壬基酚對浮游生物的毒性效應(yīng)及其食物鏈傳遞研究

孫凱峰,孫 東,綦世斌,陳清華,段舜山*(.環(huán)境保護部華南環(huán)境科學(xué)研究所,廣東 廣州 50655；.暨南大學(xué)生態(tài)學(xué)系,廣東 廣州 5063)

壬基酚對浮游生物的毒性效應(yīng)及其食物鏈傳遞研究

孫凱峰1,孫 東2,綦世斌1,陳清華1,段舜山2*(1.環(huán)境保護部華南環(huán)境科學(xué)研究所,廣東 廣州 510655；2.暨南大學(xué)生態(tài)學(xué)系,廣東 廣州 510632)

以蛋白核小球藻及5種枝角類(微型裸腹溞、多刺裸腹溞、盔型溞、蚤狀溞、大型溞)浮游動物為研究對象,開展壬基酚(NP)對浮游生物的毒性效應(yīng),及 NP在“水-蛋白核小球藻-大型溞”食物鏈的生物富集和生物傳遞能效研究.結(jié)果表明:NP對微藻的半抑制效應(yīng)濃度為3.33mg/L;對5種枝角類浮游動物的48h半致死效應(yīng)濃度范圍介于8.67～131.79μg/L,裸腹溞屬耐受性顯著高于溞屬.1和5μg/LNP連續(xù)暴露下,大型溞存活率顯著降低,且首次繁殖時間延遲,前者僅在第8d有子代產(chǎn)出,而后者未觀察到子代個體.微藻對培養(yǎng)液中0.1mg/LNP的生物富集系數(shù)(BCF)在3h時達到最大值7393.投喂NP暴露后的微藻,大型溞攝食率呈顯著降低的趨勢,且第3d天出現(xiàn)死亡現(xiàn)象.大型溞體內(nèi)NP含量最大值為0.07mg/g,NP經(jīng)蛋白核小球藻傳遞到大型溞的生物富集系數(shù)僅為0.097.NP的低食物鏈傳遞可能與大型溞對NP的轉(zhuǎn)化、大型溞生長過程中的蛻殼以及攝食后的消化和排泄過程有關(guān).

壬基酚；蛋白核小球藻；枝角類；急性毒性；生物富集

壬基酚(NP)是化學(xué)工業(yè)和有機合成工業(yè)中重要的中間體,廣泛應(yīng)用于塑料產(chǎn)品、洗滌劑、殺菌劑以及紡織業(yè)生產(chǎn)中.除合成過程中原料廢渣直接排放外(約占 0.5%),環(huán)境中 NP主要來源于其前體物質(zhì)NP聚氧乙烯醚(NPEs)的天然降解或污水處理廠的生物分解[1-2].高濃度壬基酚對藻類、無脊椎動物以及魚類的急性致死效應(yīng)已有廣泛研究[3-4].Staples[3]和 Servos[4]分別對不同生物種類的NP暴露的急性毒性致死劑量進行了綜述.NP對魚類的半致死濃度范圍介于 17～3000μg/L,無脊椎動物半致死濃度范圍介于 21～3000μg/L,而藻類半抑制效應(yīng)濃度介于 27～2500μg/L之間.另一方面,環(huán)境中較低濃度的 NP能夠干擾水生動物正常內(nèi)分泌物質(zhì)的合成、釋放、轉(zhuǎn)運代謝和結(jié)合,并能改變內(nèi)分泌系統(tǒng)的功能,破壞正常內(nèi)分泌系統(tǒng)平衡和調(diào)控作用,也被公認為是具有雌激素效應(yīng)的內(nèi)分泌干擾物(EDCs)之一[2,5-7].

NP等污染物在河流和海洋生態(tài)系統(tǒng)的各個組成部分中均普遍檢出,其潛在的生態(tài)安全和人體健康風(fēng)險也受到越來越多的關(guān)注[8-9].NP等污染物污染的水域生態(tài)系統(tǒng)中,藻類對 NP的富集作用,被認為是 NP進入水生食物網(wǎng)的首要門戶

[10-11].而浮游動物特殊的生理生態(tài)地位,使它們在很大程度上決定了 NP在水生食物鏈中的遷移、轉(zhuǎn)化與累積等一系列動態(tài)過程. 重金屬類環(huán)境激素能夠通過改變浮游植物細胞膜的通透性,顯著提高了其在浮游植物營養(yǎng)級的生物累積能力,并經(jīng)攝食作用進入更高營養(yǎng)級生物甚至人體內(nèi)

[12-13].然而,也有研究表明,藻類對水體中NP不僅具有高度的富集特性同時也存在不同程度的降解能力,如海洋硅藻(Navicula incerta)在96h內(nèi)通過降解去除了 20.69%的 NP[11];三角褐指藻(Phaeodactylum tricornutum)在168h時對NP的降解去除率達到 95%[14];斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)[15]和小球藻(Chlorella vulgaris)[16]也表現(xiàn)出顯著的NP降解能力.盡管存在微藻對NP的降解過程,然而根據(jù)野外調(diào)查結(jié)果證實,NP污染的水體中各營養(yǎng)級的水生生物體內(nèi)普遍存在NP的污染[17-18].因此可以推測,在水域生態(tài)系統(tǒng)中NP很可能沿著“水～初級生產(chǎn)者～初級消費者～高級消費者”這樣的食物鏈逐級傳遞、放大并最終通過食物進入人體.

