孔瀟瀟，王鐵宇，張曉軍，蔣曌澤，周云橋，李奇鋒，孟晶，朱朝云

1. 牡丹江師范學院生命科學與技術學院，牡丹江 157012 2. 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 3. 中國科學院大學，北京 100049

全氟化合物對水生植物的生態(tài)效應研究Ⅱ—金魚藻對水中PFOS的生物富集及生理響應

孔瀟瀟1,2，王鐵宇2,*，張曉軍1,#，蔣曌澤1,2，周云橋2,3，李奇鋒2,3，孟晶2,3，朱朝云2,3

1. 牡丹江師范學院生命科學與技術學院，牡丹江 157012 2. 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 3. 中國科學院大學，北京 100049

為探究全氟化合物對水生植物的生態(tài)效應，選擇金魚藻(Ceratophyllum demersum L.)為受試生物，設定5、100、1 000、10 000、50 000、100 000 μg·L-1以及對照共7個PFOS濃度梯度進行水培，分析包括超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)、過氧化物酶(POD)在內的抗氧化系統酶和細胞色素含量等生理響應特征，并研究金魚藻對PFOS的生物有效性及富集能力。結果表明：金魚藻對PFOS的富集量最高可達3 180 mg·kg-1dw，最大富集系數高達40.7倍，可作為PFOS污染水體植物修復的遴選物種。隨PFOS濃度升高，SOD活力總體上沒有明顯變化，但POD活力表現為雙重效用，即低濃度促進酶活力積累，而高濃度抑制酶活力積累。CAT活力在低濃度組(0、5、100、1 000 μg·L-1)，未表現出明顯異常，在高濃度組(10 000、50 000、100 000 μg·L-1)，出現先升高后降低的趨勢。色素含量也反應較為敏感，低濃度處理后色素含量升高，高濃度處理則導致色素含量先升高后降低，最高濃度處理下一直處于較低水平，可作為評價PFOS污染水體的生理敏感性指標。

全氟化合物；金魚藻；PFOS生物有效性；抗氧化系統；生態(tài)效應

全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)及其鹽類是一類含氟持久性有機物，具有性質穩(wěn)定、不易降解等特點，已成為全球性普遍關注的新型污染物，并在全球范圍內均有不同程度地有檢出[1-4]。鑒于PFOS存在的廣泛性和對環(huán)境的危害性，2000年12月，3M公司發(fā)布了停止生產全氟類有機磺酸鹽的公告[5]。2006年12月，歐洲議會和部長理事會聯合發(fā)布《關于限制全氟辛烷磺酸銷售及使用的指令》(2006/122/EC)。2009年5月，《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》將全氟辛烷磺酸及其鹽類列入持久性有機污染物(POPs)優(yōu)控名單[6]。國外PFOS的生產量在2000年以后已明顯下降，但我國的生產量卻在2002-2006年間呈增加趨勢，目前我國每年的PFOS產量在100 t左右。由于PFOS相比其他類POPs具有一定的弱水溶性，因此水體成為PFOS賦存和傳輸的重要載體。已有研究表明，在世界范圍內的海水、地表水和飲用水等都檢測到了PFOS的污染。其中，現有數據中污染最嚴重的是多倫多Etobicoke河，濃度高達2.2 mg·L-1[7]，我國黃河、長江、渤海、大遼河、淮河等幾大流域，水體、土壤、沉積物中均檢出較高水平的PFOS[8-11]，香港近海域、珠江三角洲，包括南海以及韓國海域海水中PFOS濃度范圍分別為0.09～3.1 ng·L-1，0.02～12 ng·L-1，0. 04～730 ng·L-1[12-13]。

目前，國內外對PFOS的研究主要集中在水環(huán)境以及魚、蝦、蟾蜍、海豚、水鳥等動物層面[14-17]，對植物的研究也多集中于陸生植物如小麥、萵苣、玉米、胡蘿卜、土豆等體內PFOS含量測定[18-23]，有關水生植物對PFOS富集和生態(tài)效應的研究極為匱乏。金魚藻是華北水系普遍存在的水生植物優(yōu)勢物種，因此本研究選用該類沉水生植物為對象，通過分析金魚藻對PFOS的吸收及抗氧化系統反應，研究金魚藻對PFOS的生物有效性及富集效果，以期為水環(huán)境中PFOS生態(tài)風險評價及污染水體修復提供理論依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實驗材料

