謝曉玲, 周 蓉, 鄧自發(fā)

(南通大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院， 南通 226007)

光、溫限制后銅綠微囊藻和斜生柵藻的超補(bǔ)償生長(zhǎng)與競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)

謝曉玲, 周 蓉, 鄧自發(fā)*

(南通大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院， 南通 226007)

研究了銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)和斜生柵藻(Scenedesmusobliquus)低溫和低光照限制后的超補(bǔ)償效應(yīng)，以及共培養(yǎng)條件下的競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)。結(jié)果表明，低溫和低光照均顯著抑制微藻的生長(zhǎng)發(fā)育，但低溫對(duì)銅綠微囊藻的抑制效應(yīng)更強(qiáng)，而斜生柵藻則對(duì)低光脅迫更敏感。經(jīng)過(guò)低光和低溫培養(yǎng)后，銅綠微囊藻和斜生柵藻在恢復(fù)正常培養(yǎng)時(shí)藻細(xì)胞密度短期內(nèi)都表現(xiàn)出超補(bǔ)償增長(zhǎng)效應(yīng), 但不同藻類(lèi)超補(bǔ)償模式不同，斜生柵藻補(bǔ)償生長(zhǎng)時(shí)間不超過(guò)1周，而銅綠微囊藻的補(bǔ)償效應(yīng)可以持續(xù)10天；此外，統(tǒng)計(jì)結(jié)果表明銅綠微囊藻細(xì)胞密度對(duì)低溫限制解除表現(xiàn)出更顯著的補(bǔ)償生長(zhǎng)，斜生柵藻則在低光解除后表現(xiàn)出更強(qiáng)的超補(bǔ)償效應(yīng)。微藻葉綠素a指標(biāo)在光恢復(fù)條件下都表現(xiàn)出顯著的補(bǔ)償效應(yīng)，但溫度恢復(fù)過(guò)程中葉綠素a含量與藻密度增長(zhǎng)不同步，低溫脅迫對(duì)恢復(fù)正常培養(yǎng)后微藻葉綠素a的形成產(chǎn)生了一定的負(fù)效應(yīng)；銅綠微囊藻產(chǎn)毒株(912) 在兩種恢復(fù)模式下脫氫酶活性顯著高于對(duì)照，產(chǎn)毒株(912)脫氫酶活性的補(bǔ)償響應(yīng)明顯高于其它兩種材料。共培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明斜生柵藻同銅綠微囊藻產(chǎn)毒株(912)相比處于競(jìng)爭(zhēng)劣勢(shì)，而在同無(wú)毒株(469)的共培實(shí)驗(yàn)中，盡管連續(xù)正常培養(yǎng)情況下兩者競(jìng)爭(zhēng)能力差異不顯著，但在恢復(fù)培養(yǎng)條件下斜生柵藻競(jìng)爭(zhēng)能力顯著高于后者。因此產(chǎn)毒型銅綠微囊藻低溫和低光后的補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng)以及對(duì)斜生柵藻的競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)可能是藍(lán)藻爆發(fā)的內(nèi)源性機(jī)制之一。

銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)；斜生柵藻(Scenedesmusobliquus)；超補(bǔ)償效應(yīng)；競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)；藍(lán)藻爆發(fā)

藍(lán)藻爆發(fā)是包括海洋在內(nèi)所有水體最嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題之一，爆發(fā)后果不僅影響生態(tài)系統(tǒng)本身的結(jié)構(gòu)和功能，更為重要的是它將嚴(yán)重威脅區(qū)域環(huán)境質(zhì)量和水安全，因此有關(guān)藍(lán)藻爆發(fā)的機(jī)制及控制等方面的研究長(zhǎng)期以來(lái)都是水體生態(tài)學(xué)關(guān)注的熱點(diǎn)之一[1- 4]。眾所周知，水體富營(yíng)養(yǎng)化是導(dǎo)致藍(lán)藻爆發(fā)的主要原因，然而多項(xiàng)研究指出藍(lán)藻爆發(fā)與氣候因素存在著密切關(guān)系，當(dāng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)足夠維持藍(lán)藻水華的形成時(shí)氣候因素將是導(dǎo)致藍(lán)藻水華事件的關(guān)鍵[5- 6]。有研究表明溫度與光照等氣候因子對(duì)太湖藍(lán)藻群落種類(lèi)組成的影響大于營(yíng)養(yǎng)鹽[7]，其中溫度可能是驅(qū)動(dòng)溫帶和亞熱帶湖泊藻類(lèi)群落更替的主要因子[8]。在全球氣候變暖的大背景下藍(lán)藻爆發(fā)頻繁更受到溫度等氣候變量短期變化影響[9- 10]。

溫度和光照是影響水生微藻的重要環(huán)境變量，而低溫和低光照是其常常遇到的脅迫因素，不同藻類(lèi)對(duì)這些脅迫具有不同的耐受性[11- 12]，并表現(xiàn)出不同生長(zhǎng)策略[13]。研究發(fā)現(xiàn)一些微藻在遭受低光照等脅迫時(shí)生長(zhǎng)速度和活力顯著降低，但在脅迫解除后藻細(xì)胞密度都表現(xiàn)出超補(bǔ)償生長(zhǎng)響應(yīng)[14- 17]。銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)是引起藍(lán)藻水華的最重要藻種，盡管已有大量研究證明光照和溫度顯著影響其種群生長(zhǎng)和發(fā)育[5,18- 20]，但有關(guān)低溫和低光照脅迫后的補(bǔ)償生長(zhǎng)及其對(duì)種群競(jìng)爭(zhēng)力的影響研究少有報(bào)道，而這有可能是藍(lán)藻爆發(fā)的重要內(nèi)源性因素。

本項(xiàng)研究通過(guò)比較不同株系銅綠微囊藻以及斜生柵藻(Scenedesmusobliquus)在光溫脅迫后的生長(zhǎng)過(guò)程，探究其是否存在超補(bǔ)償響應(yīng)，同時(shí)采用共培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)評(píng)估這一過(guò)程對(duì)其種群競(jìng)爭(zhēng)力的影響，從而解析藍(lán)藻復(fù)蘇和爆發(fā)機(jī)制，并為有效控制水華提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

本實(shí)驗(yàn)所用銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)產(chǎn)毒株系912和無(wú)毒株系469，以及斜生柵藻(Scenedesmusobliquus)均購(gòu)自中國(guó)科學(xué)院武漢水生生物研究所淡水藻種庫(kù)。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 藻類(lèi)的培養(yǎng)