本研究選取蛋白核小球藻及 5種水枝角類浮游動物為研究對象,分別開展 NP對浮游生物的急性毒性效應(yīng),NP對浮游動物的亞慢性毒性效應(yīng)及NP在“水～蛋白核小球藻～大型溞”食物鏈的生物富集和生物傳遞能效研究.通過毒性測試了解不同種類浮游動物對NP毒性的敏感性差異,揭示NP的持續(xù)暴露對大型溞生長和繁殖的影響.進而通過測定NP在微藻和浮游動物體內(nèi)的含量掌握NP在不同營養(yǎng)級上的富集能力和食物鏈放大效應(yīng).探明微藻對 NP的生物富集及食物鏈傳遞規(guī)律,并對 NP沿食物鏈進行富集和傳遞能效進行評估.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

NP(C9H19C6H4OH):優(yōu)級純,購自上海晶純實業(yè)有限公司.實驗用 NP以丙酮為溶劑制備高濃度儲備液.

受試藻種:蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)保存于 BG-11培養(yǎng)基中,采用人工氣候培養(yǎng)箱(CC275TL-2H, Xutemp)靜置培養(yǎng),每天搖瓶 3次.培養(yǎng)條件設(shè)定為:溫度 23±1℃,光照強度80μmol/(m2·s),光周期為12L∶12D.

受試枝角類:分離篩選5種湖泊、水庫中常見枝角類浮游動物類.暨南大學(xué)明湖的微型裸腹溞(Monia micrura)、惠州西湖示范區(qū)的多刺裸腹溞(Monia macrocopa)、流溪河水庫的盔型溞(Daphnia geleata)、華南植物園的蚤狀溞(Daphnia pulex),以及香港科技大學(xué)惠贈的大型溞(Daphnia magna).浮游動物稀釋水采用曝氣蒸餾水中添加CaCl2,MgSO4,NaHCO3,KCl,4種藥品對應(yīng)質(zhì)量濃度分別為2.94,1.23,0.65,0.0625mg/L.稀釋水的pH值為8.0±0.2,溶解氧保持在5mg/L以上,培養(yǎng)溫度為(24±1)℃,光照強度為 40μmol/ (m2·s),光暗周期設(shè)定為 16L:8D.浮游動物的保存采用蛋白核小球藻投喂,500mL燒杯中進行單克隆培養(yǎng),經(jīng)過多代孤雌繁殖并達到實驗所需數(shù)目后,從中挑取齡期不超過12h的活潑幼體作為研究對象.

1.2 實驗設(shè)計

1.2.1 NP對微藻的急性毒性效應(yīng) 通過預(yù)實驗分別配制等對數(shù)濃度梯度的 NP溶液(1.00、1.59、2.52、4.00、6.30、10.06mg/L)35mL,然后將指數(shù)生長期的藻細胞濃縮后接種到添加NP的培養(yǎng)液中.實驗采用50mL玻璃管(Schott Duran, Germany),丙酮對照組和 NP暴露組丙酮體積(V/V)均為 0.1%.空白對照組為接種的指數(shù)生長期的藻細胞,每組3個平行,藻細胞起始密度為2× 105ind/mL. 培養(yǎng) 96h后取樣測定藻細胞密度,并計算急性毒性半抑制效應(yīng)濃度.

1.2.2 NP對枝角類浮游動物的急性毒性效應(yīng) 實驗采用50mL玻璃管(直徑25mm)進行,將10只出生6h內(nèi)的幼溞接種到40mL的浮游動物培養(yǎng)液中.添加NP儲備液,并使助溶劑丙酮的濃度均為0.1%(V/V),試驗期間不投喂餌料.NP起始濃度詳見表 1,同時設(shè)定空白對照組和添加0.1%(V/V)丙酮的對照組,每個處理組均設(shè)置3個平行.分別于24、48h觀察枝角類存活率(死亡鑒定:搖動玻璃管觀察底部幼溞 15s未能游動即認定死亡).

