壬基酚对浮游生物的毒性效应及其食物链传递研究

孙凯峰,孙 东,綦世斌,陈清华,段舜山*(.环境保护部华南环境科学研究所,广东 广州 50655；.暨南大学生态学系,广东 广州 5063)

壬基酚对浮游生物的毒性效应及其食物链传递研究

孙凯峰1,孙 东2,綦世斌1,陈清华1,段舜山2*(1.环境保护部华南环境科学研究所,广东 广州 510655；2.暨南大学生态学系,广东 广州 510632)

以蛋白核小球藻及5种枝角类(微型裸腹溞、多刺裸腹溞、盔型溞、蚤状溞、大型溞)浮游动物为研究对象,开展壬基酚(NP)对浮游生物的毒性效应,及 NP在“水-蛋白核小球藻-大型溞”食物链的生物富集和生物传递能效研究.结果表明:NP对微藻的半抑制效应浓度为3.33mg/L;对5种枝角类浮游动物的48h半致死效应浓度范围介于8.67～131.79μg/L,裸腹溞属耐受性显著高于溞属.1和5µg/LNP连续暴露下,大型溞存活率显著降低,且首次繁殖时间延迟,前者仅在第8d有子代产出,而后者未观察到子代个体.微藻对培养液中0.1mg/LNP的生物富集系数(BCF)在3h时达到最大值7393.投喂NP暴露后的微藻,大型溞摄食率呈显著降低的趋势,且第3d天出现死亡现象.大型溞体内NP含量最大值为0.07mg/g,NP经蛋白核小球藻传递到大型溞的生物富集系数仅为0.097.NP的低食物链传递可能与大型溞对NP的转化、大型溞生长过程中的蜕壳以及摄食后的消化和排泄过程有关.

壬基酚；蛋白核小球藻；枝角类；急性毒性；生物富集

壬基酚(NP)是化学工业和有机合成工业中重要的中间体,广泛应用于塑料产品、洗涤剂、杀菌剂以及纺织业生产中.除合成过程中原料废渣直接排放外(约占 0.5%),环境中 NP主要来源于其前体物质NP聚氧乙烯醚(NPEs)的天然降解或污水处理厂的生物分解[1-2].高浓度壬基酚对藻类、无脊椎动物以及鱼类的急性致死效应已有广泛研究[3-4].Staples[3]和 Servos[4]分别对不同生物种类的NP暴露的急性毒性致死剂量进行了综述.NP对鱼类的半致死浓度范围介于 17～3000µg/L,无脊椎动物半致死浓度范围介于 21～3000µg/L,而藻类半抑制效应浓度介于 27～2500µg/L之间.另一方面,环境中较低浓度的 NP能够干扰水生动物正常内分泌物质的合成、释放、转运代谢和结合,并能改变内分泌系统的功能,破坏正常内分泌系统平衡和调控作用,也被公认为是具有雌激素效应的内分泌干扰物(EDCs)之一[2,5-7].

NP等污染物在河流和海洋生态系统的各个组成部分中均普遍检出,其潜在的生态安全和人体健康风险也受到越来越多的关注[8-9].NP等污染物污染的水域生态系统中,藻类对 NP的富集作用,被认为是 NP进入水生食物网的首要门户

[10-11].而浮游动物特殊的生理生态地位,使它们在很大程度上决定了 NP在水生食物链中的迁移、转化与累积等一系列动态过程. 重金属类环境激素能够通过改变浮游植物细胞膜的通透性,显著提高了其在浮游植物营养级的生物累积能力,并经摄食作用进入更高营养级生物甚至人体内

[12-13].然而,也有研究表明,藻类对水体中NP不仅具有高度的富集特性同时也存在不同程度的降解能力,如海洋硅藻(Navicula incerta)在96h内通过降解去除了 20.69%的 NP[11];三角褐指藻(Phaeodactylum tricornutum)在168h时对NP的降解去除率达到 95%[14];斜生栅藻(Scenedesmus obliquus)[15]和小球藻(Chlorella vulgaris)[16]也表现出显著的NP降解能力.尽管存在微藻对NP的降解过程,然而根据野外调查结果证实,NP污染的水体中各营养级的水生生物体内普遍存在NP的污染[17-18].因此可以推测,在水域生态系统中NP很可能沿着“水～初级生产者～初级消费者～高级消费者”这样的食物链逐级传递、放大并最终通过食物进入人体.