實(shí)驗(yàn)選用BG- 11培養(yǎng)基培養(yǎng)[21]。所有培養(yǎng)基和所用器皿均于121℃在高壓蒸汽滅菌鍋滅菌15min。實(shí)驗(yàn)前將銅綠微囊藻和斜生柵藻進(jìn)行擴(kuò)大培養(yǎng)。預(yù)處理實(shí)驗(yàn)設(shè)3個(gè)組，低光組，低溫組和正常對(duì)照組；補(bǔ)償實(shí)驗(yàn)設(shè)3組：低光組光恢復(fù)、低溫組溫度恢復(fù)，正常對(duì)照組，同時(shí)分為3種藻種獨(dú)立恢復(fù)培養(yǎng)與共培養(yǎng)(競(jìng)爭(zhēng)實(shí)驗(yàn))兩種模式(912+斜生柵藻；469+斜生柵藻), 具體實(shí)驗(yàn)條件見(jiàn)表1。光暗比為12 h∶12 h，恒溫培養(yǎng)箱靜置培養(yǎng)，每天定時(shí)人工搖瓶3次。每一實(shí)驗(yàn)組合4個(gè)重復(fù)。

1.2.2 藻細(xì)胞密度的測(cè)定

自接種之日起每隔72h取樣，用血球計(jì)數(shù)板在顯微鏡下分別記錄銅綠微囊藻和斜生柵藻細(xì)胞密度，取樣前充分搖動(dòng)培養(yǎng)瓶使培養(yǎng)液均勻，從而保證取樣代表性，每次每瓶鏡檢3張計(jì)數(shù)板。前期預(yù)處理起始接種密度分別為5.4×105個(gè)/mL(912)、5.5×105個(gè)/mL(469)和6.3×105個(gè)/mL(斜生柵藻)；恢復(fù)培養(yǎng)與競(jìng)爭(zhēng)實(shí)驗(yàn)起始接種密度分別為4.6×105個(gè)/mL(912)、4.7×105個(gè)/mL(469)和5.6×105個(gè)/mL(斜生柵藻)，保證各培養(yǎng)瓶中起始藻密度基本一致。

表1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)表

在不同時(shí)段統(tǒng)計(jì)的藻密度數(shù)據(jù)基礎(chǔ)上，計(jì)算不同處理藻細(xì)胞比增長(zhǎng)率(μ)：

μ=ln(xn-xn-1)/(tn-tn-1)

式中,xn為本計(jì)數(shù)期的細(xì)胞密度(個(gè)/mL)；xn-1為前一計(jì)數(shù)期的細(xì)胞密度(個(gè)/mL)；tn為對(duì)應(yīng)于xn的培養(yǎng)天數(shù)；tn-1為對(duì)應(yīng)于xn-1的培養(yǎng)天數(shù)，具體計(jì)算以3d為時(shí)間周期。

1.2.3 補(bǔ)償效應(yīng)和競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)的量化分析

根據(jù)補(bǔ)償指數(shù)[22]和競(jìng)爭(zhēng)指數(shù)[23]的計(jì)算原理，以未經(jīng)預(yù)處理的不同藻種單獨(dú)正常培養(yǎng)時(shí)藻細(xì)胞最大比增長(zhǎng)率(μA)為基準(zhǔn)，分別按照以下公式計(jì)算光照和溫度恢復(fù)培養(yǎng)處理的補(bǔ)償效應(yīng)與正常競(jìng)爭(zhēng)時(shí)的競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng):

補(bǔ)償效應(yīng)光=(μ恢復(fù)B-μA)/μA×100%

補(bǔ)償效應(yīng)溫=(μ恢復(fù)C-μA)/μA×100%

競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)正常競(jìng)爭(zhēng)=(μ競(jìng)爭(zhēng)競(jìng)爭(zhēng)-μA)/μA×100%

以單獨(dú)培養(yǎng)的恢復(fù)實(shí)驗(yàn)時(shí)藻細(xì)胞最大比增長(zhǎng)率(μB和μC)為基準(zhǔn)，按照以下公式計(jì)算光照和溫度恢復(fù)時(shí)的競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)，

競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)光恢復(fù)=(μ光競(jìng)爭(zhēng)-μB)/μB×100%

競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)溫恢復(fù)=(μ溫競(jìng)爭(zhēng)-μC)/μC×100%

式中，μA,μB和μC具體含義見(jiàn)表1。

1.2.4 光合色素含量和脫氫酶活性測(cè)定

銅綠微囊藻為藍(lán)藻，沒(méi)有葉綠素b，所以每次取樣50mL混合均勻的藻液抽濾并參照文獻(xiàn)測(cè)定不同培養(yǎng)條件下葉綠素a含量[14], 3次重復(fù); 采用TTC(2,3,5-氯化三苯基四氮唑)-脫氫酶還原法測(cè)定藻細(xì)胞活性: 取混合均勻藻液50mL離心、棄上清夜, 在三(羥甲基)氨基甲烷鹽酸鹽(Tris-HCl)緩沖溶液、pH=8.4的反應(yīng)環(huán)境中，加入lmL0.8%的TTC溶液，水浴溫度(32±1)℃、發(fā)色培養(yǎng)1h，使用雙組分萃取劑4mL丙酮和5mL石油醚的混合溶劑進(jìn)行萃取;同時(shí)設(shè)置對(duì)照；3次重復(fù)；用紫外分光光度計(jì)(UV- 1200)測(cè)定[21]。

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析應(yīng)用SPSS 18.0軟件：在多因素方差分析的基礎(chǔ)上，藻細(xì)胞密度采用t檢驗(yàn)分析不同處理與對(duì)照間，以及不同處理間差異顯著性，同時(shí)應(yīng)用Mann-Whitney U-test對(duì)各密度變化曲線(xiàn)進(jìn)行差異性檢驗(yàn)，并根據(jù)差異性的顯著程度評(píng)估敏感性；以單獨(dú)正常培養(yǎng)未經(jīng)預(yù)處理的藻種生長(zhǎng)數(shù)據(jù)為對(duì)照，計(jì)算恢復(fù)培養(yǎng)的補(bǔ)償效應(yīng)和共培時(shí)正常競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)，以恢復(fù)實(shí)驗(yàn)的單獨(dú)培養(yǎng)數(shù)據(jù)為對(duì)照計(jì)算恢復(fù)期共培養(yǎng)處理競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)，并進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析; 用單因素方差分析(One-way ANOVA)比較不同培養(yǎng)條件下葉綠素a含量與脫氫酶活性，當(dāng)差異顯著時(shí)(P<0.05)，進(jìn)一步應(yīng)用Duncan多重比較檢驗(yàn)處理之間的差異性。同時(shí)以藻細(xì)胞密度為協(xié)變量進(jìn)行協(xié)方差分析，從而檢驗(yàn)不同培養(yǎng)條件下單個(gè)藻細(xì)胞相關(guān)指標(biāo)的差異性。繪圖應(yīng)用Origin 8.5。