金魚藻取自沭陽縣蘇怡花卉園藝場水草培養(yǎng)池塘，首先對金魚藻進行挑選，選擇長勢相同，莖粗為(0.8±0.1) mm，長度為(20±1) cm的金魚藻用于馴養(yǎng)。實驗前，金魚藻在測試溫度為(25±2) ℃下的0.1 Hoagland培養(yǎng)液中實驗室馴養(yǎng)2周。

1.2 實驗儀器與試劑

實驗儀器：為高效液相色譜(Agilent 1200型，美國)/質譜(SCIEX 3000型，美國)聯用儀(HPLC/MS-MS)、酶標儀(SPECTRAmax190，美國)、紫外可見光分光光度計(UV-1700，日本島津)、氮吹儀(Organomation，美國)等。

試劑：ENVI-carb(Supelco公司，美國)、Florisi SPE(Supelco公司，美國)、全氟辛烷磺酸鹽(98%，Matrix Scientific公司，美國)、同位素標記物為13C4PFOS(98% Wellington實驗室，加拿大)、色譜級甲醇、四丁基硫酸氫銨(TBAHS)、甲基叔丁基醚(MTBE)和醋酸鈉(J.T.Baker公司，美國)。

1.3 實驗處理

根據預實驗條件分析和Felizeter等有關PFOS脅迫對水培生菜的已有報道，本研究共設6個實驗組和1個空白對照組，并設置為0、5、100、1 000 μg·L-1的低濃度組和10 000、50 000、100 000 μg·L-1的高濃度組，每組設3個平行。在配制好的0.1 Hoagland溶液中加入用去離子水沖洗3次并晾干表面的金魚藻，密度為8 L的0.1 Hoagland溶液內25棵金魚藻，置于(28±2) ℃溫室內培養(yǎng)，用無菌培養(yǎng)容器封口膜(12 cm×12 cm)將實驗容器10 L廣口瓶封口。通入潔凈的中空玻璃管，內徑1 cm，長50 cm。光照14 h:10 h，光強260～350 μmol·m-2·s-1，水深(25±0.5) cm相對濕度60%～70%，每天充氣12 h。試驗開始前先在樣品未分組時隨機取樣測定每組樣品各項指標的初始值，初始值是植物分剪前的狀態(tài)，可反映植物馴化后的最初生長狀況。另外在分剪過程中植物會被從培養(yǎng)液中取出，受光照、溫度、濕度等外界因素影響，植物會出現少量失水或人為機械損傷，致使初始值與0處理的0天有差異。因此設定0處理的第0天作為分揀后的初始樣品，試驗過程中每日記錄金魚藻的表觀狀況，于每日9時每瓶取出金魚藻4棵，剪碎后稱重并用于其他各項指標測定。

1.4 分析方法

1.4.1 生理生化指標測定前處理

將培養(yǎng)后的金魚藻小心取出，用去離子水沖洗3次，甲醇沖洗1次，而后用濾紙陰干表面后液氮冷凍，放入研缽加入9倍體積的0.1 PBS緩沖液(pH=7.4)，手動冰浴研磨后將勻漿液放入離心管中，在4 ℃、3 500 r·min-1條件下離心10 min，取上清液置于-80 ℃冰箱待測。采用丙酮提取法測定葉綠素含量，氮藍四唑(NBT)還原法測定超氧化物歧化酶(SOD)活性，愈創(chuàng)木酚顯色法測定過氧化物酶(POD)活性，紫外吸收法測定過氧化氫酶(CAT)活性。

