2018, Vol. 39
2. 江西省水利科学研究院, 南昌 330029
2. Jiangxi Provincial Institute of Water Sciences, Nanchang 330029, China
近年来, 由于湖泊富营养化引起的有毒蓝藻“水华”问题越来越严重, 引起了世界各国的广泛关注[1].其中, 由于有毒蓝藻产生的微囊藻毒素(microcystins, MCs)对水环境和人类健康的影响成为关注的焦点和热点[2].
MCs是一类环状七肽肝毒素, 相对分子质量在1 000左右[3], 迄今为止, 已经发现了100余种微囊藻毒素[4].已有研究表明, MCs能诱导肝癌的发生[5], 而流行病学调查结果显示, 我国南方原发性肝癌的高发病率被认为与其饮用水受到MCs的污染有关[6].因此, 为了降低MCs对人类健康危害的风险, 世界卫生组织提出了饮用水中微囊藻毒素MC-LR的安全限量为1 μg·L-1, 同时, 根据这个限量标准, 提出成人的每日允许摄入MCs的安全限量值(以BW计)为0.04 μg·(kg·d)-1[7].
已有研究表明, 不同时间和不同区域的水环境中MCs的质量浓度存在巨大差异, 最大可达5个数量级[1].水环境中MCs产生主要受蓝藻生物量和环境因子共同作用, 但是不同水环境中MCs产生与环境因子和蓝藻生物量之间的关系并不完全一致[1].譬如, 有些研究发现, MCs与温度、营养盐和蓝藻生物量之间存在正相关关系[8, 9], 但是在另外一些研究中却是负相关或者没有明显的相关性[10~12].此外, 不同湖泊具有其独特的水文水环境特征.因此, 水环境中MCs的产生与环境因子之间的关系还需要大量的研究, 识别影响MCs产生的关键控制因子, 为水环境中MCs的防控提供科学依据.
鄱阳湖是我国的第一大淡水湖, 也是仅有的两个通江湖泊之一.近年来, 随着江西省经济的快速发展和周边人类活动的加剧, 鄱阳湖水污染日趋严重, 湖泊已经达到了富营养化的水平[13].而且, 鄱阳湖水体中已经检出了不同质量浓度MCs的污染[9, 14, 15].但是, 关于鄱阳湖MCs的研究比较少, 本研究团队对鄱阳湖夏季MCs的空间分布格局进行了探讨[15], Wu等[9]和隋海霞等[14]对鄱阳湖局部区域夏秋季节的MCs变化情况进行初步的研究, 而关于整个鄱阳湖MCs季节变化的研究还未见报道.鉴于鄱阳湖与太湖、巢湖等封闭湖泊的水动力特点不同, 因此, 开展鄱阳湖MCs时空分布特征及影响因素研究非常必要, 以期为鄱阳湖饮用水源地的选择和探索MCs的产生规律提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究地点鄱阳湖(28°04′~29°46′N, 115°49′~116°46′E)位于江西省北部、长江中下游南岸, 是我国最大的通江湖泊[16].鄱阳湖多年平均水域面积3 900 km2, 但其一年内的水域面积变化较大, 星子站水位在7.12~22.50 m之间波动时, 水域面积也在140~4 500 km2之间变化, 呈现“洪水一片, 枯水一线”的奇特景观[16].鄱阳湖在长江流域中发挥着巨大的调蓄洪水和保护生物多样性等特殊生态功能, 对维系区域和国家生态安全具有重要作用[17].
1.2 主要试剂和仪器 1.2.1 试剂实验用水为Milli-Q超纯水系统处理后的超纯水; 甲醇、甲酸、乙酸铵均为色谱纯, 其它化学试剂为分析纯; 其中色谱纯甲醇购于美国Tedia公司, 甲酸购于上海阿拉丁生化科技股份有限公司, 乙酸铵购于美国的Alfa Aesar化学有限公司; 标准品MC-RR和MC-YR购于中国台湾藻研有限公司, MC-LR购于瑞士的Alexis生物化学公司.
0.45 μm的醋酸纤维滤膜, 采用1:1的盐酸浸泡12 h, 并用Milli-Q超纯水反复清洗至中性, 干燥后密封备用.玻璃纤维GF/C滤膜为Whatman公司产品(孔径：1.2 μm; 布伦特福德, 英国), HLB小柱为Waters公司的产品(Oasis HLB, 3 cc, 60 mg, 30 μm; 马萨诸塞州, 美国).