2 結(jié)果與分析

2.1 低光照和低溫對(duì)不同藻種生長(zhǎng)的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，同正常培養(yǎng)相比低光照和低溫脅迫顯著影響銅綠微囊藻和斜生柵藻的正常生長(zhǎng)發(fā)育。在不同培養(yǎng)條件下銅綠微囊藻兩個(gè)株系和斜生柵藻表現(xiàn)出類(lèi)似的生長(zhǎng)曲線(xiàn)，12d后密度增加幅度顯著降低，逐漸呈水平趨勢(shì)(圖1)，期間正常培養(yǎng)條件下的藻密度增加了約25倍，而低光照和低溫條件下藻密度僅增加了1倍。同樣正常培養(yǎng)體系藻細(xì)胞比增長(zhǎng)速率顯著高于兩種逆境處理體系中的。此外，統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果表明銅綠微囊藻和斜生柵藻對(duì)這兩種脅迫因素的響應(yīng)也表現(xiàn)出一定的差異：通過(guò)對(duì)密度變化曲線(xiàn)各時(shí)間點(diǎn)藻密度的顯著性檢驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)與斜生柵藻相比，銅綠微囊藻在低溫條件下表現(xiàn)出更強(qiáng)的抑制效應(yīng)，而斜生柵藻則對(duì)低光更敏感(圖1)(Mann-Whitney U-test,P<0.05)。

圖1 低光照和低溫對(duì)銅綠微囊藻和斜生柵藻生長(zhǎng)的影響(均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，n=4)Fig.1 The effects of lower illumination and temperature on the growth of M. aeruginosa and S. obliquus (Mean±S.E, n=4)912: 銅綠微囊藻產(chǎn)毒株系912; 469:銅綠微囊藻無(wú)毒株系469;

2.2 不同藻株藻細(xì)胞密度對(duì)光照和溫度的補(bǔ)償效應(yīng)

從圖2可以看出，同正常培養(yǎng)的藻株相比，經(jīng)過(guò)低光和低溫培養(yǎng)的銅綠微囊藻和斜生柵藻細(xì)胞密度在恢復(fù)正常培養(yǎng)條件時(shí)都表現(xiàn)出一定的超補(bǔ)償效應(yīng)，但不同藻類(lèi)呈現(xiàn)出不同的超補(bǔ)償模式。兩株銅綠微囊藻在培養(yǎng)的前10d都呈現(xiàn)一定超補(bǔ)償生長(zhǎng)，細(xì)胞密度顯著高于對(duì)照(One-way ANOVA ,P<0.05)，但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)這種補(bǔ)償生長(zhǎng)逐漸消失，第12天時(shí)不同處理的藻株基本達(dá)到相同的密度；無(wú)毒株系469低光和低溫解除后較產(chǎn)毒株912的超補(bǔ)償效應(yīng)更顯著 (圖2)(P<0.05)。與銅綠微囊藻相比，斜生柵藻低光和低溫解除后正常培養(yǎng)的超補(bǔ)償效應(yīng)僅在培養(yǎng)的前7天表現(xiàn)出來(lái)，到第8天連續(xù)正常培養(yǎng)的藻株密度已經(jīng)接近光恢復(fù)培養(yǎng)材料的藻株，統(tǒng)計(jì)結(jié)果表明補(bǔ)償效應(yīng)持續(xù)時(shí)間顯著短于銅綠微囊藻的(圖2)。同樣，從圖3中可以看出，實(shí)驗(yàn)初期恢復(fù)培養(yǎng)材料的比增長(zhǎng)速率顯著高于對(duì)照。此外，不同藻類(lèi)對(duì)低光和低溫后的超補(bǔ)償敏感性存在一定的差異性，銅綠微囊藻對(duì)低溫限制解除表現(xiàn)出更高的敏感性，而斜生柵藻則在低光解除后表現(xiàn)出更強(qiáng)的超補(bǔ)償效應(yīng)(P<0.05)。

2.3 不同條件下銅綠微囊藻與斜生柵藻的競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)

斜生柵藻分別與產(chǎn)毒(912)和不產(chǎn)毒的銅綠微囊藻(469)共培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，與單獨(dú)培養(yǎng)相比，共培養(yǎng)體系中無(wú)論銅綠微囊藻還是斜生柵藻的藻細(xì)胞比增長(zhǎng)速率μ和最大密度都顯著降低(P<0.05)(圖3，圖4)。比較3種共培養(yǎng)模式的結(jié)果可以看出，經(jīng)過(guò)低光或低溫預(yù)處理的藻種在恢復(fù)正常培養(yǎng)過(guò)程中藻細(xì)胞密度都較連續(xù)正常培養(yǎng)樣品的高。從斜生柵藻與兩種不同株系的銅綠微囊藻的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系分析，在斜生柵藻與無(wú)毒株(469)的共培養(yǎng)體系中藻細(xì)胞密度顯著高于其同有毒株(912)共培養(yǎng)中的密度，產(chǎn)毒株912產(chǎn)生的微囊藻毒素可能對(duì)共培養(yǎng)的斜生柵藻產(chǎn)生了一定的競(jìng)爭(zhēng)性抑制(圖4)。

圖2 銅綠微囊藻和斜生柵藻光和溫度恢復(fù)下的補(bǔ)償生長(zhǎng)(均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，n=4)Fig.2 Overcompensation ofM. aeruginosa and S. obliquus experienced low light and temperature stress (Mean±S.E, n=4)

圖3 不同條件下銅綠微囊藻與斜生柵藻的藻密度比增長(zhǎng)率 (均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，n=4)Fig.3 Thespecific growth rate of Microcystis aeruginosa and Scenedesmus obliquus under different culture conditions (Mean±S.E, n=4)

圖4 不同條件下銅綠微囊藻與斜生柵藻的競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng) (均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，n=4)Fig.4 The competition effects of Microcystis aeruginosa and Scenedesmus obliquus under different culture conditions (Mean±S.E, n=4)

量化分析補(bǔ)償期內(nèi)不同藻株的補(bǔ)償生長(zhǎng)結(jié)果表明，斜生柵藻在光照恢復(fù)的情況下補(bǔ)償效應(yīng)顯著高于銅綠微囊藻的，而溫度恢復(fù)時(shí)與產(chǎn)毒株912的差異不顯著，但顯著低于無(wú)毒株469的補(bǔ)償效應(yīng)(圖5)；無(wú)毒株469在光照和溫度恢復(fù)正常后的補(bǔ)償生長(zhǎng)能力顯著高于產(chǎn)毒株912的。敏感性分析結(jié)果表明銅綠微囊藻對(duì)溫度表現(xiàn)出更高的敏感性(圖5)，而斜生柵藻對(duì)光照強(qiáng)度更敏感(圖5)(P<0.05)。