1.4.2 植物體PFOS的提取與凈化

用甲醇淋洗20 s后去離子水沖洗3次，在濾紙上陰干用鋁箔紙包裹，冷凍干燥后研磨成粉末。稱取0.2 g干燥的植物樣于50 mL的聚丙烯離心管中，加入5 ng PFOS內標，2 mL氫氧化鈉溶液(0.4 mol·L-1)，渦旋后置于冰箱過夜。然后依次加入1 mL TBAHS(0.5 mol·L-1)、2 mL碳酸鈉-碳酸氫鈉緩沖液(0.25 mol·L-1)渦旋，5 mL MTBE，700 r·min-1條件下震動5 min，超聲10 min，3 000 r·min-1條件下離心10 min，轉移上清液，用5 mL MTBE重復2次，共收集15 mL MTBE，高純氮氣吹至1 mL。取Florisil SPE小柱，用5 mL的甲醇、5 mL的MTBE對其活化。將1 mL樣品通過，并用甲醇沖洗聚丙烯離心管3次，用5 mL的MTBE沖洗Florisil SPE柱，用5 mL的甲醇MTBE溶液(30:70，V:V )洗脫小柱并收集。將收集到的到的溶液氮吹至1 mL。最后通過ENVI-Carb小柱凈化，首先用1 mL甲醇沖洗ENVI-Carb小柱，重復3次，然后將1 mL的樣品通過，用1 mL甲醇沖洗聚丙烯管，沖洗3次，同樣甲醇沖洗小柱3次，速度始終控制在1滴每秒，共收集樣液10 mL。用高純氮氣吹至1 mL，0.2 μm的尼龍濾膜過濾，分液待上機。

1.5 質量保證與控制

為了最大限度地降低PFOS污染，實驗所用器皿均先用自來水洗凈，用甲醇沖洗3遍后，再用去離子水沖洗3次。每批樣品中加1個方法空白，方法空白不加植物樣，但加入相同量的回收率指示物，按與樣品相同的步驟進行分析。每個濃度設定0 μg·L-1為對照組，樣品分揀前測定植物樣品各項指標的初始值。

1.6 數據處理方法

數據處理和圖表制作采用Excel 2010，所有結果為3次重復數據的平均值，差異顯著性采用SAS 8.0的One-way ANOVA (Ducan法)進行檢驗，顯著性水平為P<0.05。

2 結果與分析(Results and analysis)

2.1 金魚藻對PFOS的生物富集特征

金魚藻在水體PFOS脅迫處理后，不同濃度不同時間處理條件下表現出不同的生物富集程度，隨溶液PFOS濃度的增高，金魚藻體內PFOS積累量呈持續(xù)增長態(tài)勢(表1)，在初始的第0天金魚藻體內均檢測到PFOS存在，其值為(4.05～7.60 ng·g-1dw，均值5.29 ng·g-1dw)。低濃度PFOS處理(5、100、1 000 μg·L-1)之間沒有較大差異，但均顯著低于高濃度PFOS處理組(10 000、50 000、100 000 μg·L-1)，高濃度組各處理間均存在不同程度的顯著性差異(P<0.05)。各植株之間PFOS初始含量均保持在4.05～7.60 μg·kg-1dw范圍，并隨水培溶液中PFOS濃度的遞增而呈增加態(tài)勢，金魚藻體內PFOS含量呈直線性增長，無拐點出現(表2)。其中，高濃度組在第4天金魚藻中PFOS含量降低，葉片出現萎蔫現象。但第5、6天含量又逐步回升。此外，金魚藻PFOS富集量在培養(yǎng)液濃度為100 000 μg·L-1時的第3天出現最高值(3 180 mg·kg-1dw)，富集系數為31.7，在培養(yǎng)液PFOS濃度為50 000 μg·L-1時的第6天富集量為2 040 mg·kg-1dw，富集系數達到最高值(40.74)?？梢钥闯?，在PFOS污染水體的植物修復中，金魚藻具有潛在的應用價值。

表1 不同處理時間下金魚藻體內PFOS的含量Table 1 PFOS concentrations in Ceratophyllum demersum at different treatments

注：表中數據為3個重復的平均值±標準差；橫排不同字母標注(a,b,c,d)為顯著差異(P<0.05)，低濃度處理(0、5、100、1 000 μg·L-1)金魚藻體內PFOS含量單位為μg·kg-1(干重)，高濃度處理(10 000、50 000、100 000 μg·L-1)單位為mg·kg-1(干重)。Note: values represent mean ± standard deviation of three repeats; letter (a,b,c,d) characterize significant difference (P<0.05); units of PFOS concentrations in low (0, 5, 100, 1 000 μg·L-1) and high (10 000，50 000，100 000 μg·L-1) level treatments were μg·kg-1dw and mg·kg-1dw, respectively.

