微囊藻毒素-LR和銅綠微囊藻裂解液對(duì)營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)期水稻生理生化效應(yīng)

張 慧,姜錦林,張宇峰,單正軍

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微囊藻毒素-LR和銅綠微囊藻裂解液對(duì)營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)期水稻生理生化效應(yīng)

張 慧1,2,姜錦林1*,張宇峰2,單正軍1

(1.國(guó)家環(huán)境保護(hù)農(nóng)藥環(huán)境評(píng)價(jià)與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所,江蘇南京 210042；2.南京工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院,江蘇南京 210009)

選用微囊藻毒素-LR(MC-LR)純品和銅綠微囊藻裂解液分別對(duì)水稻進(jìn)行21d暴露處理,考察不同濃度(0.1,1.0和10.0μg/L)MC-LR純品和不同濃度(0.002,0.02和0.2倍)裂解液對(duì)水稻株高、鮮重、根長(zhǎng)、淀粉酶、堿性磷酸酶(AKP)、還原性谷光甘肽(GSH)和丙二醛(MDA)的影響.研究結(jié)果表明,MC-LR純品能抑制水稻株高、根長(zhǎng)及葉片中淀粉酶活性,且在較低濃度下水稻根長(zhǎng)即出現(xiàn)顯著響應(yīng).高濃度裂解液在水稻的生長(zhǎng)發(fā)育方面更多地表現(xiàn)為對(duì)植株的刺激和促進(jìn)作用,僅對(duì)水稻根長(zhǎng)抑制顯著.在生理生化方面,MC-LR純品對(duì)葉片堿性磷酸酶活性無(wú)影響,但對(duì)GSH具有誘導(dǎo)作用,而裂解液對(duì)GSH、MDA和AKP都表現(xiàn)出顯著抑制.該研究表明,MC-LR純品和銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻的毒性效應(yīng)存在差異,銅綠微囊藻裂解液中存在的其他毒素組分可能對(duì)水稻毒性效應(yīng)影響較大.

微囊藻毒素-LR；銅綠微囊藻；水稻；毒性效應(yīng)

藍(lán)藻廣泛分布于淡水和咸水水體中,在水體富營(yíng)養(yǎng)化的情況下,藍(lán)藻會(huì)過(guò)度繁殖造成水體透明度降低、溶解氧減少,其中微囊藻、魚腥藻和念珠藻等會(huì)產(chǎn)生微囊藻毒素、魚腥藻毒素、節(jié)球藻毒素等多種毒素[1].最常見(jiàn)的微囊藻毒素(Microcystins,簡(jiǎn)稱MCs)是一類結(jié)構(gòu)為環(huán)狀七肽的小分子肝毒素,易溶于水且不易揮發(fā).目前為止,已被發(fā)現(xiàn)的MCs異構(gòu)體有近90種[2],以MC-LR、MC-RR和MC-YR這三種類型最為常見(jiàn)[3].Lahti等[4]在藍(lán)藻水華發(fā)生時(shí)的中宇宙水體中檢測(cè)到MC-LR的含量在0.06~0.21μg/L之間,當(dāng)有外來(lái)因素導(dǎo)致藍(lán)藻細(xì)胞內(nèi)毒素大量釋放時(shí),水體中微囊藻毒素含量短時(shí)內(nèi)可高達(dá)1800μg/L[5].楊曉紅等[6]對(duì)重慶某區(qū)水庫(kù)水樣進(jìn)行ELLSA檢測(cè)發(fā)現(xiàn),該水體中MC-LR的含量為4.3μg/L,遠(yuǎn)超我國(guó)《生活飲用水水質(zhì)規(guī)范》規(guī)定,這對(duì)生態(tài)及人類健康造成嚴(yán)重威脅.

研究表明[7-8],MCs具有生物富集效應(yīng),Chen等[9]在水生動(dòng)植物體內(nèi)及水邊棲息的鳥(niǎo)類體內(nèi)均發(fā)現(xiàn)了MCs的存在,表明MCs存在隨食物鏈傳遞的風(fēng)險(xiǎn).近年來(lái)的研究還表明[10],MCs隨著灌溉用水進(jìn)入農(nóng)田,Corbel等[11]研究表明,塔克庫(kù)斯特湖周圍農(nóng)田灌溉水中MCs的含量最高可達(dá)100μg/L;詹曉靜等[3]在滇池湖水灌溉的農(nóng)田土壤中檢測(cè)到MCs的平均含量為1.6μg/kg.在MCs在完全降解之前仍然要在土壤中滯留一段時(shí)間,這將對(duì)暴露在該環(huán)境下的作物帶來(lái)不利影響.經(jīng)調(diào)查研究[12-13],種植在MCs污染水源附近的農(nóng)作物如番茄、辣椒和水稻等樣本中均有MCs的檢出情況,且在MCs的長(zhǎng)期暴露下,水稻、油菜、小白菜等作物的生長(zhǎng)都會(huì)受到不同程度的抑制[14-16].