量化分析結(jié)果表明，未經(jīng)脅迫預(yù)處理的共培體系中斜生柵藻細(xì)胞增殖被競(jìng)爭(zhēng)抑制的幅度顯著高于共培的產(chǎn)毒株912的，而與共培的無(wú)毒株469差異不顯著。盡管在經(jīng)過(guò)低光或低溫脅迫預(yù)處理后的共培體系中斜生柵藻的抑制程度降低，但還是顯著高于產(chǎn)毒株被抑制率(P<0.05)。與無(wú)毒株469相比，兩種藻類(lèi)在連續(xù)正常培養(yǎng)情況下競(jìng)爭(zhēng)能力相當(dāng)，而在恢復(fù)培養(yǎng)的處理中斜生柵藻對(duì)469生長(zhǎng)和擴(kuò)增的抑制效應(yīng)遠(yuǎn)大于469對(duì)斜生柵藻的，即斜生柵藻具有更強(qiáng)的競(jìng)爭(zhēng)能力(P<0.05)。

2.4 不同培養(yǎng)條件對(duì)銅綠微囊藻和斜生柵藻葉綠素a含量的影響

同正常培養(yǎng)相比，限光和低溫處理都顯著降低了培養(yǎng)體系單位體積中葉綠素a的含量；兩種脅迫處理比較限光培養(yǎng)體系顯著低于低溫處理下的；3種藻株之間差異不顯著(圖6)。結(jié)合不同培養(yǎng)體系中藻密度數(shù)據(jù)進(jìn)行協(xié)方差分析結(jié)果表明，在限光和低溫處理下單個(gè)藻細(xì)胞葉綠素a含量與正常培養(yǎng)條件下的差異不顯著(P>0.05)。

在光恢復(fù)培養(yǎng)的條件下，實(shí)驗(yàn)藻葉綠素a含量都顯著高于連續(xù)正常培養(yǎng)的和經(jīng)過(guò)低溫處理后溫度恢復(fù)的相應(yīng)樣品，而溫度恢復(fù)培養(yǎng)的藻株葉綠素a含量顯著低于另外兩類(lèi)相應(yīng)樣品的，其中尤以產(chǎn)毒株912葉綠素a含量差異最顯著(圖6)。光恢復(fù)培養(yǎng)的條件下3個(gè)藻株葉綠素a含量都表現(xiàn)出一定程度的超補(bǔ)償效應(yīng)，而經(jīng)過(guò)低溫處理后即使恢復(fù)正常溫度，葉綠素a含量并未表現(xiàn)出超補(bǔ)償效應(yīng)，而藻密度在此情況下表現(xiàn)出較強(qiáng)的超補(bǔ)償效應(yīng)(圖5)，兩個(gè)指標(biāo)表現(xiàn)出不同步性，說(shuō)明低溫預(yù)處理直接影響了后期正常培養(yǎng)時(shí)藻類(lèi)葉綠素a的合成。

圖5 不同培養(yǎng)體系中銅綠微囊藻和斜生柵藻的補(bǔ)償效應(yīng)和抑制效應(yīng)(均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，n=4)Fig.5 The compensation effects and inhibitory effects of M. aeruginosa and S. obliquus under different culture systems (Mean±S.E, n=4)

圖6 不同培養(yǎng)條件下銅綠微囊藻和斜生柵藻葉綠素含量的差異Fig.6 The differences of content of chlorophyll of M. aeruginosa and S. obliquus under different culture systems平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，不同字母表示差異顯著, P<0.05, n=4

2.5 不同培養(yǎng)條件對(duì)銅綠微囊藻和斜生柵藻脫氫酶活性的影響

低溫和限光培養(yǎng)體系中3種藻細(xì)胞脫氫酶活性都顯著低于正常培養(yǎng)體系中的，而兩種脅迫處理間差異不顯著；3種藻株之間比較可以看出限光和低溫脅迫下銅綠微囊藻產(chǎn)毒株(912)藻細(xì)胞脫氫酶活性都顯著高于其它兩種藻細(xì)胞脫氫酶活性(圖7)。協(xié)方差分析結(jié)果表明在限光和低溫脅迫條件下單個(gè)藻細(xì)胞脫氫酶活性顯著高于正常培養(yǎng)的(P<0.05)。單個(gè)藻細(xì)胞脫氫酶活性的提高可能是對(duì)限光和低溫脅迫的應(yīng)急響應(yīng)。

在單獨(dú)培養(yǎng)體系中，銅綠微囊藻和斜生柵藻脫氫酶活性對(duì)不同恢復(fù)條件響應(yīng)模式不完全相同，而且銅綠微囊藻不同株系的響應(yīng)也存在差異。產(chǎn)毒株912在兩種恢復(fù)培養(yǎng)模式下脫氫酶活性都有極顯著提高(P<0.01)，而無(wú)毒株469僅在光恢復(fù)條件下極顯著提高(P<0.01)，在溫度恢復(fù)條件下脫氫酶活性與對(duì)照(正常培養(yǎng))相比差異不大(P>0.05)，斜生柵藻脫氫酶對(duì)不同處理的響應(yīng)模式與469相似(圖7)。

圖7 不同培養(yǎng)條件下銅綠微囊藻和斜生柵藻脫氫酶活性的差異 Fig.7 The differences of activity of dehydrogenase of M. aeruginosa and S. obliquus under different culture systems

3 討論

植物在逆境脅迫下生長(zhǎng)速率往往表現(xiàn)出一定程度降低，在脅迫解除之后, 植物將逐漸恢復(fù)其生長(zhǎng)能力，甚至表現(xiàn)出超過(guò)正常生長(zhǎng)速率的現(xiàn)象，即超補(bǔ)償生長(zhǎng)。超補(bǔ)償反應(yīng)是植物對(duì)抗波動(dòng)環(huán)境的一種適應(yīng)對(duì)策，是植物在與環(huán)境的長(zhǎng)期博弈中形成的抗逆機(jī)理的重要組成部分[22]。藻細(xì)胞密度是表征浮游植物種群生物量最真實(shí)的指標(biāo)，研究發(fā)現(xiàn)蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)、三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)、綠色巴夫藻(Pavlovaviridis)、四列藻(Tetraselmistetrethele)等在暗處理等脅迫解除后藻細(xì)胞密度都表現(xiàn)出超補(bǔ)償生長(zhǎng)現(xiàn)象[14- 17]。本研究表明銅綠微囊藻和斜生柵藻在低溫和低光照逆境解除后的恢復(fù)生長(zhǎng)過(guò)程中藻細(xì)胞密度短期內(nèi)都表現(xiàn)出顯著的超補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng)。與斜生柵藻相比，銅綠微囊藻補(bǔ)償性生長(zhǎng)雖然啟動(dòng)稍晚，但啟動(dòng)后藻細(xì)胞密度快速增加，且持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)于斜生柵藻，尤其是低溫解除后藍(lán)藻的補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng)更加明顯，這將為高溫情況下藍(lán)藻優(yōu)勢(shì)地位的建立和維持奠定基礎(chǔ)，這和譚嘯等[24]模擬升溫對(duì)藻類(lèi)復(fù)蘇研究結(jié)果基本一致。盡管低溫和低光照顯著抑制了銅綠微囊藻的生長(zhǎng)，但9℃以上銅綠微囊藻和斜生柵藻都可復(fù)蘇，但前者復(fù)蘇后的生長(zhǎng)速率高于后者，并且隨著溫度的升高藍(lán)藻的優(yōu)勢(shì)更加明顯[25]。在全球氣候變化的大背景下，溫度短期變化的幅度和頻率明顯增加，這種短期變溫刺激將誘發(fā)藍(lán)藻超補(bǔ)償生長(zhǎng)，藻類(lèi)群落組成結(jié)構(gòu)將發(fā)生改變，藍(lán)藻數(shù)量顯著增加，因此在營(yíng)養(yǎng)足夠的情況下藍(lán)藻爆發(fā)頻率和規(guī)模很有可能增加。

