究. 四川: 四川師范大學(xué)碩士學(xué)位論文: 37–38.

國家海洋局. 2018. 2017年中國海洋生態(tài)環(huán)境狀況公報: 1–12.

賈坤. 2019. 重金屬鎘Cd2+和鉛Pb2+脅迫對兩種硅藻的毒理學(xué)效應(yīng). 黑龍江: 哈爾濱師范大學(xué)碩士學(xué)位論文: 19–20.

姜晶, 李亮, 李海鵬, 李非里. 2012. 蛋白核小球藻對Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的生物吸附及其影響因素. 生態(tài)學(xué)報, 32(7): 10–11.

李英敏, 楊海波, 呂福榮, 張欣華, 劉艷, 于媛. 2004. 小球藻對Pb2+的吸附及生物吸附機理初探. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 23(4): 696–699.

李英敏, 楊海波, 呂福榮, 張欣華, 劉艷, 于媛. 2003. 小球藻生物吸附廢水中銅的研究. 大連大學(xué)學(xué)報, 24(4): 39–41.

林榮根, 周俊良, 黃朋林. 1998. 螺旋藻吸附水溶液中銅離子的初步研究. 海洋環(huán)境科學(xué), 17(2): 8–11.

蘇秀榕, 劉照彬, 遲慶宏, Paul K C. 2000. 從扁藻超微結(jié)構(gòu)變化研究Cu、Zn、Se、Cd離子毒性效應(yīng). 水產(chǎn)科學(xué), 19(1): 1–9.

田丹, 趙文, 魏杰, 王媛, 張鵬. 2011. 蛋白核小球藻對鉛、鎘和汞吸附速率及其影響因素的研究. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 30(12): 2548–2553.

吳海鎖, 張洪玲, 張愛茜, 王連生, 王連軍. 2004. 小球藻吸附重金屬離子的試驗研究. 環(huán)境化學(xué), 23(2): 173– 177.

張進忠, 羅愛民, 周志峰, 孫亞玲, 王敏. 2009. 小球藻吸附汞離子的研究. 西南大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 31(1): 155–160.

Baghour M. 2019. Algal Degradation of organic pollutants // Martínez L, Kharissova O, Kharisov B. Handbook of Ecomaterials. Berlin: Springer: 1–12.

Chen S C, Chen M D, Wang Z, Qiu W J, Wang J F, Shen Y F, Wang Y J, Ge S. 2016. Toxicological effects of chlorpyrifos on growth, enzyme activity and chlorophyllsynthesis of freshwater microalgae., 45: 179–186.

Christenson L, Sims R. 2011. Production and harvesting of microalgae for wastewater treatment, biofuels, and bioproducts., 29(6): 686–702.

Field C B, Behrenfeld M J, Randerson J T, Falkowski P. 1998. Primary production of the biosphere: Integrating terrestrial and oceanic components., 281(5374): 237–240.

Garcia-Rodríguez A, Matamoros V, Fontàs C, Salvadó V. 2014. The influence ofsp. andsp. on the removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in treated wastewaters., 12(7): 2327– 2338.

Gélabert A, Pokrovsky O S, Viers J, Schott J, Boudou A, 2006. Feurtet-Mazel A. Interaction between zinc and freshwater and marine diatom species: Surface complexationand Zn isotope fractionation., 70(4): 839–857.

Gerken H G, Donohoe B, Knoshaug E P. 2013. Enzymatic cell wall degradation of Chlorella vulgaris and other microalgae for biofuels production., 237(1): 239–253.

Gouveia L, Gra A S, Sousa C, Ambrosano L, Ribeiro B, Botrel E P, Neto P C, Ferreira A F. Silva C M. 2016. Microalgae biomass production using wastewater: Treatment and costs., 16: 167–176.

Holan Z R, Volesky B. 1994. Biosorption of lead and nickel by biomass of marine algae., 43(11): 1001–1009.

Jespersen A M, Christoffersen K. 1987. Measurements of chlorophyll-from phytoplankton using ethanol as extraction solvent., 109(3): 445–454.

Kiran M T, Bhaskar M V, Tiwari A. 2016. Phycoremediation of eutrophic lakes using diatom algae., 6: 103–115.

Kiran M T, Saxena A, Tiwari A. 2020. Diatom mediated heavy metal remediation: A review., 305, 123068.

Kuczynska P, Jemiola-Rzeminska M, Strzalka K. 2015. Photosynthetic pigments in diatoms., 13(9): 5847–5881.

Kumar K S, Dahms H U, Won E J, Lee J S, Shin K H. 2015. Microalgae — A promising tool for heavy metal remediation., 113: 329–352.

Marella T K, Parine N R, Tiwari A. 2018. Potential of diatomconsortium developed by nutrient enrichment for biodieselproduction and simultaneous nutrient removal from waste water., 25(4): 704–709.

Martin J A R, De Arana C, Ramos-Miras J J, Gil C, Boluda R. 2015. Impact of 70 years urban growth associated with heavy metal pollution., 196: 156–163.

Matamoros V, Gutierrez R, Ferrer I, Garcia J, Bayona J M. 2015. Capability of microalgae-based wastewater treatment systems to remove emerging organic contaminants: A pilot-scale study., 288: 34–42.

Matamoros V, Uggetti E, Garcia J, Bayona J M. 2016. Assessment of the mechanisms involved in the removal of emerging contaminants by microalgae from wastewater: A laboratory scale study., 301: 197–205.

Matheickal J T, Yu Q M. 1996. Biosorption of lead from aqueous solutions by marine algae., 34(9): 1–7.

Nelson D M, Tréguer P, Brzezinski M A, Leynaert A, Quéguiner B. 1995. Production and dissolution of biogenic silica in the ocean: Revised global estimates, comparison with regional data and relationship to biogenic sedimentation., 9(3): 359–372.

