环境因子对红胞藻JZB-2降解海水中对二甲苯的影响

姚 宇,李 皓,孟范平*

环境因子对红胞藻JZB-2降解海水中对二甲苯的影响

姚 宇1,李 皓2,孟范平1*

(1.中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室,山东 青岛 266100；2.中国水产科学研究院黄海水产研究所,山东 青岛 266071)

前期研究分离得到一种隐藻门微藻—红胞藻(sp. JZB-2),能够快速生物降解海水中的PX.为了判断该微藻用于PX污染海域生物修复所需的适宜条件,依次研究4种环境因子(海水pH值、温度、盐度和光强)对该微藻生长及其降解PX的影响.结果表明:各因子均对红胞藻JZB-2生长及其降解PX产生较大影响.pH 7.0～8.5时微藻生长最快,但是最有利于PX降解的pH值为 7.0.微藻生长适宜盐度为14～35,而PX降解速率最大值出现在盐度35时.温度20～30℃时最有利于微藻生长,而PX降解的最适温度为30℃.光强的影响比较特别,在光照条件下,微藻在200～400 μmol/(m2·s)时生长较快,但是PX降解速率在800 μmol/(m2·s)时最大;黑暗条件下微藻无法生长却仍能快速降解PX,这有利于泄漏事故海域生物修复在阴雨天气和夜间正常进行.研究结果将为红胞藻JZB-2在污染海域的合理应用提供依据.

环境因子；微藻；海水；对二甲苯(PX)；生物降解

二甲苯是一种重要的芳烃类化合物,其市场需求量和海上运输量巨大,因而被认为是海上泄漏事故中最为常见的危险化学品之一[1-3].作为二甲苯的3种同分异构体之一,对二甲苯(PX)是生产纺织品、涂料、染料和农药等工业产品的重要原料.2020年全球PX的生产量达到6447.6´104t/a[4].中国是全球最大的PX需求国,2018年,全国的PX消费量为2614´104t/a[5].有研究报道[6],PX对大多数鱼类、甲壳类、微藻具有中等毒性(96h LC50或96h EC50或48h EC50处于1～10mg/L之间),这意味着泄漏入海的PX将会严重危害海洋生物生长并造成海洋生态破坏.本文前期研究[7]表明,PX通过自然衰减被去除的进程较为缓慢,溶于海水中的PX无法在短时间内降至安全浓度以下.为此,必须采取人为措施进行生物强化修复,以加速海水中PX的消除.

微藻是海洋生态系统中的初级生产者,主要通过光合作用进行自养生长,同时有些微藻还能利用有机碳源进行异养生长[8],因此近年来利用微藻降解环境中有机污染物的研究日益增多[9-11].利用微藻去除有机污染物不需要氧气和有机碳源,还能增加水中的溶解氧含量和去除氮磷营养盐,并为高营养级海洋生物提供食物,促进受损海洋生态系统快速恢复.因此,微藻比细菌更适于海洋中有机污染物的去除[12-13],基于微藻的生物降解作用有望成为危险化学品泄漏海域生物强化治理的重要手段.

红胞藻(sp. JZB-2)是本文研究团队从青岛市胶州湾海水中筛选分离得到的一种隐藻门微藻[13],能够将海水中10mg/L和30mg/L的PX分别在4d和6d内完全降解,在高浓度PX污染海域生物修复中具有较好应用潜力.然而,海上泄漏事故可能发生在不同海域和季节,环境条件差异很大.已有研究报道,环境因子(光照、温度、pH值、盐度等)的变化会影响到微藻降解有机污染物的效果[14-16].为保证投加到海洋中的红胞藻JZB-2发挥生物修复作用,掌握PX降解程度随环境因子的变化趋势并确定最适海洋环境条件十分必要.本研究拟通过单因子影响试验分析海水盐度、pH值、温度以及光照强度对红胞藻JZB-2降解PX的影响,并结合微藻生长的比生长速率以及其对PX降解的一级动力学模型拟合的结果,为PX污染海域的生物修复提供技术依据.

1 材料与方法

1.1 材料

天然海水:取自青岛沙子口近岸海域,利用盐度计(S/Millα,日本ATAGO公司)和pH计(PHS-3C,上海理达仪器厂)测得其盐度和pH值分别为32和7.90.使用0.45 μm醋酸纤维滤膜滤去杂质.

F/2培养基:按下列配方[17]配制.每升海水中含有75mg NaNO3;5mg Na2HPO4·H2O;4.36mg EDTA·Na2;1mL微量元素溶液(含ZnSO4·4H2O 0.023g/L,CoCl2·6H2O 0.012g/L,FeCl3·6H2O 3.2g/L, MnCl2·4H2O 0.178g/L,CuSO4·5H2O 0.010g/L, Na2MoO4·2H2O 0.006g/L)和1mL维生素溶液(含维生素 B120.0005g/L,维生素B10.100g/L,生物素0.0005g/L).于121℃高压灭菌20min,冷却后备用(pH值为8.40、盐度为32.2).

