張瀟峮 李立杰 彭 夢 柴 毅 張 輝* 羅鳴鐘*

(1. 中國水產(chǎn)科學(xué)研究院長江水產(chǎn)研究所,農(nóng)業(yè)農(nóng)村部淡水生物多樣性保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,武漢 430223;2. 長江大學(xué)動物科學(xué)學(xué)院/農(nóng)學(xué)院,荊州,434020)

多環(huán)芳烴(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs)是一類由石油、農(nóng)藥等降解生成的具有生物積累性的持久性有機(jī)污染物(Persistent Organic Pollutants,POPs)[1],其在自然環(huán)境中廣泛存在,因此PAHs在自然環(huán)境中的累積和環(huán)境效應(yīng)受到高度關(guān)注[2,3]。萘(Naphthalene,Nap)是多環(huán)芳烴污染物的主要種類之一,其由2個苯環(huán)組成,具有較高水溶解性[4,5]。由于具有較高的辛醇-水分配系數(shù),水體中的Nap多吸附在懸浮顆粒物上,懸浮顆粒物成了Nap的主要載體[6],而其中的Nap極易通過被水生生物吞食進(jìn)入食物鏈,并逐級傳遞最終危害人類健康[7]。Nap已在水環(huán)境中被廣泛檢出,且其含量和占比均較高,是水環(huán)境中主要的PAHs污染物之一[8,9]。Meng等[9]于2019年調(diào)查了中國14個湖泊中PAHs的種類及含量,結(jié)果發(fā)現(xiàn)水體中Nap平均含量為6.25 μg/L,遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了歐盟2013/39/EU指令對萘的水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(2 μg/L)[10]和加拿大保護(hù)水生生物的水環(huán)境質(zhì)量指導(dǎo)值(1.1 μg/L)[11],已成為水域生態(tài)環(huán)境和人體健康的較大威脅。

當(dāng)前,微塑料(Microplastics,MPs)作為一種新型污染物,其賦存特征已成為全球關(guān)注的熱點(diǎn)環(huán)境問題之一[12—14]。塑料在物理作用、化學(xué)作用及光降解等因素下會分解成微塑料,即塑料顆粒＜5 mm[15]。在不同自然環(huán)境介質(zhì)中均已檢測到MPs,包括大氣、土壤、水體和沉積物等,而其分布范圍也極為廣闊,甚至是極地區(qū)域也有MPs存在[16—18]。MPs由于具備粒徑小和比表面積大等特點(diǎn),對水環(huán)境中的積累污染物可產(chǎn)生很強(qiáng)的吸附作用,又因其疏水性強(qiáng)且遷移率高,使其成為水環(huán)境中重金屬[19,20]和有機(jī)污染物[21,22],尤其是PAHs和多氯聯(lián)苯等持久性有機(jī)污染物[23—25]的優(yōu)良載體。MPs與吸附在其表面的污染物形成復(fù)合污染,導(dǎo)致其對水生生物的毒性效應(yīng)更加復(fù)雜。

浮游植物作為水生態(tài)系統(tǒng)的重要初級生產(chǎn)者,在淡水和海洋食物鏈中都起著十分重要的作用,易成為食物鏈中的污染物富集起點(diǎn),而普通小球藻(Chlorella vulgaris)因其對污染物的敏感性,通常研究測定外源污染物對普通小球藻的生長影響,可以反映整個生態(tài)環(huán)境的綜合效應(yīng)[26]。而其分布廣、繁殖速度快、生長周期短和人工培養(yǎng)條件下可大量繁殖等特點(diǎn),使其成為水質(zhì)檢測的重要指示生物之一[27]。王琳等[28]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)MPs濃度達(dá)到5000 mg/L時可對小球藻生長產(chǎn)生顯著抑制作用;沈國興等[29]研究發(fā)現(xiàn),Nap對普通小球藻的96h半最大效應(yīng)濃度(EC50)為98.06 mg/L,對普通小球藻葉綠素含量有較強(qiáng)影響。但關(guān)于兩者聯(lián)合脅迫對普通小球藻急性毒性效應(yīng)的研究尚未見報道。因此,本實(shí)驗(yàn)使用普通小球藻,研究了新型污染物MPs與多環(huán)芳烴類污染物Nap聯(lián)合脅迫對普通小球藻的急性毒性效應(yīng),以期為評估自然環(huán)境條件下微塑料對共存有機(jī)污染物的生物累積及毒性效應(yīng)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