表1 NP對枝角類浮游動物急性毒性濃度設(shè)置Table 1 Acute toxicity of NP on cladoceran zooplankton

1.2.3 NP對大型溞的亞慢性毒性效應(yīng) 以毒性測試模式種生物大型溞為對象,模擬EPA和中國推薦NP安全濃度范圍(6.6μg/L)內(nèi)的NP暴露對大型溞存活繁殖的影響,實驗設(shè)定了 5、1和0.1μg/L的NP暴露濃度.投喂餌料為蛋白核小球藻,每天換水前 1h投喂餌料,換水后加入不同濃度的 NP,但不再投喂蛋白核小球藻.實驗設(shè)置空白對照組和添加助溶劑丙酮(0.1%,V/V)的對照組,且各實驗處理組丙酮濃度均為 0.1%(V/V).其余培養(yǎng)條件與急性毒性實驗相同.實驗設(shè)置3個平行,每組10只.取3組的總數(shù)為存活數(shù)n,3組的幼體數(shù)目除以存活的母代個體數(shù)為平均繁殖量mx.

1.2.4 NP在“水～蛋白核小球藻～大型溞”食物鏈的生物富集和生物傳遞 蛋白核小球藻對NP的生物富集:將指數(shù)生長期的蛋白核小球藻接種到NP濃度為0.1mg/L的培養(yǎng)基中,丙酮體積為總體積的 0.1%.混合均勻后分裝 100mL藻液到150mL三角瓶中,每組3個平行,藻細胞起始密度為 2×105cells/mL.對照組為不接種蛋白核小球藻的NP溶液.分別于1、3、5、10、24h取藻液進行培養(yǎng)液中、藻細胞表面和藻細胞內(nèi)部NP含量的測定.

NP在“蛋白核小球藻-大型溞”食物鏈的傳遞效應(yīng):將100mL經(jīng)0.1mg/L NP暴露3h后的蛋白核小球藻離心收集,用 10%的甲醇溶液洗脫藻細胞表面吸附的 NP,此過程重復(fù) 2次,每次 10s.離心后,棄去含有甲醇的上清液,并用浮游動物培養(yǎng)基重新懸浮2次,定容至10mL.上述NP暴露后的蛋白核小球藻用來投喂大型溞.實驗采用不超過 12h的大型溞活潑幼體,每組 10只培養(yǎng)于30mL的稀釋水中,并投喂上述含有NP的蛋白核小球藻0.3mL,實驗設(shè)27個平行.分別設(shè)置不投喂餌料組和不添加大型溞實驗組.試驗期間每天更換培養(yǎng)液,并再次投喂相同量的蛋白核小球藻,并在換水前測定大型溞對蛋白核小球藻的攝食率.分別于投喂后的2、4、6d,用篩網(wǎng)過濾收集大型溞30只,對其體內(nèi)的NP含量進行測定.

液相色譜條件為:采用安捷倫 1100系列HPLC(FLD 熒光檢測器)液相色譜.色譜柱: AXDB-C18RS column (4.6×250mm, 5μm);流動相:乙腈:水=(80:20);進樣體積:50μL;進樣速度: 1mL/min;激發(fā)波長:230nm,發(fā)射波長305nm;最低檢出限為5μg/L.

1.3 測定指標與計算

1.3.1 NP對蛋白核小球藻、枝角類浮游動物的急性毒性半效應(yīng)濃度(EC50)的計算通過擬合 NP對浮游生物生長的抑制率(GIR)與 NP濃度的回歸方程計算[15,19].

式中:Cck為對照組浮游生物密度,ind/mL或cells/ mL;CNP為 NP暴露組浮游生物密度,ind/mL或cells/mL.

1.3.2 蛋白核小球藻培養(yǎng)液、藻細胞表面和藻細胞內(nèi)部NP含量測定[15]:

培養(yǎng)液中NP含量:取NP暴露的蛋白核小球藻藻液 2mL,離心(7000r/min,10min)收集上清液1mL,用3mL二氯甲烷震蕩萃取后靜置10min后分離下層液體到棕色玻璃瓶,萃取過程重復(fù) 3次.氮氣吹干后加入流動相(乙腈:水=80:20)定容到1mL.

藻細胞表面吸附NP含量:取NP暴露的蛋白核小球藻藻液 2mL,離心收集蛋白核小球藻,用10%的甲醇溶液1.5mL懸浮并震蕩30s,洗脫吸附在藻體表面的NP.然后離心5min,吸上清液1mL至進樣瓶中.氮氣吹干后加入流動相(乙腈:水=80:20)定容到1mL.

藻細胞內(nèi)部 NP含量:經(jīng)甲醇清洗后的蛋白核小球藻放入-20℃下反復(fù)凍融3～5次.加入二氯甲烷和甲醇(V/V,1:2)混合液 2mL震蕩萃取藻細胞內(nèi)的 NP.然后經(jīng)離心(7000rpm,10min)收集上清液至棕色玻璃瓶中,重復(fù)萃取3次,并合并萃取液進行氮氣吹干,加入流動相(乙腈:水=80:20)定容到1mL.

