近年，随着养殖水平的不断提高，我国池塘养殖模式不再是单一的“进水渠-养殖池溏-排水渠”的方式，而是逐步向更高效更多元化的养殖形式发展，其中循环水养殖模式就是一种代表。循环水养殖系统是通过一系列水处理单元将养殖池中产生的废水处理后再次循环回用的模式。已有研究报道[1-3]，循环水养殖模式有增产、降低氮磷等营养盐含量、降低浮游动植物的生物量等多重优点。当由养殖水体富营养化引起的蓝藻水华[4-5]爆发时，蓝藻门的某些藻类尤其是微囊藻（Microcystis）会向水体中释放大量的微囊藻毒素（microcystins，简称MCs）是蓝藻水华造成的主要危害之一[6]。MCs对水生动物有强烈的毒害作用，可以显著抑制其胚胎发育、生长及繁殖，严重时甚至导致其大规模死亡[7-8]。但目前对MCs含量分布情况主要集中在自然湖泊、河流和池塘养殖中[9-11]，对新型的循环水养殖系统中MCs含量变化情况研究甚少。 在循环水养殖系统中，养殖尾水循环渠主要是养殖废水的排放和初步净化部分。本研究通过在蓝藻爆发时，检测室外养殖尾水循环渠的底泥中MCs含量（微囊藻毒素-RR，简称MC-RR;微囊藻毒素-LR，简称MC-LR）的变化，并分析其与关键水化指标间相关关系，为以后采取有效的防控与治理措施提供理论基础。
1 材料和方法
1.1 试验设计
试验于天津市水产研究所淡水实验站开展，选择常年爆发蓝藻的淡水鱼类养殖尾水循环渠，在循环渠中等距离设置3个采样点，每2个采样点之间间隔4 m。检测指标有总氮（TN）、总磷（TP）、有机耗氧量（COD） 3个水化指标，以及底泥中的MC-RR和MC-LR含量，二者之和即为MCs含量。
试验于2018年8月12―22日蓝藻爆发盛期进行，每2 d进行1次采样，每次采样水体和底泥各设3个重复。
1.2 水化指标的测定
水化指标TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定[12]，TP采用钼酸铵分光光度法（GB/T 11893-1989）测定，COD的检测采用碱式高锰酸钾法测定。
1.3 微囊藻毒素的测定
1.3.1 试剂与仪器 试验用水为超纯水;甲醇为色谱纯;三氟乙酸为分析纯;MC-RR、MC-LR标准品为白色粉末，纯度≥95%;检测分析仪器为安捷伦1260 Infinity II液相色谱系统。
1.3.2 毒素标准曲线的制作 标准品母液的制备参照国标法水中微囊藻毒素的测定[13]。取适量母液加纯水稀释成浓度梯度为0.5，1.0，2.0，3.0，4.0，5.0 μg・mL-1。使用高效液相色谱仪测定峰面积及确定每种毒素的出峰时间，测定条件为：色谱柱温为40 ℃，紫外可见光检测器波长为238 nm，流动相为0.05%三氟乙酸和60%色谱甲醇。绘制峰面积与毒素标品浓度的标准曲线（图1）。
1.3.3 底泥中毒素的测定 底泥中MCs的测定参照樊洁等[14]对沉积物中检测的方法。取0～10 cm区间的表层底泥混匀，-80 ℃反复冻融后冻干，取冻干底泥1 g于离心管中，用10 mL提取液，重复提取3次，合并3次提取所得的上清液，减压蒸发浓缩至0.5～1.0 mL，分两次加入6 mL水混匀取出。用预先活化好的小柱依次进行富集、淋洗、洗脱，将洗脱液减压浓缩后用甲醇溶液定容至1 mL，过膜存于棕色瓶中待HPLC检测。HPLC检测条件与毒素标曲条件相同。
1.3.4 毒素的回收率计算方法 回收率是评价毒素提取过程中的一个重要指标，其计算方法如下：
1.4 数据处理
数据采用平均值±标准误差的格式表示，用Microsoft Excel 2007制图。运用SPSS19.0中的Pearson 相关系数法进行相关分析。
2 结果与分析
2.1 水化指标的变化
由图2可以看出，蓝藻爆发水体中的TN含量随着采样日期呈短暂下降后逐渐上升的趋势，变化范围为0.26（8月12日）～0.66（8月22日） mg・L-1，平均值为0.53 mg・L-1;养殖水体中TP变化范围为0.23（8月18日）～0.60（8月22日）mg・L-1，平均值为0.47 mg・L-1;COD 含量范围为6.23（8月12日）～7.86（8月22日） mg・L-1，平均值为7.07 mg・L-1;氮磷比值（N/P）变化范围为0.49（8月14日）～2.59（8月18日）。