1.2.2 仪器Milli-Q超纯水系统为Millipore公司产品(MA, 美国), 超声波数字测深仪(蒙德塞, 奥地利), YSI手持式野外水质分析测量仪(科罗拉多州, 美国).超高效液相色谱-三重四极杆质谱/质谱联用仪(UPLC-MS/MS)(型号Agilent 6460)(加利福尼亚州, 美国).电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS; 型号Perkinelmer Sciex Elan 9000，马萨诸塞州, 美国)
1.3 样品采集根据鄱阳湖面积、地形地貌以及水体水质的变化规律等, 在鄱阳湖一共设置了34个采样点(图 1).采样时间为2012年的4月、8月、10月和2013年1月.根据鄱阳湖不同季节水位的变动情况, 夏季(2012年8月)在设定的34个采样点进行样品的采集, 而其它3次采样均在其中的15个采样点(1~8、10~12、17、19、20、34)采集.用5 L玻璃采水器采集表层(离表面0.5 m)和底层(离湖底0.5 m)的水样, 混合后取500 mL用于测定微囊藻毒素, 另取1 L水样用于测定叶绿素a(Chl-a)、营养盐、重金属和高锰酸盐指数.取1 L混合水样, 现场加入约为水样1%的鲁哥试剂进行固定, 用于浮游植物的分析鉴定.
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图 1 鄱阳湖采样点示意 Fig. 1 Location of sampling sites in Poyang Lake |
现场采用超声波数字测深仪测定采样点水深, 采用YSI水质分析测量仪测定水温、电导率和pH, 塞式透明度盘测定水体透明度.叶绿素a (Chl-a)采用热乙醇法进行测定[18], 高锰酸盐指数、总氮(TN)、总磷(TP)、磷酸盐(PO43--P)、亚硝酸盐(NO2--N)、硝酸盐(NO3--N)和铵盐(NH4+-N)按照美国公共卫生协会的标准方法进行测定[19].
1.5 金属分析重金属样品的前处理参照张大文等[20]的方法：取100 mL水样过用硝酸处理后的醋酸纤维滤膜, 收集滤液用于测定水体中溶解性的Ca、Mg、Fe、Cu和Zn.滤液装入50 mL的塑料方瓶中, 加入浓硝酸固定至pH值小于2, 密封后避光保存, 带回实验室后放入4℃的冰箱中保存.水中溶解性Ca、Mg、Fe、Cu和Zn采用ICP-MS进行测定.
1.6 浮游植物的分析鉴定现场鲁哥试剂固定后的样品带回实验室后, 通过静置沉淀48 h后去除上清液, 浓缩至30 mL后滴加福尔马林保存, 显微镜镜检, 对其中的浮游植物进行定性和定量分析.
1.7 水柱中微囊藻毒素的前处理与测定MCs的前处理和分析测定方法参照Zhang等[15]的方法进行：量取500 mL混合水样经GF/C滤膜过滤, 收集滤液和滤膜分别用于胞外MCs(extracellular MCs, EMCs为胞外的MC-RR、MC-YR和MC-LR质量浓度的总和)和胞内MCs(intracellular MCs, IMCs为胞内的MC-RR、MC-YR和MC-LR质量浓度的总和)的测定.滤液带回实验室之后, 采用HLB柱富集其中的MCs. HLB使用前先用10 mL甲醇和10 mL水进行预处理, 富集完成后采用10 mL 20%的甲醇淋洗, 最后用10 mL甲醇将富集柱上的MCs洗脱, 收集后氮气吹干待测.滤膜带回实验室后放入-20℃的冰箱中冷冻48 h以上, 采用冷冻干燥机冻干, 干燥后的滤膜放入锥形瓶中, 加入15 mL 75%的甲醇, 放在摇床上振荡3 h(220 r·min-1), 用18 000 r·min-1的超速离心机在4℃下离心10 min, 取出上清液, 按照上述的步骤再重复两次, 合并3次的上清液, 用去离子水按照1:5(提取液:去离子水)的比例稀释后, 按照滤液的处理方法富集滤膜中的MCs.
氮吹后的样品用1 mL流动相定容后, 采用Agilent超高效液相色谱-串联质谱仪进行定量分析.液相色谱和质谱的条件参照Zhang等[15]的方法进行.
1.8 质量控制与数据分析以过GF/C滤膜后的去离子水作为流程空白对照, 在500 mL的空白水样中添加5 ng的MC-RR、MC-YR和MC-LR标准品, 按照样品的处理过程和仪器分析条件进行回收率检测.
本文采用SPSS 13.0对数据进行统计分析, 采用Surfer 8.0和Origin 8.0制图.
2 结果与讨论 2.1 微囊藻毒素回收率水样MC-RR、MC-YR和MC-LR加标回收率分别为75.88%、89.65%和94.28%(n=3), 相对标准偏差分别为6.33%、5.67%和6.10%.