1.3.3 藻類對NP的生物富集系數(shù)(BCF):

式中:Cc為藻細胞內(nèi)NP濃度,mg/g;Ci為培養(yǎng)液中NP的起始濃度,mg/L,并除以 1020g/L作為溶液中的密度[11,15].

1.3.4 大型溞對蛋白核小球藻的攝食率 攝食率計算公式如下[20]:

式中:FR指一定水樣中浮游動物個體在單位時間內(nèi)濾過的水樣量;GR指每只浮游動物單位時間內(nèi)過濾的餌料細胞數(shù),cells/mL;V指浮游動物培養(yǎng)液體積,mL;N為每個處理組中浮游動物的數(shù)目,ind;N0為投喂餌料密度,cells/mL;Nt為對照組中的最終餌料密度,cells/mL;Ntf為處理組最終餌料密度,cells/mL;t為試驗時間.

1.3.5 大型溞體內(nèi) NP含量測定 各處理組的大型溞30只,用超純水清洗3次各1min,以便于去除外殼上吸附的NP,用濾紙吸干外殼表面的液體,干燥,稱重,研磨,以正己烷:二氯甲烷(1:1)2mL為提取液,萃取20h.超聲萃取30min后,氮吹儀吹干,加入 0.5mL的流動相,定容混勻,上機測定大型溞體內(nèi)的NP含量.測定參數(shù)與方法同上.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

實驗數(shù)據(jù)采用 Origin 8.0整理和制圖,采用SPSS13.0軟件進行統(tǒng)計分析,單因素方差分析(One way-ANOVA)用來檢驗各處理之間的差異性,P＜0.05和P＜0.01分別認為顯著和極其顯著.

2 結(jié)果與討論

2.1 NP對微藻和浮游動物的急性毒性

蛋白核小球藻的細胞密度和枝角類浮游動物的存活率均隨著NP暴露濃度增加而表現(xiàn)出顯著的抑制效應(yīng).蛋白核小球藻在0.1%丙酮實驗組中的細胞密度與空白對照組無顯著差異(P＞0.05).實驗設(shè)置的NP對蛋白核小球藻的96h急性半抑制效應(yīng)濃度為 3.33mg/L.NP對五種枝角類浮游動物的 48h急性半致死濃度(Lethal concentration 50)范圍介于8.67～131.79μg/L之間,枝角類浮游動物對NP暴露的耐受性大小順序依次為:多刺裸腹溞＞微型裸腹溞＞盔形溞＞大型溞＞蚤狀溞(表2).在5種枝角類對NP的耐受性從種屬分類上看,裸腹溞屬2種枝角類耐受性顯著高于溞屬;從幼體體長上看,蚤狀溞(約 0.88mm)和大型溞(約 0.82mm)＞盔型溞(0.7mm)＞多刺裸腹溞(0.55mm)＞微型裸腹溞(0.4mm),NP耐受性與體長呈負相關(guān)關(guān)系(EC50= -0.0034L+0.896, R2= 0.7535, P=0.046).枝角類對NP耐受性與體長的相關(guān)關(guān)系在其他研究中的規(guī)律性受測試藥品種類和浮游生物種類的不同存在較大差異[21-22].羧基乙醚衍生物對大型溞的 24hEC50值介于3.47～383.44mg/L之間[21],且以乙醇(8μg/L)為助溶劑的NP對大型溞的48hEC50值為155μg/L,顯著低于不添加乙醇的 48hEC50值(281μg/L)[22].本研究中5種枝角類在0.1%丙酮實驗組和空白對照組中的存活率介于 96.7%～100%,未表現(xiàn)出顯著的差異(P＞0.05).毒死蜱對老年低額溞(Simocephalus vetulus)和多刺裸腹溞的毒性顯著大于大型溞,且毒死蜱對劍水蚤(Eucyclops serrulatus)毒性小于介形蟲(Pseudocandona sp.)和溞屬枝角類[23].BPA對微型裸腹溞的毒性效應(yīng)顯著高于隆線溞,而 NP對微型裸腹溞的毒性效應(yīng)則顯著低于隆線溞[24].

