海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻Cladocopium goreaui營養(yǎng)同化和能量分配的影響

唐 佳, 蔡文啟, 閆智聰, 趙建民, 周 智

海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻營養(yǎng)同化和能量分配的影響

唐 佳1, 3, 蔡文啟2, 閆智聰2, 趙建民1, 周 智2

(1. 中國科學院煙臺海岸帶研究所 牟平海岸帶環(huán)境綜合試驗站, 山東 煙臺 264003; 2. 海南大學海洋學院, 海南 ?？?570228; 3. 中國科學院大學, 北京 100049)

近年來, 全球氣候變化和人類活動導致的環(huán)境脅迫加劇了珊瑚礁白化事件的發(fā)生; 其中, 海水酸化和Cu2+污染已成為部分礁區(qū)面臨的主要脅迫因子。本研究設(shè)置2個pH水平(pH 8.1和pH 7.6)和2個Cu2+水平(4.25 μg·L–1和16.47 μg·L–1)的暴露實驗, 以探討海水酸化和Cu2+污染短期暴露對蟲黃藻營養(yǎng)同化、能量消耗和能量分配的影響。結(jié)果發(fā)現(xiàn), 短期海水酸化暴露能夠增加蟲黃藻的營養(yǎng)同化(糖類和蛋白質(zhì)含量增加), 同時顯著減少了蟲黃藻的能量消耗, 進而增加了蟲黃藻細胞內(nèi)的能量分配比例; 然而, 單獨Cu2+暴露顯著增加了蟲黃藻的能量消耗, 進而降低了蟲黃藻細胞內(nèi)的能量分配比例; 此外, 與單獨Cu2+暴露相比, 海水酸化和Cu2+復合暴露促進了蟲黃藻的營養(yǎng)同化和能量分配。綜上, 本研究表明, 礁區(qū)海水酸化和Cu2+污染能夠?qū)οx黃藻的營養(yǎng)代謝和能量分配帶來負面影響, 長期持續(xù)暴露可能會對其生長和繁殖構(gòu)成潛在威脅。

蟲黃藻; 海水酸化; 銅污染; 營養(yǎng)同化; 能量分配

蟲黃藻是一類黃褐色的單細胞甲藻, 主要分布于亞熱帶和熱帶海域, 是珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)中最主要的初級生產(chǎn)者[1]。按照染色體數(shù)目、營養(yǎng)期和移動期細胞大小以及葉綠體的大小、數(shù)目和排列等方面的差異, 研究人員將蟲黃藻劃分為9個系群(Clade A-I)[2], 目前這些系群被正式定為屬[3]。蟲黃藻可在珊瑚礁區(qū)營浮游生活, 也可與造礁石珊瑚、海葵和硨磲等礁棲生物營共生生活。其中, 與造礁石珊瑚共生的蟲黃藻主要來自(Clade A)、(Clade B)、(Clade C)、(Clade D)和(Clade F)5個屬[3]。在造礁石珊瑚與蟲黃藻形成的共生聯(lián)合體中, 共生蟲黃藻可為造礁石珊瑚輸送光合作用衍生物(糖類、脂質(zhì)和氨基酸), 該過程可滿足珊瑚宿主95%以上的能量需求[4-5]。作為交換, 造礁石珊瑚也可為共生蟲黃藻提供二氧化碳(CO2)和其他無機氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)[6-7]。此外, 在造礁石珊瑚成礁過程中, 蟲黃藻具有促進其鈣化的重要作用[1]。

近年來, 造礁石珊瑚的生存面臨著全球氣候變化和人類活動的雙重脅迫, 導致全球范圍內(nèi)33%～ 50%的珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)瀕臨退化[8]。根據(jù)聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會(IPCC)的預(yù)測, 2100年海水pH預(yù)計將下降至7.6左右[9]。研究發(fā)現(xiàn), 許多珊瑚礁區(qū)海水pH在短時間內(nèi)可發(fā)生較大幅度的變化, 從而影響到局部海域的文石飽和度; 例如, 大堡礁南部的伊麗特女士島海域, 其文石飽和度變化范圍為1.1～6.5, 文石飽和度的下降將嚴重影響到礁區(qū)生物的鈣化過程[10]。此外, 調(diào)查表明, 部分珊瑚礁礁區(qū)Cu2+濃度已嚴重超過了我國《海水水質(zhì)標準(GB 3097-1997)》中第Ⅰ類海水水質(zhì)標準的閾值(5 μg·L–1)[11]; 諸如香港東部海水中Cu2+平均濃度達到21.4 μg·L–1[12], 百慕大珊瑚礁區(qū)附近的Cu2+濃度亦可達18.4 μg·L–1[13]。盡管銅是生物所必須的元素, 但高濃度Cu2+會對生物體產(chǎn)生毒性[14]。由此可見, 部分珊瑚礁區(qū)同時面臨著海水酸化和Cu2+污染的雙重威脅。