種間競(jìng)爭(zhēng)在植物群落構(gòu)建和維持中扮演著極其重要的角色，不同植物針對(duì)某一種或某些生態(tài)因子往往具有不同的競(jìng)爭(zhēng)能力，而競(jìng)爭(zhēng)能力強(qiáng)的物種將在群落組成和功能作用上占主導(dǎo)地位。一般情況下生物群落的物種組成處于動(dòng)態(tài)平衡中，但當(dāng)環(huán)境發(fā)生變化而導(dǎo)致某一種或某幾種生物在種間競(jìng)爭(zhēng)中占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)時(shí)其數(shù)量將快速增長(zhǎng)，藍(lán)藻爆發(fā)就是典型的例證，研究發(fā)現(xiàn)春末夏初氣溫回暖時(shí)太湖藻類(lèi)群落組成發(fā)生了顯著改變：藍(lán)藻取代了綠藻成為優(yōu)勢(shì)種[26- 27]。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果中，與單種培養(yǎng)對(duì)照相比，銅綠微囊藻和斜生柵藻共培養(yǎng)時(shí)兩種藻類(lèi)的細(xì)胞增長(zhǎng)速率和最大密度呈現(xiàn)出顯著降低趨勢(shì)，說(shuō)明兩種藻類(lèi)存在明顯的相互競(jìng)爭(zhēng)。綠藻、硅藻和藍(lán)藻是大多數(shù)淡水水體最主要的藻類(lèi)，當(dāng)氣溫較低時(shí)綠藻和硅藻更占優(yōu)勢(shì)，隨著溫度的升高藍(lán)藻更具競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)[28]。通過(guò)比較斜生柵藻分別與產(chǎn)毒株912和無(wú)毒株469競(jìng)爭(zhēng)結(jié)果可以看出，同912共培養(yǎng)過(guò)程中產(chǎn)生的微囊藻毒素對(duì)斜生柵藻可能產(chǎn)生了毒害作用，銅綠微囊藻可通過(guò)產(chǎn)生微囊藻毒素增強(qiáng)其競(jìng)爭(zhēng)能力[29- 33]。因此，微囊藻毒素可能是產(chǎn)毒性微囊藻在群落中優(yōu)勢(shì)地位建立和鞏固的重要機(jī)制之一。

應(yīng)用葉綠素a含量表征浮游植物初級(jí)生產(chǎn)力和水體營(yíng)養(yǎng)化水平已有很長(zhǎng)的歷史，盡管有研究表明用葉綠素a含量表征浮游藻類(lèi)生物量存在一定的問(wèn)題[33]，但到目前為止還沒(méi)有一個(gè)更快速、簡(jiǎn)便而相對(duì)準(zhǔn)確的指標(biāo)來(lái)替代它[35- 37]。葉綠素a是浮游植物中最主要的光合色素，占浮游藻類(lèi)干重的1%—2%，其含量的高低與藻類(lèi)對(duì)光能吸收效率和利用效率都顯著相關(guān)，其值越大說(shuō)明光合同化率越高[34]。葉綠素a含量又隨藻類(lèi)種類(lèi)、溫度、光照等因素的變化而異，低溫和低光照都直接降低了浮游植物種群葉綠素含量[38]。同對(duì)照相比，低光照脅迫解除后3種實(shí)驗(yàn)藻葉綠素a含量與細(xì)胞密度的增長(zhǎng)幅度基本一致，因此低光照脅迫并未影響葉綠素a的生物合成能力，研究表明雖然大多數(shù)植物葉綠素合成的通路是光依賴(lài)性的，但部分藻類(lèi)還具有在黑暗條件下合成葉綠素的輔助通路[39]。盡管低溫脅迫下單個(gè)藻細(xì)胞葉綠素a含量沒(méi)有顯著變化，但在低溫脅迫解除后的恢復(fù)性生長(zhǎng)過(guò)程中葉綠素含量顯著低于相應(yīng)對(duì)照，由此說(shuō)明低溫預(yù)處理仍然對(duì)藻細(xì)胞葉綠素合成能力造成了影響，在恢復(fù)培養(yǎng)的過(guò)程中藻細(xì)胞密度表現(xiàn)出了補(bǔ)償性生長(zhǎng)，葉綠素a的合成能力未能完全恢復(fù)，從而表現(xiàn)出葉綠素a增長(zhǎng)幅度與細(xì)胞密度增加并非同步。這一結(jié)果也證明有些情況下葉綠素a含量并不能很好的表征藻細(xì)胞密度[34]。

脫氫酶是一類(lèi)氧化還原酶，參與了生物體氨基酸合成和降解、丙酮酸的氧化、光合作用、戊糖磷酸途徑、氧化磷酸化、脂肪的氧化和合成等過(guò)程，是生物生命活動(dòng)過(guò)程中極其重要的酶類(lèi)[21]。由于脫氫酶只有活細(xì)胞體才能產(chǎn)生，所以生物體的脫氫酶活性(DHA)是細(xì)胞活力的最重要表征指標(biāo)之一，通過(guò)檢測(cè)藻細(xì)胞脫氫酶活性可以體現(xiàn)出藻細(xì)胞生命力[21,40- 41]。同對(duì)照相比，經(jīng)過(guò)低光照或低溫預(yù)處理后恢復(fù)生長(zhǎng)的藻細(xì)胞脫氫酶活性都有一定程度的提高，尤其是產(chǎn)毒株912經(jīng)過(guò)低溫脅迫解除后的恢復(fù)生長(zhǎng)過(guò)程中脫氫酶活性顯著提高。同時(shí)3種藻響應(yīng)模式表現(xiàn)出一定的差異，在低溫脅迫解除后銅綠微囊藻無(wú)毒株469和斜生柵藻脫氫酶活性都顯著低于光恢復(fù)培養(yǎng)狀態(tài)的。結(jié)合低溫和低光照脅迫解除后3種藻細(xì)胞密度的增長(zhǎng)可以發(fā)現(xiàn)，雖然斜生柵藻和無(wú)毒株469藻細(xì)胞密度都呈現(xiàn)出較明顯的補(bǔ)償生長(zhǎng)，但經(jīng)過(guò)低溫后的恢復(fù)生長(zhǎng)過(guò)程藻細(xì)胞活性并未達(dá)到正常水平，而銅綠微囊藻產(chǎn)毒株不僅藻細(xì)胞密度增長(zhǎng)迅速，細(xì)胞活力也得到恢復(fù)或提高，由此可見(jiàn)其抗低溫脅迫能力明顯高于另外兩種藻類(lèi)。因此銅綠微囊藻產(chǎn)毒株低溫和低光照逆境脅迫后的補(bǔ)償性生長(zhǎng)和對(duì)其它藻類(lèi)的競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)可能是藍(lán)藻爆發(fā)的重要內(nèi)源性機(jī)制。