2.2 PFOS不同處理水體中金魚藻的生長狀況

PFOS對金魚藻的生理效應隨著濃度的增大和時間的延長而加重。加入PFOS的第1天各濃度處理的金魚藻表觀上均未發(fā)生明顯的急性毒理變化。第2天最高濃度處理開始出現葉片萎蔫現象。第4天，高濃度組中的2個較高濃度處理均出現萎蔫，其中，最高濃度處理開始出現葉片脫落。由表3對比發(fā)現，50 000 μg·L-1濃度及以上的PFOS處理下的金魚藻長勢逐漸變弱，并于第4天出現死亡現象。

表2 金魚藻對水體中PFOS的吸收方程Table 2 Absorption equation of Ceratophyllum demersum intake of PFOS from water

注：R2擬合優(yōu)度；P值為結果可信程度的一個遞減指標；F是回歸方程的顯著性檢驗。

Note: R2is coefficient of determination; P value is the credibility of the results; F is the significant test of regression equation.

2.3 PFOS不同處理水體中金魚藻的色素變化

不同濃度PFOS處理對金魚藻體內色素的影響如圖1所示。整體來看，金魚藻體內色素含量隨著PFOS濃度的升高，呈現先降低、后升高、而后又降低的趨勢，初始階段PFOS對金魚藻起到一定刺激作用，但隨天數遞增，低濃度脅迫下金魚藻體內色素含量逐步升高。當PFOS濃度為100 000 μg·L-1時，金魚藻體內色素含量降低后沒有發(fā)生明顯抬升，基本低于初始值，說明高濃度的PFOS能夠在一定程度上抑制金魚藻體內色素的形成。但在10 000、50 000 μg·L-1濃度處理下，總色素含量呈先升高后降低趨勢，并在第4天達到最高值。此時，金魚藻體內的PFOS濃度也達到最高值，部分植株在表觀上出現萎蔫現象。在PFOS濃度為10 000 μg·L-1時，金魚藻體內色素總量高于其他處理。

2.4 PFOS不同處理水體中金魚藻的酶活性變化

不同濃度處理下，PFOS脅迫對金魚藻SOD活性的影響如圖2所示?？梢钥闯?，SOD的活性隨PFOS濃度遞增總體變化不大。但在PFOS處理濃度低于10 000 μg·L-1時，SOD活性呈先升高后降低的趨勢，當濃度高于10 000 μg·L-1后，SOD活力整體無明顯趨勢，且均低于初始值，這與金魚藻體內PFOS的富集呈現相同趨勢。高濃度組在第4天時，金魚藻體內SOD活力最低，此時，金魚藻體內的總色素含量也達到最大值，這與低濃度處理下總色素量隨濃度升高而增加趨勢基本一致。

不同濃度處理下，PFOS脅迫對金魚藻CAT活性的影響整體變化不大(圖3)，但在PFOS濃度為10 000 μg·L-1時，CAT活力隨培養(yǎng)天數的變化有所升高，在最高濃度處理條件下(100 000 μg·L-1)CAT活力呈現先升高后降低的趨勢，并在實驗第3天達最高值，第6天達最低值。

表3 不同濃度PFOS處理下第6天的植物生長狀況Table 3 Plant growth after six days exposure to different concentrations of PFOS

注：5、100、1 000 μg·L-1為低濃度處理組，10 000、50 000、100 000 μg·L-1為高濃度處理組。

Note: 5, 100, 1 000 μg·L-1are low concentration treatments; 10 000, 50 000, 100 000 μg·L-1are high concentration treatments.