目前, 較少的研究關(guān)注蟲黃藻對海水酸化和Cu2+暴露的生理響應(yīng)。已有研究表明, 海水酸化能夠影響蟲黃藻的生長[15]、多樣性[16]、光合作用[15, 17-19]、脂肪酸含量[17]和代謝物組成[20]。Cu2+暴露也可以對蟲黃藻的生長和光合作用產(chǎn)生負面影響[21-22]。最新的研究表明, 珊瑚能量獲取能力的受限能夠改變共生體的營養(yǎng)循環(huán)過程, 從而導致珊瑚和蟲黃藻間共生關(guān)系的破裂[23], 提示營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)和能量分配對于蟲黃藻生長和繁殖的重要性。然而, 目前關(guān)注海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻營養(yǎng)同化和細胞內(nèi)能量分配的研究尚不多見。

蟲黃藻屬于Clade C, 該屬蟲黃藻廣泛分布于太平洋的熱帶和亞熱帶淺海海域[24], 也是我國南海造礁石珊瑚中共生蟲黃藻的主要屬[25-26]。本研究以蟲黃藻為研究對象, 開展了為期7 d的海水酸化和Cu2+暴露實驗, 以評估酸化和Cu2+單獨與復合暴露對蟲黃藻碳氮穩(wěn)定同位素含量、能量儲備物質(zhì)含量、能量消耗和細胞內(nèi)能量分配的影響, 研究結(jié)果有助于理解環(huán)境變化對蟲黃藻的脅迫機制, 同時也可為珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)的保護和恢復提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗藻種和暴露實驗

實驗所用蟲黃藻()由廈門大學海洋與地球?qū)W院的林森杰教授課題組提供。蟲黃藻培養(yǎng)于L1培養(yǎng)基中[27], 培養(yǎng)光強為110±10 μE/(m2·s), 溫度為26±0.5℃, 光周期為12L∶12D。

本研究共設(shè)置2個pH水平(pH 8.1和pH 7.6)和2個Cu2+水平(4.25 μg·L–1和16.47 μg·L–1)。其中, pH 8.1代表目前采樣海域的實際pH值, pH 7.6模擬IPCC預(yù)測的2100年海水pH值[9], 通過CO2氣體流量控制系統(tǒng)調(diào)節(jié)水體pH至7.6; Cu2+的暴露濃度參考了采樣海域和其他珊瑚礁區(qū)的環(huán)境Cu2+濃度。每個處理組設(shè)置6個生物學重復, 分別進行為期7 d的暴露實驗。暴露實驗中, 初始藻密度均為6.68×104個/mL, 培養(yǎng)體積為250 mL, 光強為110±10 μE/(m2·s), 溫度為26±0.5 ℃, 光周期為12L∶12D。

實驗起始前, 利用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(Agilent, 7800 ICP-MS, 美國)測定了各處理組培養(yǎng)基中的實際Cu2+濃度; 實驗期間, 每日采用標準液校準的pH計(Mettler toledo, 瑞士)測定水體pH, 同時利用鹽度計(上海精密, 中國)和溫度計(生工生物工程股份有限公司, 中國)分別測定水體的鹽度和溫度, 相關(guān)海水化學參數(shù)見表1。

表1 暴露實驗期間相關(guān)海水化學參數(shù)

1.2 蟲黃藻δ13C和δ15N含量的測定

蟲黃藻經(jīng)暴露7 d后, 分別從各處理組采集5 mL藻液, 過濾至Whatman公司GF/F濾膜(450℃預(yù)燒4 h)上; 50℃干燥24 h, 經(jīng)1 mol/L鹽酸酸化后, 采用穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀(Sercon HS20-22, 英國)測定蟲黃藻中的δ13C和δ15N, 具體測定方法參照Sturaro等[28]。在分析過程中, 碳、氮同位素標準樣品分別為美國白堊紀皮狄組織層位中的擬箭石化石和空氣中的氮氣。δ13C和δ15N的計算參照以下公式[29]:

δ(‰)=[sample/standard–1]×1000,

式中,指13C或15N,表示13C/12C的豐度比值或15N/14N的豐度比值。

1.3 蟲黃藻能量儲備的測定

蟲黃藻經(jīng)處理7 d后, 分別從各處理組收集50 mL藻液, 5 000×4 ℃離心收集藻細胞; 經(jīng)磷酸鹽緩沖液(PBS, 0.14 mol/L NaCl、8 mol/L Na2HPO4、1.5 mmol/L KH2PO4和3 mmol/L KCl; pH 7.4)洗滌3次, 采用1 mL PBS重懸藻細胞沉淀, 分別加入適量氧化鋯破碎珠(0.5 mm, Biospec, 美國), 并借助生物均質(zhì)儀(杭州奧盛儀器有限公司, Bioprep-24, 中國)完全破碎蟲黃藻。藻細胞破碎后, 12 000×4 ℃離心10 min, 收集上清液用于蟲黃藻能量儲備物質(zhì)含量(糖類、脂質(zhì)和蛋白質(zhì))的測定。

糖類含量的測定參考Aderemi等[30]描述的方法, 以葡萄糖為標準品; 脂質(zhì)含量的測定參照Bligh等[31]的方法, 并以三棕櫚酸甘油三酯作為標準品; 同時, 采用BCA法蛋白定量試劑盒(生工生物工程股份有限公司, 中國)測定上清液的蛋白質(zhì)含量, 具體操作步驟和計算參考說明書。根據(jù)經(jīng)驗常數(shù)(17 500 mJ/mg糖類、35 900 mJ/mg脂質(zhì)和24 000 mJ/mg蛋白質(zhì)), 將蟲黃藻儲能物質(zhì)的含量轉(zhuǎn)換為其能量值。同時, 以這3種儲能物質(zhì)的能量值加和作為蟲黃藻中的能量儲備[30]。

1.4 蟲黃藻能量消耗和分配的測定

將上述獲得的蟲黃藻上清液, 用于線粒體電子傳遞鏈活性的測定。根據(jù)Kenner等[32]描述的方法, 測定蟲黃藻的線粒體電子傳遞鏈活性。測定方法簡述如下: 50 μL待測樣品中加入100 μL BSS溶液(100 mmol/L Tris-HCl, 0.2% Triton X-100)和50 μL底物溶液(1.17 mmol/L NADH和250 μmol/L NADPH), 隨后添加100 μL對碘硝基四唑紫(8 mmol/L)起始反應(yīng)。波長490 nm處測定反應(yīng)液10 min內(nèi)吸光值的變化, 并根據(jù)電子轉(zhuǎn)移系統(tǒng)每消耗1 μmol/L氧氣形成2 μmol/L碘硝基四唑紫甲瓚計算耗氧量。最終將耗氧量轉(zhuǎn)化為能量(480 kJ/mol O2), 即為能量消耗。能量儲備和能量消耗的比值作為細胞內(nèi)能量分配值[33]。

1.5 統(tǒng)計分析

所有生理指標均以平均值±標準差表示, 每個指標均測定6個重復。使用SPSS(IBM, Statistics 20)軟件進行統(tǒng)計分析, 利用Shapiro-Wilk和Bartlett’s分別檢驗數(shù)據(jù)的正態(tài)性和方差齊性。符合正態(tài)分布和方差齊性的數(shù)據(jù)進行雙因素方差分析(Two-way ANOVA)和Tukey檢驗。顯著性差異水平設(shè)定為< 0.05。

2 結(jié)果

2.1 海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻δ13C和δ15N的影響

海水酸化和Cu2+暴露7 d后, 采用穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀測定了蟲黃藻內(nèi)的δ13C和δ15N。其中, 雙因素方差結(jié)果分析表明, 海水酸化和Cu2+復合暴露對δ13C存在交互作用, 而對δ15N不存在顯著(>0.05)交互作用(表2)。pH處理組(–33.94‰±0.21‰)和復合處理組(–34.68‰±0.21‰)中的蟲黃藻δ13C值顯著(<0.05)低于對照組(–14.02‰±0.07‰)和Cu處理組(–14.09‰±0.08‰), 且后兩者間無顯著差異(圖1a)。對于蟲黃藻內(nèi)的δ15N值, pH處理組(–7.14‰±0.51‰)和Cu處理組(–7.09‰±1.04‰)均與對照組(–8.58‰± 0.72‰)無顯著差異(>0.05), 而復合處理組(–6.80‰± 1.24‰)顯著(<0.05)高于對照組(圖1b)。

表2 雙因素方差分析: 海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻生理指標的影響

注: 顯著性差異加粗表示,<0.05

圖1 海水酸化和Cu2+對蟲黃藻δ13C和δ15N的影響。數(shù)據(jù)由平均值±標準差表示(n = 6)

注: 不同字母表示在相同pH條件下不同Cu2+濃度處理之間存在顯著差異(<0.05)

2.2 海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻糖類、脂質(zhì)和蛋白質(zhì)含量的影響