4 結(jié)論

藍(lán)藻生長(zhǎng)和水華形成歷經(jīng)休眠、復(fù)蘇、增殖和爆發(fā)四個(gè)階段，在營(yíng)養(yǎng)保證的前提下溫度和光照是促進(jìn)藍(lán)藻細(xì)胞迅速增殖，種群密度急劇增加的關(guān)鍵因素，不同藻類(lèi)對(duì)環(huán)境變化的響應(yīng)以及種間競(jìng)爭(zhēng)能力的差異是藍(lán)藻爆發(fā)的內(nèi)源機(jī)制。本研究中低溫和低光照均顯著抑制微藻的生長(zhǎng)發(fā)育，但銅綠微囊藻在低溫條件下表現(xiàn)出更強(qiáng)抑制，而斜生柵藻則對(duì)低光脅迫更敏感。在光溫恢復(fù)正常的條件下各種藻細(xì)胞密度增長(zhǎng)短期內(nèi)都表現(xiàn)出超補(bǔ)償效應(yīng)，但不同藻類(lèi)超補(bǔ)償模式不同，斜生柵藻補(bǔ)償生長(zhǎng)時(shí)間不超過(guò)1周，而銅綠微囊藻的補(bǔ)償效應(yīng)可以持續(xù)10d；銅綠微囊藻細(xì)胞密度對(duì)低溫限制解除表現(xiàn)出更顯著的補(bǔ)償生長(zhǎng)，而斜生柵藻則在低光解除后表現(xiàn)出更強(qiáng)的超補(bǔ)償效應(yīng)。競(jìng)爭(zhēng)實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明銅綠微囊藻產(chǎn)毒株(912)對(duì)斜生柵藻具有顯著的競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，而無(wú)毒株(469)對(duì)斜生柵藻則不具有競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，因此微囊藻毒素可能是產(chǎn)毒型微囊藻在群落中優(yōu)勢(shì)地位建立和鞏固的重要機(jī)制之一。溫度恢復(fù)條件下藻類(lèi)葉綠素a含量并未表現(xiàn)出與藻密度增長(zhǎng)同步，低溫脅迫可能對(duì)微藻葉綠素a的形成產(chǎn)生了一定的負(fù)效應(yīng)。脫氫酶是表征藻類(lèi)細(xì)胞活力的重要指標(biāo)，產(chǎn)毒株(912)脫氫酶活性的補(bǔ)償響應(yīng)顯著高于無(wú)毒株(469)和斜生柵藻的。因此產(chǎn)毒型銅綠微囊藻低溫和低光后的補(bǔ)償生長(zhǎng)效應(yīng)以及對(duì)斜生柵藻的之一競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)可能是藍(lán)藻爆發(fā)的重要內(nèi)源性機(jī)制。

致謝：感謝美國(guó)北卡大學(xué)教堂山分校(University of North Carolina at Chapel Hill)生物系Peter S. White教授潤(rùn)色英文摘要；南通大學(xué)孫政璽、于珍、趙莉莉、汪情等同學(xué)參與部分實(shí)驗(yàn)工作，特此致謝。

[1] Kong F X, Gao G. Hypothesis on cyanobacteria bloom-forming mechanism in large shallow eutrophic lakes. Acta Ecologica Sinica, 2005, 925(3): 589- 595.

[2] Kong F X, Ma R H, Gao J F, Wu X D. The theory and practice of prevention, forecast and warning on cyanobacteria bloom in Lake Taihu. Journal of Lake Science, 2009, 21(3): 314- 328.

[3] Paerl H W, Otten T G. Harmful Cyanobacterial Blooms: Causes, Consequences, and Controls. Microb Ecology, 2013, 65: 995- 1010.

[4] Wang C Y, Yu Y, Sun Y K, Li H L,Kong F X, Zhang M, Shi X L, Yang Z. The discussion of the early forecasting of cyanobacteria bloom in the Lake Taihu based on ELCOM-CAEDYM model. China Environmental Science, 2013, 33(3): 491- 502.

[5] Paul V J. Global warming and cyanobacterial harmful algal blooms. Advances in Experimental Medicine and Biology, 2008, 619: 239- 257.

[6] Zhang M,Duan H, Shi X, Yu Y, Kong F X. Contributions of meteorology to the phenology of cyanobacterial blooms: implications for future climate change. Water Research, 2012, 46(2): 442- 452.

[7] Gu T T, Kong F X, Tan X, Yu Y. Investigation on spatio-temporal pattern of cyanobacterial community structure by T-RFLP during overwinter and recruitment period in Taihu Lake. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(1): 21- 30.

[8] Grover J P, Chrzanowski T H. Seasonal dynamics of phytoplankton in two warm temperate reservoir: association of taxonomic composition with temperature. Journal of Plankton Research, 2005, 27(10): 1- 7.

[9] Huber V, Wagner C, Gerten D, Adrian R. To bloom or not to bloom: contrasting responses of cyanobacteria to recent heat waves explained by critical thresholds of abiotic drivers. Oecologia, 2012, 169(1): 245- 256.

[10] Paerl H W, Otten T G. Harmful cyanobacterial blooms: causes, consequences, and controls. Microb Ecology, 2013, 65(4): 995- 1010.

[11] Eilertsen H C, Degerlund M. Phytoplankton and light during the northern high-latitude winter. Journal of Plankton Research, 2010, 32(6): 899- 912.

[12] Clegg M R, Gaedke U, Boehrer B, Spijkerman E. Complementary ecophysiological strategies combine to facilitate survival in the hostile conditions of a deep chlorophyll maximum. Oecologia, 2012, 169(3): 609- 622.

[13] Laabir M, Jauzein C, Genovesi B, Massere E, Grzebyk D, Cecchi P, Vaquer A,Perrin Y, Collos Y. Influence of temperature, salinity and irradiance on the growth and cell yield of the harmful red tide dinoflagellateAlexandriumcatenellacolonizing Mediterranean waters. Journal of Plankton Research, 2011, 33(10): 1550- 1563.