2.2 水体理化和生物因子研究期间鄱阳湖各种理化和生物指标如表 1所示.鄱阳湖水体理化指标(pH、透明度、水温、电导率、高锰酸盐指数、TN、TP、PO43--P、NO2--N、NO3--N和NH4+-N)均值分别为8.32、0.53 m、21.55℃、126.63 μS·cm-1、2.61 mg·L-1、1.30 mg·L-1、0.08 mg·L-1、0.03 mg·L-1、0.02 mg·L-1、0.69 mg·L-1和0.24 mg·L-1, 其值范围分别为7.45~8.99、0.10~1.80 m、3.37~31.67℃、74.00~242.10 μS·cm-1、1.43~6.06 mg·L-1、0.48~3.02 mg·L-1、0.02~0.48 mg·L-1、0.01~0.08 mg·L-1、0.0~0.14 mg·L-1、0.22~1.28 mg·L-1和0.00~2.15 mg·L-1.研究期间生物学指标Chl-a、微囊藻生物量、鱼腥藻生物量、颤藻生物量和蓝藻生物量的均值分别是6.31 μg·L-1、0.79 mg·L-1、0.55 mg·L-1、0.35 mg·L-1和1.85 mg·L-1, 其值范围分别是0.69~20.89 μg·L-1、0.00~4.40 mg·L-1、0.00~3.51 mg·L-1、0.00~3.57 mg·L-1和0.00~6.53 mg·L-1.研究期间Ca、Cu、Fe、Mg和Zn离子均值分别为9.30 mg·L-1、2.17 μg·L-1、141.33 μg·L-1、1.72 mg·L-1和22.56 μg·L-1, 其值范围分别为2.57~29.18 mg·L-1、0.38~4.89 μg·L-1、34.19~294.13 μg·L-1、0.55~4.47 mg·L-1和1.14~77.99μg·L-1.
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表 1 研究期间鄱阳湖各种理化和生物指标 Table 1 Physico-chemical and biological parameters in Poyang Lake during the study period |
2.3 鄱阳湖微囊藻毒素的组成及污染水平
迄今为止, 已经发现了100余种微囊藻毒素[4], 其中, MC-RR、MC-YR和MC-LR是自然水体中最常见的3种[21].已有的研究表明, 天然水体中MCs的种类及组成比例与蓝藻的种类及群落结构有关, 同时不同地域水体中MCs的种类组成也存在差异[10].在本研究中, 无论是胞内还是胞外毒素, MC-RR所占比例均最高(IMC-RR占75.04%, EMC-RR占71.34%), 其次是MC-LR(IMC-LR占21.95%, EMC-LR占24.97%), MC-YR所占比例最低(IMC-YR和EMC-YR分别为3.01%和3.69%)(图 2), 这与我国的洋河水库[8]、南非的Hartbeesporrt Dam水库[22]、太湖[23]、Oneida湖泊[24]和官厅水库[25]的研究结果一致, 但与南非的Swartspruit河流[26]、巢湖[12]和Mozambican湖[27]中的结果存在差异, 在这些水体中, MC-LR是最主要的毒素种类.
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图 2 鄱阳湖水体中不同类型微囊藻毒素的组成 Fig. 2 Percentage that each variant contributed to the total microcystins concentration in water column of Poyang Lake |
鄱阳湖水柱中MCs的质量浓度水平见表 2.从中可知, 鄱阳湖4个季度IMCs的均值为235.21 ng·L-1, EMCs的均值为103.53 ng·L-1, 其质量浓度范围分别为0.00~2 298.08 ng·L-1和0.00~1 219.77 ng·L-1, 而水柱中微囊藻毒素总量(IMCs+EMCs; TMCs)均值为337.43 ng·L-1, 范围为0.49~3 517.85 ng·L-1.与国内外其它水体中微囊藻毒素污染水平相比, 鄱阳湖微囊藻毒素的污染处于较低的水平.鄱阳湖微囊藻毒素的污染水平高于北极的18个湖泊(5~400 ng·L-1)和北美洲的Erie湖泊(ND~1 900 ng·L-1), 但低于美国内布拉斯加州湖泊群(ND~44 500 ng·L-1)、阿根廷的Los Padres湖泊(220~14 960 ng·L-1)、巢湖(280~8 860 ng·L-1)、土耳其的Egirdir湖(2 900~13 500 ng·L-1)[21]和太湖(147~30 992 ng·L-1)[23].