海水酸化和Cu2+暴露7 d后, 分別測定了蟲黃藻內(nèi)的糖類、脂質(zhì)和蛋白質(zhì)含量變化。分析可見, 海水酸化和Cu2+復合暴露對脂質(zhì)和蛋白質(zhì)含量存在顯著(<0.05)交互作用, 而對糖類不存在顯著(<0.05)交互作用(表2)。pH處理組(0.05±0.01 mg/106個)和復合處理組(0.06±0.01 mg/106個)中蟲黃藻的糖類含量顯著(<0.05)高于對照組(0.017±0.01 mg/106個)和Cu處理組(0.02±0.00 mg/106個)(圖2a)。pH處理組(0.13± 0.01 mg/106個)、Cu處理組(0.11±0.01 mg/106個)和復合處理組(0.15±0.04 mg/106個)中蟲黃藻的脂質(zhì)含量均顯著(<0.05)低于對照組水平(0.19±0.02 mg/106個)(圖2b)。對于蟲黃藻內(nèi)的蛋白質(zhì)含量, pH處理組(0.30±0.03 mg/106個)顯著(<0.05)高于對照組(0.18± 0.01 mg/106個)和Cu處理組(0.20±0.01 mg/106個), 而顯著(<0.05)低于復合處理組(0.38±0.03 mg/106個) (圖2c)。

圖2 海水酸化和Cu2+對蟲黃藻糖類、脂質(zhì)和蛋白質(zhì)含量的影響。數(shù)據(jù)由平均值±標準差表示(n=6)

注: 不同字母表示在相同pH條件下不同Cu2+濃度處理之間存在顯著差異(<0.05)

2.3 海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻能量儲備、能量消耗和細胞內(nèi)能量分配的影響

海水酸化和Cu2+暴露7 d后, 分析了各處理組中蟲黃藻內(nèi)的細胞能量儲備、能量消耗以及細胞內(nèi)能量分配。根據(jù)雙因素方差分析結(jié)果, 海水酸化和Cu2+復合暴露對能量儲備和細胞內(nèi)能量分配均存在顯著(<0.05)交互作用, 而其對能量消耗不存在顯著(<0.05)交互作用(表2)。各處理組間的能量儲備、能量消耗和細胞內(nèi)能量分配兩兩比較均存在顯著性差異(<0.05)。蟲黃藻內(nèi)的能量儲備從高到低依次為復合處理組(16 018.32±1 872.51 mJ·10–6個)、pH處理組(13 520.07±1 083.54 mJ·10–6個)、對照組(11 873.82±903.92 mJ·10–6個)和Cu處理組(9 435.63± 522.33 mJ·10–6個)(圖3a)。對蟲黃藻的能量消耗而言, Cu處理組(189.29±27.88 mJ·10–6個·h–1)最高, 對照組(123.49±10.36 mJ·10–6個·h–1)次之, 復合處理組(76.68± 7.71 mJ·10–6個·h–1)和pH處理組(53.71±4.48 mJ·10–6個·h–1)依次降低(圖3b)。同時, 根據(jù)蟲黃藻能量儲備和能量消耗的比值, 計算出細胞內(nèi)能量分配值, 其從高到低排序為: pH處理組(252.47±20.45)、復合處理組(210.77±34.58)、對照組(96.44±7.59)和Cu處理組(50.46±5.55)(圖3c)。

圖3 海水酸化和Cu2+對蟲黃藻能量儲備、能量消耗和細胞內(nèi)能量分配的影響。數(shù)據(jù)由平均值±標準差表示(n=6)

注: 不同字母表示在相同pH條件下不同Cu2+濃度處理之間存在顯著差異(<0.05)

3 討論

近年來, 全球范圍內(nèi)的調(diào)查均已發(fā)現(xiàn), 部分珊瑚礁區(qū)同時存在著海水酸化和Cu2+污染現(xiàn)象, 但其對共生蟲黃藻的生理影響研究仍十分有限。本研究探討了海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻營養(yǎng)同化、能量消耗和能量分配的影響, 本研究結(jié)果可為深入了解海水酸化和Cu2+暴露對蟲黃藻的脅迫機制提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù), 也可為珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)的保護和恢復提供參考依據(jù)。