[14] Duan S S, Guo Y F, Liu Z Q,Li A F, Xu N, Zhang Y N, Chen H. Overcompensatory growth of Tetraselmistetretheleunder the stress of nutrients deficiency. Acta Ecologica Sinica, 2003, 23(7) : 1297- 1304.

[15] Zhang Z P, Duan S S, Liu Z Q,Li A F, Xu N. Overcompensation response ofNannochloropsisoculataunder the darkness stress. Journal of Jinan University (Natural Science) , 2005, 26(3): 412- 416.

[16] Liu X J, Duan S S, Li A F. The effect of overcompensatory growth inPavlovaviridisafter UV-B stress treatments. Acta Ecologica Sinica , 2006, 26(6): 1763- 1771.

[17] Cai Z P, Duan S S, Wei W. Darkness and UV radiation provoked compensatory growth in marine phytoplanktonPhaeodactylumtricornutum(Bacillariophyceae). Aquaculture Research, 2009, 40(13): 1559- 1562.

[18] Chen X C, Sun Y C, Zeng X W, Li C J, Kong H N. The inhibition of low light intensity on the growth ofMicrocystisaeruginosain raw water. China Environmental Science, 2007, 27(3): 352- 355.

[19] Wu R, Cui L F, Lou S, Shi Y. The influence of temperature and illumination on theMicrocystisproduction. Environmental Science & Technology, 2010, 33(6): 33- 36.

[20] Zeng J, Wang W X.Temperature and irradiance influences on cadmium and zinc uptake and toxicity in a freshwater cyanobacterium,Microcystisaeruginosa. Journal of Hazardous Materials, 2011, 190: 922- 929.

[21] Xie J, Hu W R, Pei H Y. Detection of amount and activity of living algae in fresh water by dehydrogenase activity (DHA). Environ Monit Assess, 2008, 146: 473- 478.

[22] Tommy L, Tuomi J, Nilsson P. Evidence for an evolutionary history of overcompensation in the grassland biennialGentianellacampestris(Gentianaceae). American Naturalist, 1997, 149, 6: 1147- 1155.

[23] Weigelt A, Jolliffe P. Indices of plant competition. Journal of ecology, 2003, 91: 707- 720.

[24] Tan X, Kong F X, Yu Y, Shi X L. Effects of enhanced temperature on algae recruitment and phytoplankton community succession. China Environmental Science, 2009, 29(6): 578- 582.

[25] Tang J, Song L R, Sun S S, Wei H H, Wan N. Recruitment ability ofMicrocystisaeruginosaunder low light-low temperature combination. Enviromental Science (Chinese), 2010, 31(12): 2933- 2937.

[26] Hu X Z, Jin X C, Chu Z S, Ma Z Y, Yi L W. Light competition betweenMicrocystisaeruginosaandScendesmusquadricaudafrom Taihu lack and the dominance process simulation in microcosm. Journal of Agro-Environment Science, 2005, 24(3): 538- 543.

[27] Xing P, Kong F X, Cao H S, Zhang M. Relationship between bacterioplankton and phytoplankton community dynamics during late spring and early summer in lake Taihu. Acta Ecologica Sinica, 2007, 27(5): 1696- 1702.

[28] Zhang Z B, Shi X L, Liu G J, Yang X Y, Wang Y N, Liu X J. The relationship between planktonic algae changes and the water quality of the West Lake, Hangzhou, China. Acta Ecologica Sinica, 2009，29(6): 2980- 2987.

[29] Deblois C P, Juneau P. Comparison of Resistance to Light Stress in Toxic and Non-Toxic Strains ofMicrocystisaeruginosa(Cyanophyta). Journal of Phycology, 2012, 48(4): 1002- 1011.

[30] El-Shehawy R, Gorokhova E, Fernandez-Pinas F, del Campo F F. Global warming and hepatotoxin production by cyanobacteria: What can we learn from experiments?. Water Research, 2012, 46: 1420- 1429.

[31] Li D M, Kong F X, Shi X L, Ye L L,Yu Y, Yang Z. Quantification of microcystin-producing and non-microcystin producingMicrocystispopulations during the 2009 and 2010 blooms in Lake Taihu using quantitative real-time PCR. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(2) 284- 290.

[32] Li Y X , Li D H. Competition between toxicMicrocystisaeruginosaand nontoxicMicrocystiswesenbergiiwith Anabaena PCC7120. Journal of Applied Phycology, 2012, 24: 69- 78.

[33] Harel M, Weiss G, Lieman-Hurwitz J, Lebendiker M,Temper V, Block C,Sukenik A, Zohary T, Braun S, Carmeli S, Kaplan A. Interactions betweenScenedesmusandMicrocystismay be used to clarify the role of secondary metabolites. Environmental Microbiology Reports, 2013, 5(1): 97- 104.

[34] Kruskopf M, Flynn K J. Chlorophyll content and fluorescence responses cannot be used to gauge reliably phytoplankton biomass, nutrient status or growth rate. New Phytologist, 2006, 169: 525- 536.

[35] Huot Y, Babin M, Bruy`ant F. Does chlorophyll a provide the best index of phytoplankton biomass for primary productivity studies? Biogeosciences Discuss, 2007, 4: 707- 745.

[36] Todd V R, Mark B D, Lowell E G. Chlorophyll-a as a criterion for establishing nutrient standards in the streams and rivers of Illinois. Journal of Environmental Quality, 2008, 37: 437- 447.

[37] Boyer J N, Kelble C R, Ortner P B, Rudnick D T. Phytoplankton bloom status: Chlorophyll a biomass as an indicator of water quality condition in the southern estuaries of Florida, USA. Ecological Indicators, 2009, 9: 56- 67.

[38] Shaaban A M, Mansour H A, Saber A A. Relationships between total chlorophyll and phytoplankton individuals of Rosetta branch of River Nile, Egypt. International Research Journal of Biochemistry and Bioinformatics, 2011, 1(10) : 257- 265.

[39] Wu Q Y, Vermaas W F J. Light-dependent chlorophyll a biosynthesis upon chlL deletion in wild-type and photosystem I-less strains of the cyanobacteriumSynechocystissp. PCC 6803. Plant Molecular Biology, 1995, 29: 933- 945.

[40] Liang W Y, Wang K, Ruan Q Y, Wang J L. Viability determ ination ofMicrocystisaeruginosaby TTC-dehydrogen as eassay. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28 (9): 1745- 1750.

[41] Hoch M P, Dillon K S, Coffin R B, Cifuentes L A. Sensitivity of bacterioplankton nitrogen metabolism to eutrophication in sub-tropical coastal waters of Key West, Florida. Marine Pollution Bulletin, 2008, 56: 913- 926.

參考文獻(xiàn):

[1] 孔繁翔, 高光. 大型淺水富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中藍(lán)藻水華形成機(jī)理的思考. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 25(3): 589- 595.