藻種: 普通小球藻購自中國科學(xué)院水生生物研究所淡水藻種庫。

Nap (AR,98%)和二甲基亞砜(AR≥99%)購自上海阿拉丁生化科技股份有限公司。

單分散聚苯乙烯微球,粒徑為(5.0±0.3) μm,密度為1.05 g/m3,變異系數(shù)≤4.5%,在乙醇中的膨脹率8%,購自無錫瑞格生物科技有限公司。

1.2 藻種擴(kuò)培

普通小球藻在BG11培養(yǎng)基[30]中培養(yǎng),并在光照培養(yǎng)箱(GZX-250BSH-Ⅲ,上海新苗醫(yī)療器械制造有限公司)中進(jìn)行擴(kuò)大培養(yǎng),培養(yǎng)條件: 溫度為(25±1)℃,光暗比為12h∶12h,光強(qiáng)為5000—8000 lx,每天搖動培養(yǎng)瓶3—4次,每隔1—2周轉(zhuǎn)接,使藻類生長進(jìn)入對數(shù)生長期。在整個培養(yǎng)過程,均經(jīng)過滅菌處理。

1.3 毒性效應(yīng)實(shí)驗(yàn)設(shè)置

Nap對普通小球藻的單一毒性效應(yīng)將Nap溶于二甲基亞砜配置成一定質(zhì)量濃度的母液。設(shè)置Nap對普通小球藻急性毒性試驗(yàn)的質(zhì)量濃度梯度為50、75、100、125和150 mg/L,用培養(yǎng)基進(jìn)行稀釋,現(xiàn)用現(xiàn)配。選取處于對數(shù)生長期的普通小球藻藻液,離心3000 r/min,15min,蒸餾水重懸,再離心,重復(fù)3次,去除細(xì)胞表面吸附培養(yǎng)基營養(yǎng)鹽,藻泥加入300 mL錐形瓶中,再加入培養(yǎng)液稀釋已配置的Nap母液到所需質(zhì)量濃度,培養(yǎng)藻液體積為100 mL,初始藻密度為6×105cells/mL,每組設(shè)3個重復(fù),另各設(shè)未含Nap培養(yǎng)液的藻液作為空白對照和最高含量助溶劑對照組(助溶劑二甲基亞砜添加量≤0.1%),每天搖動培養(yǎng)瓶3—4次,實(shí)驗(yàn)周期為96h。

聚苯乙烯微球?qū)ζ胀ㄐ∏蛟宓膯我欢拘孕?yīng)聚苯乙烯微球濃度設(shè)置為80、160、240、320和400 mg/L,分別加入300 mL錐形瓶中,選取處于對數(shù)生長期的普通小球藻藻液,離心3000 r/min,15min,蒸餾水重懸,再離心,重復(fù)3次,去除細(xì)胞表面吸附培養(yǎng)基營養(yǎng)鹽,接種初始藻密度為1×106cells/mL,培養(yǎng)藻液體積為100 mL,每組3個平行,每天搖動培養(yǎng)瓶3—4次,試驗(yàn)周期為96h。

Nap與聚苯乙烯微球?qū)ζ胀ㄐ∏蛟宓穆?lián)合毒性效應(yīng)以單一毒性試驗(yàn)測得的Nap和聚苯乙烯微球?qū)ζ胀ㄐ∏蛟宓?6hEC50為基礎(chǔ),0.5×EC50(Nap)×0.5×EC50(MPs)=1 TU,經(jīng)過預(yù)實(shí)驗(yàn),兩者的聯(lián)合毒性實(shí)驗(yàn)梯度為0、0.3、0.6、0.9、1.2和1.5 TU,每組3個平行,接種初始藻密度1×106cells/mL,每天搖動培養(yǎng)瓶3—4次,實(shí)驗(yàn)周期為96h。經(jīng)回歸分析求得兩者混合后對普通小球藻96hEC50。