表2 NP對浮游動物的48h急性半致死濃度Table 2 The lethal concentration 50 (LC50) of NP on cladoceran zooplankton at 48h

2.2 NP對大型溞的亞慢性毒性

低于 EPA和中國推薦的 NP安全濃度(6.6μg/L)暴露大型溞,其存活率和存活個體的平均繁殖量如表3所示.隨著暴露濃度的增加,大型溞的存活數(shù)和平均繁殖量均呈現(xiàn)了顯著降低的現(xiàn)象.5μg/L連續(xù)暴露下,大型溞在第5d時全部死亡,且未檢測到子代個體.而 1μg/L連續(xù)暴露下,僅在第8d檢測到子代個體.1和5μg/L連續(xù)暴露下,大型溞的首次繁殖時間也表現(xiàn)出延遲的現(xiàn)象.0.01μg/L連續(xù)暴露下大型溞的平均繁殖量與對照組相比有所增加.盡管亞慢性毒性測試采用的NP暴露濃度低于EPA推薦的安全濃度閾值(6.6μg/L),也遠遠低于急性毒性測試結(jié)果中的安全濃度閾值 LC5(23.64μg/L).然而,大型溞的存活率和繁殖量從第4d開始均表現(xiàn)出了顯著的降低,這一現(xiàn)象進一步證實了環(huán)境毒理學(xué)測試的安全濃度和無效應(yīng)及量濃度需在長期或更復(fù)雜的環(huán)境條件下進行反復(fù)測試才能夠更好的保護物種的安全.溴系阻燃劑對大型溞的急慢性實驗結(jié)果也表現(xiàn)出相類似的現(xiàn)象.溴代阻燃劑對大型溞21d敏感繁殖毒性終點的LC5(內(nèi)稟增長率、凈生殖率)均比48h急性毒性LC50低2個數(shù)量級,且低于其對繁殖量毒性影響的無效應(yīng)濃度(NOEC)[25].另外,NP的助溶劑丙酮或乙醇在慢性毒性暴露過程中也存在不同程度的毒性效應(yīng),本研究中的對照組(0.1%丙酮,V/V)大型溞的存活率和繁殖率與其他研究相比也表現(xiàn)出了一定的毒害效應(yīng),這與乙醇作為助溶劑的研究結(jié)果相一致[22].大型溞休眠卵的孵化過程對苯氧威的暴露響應(yīng)和卵細胞累積均表現(xiàn)出了較大的差別.孵化最后階段對苯氧威的暴露最為敏感,因此,研究污染物對大型溞等生物的影響還應(yīng)考慮其整個生活史的各個發(fā)育階段的響應(yīng)特征[26].

表3 NP持續(xù)暴露下大型溞的存活數(shù)(n)和平均繁殖量(mx)Table 3 The survival number (n) and the number of juveniles produced per surviving D. magna (mx) in chronic toxicity test

2.3 蛋白核小球藻對NP的生物富集效應(yīng)

蛋白核小球藻培養(yǎng)液中0.1mg/L NP的變化趨勢如圖1所示.培養(yǎng)液中NP含量迅速降低,而藻細胞表面和藻細胞內(nèi)部的含量變化呈先增加后降低的現(xiàn)象.藻細胞對 NP的快速吸附和吸收也導(dǎo)致了其胞內(nèi) NP含量的快速增加,蛋白核小球藻對NP的生物富集系數(shù)(BCF)在3h時達到最大值 7393(圖 2),而后隨著暴露時間延長而呈降低的趨勢.4種小球藻對1mg/L NP的表面吸附和細胞內(nèi)吸收均在12h內(nèi)達到最大值,且隨著培養(yǎng)時間延長,細胞內(nèi)吸收的NP含量(μg/g DW)呈快速降低的趨勢[27].斜生柵藻對0.25～4mg/L NP的吸附和吸收研究結(jié)果與本研究相一致.NP濃度增加,藻細胞表面吸附和細胞內(nèi)吸收均呈增加的趨勢,且隨著培養(yǎng)時間延長(1～5d),細胞表面和細胞內(nèi) NP含量均呈快速降低的趨勢[15].藻細胞對NP的快速吸收和富集的研究報道表明,NP的藻類去除速率往往與細胞密度呈正相關(guān)關(guān)系,但去除速率在不定舟形藻(Navicula incerta)[11]、斜生柵藻[15]、不同株系的小球藻[27]、球等鞭金藻(Isochrysis galbana)[28]以 及 羊 角 月 牙 藻(Selenastrum capricornutum)[29]中存在較大差別.另外,也有研究表明,固定化處理后小球藻對培養(yǎng)液中NP的去除率增加顯著[16].