红胞藻JZB-2:为本文研究团队2019年从胶州湾海水中分离得到.将其接种到F/2培养基中,在温度为20℃、光强为60μmol/(m2·s)、光暗周期为14h/10h条件下预培养至指数生长期.使用前加入混合抗生素(环丙沙星4mg/L、庆大霉素1mg/L、卡那霉素0.5mg/L和四环素0.5mg/L)[18]以抑制藻液中细菌的生长.

试剂:PX(纯度>99%)和1-氯萘(纯度>97.0%)购自上海梯希爱化成工业有限公司;二氯甲烷(色谱纯)购自上海默克化工技术有限公司;二甲基亚砜(DMSO,液相色谱纯)购自天津市科密欧化学试剂有限公司,海水素购自山东贝森饲料有限公司,其他药品均为分析纯,购自国药集团化学试剂有限公司.

PX储备液:将0.05g PX用 DMSO溶解并定容到1mL,浓度为5×104mg/L,经尼龙滤膜(0.22μm)过滤后避光密封保存.

海水素饱和溶液:使用灭菌蒸馏水溶解足量的海水素得到饱和溶液(盐度为63.5).经聚醚砜滤膜(0.22μm)过滤后密封保存,用于藻液盐度调节.

1.2 方法

1.2.1 培养方法 将指数生长期的红胞藻JZB-2用新配的F/2培养基稀释至藻细胞密度为10´104cells/mL,分装于一系列50mL具盖透明样品瓶中(10mL/瓶),各加入适量PX储备液并混匀,使其初始浓度理论值为10mg/L.将样品瓶置于定轨振荡光照培养箱(PGX-250D-LED,江苏天翎仪器公司)中连续培养4d,培养条件同1.1节的预培养,培养箱转速为100r/min.

1.2.2 环境因子影响试验 (1)pH值影响试验:将F/2培养基用0.1mol/L的HCl或NaOH溶液调节pH值到设定值(表1).微藻经每种pH值的F/2培养基稀释后,分装于48只样品瓶中.培养期间分8次取样(即第0d一次、1～4d每隔0.5d一次),每次取6瓶,其中3瓶用于藻细胞密度测定(=3),另外3瓶用于PX浓度测定(=3).

(2)盐度影响试验:预先使用灭菌蒸馏水或海水素饱和溶液将培养基盐度调至设定值(表1).各盐度培养基稀释的藻液分装、培养方法和测定频率均与pH影响试验相同.

(3)温度、光强影响试验:按1.2.1节方法分装藻液和加入PX后,分别在不同温度、不同光强(表1)下培养.后续步骤同pH值影响试验.

表1 不同环境因子影响PX生物降解的试验设计

1.2.3 指标测定方法 (1)藻细胞密度:吸取1mL藻液,加入鲁哥氏(Lugol)碘液染色15min,随后转移到血球计数板上,利用YS100型双目生物显微镜(Nikon,日本)对藻细胞进行计数,得到藻细胞密度(cells/mL).按照式(1)计算比生长速率():

式中:1为1时刻的藻细胞密度;2为2时刻的藻细胞密度, cells/mL.

(2)藻液中PX浓度:参考Jin等[19]的方法.将每只样品瓶的藻液离心10min(5000r/min),向上清液中加入5mL含5mg/L 1-氯萘(内标)的二氯甲烷,充分混匀以萃取PX.取下层有机相用无水硫酸钠干燥脱水,经尼龙滤膜(0.22μm)过滤后,采用GC-MS (6890N/ 5975B,美国Agilent公司)测定萃取液中的PX浓度.气相色谱条件为:HP-5型毛细管柱(30m×0.25mm× 0.25μm);进样口290℃,不分流进样,进样量为1.0μL;柱箱升温程序:40℃保持4min,以10℃/min升温至120℃,25℃/min至180℃保持3min;载气为氦气,流速为1.0mL/min.质谱条件:电子轰击离子源(EI源),离子源温度为230℃;接口280℃;四级杆150℃;选择离子模式.以PX与1-氯萘(内标,5mg/L)的浓度比为横坐标,以GC/MS分析得到的PX与1-氯萘的峰面积比值为纵坐标,绘制标准曲线,计算PX浓度.按式(2)计算PX去除率:

式中:C为时刻藻液中剩余PX浓度,mg/L;0为藻液中初始PX浓度,mg/L.