1.4 生物量測定

通過在顯微鏡下用血球計(jì)數(shù)板進(jìn)行藻細(xì)胞計(jì)數(shù),以及在波長680 nm (OD680)下測定藻液光密度,建立不同藻細(xì)胞濃度和光密度之間的線性關(guān)系,實(shí)驗(yàn)中以測定的光密度和根據(jù)線性方程計(jì)算出的藻細(xì)胞濃度表示生物量,每24h在OD680檢測各處理組和對照組藻培養(yǎng)液的吸光度[31]。

1.5 葉綠素a質(zhì)量濃度測定

采用熱乙醇法測定普通小球藻光合色素葉綠素a(Chl.a)。在2d、4d和6d取10 mL藻液借助抽濾裝置通過0.45 μm醋酸纖維膜,真空泵壓泵的壓力維持在0.05 MPa,膜上多余水分抽干,將濾膜剪碎后放入加有10 mL 90%乙醇溶液的旋口刻度管中,75℃水浴鍋中提取5min。對其提取液進(jìn)行測定,用分光光度計(jì)讀取其665和750 nm處的吸光讀值。再向提取液加入1—2滴l mol/L鹽酸,酸化8min后再次讀取其665和750 nm處的吸光度值。

1.6 抗氧化酶活性的測定

96h時取50 mL藻液離心3000 r/min,15min,生理鹽水重懸離心,重復(fù)3次,藻泥加入1 mL生理鹽水和0.2 g氧化鋯珠(R=0.05 mm),低溫條件下在高效組織細(xì)胞破碎儀(Tissue Cell-distroyer D1000,湖北新縱科病毒疾病工程技術(shù)有限公司)破碎,5000 r/s,30s,間隙10s,重復(fù)3次,低溫離心上清液為粗酶液。可溶性蛋白含量(TP)、丙二醛(MDA)含量、總超氧化物歧化酶(T-SOD)活性及過氧化氫酶(CAT)活性使用南京建成公司相應(yīng)的試劑盒進(jìn)行測定。

1.7 數(shù)據(jù)處理

生物量計(jì)算通過藻密度繪制生長曲線并計(jì)算抑制率(I)和比生長速率(K)。

式中,I為抑制率;ACK指對照組的藻密度,AX指實(shí)驗(yàn)組的藻密度。

式中,K為比生長速率(/d);t代表生長時間(d);N2為t2的藻密度(cells/mL);N1為t1的藻密度(cells/mL)。

Chl.a含量計(jì)算根據(jù)下式,計(jì)算藻液中Chl.a的含量：

式中,C(Chl.a)為Chl.a的含量(μg/L);Ea為提取液酸化前波長665和750 nm處的光密度之差,Eb為提取液酸化后波長665和750 nm處的光密度之差,ve為乙醇提取液的體積(mL),v為抽濾的水樣體積(L)。

聯(lián)合毒性效應(yīng)評價采用抑制率I轉(zhuǎn)化為概率單位,以概率單位-濃度對數(shù)法,建立各時間段的抑制率和測試毒物間的線性回歸關(guān)系,并求出EC50。

本試驗(yàn)分別用毒性單位法(TU)、添加指數(shù)法(AI)和混合毒性指數(shù)法(MTI)對聯(lián)合毒性進(jìn)行評價,具體公式如下:

式中,Ci為混合物i的半致死濃度;EC50i為化合物i單獨(dú)作用時的半致死濃度。

(1)毒性單位法(TU): 若TU=1,化合物之間呈相加作用;若TU＞TU0,呈拮抗作用;若TU＜1,呈協(xié)同作用;若TU=TU0,為獨(dú)立作用;若TU0＞TU＞1,呈部分相加作用。