MCs最經(jīng)典的致毒機(jī)制是抑制蛋白磷酸酶1和2A活性,影響細(xì)胞內(nèi)蛋白磷酸化和去磷酸化的平衡[17],近年研究表明氧化脅迫也是MCs致毒機(jī)理的一個(gè)重要方面[18].目前對(duì)MCs致毒機(jī)理的研究多集中于提純的MCs,而對(duì)于MCs純品和藍(lán)藻裂解液產(chǎn)生的生物效應(yīng)與不同實(shí)驗(yàn)室的結(jié)論并不一致,學(xué)界也尚未形成一致的結(jié)論.本研究利用實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)銅綠微囊藻制備裂解液,研究其對(duì)水稻的生長(zhǎng)影響和生態(tài)生理學(xué)效應(yīng),比較其與純毒素作用的異同點(diǎn).

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

銅綠微囊藻藻種PACHB—905、MC-LR標(biāo)準(zhǔn)樣品(10 μg/L)和ELISA試劑盒(Microcystin plate kit)購(gòu)自中科院武漢水生所;純微囊藻毒素MC-LR,純度395%,購(gòu)自臺(tái)灣藻研究有限公司(Taiwan Algal Science Inc);相關(guān)生理生化指標(biāo)檢測(cè)試劑盒購(gòu)自南京建成生物工程研究所.

1.2 銅綠微囊藻的培養(yǎng)及其裂解液制備

銅綠微囊藻PACHB—905采用BG11培養(yǎng)基,在光照培養(yǎng)箱中(25±1)℃,照度2000lx,120rpm下培養(yǎng).取對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期的銅綠微囊藻,離心,棄上清,收集藻細(xì)胞于凍干機(jī)中凍干,準(zhǔn)確稱取約5g凍干藻粉,加入一定量去離子水,反復(fù)凍融3次后,超聲振蕩器處理10min,10000rpm離心20min后取上清液,定容至250mL,即得到藍(lán)藻裂解液,裂解液于-20℃保存.

1.3 銅綠微囊藻裂解液中微囊藻毒素含量測(cè)定

量取8ml裂解液,分別用Waters公司的HLB和Carbon-NH2固相萃取柱分別萃取、濃縮.固相萃取前先用10mL甲醇活化小柱,再用15mL去離子水清洗.水樣過(guò)小柱后,用20mL 20%甲醇清洗柱上雜質(zhì),再用20mL 90%甲醇(含0.1% TFA,/)洗脫MC-LR,洗脫液用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀蒸干(0.1bar,40℃),用純甲醇轉(zhuǎn)移組分至氮吹管,氮吹至干,20%甲醇定容至1mL,供HPLC分析.

HPLC測(cè)定條件:HPLC(Waters e2695/2998液相色譜儀)配有Zorbax Eclipse SB-C18柱(250mm′4.6mm,5 μm)和PDA檢測(cè)器,檢測(cè)波長(zhǎng)238nm,流動(dòng)相組成:(A)超純水+0.05%(/) TFA;(B)乙腈+0.05(/)TFA,流速1mL/min,柱溫40℃.流動(dòng)相梯度洗脫程序?yàn)?0min 10% B,20min 65% B,25min 65% B,28min 10% B.MC-LR標(biāo)準(zhǔn)樣定標(biāo),HPLC的檢測(cè)限是0.05μg/mL.超純水中添加1.0μg/mL MC-LR(設(shè)置4個(gè)重復(fù)),按上述方法進(jìn)行提取和測(cè)定.該測(cè)定方法回收率為89.7%.