1.2.4 一级动力学方程拟合 已有研究报道,微生物(细菌、微藻)对于PX[20]、壬基酚[21]、多环芳烃和烷基酚[22]、卡马西平[23]、替加环素[24]、二嗪农[25]、毒死蜱[26]等有机污染物的降解过程符合一级动力学模型.因此,本研究采用该模型(式(3))[27]对红胞藻JZB-2降解PX的结果进行拟合:

式中:0为试验开始时培养基中PX浓度,mg/L;C为时刻培养基中PX浓度,mg/L;代表降解速率常数,1/d;为降解时间,d.

PX降解半衰期按下式计算:

1.3 数据处理与分析

试验中各处理组藻液中的藻细胞密度以及PX的浓度均重复测定3次,所得结果表示为平均值±标准差.使用SPSS 19.0软件对实验数据进行单因素方差(ANOVA)分析,<0.05视为差异具有显著性.

2 结果与讨论

2.1 pH值对红胞藻JZB-2生长及其降解PX的影响

pH值是海水的关键理化性质之一,也是影响海洋环境中生物学过程的重要化学因素[28].天然海水通常呈弱碱性,pH值一般在7.5～8.2之间变化[29],但在受纳工业废水(例如电厂酸性废水)的滨海区域[30], pH值可降至7.0左右;而虾蟹养殖海水pH值高达9.0以上[31].由图1(a)可见,在培养基中PX浓度相等的情况下,红胞藻JZB-2在pH 7.0～8.5的生长曲线比较接近,培养4d后的藻细胞密度达到(101.8～114)´104cells/mL,远高于pH9.0时的藻细胞密度(73.2´104cells/mL).pH 9.0处理组的值也显著低于pH 7.0～8.5时的水平(<0.05).Latsos等的研究结果与此相似[32]:隐藻门微藻盐生红胞藻()在pH 7.0时的生物质产率高于pH 8.5时的水平.这是因为,高pH值下海水中CO2的可利用性降低,影响到浮游植物的光合作用及其生长:CO2是微藻光合过程利用的主要无机碳形式,其与核酮糖二磷酸羧化酶的结合对于光合作用至关重要[28].根据水中3种无机碳的浓度比例与pH值的关系可知,pH>8.3的水中不存在CO2,因此,pH 9.0时的微藻生长减慢.

与此相一致的是,微藻对PX的降解在pH 7.0时最快,经过2.5d,去除率已达到97.86%;而pH 9.0时经过3.5d去除率才能达到98.68%(图1(b)).根据一级动力学方程拟合结果,随着pH值升高,PX的值和1/2值分别呈逐渐降低和逐渐增大趋势,其中,的最高值和最低值分别出现在pH 7.0和pH 9.0时,前者为后者的1.64倍(<0.05);其它pH值下的PX降解效果居中且相互间差异不显著(>0.05).这表明,pH 7.0最适合红胞藻JZB-2降解PX,而pH值增大不利于PX生物降解.这可能是因为,pH 7.0下生长良好的微藻能够自身合成较多降解目标污染物的酶(内在酶)或在PX诱导下合成这些酶(诱导酶)[33],从而加快PX的生物转化和去除.

不同字母表示存在显著性差异(<0.05)

2.2 盐度变化对红胞藻JZB-2生长及其降解PX的影响

盐度也是一种重要的海洋环境因子.其空间分布极不均匀.大洋海水的盐度平均值最高为34.90,某些海域则因降水量、径流量远远超过蒸发量而具有较低盐度(15或3)[29].根据图2(a),在PX存在下,红胞藻JZB-2在盐度14～35范围内的生长较为接近,培养4d后,细胞密度处于100.2×104～ 105.4×104cells/mL之间,且值无显著差异,表明该微藻具有一定的广盐性,可在中、高盐度下正常生长.而盐度降为6时,微藻生长明显减慢,其值显著低于其它盐度下的水平,表明较低盐度会造成微藻生长不良.

由图2(b)可见,在盐度为6时,未检测到PX浓度降低;盐度为14时,PX有所降解,但是培养4d后去除率仅为29.37%.相反,在较高盐度下PX均能得到有效降解,其中,盐度为35时,PX浓度降低程度最大,经过2.5和3d,去除率分别达到96.91%和99.25%;其它盐度下培养4d后的PX去除率介于95.17%～98.60%.