本研究选取蛋白核小球藻及 5种水枝角类浮游动物为研究对象,分别开展 NP对浮游生物的急性毒性效应,NP对浮游动物的亚慢性毒性效应及NP在“水～蛋白核小球藻～大型溞”食物链的生物富集和生物传递能效研究.通过毒性测试了解不同种类浮游动物对NP毒性的敏感性差异,揭示NP的持续暴露对大型溞生长和繁殖的影响.进而通过测定NP在微藻和浮游动物体内的含量掌握NP在不同营养级上的富集能力和食物链放大效应.探明微藻对 NP的生物富集及食物链传递规律,并对 NP沿食物链进行富集和传递能效进行评估.

1 材料与方法

1.1 实验材料

NP(C9H19C6H4OH):优级纯,购自上海晶纯实业有限公司.实验用 NP以丙酮为溶剂制备高浓度储备液.

受试藻种:蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)保存于 BG-11培养基中,采用人工气候培养箱(CC275TL-2H, Xutemp)静置培养,每天摇瓶 3次.培养条件设定为:温度 23±1℃,光照强度80μmol/(m2·s),光周期为12L∶12D.

受试枝角类:分离筛选5种湖泊、水库中常见枝角类浮游动物类.暨南大学明湖的微型裸腹溞(Monia micrura)、惠州西湖示范区的多刺裸腹溞(Monia macrocopa)、流溪河水库的盔型溞(Daphnia geleata)、华南植物园的蚤状溞(Daphnia pulex),以及香港科技大学惠赠的大型溞(Daphnia magna).浮游动物稀释水采用曝气蒸馏水中添加CaCl2,MgSO4,NaHCO3,KCl,4种药品对应质量浓度分别为2.94,1.23,0.65,0.0625mg/L.稀释水的pH值为8.0±0.2,溶解氧保持在5mg/L以上,培养温度为(24±1)℃,光照强度为 40μmol/ (m2·s),光暗周期设定为 16L:8D.浮游动物的保存采用蛋白核小球藻投喂,500mL烧杯中进行单克隆培养,经过多代孤雌繁殖并达到实验所需数目后,从中挑取龄期不超过12h的活泼幼体作为研究对象.

1.2 实验设计

1.2.1 NP对微藻的急性毒性效应 通过预实验分别配制等对数浓度梯度的 NP溶液(1.00、1.59、2.52、4.00、6.30、10.06mg/L)35mL,然后将指数生长期的藻细胞浓缩后接种到添加NP的培养液中.实验采用50mL玻璃管(Schott Duran, Germany),丙酮对照组和 NP暴露组丙酮体积(V/V)均为 0.1%.空白对照组为接种的指数生长期的藻细胞,每组3个平行,藻细胞起始密度为2× 105ind/mL. 培养 96h后取样测定藻细胞密度,并计算急性毒性半抑制效应浓度.

1.2.2 NP对枝角类浮游动物的急性毒性效应 实验采用50mL玻璃管(直径25mm)进行,将10只出生6h内的幼溞接种到40mL的浮游动物培养液中.添加NP储备液,并使助溶剂丙酮的浓度均为0.1%(V/V),试验期间不投喂饵料.NP起始浓度详见表 1,同时设定空白对照组和添加0.1%(V/V)丙酮的对照组,每个处理组均设置3个平行.分别于24、48h观察枝角类存活率(死亡鉴定:摇动玻璃管观察底部幼溞 15s未能游动即认定死亡).

