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近年来，许多环境工作者的研究成果表明水华的突然消亡可能与溶藻细菌的感染有关联[1]，溶藻细菌具有种类多、繁殖快、分布广、代谢类型多样等特点，作为维持水生生态系统生物种群功能以及结构的重要组成部分，在维持藻的生物量平衡方面具有相当重要的作用；同时溶藻细菌高效、专一性强、二次污染低、对环境友好、制取成本低廉，把溶藻细菌当作水华的防治生物，已经引起许多环境工作者的关注[2]。
目前，国内外不乏利用溶藻细菌进行生物控藻的研究成果，其重点大多聚焦于对高效溶藻菌的获取以及对菌株特性的研究与溶藻条件优化上，对溶藻细菌生长以及在溶藻细菌作用下溶藻动力学的研究相对较少，通过建立菌株生长与铜绿微囊藻降解二者相应的生长模型及动力学机制，可为控制太湖水华提供理论支撑和技术支持[3-4]。同时，工程措施上应用于太湖蓝藻治理的高效溶藻菌鲜见报道，因此仍需对相关溶藻菌株的水体环境适应性及其溶藻过程中的进程调控作进一步深入研究[5-6]。从太湖土著水生动物体内筛选出能够有效溶藻并适应水体环境的菌株，可以起到有效溶藻、保护水体环境安全的作用[7-8]。
本文从太湖土著田螺消化道中筛选具备溶藻能力的微生物菌群，并通过系列溶藻条件对比优选出高效溶藻菌株，对菌株生长动力学、溶藻动力学进行实验分析，进而采用红外光谱分析技术研究溶藻菌的溶藻进程，从而了解溶藻产物的构成，以期为同类菌株的溶藻进程分析提供理论参考[9-10]。
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实验菌种：筛选自太湖土著田螺消化道中，置于4 ℃冰箱中保存。
实验藻种：铜绿微囊藻购自中国科学院武汉水生生物研究所（FACHB-Collection，CAS)，藻种编号为FACHB-905。设定铜绿微囊藻培养条件为光照周期比12 h:12 h、光照强度3000 Lux、温度25 ℃[11]。
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净化工作台，立式压力蒸汽灭菌器，数显光照培养箱，恒温振荡培养箱，台式大型离心机等。
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牛肉膏蛋白胨培养基：依次称取NaCl 1.25 g、鱼粉蛋白胨2.5 g、牛肉膏1.25 g、加入250 mL蒸馏水，调节pH值至7.0—7.2（固体培养基另加琼脂粉5 g）；
培养基须经高温灭菌（121 ℃、20 min），冷却至室温后使用。
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利用乙醇法提取藻液叶绿素a[12]，测定并计算出每天的叶绿素a含量，叶绿素a（式1）以及溶藻率（式2）测定公式如下：
式（1）中，V2表示提取液体积(mL)，即90%乙醇的体积，8 mL；D表示吸光度；V1表示藻液体积（L）；δ比色皿光程，1 cm。
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生长曲线的测定采用比浊法，具体操作详见文献[13]。
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设置以下6种方式处理菌液:（1）培养18—24 h处于对数增长期菌液（以下皆简称为发酵液）；（2）牛肉膏蛋白胨液体培养基（以下皆简称为液培）；（3）将（1）中发酵液经6000 r·min−1处理10 min后的上清液过0.45 μm滤膜两次，过滤除菌（用牛肉膏蛋白胨固体培养基检测上清液是否除菌完全），即为上清液；（4）收集（3）中滤膜，用新鲜无菌水洗菌3遍，最后等体积重悬制备菌悬液；（5）将菌液（1）经高温高压（设定121 ℃、1.0×105 Pa）灭活处理25 min；（6）将菌液（1）经超声波破碎（设定10 W、20 min）。将上述6种菌液按照菌藻比1∶10的比例投加到100 mL新鲜铜绿微囊藻液中，每组样做3个平行样，连续测定7 d，每间隔24 h测1次藻液叶绿素a并计算溶藻率。