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表 2 鄱阳湖水柱中微囊藻毒素水平1)/ng·L-1 Table 2 Microcystins levels in water column of Poyang Lake/ng·L-1 |
为了降低MCs对人类健康的潜在威胁, 世界卫生组织(WHO)提出饮用水中MC-LR的安全限量为1 μg·L-1[7].在本研究中, 根据已有研究中关于小鼠中MC-RR、MC-YR和MC-LR的半致死剂量[28], 将MC-RR和MC-YR的质量浓度转换为等量的MC-LR(MC-LReq).在所有分析的79个水样品中, 有2个水样品中TMC-LReq质量浓度超过WHO规定的安全限量值, 所占比例为2.53%.
2.4 微囊藻毒素与生物和环境理化因子之间的关系已有的研究表明, 自然水体中潜在产生MCs的蓝藻种类有微囊藻、颤藻、鱼腥藻、项圈藻等[6].在本研究中, 研究小组在鄱阳湖发现了微囊藻、颤藻和鱼腥藻这3种潜在的产毒蓝藻, 且IMCs和EMCs与微囊藻生物量(IMCs为r=0.47, P＜0.01; EMCs为r=0.35, P＜0.01)、蓝藻生物量(IMCs为r=0.56, P＜0.01; EMCs为r=0.46, P＜0.01)、颤藻生物量(IMCs为r=0.68, P＜0.01; EMCs为r=0.64, P＜0.01)和Chl-a(IMCs为r=0.28, P＜0.01; EMCs为r=0.23, P＜0.01)之间具有显著的正相关关系, 但与鱼腥藻生物量之间没有明显的相关关系(P>0.05)，见表 3, 这说明微囊藻和颤藻是鄱阳湖MCs的主要产毒藻类, 而鱼腥藻对鄱阳湖MCs的贡献较少, 这可能是由于鄱阳湖鱼腥藻主要以无毒的藻种为主.
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表 3 鄱阳湖微囊藻毒素与生物因子之间相关关系1)(n=79) Table 3 Correlation analysis between MCs concentrations and biological parameters in Poyang Lake(n=79) |
众所周知, 微囊藻毒素的产量受一系列环境理化因子的共同作用, 譬如, 营养盐、水文因子(水流、扰动等)、水温、电导率、pH等[1, 29].在本研究中, 微囊藻毒素与各种环境理化指标之间的相关关系分析如表 4所示, IMCs和EMCs均与水温(IMCs为r=0.51, P＜0.01; EMCs为r=0.48, P＜0.01)和透明度(IMCs为r=0.69, P＜0.01; EMCs为r=0.62, P＜0.01)之间呈现显著的正相关关系, 与TN(IMCs为r=-0.44, P＜0.01; EMCs为r=-0.35, P＜0.01)、TP(IMCs为r=-0.29, P＜0.01; EMCs为r=-0.29, P＜0.01)、NO2--N(IMCs为r=-0.28, P＜0.05; EMCs为r=-0.22, P＜0.05)、NH4+-N(IMCs为r=-0.33, P＜0.05; EMCs为r=-0.29, P＜0.05)呈现显著的负相关关系, 但与pH、PO43--P、NO3--N、电导率、高锰酸盐指数之间没有显著的相关关系(P>0.05).上述结果表明, 光照强度(透明度反映)、氮、磷、水温是控制鄱阳湖微囊藻毒素产生的重要因子, 这与滇池[30]、洋河水库[8]和太湖[31]的研究结果一致.这些研究中均发现氮、磷和水温对微囊藻毒素的产生起着非常重要的作用.而本研究中鄱阳湖微囊藻毒素与氮和磷的负相关关系可能是由于产毒蓝藻生长和产毒消耗[1]所致, 因为鄱阳湖丰水期水量远远大于枯水期(2012年8月鄱阳湖星子站平均水位是18.36 m, 而1月的平均水位是8.93 m，数据来源于中国科学院鄱阳湖湖泊湿地观测研究站).
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表 4 鄱阳湖微囊藻毒素与环境理化之间相关关系(n=79) Table 4 Correlation analysis between MCs concentrations and physicochemical parameters in Poyang Lake(n=79) |
微量元素Ca、Fe、Mg、Cu、Zn是藻类生长和代谢所必需的微量元素[1, 32], 且已有的研究证实, 这几种微量元素也能影响微囊藻毒素的产生[1, 33, 34].在本研究中, IMCs和EMCs均与Fe(IMCs为r=0.43, P＜0.01; EMCs为r=0.47, P＜0.01)和Zn(IMCs为r=0.43, P＜0.01; EMCs为r=0.50, P＜0.01)之间存在显著的正相关关系(表 5), 与Ca(IMCs为r=-0.34, P＜0.01; EMCs为r=-0.25, P＜0.01)和Mg(IMCs为r=-0.35, P＜0.05; EMCs为r=-0.32, P＜0.05)之间存在显著的负相关关系, 但与Cu之间无显著的相关关系(P>0.05), 这表明金属离子Ca、Mg、Fe、Zn在一定程度上能影响微囊藻毒素的产生.微囊藻毒素与Ca和Mg离子之间的负相关关系可能是由微囊藻毒素合成中的消耗以及夏季大量地表径流的稀释所致, 这与Graham等[34]在Missouri水库的结果一致, 他们在研究中发现, Missouri水库中微囊藻毒素与Ca和Mg离子之间呈现显著的负相关关系.同时, 室内研究结果显示, 微囊藻密度随钙、镁离子质量浓度的增加而增加[32].此外, 已有的研究表明, Fe可以促进微囊藻毒素的合成, 而Cu和Zn主要通过影响产毒藻类的生长繁殖从而间接影响微囊藻毒素的产生[1, 33, 35].
