李怡蕾,梁 伟,2,赵子昂,汝少国,张晓娜*

三嗪除草剂扑草净对海洋浮游植物群落的影响——基于对微藻种群动态、种间竞争和光合能力的分析

李怡蕾1,梁 伟1,2,赵子昂1,汝少国1,张晓娜1*

(1.中国海洋大学海洋生命学院,山东 青岛 266003；2.山东省生态环境厅,山东 济南 250102)

以三角褐指藻()、海水小球藻()和球等鞭金藻()为研究对象,设置单藻培养组和双藻1:1(细胞密度比)共培养组,研究了扑草净对3种海洋饵料微藻种群动态、光合能力和种间竞争的影响.结果表明,扑草净对三角褐指藻、海水小球藻和球等鞭金藻的96h-EC50值分别为为7.65,16.67,4.11µg/L,扑草净对3种微藻的毒性大小为:球等鞭金藻>三角褐指藻>海水小球藻;扑草净通过抑制微藻的光合作用使微藻种群数量显著降低;扑草净暴露减弱了海水小球藻对三角褐指藻的竞争抑制且暴露于环境浓度(0.5和5μg/L)扑草净12d后便可导致海水小球藻和球等鞭金藻共培养体系中的敏感种球等鞭金藻全部消亡,最终使得种间作用向着更有利于硅藻的方向发展.研究结果为评估三嗪类除草剂扑草净的海洋生态风险提供了理论支撑.

扑草净；海洋微藻；种群动态；种间竞争；光合作用

近年来,农业和渔业活动中三嗪类除草剂扑草净(Prometryn)的大量使用,导致其环境风险不容忽视.通过对我国黄渤海沿岸部分海域的三嗪类除草剂残留调查发现,黄河入海口邻近海域扑草净浓度明显高于其他海域[1].在我国重点流域地表水及渤海、黄海、南海八门湾等近岸海域均有扑草净检出,其检出浓度范围为0.015～7.12μg/L[1-5].扑草净属于光系统II A位点抑制剂[6],因而海洋中的浮游植物是最易受其影响的物种[7].

近年,关于三嗪类除草剂对海洋浮游植物影响的研究大多关注单一藻种的光合能力变化和氧化应激反应[8-11],而海洋生态系统中多种微藻共存,并且存在着种间竞争等生物相互作用,因此仅基于单一藻种的毒性实验难以真实地反映扑草净对海洋浮游植物的影响.已有研究报道,环境污染物暴露会影响甚至逆转微藻间的种间竞争关系[12-15],但这些研究多聚焦于微藻的生长情况和竞争优势的变化[16-18],而对于竞争关系发生改变的内在原因有待进一步探究.此外,由于浮游植物是很多浮游动物甚至鱼类的饵料,因而当污染物导致的种间竞争优势变化使得浮游植物的群落结构变得单一,会导致更高营养级的生物摄入的营养物质单一化,进而影响其生长发育.而目前关于海洋微藻种间竞争的研究多集中于赤潮藻种,鲜有研究报道除草剂等污染物对海洋饵料微藻种群动态及种间竞争的影响.

本研究探究了扑草净对海洋中常见的3种饵料微藻种群动态、种间竞争的影响,并基于分析微藻光合能力变化解析扑草净影响微藻种群动态和种间竞争关系的潜在原因.研究结果有助于了解扑草净在决定浮游植物种间竞争优势中的潜在作用以及扑草净胁迫下浮游植物群落结构的变化,以期为评估扑草净等三嗪类除草剂的海洋生态风险提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 藻种和培养方法

硅藻门的三角褐指藻(),绿藻门的海水小球藻()和金藻门的球等鞭金藻()是海洋中常见的3种饵料微藻.其中,三角褐指藻作为海水经济硅藻,常用作虾、贝类和鱼类的饵料[19],具有较高的二十碳五烯酸(EPA)含量[20];海水小球藻含有丰富的游离氨基酸[21],是一种公认的优质植物蛋白源[22],常用作浮游动物及鱼类的饵料[23];球等鞭金藻具有较高的二十二碳六烯酸(DHA)含量,因没有细胞壁[24],较易被贝类等幼虫消化吸收,也是一种重要的水产养殖优质饵料微藻[25].基于这3种海洋饵料微藻的经济价值和生态价值,本研究选取上述3种海洋微藻进行实验.

三角褐指藻、海水小球藻以及球等鞭金藻均取自中国海洋大学藻种库.藻种在装有f/2海水培养基[26]的250mL锥形瓶中培养,培养温度为(20±1℃),光照强度约为2000Lux,光暗比为12h:12h(L/D),每天定时手动摇动锥形瓶3次,取处于对数生长期的微藻用于实验.

1.2 实验药品

扑草净购自Sigma公司(美国Sigma-Aldrich公司,CAS:7287-19-6).

1.3 实验方案

1.3.1 扑草净对3种微藻急性毒性实验 根据OECD化学品测试指南(OECD,2011)描述的方法进行实验:选用内含100mL f/2海水培养基的250mL锥形瓶进行实验,三角褐指藻、海水小球藻和球等鞭金藻的初始密度均为5×104cells/mL,通过预实验确定抑制3种微藻5%～95%生长的扑草净浓度,按照等比设置7个不同扑草净浓度(1,2,4,6,8,16,32μg/L)暴露组,同时设置空白对照组和二甲基亚砜(DMSO)溶剂对照组(0.005%v/v),每组设定3个重复,每天定时摇动锥形瓶3次.培养96h后,用血球计数板在荧光显微镜下计数各组的藻细胞密度(×105cells/mL),计算各处理组微藻生长量的抑制率,利用GraphPad Prism 8.0进行分析,获得扑草净对3种微藻的半数抑制浓度(EC50).