1.4 水稻培養(yǎng)及暴露處理

選取顆粒飽滿的日本晴(L.)水稻種子用1% NaClO消毒20min,充分漂洗后于28℃下浸種24h,并于恒溫培養(yǎng)箱25℃黑暗濕潤(rùn)環(huán)境中催芽,待水稻發(fā)芽后挑選長(zhǎng)勢(shì)良好的幼苗轉(zhuǎn)移入國(guó)際水稻研究所常規(guī)營(yíng)養(yǎng)液(含40mg/L Na+,10mg/L P5+,40mg/L K+,40mg/L Ca2+,40mg/L Mg2+,0.5mg/L Mn2+,0.05mg/L Mo6+,0.2mg/L B3+,0.01mg/L Zn2+,0.01mg/L Cu2+,2mg/L Fe3+)中繼續(xù)培養(yǎng).培養(yǎng)條件:光/暗為14/10h,光照強(qiáng)度2000lx,濕度75/70,溫度25℃.每?jī)商鞊Q一次營(yíng)養(yǎng)液,培養(yǎng)一周后對(duì)水稻進(jìn)行染毒實(shí)驗(yàn).

實(shí)驗(yàn)濃度設(shè)置為空白對(duì)照組(加100mL水培液);0.1,1.0和10.0μg/LMC-LR純品處理組;0.002倍裂解液處理組(100mL水培液+0.2mL裂解液);0.02倍裂解液處理組(98mL水培液+2mL裂解液);0.2倍裂解液處理組(80mL水培液+20mL裂解液),每組設(shè)三個(gè)平行,染毒周期為21d,每?jī)商鞊Q一次毒液并收集10mL殘留液過(guò)0.45μm濾膜用于測(cè)定水培液中藻毒素含量.

1.5 MC-LR含量的酶聯(lián)免疫(ELISA)分析

根據(jù)ELISA試劑盒MC-LR的定量線性范圍為0.1~10μg/L,因此,將10.0μg/LMC-LC純品培養(yǎng)液樣品稀釋2倍,0.02倍裂解液培養(yǎng)液樣品稀釋10倍,0.2倍裂解液培養(yǎng)液樣品稀釋100倍后再進(jìn)行ELISA檢測(cè).

1.6 水稻生理生化指標(biāo)測(cè)定

水稻株高,鮮重及根長(zhǎng)均采用常規(guī)方法測(cè)定;利用考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定水稻葉片蛋白質(zhì)含量;采用南京建成生物工程研究所相關(guān)試劑盒測(cè)定淀粉酶(AMY)含量,用酶標(biāo)法測(cè)定微量還原型谷胱甘肽(GSH),植物丙二醛(MDA)和堿性磷酸酶(AKP)活性.

1.7 數(shù)據(jù)處理

研究結(jié)果由SPSS 19.0軟件計(jì)算,對(duì)于效應(yīng)值的顯著性分析,在滿足正態(tài)分布(Shapiro-Wilk test)和方差齊性(Levene’s test)的前提條件下,采用方差分析(ANOVA)和多重比較(S-N-K test)分析處理之間的差異顯著性,否則采用非參數(shù)檢驗(yàn)(Kruskal-Wallis test)來(lái)檢驗(yàn)處理之間差異的顯著性,<0.05具有顯著差異,<0.01具有極為顯著的差異,實(shí)驗(yàn)結(jié)果表示為平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)偏差,用Origin 8.5作圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 銅綠微囊藻中微囊藻毒素提取結(jié)果

由圖1A可知,MC-LR的出峰時(shí)間大約為12.68min.從圖1B和圖1C對(duì)比可以看出,兩種前處理得到的HPLC圖并不一樣,Carbon-NH2小柱固相萃取柱活性炭成分雖然能吸附藍(lán)藻粗提液中的葉綠素成分,從而使得最后得到的樣品較為干凈,但是MC-LR損失也較大,可能是由于部分MCs吸附于活性炭成分上未得到洗脫.HLB小柱和Carbon-NH2小柱前處理這兩種方法得到的藍(lán)藻凍干粉中MC-LR濃度分別為43.47μg/g干藻和27.05μg/g干藻.

2.2 暴露體系微囊藻毒素的ELISA分析

由表1可知,0.1 μg/LMC-LR處理組的測(cè)定濃度比理論濃度略高,這可能是該濃度接近試劑盒測(cè)定下限造成測(cè)定有所干擾,或?yàn)榈蜐舛热芤号渲破?加上暴露體系在培養(yǎng)環(huán)境中培養(yǎng)液蒸發(fā)和換液等相關(guān)步驟等綜合因素導(dǎo)致,其余MC-LR純品處理組在21d暴露期間的MC-LR實(shí)際暴露濃度均與理論濃度較為符合.ELISA檢測(cè)結(jié)果與HLB小柱處理的檢測(cè)結(jié)果相比偏高,可能是因?yàn)殂~綠微囊藻裂解液中含有其他藻毒素成分所致.