2.2 底泥中微囊藻毒素含量的变化
由图3可知，随着采样日期的变化，MC-RR含量呈上升趋势，MC-LR含量呈下降趋势，MCs含量呈现先升高后降低的趋势，三者变化范围依次为0.53～0.86，0.01～0.68，0.87～1.34 μg・g-1，平均值依次0.69，0.39，1.08 μg・g-1;8月12―14日底泥中MC-LR的含量高于MC-RR的含量，8月16―22日则相反，MCs含量最高值出现在8月14日。
2.3 微囊藻毒素与水化指标的相关性分析
将MC-RR、MC-LR以及MCs分别与水化指标TP、TN、COD、N/P进行相关分析（表1）。结果显示，MCs与TN呈显著负相关（P<0.05），其他指标间相关关系均未达显著水平（P>0.05）。
3 结论与讨论
养殖水体中的养殖经济生物对水环境指标变化十分敏感，水环境指标急剧变化会使养殖生物免疫力降低，生长缓慢[15-16]。养殖过程中应及时检测水化指标变化并合理采取措施。据报道，促使蓝藻爆发的主要驱动因子有较高的氮、磷和COD含量[17-18]。Kong等[19]的研究指出水体中TN和TP含量分别超过0.50 mg・L-1和0.02 mg・L-1就有可能发生蓝藻水华。吴阿娜等[20]对淀山湖研究结果表明，蓝藻爆发期淀山湖水体中TP含量的变化范围0.06～1.04 mg・L-1，平均值0.20 mg・L-1;TN含量变化范围0.39～9.33 mg・L-1，平均含量2.42 mg・L-1。本试验与上述研究结果基本一致，蓝藻爆发期TN（0.53 mg・L-1）和TP（0.47 mg・L-1）含量均值亦分别超过了0.50 mg・L-1和0.02 mg・L-1，二者变化范围分别为0.26～0.66 mg・L-1， 0.23～0.60 mg・L-1。潘晓洁等[21]研究指出滇池蓝藻爆发时COD的平均含量为8.89 mg・L-1;杨希存等[22]对洋河水库的研究中指出蓝藻高发期洋河水库水体中COD含量为5.09 mg・L-1。本试验中COD含量范围介于上述两个研究之间，为6.23～7.86 mg・L-1，平均含量为7.07 mg・L-1。
底泥是MCs归趋的主要场所。田大军等[23]指出蓝藻爆发时，淮河流域某县河流底泥中MC-RR的含量最高可达到0.802 μg・g-1。樊洁等[14]指出自然水体下底泥中MC-LR含量最大值为0.28 μg・g-1，MC-RR最大含量为0.32 μg・g-1。本试验中，MC-RR含量呈上升趋势，变化范围为0.53～0.86 μg・g-1，MC-LR含量不断降低，变化范围为0.01～0.68 μg・g-1，MCs总量变化范围为0.87～1.34 μg・g-1。 水环境因子可影响水中MCs的浓度[24-25]，目前有关底泥中MCs与水化指标关系报道较少，本试验参照水体中MCs含量与水化指标的相关关系作为参照进行分析。王经结等[26]、毛敬英等[27]对滇池和太湖研究中指出水中MCs与TN、TP正相关，本试验中，MC-RR与TN和TP正相关，MC-LR与TN和TP负相关，MCs与TP正相关，但相关关系均未达显著水平（P>0.05），MCs与TN显著负相关（P<0.05）。相关分析结果不同的原因可能是底泥中MCs与水中MCs含量变化不同，但因本试验未分析水体中MCs的变化趋势，故相关研究有待于进一步开展。魏代春等[28]对阳澄湖和湖水中的MCs与COD含量相关性分析得出：MC-RR、MC-LR含量与COD含量极显著正相关（P<0.01），本试验中MC-RR与COD含量正相关，MC-LR、MCs与COD含量负相关，但相关关系均未达显著水平（P>0.05）。由于试验地点不同或蓝藻爆发程度不同，MCs与N/P的相关关系不同。张杭君等[25]研究指出太湖流域水体中MC-RR含量与N/P极显著正相关（P<0.01）;潘晓洁等[21]对滇池流域研究结果显示马村湾、海东湾水体中MCs含量与N/P极显著负相关（P<0.01）;郑利等[29]研究结果表明武汉莲花湖水中MCs与N/P显著负相关（P<0.05）。本试验中，N/P与MC-RR、MC-LR以及MCs含量负相关，但相关关系未达显著水平（P>0.05）。