表1 NP对枝角类浮游动物急性毒性浓度设置Table 1 Acute toxicity of NP on cladoceran zooplankton

1.2.3 NP对大型溞的亚慢性毒性效应 以毒性测试模式种生物大型溞为对象,模拟EPA和中国推荐NP安全浓度范围(6.6µg/L)内的NP暴露对大型溞存活繁殖的影响,实验设定了 5、1和0.1µg/L的NP暴露浓度.投喂饵料为蛋白核小球藻,每天换水前 1h投喂饵料,换水后加入不同浓度的 NP,但不再投喂蛋白核小球藻.实验设置空白对照组和添加助溶剂丙酮(0.1%,V/V)的对照组,且各实验处理组丙酮浓度均为 0.1%(V/V).其余培养条件与急性毒性实验相同.实验设置3个平行,每组10只.取3组的总数为存活数n,3组的幼体数目除以存活的母代个体数为平均繁殖量mx.

1.2.4 NP在“水～蛋白核小球藻～大型溞”食物链的生物富集和生物传递 蛋白核小球藻对NP的生物富集:将指数生长期的蛋白核小球藻接种到NP浓度为0.1mg/L的培养基中,丙酮体积为总体积的 0.1%.混合均匀后分装 100mL藻液到150mL三角瓶中,每组3个平行,藻细胞起始密度为 2×105cells/mL.对照组为不接种蛋白核小球藻的NP溶液.分别于1、3、5、10、24h取藻液进行培养液中、藻细胞表面和藻细胞内部NP含量的测定.

NP在“蛋白核小球藻-大型溞”食物链的传递效应:将100mL经0.1mg/L NP暴露3h后的蛋白核小球藻离心收集,用 10%的甲醇溶液洗脱藻细胞表面吸附的 NP,此过程重复 2次,每次 10s.离心后,弃去含有甲醇的上清液,并用浮游动物培养基重新悬浮2次,定容至10mL.上述NP暴露后的蛋白核小球藻用来投喂大型溞.实验采用不超过 12h的大型溞活泼幼体,每组 10只培养于30mL的稀释水中,并投喂上述含有NP的蛋白核小球藻0.3mL,实验设27个平行.分别设置不投喂饵料组和不添加大型溞实验组.试验期间每天更换培养液,并再次投喂相同量的蛋白核小球藻,并在换水前测定大型溞对蛋白核小球藻的摄食率.分别于投喂后的2、4、6d,用筛网过滤收集大型溞30只,对其体内的NP含量进行测定.

液相色谱条件为:采用安捷伦 1100系列HPLC(FLD 荧光检测器)液相色谱.色谱柱: AXDB-C18RS column (4.6×250mm, 5µm);流动相:乙腈:水=(80:20);进样体积:50µL;进样速度: 1mL/min;激发波长:230nm,发射波长305nm;最低检出限为5µg/L.

1.3 测定指标与计算

1.3.1 NP对蛋白核小球藻、枝角类浮游动物的急性毒性半效应浓度(EC50)的计算通过拟合 NP对浮游生物生长的抑制率(GIR)与 NP浓度的回归方程计算[15,19].

式中:Cck为对照组浮游生物密度,ind/mL或cells/ mL;CNP为 NP暴露组浮游生物密度,ind/mL或cells/mL.

1.3.2 蛋白核小球藻培养液、藻细胞表面和藻细胞内部NP含量测定[15]:

培养液中NP含量:取NP暴露的蛋白核小球藻藻液 2mL,离心(7000r/min,10min)收集上清液1mL,用3mL二氯甲烷震荡萃取后静置10min后分离下层液体到棕色玻璃瓶,萃取过程重复 3次.氮气吹干后加入流动相(乙腈:水=80:20)定容到1mL.

藻细胞表面吸附NP含量:取NP暴露的蛋白核小球藻藻液 2mL,离心收集蛋白核小球藻,用10%的甲醇溶液1.5mL悬浮并震荡30s,洗脱吸附在藻体表面的NP.然后离心5min,吸上清液1mL至进样瓶中.氮气吹干后加入流动相(乙腈:水=80:20)定容到1mL.

藻细胞内部 NP含量:经甲醇清洗后的蛋白核小球藻放入-20℃下反复冻融3～5次.加入二氯甲烷和甲醇(V/V,1:2)混合液 2mL震荡萃取藻细胞内的 NP.然后经离心(7000rpm,10min)收集上清液至棕色玻璃瓶中,重复萃取3次,并合并萃取液进行氮气吹干,加入流动相(乙腈:水=80:20)定容到1mL.