圖1 不同濃度PFOS處理下金魚藻體內色素含量Fig. 1 Pigment content in Ceratophyllum demersum after exposure to different PFOS concentrations

圖2 不同濃度PFOS處理下金魚藻SOD活力變化Fig. 2 SOD activities of Ceratophyllum demersum after exposure to different PFOS concentrations

圖3 不同濃度PFOS處理下金魚藻CAT活力變化Fig. 3 CAT activities of Ceratophyllum demersum after exposure to different PFOS concentrations

圖4 不同濃度PFOS處理下金魚藻POD活力變化Fig. 4 POD activities of Ceratophyllum demersum after exposure to different PFOS concentrations

POD活性隨PFOS濃度的升高并沒有顯著性變化，但不同處理時間呈波動性變化(圖4)。整體上，處理第2天時POD有所升高，但在處理后的第3、4、5天，金魚藻體內POD活力降低，并在第4天降至最低值，這與金魚藻對PFOS的富集、色素含量和SOD活力的變化趨勢基本一致。在PFOS濃度低于10 000 μg·L-1時，POD活力隨時間變化逐步升高，當PFOS濃度高于10 000 μg·L-1時，POD活力呈明顯下降趨勢。表明在低濃度PFOS處理下，短時間內對金魚藻并未有顯著的生理抑制效應。

3 討論(Discussion)

隨PFOS濃度增高，金魚藻體內PFOS累積量呈線性增長趨勢，說明影響植物吸收和富集PFOS的主要因素是生長介質內PFOS的濃度。金魚藻在初始的第0天檢測到PFOS(4.05～7.60 μg·kg-1dw均值為5.29 μg·kg-1dw)，可能因為金魚藻初期生長階段是在環(huán)境中由自然水體養(yǎng)殖，自然水體中已存在少量的PFOS。實驗中高濃度組在第4天含量均降低，葉片萎蔫，生長受到抑制，植物生長減慢，新陳代謝水平下降。但第5、6天含量又有所升高，應是因為植物死亡，其吸收方式由原來的主動吸收變?yōu)楸粍游?，從而導致PFOS在體內大量聚集，這與水生植物蘆葦、菖蒲和水蔥對水體中Cd富集結果極為相似[24]。Felizeter等[19]研究PFOS脅迫對水培生菜的富集態(tài)勢時也呈直線增長，且根部富集量高于葉片，根部和葉子富集系數分別達25和3.2。本研究發(fā)現當PFOS濃度達100 000 μg·L-1時，金魚藻對PFOS的富集量在第3天達最高值(3 180 mg·kg-1)，富集系數為31.7，當PFOS濃度為50 000 μg·L-1時，金魚藻對PFOS的富集量在第6天達最大值(2 040 mg·kg-1)，富集系數高達40.7，說明水培生菜和金魚藻對PFOS表現為相似的吸收規(guī)律。潘義宏等[25]，研究發(fā)現金魚藻對重金屬有更高的生物有效性，其中As、Zn、Cu、Cd、Pb的富集系數分別達到887、759、148、1 094、58。水生植物對環(huán)境中污染物的去除普遍優(yōu)于陸生植物，而且金魚藻對PFOS也有較強的耐受性，當濃度達10 000 μg·L-1濃度時，才開始出現生理抑制。因此，在PFOS水體污染的植物修復中，金魚藻具有潛在的應用價值。

SOD、CAT和POD被認為是抵抗過氧化反應的關鍵酶，其活性直接影響活性氧(ROS)的生成和代謝，高活性抗氧化酶有利于提高植物對各種生物及非生物脅迫的耐受性[26]。SOD作為清除活性氧的防御酶，其活性升高通常反映逆境脅迫下植物體內活性氧自由基增多，膜脂過氧化加劇[27]。本研究中SOD活性隨PFOS濃度變化總體變化不大，說明SOD對PFOS的刺激響應并不明顯，但仍出現了雙重效應，即PFOS濃度低于10 000 μg·L-1時，SOD未出現明顯規(guī)律，PFOS濃度高于10 000 μg·L-1時，SOD活性變化不大，但在最高濃度處理時100 000 μg·L-1均低于初始值，這與Hanson等[28]對PFOS毒性研究中發(fā)現PFOS對狐尾藻的最大無影響濃度為11.4 mg·L-1出現相似的結果。高濃度短期脅迫下之所以會受到抑制，是因為高濃度PFOS處理下脅迫強度的增強可能超過了分子防御系統負荷，部分酶活、色素含量顯著降低，甚至出現金魚藻死亡的現象[29]。在氧化脅迫時，植物體內會產生ROS，SOD能夠將ROS轉化成H2O2，而H2O2的清除需要POD和CAT的參與[30]。本研究中POD隨PFOS濃度遞增呈波動式變化，可能是毒物興奮作用、抗氧化防御與酶蛋白破壞的平衡作用以及高濃度酶蛋白破壞共同作用的結果，這一結果與張蕾等[31]關于麝香酮和鎘單一與復合污染對金魚藻生態(tài)毒理作用結果一致。而且POD與SOD在高濃度處理下，均在第4天出現最低值，金魚藻出現萎蔫死亡現象，證明此時為金魚藻對PFOS吸收方式由主動變?yōu)楸粍拥囊粋€轉折點。