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经过溶藻菌XMC处理后的铜绿微囊藻液与对照组铜绿微囊藻液分别离心后，取离心沉淀物用蒸馏水洗，重复3次，放入冷冻干燥机中过夜处理，用KBr固定后在红外光谱分析仪上（Nicolet iS50）进行红外光谱扫描并用origin9.0作出红外光谱图。
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显微镜观察培养3 d左右菌株形态，筛选出5株性状明显的菌株。各菌株特征如表1所示。溶藻实验结果表明，1 #在7 d内的溶藻率远高于其他菌株，达到48.91%，因此选取1 #作为研究对象并命名为XMC。图1为溶藻菌XMC作用下7 d内藻液叶绿素a含量变化。
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溶藻菌XMC生长曲线如图2所示，在理想条件下，溶藻菌XMC可破碎并利用藻细胞释放的物质作为自身生长的氮、碳源，进行生长代谢，但是在实验室规模下，溶藻菌并不能完全利用营养物质，因此有必要对菌株生长过程进行分析。
由实验结果可知，溶藻菌XMC的生长方式呈“S”型增长，与Logistic模型类似，因此采用该模型对菌株生长曲线进行拟合[14]，如公式（3）所示:
式（3）中，Nt表示生长时间为t时的细菌细胞密度；K表示菌株生长的环境承载量；a是生长过程中一个参数；r表示溶藻菌XMC生长平均速率 (h−1)；t表示细菌生长时间 (h)。由实验结果可知：K=0.66702，a=3.04675，r=0.08598。溶藻菌XMC生长Logistic模型如公式（4）所示:
溶藻菌XMC生长拟合曲线如图2所示，菌株在液培中培养5 d，其生长曲线与Logistic模型的相关性达到0.99551，处于对数增长期时，菌株增长略低于Logistic拟合方程，而处于停滞期、稳定期时，其增长则略高于理想条件下的数值。通过比对菌株生长曲线，控制实验期间溶藻菌处于对数增长期，从而使后续溶藻实验达到最佳溶藻效果[15]。
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取发酵液混入藻液中，控制菌藻比1∶10、藻初始浓度为3338.26 mg·m−3，在此基础上研究溶藻菌XMC溶解铜绿微囊藻过程动力学，发现该菌株对铜绿微囊藻的降解过程与一级动力学模型相似，因此采用一级动力学模型进行拟合[16-18]，如公式(5)所示:
式（5）中，Chl-a表示在时间为t时的藻液叶绿素a含量（mg·m−3）；Chl-a0表示藻溶液初始叶绿素a含量（mg·m−3）；w是一级动力学常数（d−1）；t表示溶藻发生的时间（d）。由实验结果可知：[Chl-a0]=4831.82071，w=0.0241。藻液叶绿素a降解方程如公式（6）所示：
由图3可知，在溶藻菌XMC溶解铜绿微囊藻过程中，藻液叶绿素a含量变化与动力学拟合方程之间相关性达0.92729，其中藻液浓度与拟合方程中藻细胞浓度相差不大，溶藻完成藻液叶绿素a含量与溶藻时间呈反比关系。
对比溶藻菌XMC的生长曲线与叶绿素a降解方程可知：处于对数增长期时，溶藻菌表现出对不良环境的优秀抵抗能力，其细胞代谢活力最强，合成新物质的速度最快，藻液叶绿素a减少量最大，当菌株处于稳定期时，溶藻菌XMC的种间竞争关系会逐步降低其溶藻能力。
由实验结果可知,在溶藻过程中，处于对数期的溶藻菌溶藻能力最强，溶藻完成藻液叶绿素a含量与溶藻时间符合一级动力学模型[Chla]=4831.82071×e−0.0241t，这与李小彩等[19]在红球菌的溶藻特性及应用研究中的结论一致，此结论为溶藻菌XMC在实际工程应用中提供理论支持，该动力学模型可用于预测铜绿微囊藻溶藻过程的降解效果[20]。
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菌液处理方式不同，可能造成溶藻菌XMC的溶藻效果不同，为此设计了不同菌液处理方式研究对溶藻效果的影响，测定结果如图4所示。发酵液溶藻能力高于其它实验样本，液培本身具有一定的溶藻能力；经超声波粉碎处理与菌悬液溶藻效果显著，可见溶藻物质可能来源于菌株胞内物质；离心上清液中不含菌体但仍表现出溶藻能力，可能是菌株分泌与破碎物中的某些胞外非蛋白类物质具有溶藻作用，进行间接溶藻；经高温处理的菌液并不会丧失溶藻活性，说明这种溶藻物质可能具有耐高温的特性[21]，或者是菌株通过自身特性在高温条件下分泌某种物质直接溶藻；