(2)添加指數(shù)法(AI): 當(dāng)TU≤1.0時,AI=＞(1/TU)-1;當(dāng)TU≥1.0時,AI=1-TU,若AI＞0,呈大于相加作用,若AI＜0,呈小于相加作用,若AI=0,呈等于相加作用。

(3)混合毒性指數(shù)法(MTI):MTI=1-lgTU/lgTU0,若MTI＜0,呈拮抗作用,若MTI=0,獨(dú)立作用;若0＜MTI＜1,部分相加作用;若MTI=1,濃度相加作用;若MTI＞1,協(xié)同作用。

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(n=3),使用OriginPro 9.8和Graphpad Prism 8作圖和SPSS 20.0進(jìn)行方差檢驗(yàn)和回歸分析,P＜0.05為顯著性差異,計(jì)算出EC50的95%置信區(qū)間。

2 結(jié)果

2.1 普通小球藻藻密度與其光密度的線性關(guān)系

通過血球板計(jì)數(shù)得到普通小球藻藻密度(y)與其在680 nm下測定的光密度(x)的線性回歸方程y=84.893x-0.3361,相關(guān)系數(shù)R2=1(圖1)。

圖1 普通小球藻藻密度與光密度關(guān)系Fig. 1 Relationship between C. vulgaris density and optical density

2.2 Nap脅迫對普通小球藻生長的影響

在Nap單一脅迫普通小球藻24h后,并未對普通小球藻生長產(chǎn)生顯著抑制作用。48h后各濃度組普通小球藻密度顯著下降,但50 mg/L濃度組抑制作用顯著低于其他濃度組。至96h,50 mg/L濃度組普通小球藻密度顯著上升,其抑制率顯著低于其他濃度組(17.04%),而150 mg/L濃度組抑制率最高,達(dá)到68.26%(圖2)。

圖2 Nap對普通小球藻藻密度變化的影響Fig. 2 Effect of Nap on the density variation of C. vulgaris

在96h實(shí)驗(yàn)中,隨著Nap濃度的升高,各濃度組Chl.a含量呈現(xiàn)顯著下降趨勢,其中在100和125 mg/L濃度組之間無顯著差異(P＞0.05),150 mg/L濃度組抑制作用最強(qiáng),其Chl.a含量最低(524.51 μg/L;圖3)。

2.3 Nap脅迫對普通小球藻抗氧化酶活性的影響

Nap單一脅迫普通小球藻96h后,空白組和各濃度組細(xì)胞內(nèi)TP、MDA、CAT及T-SOD的含量水平(圖4)。 與對照組相比,各濃度組TP含量隨著萘濃度的升高顯著下降;50、75和100 mg/L濃度組對MDA含量并無顯著影響,而125和150 mg/L濃度組MDA含量顯著升高;各實(shí)驗(yàn)組CAT活性隨著Nap濃度的升高顯著下降;各實(shí)驗(yàn)組T-SOD活性隨Nap濃度的升高總體呈顯著下降趨勢,但75和100 mg/L濃度組之間無顯著差異。

圖4 Nap對普通小球藻TP、MDA、CAT及T-SOD的影響Fig. 4 Effect of Nap on TP,MDA,CAT and T-SOD of C.vulgaris

2.4 MPs脅迫對普通小球藻生長的影響

由圖5可知,在所測濃度范圍的MPs的脅迫下,各濃度組普通小球藻生長均受到抑制作用,并且隨著時間的延長,生長抑制越明顯。不同濃度組之間抑制率存在顯著差異,其中80、160 和240 mg/L濃度組抑制率較低,在96h分別達(dá)到13.47%、18.86%和13.78%;320 和400 mg/L濃度組抑制率較高,其中320 mg/L濃度組在24h抑制率達(dá)到最高(75.36%),而400 mg/L濃度組在48h抑制率達(dá)到最高(78.36%),之后隨著時間延長,在96h兩組抑制率均有所下降(39.27%和 57.40%)。