1.3.2 扑草净对3种微藻暴露实验

(1)单藻体系暴露实验实验在含有200mL f/2海水培养基的500mL锥形瓶中进行,将处于指数生长期的藻液分别添加到培养基中,使微藻的初始密度均为1×105cells/mL,培养条件同1.1.参考扑草净在我国重点流域地表水(5.28～7.12μg/L)[4]及黄海、渤海近岸海域(0.627μg/L)[1]检出浓度,本研究设置了0.5和5μg/L 2个环境相关浓度.另有研究表明,扑草净具有较强的生物积累性,长期生活在扑草净污染环境的生物体内扑草净蓄积量可能较高[27-28],因此,本文还设置了50μg/L的高浓度处理组.同时设置空白对照组和DMSO溶剂对照组(0.005%/),每个处理组设定3个平行实验.每天定时摇动锥形瓶3次,并随机调换锥形瓶在光照培养箱的摆放位置,以避免光照可能带来的实验误差.实验周期为14d,使藻生长至接近或达到最大密度.

(2)双藻体系暴露实验由于硅藻是海洋中占比最大的微藻,考虑到其巨大的生态价值,因此本文以三角褐指藻为主要研究对象,共设置了2种共培养体系,分别为三角褐指藻和海水小球藻共培养体系以及三角褐指藻和球等鞭金藻共培养体系.将2种微藻等初始密度(1×105cells/mL)地接种在含有200mL f/2海水培养基的500mL锥形瓶中.培养条件、扑草净暴露浓度以及实验周期均与单藻体系暴露实验相同.

1.3.3 三种微藻生长量和叶绿素荧光参数的测定实验期间,每2d取样,采集1mL样本,并立即用Lugol’s碘液固定,使用血细胞计数法测定藻细胞密度.在实验的第0.5,1,2,3,4,6,8,10,12和14d,采集各组样本3mL,将样品暗处理30min后利用浮游植物荧光仪测定其PSII的最大光量子产量(Fv/Fm),实际光合效率[Y(Ⅱ)],光能利用率(α),最大潜在相对电子传递速率(ETRmax)等叶绿素荧光参数.

1.3.4 藻类生长与竞争模型分析

(1)拟合藻类的生长曲线采用Logistic方程的积分式拟合微藻生长曲线:

N=/(1+e-rt) (1)

式中:N指在时刻的藻细胞浓度,105cells/mL;为环境负载能力;表示生长曲线截距系数,其值取决于0,0=/(1+e);为种群瞬时增长率;表示时间,d.利用统计软件SPSS 27.0进行非线性回归分析,获得和的估计值.

(2)计算藻类竞争抑制系数采用Lotka-Volterra竞争模型[29]差分形式分别分析混合组的两种藻在不同浓度扑草净暴露下的种间关系:

(N-N-1)/(t-t-1) =rN-1(K-N-1-αN-1)/K(2)

(N-N-1)/(t-t-1) =rN-1(K-N-1-βN-1)/K(3)

式中:N和N为微藻,(,表示3种微藻中的2种)在t时的细胞密度,(105cells/mL;N-1和N-1分别为微藻,在t-1时的细胞密度,×105cells/mL;r和r为微藻和的增长率(单独培养由logistic方程计算获得);K和K为微藻,单培养时的最大环境容量(单独培养由logistic方程计算获得);为微藻对微藻的竞争抑制参数;为微藻对微藻的竞争抑制参数.

生长曲线拐点(T)反映了竞争抑制的开始[30],生长曲线拐点利用公式(4)计算,T取整数[31].

T=(-ln2)/(4)

利用式(2)、(3)计算微藻共同培养组在拐点后的各取样时间点微藻p,q的竞争抑制参数,取α和β的平均值评价2种藻在培养期间的整体抑制情况.

1.4 数据分析

试验所有数据均以(平均值±标准差)(=3)表示,处理之间的差异显著性(<0.05)采用SPSS 27.0软件中的单因素方差分析(one-way ANOVA)确定.利用SPSS 27.0、Origin 2021、Excel 2019软件进行模型拟合、数据分析以及作图.

2 结果与分析

2.1 扑草净对3种微藻的急性毒性

如图1所示,扑草净对3种海洋微藻的生长抑制具有明显的剂量效应关系,扑草净对三角褐指藻96h-EC50值为7.65µg/L,对海水小球藻的96h-EC50值为16.67µg/L,对球等鞭金藻的96h-EC50值为4.11µg/L.可见,3种海洋微藻对扑草净的敏感性具有明显差异.其中,扑草净对球等鞭金藻的毒性最大,对三角褐指藻次之,对海水小球藻毒性最小.