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表 5 鄱阳湖微囊藻毒素与金属离子之间相关关系(n=79) Table 5 Correlation analysis between MCs concentrations and metal elements concentrations in Poyang Lake(n=79) |
2.5 鄱阳湖微囊藻毒素时空分布
总体而言, 水华中有毒蓝藻比例和生物量的变动是导致MCs在时间和空间上产生变化的主要原因[36], 而且, MCs在时间和空间上的变化非常巨大, 可以相差数个数量级[34, 37].在本研究中, 鄱阳湖胞内和胞外毒素呈现相似的季节变化规律, 即夏季最高(IMCs为531.87 ng·L-1, EMCs为232.44 ng·L-1), 其次为秋季(IMCs为31.97 ng·L-1, EMCs为6.49 ng·L-1), 冬季(IMCs为0.69 ng·L-1, EMCs为4.14 ng·L-1)和春季(IMCs为0.55 ng·L-1, EMCs为0.88 ng·L-1)较低(图 3), 这与鄱阳湖主要的产毒蓝藻(微囊藻和颤藻)的季节变化是一致(图 4).鄱阳湖微囊藻和颤藻的峰值均出现在夏季(微囊藻为1.55mg·L-1, 颤藻为0.67 mg·L-1), 其次为秋季(微囊藻为0.54mg·L-1, 颤藻为0.23 mg·L-1), 冬季(微囊藻为0.08 mg·L-1, 颤藻为0.13 mg·L-1)和春季(微囊藻为0.10 mg·L-1, 颤藻为0.00 mg·L-1)较低.与太湖[31]和巢湖[12]相比, 鄱阳湖MCs的季节变化尤为明显, 其水位的剧烈变动(采样期间的1月鄱阳湖星子站水位平均值为8.94 m、4月12.42 m、8月18.36 m、10月12.73 m)和水交换频繁是其主要原因.
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图 3 鄱阳湖胞内与胞外微囊藻毒素季节变化特征 Fig. 3 Seasonal variations of intracellular and extracellular MCs in Poyang Lake |
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图 4 鄱阳湖微囊藻和颤藻生物量的季节变化特征 Fig. 4 Seasonal variations of Microcystis and Oscillatoria biomass in Poyang Lake |
本文以鄱阳湖丰水期MCs为对象探索其空间分布规律.研究结果显示, 鄱阳湖夏季IMCs和EMCs的最大值分别为2 298.08 ng·L-1和1 219.77 ng·L-1, 均出现在8号点(蚌湖进入鄱阳湖的入口); 最小值分别为92.53 ng·L-1和38.80 ng·L-1, 分别位于21号点(南矶乡和莲湖乡之间)和19号点(主航道). IMCs和EMCs的最大值和最小值分别相差了25和34倍, 这说明鄱阳湖微囊藻毒素具有明显的空间分布.鄱阳湖微囊藻毒素的空间分布特征如图 5所示.鄱阳湖IMCs的空间分布整体上呈现东部湖汊群、松门山周围以及蚌湖和蚌湖口较高, 其它区域较低的趋势, 这是由鄱阳湖水文水动力特点和营养盐的分布共同作用的结果.鄱阳湖水流由南向北流动, 其主要入湖河流均分布湖泊的西南部, 水流进入之后向东北部和北部流动, 从而致使东部湖汊群的水流较缓, 此外, 东部湖汊群是鄱阳湖水产的重要养殖区, 污染相对较严重[38].鄱阳湖水流和高营养水平共同导致了东部湖汊群高水平的MCs.松门山周边水域MCs质量浓度较高可能是由鄱阳湖水体流动和鄱阳湖的地形特点共同导致的, 因为鄱阳湖南部的水流均需要经过松门山和都昌县之间的一条狭长水道, 最终注入长江.南部区域形成的蓝藻通过该水道的时候, 由于松门山的阻挡作用而在其周边聚集, 从而形成了MCs这一高污染区域.蚌湖是位于鄱阳湖中西部的一个小湖汊, 仅有一个小口与鄱阳湖相连, 因此, 蚌湖相对封闭, 水体流动相对缓慢, 在夏季容易形成蓝藻水华, 致使该湖泊及与鄱阳湖相连的区域MCs质量浓度较高.