葉綠素含量可反映植物生長發(fā)育是否受到污染物的損害，有研究表明，葉綠體是氟化物積累的主要場所[32]。類胡羅卜素也可作為光保護劑抵抗光、氧和光敏色素的有害作用，抵抗細胞產生的化學物質引起的氧化損傷。本研究中金魚藻體內色素隨PFOS濃度變化有先降低后升高再降低的趨勢，即短時間內PFOS對金魚藻起到一定的刺激作用，但隨實驗天數遞增，低濃度PFOS處理使金魚藻體內色素含量升高。高濃度PFOS處理，則使金魚藻體內色素含量降低，表明植物光合作用對PFOS的生理響應表現為雙重效應，即高濃度短期脅迫下光合作用受到抑制，低濃度短期脅迫下光合作用受到促進[33]。此外，PFOS濃度為100 000 μg·L-1，金魚藻體內色素含量一直處于最低狀態(tài)，且均低于初始值，說明PFOS對金魚藻的生長發(fā)育存在生理毒性，能夠抑制金魚藻體內色素的形成。類胡羅卜素占總素色的比例在PFOS處理濃度為50 000 μg·L-1時達最大，說明高濃度處理下，金魚藻體內的色素合成已經受到傷害。整體來看，研究基本證明了金魚藻對PFOS表現出較強的抗逆特性和較強的生物有效性，對其吸收累積機制以及毒性作用機理尚需從細胞結構、生物特性、吸附條件等方面開展深入研究。

[1] Giesy J P, Kannan K. Global distribution of perfluorooctane sulfonate in wildlife [J]. Environmental Science & Technology, 2001, 35(7): 1339-1342

[2] Kannan K, Tao L, Sinclair E, et al. Perfluorinated compounds in aquatic organisms at various trophic levels in a great lakes food chain [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2005, 48(4): 559-566

[3] Yeung L W Y, Miyake Y, Sachi T, et al. Perfluorinated compounds and total and extractable organic fluorine in human blood samples from China [J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(21): 8140-8145

[4] Naile J E, Khim J S, Hong S J, et al. Distributions and bioconcentration characteristics of perfluorinated compounds in environmental samples collected from the west coast of Korea [J]. Chemosphere, 2013, 90(2): 387-394

[5] Tomy G T, Tittlemier S A, Palace V P, et al. Biotransformation of N-ethyl perfluorooctane sulfonamide by rainbow trout (Onchorhynchus mykiss) liver microsomes[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(3):758-762

[6] Wang T, Wang Y, Liao C, et al. Perspectives on the inclusion of perfluorooctane sulfonate into the Stockholm Convention on persistent organic pollutants[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(14):5171-5175

[7] Moody C A, Martin J W, Kwan W C, et al. Monitoring perfluorinated surfactants in biota and surface water samples following an accidental release of fire-fighting foam into etobicoke creek[J]. Environmental Science &Technology, 2002, 36(4): 545-551

[8] So M K, Miyake Y, Yeung W Y, et al. Perfluorinated compounds in the Pearl River and Yangtze River of China [J]. Chemosphere, 2007, 68(11): 2085-2095

[9] Wang T Y, Lu Y L, Chen C L, et al. Perfluorinated compounds in estuarine and coastal areas of North Bohai Sea, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2011, 62(8):1905-1914