2.2 不同浓度扑草净暴露下单独培养3种微藻的种群动态变化

时间(d)

图2 不同浓度扑草净暴露下单独培养3种微藻的生长曲线

Fig.2 Cell abundances of three microalgae in monocultures incubated with different doses of prometryn

不同浓度扑草净暴露下,单独培养3种微藻的生长状况如图2所示.三角褐指藻,海水小球藻和球等鞭金藻的最大生物量()均出现在对照组(0µg/L),分别为108.063×105cells/mL、61.343×105cells/mL和31.981×105cells/mL(表1).与对照组相比,在5和50µg/L扑草净暴露下,三角褐指藻的最大生物量(K)分别降低29.7%和44.5%,种群瞬时生长率(r)则分别降低了14.9%和27.4%.此外,50µg/L扑草净暴露使得三角褐指藻生长曲线拐点(p)出现的时间延后了3d.扑草净暴露同样使海水小球藻的生长受到明显抑制,随扑草净浓度的增加,其最大生物量()分别降低了15.2%、29.1%和94.6%.对于球等鞭金藻,在0.5和5µg/L扑草净暴露下,其最大生物量()分别降低了9.5%和27.5%(表1),而在50µg/L扑草净暴露下,球等鞭金藻的生长则几乎被完全抑制(图2(c)).

表1 不同浓度扑草净暴露下单独培养组中3种微藻的种群生长逻辑斯蒂方程和生长曲线拐点

注:由于50µg/L扑草净暴露组球等鞭金藻的细胞密度一直维持在较低水平,因此无法拟合出该处理组中球等鞭金藻生长曲线的逻辑斯蒂方程.

2.3 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和海水小球藻共培养组中2种微藻的种群动态变化和种间竞争状况

不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和海水小球藻共培养组中2种微藻的生长状况如图3所示.三角褐指藻为共培养体系中的优势种,在对照组(0µg/L)、0.5和5µg/L处理组,2种微藻仍能保持一定速率的增长,但其细胞密度均显著低于同等条件下的单独培养组(<0.05)(图3(a)～(c)).在50µg/L扑草净处理组,共培养体系中的海水小球藻甚至无法生长(图3(d)).不同浓度扑草净暴露下共培养体系中2种微藻拐点后的竞争抑制参数见表3,对照组中α1和β1的平均值分别为1.49和5.38, 0.5µg/L处理组中α2和β2的平均值分别为1.00和4.73,5µg/L处理组中α3和β3的平均值分别为1.37和3.67,50µg/L处理组中,α4的平均值为0.21.由以上数据可以看出,不同浓度扑草净暴露下2种微藻共培养时,三角褐指藻和海水小球藻对彼此的生长均产生了一定的抑制作用,其中海水小球藻对三角褐指藻的抑制作用更强,但海水小球藻对三角褐指藻的竞争抑制作用会随着扑草净浓度的增加而减弱.

图3 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和海水小球藻共培养中2种微藻的生长曲线

表2 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和海水小球藻共培养组中2种微藻的种群生长逻辑斯蒂方程和生长曲线拐点

注:50µg/L扑草净暴露下,由于三角褐指藻和海水小球藻共培养组中的海水小球藻细胞密度一直维持在较低水平,因此无法拟合出该处理组中海水小球藻生长曲线的逻辑斯蒂方程.

表3 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和海水小球藻共培养组中2种微藻拐点后的竞争抑制参数

注:50µg/L扑草净暴露下,由于无法确定三角褐指藻和海水小球藻共培养组中海水小球藻生长曲线的拐点,因此无法计算出β4.

2.4 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和球等鞭金藻共培养中2种微藻的种群动态变化和种间竞争状况

图4 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和球等鞭金藻共培养中2种微藻的生长曲线

注:三角褐指藻和球等鞭金藻共培养时,由于各处理组中球等鞭金藻的藻细胞密度过低,因此无法拟合出各处理组中球等鞭金藻生长曲线的逻辑斯蒂方程.

不同浓度扑草净暴露下,三角褐指藻和球等鞭金藻共培养中2种微藻的生长状况如图4所示.三角褐指藻为体系中的优势种,在各处理组中仍能保持一定的速率生长.而球等鞭金藻的生长受到明显抑制,在与三角褐指藻共培养12d后其细胞逐渐全部消亡(图4(a)～(c)),特别是在高浓度(50µg/L)扑草净暴露组,球等鞭金藻几乎无法生存(图4(d)).由表5,对照组(0µg/L)中α1的平均值为0.93,0.5µg/L处理组中α2的平均值为0.93,5µg/L处理组中α3的平均值为0.76.

表5 不同浓度扑草净暴露下三角褐指藻和球等鞭金藻共培养组中2种微藻拐点后的竞争抑制参数

注:由于无法拟合出单独培养时50µg/L扑草净处理组球等鞭金藻生长曲线的逻辑斯蒂方程,因此无法计算得到α4.由于无法确定三角褐指藻和球等鞭金藻共培养时各处理组中球等鞭金藻生长曲线的拐点,因此无法计算得到β5、β6、β7和β8.

由以上数据可知,共培养体系中三角褐指藻对球等鞭金藻的生长产生了抑制作用,0.5和5µg/L扑草净暴露会使三角褐指藻对球等鞭金藻的竞争抑制参数降低,这表明扑草净会减弱三角褐指藻的竞争抑制能力.虽然无法计算出球等鞭金藻对三角褐指藻的竞争抑制参数,但在共培养时,不同浓度扑草净处理组中三角褐指藻的最大生物量均显著低于对应处理组单独培养时的最大生物量(<0.05),这也在一定程度上说明球等鞭金藻的存在对三角褐指藻的生长产生了一定的抑制作用.