表1 培養(yǎng)液中MC-LR實(shí)際濃度測(cè)定

2.3 MC-LR純品與銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻植株生長(zhǎng)的影響

2.3.1 MC-LR純品與銅綠微囊藻裂解液暴露對(duì)水稻根長(zhǎng)的影響

植物根系是活躍的吸收器官和合成器官,根的生長(zhǎng)情況和根系活力水平會(huì)直接影響地上部分的生長(zhǎng)和營(yíng)養(yǎng)狀況及產(chǎn)量水平.如圖2,對(duì)照組中水稻根長(zhǎng)為13.99±0.73cm,低濃度0.1μg/L MC-LR對(duì)水稻根長(zhǎng)有明顯的抑制作用,水稻根長(zhǎng)為11.86±0.44cm;0.002倍和0.2倍裂解液對(duì)水稻根長(zhǎng)也有顯著的抑制作用,其中0.2倍裂解液處理組中水稻根長(zhǎng)僅為10.54±0.35cm.

*<0.05,**<0.01;Max和Min分別代表試驗(yàn)數(shù)據(jù)最大值和最小值;1SE和-1SE代表標(biāo)準(zhǔn)誤差;50%代表試驗(yàn)數(shù)據(jù)的中位數(shù),下同

2.3.2 MC-LR純品與銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻株高的影響 由圖3可知,MC-LR純品和銅綠微囊藻毒素對(duì)水稻株高的影響結(jié)果不同,1 μg/LMC-LR純品處理下水稻株高為20.89±0.26cm,與空白對(duì)照組相比水稻株高顯著降低(<0.01).而高濃度(0.2倍)銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻株高有顯著的促進(jìn)作用(<0.01),水稻株高為30.19±0.65cm,比空白對(duì)照組株高增加了29.49%,且水稻株高隨裂解液濃度的增加呈上升趨勢(shì).

2.3.3 MC-LR純品與銅綠微囊藻裂解液暴露對(duì)水稻鮮重影響 由圖4可知,高濃度(10μg/L) MC-LR純品和高濃度(0.2倍)銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻生長(zhǎng)都有促進(jìn)作用,10 μg/L MC-LR純品處理下水稻鮮重為0.47±0.04g,0.2倍銅綠微囊藻裂解液對(duì)植物生長(zhǎng)促進(jìn)作用更為顯著(<0.01),水稻鮮重為0.60±0.04g.在裂解液的暴露處理下,水稻鮮重隨著裂解液濃度的升高逐步增加,呈濃度-效應(yīng)關(guān)系.

2.4 MC-LR純品和銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻葉片生理生化指標(biāo)的影響

2.4.1 MC-LR純品與銅綠微囊藻裂解液暴露對(duì)水稻葉片淀粉酶活性影響

淀粉酶能水解淀粉、糖原和多糖中O-葡萄糖鍵的酶,在水稻生長(zhǎng)過(guò)程中起到重要作用.由圖5可知,MC-LR純品濃度越高,淀粉酶活性越低,在10μg/L MC-LR純品的暴露處理下水稻淀粉酶活性相對(duì)空白對(duì)照組顯著降低(<0.05);高濃度(0.2倍)裂解液對(duì)淀粉酶活性的抑制作用更為顯著(<0.01),淀粉酶活性為0.28±0.02U/mgprot,比空白對(duì)照組降低了29.95%.

2.4.2 MC-LR純品和銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻葉片堿性磷酸酶活性的影響 由圖6可知,各濃度MC-LR純品對(duì)水稻葉片堿性磷酸酶的活性與空白對(duì)照組相比無(wú)顯著變化,而在銅綠藻裂解液處理組中,水稻葉片中堿性磷酸酶的活性隨著裂解液濃度的增高呈現(xiàn)下降趨勢(shì),0.02倍和0.2倍裂解液中水稻葉片堿性磷酸酶的活性分別為17.77±1.70和9.83±0.49U/ gprot,與空白對(duì)照組相比分別降低33.45%和63.18%,降低顯著(<0.05).