[2] 孔繁翔, 馬榮華, 高俊峰, 吳曉東. 太湖藍(lán)藻水華的預(yù)防、預(yù)測(cè)和預(yù)警的理論與實(shí)踐. 湖泊科學(xué), 2009, 21(3): 314- 328.

[4] 王長(zhǎng)友, 于洋, 孫運(yùn)坤, 李洪利, 孔繁翔, 張民, 史小麗, 陽(yáng)振. 基于ELCOM- CAEDYM模型的太湖藍(lán)藻水華早期預(yù)測(cè)探討. 中國(guó)環(huán)境科學(xué) 2013, 33(3): 491- 502.

[7] 顧婷婷, 孔繁翔, 譚嘯,于洋. 越冬和復(fù)蘇時(shí)期太湖水體藍(lán)藻群落結(jié)構(gòu)的時(shí)空變化. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(1): 21- 30.

[14] 段舜山, 郭羽豐, 劉振乾, 李?lèi)?ài)芬, 徐寧, 張亞楠, 陳潔. 四列藻在營(yíng)養(yǎng)限制脅迫下的超補(bǔ)償生長(zhǎng)研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003, 27(7): 1297- 1304.

[15] 張珍萍, 段舜山, 劉振乾, 李?lèi)?ài)芬, 徐寧. 眼點(diǎn)擬微綠球藻在黑暗脅迫下的超補(bǔ)償生長(zhǎng)響應(yīng). 暨南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)與醫(yī)學(xué)版), 2005, 26(3): 412- 416.

[16] 劉曉娟，段舜山，李?lèi)?ài)芬. 綠色巴夫藻在UV- B脅迫后的生長(zhǎng)補(bǔ)償效應(yīng).生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(6): 1763- 1771.

[18] 陳雪初, 孫揚(yáng)才, 曾曉文, 李春杰, 孔海南. 低光照度對(duì)源水中銅綠微囊藻增殖的抑制作用. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2007, 27(3): 352- 355.

[19] 吳溶, 崔莉鳳, 盧珊, 時(shí)寅. 溫度光照對(duì)銅綠微囊藻生長(zhǎng)及藻毒素釋放的影響. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2010, 33(6): 33- 36.

[22] 王海洋，杜國(guó)禎，任金吉. 種群密度和施肥對(duì)垂穗披堿草刈割后補(bǔ)償作用的影響. 植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2003, 27(4): 477- 483.

[24] 譚嘯, 孔繁翔, 于洋, 史小麗，張民. 升溫過(guò)程對(duì)藻類(lèi)復(fù)蘇和群落演替的影響.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2009, 29(6)：578- 582.

[25] 湯俊, 宋立榮, 孫松松, 魏?；? 萬(wàn)能. 低光低溫聯(lián)合作用對(duì)銅綠微囊藻復(fù)蘇能力的影響. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(12): 2933- 2937.

[26] 胡小貞, 金相燦, 儲(chǔ)昭升, 馬祖友, 易文利. 太湖銅綠微囊藻與四尾柵藻的光競(jìng)爭(zhēng)及模擬優(yōu)勢(shì)過(guò)程初探. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 24(3): 538- 543.

[27] 邢鵬, 孔繁翔, 曹煥生, 張民. 太湖浮游細(xì)菌與春末浮游藻類(lèi)群落結(jié)構(gòu)演替的相關(guān)分析. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(5): 1696- 1702.

[28] 張志兵，施心路, 劉桂杰, 楊仙玉,王婭寧, 劉曉江. 杭州西湖浮游藻類(lèi)變化規(guī)律與水質(zhì)的關(guān)系. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2009，29(6): 2980- 2987.

[40] 梁文艷, 王珂, 阮清鴛, 王金麗. TTC- 脫氫酶還原法測(cè)定銅綠微囊藻活性. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 28 (9): 1745- 1750.

Overcompensation and competitive effects ofMicrocystisaeruginosaandScenedesmusobliquusafter low temperature and light stresses

XIE Xiaoling, ZHOU Rong, DENG Zifa*

SchoolofLifeScience,NantongUniversity,Nantong226007,China

Changes of temperature and light significantly influence the growth and activity of phytoplankton. To explore the effects of these two variables on the cyanobacterial blooms, we analyzed the growth ofMicrocystisaeruginosaandScenedesmusobliquus, as well as the competition between the two species, under conditions of low temperature and low light, and under conditions of release from these two stress factors. The results showed that low temperature and low light significantly inhibited the growth of microalgae. Low temperature led to a stronger inhibitory effect onM.aeruginosathan low light did; however, the growth inhibition ofS.obliquuswas more sensitive to low light than to low temperature. After release from low temperature or limiting light, all of the experimental taxa exhibited the overcompensation growth within a limited time and this response varied by species. TwoM.aeruginosastrains showed a greater response to increased temperature than increased light. However, overcompensation ofS.obliquuswas greater in response to increased light than increased temperature. When the species were grown together, results showed that under all culture conditions, the toxicMicrocystisstrains (912) had a competitive advantage overS.obliquus. Although there was no significant difference between the competitive ability of the nontoxicMicrocystisstrain (469) andS.obliquusunder the normal, the former (469) showed a competitive disvantage toS.obliquusunder conditions of release from low light and low temperature. Chlorophyll-a content of all experimental algae overcompensated when released from light limitation. In the temperature experiments, the increase of chlorophyll-a content and algal density were asynchronism for all species, and cryogenic pre-treatment had a negative after-effect on microalgae chlorophyll-a content under release from low temperature. The response of dehydrogenase activity of algae when released from low temperature or low light stress varied with algae species, and the compensating increase of dehydrogenase activity of toxic strains (912) was significantly higher than that of the other two taxa. The results suggested that higher the compensatory growth of toxicMicrocystisas well as its competitive advantage overS.obliquuswhile released from low temperature and light stresses, might be the important mechanisms that result in blue-green algae bloom.

Microcystisaeruginosa;Scenedesmusobliquus; overcompensation; competitive effect; Cyanobacterial bloom

國(guó)家重點(diǎn)研究發(fā)展計(jì)劃(2008CB418201); 江蘇省高?！扒嗨{(lán)工程-中青年學(xué)術(shù)帶頭人”項(xiàng)目；南通大學(xué)“創(chuàng)新人才”項(xiàng)目

2013- 06- 13;

2013- 10- 28

10.5846/stxb201306131698

*通訊作者Corresponding author.E-mail: dengzifa@126.com

謝曉玲, 周蓉, 鄧自發(fā).光、溫限制后銅綠微囊藻和斜生柵藻的超補(bǔ)償生長(zhǎng)與競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng).生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34(5):1224- 1234.

Xie X L, Zhou R, Deng Z F.Overcompensation and competitive effects ofMicrocystisaeruginosaandScenedesmusobliquusafter low temperature and light stresses.Acta Ecologica Sinica,2014,34(5):1224- 1234.