2.5 不同浓度扑草净暴露对单独培养和共培养中藻类光合能力的影响

2.5.1 不同浓度扑草净暴露对单独培养和共培养中藻类v/m的影响 单独培养三角褐指藻、海水小球藻和球等鞭金藻时,3种微藻的v/m基本呈现随扑草净浓度升高而降低的趋势(图5(a)～(c)),这表明扑草净抑制了藻类的光合作用.与三角褐指藻和海水小球藻相比,球等鞭金藻对扑草净的响应更为显著(图5(c)).三角褐指藻和海水小球藻共同培养体系的v/m与单独培养海水小球藻的v/m趋势相似(图5(d)),而三角褐指藻和球等鞭金藻共同培养体系的v/m与单独培养三角褐指藻的v/m趋势相似(图5(e)).

图5 不同浓度扑草净暴露对藻类最大光量子产量(Fv/Fm)的影响

2.5.2 不同浓度扑草净暴露对单独培养和共培养中藻类[(Ⅱ)]的影响 如图6(a)～(c)所示,单独培养三角褐指藻,海水小球藻和球等鞭金藻时,在5µg/L和50µg/L扑草净暴露组中,3种微藻的[(Ⅱ)]显著低于对照组.在三角褐指藻和海水小球藻共培养体系中[(Ⅱ)]较单独2种微藻单独培养时显著升高(图6(d)),而三角褐指藻和球等鞭金藻共同培养体系的[(Ⅱ)]与三角褐指藻单独培养的变化趋势相似(图6(e)).

2.5.3 不同浓度扑草净暴露对单独培养和共培养中藻类α的影响 如图7A-B(a)～(b)显著低于对照组,高浓度(50µg/L)扑草净暴露下,因为α值过低无法测出.在三角褐指藻和海水小球藻共培养体系中α较单独2种微藻单独培养时显著升高(图7(d)),而三角褐指藻和球等鞭金藻共同培养体系的α与三角褐指藻单独培养的变化趋势相似(图7(e)).

图6 不同浓度扑草净暴露对藻类实际光合效率(Y[(Ⅱ)])的影响

2.5.4 不同浓度扑草净暴露对单独培养和共培养中藻类ETRmax的影响 单独培养三角褐指藻和球等鞭金藻时,三种微藻的ETRmax随扑草净浓度升高而降低(图8(a)～(b)),在50µg/L扑草净暴露组中藻类的ETRmax无法测得,这表明扑草净抑制了藻类 PSII相对电子传递速率.无论是在三角褐指藻和海水小球藻共同培养体系还是三角褐指藻和球等鞭金藻共同培养体系中,ETRmax值均显著大于同样条件下的单独培养,但仍表现出随扑草净浓度增加而降低的趋势(图8(c)～(d)).

图7 不同浓度扑草净暴露对藻类光能利用率(α)的影响

图8 不同浓度扑草净暴露对藻类最大潜在相对电子传递速率(ETRmax)的影响

3 讨论

本文分别测定了三嗪类除草剂扑草净对三角褐指藻、海水小球藻和球等鞭金藻生长的抑制,并计算其96h-EC50分别为7.65,16.67和4.11µg/L,表明扑草净对3种微藻的急性毒性存在明显差异,其毒性强弱依次为:球等鞭金藻>三角褐指藻>海水小球藻.Wang等[32]的研究也发现扑草净对中肋骨条藻()的急性毒性(96h-EC50 5.33µg/L)高于对三角褐指藻的(96h-EC50 8.86µg/ L).这种毒性差异可能与微藻自身的生物学特性有关[33],三角褐指藻具有硅质外壁,能在一定程度上阻碍污染物进入细胞[34],球等鞭金藻细胞裸露没有细胞壁[35],使其对外源污染物的胁迫更为敏感.本文的研究发现,海水小球藻的叶绿素荧光参数均高于另外2种微藻,表明海水小球藻的光合活性较三角褐指藻和球等鞭金藻更强.另外有研究报道,小球藻还具有较其他微藻更强的抗氧化系统[36-38].因而,良好的光合活性和较强的抗氧化系统,使得扑草净对海水小球藻的毒性最弱.

扑草净作用的靶标是光系统Ⅱ中质体醌QA与QB间的D1蛋白,扑草净与其结合后会导致D1蛋白的氨基酸结构发生改变,从而抑制电子从质体醌QA向质体醌QB传递,使得光合作用无法正常进行[39].光合作用是浮游植物积累营养物质的重要途径之一[40],该过程被抑制则会严重影响浮游植物的生长.叶绿素荧光参数是反映浮游植物光合能力的重要指标[41].本文的研究发现,3种微藻PSII的最大光量子产量(v/m)、实际光合效率[(Ⅱ)]、相对电子传递速率(ETRmax)和光能利用率(α)均基本呈现出随扑草净浓度升高而降低的趋势.微藻的生长情况与叶绿素荧光参数的变化基本一致,随着扑草净浓度的增加,3种微藻的最大生物量(K)也呈不断降低趋势.同样地,Wilkinson等[42]的研究发现12.5μg/L扑草净暴露导致斜生栅藻()光合效率下降,抑制了光能的吸收、转移和利用,导致微藻种群数量的减少.这说明扑草净会通过影响藻类光合作用使藻细胞内能量代谢和物质代谢紊乱,进而导致藻类生物量的降低.