2.4.3 MC-LR純品和銅綠微囊藻裂解液對(duì)水稻葉片GSH含量的影響 由圖7可知,0.1μg/ LMC-LR純品的暴露處理可誘導(dǎo)水稻葉片中GSH含量升高,達(dá)177.94±6.94mmol/gprot,表明機(jī)體對(duì)進(jìn)入的MC-LR產(chǎn)生積極的應(yīng)對(duì)反應(yīng),產(chǎn)生大量的GSH來(lái)清除機(jī)體內(nèi)的MC-LR.而高濃度(0.02倍和0.2倍)銅綠微囊藻裂解液能強(qiáng)烈抑制GSH水平,與空白對(duì)照組相比下降31.66%和58.87%,且隨著裂解液濃度的增加GSH含量呈現(xiàn)下降趨勢(shì).

2.4.4 MC-LR純品與銅綠微囊藻裂解液暴露對(duì)水稻葉片MDA含量的影響

由圖8可知,在MC-LR純品和裂解液處理下,水稻葉片中MDA含量并未顯著上升,表明葉肉細(xì)胞未發(fā)生明顯的脂質(zhì)過(guò)氧化.在0.1和10μg/L MC-LR純品處理組和0.02倍和0.2倍裂解液處理組中水稻葉片中MDA含量均顯著性降低;并且在銅綠微囊藻裂解液中,裂解液濃度越高,MDA的含量降低越顯著.

3 討論

3.1 MCs對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育的影響

自然界中生產(chǎn)藻毒素的藍(lán)藻群體可生產(chǎn)一種或多種藻毒素,不同藻毒素的毒性結(jié)構(gòu)和致毒機(jī)理也不盡相同[19],因此,藻毒素裂解液與MC-LR純品間的生物毒性會(huì)有所不同.本研究表明,MC-LR純品和銅綠微囊藻裂解液的暴露處理對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育展現(xiàn)出了不同的毒性效應(yīng).暴露處理21d時(shí),較高濃度的MC-LR純品對(duì)水稻株高具有抑制作用,這與張敏敏等[14]的研究結(jié)果一致.而高濃度(0.2倍)裂解液對(duì)水稻株高具有明顯的促進(jìn)作用,而EI Khalloufi等[20]研究表明,MCs為22.24μg·mL-1的藍(lán)藻水華粗提液處理30d后番茄植株高度受到顯著抑制.本研究中,高濃度MC-LR純品和高濃度裂解液對(duì)水稻鮮重均表現(xiàn)出促進(jìn)作用,而對(duì)根長(zhǎng)具有抑制作用,這可能是水稻根部直接暴露在藻毒素培養(yǎng)液中所致.Chen等[13]研究顯示高濃度MC-LR可通過(guò)抑制根的伸長(zhǎng)、根冠的形成而影響水稻根系的形態(tài),而王娓敏等[21]研究發(fā)現(xiàn)1.0μg/L MCs處理7d時(shí)能促進(jìn)水稻根系的生長(zhǎng),提升根系活力.淀粉酶是能水解淀粉、糖原和有關(guān)多糖中的O-葡萄糖鍵的酶,在水稻生長(zhǎng)過(guò)程中起到重要作用.高濃度MC-LR純品和高濃度裂解液對(duì)淀粉酶的抑制作用,這一現(xiàn)象說(shuō)明藻毒素在一定程度上抑制了水稻對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的吸收,從而影響了水稻的生長(zhǎng).在MC-LR與其他物質(zhì)間的相互作用下裂解液毒性和生物效應(yīng)與MC-LR純品間會(huì)存在差異,這也使得裂解液的致毒機(jī)理更為復(fù)雜.

3.2 MCs對(duì)水稻的生理生化的影響

MCs對(duì)生物體致毒最直接的方式便是抑制蛋白磷酸酶,蛋白磷酸酶的抑制擾亂胞內(nèi)磷酸化-去磷酸化的平衡,直接或間接的以一種不確定的方式導(dǎo)致ROS的產(chǎn)生,破壞了機(jī)體內(nèi)自由基平衡,使機(jī)體內(nèi)MDA含量升高,引起機(jī)體的過(guò)氧化損傷.本研究中MC-LR純品和高濃度銅綠微囊藻裂解液在不同程度上降低了MDA含量,這可能是MCs的暴露處理使得水稻包內(nèi)膜結(jié)構(gòu)損傷所致,也可能是機(jī)體內(nèi)ROS含量的變化導(dǎo)致MDA的降低[14].MC-LR純品的暴露處理對(duì)水稻葉片堿性磷酸酶活性無(wú)影響,而高濃度裂解液對(duì)葉片堿性磷酸酶活性有明顯的抑制,說(shuō)明相對(duì)于MC-LR純品來(lái)說(shuō),裂解液中除MC-LR之外的其他有毒組分也對(duì)堿性磷酸酶的活性產(chǎn)生影響.