圖1 NP(0.1mg/L)在蛋白核小球藻培養(yǎng)液、藻細胞表面和藻細胞內(nèi)部的分布Fig.1 Dissolved, intracellular and extracellular NP concentrations of C. pyrenoidosa exposed to NP (0.1mg/L)

2.4 大型溞對NP暴露后蛋白核小球藻的攝食率

以0.1mg/L NP暴露后的蛋白核小球藻作為餌料投喂大型溞,大型溞的攝食率隨時間變化情況如圖 2所示.NP暴露后蛋白核小球藻投喂下,大型溞攝食率隨著培養(yǎng)時間延長,攝食率呈顯著降低的趨勢,且大型溞從第3d開始出現(xiàn)死亡現(xiàn)象.大型溞對NP暴露后蛋白核小球藻的攝食率變化進一步揭示了藻細胞對NP的生物富集和放大作用對大型溞的生理活動和存活均產(chǎn)生了顯著的抑制效應(yīng).然而,也有研究表明,0.1mg/L NP暴露后的球等鞭金藻(Isochrysis galbana)投喂鹵蟲(Artemia franciscana)在 20d內(nèi)表現(xiàn)出了生長抑制效應(yīng),但連續(xù)培養(yǎng)56d后,經(jīng)NP暴露后的藻投喂鹵蟲其體長比對照組增加了25%[28].令人遺憾的是,球等鞭金藻經(jīng) NP暴露后投喂產(chǎn)生的生長促進效應(yīng)原因,作者并未在56d的實驗過程中進行測定.以蛋白核小球藻暴露 NP后投喂大型溞的研究鮮有報道,因此,有必要在后續(xù)的研究中開展長期的連續(xù)培養(yǎng)來揭示NP在自然條件下對大型溞種群增長的影響.

圖2 蛋白核小球藻對NP(0.1mg/L)的生物富集系數(shù)Fig.2 Biological concentration factor of NP in C. pyrenoidosa medium

圖3 大型溞對NP暴露處理后蛋白核小球藻的攝食率Fig.3 The grazing rate of D. magna fed with NP-treated C. pyrenoidosa

2.5 大型溞體內(nèi)NP含量

大型溞攝食 NP暴露后的蛋白核小球藻,其體內(nèi)NP含量的變化情況如圖3所示.大型溞體內(nèi)NP含量在第2d時達到最大,而后快速降低.大型溞體內(nèi)NP累積量顯著低于蛋白核小球藻內(nèi)富集的NP含量,第2d時NP經(jīng)蛋白核小球藻傳遞到大型溞的生物富集系數(shù)僅為:0.097.按照大型溞對 NP暴露后蛋白核小球藻的最大攝食率計算,大型溞對NP暴露的蛋白核小球藻的攝食效率為13.78%.這一研究結(jié)果與鹵蟲攝食 NP暴露的球等鞭金藻導(dǎo)致的 NP累積研究相一致,鹵蟲體內(nèi)僅檢測到痕量的 NP殘留,也證實了鹵蟲具有較強的NP代謝功能.且鹵蟲體內(nèi)的細胞色素P450活性受NP暴露增加顯著,而SOD活性則未表現(xiàn)出顯著差異[28].以同位素p353標記的NP在大型溞幼體和成熟個體體內(nèi)的生物累積情況表明,幼體體內(nèi)NP的累積量約為成體的5.6～9.7倍,這一現(xiàn)象的主要原因是幼體階段的NP代謝能力低于成體.另外,大型溞生長過程中的蛻殼以及攝食后的消化和排泄過程也可能是NP的食物鏈富集效率顯著降低的影響因子[30].

圖4 大型溞攝食經(jīng)NP暴露的蛋白核小球藻后體內(nèi)NP含量Fig.4 Concentration of NP in D. magna fed with NP-treated C. pyrenoidosa

3 結(jié)論

3.1 NP對浮游植物的 96hEC50比浮游動物48hLC50高 1～2個數(shù)量級.浮游動物種屬間耐受性強弱順序為:裸腹溞屬＞溞屬,且耐受性與不同種間的體長呈一定的負相關(guān)關(guān)系.

3.2 低于環(huán)境安全濃度閾值的 NP連續(xù)暴露對大型溞的生長、存活率和繁殖率等均表現(xiàn)出顯著的抑制效應(yīng).大型溞表現(xiàn)出首次繁殖時間延遲,1μg/L處理組僅在第8d有子代產(chǎn)出,而5μg/L處理組未觀察到子代個體,這一結(jié)果是 NP和助溶劑丙酮(0.1%, V/V)的共同作用.

3.3 NP暴露蛋白核小球藻,藻細胞表現(xiàn)出了快速的生物富集和生物放大效應(yīng),NP的生物富集系數(shù)在3h時達到最大值7393.

3.4 投喂 NP(0.1mg/L)暴露后的微藻,大型溞攝食率呈顯著降低的趨勢,且第3d開始觀察到死亡現(xiàn)象.攝食NP暴露的微藻,大型溞體內(nèi)NP含量最大值為 0.07mg/g,NP經(jīng)蛋白核小球藻傳遞到大型溞的生物富集系數(shù)僅為:0.097.