种间竞争是海洋浮游植物群落中普遍存在的种间关系[43].目前,在藻间竞争关系的研究中大多使用Lotka-Volterra模型来进行微藻竞争能力表征,模型中的竞争抑制参数反映了种群竞争能力的大小[44].在共培养体系,3种微藻的最大生物量()均明显低于同样条件下单独培养体系中的,这表明微藻之间存在种间竞争[45].本文发现,在三角褐指藻和海水小球藻共培养体系中,海水小球藻对三角褐指藻的竞争抑制参数更大.但有研究表明,竞争抑制参数的大小并不能决定哪种藻最终会成为优势种[46].生态学理论认为,一定环境内所能维持的种群数量是有限的,当有限的资源被一个物种占用,则另一个物种必然会受到影响,因此,种群数量也是影响微藻种间竞争关系的决定性因素之一[47].因此,虽然海水小球藻对三角褐指藻的抑制参数较大,但由于三角褐指藻的繁殖速度更快,在体系中的生物量占比大,使其竞争力更强.本文的实验数据表明,与三角褐指藻相比,海水小球藻的最大光量子产量(v/m)和实际光合效率[(Ⅱ)]对于扑草净胁迫的变化更为显著,这表明扑草净对海水小球藻光合作用的抑制更为强烈.因此,由于在扑草净胁迫下三角褐指藻在体系中占有生物量优势,加上光合活性受到的抑制弱于海水小球藻,最终成为了体系中的优势种.此外,本文的研究发现,随着扑草净暴露浓度的增加,海水小球藻对三角褐指藻的竞争抑制参数呈现出降低的趋势,进一步提高了三角褐指藻在体系中的优势程度.在三角褐指藻和球等鞭金藻共培养体系中,三角褐指藻是体系中的绝对优势藻种,由竞争抑制参数可以看出,5μg/L扑草净暴露能够减弱三角褐指藻对球等鞭金藻的竞争抑制作用,推测这是由于随着扑草净浓度升高,扑草净对三角褐指藻的毒性作用也在不断加强,严重影响了三角褐指藻的生长和竞争能力[32].共培养体系中的球等鞭金藻几乎无法正常生存,甚至在培养后期全部消亡.一方面是由于球等鞭金藻没有细胞壁对扑草净暴露更为敏感,另一方面三角褐指藻的大量繁殖也会吸收体系中大部分的营养物质,营养限制也使得球等鞭金藻在共培养体系中无法生存[48-49].硅藻在与其他藻种的种间竞争中表现出巨大的竞争优势在很多研究中也有体现,例如:张达娟等[50]的研究表明三角褐指藻能显著抑制抑食金球藻()的生长;廖姿蓉[51]也发现当把旋链角毛藻()、三角褐指藻和中肋骨条藻3种硅藻与海洋卡盾藻()和锥状斯氏藻()共培养时,硅藻均能显著抑制甲藻和针胞藻等鞭毛藻类生长.有研究指出,硅藻具有先天的补光优势[52].对于绿色植物而言,光合作用主要吸收的是红光和蓝紫光,绿光波段的能量基本没有被绿色植物所利用,这也是它们呈现绿色的主要原因[53].而硅藻特有的捕光天线蛋白具有出色的蓝绿光捕获能力和极强的光保护能力[54],这种对光能捕获和利用的天然优势也可能是使硅藻能成为优势种的重要原因之一.因而,硅藻与其它藻类共存于同一环境中时具有极大的竞争优势,扑草净暴露会改变不同微藻间的竞争抑制作用,甚至导致某些敏感种的消失,进而扩大了硅藻的竞争优势,这种变化很有可能会进一步导致浮游植物群落组成和结构发生改变.作为重要的初级生产者,海洋微藻可通过光合作用为高营养级生物提供大量的营养物质,当浮游植物的群落结构变得单一,将导致更高营养级的生物摄入的营养物质单一化,进而对其生长发育产生不利影响.扑草净的海洋生态风险不容忽视,后续需更多的研究进一步评估除草剂污染对海洋生态系统的风险.

4 结论

4.1 扑草净对3种海洋饵料微藻的毒性存在明显差异,其毒性强弱依次为:球等鞭金藻>三角褐指藻>海水小球藻.

4.2 扑草净可以通过抑制光合作用导致3种微藻的种群数量显著降低.

4.3 在双藻共培养体系中,0.5,5和50μg/L扑草净暴露均能够不同程度地减弱海水小球藻对三角褐指藻的竞争抑制且暴露于环境浓度(0.5和5μg/L)扑草净12d后便可导致双藻共培养体系中的敏感种球等鞭金藻全部消亡,最终使得种间作用向着更有利于硅藻的方向发展.

[1] Yang L, Li H, Zhang Y, et al. Environmental risk assessment of triazine herbicides in the Bohai Sea and the Yellow Sea and their toxicity to phytoplankton at environmental concentrations [J]. Environment International, 2019,133:105175.

[2] Dsikowitzky L, Iveta Nguyen T M, Konzer L, et al. Occurrence and origin of triazine herbicides in a tropical coastal area in China: A potential ecosystem threat [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2020,235:106612.

[3] Chen C, Zou W, Cui G, et al. Ecological risk assessment of current-use pesticides in an aquatic system of Shanghai, China [J]. Chemosphere, 2020,257:127222.

[4] Li Z, Chen L, Gao H, et al. Determination of triazines in surface water using solid phase extraction-high performance liquid chromatography [J]. Chinese Journal of Chromatography, 2006,24(3):267.