3.3 植物體內(nèi)谷胱甘肽對(duì)MCs的解毒機(jī)制

谷胱甘肽(GSH)是生物細(xì)胞內(nèi)抗氧化防御系統(tǒng)中不可缺少的物質(zhì),具有抗氧化作用和耦合解毒作用,MC-LR在體內(nèi)解毒的第一步主要是通過(guò)與GSH結(jié)合,增進(jìn)其水溶性從而得到排出[1]. Pflugmacher[22]最早在金魚藻體內(nèi)檢測(cè)出MC- LR-GSH,證明植物體內(nèi)GSH能與MCs形成共軛產(chǎn)物而降低MCs對(duì)植物體的毒性.本研究表明,經(jīng)銅綠微囊藻裂解液處理的水稻葉片中GSH含量出現(xiàn)顯著下降,說(shuō)明銅綠微囊藻裂解出的不同種類的藻毒素雖然毒性不盡相同,但同樣需要GSH來(lái)結(jié)合進(jìn)行解毒作用.銅綠微囊藻裂解液中存在的其他組分可能對(duì)其生物效應(yīng)影響較大,該方面還需進(jìn)一步研究.

4 結(jié)論

4.1 MC-LR純品能抑制水稻株高、根長(zhǎng)及葉片中淀粉酶活性,且在較低濃度下水稻根長(zhǎng)即出現(xiàn)顯著響應(yīng).在毒素含量檢測(cè)結(jié)果證明裂解液中含有較高濃度MCs情況下,裂解液對(duì)水稻植株表現(xiàn)出刺激和促進(jìn)作用,但對(duì)水稻根長(zhǎng)有顯著抑制.

4.2 MC-LR純品對(duì)葉片堿性磷酸酶活性無(wú)影響,濃度為0.1μg/L的MC-LR純品能誘導(dǎo)GSH產(chǎn)生,而裂解液對(duì)GSH和堿性磷酸酶都表現(xiàn)出顯著抑制,水稻葉片MDA含量在MC-LR純品和裂解液的處理下都顯著降低.

4.3 在銅綠微囊藻裂解液的暴露處理下,水稻所表現(xiàn)出的生物學(xué)效應(yīng)與相當(dāng)濃度的MC-LR純品處理下的效應(yīng)存在差異.

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Physiological and bio-chemical effects of pure MC-LR andcrude extracts onL. at vegetative stage.

ZHANG Hui1,2, JIANG Jin-lin2*, ZHANG Yu-feng1, SHAN Zheng-jun2

(1.Key laboratory of Pesticide Environmental Assessment and Pollution Control, Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China；2.College of Environment, Nanjing Tech University, Nanjing 210009, China)., 2017,37(8)：3134~3141

In the present study, the changes of plant height, root length, plant fresh weight, amylase activity, AKP activity, GSH content and MDA content of rice (L.) were investigated under the exposure to a series of concentrations of MC-LR (0.1μg/L, 1.0μg/L and 10.0μg/L) andcrude extracts (0.002lysate, 0.02lysate and 0.2lysate) for 21d. Results showed that the plant height, root length and amylase activities of rice were decreased under the exposure of pure MC-LR. Root length was a sensitive indicator in rice for its quick response to MC-LR exposure in 0.1μg/LMC-LR treatment group. However,crude extracts with high concentration of MC-LR had positive effects on growth and development of rice except for root length. GSH content of rice was significantly induced in 0.1μg/LMC-LR group, but no significant changes of AKP activity was observed in all pure MC-LR treatment groups. In contrast, GSH content, MDA content and AKP activity could be significant inhibited in rice exposed tocrude extracts. These results suggested that the toxicity mechanism of MC-LR to rice might be different fromcrude extracts and other toxic components existed incrude extracts may exert great influence on rice.

MC-LR；；rice；toxic effect

X503.231

A

1000-6923(2017)08-3134-08

張 慧(1990-),女,江蘇淮安人,南京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事環(huán)境生態(tài)學(xué)方面的研究.

2017-01-20

國(guó)家自然科學(xué)基金青年基金(21407056);國(guó)家自然科學(xué)基金專項(xiàng)(31340017)

* 責(zé)任作者, 副研究員, jjl@nies.org