针对不同盐度下(盐度6除外)的PX降解曲线进行一级动力学方程拟合的结果显示,值随着盐度增加而逐渐增大,且相邻处理组之间差异显著(<0.05),表明盐度变化对红胞藻JZB-2降解PX的影响很大:最适盐度为35,而当盐度£14时,PX降解效果不佳甚至无法降解.微生物对有机污染物的修复能力受到盐度影响也见于文献报道中.例如, Xiong等[16]将斜生栅藻()接种到含左氧氟沙星(LEV)的人工合成污水(不含NaCl)中,培养11d,LEV的去除率仅为4.53%(=0.005 1/d,1/2=272d),而随着污水的盐度增加(加入NaCl),LEV的降解速度大大加快,当NaCl浓度达到171mmol/L时,值增至0.289 1/d,1/2降至5d.Adelaja等[34]报道,在微生物燃料电池中,当盐度由0增至15时,菲和苯的去除率明显增大.较高盐度促进微藻对污染物的降解可能有2方面原因:①高盐度能够刺激藻细胞合成较多与污染物降解有关的酶.有研究证明,盐胁迫能够促进藻细胞内许多与羧化酶/脱羧酶、脱氢酶、转移酶和还原酶对应的基因表达上调[35].本文前期对暴露于PX的海链藻(sp. OUC2)进行蛋白组学分析发现,苯甲醇脱氢酶、苯甲醛脱氢酶均为参与PX降解的酶[36].此外,有研究观察到,盐胁迫下藻细胞内的类亚铁氧化酶含量显著增加[37].这种氧化酶可将电子传递到细胞色素P450催化的羟基化反应,最终促进细胞内有机污染物的降解.②高盐度促进藻细胞对污染物的吸收和积累.在Xiong等[16]的研究中,将斜生栅藻在含LEV的人工合成污水(NaCl浓度为171mmol/L和0)中培养11d,LEV的生物富集因子(BCF)分别为395和26,相差15倍.较多的污染物进入藻细胞后,可以在降解酶作用下得到充分降解.

不同字母表示存在显著性差异(<0.05)

2.3 温度变化对红胞藻JZB-2生长及其降解PX的影响

我国四大海区的月均表层水温在1.2～29.7℃之间[38].图3(a)显示,在含PX的培养基中,红胞藻JZB-2在25℃时长势最好,培养4d后的藻细胞密度达到111.3´104cells/mL;当温度偏离25℃时,微藻生长变慢,其中,20℃、30℃下培养4d后的藻细胞密度分别为25℃下的85.80%和74.75%;而5℃、10℃时几乎未见其生长,或仅在最后0.5d有少许生长.值计算表明,温度为20～30℃时,微藻的生长速率无显著差异.该微藻对温度的生长适应性与其它海域中分离得到的红胞藻相近.Oostlander等报道,当光强为600μmol/(m2·s)时,一种红胞藻(sp.)的生长最适温度为25℃[39];分离自澳大利亚达尔文港的一种红胞藻(sp.(NT15))在pH 8.3、盐度25、光强80μmol/(m2·s)条件下的最适生长温度为25～27℃[40];从巴西东北海域分离出的一种红胞藻在光强为50和150μmol/(m2·s)时,20℃、26℃下的值均高于32℃[41].

不同字母表示存在显著性差异(<0.05)

红胞藻JZB-2对PX的降解程度也随着温度变化而变化(图3(b)):30℃时PX降解最快,经过2d即被100%去除;25和20℃时,PX分别可在2.5和3.5d内被完全去除;而其它温度下微藻均无法在4d内将PX完全去除.一级动力学方程拟合结果也显示,PX的值在30℃时最大,并随着温度降低而大幅减小,15, 10,5℃时的值分别仅为30℃时的3.32%、0.73%和0.11%,可见低温(15℃以下)对于微藻降解PX极为不利.其它研究也发现温度会影响微藻对有机污染物的降解程度,最适温度因藻种和污染物种类而异.例如,莱茵衣藻()对菲和苯并[a]蒽降解的最佳环境温度为25℃[42];蛋白核小球藻()有效降解苯酚的温度为(35±2)℃[43].本文前期研究证明[36],微藻通过单加氧酶、芳香醇脱氢酶、苯甲醛脱氢酶、苯甲酸1,2-双加氧酶和邻苯二酚2,3-双加氧酶的催化作用而能对PX代谢和转化.而酶活性容易受到温度的影响,特别是,低温会抑制微生物细胞内的多种酶活性,进而对微生物的生长、细胞代谢活动产生影响[44].红胞藻JZB-2降解PX的最适温度为30℃而不是20℃或25℃,可能是由于藻细胞内的PX降解酶在30℃下能被更大程度激活所致.