圖5 MPs對普通小球藻藻密度變化的影響Fig. 5 Effect of MPs on the density variation of C. vulgaris

由圖6可知,MPs對普通小球藻Chl.a含量的影響與其對普通小球藻生長的影響呈現(xiàn)相似的變化規(guī)律。在96h實(shí)驗(yàn)中,隨MPs暴露濃度的升高,各濃度組Chl.a含量呈現(xiàn)顯著下降趨勢,其中80和160 mg/L濃度組之間無顯著差異,400 mg/L濃度組對Chl.a含量的抑制作用最強(qiáng)(737.10 μg/L)。

圖6 MPs對普通小球藻Chl.a含量變化的影響Fig. 6 Effect of MPs on Chl.a content variation of C. vulgaris

2.5 MPs對普通小球藻抗氧化酶活性的影響

MPs單一脅迫普通小球藻96h后,空白組和各濃度組細(xì)胞內(nèi)TP、MDA、CAT及T-SOD的含量水平(圖7)。與對照組相比,各濃度組TP含量隨著MPs濃度的升高總體呈顯著下降趨勢,但160和240 mg/L濃度組之間無顯著差異;80、160和240 mg/L濃度組對MDA含量并無顯著影響,而320和400 mg/L濃度組促使MDA含量顯著升高;80、160和240 mg/L濃度組CAT和T-SOD活性均顯著上升,而320和400 mg/L濃度組CAT和T-SOD活性均顯著下降。

圖7 MPs對普通小球藻TP、MDA、CAT及T-SOD的影響Fig. 7 Effect of MPs on TP,MDA,CAT and T-SOD of C.vulgaris

2.6 聯(lián)合脅迫對普通小球藻藻密度的影響

在Nap和MPs聯(lián)合脅迫下,各濃度組普通小球藻生長均受到抑制作用,并且隨著時間的延長,生長抑制越明顯。不同濃度組之間抑制率隨著聯(lián)合污染物濃度的升高呈顯著上升趨勢。聯(lián)合污染物對普通小球藻生長的影響,呈現(xiàn)出明顯的毒性-劑量和毒性-時間效應(yīng)。脅迫96h后,1.5 TU濃度組抑制率最高,達(dá)到52.05%(圖8)。

圖8 Nap和MPs聯(lián)合脅迫對普通小球藻藻密度變化的影響Fig. 8 Effects of combined stress of Nap and MPs on the density variation of C. vulgaris

Nap和MPs聯(lián)合脅迫普通小球藻對Chl.a含量的影響,在96h實(shí)驗(yàn)中隨著聯(lián)合污染物濃度的升高,各濃度組Chl.a含量呈現(xiàn)顯著下降趨勢,其中0.3 TU濃度組未出現(xiàn)顯著下降,0.6、0.9、1.2和1.5 TU濃度組Chl.a含量均顯著下降,且在1.5 TU濃度組內(nèi)達(dá)到最低(1.645 mg/L),1.2和1.5 TU濃度組間Chl.a含量無顯著差異(圖9)。

圖9 Nap和MPs聯(lián)合脅迫對普通小球藻Chl.a含量變化的影響Fig. 9 Effects of combined stress of Nap and MPs on Chl.a content variation of C. vulgaris

2.7 聯(lián)合脅迫對普通小球藻抗氧化酶活性的影響

Nap和MPs聯(lián)合脅迫普通小球藻96h后,空白組和各濃度組細(xì)胞內(nèi)TP、MDA、CAT及T-SOD的含量水平(圖10)。與空白組相比,各實(shí)驗(yàn)組TP含量隨著聯(lián)合污染物濃度的升高而顯著下降,但0.3和0.6 TU濃度組之間無顯著差異;0.3、0.6和0.9 TU濃度組MDA含量呈上升趨勢,但差異不顯著,而1.2 和1.5 TU濃度組MDA含量顯著升高;CAT和T-SOD活性均隨著聯(lián)合污染物濃度的升高而顯著上升,且在1.2 TU濃度組中達(dá)到最高值,之后隨著聯(lián)合污染物濃度的繼續(xù)升高,CAT和T-SOD活性均有所下降,但最終CAT和T-SOD活性均顯著高于對照組。