结合以上6种菌液处理方式的溶藻效果推测，溶藻菌XMC以间接溶藻为主，通过分泌耐高温的非蛋白类溶藻物质来裂解藻细胞，同时在特定情况下也能通过自身直接裂解藻细胞。
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采用红外光谱对发酵液处理前后的铜绿微囊藻溶藻产物进行分析，结果如图5所示。空白对照组与经发酵液处理后的实验组溶藻产物在红外光谱图中吸收峰所在位置类似，吸收曲线形状趋同，但各吸收峰的相对强度之间存在差异。
从吸收峰的归属看，3452.56 cm−1处的吸收峰是铜绿微囊藻细胞壁壳聚糖和蛋白质中O—H− 键所在位置，表明细胞壁与蛋白质结构被破坏，藻细胞破裂[22]；1637.49 cm−1处吸收峰处于酰胺Ⅰ带，代表C=O键的伸缩振动，而1545.22 cm−1处吸收峰位于酰胺Ⅱ带，是C—N的伸缩振动和N—H的弯曲振动，表明藻液中可能存在酰胺类物质，蛋白质中的酰胺类物质在溶藻过程中被破坏；波数在1400.42 cm−1处COO− 键对称伸缩，表明藻液中可能有芳香族氨基酸存在，藻细胞结构遭到破坏，溢出的细胞质被吸收。这与孔赟等对HJC-D1溶藻过程光谱学特征研究结果基本一致[23]。
如图5所示，波数在1000—1700 cm−1的区域内，实验组面积相比对照组面积下降约12%，表明溶藻菌导致藻细胞破裂，藻蛋白分解，结合不同峰位置来看，溶藻产物中存在芳环结构的氨基酸、酰胺类等物质。综合以上结论推测溶藻进程中，溶藻菌XMC分泌胞外物质（含有羟基、羧基基团的酸性物质）破坏铜绿微囊藻细胞壁，导致藻细胞内物质（蛋白质等）释放并失活，最终造成藻细胞的死亡。
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(1)所筛选出的高效溶藻菌XMC取自太湖土著田螺消化道中，不会对太湖产生二次污染，其生长曲线符合Logistic模型，处对数增长期的菌株溶藻能力最强。在溶藻进程中，溶藻完成藻液叶绿素a含量与溶藻时间之间呈反比关系，该一级动力学模型[Chla]=4831.82071×e−0.0241t可用于预测溶藻过程中溶藻菌对铜绿微囊藻液叶绿素a的降解效果。
（2）经实验结果测定，溶藻菌XMC的溶藻进程是间接溶藻与直接溶藻相结合的方式，菌株通过分泌某些耐高温的溶藻物质或者自身直接裂解藻细胞进行溶藻。藻细胞破裂后分解出芳环结构的氨基酸、酰胺类等物质。
太湖土著田螺消化道中溶藻菌XMC溶藻进程与叶绿素a降解动力学研究
Study on algae-lysing process and chlorophyll-a degradation kinetics of algicidal bacteria XMC in the digestive tract of indigenous field snails of Taihu Lake
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摘要: 在蓝藻爆发区域的太湖土著田螺消化道内，筛选出1株高效溶藻菌，命名为XMC。以铜绿微囊藻为受试对象，以叶绿素a含量检验溶藻菌XMC溶藻效果，考察了菌株溶藻能力、溶藻过程及其溶藻产物等。实验结果表明，溶藻菌XMC具有较强的溶藻能力，其生长曲线呈“S”型增长，符合Logistic动力学模型。菌藻共生环境中，藻液叶绿素a含量与溶藻时间两者之间符合一级动力学模型[Chla]=4831.82071×e−0.0241t，该模型可用于预测铜绿微囊藻溶藻过程的降解效果；溶藻菌XMC的溶藻进程以间接溶藻为主，通过分泌耐高温的非蛋白类溶藻物质来裂解藻细胞，菌液处理完的铜绿微囊藻液中，产物主要为藻细胞破裂分解出的芳环结构的氨基酸、酰胺类等物质。