2.4 光照强度变化对红胞藻JZB-2生长及其降解PX的影响

光照是影响微藻生长最重要的环境因子之一,其通过影响光合作用而控制微藻生长[45].虽然地球表面的最高太阳辐照度可达2220μmol/(m2·s),但是只有波长380～710nm的光谱成分对植物光合作用有效,这部分光强(约767μmol/(m2·s))被称为光合有效辐射(PAR)[46].基于此,本文在PAR 0～800μmol/ (m2·s)范围内设置不同水平,测定红胞藻JZB-2的生长及其降解PX的程度.由图4(a)可见,红胞藻在完全黑暗条件(0μmol/(m2·s))下不能生长,而在其它光强下均有不同程度生长.从这一点看,红胞藻属于自养生物,其在黑暗处无法通过光合作用合成生长所必需的物质.该微藻在中等光强下(200和400μmol/ (m2·s))生长较快,培养结束时藻细胞密度分别达到139.0×104和122.8×104cells/mL,值显示二者无显著差异(<0.05).随着光强增大,值有所降低,这是因为,较高光强固然可以为光合作用提供充足光能,但是过高的光量子密度将超过光合所需而引起光损伤,导致光合能力降低和生长抑制[47].有研究发现,同属隐藻门的一种海洋红胞藻(sp.)生长的最适光强为150μmol/(m2·s)[40].另一株隐藻门隐藻属的微藻(sp)[48]的饱和光强为150μmol/(m2·s).可见,红胞藻JZB-2对高光强具有较好耐受性.

不同字母表示存在显著性差异(<0.05)

红胞藻JZB-2在不同光照强度下对PX的降解趋势相似,自2.5d开始PX浓度大幅度降低,在4d内去除率均达到95.64%以上(图4(b)).但是,基于一级动力学方程拟合结果可知,不同光强下的降解速率仍存在显著差异(<0.05),由大到小依次为: 800μmol/(m2·s) > 400μmol/(m2·s) > 600μmol/(m2·s) > 200μmol/(m2·s),这意味着晴朗天气下红胞藻JZB-2降解PX的效果好于光照不足的天气.有趣的是,在完全黑暗条件下,无法生长的红胞藻仍能有效去除PX,且降解趋势与光照条件下基本一致,3d、4d后PX去除率分别达到94.15%和99.47%,降解速率(1.89 1/d)甚至高于有光照时的水平(0.91～1.47 1/d).Nazos等[49]研究莱茵衣藻()对苯酚的降解发现,完全黑暗条件下微藻不能降解苯酚.余云龙[50]报道,黑暗条件下普通小球藻()对废水中化学需氧量(COD)的去除效果优于光照条件,其原因是小球藻在无光条件下进行异养生长,利用废水中有机物作为生长所必需的碳源.王曰杰的研究[51]则指出,在黑暗条件下无法生长的球等鞭金藻()却能完全降解100mg/L以下的苯酚,只是所需时间比光照条件下更长.可见,红胞藻JZB-2在黑暗处能够降解PX并非偶然.一般认为,微生物对有机污染物的降解效果与细胞内降解酶活性的高低密切相关[52].有研究采用蛋白组学方法研究一种海洋微藻——海链藻(sp. OUC2)对PX的降解机理[36]发现,暴露于PX后, 藻细胞内与PX降解相关的多种蛋白(包括单加氧酶、芳香醇脱氢酶、苯甲醛脱氢酶、苯甲酸1,2-双加氧酶和邻苯二酚2,3-双加氢酶)均显著上调,表明这些酶的活性受到PX诱导,从而使微藻具有降解PX的能力.同时,有研究则发现[53],在其它条件相同的情况下,接种密度为105cells/mL时, 红胞藻JZB-2对10mg/L的PX去除率(96h达到99%以上)大于接种密度106cells/mL时的去除率(120h内仅为53.17%).由此认为,微藻生长良好(即藻细胞密度较大)并非影响PX生物降解的决定因素,而降解酶活性诱导程度可能更为关键.据此推测,本文观察到红胞藻JZB-2能在黑暗处对PX降解,可能是因为其对降解酶的诱导无需光照即可实现,而且同黑暗条件(暴露期间藻密度基本维持在105cells/mL左右)相比,那些光照处理组的藻细胞密度随暴露时间延长而逐渐增大,使得体系中单个藻细胞对应的PX暴露量较少,相应的,降解酶活性的诱导程度较低,对PX的降解速度较慢.今后需进行更多研究,以便对黑暗条件下微藻降解PX的机理作出全面准确的分析.从另一个角度看,微藻能在无光条件下降解PX对于泄漏事故海域生物修复是有利的,因为事故发生后数日内如果一直处于阴雨天气,红胞藻JZB-2会生长不良,而夜间几乎不能生长,但是这并不会影响其对PX的降解,可以使生物修复持续进行而在短期内获得良好效果.

3 结论

3.1 红胞藻JZB-2生长的适宜环境条件为:pH 7.0～ 8.5、盐度14～35、温度20～30℃、光强200～400μmol/ (m2·s).

3.2 红胞藻JZB-2降解PX的适宜环境条件为: pH7.0、盐度35、温度30℃、光强800 μmol/(m2·s).

3.3 在完全黑暗条件下,红胞藻JZB-2仍能快速降解PX,这种特性有利于泄漏事故海域生物修复在阴雨天气和夜间正常进行.

[1] Health and Safety Representatives (HASREP) project. Report on task 1: Monitoring of the flow of chemicals transported by sea in bulk [R]. The Netherlands: The Alliance of Maritime Regional Influences in Europe (AMRIE), 2005.