[5] 徐 雄,李春梅,孙 静,等.我国重点流域地表水中29种农药污染及其生态风险评价 [J]. 生态毒理学报, 2016,11(2):347-354. Xiong X, Li C M, Sun J, et al. Pollution and ecological risk assessment of 29 pesticides in surface water of key watersheds in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicolog, 2016,11(2):347-354.

[6] Kunene P N, Mahlambi P N. Optimization and application of ultrasonic extraction and Soxhlet extraction followed by solid phase extraction for the determination of triazine pesticides in soil and sediment [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2020, 8(2):103665.

[7] Graymore M, Stagnitti F, Allinson G. Impacts of atrazine in aquatic ecosystems [J]. Environment International, 2001,26(7):483-495.

[8] Kostopoulou S, Ntatsi G, Arapis G, et al. Assessment of the effects of metribuzin, glyphosate, and their mixtures on the metabolism of the model plant Lemna minor L. applying metabolomics [J]. Chemosphere, 2020,239:124582.

[9] Liebig M, Schmidt G, Bontje D, et al. Direct and indirect effects of pollutants on algae and algivorous ciliates in an aquatic indoor microcosm [J]. Aquatic Toxicology, 2008,88(2):102-10.

[10] Yang L, Zhang Y. Effects of atrazine and its two major derivatives on the photosynthetic physiology and carbon sequestration potential of a marine diatom [J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2020,205:111359.

[11] Lozano P, Trombini C, Crespo E, et al. ROI-scavenging enzyme activities as toxicity biomarkers in three species of marine microalgae exposed to model contaminants (copper, Irgarol and atrazine) [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014,104:294-301.

[12] 张鑫鑫,唐学玺,姜 爽,等.2,2’,4,4’—四溴联苯醚对2种赤潮微藻种间竞争的影响 [J]. 中国环境科学, 2012,32(12):2219-2223. Zhang X X, Tang X X, Jiang S, et al. Effects of 2,2',4,4'- Tetrabromodiphenyl ether on interspecific competition of two red tide microalgae [J]. China Environmental Science, 2012,32(12):2219- 2223.

[13] 董晋延.抗生素污染物诺氟沙星对两种浮游植物似然竞争的影响研究 [D]. 昆明:云南大学, 2017. Dong J Y.Study on the effect of antibiotic contaminant Norfloxacin on likelihood competition of two phytoplankton species [D]. Kunming: Yunnan University, 2017.

[14] Sun Y, Chen Y, Wei J, et al. Ultraviolet-B radiation stress alters the competitive outcome of algae: Based on analyzing population dynamics and photosynthesis [J]. Chemosphere, 2021,272:129645.

[15] Tan X, Dai K, Parajuli K, et al. Effects of phenolic pollution on interspecific competition betweenand their photosynthetic responses [J]. Int J Environ Res Public Health, 2019,16(20):3947.

[16] 谭 啸,徐杨雪,李聂贵,等.超声波对铜绿微囊藻与蛋白核小球藻生理特征及竞争生长的影响 [J]. 应用生态学报, 2022,33(10):2845- 2852. Tan X, Xu Y X, Li N G, et al. Effects of ultrasound on the physiological characteristics and competitive growth betweenand[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2022,33(10):2845-2852.

[17] Zhu W, Chen H, Guo L, et al. Effects of linear alkylbenzene sulfonate (LAS) on the interspecific competition betweenand[J]. Environ. Sci. Pollut. Res. Int., 2016,23(16):16194- 200.

[18] Tan X, Zhang D, Duan Z, et al. Effects of light color on interspecific competition betweenandin batch experiment [J]. Environ Sci Pollut Res Int, 2020, 27(1):344-352.

[19] 林志芬,曹志民,郭小菊,等.赤潮异湾藻与三角褐指藻的竞争及其化感作用初探 [J]. 环境科学与技术, 2010,33(10):5-9,38. Lin Z F, Cao Z M, Guo X J, et al. Competition and allelopathy betweenand[J]. Environmental Science and Technology, 2010,33(10):5-9,38.

[20] Yongman itchal W, Ward O P. Growth and production of omega -3fatty acid byunder culture conditions [J]. Appl. Environ. Microbiol., 1991,57(2):419-425.

[21] 许家辉,陈世雄,俞兴发,等.投喂海水小球藻和三角褐指藻对泥蚶成贝镉排出的影响 [J]. 海洋与湖沼, 2018,49(3):624-629. Xu J H, Chen S X, Yu X F, et al. Effects of feedingandon cadmium discharge from adults of Tegillarca granosa [J]. Oceanologia et limnologia sinica, 2018,49(3): 624-629.

[22] 王 森.L-肉碱对海水小球藻种群增长和光合色素合成的调控作用 [D]. 吉林农业大学, 2019. Wang S. Regulative effect of L-carnitine on the population growth and photosynthetic pigment synthesis of marine Chlorella sp. [D]. Jilin Agricultural University, 2019.

[23] 王旭浩.海水小球藻和杜氏盐藻作为海洋环境监测指标生物的分析 [D]. 辽宁师范大学, 2016. Wang X H. Analysis of marineandas biological indicators of marine environmental monitoring [D]. Liaoning Normal University, 2016.

[24] Molina Cárdenas C A, Licea-Navarro A F, Sánchez-Saavedra M D P. Effects of Vibrio cholerae on fatty acid profiles in Isochrysis galbana [J]. Algal Research, 2020,46:101802.