Abstract: A high-efficiency algicidal bacteria named XMC was selected from the native snails of Taihu Lake, which lived in the area of cyanobacteria outbreak for a long time. Microcystis aeruginosa was used as the test object, and the chlorophyll-a content was used to test the algae-lysing effect of the algicidal bacteria XMC, and the algae dissolving ability, process and products of the bacteria were investigated. The experimental results showed that the algicidal bacteria XMC had strong algicidal ability, and the growth curve of algicidal bacteria XMC showed an “S” shape which accords with the Logistic dynamic model. The relationship between chlorophyll-a content and algae lysis time in the symbiotic environment of bacteria and algae conformed to the first-order kinetic model ([Chla] = 4831.82071 × e− 0.0241t), which could be used to predict the degradation effect of Microcystis aeruginosa. The algicidal bacteria XMC was mainly an indirect algae lysate, which could lyse algal cells by secreting heat-resistant nonprotein lysates. In the treated Microcystis aeruginosa, the products were mainly amino acids and amides with aromatic ring structure broken down by algal cells.
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Key words:
- algicidal bacteria /
- Microcystis aeruginosa /
- dynamic model /
- chlorophyll-a
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锑是元素周期表第五周期中的一种类金属元素，其在环境中广泛存在。锑及其化合物会引起肝脏、皮肤、呼吸系统和心血管系统疾病[1-2]，已被美国环境保护署(USEPA)[3]及欧盟[4]列为优先控制污染物。此外，国际癌症研究机构(IARC)认为三氧化二锑可能对人类有致癌作用[5]。随着锑开采和应用相关的人为活动（例如采矿、冶炼矿石、燃烧煤炭、废弹药以及各类产品(如阻燃剂、合金、半导体、塑料)的生产使用）干扰加剧，锑污染日益严重[6-10]。中国拥有丰富的锑资源，是世界上最大的锑生产国，约占全球锑总产量的90%[11]，在全球锑排放中也扮演着重要角色。近些年来，锑污染事件在中国时有发生，对人们的健康安全造成了极大的威胁[12]。
受锑污染的水体中锑浓度可高达几千到几万微克每升[13]。水环境中的锑可被动植物富集，继而通过食物链在人体内积累，危害人类健康[14]。水产品是居民，尤其沿海城市居民日常膳食的重要组成部分，现阶段有关中国水产品中的锑研究仍十分有限，仅对烟台海产品和湖南水产品中锑有报道[15-19]。