[2] Cunha I, Moreira S, Santos M M. Review on hazardous and noxious substances (HNS) involved in marine spill incidents—An online database [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,285:509-516.

[3] 王菲菲,孟范平,林雨霏,等.海上泄漏事故中有机化学品的理化行为、生态危害与污染控制综述 [J]. 海洋环境科学, 2019,38(3): 471-481.

Wang F F, Meng F P, Lin Y F, et al. Review of physicochemical behaviors, ecological damage and pollution control of organic chemicals spilled in marine transportation accidents [J]. Marine Environmental Science, 2019,38(3):471-481.

[4] 安 超.全球对二甲苯供需分析与预测[J]. 世界石油工业, 2021, 28(3):37-43.

An C, Analysis and forecast of global p-xylene supply and demand [J]. World Petroleum Industry, 2021,28(3):37-43.

[5] 华经情报网.2019年中国对二甲苯(PX)产需现状及前景展望,新建产能逐步投产,供给或从短缺走向过剩[EB/OL]. https://www.huaon. com/story/466103, 2019-09-12.

Huajing information network. Production and demand status and prospects of(PX) in China in 2019, New capacity gradually put into production, supply or from shortage to surplus [EB/OL]. https://www.huaon.com/story/466103, 2019-09-12.

[6] Duan W, Meng F, Wang F, et al. Environmental behavior and eco- toxicity of xylene in aquatic environments: a review [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017,145:324-332.

[7] Duan W, Meng F, Peng X, et al. Kinetic analysis and degradation mechanism for natural attenuation of xylenes under simulated marine conditions [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019,168: 443-449.

[8] Perez-Garcia O, Escalante F M E, de-Bashan L E, et al. Heterotrophic cultures of microalgae: metabolism and potential products [J]. Water Research, 2011,45(1):11-36.

[9] Gao J, Chi J. Biodegradation of phthalate acid esters by different marine microalgal species [J]. Marine Pollution Bulletin, 2015,99(1): 70-75.

[10] Wang Y, Meng F, Li H, et al. Biodegradation of phenol byscreened from eight species of marine microalgae: growth kinetic models, enzyme analysis and biodegradation pathway [J]. Journal of Applied Phycology, 2019,31(1):445-455.

[11] Wang L, Xiao H, He N, et al. Biosorption and biodegradation of the environmental hormone nonylphenol by four marine microalgae [J]. Scientific Reports, 2019,9(1):1-11.

[12] Tan Z, Chen K, Liu P. Possibilities and challenges of China’s forestry biomass resource utilization [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2015,41:368-378.

[13] Li H, Li H, Meng F, et al. The biodegradation of para-xylene in seawater by a newly isolated oceanic microalgasp. JZB-2 [J]. Journal of Water Process Engineering, 2020,36:101311. DOI:org/10.1016/j.jwpe.2020.101311.

[14] Li H, Meng F, Wang Y, et al. Removal of phenol byin seawater under varying temperature and light intensity [J]. Journal of Oceanology and Limnology, 2020,38:773-782.

[15] Priyadharshini S D, Bakthavatsalam A K. A comparative study on growth and degradation behavior ofon synthetic phenol and phenolic wastewater of a coal gasification plant [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2019,7:103079.

[16] Xiong J Q, Kurade M B, Patil D V, et al. Biodegradation and metabolic fate of levofloxacin via a freshwater green alga,in synthetic saline wastewater [J]. Algal Research, 2017,25:54-61.

[17] Guillard R L L. Culture of Phytoplankton for Feeding Marine Invertebrates [M]//Culture of Marine Invertebrates Animals. New York: Plenum Press, 1975.

[18] Wang R, Diao P, Chen Q, et al. Identification of novel pathways for biodegradation of bisphenol A by the green algasp. WR1, combined with mechanistic analysis at the transcriptome level [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,321:424-431.

[19] Jin H M, Choi E J, Jeon C O. Isolation of a BTEX-degrading bacterium,sp. SB2, from a sea-tidal flat and optimization of biodegradation conditions [J]. Bioresource Technology, 2013,145: 57-64.

[20] Wang X, Wang Q, Li S, et al. Degradation pathway and kinetic analysis for p-xylene removal by a novelsp. strain WL1and its application in a biotrickling filter [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,288:17-24.

[21] Wang L, Xiao H, He N, et al. Biosorption and biodegradation of the environmental hormone nonylphenol by four marine microalgae [J]. Scientific Reports, 2019,9(1):1-11.

[22] Lofthus S, Almås I K, Evans P, et al. Biodegradation in seawater of PAH and alkylphenols from produced water of a North Sea platform [J]. Chemosphere, 2018,206:465-473.