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图 5 鄱阳湖夏季胞内和胞外微囊藻毒素空间分布特征 Fig. 5 Spatial distributions of intracellular and extracellular MCs of Poyang Lake in summer |
鄱阳湖EMCs的空间分布格局与IMCs之间存在一些差异, 其空间分布呈现松门山周围和蚌湖及附近区域较高, 其它区域较低的趋势(图 5), 这可能是由鄱阳湖退水和EMCs的产生特点共同导致的.众所周知, 微囊藻毒素是胞内毒素, EMCs是由有毒蓝藻细胞死亡破裂之后释放进入水体形成.同时, 8月的取样期间正处于鄱阳湖的退水时期.本研究采样时间为2012年8月14~18日, 而鄱阳湖从2012年8月13日后处于持续退水时期. 8月13日鄱阳湖星子站水位为19.44 m, 到此次采样结束的8月18日, 该点水位降低至18.54 m.
3 结论(1) 鄱阳湖微囊藻毒素的污染整体上处于较低的水平, 但是局部区域污染严重, 超过了WHO规定的饮用水安全限量标准.
(2) 微囊藻和颤藻是鄱阳湖微囊藻毒素的主要产毒种类.
(3) 鄱阳湖微囊藻毒素具有明显的季节变化, 呈现夏季最高, 秋季次之, 冬季和春季较低的趋势.
(4) 鄱阳湖IMCs的空间分布在整体上呈现东部湖汊群、松门山周围以及蚌湖和蚌湖口较高, 其它区域较低的趋势, 而EMCs呈现松门山周围和蚌湖及附近区域较高, 其它区域较低的趋势.
(5) 鄱阳湖IMCs与微囊藻生物量、颤藻生物量、蓝藻生物量、Chl-a、水温、透明度、Fe和Zn之间均具有显著的正相关关系, 与TN、TP、NO2--N、NH4+-N、Ca和Mg均呈现显著的负相关关系, 这说明微囊藻和颤藻是鄱阳湖微囊藻毒素的主要产毒藻类, 而光照强度(透明度反映)、氮、磷、水温是控制鄱阳湖微囊藻毒素产生的重要因子, 金属离子Ca、Mg、Fe、Zn在一定程度上能影响微囊藻毒素的产生.
致谢: 感谢中国科学院鄱阳湖湖泊湿地综合研究站提供鄱阳湖水位数据以及在样品采集、处理、分析给予的大力支持和帮助.| [1] | Dai R H, Wang P F, Jia P L, et al. A review on factors affecting microcystins production by algae in aquatic environments[J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2016, 32(3): 51. DOI:10.1007/s11274-015-2003-2 |
| [2] | Brookes J D, Carey C C. Resilience to blooms[J]. Science, 2011, 334(6052): 46-47. DOI:10.1126/science.1207349 |
| [3] |
谢平. 水生动物体内的微囊藻毒素及其对人类健康的潜在威胁[M]. 北京: 科学出版社, 2006. Xie P. Microcystins in aquatic animals with potential risk to human health[M]. Beijing: Science Press, 2006. |
| [4] | Bouhaddada R, Nélieu S, Nasri H, et al. High diversity of microcystins in a Microcystis bloom from an algerian lake[J]. Environmental Pollution, 2016, 216: 836-844. DOI:10.1016/j.envpol.2016.06.055 |
| [5] | Fujiki H, Suganuma M. Tumor promoters-microcystin-LR, nodularin and TNF-α and human cancer development[J]. Anti-Cancer Agents in Medicinal Chemistry, 2011, 11(1): 4-18. DOI:10.2174/187152011794941163 |
| [6] |
谢平. 微囊藻毒素对人类健康影响相关研究的回顾[J]. 湖泊科学, 2009, 21(5): 603-613. Xie P. A review on the studies related to the effects of microcystins on human health[J]. Journal of Lake Sciences, 2009, 21(5): 603-613. |
| [7] | Falconer I, Bartram J, Chorus I, et al. Safe levels and safe practice[A]. In:Chorus I, Bartram J (Eds.). Toxic Cyanobacteria in Water:A Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management[C]. London:Spon Press, 1999. 155-178. |
| [8] |
王敏, 刘祥, 陈求稳, 等. 洋河水库微囊藻毒素及产毒株种群丰度的时空分布特征[J]. 环境科学学报, 2017, 37(4): 1307-1315. Wang M, Liu X, Chen Q W, et al. Spatio-temporal distribution of microcystins and microcystin-producing cells in the Yanghe Reservoir[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(4): 1307-1315. |
| [9] | Wu S K, Xie P, Liang G D, et al. Relationships between microcystins and environmental parameters in 30 subtropical shallow lakes along the Yangtze River, China[J]. Freshwater Biology, 2006, 51(12): 2309-2319. DOI:10.1111/fwb.2006.51.issue-12 |
| [10] | Jurczak T, Tarczyñska M, Karlsson K, et al. Characterization and diversity of cyano-bacterial hepatotoxins (microcystins) in blooms from polish freshwaters identified by liquid chromatography-electrospray ionisation mass spectrometry[J]. Chromatographia, 2004, 59(9-10): 571-578. |
| [11] | Duong T T, Le T P Q, Dao T S, et al. Seasonal variation of cyanobacteria and microcystins in the Nui Coc Reservoir, Northern Vietnam[J]. Journal of Applied Phycology, 2013, 25(4): 1065-1075. DOI:10.1007/s10811-012-9919-9 |