为更全面地了解中国沿海城市水产品中锑的赋存特征及其食用风险，本研究对中国8个典型沿海城市(盐城市、杭州市、舟山市、宁波市、台州市、温州市、福州市、深圳市)市售水产品中锑含量进行了检测，基于每日摄入评估量(EDI)及目标危害系数(THQ)对通过食用水产品摄入锑引起的潜在健康风险进行了评估，并根据各类水产品对THQ的贡献为中国沿海城市居民提供了水产品消费建议。
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 样品采集和预处理
2019年2月至2020年5月，从中国8个典型沿海城市的当地菜市场共采集了124个水产品样品（盐城市：鱼类10个，贝类10个，虾1个；杭州市：鱼类16个，贝类7个，虾1个；舟山市：鱼类4个，贝类10个，虾1个；宁波市：鱼类4个，贝类7个，虾1个；台州市：鱼类2个，贝类4个，虾1个；温州市：鱼类4个，贝类8个，虾1个；福州市：鱼类6个，贝类12个，虾1个；深圳市：鱼类4个，贝类8个，虾1个）。针对每一个鱼类或贝类及虾类样品，采购1—3条或1.5 kg左右的量。采集的水产品运送至实验室后，测量样品长度，对于每个采样点的每一种虾类及贝类样品，随机各取8个进行长度测量，取平均值。用纯水清洗去除水产品表面泥沙等杂质，沥干后取贝类的可食用部分、鱼肉或虾肉，经冷冻干燥后，用研磨机研磨混匀，储存于−20℃冰箱。冷冻干燥前后称量样品重量以计算样品水分。样品脂肪含量根据中国食品安全国家标准（GB5009.6—2016）食品中脂肪的测定方法[20]进行测定。对部分鱼类的其他部位(肝脏、鱼鳃、鱼皮、鱼籽)进行同样处理，用于锑在鱼体内的累积分布特征研究。
1.2 分析方法
根据中国食品安全国家标准（GB5009.137—2016）食品中锑的测定方法[21]进行水产品中锑的测定。具体步骤：称取0.2—0.5 g冷干样品于微波消解罐中，加入5 mL硝酸、1 mL过氧化氢后进行微波消解。冷却后，加入20 mL水，加热赶酸至0.5—1 mL，将消化液转移至10 mL容量瓶中，用纯水定容至刻度。随后，取5 mL消化液，加入1 mL盐酸(30%，V/V)和1 mL预还原剂(10% (M/V)硫脲+10% (M/V)抗坏血酸)，稀释定容至10 mL。静置30 min后使用原子荧光光谱仪(AFS-9750，北京海光仪器有限公司)检测。
1.3 质量保证与质量控制
国家标准物质，扇贝成分分析标准物质(GBW10024)，购于中国计量科学研究院，用于确保检测方法的准确性。通过上述分析方法测定的扇贝标准物质中锑含量为(16.1±1.32)ng·g−1，接近其参考值14 ng·g−1。另外对样品进行加标回收实验，100—200 ng·g−1加标水平下，锑的加标回收率在85%—98%范围内。水产品中锑的检出限（以3倍信噪比计）为0.13 ng·g−1。在每批样品分析过程中，均增设了国家标准物质、平行样、加标回收及对照空白分析。所有数据均扣除空白。所有样品测定值的相对标准偏差值（RSDn = 3）均小于10%。
1.4 健康风险评价
为评估通过食用水产品摄入锑对人体健康产生的潜在风险，对每日摄入评估量(Estimated daily intake EDI, μg·kg−1·d−1)进行了计算，计算公式如式(1):
EDI=∑(C×IR)×10−3/BW (1) 式中，C表示水产品中的锑含量(ng·g−1)，IR表示水产品的每日摄入量(g·d−1)，BW表示人体平均体重(kg)，以60 kg作为成人平均体重。不同人群的水产品摄入量差异较大，本文综合2020年中国统计年鉴[22]、中国膳食指南[23]以及Gulkowska等的研究[24]，将IR分为一般摄入量（47.7—75.6 g·d−1）、推荐摄入量（75 g·d−1）、高摄入量（235 g·d−1），并将Gulkowska等研究[24]中不同类型水产摄入量占比(鱼类、贝类和虾的占比分别为44.7%、32.3%、23.0%)应用于上述3种摄入量，以进行更准确的评估。
采用目标危害系数(Target hazard quotient, THQ)评估锑暴露的非致癌风险。如果THQ<1，表明评估项目对居民没有明显的健康风险。如果THQ≥1，则评估项目对人体存在有潜在的健康风险，应采取防护措施。THQ越高意味着经历长期非致癌性危害的可能性越高。THQ计算公式如式(2)。