[25] 程浩楠,程方平,王淑红.温度和微藻饵料对强额孔雀水蚤摄食的影响 [J]. 海洋科学, 2021,45(3):24-32. Cheng H N, Cheng F P, Wang S H. Effects of temperature and microalgae feed on the feeding of Parvocalanus carssirostris [J]. Marine sciences, 2021,45(3):24-32.

[26] 孙 晶.重金属影响微藻生长富集油脂的机理研究 [D]. 浙江大学, 2015. Sun J. Influence of heavy metals on microalgal growth and lipids accumulation [D]. Zhejiang University, 2015.

[27] Peng J, Gan J, Ju X, et al. Analysis of triazine herbicides in fish and seafood using a modified QuEChERS method followed by UHPLC- MS/MS [J]. Journal of Chromatography B, 2021,1171:122622.

[28] Tian Y Y, Liu M X, Sang Y X, et al. Degradation of prometryn in Ruditapes philippinarum using ozonation: Influencing factors, degradation mechanism, pathway and toxicity assessment [J]. Chemosphere, 2020,248:126018.

[29] 杨佩昀.小环藻,小球藻和铜绿微囊藻的种间竞争以及大型溞和金鱼藻对其抑制效果研究 [D]. 新乡:河南师范大学, 2016. Yang P Y. The syudy on interspecific competition among. sp.,andand the inhibitory effect on three growth byand Ceratophyllum demersum [D]. Xinxiang: Henan Normal University, 2016.

[30] 王少沛,李卓佳,曹煜成,等.微绿球藻、隐藻、颤藻的种间竞争关系 [J]. 中国水产科学, 2009,16(5):765-772. Wang S P, Li Z J, Cao Y C, et al. Interspecific competition relationship among,andsp. [J]. Journal of Fishery Sciences of China, 2009,16(5):765-772.

[31] 陈德辉,刘永定,袁峻峰,等.微囊藻和栅藻共培养实验及其竞争参数的计算 [J]. 生态学报, 1999,(6):908-913. Chen D H, Liu Y D, Yuan J F, et al. Co-culture experiment of Microcystis and Scenedesmus and calculation of competitive Parameters [J]. Acta Ecologica Sinica,1999,(6):908-913.

[32] Wang Z, Sun X, Ru S, et al. Effects of co-exposure of the triazine herbicides atrazine, prometryn and terbutryn onphotosynthesis and nutritional value [J]. Science of The Total Environment, 2022,807:150609.

[33] 王林林,张光富,何 谐,等.除草剂百草枯对浮萍科不同植物的毒性效应比较 [J]. 生态学杂志, 2013,32(6):1551-1556. Wang L L, Zhang G F, He X, et al. Comparison of toxic effects of herbicide paraquat on different plants of duckweed family [J]. Chinese Journal of Ecology, 2013,32(6):1551-1556.

[34] 马健荣,刘 明,徐 信,等.硅藻研究与应用展望 [J]. 山东农业科学, 2010,8:52-56. Ma J R, Liu M, Xu X, et al. Prospects for research and application of diatoms [J]. Shandong Agricultural Sciences, 2010,8:52-56.

[35] Lemahieu C, Bruneel C, Dejonghe C, et al. The cell wall of autotrophic microalgae influences the enrichment of long chain omega-3fatty acids in the egg [J]. Algal Research, 2016,16:209-15.

[36] 耿伟伟,倪维铭,李文芳,等.普通小球藻对CTAC污染胁迫的响应及耐受能力研究 [J]. 化学研究与应用, 2021,33(4):715-719. Geng W W, Ni W M, Li W F, et al. Response and tolerance of Chlorella vulgaris to CTAC pollution stress [J]. Chemical Research and Application, 2021,33(4):715-719.

[37] 李文芳,肖新峰,张林林,等.As(Ⅲ)胁迫对小球藻生化指标的影响及其耐受性机制研究 [J]. 化学研究与应用, 2023,35(3):678-683. Li W F, Xiao X F, Zhang L L, et al. Effects of As (III) stress on biochemical indicators ofand its tolerance mechanism [J]. Chemical Research and Application, 2023,35(3):678- 683.

[38] Yang W, Gao X, Wu Y, et al. Chemical- and species-specific toxicity of nonylphenol and octylphenol to microalgaeand[J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2021,81:103517.

[39] Boulahia K, Carol P, Planchais S, et al.L. seedlings exposed to prometryn herbicide contaminated soil trigger an oxidative stress response [J]. J. Agric. Food Chem., 2016,64(16): 3150-3160.

[40] 徐#鸽.海洋硅藻对温度与光环境变化的响应与适应机理研究 [D]. 济南:山东大学, 2021. Xu H. Responses of marine diatoms to temperature and light environment changes and potential acceleration mechanisms [D]. Jinan: Shandong University, 2021.

[41] Fuhrman J A, Cram J A, Needham D M. Marine microbial community dynamics and their ecological interpretation [J]. Nature Reviews Microbiology, 2015,13(3):133-146.

[42] Wilkinson A D, Collier C J, Flores F, et al. Acute and additive toxicity of ten photosystem-II herbicides to seagrass [J]. Scientific Reports, 2015,5(1):17443.

[43] 廖姿蓉,王朝晖.海洋卡盾藻与三种典型海洋硅藻的种间竞争研究 [J]. 海洋环境科学, 2019,38(3):321-327. Liao Z R, Wang C H. Interspecific competition betweenand three typical marine diatoms [J]. Marine environmental science, 2019,38(3):321-327.