Ouyang W, Wang Y D, Lin C Y, He M C, Hao F H, Liu H B, Zhu W H. 2018. Heavy metal loss from agricultural watershed to aquatic system: A scientometrics review., 637–638: 208–220.

?ZER A, ?zer D, Ek?z H ?. 2005. The equilibrium and kinetic modelling of the biosorption of copper(ii) ions on., 10(4): 317–326.

Patrón-Prado M, Acosta-Vargas B, Serviere-Zaragoza E, Méndez-Rodríguez L. 2010. Copper and cadmium biosorption by dried seaweed sargassum sinicola in saline wastewater., 210(s1): 197–202.

Sawant S S, Khadamkar H P, Mathpati C S, Pandit R, Lali A M. 2018. Computational and experimental studies of high depth algal raceway pond photo-bioreactor., 118: 152–159.

Stratton G W, Corke C T. 1979. The effect of nickel on the growth, photosynthesis, and nitrogenase activity ofinaequalis.,25(9): 1094–1099.

Sumper M, Kr?ger N. 2004. Silica formation in diatoms: The function of long-chain polyamines and silaffins., 14(14): 2059–2065.

Sunda W G, Huntsman S A. 1998. Processes regulating cellular metal accumulation and physiological effects: Phytoplankton as model systems., 219(2–3): 165–181.

Sunday E R, Uyi O J, Caleb O O. 2018. Phycoremediation: An eco-solution to environmental protection and sustainable remediation.,, 2(1): 5–10.

Treguer P, Nelson D M, Bennekom A V, Demaster D J, Leynaert A, Queguiner B. 1995. The silica balance in the world ocean: A reestimate., 268(5209): 375–379.

Wang X W, Huang L, Ji P Y, Chen C P, Li X S, Gao Y H, Liang J R. 2019. Using a mixture of wastewater and seawater as the growth medium for wastewater treatmentand lipid production by the marine diatom., 289, 121681.

Zhu L D, Hiltunen E, Antila E, Zhong J J, Yuan Z H, Wang Z M. 2014. Microalgal biofuels: Flexible bioenergies for sustainable development., 30: 1035–1046.

Effects of different concentrations of cadmium and arsenic on biological behaviors of

WEI Huihuang1, 2, 3, LIU Dong1, 2, 3, 4*, YUAN Peng1, 2, 3, TIAN Qian1, 2, 3, ZHOU Jieyu1, 2, 3, WANG Shun1, 2, 3, LI Mengyuan1, 2, 3, ZHOU Junming1, 2, 3

(1. CAS Key Laboratory of Mineralogy and Metallogeny / Guangdong Provincial Key Laboratory of Mineral Physics and Materials, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, Guangdong, China; 2. CAS Center for Excellence in Deep Earth Sciences, Guangzhou 510640, Guangdong,China; 3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 4. State Key Laboratory of Marine Environmental Science, Xiamen University, Xiamen 361005, Fujian, China)

Seawater pollution caused by the release of cadmium (Cd) and arsenic (As) from industrial production is increasing and causing serious environmental problems. Aquatic organisms such as diatoms have potential as phycoremediation agent for Cd and As polluted water. Treating heavy metals using this kind of biological method has recently attracted great interest, and most studies have focused on the adsorption efficiency of biological treatments to remove ionic pollutants in marine waters. However, the effects of Cd and As on the growth and physiology of diatoms using these processes have not been clear, limiting the potential applications of the biological method. In this study, the typical marine diatomwere cultivated under different concentrations of Cd and As, and their growth and physiological status were monitored and investigated via cell counting, analysis, and morphology observation using high resolution scanning electron microscope. We obtained cell numbers, chlorophyllconcentrations, and the Cd and As concentrations in the diatom cells from culture medium to evaluate the influence of these two ions. The results indicated thatshowed a certain degree of tolerance to Cd and As and was a promising phycoremediation agent. Compared to As, Cd showed more toxicity to, with a half-maximum effect concentration (EC50) of 3.3 mg/L. Therefore, the Cd concentration when treating Cd pollution using diatoms should be controlled using less than 3.3 mg/L. At lower concentrations (0.1, 0.5, and 1.0 mg/L) of As in the medium, the diatom cell showed different effects on growth at various growth stages, displaying promotion at the beginning and inhibition at the latter stage during the culturing processes. In addition, low Cd concentration increased the chlorophyllconcentration in a single diatom, whereas high Cd concentration decreased the chlorophyll a concentration. Moreover, a high As concentration (10.0 mg/L) resulted in a great change in the diatom morphology. Therefore,may be used as a biological indicator for the treatment of As pollution with high concentration. Notably, the concentration increment in chlorophyllin the diatom slowed down at the stage of 168–240 h, showing that photosynthetic efficiency is reduced at this stage. These fundamental results provide theoretical and basic data support for the application ofin the biological removal of environmental Cd and As pollutants.

diatoms; biological behaviors; cadmium; arsenic; sea water pollution

P735; X55

A

0379-1726(2022)05-0540-09

10.19700/j.0379-1726.2022.05.004

2020-12-30;

2021-03-25

國家自然科學(xué)基金面上項目(41772041)和國家高層次人才特殊支持計劃項目和近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點實驗室(廈門大學(xué))“訪問學(xué)者基金”(MELRS2006)聯(lián)合資助。

魏輝煌(1995–), 男, 碩士研究生, 主要從事生物地球化學(xué)的研究。E-mail: weihuihuang@gig.ac.cn

劉冬(1981–), 男, 研究員, 主要從事礦物學(xué)、生物礦物學(xué)和環(huán)境礦物學(xué)的研究。E-mail: liudong@gig.ac.cn