THQ=∑(C×IR)×EF×ED×10−3/(RfD×BW×TA) (2) 式中，EF为暴露频率(365 d·a−1)，ED为总暴露时间(70 a)，RfD为口服参考剂量，TA为非致癌物的平均接触时间(ED×365 d·a−1)。美国环境保护署(USEPA)规定锑的口服参考剂量为0.4 μg·kg−1·d−1[25]。
1.5 数据统计分析
采用SPSS 18.0软件对实验数据进行统计分析。Kolmogorov–Smirnov检验表明，目标数据不符合正态分布。因此，采用Kruskal–Wallis H检验来评估锑含量在城市或物种间的显著差异性。当锑含量存在显著差异时，使用Mann-Whitney U检验来确定组间的差异。使用Spearman相关性分析探讨锑含量与个体身体特征(长度、重量、水分和脂肪含量)的关系，当P<0.05时，差异具有统计学意义。本文中样品的锑含量均以湿重计。样品中目标物含量低于检出限时，以0代替，便于数据统计分析。
2. 结果与讨论(Results and discussion)
2.1 水产品中的锑含量
采自国内8个典型沿海城市的124份市售水产品样品中锑的检出率为64.5%，其含量范围为<0.13—37.8 ng·g−1（平均值5.70 ng·g−1，中位值2.89 ng·g−1），远低于中国香港食物掺杂(金属杂质含量)规例标准(锑的最高限量值为1000 ng·g−1)[26]，表明中国沿海城市水产品污染程度低。山东烟台市水产品锑的检测结果同样也表明该沿海城市海产品中未出现锑污染[15]。现阶段国内外对于水产品中锑污染情况的其他研究主要集中在矿区[6-7, 27-30]，这些地区锑污染严重，例如湖南锡矿山，作为世界上储量最大的锑矿，当地鱼体中锑平均含量则达15 ng·g−1（59.8 ng·g−1干重，以75%含水率换算）[6]，受采矿污染的南非Olifants河中鱼体内锑的最高含量更是高达28600 ng·g−1 [29]，远远高于本次研究鱼体中锑的最高含量（7.40 ng·g−1）。
不同城市市售水产品中锑含量分布如图1a所示，其平均含量由高到低排序为舟山市(12.7 ng·g−1)、宁波市(10.2 ng·g−1)、温州市(6.94 ng·g−1)、深圳市(6.84 ng·g−1)、盐城市(3.59 ng·g−1)、福州市(3.21 ng·g−1)、台州市(2.42 ng·g−1)、杭州市(2.27 ng·g−1)。经Kruskal–Wallis H检验发现各个城市之间水产品中的锑含量并无显著差异(P<0.05)，这与之前关于这些地区水产品中汞和硒的研究结论一致[31]，这一现象可归因于多种因素，包括：(1)研究中的采样城市主要集中在中国东部；(2)市场所售的水产品多为人工养殖产品，其生长时间较短，对于污染物的累积时间较少；(3)沿海海洋系统中的锑含量被海流均匀化；(4)一些水生生物对锑的积累能力较弱，即使采样地点受到人为污染，生物体中的锑浓度也可能很低[14]。
图 1 (a)中国八个沿海城市水产品中和(b)三类水产品（鱼、贝类及虾）中的锑含量Figure 1. Concentrations of Sb (a) in aquatic products from eight coastal cities in China, and (b) in three categories (fish, shellfish and shrimp)不同类别水产品中锑的赋存具有明显差异。锑在贝类和虾中的检出率分别达98.5%和87.5%，而鱼中检出率仅为16.0%。鱼肉中锑的含量(平均0.57 ng·g−1)明显低于贝类(9.40 ng·g−1)和虾(7.30 ng·g−1)(图1b)，这可能与不同生物的锑积累转化能力、生活习性及栖息环境有关。现阶段对此研究较少，有研究指出锑的毒理作用及生物行为与砷相似[6, 32]。贝类对于砷的同化吸收能力要比鱼类强[33-34]，推测贝类对于锑的同化吸收能力也可能比鱼类强。底栖生物对锑的累积能力比浮游生物强[18]，贝类大多栖息于水底沉积物中，沉积物通常沉积了大量重金属和类金属，贝类更容易通过接触沉积物富集锑。在贝类中，腹足类的锑含量(平均值13.5 ng·g−1)高于双壳类(8.57 ng·g−1)，可能是由于腹足类通常以藻类及双壳类为食。