| [12] | Yang H, Xie P, Xu J, et al. Seasonal variation of microcystin concentration in Lake Chaohu, a shallow subtropical lake in the People's Republic of China[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2006, 77(3): 367-374. DOI:10.1007/s00128-006-1075-y |
| [13] | Liao M N, Yu G, Guo Y. Eutrophication in Poyang Lake (Eastern China) over the last 300 years in response to changes in climate and Lake Biomass[J]. PLoS One, 2017, 12(1): e0169319. DOI:10.1371/journal.pone.0169319 |
| [14] |
隋海霞, 徐海滨, 严卫星, 等. 淀山湖及鄱阳湖水体中微囊藻毒素的污染[J]. 环境与健康杂志, 2007, 24(3): 136-138. Sui H X, Xu H B, Yan W X, et al. Pollution status of microcystin in Dianshan Lake and Poyang Lake in China[J]. Journal of Environment and Health, 2007, 24(3): 136-138. |
| [15] | Zhang D W, Liao Q G, Zhang L, et al. Occurrence and spatial distributions of microcystins in Poyang Lake, the largest freshwater lake in China[J]. Ecotoxicology, 2015, 24(1): 19-28. DOI:10.1007/s10646-014-1349-9 |
| [16] |
许继军, 陈进. 鄱阳湖口生态水利工程方案探讨[J]. 人民长江, 2009, 40(3): 17-19, 24. Xu J J, Chen J. Discussion on the scheme of eco-hydraulic project on the estuary of Poyang Lake[J]. Yangtze River, 2009, 40(3): 17-19, 24. |
| [17] |
李芬, 甄霖, 黄河清, 等. 土地利用功能变化与利益相关者受偿意愿及经济补偿研究[J]. 资源科学, 2009, 31(4): 580-589. Li F, Zhen L, Huang H Q, et al. Impacts of land use functional change on WTA and economic compensation for core stakeholders[J]. Resources Science, 2009, 31(4): 580-589. |
| [18] |
陈宇炜, 高锡云. 浮游植物叶绿素a含量测定方法的比较测定[J]. 湖泊科学, 2000, 12(2): 185-188. Chen Y W, Gao X Y. Comparison of two methods for phytoplankton chlorophyll-a concentration measurement[J]. Journal of Lake Sciences, 2000, 12(2): 185-188. DOI:10.18307/2000.0215 |
| [19] | American Public Health Association (APHA). Standard methods for the examination of water and wastewater, (20th ed.)[M]. Washington: American Public Health Association,, 1998. |
| [20] |
张大文, 张莉, 何俊海, 等. 鄱阳湖溶解态重金属空间分布格局及风险评估[J]. 生态学报, 2015, 35(24): 8028-8035. Zhang D W, Zhang L, He J H, et al. Spatial distributions and risk assessment of dissolved heavy metals in Poyang Lake[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(24): 8028-8035. |
| [21] | Buratti F M, Manganelli M, Vichi S, et al. Cyanotoxins:producing organisms, occurrence, toxicity, mechanism of action and human health toxicological risk evaluation[J]. Archives of Toxicology, 2017, 91(3): 1049-1130. DOI:10.1007/s00204-016-1913-6 |
| [22] | Mbukwa E A, Msagati T A M, Mamba B B. Quantitative variations of intracellular microcystin-LR, -RR and -YR in samples collected from four locations in Hartbeespoort Dam in North West Province (South Africa) during the 2010/2011 summer season[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2012, 9(10): 3484-3505. |
| [23] | Wang X Y, Sun M J, Wang J M, et al. Microcystis genotype succession and related environmental factors in Lake Taihu during cyanobacterial blooms[J]. Microbial Ecology, 2012, 64(4): 986-999. DOI:10.1007/s00248-012-0083-1 |
| [24] | Hotto A M, Satchwell M F, Berry D L, et al. Spatial and temporal diversity of microcystins and microcystin-producing genotypes in Oneida Lake, NY[J]. Harmful Algae, 2008, 7(5): 671-681. DOI:10.1016/j.hal.2008.02.001 |