[44] 朱益辉.低盐富营养化水域表层藻类竞争关系及其对水体微生物种群影响研究 [D]. 南京:南京信息工程大学, 2021. Zhu Y H. Study on the competition relationship of surface algae in low saline eutrophication waters and its impact on the microbial population in the waters [D]. Nanjing: Nanjing University of Information Science and Technology, 2021.

[45] Flöder S, Combüchen A, Pasternak A,et al. Competition between pelagic and benthic microalgae for phosphorus and light. Aquatic Sciences, 2006,68(4):425-433.

[46] 张青田,王新华,林 超,等.温度和光照对铜绿微囊藻生长的影响[J]. 天津科技大学, 2011,26(4):24-27. Zhang Q T, Wang X H, Lin C, et al. Effects of temperature and light on the growth of Microcystis aeruginosa [J]. Tianjin University of Science and Technology, 2011,26(4):24-27.

[47] 魏 杰,赵 文,杨为东,等.起始生物量比对3种海洋微藻种间竞争的影响 [J]. 生态学报, 2012,32(4):120-128. Wei J, Zhao W, Yang W D, et al. Effect of initial biomass ratio on interspecific competition of three marine microalgae species [J]. Acta Ecologica Sinica, 2012,32(4):120-128.

[48] 刘春颖.海水中一氧化氮对浮游植物生长影响的规律研究 [D]. 青岛:中国海洋大学, 2006. Liu C Y. Study on the effect of NO in seawater on the growth of phytoplankton [D]. Qingdao: Ocean University of China, 2006.

[49] 付 梅.磷化氢对海洋微藻的影响及作用机制研究 [D]. 青岛:中国科学院研究生院(海洋研究所), 2013. Fu M.Effects of PH3 on marine microalgae and its mechanism [D]. Qingdao: The Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, 2013.

[50] 张达娟,张兴华,唐学玺,等.三角褐指藻与抑食金球藻的竞争及化感作用研究 [J]. 海洋学报, 2017,6:84-94. Zhang D J, Zhang X H, Tang, X X, et al. Study on the competition and allelopathy between Phaeodactylum tricornutum and Chrysococcus [J]. Acta Oceanologica Sinica, 2017,6:84-94.

[51] 廖姿蓉.三种典型海洋硅藻与海洋卡盾藻及锥状斯氏藻的种间竞争研究 [D]. 广州:暨南大学, 2019. Liao Z R. Interspecific competition among three typical marine diatoms,and[D]. Guangzhou: Jinan University, 2019.

[52] 赵松浩,陶秋爽,沈建仁,等.硅藻岩藻黄素-叶绿素a/c蛋白——揭秘红系捕光天线复合物 [J]. 自然杂志, 2021,43(3):157-164. Zhao S H, Tao Q S, Shen J R, et al. Diatom fucoxanthin chlorophyll a/c protein -- uncover the red light harvesting antenna complex [J]. Chinese Journal of Nature, 2021,43(3):157-164.

[53] Wang W, Yu LJ, Xu C, et al. Structural basis for blue-green light harvestingand energy dissipation in diatoms.Science, 2019,363(6427): eaav0365.

[54] Büchel C. Evolution and function of light harvesting proteins [J]. Plant Physiol, 2015,172:62-75.

Effects of triazine herbicide prometryn on marine phytoplankton communities—Based on analysis of microalgae population dynamics, interspecific competition and photosynthetic capacity.

LI Yi-lei1, LIANG Wei1,2, ZHAO Zi-ang1, RU Shao-guo1, ZHANG Xiao-na1*

(1.Marine Life Science College, Ocean University of China, Qingdao 266003, China；2.Department of Ecology and Environment of Shandong Province, Jinan 250102, China)., 2023,43(10)：5591～5603

In this study, effects of prometryn on the population dynamics, photosynthetic capacity, and interspecific competition of three marine microalgae species, including,, and, were evaluated based on the monoculture experiment and the co-culture experiment with two microalgaes (cell density ratio1:1). The results showed that the 96h-EC50 values of prometryn for,,andwere 7.65, 16.67, and 4.11 µg/L, respectively; and the toxicity from high to low was as follows:>>Prometryn exposure significantly inhibited the photosynthesis of these three microalgaes and thereby reduced their population growth. In addition, prometryn treatment also weakened the competitive inhibition ofbyin the co-culture group and during the cocultivation ofandexposed to environmental concentrations (0.5 and 5μg/L) of prometryn for 12 days, an extinction of the sensitive specieswas observed, indicating an interspecific interaction more favorable to diatoms. Overall, this study would provide more theoretical support for assessing the marine ecological risk of the triazine herbicide prometryn.

prometryn；marine microalgae；population dynamics；interspecific competition；photosynthesis

X173

A

1000-6923(2023)10-5591-13

2023-02-24

国家自然科学基金资助项目(42277116)

* 责任作者, 副教授, zxn_xiaona@ouc.edu

李怡蕾(1997-),女,山东济宁人,中国海洋大学硕士研究生,研究方向为污染生态学.layla-lyl@163.com.

李怡蕾,梁 伟,赵子昂,等.三嗪除草剂扑草净对海洋浮游植物群落的影响——基于对微藻种群动态、种间竞争和光合能力的分析 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5591-5603.

Li Y L, Liang W, Zhao Z A, et al. Effects of triazine herbicide prometryn on marine phytoplankton communities—Based on analysis of microalgae population dynamics, interspecific competition and photosynthetic capacity [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5591-5603.