为揭示个体对水产品中锑累积的影响，本研究对锑含量与个体身体特征(长度、重量、水分和脂肪含量)进行了Spearman相关性分析。如图2所示，仅在贝类脂含量与锑含量之间存在有明显的负相关性(y=−1.5856x+15.9793, N=66, R2=0.12, P<0.05)，并未发现锑含量和其他身体特征之间存在显著相关性，说明个体身体特征对水产品中锑积累的影响较小。
图 2 水产品样品个体身体特征与锑含量之间的相关性(NS表示无显著相关性)Figure 2. Relationship between individual body characteristics and concentrations of Sb in the aquatic product samples2.2 鱼体不同部位中的锑含量
由于生物体不同部位对金属的吸收、调节、储存、生物转化和排泄作用不同，锑在鱼体不同器官或组织中的分布具有差异性。如表1所示，在大多数样品中，鱼鳃中锑的检出率和含量较高，其后是肝脏和肌肉，鱼皮和鱼籽中锑均无检出。这一结果与先前的研究结果一致[6, 19]。鱼鳃中的锑含量高于其他器官，这可能与鱼鳃的离子调节作用有关。由于鱼鳃组织表面积大，含有大量的主动运输泵，可从外部水环境运输离子进来，同时鳃组织可以分泌黏液，是捕获金属的结合点。此外，鱼鳃具有排泄作用，会导致更多的锑被转运至鱼鳃中[19]。关于砷、铜等金属的研究发现，当经由食物暴露途径时，鱼鳃中的金属浓度通常低于其他器官[35-36]。在本研究中，鱼鳃中的锑浓度较高，而包括肝脏在内的其他器官中的锑含量很低（大多低于检出限），暗示着所研究鱼摄入锑的主要途径并非食物暴露途径，鱼体中锑主要来源于水体中锑。
表 1 中国市售鱼体不同部位中的锑含量Table 1. Concentrations of Sb in different parts of the marketed aquatic products in China品种Species 部位Parts 锑含量/(ng·g−1)Sb concentrations 品种Species 部位Parts 锑含量/(ng·g−1)Sb concentrations 罗非鱼 肌肉 ND. a 昂刺鱼 肌肉 ND. 肝脏 2.47 肝脏 ND. 鱼皮 ND. 鱼皮 ND. 鱼鳃 14.7 鱼鳃 35.3 珍珠斑 肌肉 ND. 鮰鱼 肌肉 1.60 肝脏 ND. 肝脏 ND. 鱼皮 ND. 鱼皮 ND. 鱼鳃 3.77 鱼鳃 14.3 桂鱼 肌肉 ND. 龙头鱼 肌肉 ND. 肝脏 1.84 肝脏 2.37 鱼皮 ND. 鲫鱼 肌肉 ND. 鱼鳃 25.9 鱼皮 ND. 鳊鱼 肌肉 ND. 鱼籽 ND. 肝脏 7.32 黄鱼 肌肉 ND. 鱼皮 ND. 鱼皮 ND. 鱼籽 ND. 鱼籽 ND. a ND (not detected) 表示未检出. | Show Table
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2.3 食用风险评价
中国8个沿海城市居民锑的平均EDI、 THQ、及鱼类、贝类和虾对THQ的相对贡献占比见图3。3种水产品食用水平下采样城市居民锑的平均EDI分别为0.002—0.014、0.002—0.017、0.006—0.053 μg·kg−1·d−1，远低于由美国环境保护署规定的锑口服参考剂量(0.4 μg·kg−1·d−1)。同时，各个城市居民在3种消费模式下的THQ均小于1。该结果表明，即使是水产品高摄入人群，例如渔民，通过水产品消费所产生的锑暴露风险也可以忽略不计，人体健康不会受到危害。在绝大多数采样城市中，贝类食用是通过水产品摄入锑的THQ主要贡献来源，占比达到39.4%—88.4%，鱼和虾的占比分别在0.4%—13.7%和2.71%—55.2%范围内。因此，在考虑减少通过食用水产品摄入的锑时，可优先减少贝类的食用量。总体而言，对于中国沿海城市居民来说，水产品中锑污染水平处于安全限值以内，可以放心食用，不必担心水产品中的锑暴露风险。