圖10 Nap和MPs聯(lián)合脅迫對普通小球藻TP、MDA、CAT及T-SOD的影響Fig. 10 Effects of combined stress of Nap and MPs on TP,MDA,CAT and T-SOD of C. vulgaris

2.8 毒性效應(yīng)評價

采用概率單位-濃度對數(shù)法,求出Nap和MPs單一脅迫對普通小球藻的EC50-96h分別為81.35和383.3 mg/L,Nap較MPs對普通小球藻的毒性更強(qiáng);兩種污染物聯(lián)合脅迫對普通小球藻的EC50-96h為1.320 TU。各污染物單一脅迫及聯(lián)合脅迫的EC50擬合曲線見圖11。采用3種聯(lián)合毒性評價方法評價聯(lián)合毒性效應(yīng),均顯示當(dāng) Nap與MPs毒性比為1∶1時,兩者對普通小球藻的聯(lián)合毒性作用為拮抗效應(yīng)(表2)。

圖11 Nap和MPs單獨(dú)及聯(lián)合脅迫EC50擬合曲線Fig. 11 EC50 fitting curve of single and combined stress of Nap and MPs

3 討論

3.1 Nap和MPs對普通小球藻的生長抑制

普通小球藻的生物量變化是污染物對普通小球藻生長抑制作用的直觀體現(xiàn),Chl.a是葉綠素中的重要組成部分,Chl.a的含量可以直接反映藻細(xì)胞的光合作用效率,并且與藻細(xì)胞量呈正相關(guān)[32],其含量變化也是污染物抑制作用的佐證。從兩種污染物對普通小球藻 96h 生長抑制實(shí)驗(yàn)結(jié)果可以看出,Nap對普通小球藻生長抑制作用較強(qiáng),抑制率最高可達(dá)68.26%,與對照組相比Chl.a含量下降55.51%;普通小球藻對MPs表現(xiàn)出一定的耐受性,MPs在48h對普通小球藻的抑制率可達(dá)到78.36%,而至96h時抑制率下降至57.40%,與對照組相比Chl.a含量下降51.86%;Nap和MPs聯(lián)合脅迫普通小球藻的生長抑制作用顯著降低,抑制率最高僅為52.05%,與對照組相比Chl.a含量僅下降30.08%。姜航等[33]研究了MPs和羅紅霉素(Roxithromycin,ROX)對斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)的聯(lián)合毒性效應(yīng),發(fā)現(xiàn)MPs與ROX共同脅迫使斜生柵藻的藻細(xì)胞密度相較于對照組,實(shí)驗(yàn)組下降了13.3%,Chl.a含量下降了9.5%,但是與各污染物單獨(dú)脅迫相比,MPs與ROX共同脅迫對斜生柵藻生長的抑制效果反而有所降低,與本研究結(jié)果相似。

3.2 Nap和MPs對普通小球藻的抗氧化酶活性影響

Nap和MPs單獨(dú)及聯(lián)合脅迫普通小球藻,TP含量均顯著下降,與藻密度抑制現(xiàn)象呈現(xiàn)出較好的一致性。MDA是生物體內(nèi)脂質(zhì)過氧化的重要產(chǎn)物,通常用于反映生物體在受到外界刺激后的細(xì)胞氧化損傷程度[34,35]。在本研究中,普通小球藻在Nap和MPs單獨(dú)及聯(lián)合脅迫下,MDA含量逐漸上升,而在污染物濃度較高時顯著增加,說明污染物造成了普通小球藻細(xì)胞內(nèi)活性氧清除系統(tǒng)逐漸失去作用,不能有效地建立活性氧平衡,最終普通小球藻自身抗氧化系統(tǒng)無法清除高濃度污染物產(chǎn)生的活性氧自由基,致使MDA含量急劇上升,藻細(xì)胞受到氧化損傷。Jang等[36]研究增塑劑對紅藻的影響時也發(fā)現(xiàn)了同樣的規(guī)律。