通常而言, 藻類會優(yōu)先吸收輕同位素(12C和14N)[34]。因此, δ13C常被用于評估大氣CO2和海洋初級生產(chǎn)力的變化, 而δ15N則能夠反映藻類對硝酸鹽等營養(yǎng)物的利用程度[35]。在已開展的研究中, 珊瑚中共生蟲黃藻的δ13C通常為負值, 而δ15N通常為正值[36], 而本研究觀察到的δ13C和δ15N值均為負值, 推測可能是蟲黃藻在體(珊瑚)和離體(培養(yǎng)基)環(huán)境的差異所導致。類似地, OECD培養(yǎng)基中小球藻的δ15N也為負值[37]。在本研究中, 單獨酸化以及酸化和Cu2+復合暴露均能夠?qū)е孪x黃藻δ13C的顯著降低。與之相類似, 劉天琪[38]對東海原甲藻進行不同濃度的CO2處理, 也觀察到高CO2處理組藻細胞中的δ13C值下降。自然海水中碳穩(wěn)定同位素以12C和13C形式存在, 且12C較13C更容易被藻類所吸收[39]。本研究通過充入CO2氣體來實現(xiàn)海水酸化, 該過程增加了水體中12CO2的濃度, 進而降低了單獨酸化以及復合暴露組對13C的吸收, 提示未來氣候變化背景下水體中CO2濃度增加能夠為蟲黃藻含碳化合物的合成提供充足的碳源。此外, 婁亞迪[40]的研究表明, 新月菱形藻、塔瑪亞歷山大藻和赤潮異彎藻優(yōu)先吸收水體中的14N, 而在氮源不足的情況下, 藻類會被迫吸收水體中的15N, 從而導致藻體δ15N值的增加。在本研究中, 復合處理組的δ15N值顯著高于對照組, 提示復合暴露能夠顯著改變蟲黃藻的營養(yǎng)吸收作用, 藻體需要從水體中吸收更多的氮源以合成含氮化合物, 這于藻體內(nèi)較高的蛋白質(zhì)含量結(jié)果也相吻合, 表明蟲黃藻可能需要累積更多的蛋白質(zhì)抵御復合暴露帶來的不利影響。

糖類、脂質(zhì)和蛋白質(zhì)是生命活動所必須的3大營養(yǎng)物質(zhì), 蟲黃藻中的能量儲備對于蟲黃藻維持正常的生命活動具有重要作用。在本研究中, 單獨酸化以及酸化和Cu2+復合暴露均能夠造成蟲黃藻的糖類和蛋白質(zhì)含量顯著上升, 且復合暴露比單獨酸化暴露更能顯著促進蛋白質(zhì)的累積。類似的現(xiàn)象在其他藻類中也有報道, 如短期海水酸化暴露增加了小球藻細胞中的糖類和蛋白質(zhì)含量[41]。蟲黃藻中糖類和蛋白質(zhì)含量的提高, 提示海水酸化能夠促進蟲黃藻的光合作用, 包括促進光合作用相關(guān)酶類的蛋白含量增加以及光合作用產(chǎn)物(糖類)的累積。復合暴露組中蟲黃藻的蛋白質(zhì)含量增加幅度最大, 提示該條件下蟲黃藻可能需要累積更多的蛋白質(zhì)以抵御復合暴露帶來的不利影響。此外, 相較于對照組水平, 其余處理組中蟲黃藻的脂質(zhì)累積均顯著下降。與本研究類似, Napan等[42]觀察到高濃度的重金屬(包括Cu2+)暴露能夠抑制微藻的脂質(zhì)累積。蟲黃藻中脂質(zhì)含量下降可能是由于環(huán)境變化誘導脂類物質(zhì)轉(zhuǎn)化為能夠支持蟲黃藻生命活動的其他成分。總體而言, 海水酸化和Cu2+單獨以及復合暴露均能夠擾亂蟲黃藻的能量儲備物質(zhì)含量。

環(huán)境變化能夠擾亂機體分配到基礎(chǔ)代謝、生長和生存方面的能量。細胞內(nèi)能量分配常被用于指示機體應(yīng)對環(huán)境壓力時能量狀態(tài)的變化, 是反應(yīng)生物生理狀態(tài)的重要指標[30]。在本研究中, 單獨酸化暴露以及酸化和Cu2+復合暴露均顯著增加了蟲黃藻的能量儲備, 且復合暴露組增加幅度最大, 而單獨Cu2+暴露則顯著降低了蟲黃藻的能量儲備。結(jié)合儲能物質(zhì)含量可知, 單獨酸化以及復合暴露通過增加糖類、蛋白質(zhì)含量促進了蟲黃藻中總能量的增加, 且復合處理組中蛋白質(zhì)含量的顯著增加促使能量儲備顯著高于單獨酸化組。然而, 脂質(zhì)含量的降低是Cu2+暴露導致蟲黃藻能量儲備減少的主要原因。同時, 單獨酸化以及復合暴露顯著降低了蟲黃藻的能量消耗, 該過程可能與碳濃縮機制密切相關(guān), 即使在Cu2+存在的情況下, 海水酸化也能夠增加自由擴散進入蟲黃藻細胞內(nèi)的CO2含量, 從而減少了碳濃縮機制的能量消耗[43]。此外, 復合處理組中蟲黃藻的能量消耗顯著高于單獨酸化處理組, 以及Cu2+處理組中蟲黃藻的能量消耗顯著高于對照組, 提示藻類需要消耗更多的能量用于抵御Cu2+的負面影響。單獨酸化以及復合暴露顯著降低了藻類能量消耗, 從而促進蟲黃藻細胞內(nèi)能量分配顯著增加。單獨Cu2+暴露顯著增加了蟲黃藻能量消耗, 同時降低了能量儲備, 導致蟲黃藻細胞內(nèi)能量分配顯著降低?？傊? 海水酸化和Cu2+單獨以及復合暴露均能夠擾亂蟲黃藻的能量收支平衡狀態(tài), 進而可能影響到蟲黃藻的生長。