图 3 一般、推荐、高的水产品食用水平下，中国八个沿海城市居民锑的(a)平均每日摄入评估量(EDI)、(b)目标危害系数(THQ)、及(c)鱼类、贝类和虾的THQ贡献比例Figure 3. (a) Mean estimated daily intake (EDI), (b)target hazard quotient (THQ) of Sb from aquatic product consumption for residents in sampling cities in China under general, recommend and high intake consumption scenarios, and (b) relative contributions of fish, shellfish and shrimp to the THQ3. 结论(Conclusion)
本研究分析了中国8个典型沿海城市市售水产品中锑的分布特征及其食用风险。虽然在大多数市售水产品中能够检测到锑，但锑含量普遍较低。与空间区域因素及个体体征相比，物种、生活习性及栖息环境对水产品锑的积累起着更重要的作用。鱼鳃中锑含量较高，说明鱼鳃是鱼类累积锑的主要器官，同时暗示食物暴露并非鱼体摄入锑的主要途径。健康风险评估结果表明，所采样地区居民食用水产品所导致的锑暴露风险可以忽略不计。尽管如此，考虑到锑被广泛应用于各种工业行业，所造成的环境污染越来越严重，仍需要持续关注水产品中锑含量变化以防控相关健康风险。
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图 1 7 d内藻液叶绿素a含量变化
Figure 1. The change of chlorophyll-a content in algal fluid in 7 days
图 2 溶藻菌XMC生长曲线及Logistic拟合曲线
Figure 2. Growth curve and Logistic fit curve of algicidal bacteria XMC
图 3 溶藻菌XMC溶藻过程的动力学曲线与生长动力学曲线
Figure 3. Kinetic Curve and growth kinetics curve of algicidal bacteria XMC
图 4 不同菌液处理方式对溶藻效果的影响
Figure 4. Effect of different bacterial solution treatment on the algae-dissolving effect
图 5 溶藻前后菌藻共生红外光谱及峰面积图
Figure 5. Infrared spectrum peak area of symbiosis of bacteria and algae before and after algae dissolution
表 1 系列菌株形态特征
Table 1. Morphological characteristics of strains
菌株编号Strain number 大小/mmSize 形状Shape 颜色Color 表面形态Surface morphology 溶藻率/%Algae lysing rate 1# 1—3 圆形Circular 乳白Milky white 表面及边缘都光滑凸起Surface and edges are smooth and raised 48.91 2# 1—2 圆形Circular 白White 中间干瘪，凹The middle is shriveled and sunken 25.18 3# 3—4 圆形Circular 白White 表面及边缘都光滑凸起Smooth and convex surface and edge 9.73 4# 1—3 圆形Circular 橙黄Orange yellow 表面及边缘都光滑凸起Smooth and convex surface and edge 39.65 5# 1—2 圆形Circular 粉Pink 表面光滑smooth surface 4.52
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