1.3.3 藻类对NP的生物富集系数(BCF):

式中:Cc为藻细胞内NP浓度,mg/g;Ci为培养液中NP的起始浓度,mg/L,并除以 1020g/L作为溶液中的密度[11,15].

1.3.4 大型溞对蛋白核小球藻的摄食率 摄食率计算公式如下[20]:

式中:FR指一定水样中浮游动物个体在单位时间内滤过的水样量;GR指每只浮游动物单位时间内过滤的饵料细胞数,cells/mL;V指浮游动物培养液体积,mL;N为每个处理组中浮游动物的数目,ind;N0为投喂饵料密度,cells/mL;Nt为对照组中的最终饵料密度,cells/mL;Ntf为处理组最终饵料密度,cells/mL;t为试验时间.

1.3.5 大型溞体内 NP含量测定 各处理组的大型溞30只,用超纯水清洗3次各1min,以便于去除外壳上吸附的NP,用滤纸吸干外壳表面的液体,干燥,称重,研磨,以正己烷:二氯甲烷(1:1)2mL为提取液,萃取20h.超声萃取30min后,氮吹仪吹干,加入 0.5mL的流动相,定容混匀,上机测定大型溞体内的NP含量.测定参数与方法同上.

1.4 数据统计与分析

实验数据采用 Origin 8.0整理和制图,采用SPSS13.0软件进行统计分析,单因素方差分析(One way-ANOVA)用来检验各处理之间的差异性,P＜0.05和P＜0.01分别认为显著和极其显著.

2 结果与讨论

2.1 NP对微藻和浮游动物的急性毒性

蛋白核小球藻的细胞密度和枝角类浮游动物的存活率均随着NP暴露浓度增加而表现出显著的抑制效应.蛋白核小球藻在0.1%丙酮实验组中的细胞密度与空白对照组无显著差异(P＞0.05).实验设置的NP对蛋白核小球藻的96h急性半抑制效应浓度为 3.33mg/L.NP对五种枝角类浮游动物的 48h急性半致死浓度(Lethal concentration 50)范围介于8.67～131.79μg/L之间,枝角类浮游动物对NP暴露的耐受性大小顺序依次为:多刺裸腹溞＞微型裸腹溞＞盔形溞＞大型溞＞蚤状溞(表2).在5种枝角类对NP的耐受性从种属分类上看,裸腹溞属2种枝角类耐受性显著高于溞属;从幼体体长上看,蚤状溞(约 0.88mm)和大型溞(约 0.82mm)＞盔型溞(0.7mm)＞多刺裸腹溞(0.55mm)＞微型裸腹溞(0.4mm),NP耐受性与体长呈负相关关系(EC50= -0.0034L+0.896, R2= 0.7535, P=0.046).枝角类对NP耐受性与体长的相关关系在其他研究中的规律性受测试药品种类和浮游生物种类的不同存在较大差异[21-22].羧基乙醚衍生物对大型溞的 24hEC50值介于3.47～383.44mg/L之间[21],且以乙醇(8μg/L)为助溶剂的NP对大型溞的48hEC50值为155μg/L,显著低于不添加乙醇的 48hEC50值(281μg/L)[22].本研究中5种枝角类在0.1%丙酮实验组和空白对照组中的存活率介于 96.7%～100%,未表现出显著的差异(P＞0.05).毒死蜱对老年低额溞(Simocephalus vetulus)和多刺裸腹溞的毒性显著大于大型溞,且毒死蜱对剑水蚤(Eucyclops serrulatus)毒性小于介形虫(Pseudocandona sp.)和溞属枝角类[23].BPA对微型裸腹溞的毒性效应显著高于隆线溞,而 NP对微型裸腹溞的毒性效应则显著低于隆线溞[24].