4 結(jié)論

本文以蟲黃藻為研究對象, 探討了海水酸化和Cu2+暴露對其營養(yǎng)同化、能量消耗和分配的影響, 主要結(jié)論如下: 單獨酸化暴露以及酸化和Cu2+復合暴露均能夠?qū)е孪x黃藻細胞能量分配比例的增加和能量消耗的減少, 且復合暴露組蟲黃藻能量儲備增加。然而, 單獨Cu2+暴露增加了蟲黃藻的能量消耗, 同時降低了藻細胞的能量分配。本研究提示, 海水酸化和Cu2+單獨暴露以及復合暴露能夠擾亂蟲黃藻的營養(yǎng)狀態(tài)和能量分配, 可能會對蟲黃藻的生長和繁殖構(gòu)成潛在負面影響。

[1] 徐林通, 鄭艷坤, 郝俊, 等. 珊瑚共生蟲黃藻研究進展[J]. 河北漁業(yè), 2018(8): 56-59, 62.

XU Lintong, ZHENG Yankun, HAO Jun, et al. The research progress of symbiosis of zooxanthella in coral[J]. Hebei Fisheris, 2018(8): 56-59, 62.

[2] LaJeunesse T C. Investigating the biodiversity, eco-logy, and phylogeny of endosymbiotic dinoflagellates in the genususing the ITS region: in search of a “species” level marker[J]. Journal of Phycology, 2001, 37(5): 866-880.

[3] Lajeunesse T C, Parkinson J E, Gabrielson P W, et alSystematic revision of Symbiodiniaceae hig-h-lights the antiquity and diversity of coral endosymbionts[J]. Current Biology, 2018, 28(16): 2570-2580.

[4] Bourne D G, Morrow K M, Webster N S. Insi-ghts into the coral microbiome: underpinning the health and resilience of reef ecosystems[J]. Annual Review of Microbiology, 2016, 70: 317-340.

[5] Gibbin E, Gavish A, Krueger T, et alinfection triggers a behavioural response and perturbs nutritional exchange and tissue integrity in a symbiotic coral[J]. The ISME Journal, 2019, 13(4): 989-1003.

[6] Wang J T, Douglas A. Essential amino acid synthe-sis and nitrogen recycling in an alga-invertebrate symbiosis[J]. Marine Biology, 1999, 135(2): 219-222.

[7] Rosic N, Kaniewska P, Chan C K, et alEarly transcriptional changes in the reef-building coralin response to thermal and nutrient stress[J]. BMC genomics, 2014, 15(1): 1-17.

[8] Babbin A R, Tamasi T, Dumit D, et alDiscovery and quantification of anaerobic nitrogen metabolisms among oxygenated tropical Cuban stony corals[J]. The ISME Journal, 2021, 15(4): 1222-1235.

[9] Ken C, Wickett M. Oceanography: Anthropogenic carbon and ocean pH[J]. Nature, 2003, 425(6956): 365.

[10] Shaw E C, McNeil B I, Tilbrook B. Impacts of ocean acidification in naturally variable coral reef flat ecosystems[J]. Journal of Geophysical Research: Oceans, 2012, 117: C03038.

[11] 國家環(huán)境保護局. 海水水質(zhì)標準GB 3097-1997[S]. 北京: 中國標準出版社, 1997.

State Department of Environmental Conservation. Sea water quality standard GB 3097-1997[S]. Beijing: China Standards Press, 1997.

[12] Kwok C K, Lam K Y, Leung S M, et alCopper and thermal perturbations on the early life processes of the hard coral[J]. Coral Reefs, 2016, 35(3): 827-838.

[13] Jones R. Environmental contamination associated with a marine landfill (“seafill”) beside a coral reef[J]. Marine Pollution Bulletin, 2010, 60(11): 1993-2006.

[14] Flemming C A, Trevors J T. Copper toxicity and chemistry in the environment: a review[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 1989, 44(1): 143-158.