作為抗氧化酶,SOD和CAT廣泛存在于各種水生生物中,SOD通常與CAT聯(lián)合作用,建立起生物體對活性氧物質(zhì)的應(yīng)激防御機(jī)制。本實(shí)驗(yàn)中Nap單一脅迫時,SOD和CAT含量整體呈顯著下降趨勢,與對照組相比,96h最高濃度組SOD和CAT含量分別下降76.86%和78.92%;MPs單一脅迫時,表現(xiàn)出“低促高抑”現(xiàn)象,與對照組相比,96h最高濃度組SOD和CAT含量分別下降88.07%和66.69%;兩種污染物聯(lián)合脅迫時,SOD和CAT含量總體呈上升趨勢,雖然隨著污染物濃度的增加有所下降,但96h最高濃度組SOD和CAT含量分別上升了26.23%和23.46%,表明萘和聚苯乙烯的聯(lián)合脅迫并未完全破壞普通小球藻的應(yīng)激防御機(jī)制。與本實(shí)驗(yàn)類似,馬新剛等[37]研究發(fā)現(xiàn),與草甘膦單一脅迫相比,納塑料與草甘膦聯(lián)合脅迫銅綠微囊藻(Microcystis aeruginosa)時,銅綠微囊藻細(xì)胞內(nèi)SOD水平和活力均有顯著提升。本實(shí)驗(yàn)不同污染物脅迫產(chǎn)生的SOD和CAT含量變化,說明Nap對普通小球藻毒性較強(qiáng),低濃度即可造成普通小球藻的氧化損傷,而MPs對Nap毒性起到明顯抑制作用。

3.3 Nap和MPs單獨(dú)及聯(lián)合脅迫毒性效應(yīng)

本研究污染物毒性效應(yīng)評價結(jié)果與生長抑制作用結(jié)果相符,毒性強(qiáng)度表現(xiàn)為萘＞聚苯乙烯＞聯(lián)合脅迫。Zhu等[38]研究了4種不同類型的MPs和三氯生(TCS)聯(lián)合脅迫肋骨條藻(Skeletonema costatum)的急性毒性效應(yīng),發(fā)現(xiàn)MPs的吸附使得TCS的疏水性增加,導(dǎo)致水體中的沉淀量增加,減少了TCS與肋骨條藻細(xì)胞之間的接觸機(jī)會,進(jìn)而降低了MPs和TCS的毒性;Zhang等[39]研究了氨基修飾的聚苯乙烯納米粒子(nPS-NH2)和草甘膦聯(lián)合脅迫對銅綠微囊藻(Microcystis aeruginosa)的急性毒性效應(yīng),發(fā)現(xiàn)nPS-NH2 對草甘膦的吸附作用顯著減輕了草甘膦對銅綠微囊藻的毒性效應(yīng),nPS-NH2 與草甘膦聯(lián)合毒性作用表現(xiàn)為拮抗。與上述研究結(jié)果相似,在本研究的聯(lián)合脅迫實(shí)驗(yàn)中,MPs對Nap的吸附聚合作用可能使二者接觸普通小球藻藻胞的幾率均大幅降低,導(dǎo)致聯(lián)合毒性效應(yīng)并沒有比單一毒性更加顯著,兩者對普通小球藻的聯(lián)合毒性作用也表現(xiàn)為拮抗效應(yīng)。微塑料的存在雖然可降低有機(jī)污染物毒性,在短期內(nèi)體現(xiàn)出一定的保護(hù)作用,但是自然水域環(huán)境中,微塑料與多環(huán)芳烴類污染物極有可能是長期共存的,而它們對水生生物產(chǎn)生的長期聯(lián)合效應(yīng)尚未探究,因此有關(guān)微塑料與多環(huán)芳烴類污染物對水生生物的慢性毒性效應(yīng)實(shí)驗(yàn)亟待開展。