[23] Xiong J-Q, Kurade M B, Abou-Shanab R A I, et al. Biodegradation of carbamazepine using freshwater microalgaeandand the determination of its metabolic fate [J]. Bioresource Technology, 2016,205:183-190.

[24] Zhong X, Zhang X, Zhou T, et al. Exploring kinetics, removal mechanism and possible transformation products of tigecycline by[J]. Science of the Total Environment, 2022, 817:152988.

[25] Kurade M B, Kim J R, Govindwar S P, et al. Insights into microalgae mediated biodegradation of diazinon by: Microalgal tolerance to xenobiotic pollutants and metabolism [J]. Algal Research, 2016,20:126-134.

[26] Avila R, Peris A, Eljarrat E, et al. Biodegradation of hydrophobic pesticides by microalgae: Transformation products and impact on algae biochemical methane potential [J]. Science of the Total Environment, 2021,754:142114.

[27] Sivagnanam S, Jayanthi A. Kinetic studies on enhancement of degradation of chlorpyrifos and its hydrolyzing metabolite TCP by a newly isolatedsp. JAS1 [J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2013,44(3):438-445.

[28] Chenl C Y, Durbin E G. Effects of pH on the growth and carbon uptake of marine phytoplankton [J]. Marine Ecology Progress Series, 1994, 109(1):83-94.

[29] 冯士筰,李凤岐,李少菁.海洋科学导论 [M]. 北京:高等教育出版社, 1999:58-60.

Feng S Z, Li F Q, Li S J. Introduction to Marine Science [M]. Beijing: Higher Education Press, 1999:58-60.

[30] 郭道清,梁春林,陈春亮,等.电厂脱硫酸性废水排放pH数值模拟及其对海水重金属溶出影响 [J]. 海洋开发与管理, 2013,(9):66-72.

Dao J Q, Liang C L, Chen C L, et al. Numerical modeling of pH value of desulphurized acid wastewater discharged from power plants and impact on heavy metal dissolution in seawater [J]. Ocean Development and Management, 2013,(9):66-72.

[31] 夏金树,周庆华.海水养殖池塘高pH值水质调控技术 [J]. 河北渔业, 2012,(11):26-27.

Xia J S, Zhou Q H. High pH water quality control technology in mariculture pond [J]. Hebei Fisheries, 2012,(11):26-27.

[32] Latsos C, Wassenaar E, Moerdijk T, et al. Effect of pH ongrowth, biochemical composition, and taste, produced in semi‑large scale under sunlight conditions [J]. Journal of Applied Phycology, 2022,34:1215-1226.

[33] Yao Y, Lv Z, Min H, et al. Isolation, identification and characterization of a novelsp. strain in biodegradation of tetrahydrofuran and its medium optimization using sequential statistics-based experimental designs [J]. Bioresource Technology, 2009,100(11):2762-2769.

[34] Adelaja O, Keshavarz T, Kyazze G. The effect of salinity, redox mediators and temperature on anaerobic biodegradation of petroleum hydrocarbons in microbial fuel cells [J]. Journal Hazardous Materials, 2015,283:211-217.

[35] Foflonker F, Ananyev G, Qiu H, et al. The unexpected extremophile: tolerance to fluctuating salinity in the green alga[J]. Algal Research, 2016,16:465-472.

[36] Duan W, Du S, Meng F, et al. The pathways by which the marine diatomsp. OUC2biodegrades p-xylene, combined with a mechanistic analysis at the proteomic level [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020,198:110687.

[37] Khona D K, Shirolikar S M, Gawde K K, et al. Characterization of salt stress-induced palmelloids in the green alga,[J]. Algal Research, 2016,6:434-448.

[38] 国家海洋局.2017年中国海洋生态环境状况公报[EB/OL]. http://aoc.ouc.edu.cn/18/9c/c9828a202908/pagem.htm, 2018-06-08.

State Oceanic Administration. Marine Ecological Environment Bulletin of China in 2017[EB/OL]. http://aoc.ouc.edu.cn/18/9c/ c9828a202908/pagem.htm, 2018-06-08.

[39] Oostlander P C, Houcke J V, Wijffels R H, et al. Growth and fatty acid content ofsp. under day:night cycles of light and temperature [J]. Algal Research, 2020,51:102034.

[40] Renaud S M, Thinh L-V, Lambrinidis G, et al. Effect of temperature on growth, chemical composition and fatty acid composition of tropical Australian microalgae grown in batch cultures [J]. Aquaculture, 2002,211:195-214.

[41] Chaloub R M, Motta N M S, de Araujo S P, et al. Combined effects of irradiance, temperature and nitrate concentration on phycoerythrin content in the microalgasp. (Cryptophyceae) [J]. Algal Research, 2015,8:89-94.

[42] 罗 均.莱茵衣藻对两种多环芳烃(PAHs)的降解特性及降解机制的初步研究[D]. 重庆:西南大学, 2019.