| [25] | Dai R H, Liu H J, Qu J H, et al. Cyanobacteria and their toxins in Guanting Reservoir of Beijing, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 153(1-2): 470-477. DOI:10.1016/j.jhazmat.2007.08.078 |
| [26] | Eguzozie K, Mavumengwana V, Nkosi D, et al. Bioaccumulation and quantitative variations of Microcystins in the Swartspruit River, South Africa[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2016, 71(2): 286-296. DOI:10.1007/s00244-016-0269-5 |
| [27] | Pedro O, Correia D, Lie E, et al. Polymerase chain reaction (PCR) detection of the predominant microcystin-producing genotype of cyanobacteria in Mozambican lakes[J]. African Journal of Biotechnology, 2011, 10(83): 19299-19308. |
| [28] | Gupta N, Pant S C, Vijayaraghavan R, et al. Comparative toxicity evaluation of cyanobacterial cyclic peptide toxin microcystin variants (LR, RR, YR) in mice[J]. Toxicology, 2003, 188(2-3): 285-296. DOI:10.1016/S0300-483X(03)00112-4 |
| [29] |
魏代春, 苏婧, 王骥, 等. 微囊藻毒素分布及与理化因子关系的研究进展[J]. 环境科学与技术, 2013, 36(S2): 127-132, 156. Wei D C, Su J, Wang J, et al. The research on the distribution of microcystin and its relationship with physicochemical factors[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 36(S2): 127-132, 156. |
| [30] |
潘晓洁, 常锋毅, 沈银武, 等. 滇池水体中微囊藻毒素含量变化与环境因子的相关性研究[J]. 湖泊科学, 2006, 18(6): 572-578. Pan X J, Chang F Y, Shen Y W, et al. The correlation between the variation of microcystin content and environment factors in Dianchi Lake[J]. Journal of Lake Sciences, 2006, 18(6): 572-578. DOI:10.18307/2006.0603 |
| [31] |
王靖国, 邹华, 张强, 等. 太湖微囊藻毒素的时空分布特征[J]. 环境科学研究, 2014, 27(7): 696-703. Wang J G, Zou H, Zhang Q, et al. Spatial and temporal distribution of microcystin in Taihu Lake[J]. Research of Environmental Sciences, 2014, 27(7): 696-703. |
| [32] |
李林, 朱伟, 罗永刚. 钙、镁离子在水流作用下对铜绿微囊藻生长的影响[J]. 环境科学与技术, 2012, 35(5): 9-13. Li L, Zhu W, Luo Y G. Effects of calcium/magnesium ions on growth of Microcystis aeruginosa under water flow[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 35(5): 9-13. |
| [33] | Boopathi T, Ki J S. Impact of environmental factors on the regulation of cyanotoxin production[J]. Toxins, 2014, 6(7): 1951-1978. DOI:10.3390/toxins6071951 |
| [34] | Graham J L, Jones J R, Jones S B, et al. Spatial and temporal dynamics of microcystin in a Missouri reservoir[J]. Lake and Reservoir Management, 2006, 22(1): 59-68. DOI:10.1080/07438140609353884 |
| [35] |
李威, 杨健, 刘洪波, 等. 微量元素对水华发生、发展的影响[J]. 淡水渔业, 2008, 38(5): 74-79. Li W, Yang J, Liu H B, et al. Effects of trace elements on the occurrence and development of water-blooms[J]. Freshwater Fisheries, 2008, 38(5): 74-79. |
| [36] | Chorus I. Cyanotoxins-occurrence, causes, consequences[M]. Berlin: Springer, 2001. |
| [37] | Welker M, Von Döhren H, Täuscher H, et al. Toxic Microcystis in shallow lake Müggelsee (Germany)-dynamics, distribution, diversity[J]. Archiv für Hydrobiologie, 2003, 157(2): 227-248. DOI:10.1127/0003-9136/2003/0157-0227 |
| [38] |
郭春晶, 周文斌. 鄱阳湖周边几种养殖水体的富营化现状及对水环境影响[J]. 南昌大学学报(理科版), 2012, 36(4): 380-384. Guo C J, Zhou W B. Eutrophic status in the aquaculture water around Poyang Lake and its effects on the water environment[J]. Journal of Nanchang University (Natural Science), 2012, 36(4): 380-384. |