[15] Brading P, Warner M E, Davey P, et al. Differential effects of ocean acidification on growth and pho-tosynthesis among phylotypes of(Dinophyceae)[J]. Limnology and Oceanography, 2011, 56(3): 927-938.

[16] Wee H B, Kurihara H, Reimer J D. Reduced Sym-biodiniaceae diversity inat a heavi-ly acidified coral reef[J]. Coral Reefs, 2019, 38(2): 311-319.

[17] Hill L J, Paradas W C, Willemes M J, et al. Aci-dification-induced cellular changes iniso-lated from[J]. PloS One, 2019, 14(8): e0220130.

[18] Bielmyer G, Grosell M, Bhagooli R, et alDif-ferential effects of copper on three species of scleractinian corals and their algal symbionts (spp.)[J]. Aquatic Toxicology, 2010, 97(2): 125-133.

[19] Bedwell-Ivers H E, Koch M S, Peach K E, et alThe role of in hospite zooxanthellae photophysiology and reef chemistry on elevatedCO2effects in two bran-ching Caribbean corals:and[J]. ICES Journal of Marine Science, 2017, 74(4): 1103-1112.

[20] Jiang J Y, Lu Y D. Metabolite profiling ofin response to acidification[J]. Aquatic Toxicology, 2019, 213: 105215.

[21] Goh B P L, Chou L M. Effects of the heavy metals copper and zinc on zooxanthellae cells in culture[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 1997, 44(1): 11-19.

[22] Ghoora M D, Pilly S S, Chumun P K, et al. Short- term effects of heavy metal and temperature stresses on the photophysiology ofisolated from the coral[J]. Ocean Life, 2018, 2(1): 11-20.

[23] R?decker N, Pogoreutz C, Gegner H M, et alHeat stress destabilizes symbiotic nutrient cycling in corals[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2021, 118(5): e2022653118.

[24] Su Y L, Zhang K D, Zhou Z, et alMicroplastic exposure represses the growth of endosymbiotic dino-flagellatein culture through affecting its apoptosis and metabolism[J]. Chemosphere, 2020, 244: 125485.

[25] Gong S Q, Xu L J, Yu K F, et al. Differences in Sym-biodiniaceae communities and photosynthesis following thermal bleaching of massive corals in the northern part of the South China Sea[J]. Marine Pollution Bulletin, 2019, 144: 196-204.

[26] Zhou G W, Huang H. Low genetic diversity of symbio-tic dinoflagellates () in scleractinian corals from tropical reefs in southern Hainan Island, China[J]. Journal of Systematics and Evolution, 2011, 49(6): 598-605.

[27] Guillard R R L, Hargraves P E. Stichochrysis immobilis is a diatom, not a chrysophyte[J]. Phycologia, 1993, 32(3): 234-236.

[28] Sturaro N, Hsieh Y E, Chen Q, et alToward a standardised protocol for the stable isotope analysis of scleractinian corals[J]. Rapid Communications in Mass Spectrometry, 2020, 34(8): e8663.

[29] 劉雨蒙, 章守宇, 周曦杰, 等. 枸杞島海藻場大型海藻凋落物碳氮穩(wěn)定同位素分析[J]. 上海海洋大學學報, 2016, 25(3): 438-444.

LIU Yumeng, ZHANG Shouyu, ZHOU Xijie, et al. C/N stable isotope analysis of macro algae litters in kelp bed in Gouqi Island[J]. Journal of Shanghai Ocean University, 2016, 25(3): 438-444.

[30] Aderemi A O, Novais S C, Lemos M F, et alOxidative stress responses and cellular energy allocation changes in microalgae following exposure to wi-de-ly used human antibiotics[J]. Aquatic Toxicology, 2018, 203: 130-139.

[31] Bligh E G, Dyer W J. A rapid method of total lipid extraction and purification[J]. Canadian Journal of Biochemistry and Physiology, 1959, 37(8): 911-917.

[32] Kenner R A, Ahmed S I. Measurements of electron transport activities in marine phytoplankton[J]. Marine Biology, 1975, 33(2): 119-127.

[33] Verslycke T, Ghekiere A, Janssen C R. Seasonal and spatial patterns in cellular energy allocation in the estuarine mysid(Crustacea: Mysidacea) of the Scheldt estuary (The Netherlands)[J]. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2004, 306(2): 245-267.

[34] 王海霞, 劉瑀, 關(guān)春江, 等. 營養(yǎng)條件對微藻碳, 氮穩(wěn)定同位素組成的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 2014, 34(3): 727-733.

WANG Haixia, LIU Yu, GUAN Chunjiang, et al. Effects of nutritional conditions on the stable carbon and nitrogen isotope of microalgae[J]. China Environmental Science, 2014, 34(3): 727-733.