Luo J. Preliminary study on the degradation charicteristics and mechanisms of two kinds of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) by green Algae[D]. Chongqing: Southwest University, 2019.

[43] Priyadharshini S D, Bakthavatsalam A K. A comparative study on growth and degradation behavior ofon synthetic phenol and phenolic wastewater of a coal gasification plant [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2019,7:103079.

[44] Siddiqui K S. Some like it hot, some like it cold: Temperature dependent biotechnological applications and improvements in extremophilic enzymes [J]. Biotechnology Advances, 2015,33(8): 1912-1922.

[45] Sunda W G, Huntsman S A. Effect of pH, light, and temperature on Fe-EDTA chelation and Fe hydrolysis speciation in seawater [J]. Marine Chemistry, 2003,84:35-47.

[46] Mccree K J. The action spectrum, absorptance and quantum yield of photosynthesis in crop plants [J]. Journal of Agricultural Meteorology, 1971,9:191-216.

[47] Richmond A. Open systems for the mass production of photoautotrophic microalgae outdoors: physiological principles [J]. Journal Applied Phycology, 1992,4:281-288.

[48] Weng H X, Qin Y C, Sun X W, et al. Effects of light intensity on the growth ofsp. (Cryptophyceae) [J]. Environmental Geology, 2009,57:9-15.

[49] Nazos T T, Kokarakis E J, Ghanotakis D F. Metabolism of xenobiotics by: Phenol degradation under conditions affecting photosynthesis [J]. Photosynthesis Research, 2017,131(1): 31-40.

[50] 余云龙,邹 华,张 强,等.黑暗条件下普通小球藻处理废水的研究[J]. 食品与生物技术学报, 2012,31(9):938-943.

Yu Y L, Zou H, Zhang Q, et al. Study on wastewater treatment byunder dark condition [J]. Journal of Food Science and Biotechnology, 2012,31(9):938-943.

[51] 王曰杰.基于高浓度苯酚降解的海洋微藻筛选及其降解行为研究[D]. 青岛:中国海洋大学, 2018.

Wang Y J. Study on the biodegradation behavior of screened marine microalgae based on degradation of high concentration of phenol [D]. Qingdao: Ocean University of China, 2018.

[52] 臧淑艳,单华旭,姚淑华,等.苯并(a)芘降解过程中细菌降解相关酶的蛋白应答 [J]. 生态学杂志, 2018,37(10):3086-3091.

Zang S Y, Shan H X, Yao S H, et al. Protein response of bacterial enzymes involved in degradation during BaP degradation [J]. Chinese Journal of Ecology, 2018,37(10):3086-3091.

[53] Liu J, Du S, Meng F, et al. Enhanced biodegradation of para-xylene by the marine cryptophytesp. JZB-2by changing the concentrations of nutrients, iron, and vitamins [J]. Journal of Applied Phycology, 2022,34:2107–2116.

Effects of environmental factors on the degradation of paraxylene in seawater bysp. JZB-2.

YAO Yu1, LI Hao2, MENG Fan-ping1*

(1.Key Laboratory for Marine Environment and Ecology of the Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China；2.Yellow Sea Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Qingdao 266071, China)., 2023,43(1)：181～189

In previous study,sp. JZB-2, a Cryptophyta microalga, was isolated and tested to be capable of rapid biodegradation of PX in seawater. In order to optimize the suitable conditions for this alga used for the bioremediation of PX in contaminated sea areas, the effects of four environmental factors (seawater pH, temperature, salinity and light intensity) on the microalgal growth and the efficiency of PX degradation were studied. The results showed that each factor significantly affected the microalgal growth and PX degradation. The microalga grew fastest at pH between 7.0 and 8.5, but the highest degradation ratio occurred at pH 7.0. This microalga could growth well at salinity ranging from 14 to 35, and the maximum value of PX degradation rate appeared at the salinity of 35. A range of temperature from 20 to 30℃ was suitable for the microalgal growth, and the degradation ratio of PX peaked at 30℃. A special effect tendency was found for the light intensity. This microalga grew fast under the light intensity of 200～400μmol/(m2·s), however, the maximum degradation rate of PX occurred at 800 μmol/(m2·s). Interestingly, the microalga could not grow under dark condition but still degraded PX rapidly, which was beneficial to its usage in the spill accident sea area on rainy days or at night. This study provided a basis for the rational usage of JZB-2 to degrade PX in the contaminated sea areas.

environmental factors；microalgae；seawater；-xylene (PX)；biodegradation

X55

A

1000-6923(2023)01-0181-09

姚 宇(1998-),女,山东菏泽人,中国海洋大学硕士研究生,主要研究方向为海洋生态修复.

2022-06-15

国家自然科学基金资助项目(42077335)

* 责任作者, 教授, mengfanping@ouc.edu.cn