3.5 NP的低食物鏈傳遞主要與大型溞對NP的代謝有關(guān),潛在的代謝途徑包括:降解、轉(zhuǎn)化、蛻殼以及排泄等.

[1] Peng X Z, Yu Y J, Tang C M, et al. Occurrence of steroid estrogens, endocrine-disrupting phenols, and acid pharmaceutical residues in urban riverine water of the Pearl River Delta, South China [J]. Science of the Total Environment, 2008,397(1-3): 158-66.

[2] Barber L B, Loyo-Rosales J E, Rice C P, et al. Endocrine disrupting alkylphenolic chemicals and other contaminants in wastewater treatment plant effluents, urban streams, and fish in the Great Lakes and Upper Mississippi River Regions [J]. Science of the Total Environment, 2015,517:195-206.

[3] Staples C A, Weeks J, Hall J F, et al. Evaluation of aquatic toxicity and bioaccumulation of C8-and C9-alkylph enolethoxylates [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1998,17:2470-2480.

[4] Servos M R. Review of the aquatic toxicity, estrogenic responses and bioaccumulation of alkylphenols and alkylphenol polyethoxylates [J]. Water Quality Research Journal of Canada, 1999,34:123–177.

[5] Kruger T, Long M, Bonefeld-Jorgensen C B. Plastic components affect the activation of the aryl hydrocarbon and the androgen receptor [J]. Toxicology, 2008,246:112-123.

[6] Vandenberg L N, Colborn T, Hayes T B, et al. Regulatory decisions on endocrine disrupting chemicals should be based on the principles of endocrinology [J]. Reproductive Toxicology, 2013,38:1-15.

[7] Shirdel I, Kalbassi M R. Effects of nonylphenol on key hormonal balances and histopathology of the endangered Caspian browntrout (Salmo trutta caspius) [J]. Comparative Biochemistry and Physiology, Part C, 2016,183-184:28-35.

[8] Salgueiro-González N, Turnes-Carou I, Besada V et al. Occurrence, distribution and bioaccumulation of endocrine disrupting compounds in water, sediment and biota samples from a European river basin [J]. Science of the Total Environment, 2015,529:121-130.

[9] Gu Y Y, Yu J, Hu X L, et al. Characteristics of the alkylphenol and bisphenol A distributions in marine organisms and implications for human health: A case study of the East China Sea [J]. Science of the Total Environment, 2016,539:460-469.

[10] Ahel M, McEvoy J, Giger W. Bioaccumulation of the lipophilic metabolites of non-ionic surfactants in freshwater organisms [J]. Environmental Pollution, 1993,79:243-248.

[11] Liu Y, Guan Y T, Gao Q T, et al. Cellular responses, biodegradation and bioaccumulation of endocrine disrupting chemicals in marine diatom Navicula incerta [J]. Chemosphere, 2010,80:592-599.

[12] Taylor R L, Caldwell G S, Bentley M G. Toxicity of algal-derived aldehydes to two invertebrate species: Do heavy metal pollutants have a synergistic effect? [J]. Aquatic Toxicology, 2005,74:20-31.

[13] Evens R, De-Schamphelaere K. Janssen C R. The effects of dietary nickel exposure on growth and reproduction of Daphnia magna [J]. Aquatic Toxicology, 2009,94:138-144.

[14] 柴囡囡,王朋濤,郭 蕾,等.固定化三角褐指藻對海水中壬基酚的去除和降解作用研究 [J]. 中國海洋大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2016,46(1):116-122.

[15] Zhou G J, Peng F Q, Yang B, et al. Cellular responses and bioremoval of nonylphenol and octylphenol in the freshwater green microalga Scenedesmus obliquus [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013,87:10-16.

[16] Gao Q T, Wong Y S, Tam N F Y. Removal and biodegradation of nonylphenol by immobilized Chlorella vulgaris [J]. Bioresource Technology, 2011,102:10230-10238.

[17] Salgueiro-Gonzalez N, Turnes-Carou I, Besada V, et al. Occurrence, distribution and bioaccumulation of endocrine disrupting compounds in water, sediment and biota samples from a European river basin [J]. Science of the Total Environment, 2015,529:121-130.

[18] Korsman J C, Schipper A M, de Vos M G, et al. Modeling bioaccumulation and biomagnification of nonylphenol and its ethoxylates in estuarine–marine food chains [J]. Chemosphere, 2015,138:33-39.

[19] Sun K F, Liu W J, Liu L L, et al. Ecological risks assessment of organophosphorus pesticides on bloom of Microcystis wesenbergii [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2013,77:98-105.

[20] 孫凱峰.環(huán)境激素壬基酚對枝角類浮游動物的生殖干擾效應(yīng)研究 [D]. 廣州:暨南大學(xué), 2012.

[21] Lechuga M, Fernández-Serrano M, Jurado E, et al. Acute toxicity of anionic and non-ionic surfactants to aquatic organisms [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016,125:1-8.