[35] 李鐵剛, 熊志方. 海洋硅藻穩(wěn)定同位素研究進展[J]. 海洋與湖沼, 2010, 41(4): 645-656.

LI Tiegang, XIONG Zhifang. A review of diatom stable isotopes in palaeoceanography[J]. Oceanologia et Lim-no-logia Sinica, 2010, 41(4): 645-656.

[36] Fox M D, Elliott Smith E A, Smith J E, et al. Trophic plasticity in a common reef-building coral: Insights from δ13C analysis of essential amino acids[J]. Functional Ecology, 2019, 33(11): 2203-2214.

[37] 劉娜. 基于蛋白組學和同位素分餾對小球藻吸收氨氮機制的研究[D]. 湘潭: 湘潭大學, 2015.

LIU Na. Mechanisms of ammonium assimilation inbased on proteomic and isotope fractionation techniques[D]. Xiangtan: Xiangtan University, 2015.

[38] 劉天琪. 典型藻華種東海原甲藻碳同化機制研究[D]. 廈門: 廈門大學, 2018.

LIU Tianqi. Studies on carbon assimilation mechanism of a typical algal bloom species[D]. Xiamen: Xiamen University, 2018.

[39] Liu Y, Li N, Lou Y D, et alEffect of water accommodated fractions of fuel oil on fixed carbon and nitrogen by microalgae: Implication by stable isotope analysis[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 195: 110488.

[40] 婁亞迪. 海洋赤潮藻生長過程中碳源的作用機制[D]. 大連: 大連海事大學, 2020.

LOU Yadi. Carbon mechanism on the growth of marine blooms microalgae[D]. Dalian: Dalian Maritime Uni-versity, 2020.

[41] 楊曉. 長期酸化和短期酸化下普通小球藻生理及分子調(diào)控機制的研究[D]. 青島: 青島科技大學, 2019.

YAN Xiao. Physiological and molecular responses of the green algaeto long-term and short- term elevated CO2[D]. Qingdao: Qingdao University of Science & Technology, 2019.

[42] Napan K, Teng L, Quinn J C, et alImpact of heavy metals from flue gas integration with microalgae production[J]. Algal Research, 2015, 8: 83-88.

[43] Wu Y, Gao K, Riebesell U. CO2-induced seawater acidification affects physiological performance of the marine diatom[J]. Biogeosciences, 2010, 7(9): 2915-2923.

Effects of seawater acidification and Cu2+exposure on nutrient assimilation and energy allocation of

TANG Jia1, 3, CAI Wen-qi2, YAN Zhi-cong2, ZHAO Jian-min1, ZHOU Zhi2

(1. Muping Coastal Environmental Research Station, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264117, China; 2. College of Marine Sciences, Hainan University, Haikou 570228, China; 3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

Recently, environmental stress due to global climate changes and human activities has exacerbated the occurrence of coral reef bleaching events. Ocean acidification and copper pollution have become the main stressors in reef areas. In this study, exposure experiments were performed at two pH levels (8.1 and 7.6) and two Cu2+levels (4.25 and 16.47 μg/L) to explore the effects of seawater acidification and Cu2+exposure on nutrient assimilation, energy consumption, and allocation of. Short-term seawater acidification exposure was found to increase the nutrient assimilation (carbohydrate and protein content) and decrease the energy consumption of, thereby increasing its energy allocation. Meanwhile, Cu2+exposure significantly increased the energy consumption of, thereby reducing its energy allocation. Further, compared with the Cu2+exposure alone, the combination of seawater acidification and Cu2+exposure promoted the nutrient assimilation (increased carbohydrate and protein content) and energy allocation of. In general, these results show that seawater acidification and Cu2+pollution in reef areas could negatively affect the nutritional metabolism and energy allocation of, possibly affecting its growth and reproduction in the future.

zooxanthellae; seawater acidification; copper pollution; nutrient assimilation; energy allocation

Apr. 25, 2021

X55, X173

A

1000-3096(2022)04-0098-08

10.11759/hykx20210425001

2021-04-25;

2021-11-05

國家重點研發(fā)計劃(2018YFC1406503)

[National Key R&D Program of China, No. 2018YFC1406500]

唐佳(1996—), 女, 甘肅天水人, 碩士研究生, 主要從事海洋酸化的生態(tài)效應(yīng)研究, E-mail: tangjz3@163.com; 趙建民(1978—),通信作者, 研究員, E-mail: jmzhao@yic.ac.cn; 周智(1983—), 通信作者, 研究員, E-mail: zhouzhi@hainanu.edu.cn

(本文編輯: 趙衛(wèi)紅 楊 悅)