表2 NP对浮游动物的48h急性半致死浓度Table 2 The lethal concentration 50 (LC50) of NP on cladoceran zooplankton at 48h

2.2 NP对大型溞的亚慢性毒性

低于 EPA和中国推荐的 NP安全浓度(6.6µg/L)暴露大型溞,其存活率和存活个体的平均繁殖量如表3所示.随着暴露浓度的增加,大型溞的存活数和平均繁殖量均呈现了显著降低的现象.5µg/L连续暴露下,大型溞在第5d时全部死亡,且未检测到子代个体.而 1µg/L连续暴露下,仅在第8d检测到子代个体.1和5µg/L连续暴露下,大型溞的首次繁殖时间也表现出延迟的现象.0.01µg/L连续暴露下大型溞的平均繁殖量与对照组相比有所增加.尽管亚慢性毒性测试采用的NP暴露浓度低于EPA推荐的安全浓度阈值(6.6µg/L),也远远低于急性毒性测试结果中的安全浓度阈值 LC5(23.64µg/L).然而,大型溞的存活率和繁殖量从第4d开始均表现出了显著的降低,这一现象进一步证实了环境毒理学测试的安全浓度和无效应及量浓度需在长期或更复杂的环境条件下进行反复测试才能够更好的保护物种的安全.溴系阻燃剂对大型溞的急慢性实验结果也表现出相类似的现象.溴代阻燃剂对大型溞21d敏感繁殖毒性终点的LC5(内禀增长率、净生殖率)均比48h急性毒性LC50低2个数量级,且低于其对繁殖量毒性影响的无效应浓度(NOEC)[25].另外,NP的助溶剂丙酮或乙醇在慢性毒性暴露过程中也存在不同程度的毒性效应,本研究中的对照组(0.1%丙酮,V/V)大型溞的存活率和繁殖率与其他研究相比也表现出了一定的毒害效应,这与乙醇作为助溶剂的研究结果相一致[22].大型溞休眠卵的孵化过程对苯氧威的暴露响应和卵细胞累积均表现出了较大的差别.孵化最后阶段对苯氧威的暴露最为敏感,因此,研究污染物对大型溞等生物的影响还应考虑其整个生活史的各个发育阶段的响应特征[26].

表3 NP持续暴露下大型溞的存活数(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 蛋白核小球藻对NP的生物富集效应

蛋白核小球藻培养液中0.1mg/L NP的变化趋势如图1所示.培养液中NP含量迅速降低,而藻细胞表面和藻细胞内部的含量变化呈先增加后降低的现象.藻细胞对 NP的快速吸附和吸收也导致了其胞内 NP含量的快速增加,蛋白核小球藻对NP的生物富集系数(BCF)在3h时达到最大值 7393(图 2),而后随着暴露时间延长而呈降低的趋势.4种小球藻对1mg/L NP的表面吸附和细胞内吸收均在12h内达到最大值,且随着培养时间延长,细胞内吸收的NP含量(µg/g DW)呈快速降低的趋势[27].斜生栅藻对0.25～4mg/L NP的吸附和吸收研究结果与本研究相一致.NP浓度增加,藻细胞表面吸附和细胞内吸收均呈增加的趋势,且随着培养时间延长(1～5d),细胞表面和细胞内 NP含量均呈快速降低的趋势[15].藻细胞对NP的快速吸收和富集的研究报道表明,NP的藻类去除速率往往与细胞密度呈正相关关系,但去除速率在不定舟形藻(Navicula incerta)[11]、斜生栅藻[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]中存在较大差别.另外,也有研究表明,固定化处理后小球藻对培养液中NP的去除率增加显著[16].

图1 NP(0.1mg/L)在蛋白核小球藻培养液、藻细胞表面和藻细胞内部的分布Fig.1 Dissolved, intracellular and extracellular NP concentrations of C. pyrenoidosa exposed to NP (0.1mg/L)