[22] Zhang L, Gibble R, Baer K N. The effects of 4-nonylphenol and ethanol on acute toxicity, embryo development, and reproduction in Daphnia magna [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2003,55:330-337.

[23] 徐吉洋,張文萍,李少南,等.毒死蜱對六種淡水節(jié)肢動物的毒性與風(fēng)險評價 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2014,9(3):563-568.

[24] 郭匿春,謝 平.雙酚A和壬基酚對隆線溞和微型裸腹溞的毒性[J]. 水生生物學(xué)報, 2009,33(3):492-497.

[25] 劉建梅,劉濟寧,陳英文,等.四溴雙酚 A和三溴苯酚對大型溞的急性和慢性毒性 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2015,35(6):1946-1954.

[26] Navis S, Waterkeyn A, Putman A, et al. Timing matters: Sensitivity of Daphnia magna dormant eggs to fenoxycarb exposure depends on embryonic developmental stage [J]. Aquatic Toxicology, 2015,159:176-183.

[27] Gao Q T, Wong Y S, Tam N F Y. Removal and biodegradation of nonylphenol by different Chlorella species [J]. Marine Pollution Bulletin, 2011,63:445-451.

[28] Correa-Reyes G, Viana M T, Marquez-Rocha F J, et al. Nonylphenol algal bioaccumulation and its effect through the trophic chain [J]. Chemosphere, 2007,68:662-670.

[29] Gao Q T, Tam N F Y. Growth, photosynthesis and antioxidant responses of two microalgal species, Chlorella vulgaris and Selenastrum capricornutum, to nonylphenol stress [J]. Chemosphere, 2011,82:346-354.

[30] Preuss T G, Telscher M, Ratte H T. Life stage- dependent bioconcentration of a nonylphenol isomer in Daphnia magna [J]. Environmental Pollution, 2008,156:1211-1217.

Toxic effects of nonylphenol on plankton and its bioconcentration through algae-cladoceran food chain.

SUN Kai-feng1, SUN Dong2, QI Shi-bin1, CHEN Qing-hua1, DUAN Shun-shan2*(1.South China Institute of Environmental Sciences. MEP, Guangzhou 510655, China；2.Department of Ecology, Jinan University, Guangzhou 510632, China). China Environmental Science, 2016,36(12)：3816～3823

Nonylphenol (NP) transformed from detergents was detected in water, sediment and biota all over the world. Acute toxicity of nonylphenol to Chlorella pyrenoidosa, five species of cladocerans (Monia micrura, Monia macrocopa, Daphnia geleata, Daphnia pulex, Daphnia magna) and chronic toxicity of NP to Daphnia magna were measured. In addition, the bioconcentration effect of NP through the trophic chain (water-C. pyrenoidosa-D. magna) was studied. The half inhibitory effect concentrations (EC50) of NP on algae was 3.33mg/L after cultured for 96h, while the lethal concentrations 50(LC50) on five species of cladocerans were ranged from 8.67 to 131.79μg/L. The LC50values suggested that the tolerance of Monia was higher than Daphnia. The survival rate and reproductivity of D. magna were significantly inhibited under 1and 5μg/L NP exposure during chronic toxicity test. The offspring production was observed only in the 8thday exposed to 1μg/L NP, while no offspring production was observed treated with 5μg/L NP. The bioconcentration factor of NP in C. pyrenoidosa was 7393 at 3h exposed to 0.1mg/L NP. The grazing rate of D. magna was decreased significantly when fed with NP-rich algae and the survival rate was declined after 3days culture. However, almost all NP ingested by D. magna was metabolized, therefore, only traces of NP (0.7mg/g) was found in D. magna. The bioconcentration factor of NP through C. pyrenoidosa to D. magna was 0.097. The results indicated that microalgae acted as the first level of trophic chain are able to bioconcentrate the endocrine disruptor NP significantly. The NP-rich algae affected the growth characters of crustacean, however, the metabolism of NP in crustacean eliminating the further effects of NP through food chain. Moreover, the low efficiency of the bioconcentration factor in D. magna was also due to the physiological processes, such as, transformation, exuviation, digestion and excretion.

nonylphenol；Chlorella pyrenoidosa；cladocerans；acute toxicity；bioconcentration

X174

A

1000-6923(2016)12-3816-08

孫凱峰(1983-),男,山東淄博人,副研究員,博士,主要從事水域污染生態(tài)學(xué)與浮游生物生理生態(tài)學(xué)研究.發(fā)表論文20余篇.

2016-05-20

國家自然科學(xué)基金項目(21307140,41476099); 中央級公益性科研院所基本科研項目(PM-zx703-201602-043, PM-zx021-201211-123)

* 責(zé)任作者, 教授, tssduan@jnu.edu.cn