2.4 大型溞对NP暴露后蛋白核小球藻的摄食率

以0.1mg/L NP暴露后的蛋白核小球藻作为饵料投喂大型溞,大型溞的摄食率随时间变化情况如图 2所示.NP暴露后蛋白核小球藻投喂下,大型溞摄食率随着培养时间延长,摄食率呈显著降低的趋势,且大型溞从第3d开始出现死亡现象.大型溞对NP暴露后蛋白核小球藻的摄食率变化进一步揭示了藻细胞对NP的生物富集和放大作用对大型溞的生理活动和存活均产生了显著的抑制效应.然而,也有研究表明,0.1mg/L NP暴露后的球等鞭金藻(Isochrysis galbana)投喂卤虫(Artemia franciscana)在 20d内表现出了生长抑制效应,但连续培养56d后,经NP暴露后的藻投喂卤虫其体长比对照组增加了25%[28].令人遗憾的是,球等鞭金藻经 NP暴露后投喂产生的生长促进效应原因,作者并未在56d的实验过程中进行测定.以蛋白核小球藻暴露 NP后投喂大型溞的研究鲜有报道,因此,有必要在后续的研究中开展长期的连续培养来揭示NP在自然条件下对大型溞种群增长的影响.

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

图3 大型溞对NP暴露处理后蛋白核小球藻的摄食率Fig.3 The grazing rate of D. magna fed with NP-treated C. pyrenoidosa

2.5 大型溞体内NP含量

大型溞摄食 NP暴露后的蛋白核小球藻,其体内NP含量的变化情况如图3所示.大型溞体内NP含量在第2d时达到最大,而后快速降低.大型溞体内NP累积量显著低于蛋白核小球藻内富集的NP含量,第2d时NP经蛋白核小球藻传递到大型溞的生物富集系数仅为:0.097.按照大型溞对 NP暴露后蛋白核小球藻的最大摄食率计算,大型溞对NP暴露的蛋白核小球藻的摄食效率为13.78%.这一研究结果与卤虫摄食 NP暴露的球等鞭金藻导致的 NP累积研究相一致,卤虫体内仅检测到痕量的 NP残留,也证实了卤虫具有较强的NP代谢功能.且卤虫体内的细胞色素P450活性受NP暴露增加显著,而SOD活性则未表现出显著差异[28].以同位素p353标记的NP在大型溞幼体和成熟个体体内的生物累积情况表明,幼体体内NP的累积量约为成体的5.6～9.7倍,这一现象的主要原因是幼体阶段的NP代谢能力低于成体.另外,大型溞生长过程中的蜕壳以及摄食后的消化和排泄过程也可能是NP的食物链富集效率显著降低的影响因子[30].

图4 大型溞摄食经NP暴露的蛋白核小球藻后体内NP含量Fig.4 Concentration of NP in D. magna fed with NP-treated C. pyrenoidosa

3 结论

3.1 NP对浮游植物的 96hEC50比浮游动物48hLC50高 1～2个数量级.浮游动物种属间耐受性强弱顺序为:裸腹溞属＞溞属,且耐受性与不同种间的体长呈一定的负相关关系.

3.2 低于环境安全浓度阈值的 NP连续暴露对大型溞的生长、存活率和繁殖率等均表现出显著的抑制效应.大型溞表现出首次繁殖时间延迟,1μg/L处理组仅在第8d有子代产出,而5μg/L处理组未观察到子代个体,这一结果是 NP和助溶剂丙酮(0.1%, V/V)的共同作用.

3.3 NP暴露蛋白核小球藻,藻细胞表现出了快速的生物富集和生物放大效应,NP的生物富集系数在3h时达到最大值7393.

3.4 投喂 NP(0.1mg/L)暴露后的微藻,大型溞摄食率呈显著降低的趋势,且第3d开始观察到死亡现象.摄食NP暴露的微藻,大型溞体内NP含量最大值为 0.07mg/g,NP经蛋白核小球藻传递到大型溞的生物富集系数仅为:0.097.

3.5 NP的低食物链传递主要与大型溞对NP的代谢有关,潜在的代谢途径包括:降解、转化、蜕壳以及排泄等.

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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

孙凯峰(1983-),男,山东淄博人,副研究员,博士,主要从事水域污染生态学与浮游生物生理生态学研究.发表论文20余篇.

2016-05-20

国家自然科学基金项目(21307140,41476099); 中央级公益性科研院所基本科研项目(PM-zx703-201602-043, PM-zx021-201211-123)

* 责任作者, 教授, tssduan@jnu.edu.cn