[10] Bao J, Jin Y H, Liu W, et al. Perfluorinated compounds in sediments from the Daliao River system of Northeast China [J]. Chemosphere, 2009, 77(5): 652-657

[11] Meng J, Wang T Y, Wang P, et al. Perfluoroalkyl substances and organochlorine pesticides in sediments from Huaihe Watershed in China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2014, 26(11): 2198-2206

[12] Boulanger B, Vargo J, Schnoor J L, et al. Detection of perfluorooctane surfactants in great lakes water [J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(15): 4064-4070

[13] Naile J E, Khim J S, Wang T Y, et al. Perfluorinated compounds in water, sediment, soil and biota from estuarine and coastal areas of Korea[J]. Environmental Pollution, 2010, 158(5): 1237-1244

[14] 蘇紅巧, 任東凱, 曹閃, 等. 全氟辛烷磺酸鹽(PFOS)及其替代品對兩棲類蝌蚪的急性毒性[J]. 生態(tài)毒理學報, 2012, 7(5): 521-524

Su H, Ren D, Cao S, et al. Acute toxicity of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and its substitutes to amphibian tadpoles[J].Asian Journal of Ecotoxicology, 2012, 7(5): 521-524 (in Chinese)

[15] Kannan K, Hansen K J, Wade T L, et al. Perfluorooctane sulfonate in oysters, crassostrea virginica, from the Gulf of Mexico and the Chesapeake Bay, USA[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2002, 42(3): 313-318

[16] Kowalczyk J, Ehlers S, Furst P, et al. Transfer of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) from contaminated feed into milk and meat of sheep: Pilot study[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2012, 63(2): 288-298

[17] Chinje E, Kentish P, Jarnot B, et al. Induction of the cyp4a subfamily by perfluorodecanoic acid: The rat and the guinea pig as susceptible and non-susceptible species[J]. Toxicology Letters, 1994, 71(1): 69-75

[18] Zhao H, Guan Y, Zhang G, et al. Uptake of perfluorooctane sulfonate (PFOS) by wheat (Triticum aestivum L.) plant [J]. Chemosphere, 2013, 91(2): 139-144

[19] Felizeter S, McLachlan M S, de Voogt P. Uptake of perfluorinated alkyl acids by hydroponically grown lettuce (Lactuca sativa)[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(21): 11735-11743

[20] Krippner J, Brunn H, Falk S, et al. Effects of chain length and pH on the uptake and distribution of perfluoroalkyl substances in maize (Zea mays) [J]. Chemosphere, 2014, 94: 85-90

[21] Lechner M, Knapp H. Carryover of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) from soil to plant and distribution to the different plant compartments studied in cultures of carrots (Daucus carota ssp. Sativus), potatoes (Solanum tuberosum), and cucumbers (Cucumis sativus)[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2011, 59(20): 11011-11018

[22] Zhao H, Guan Y, Zhang G, et al. Uptake of perfluorooctane sulfonate (PFOS) by wheat [J]. Chemosphere, 2013, 91(2): 139-144

[23] 呂振娥, 蘇玉紅, 喬敏. 全氟辛烷磺酸短期暴露對不同作物苗期生長的影響[J]. 生態(tài)毒理學報, 2013, 8(5): 695-701

Lv Z, Su Y, Qiao M. Influence of short-term exposure of PFOS on seedling growth of different plants [J]. Asian Journal of Ecotoxicology,2013,8(5): 695-701 (in Chinese)

[24] 任珺, 陶玲, 楊倩, 等. 蘆葦、菖蒲和水蔥對水體中Cd富集能力的研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2010, 29(9): 1757-1762

Ren J, Tao L, Yang Q, et al. Accumulation ability of Cd in water for Phragmites australis, Acorus calamus and Scirpus tabernaemontani [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(9): 1757-1762 (in Chinese)

[25] 潘義宏, 王宏鑌, 谷兆萍, 等. 大型水生植物對重金屬的富集與轉移[J]. 生態(tài)學報, 2010, 30(23): 6430-6441

Pan Y, Wang H, Gu Z, et al. Accumulation and translocation of heavy metals by macrophytes[J]. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(23): 6430-6441 (in Chinese)

[26] 張蕾, 周啟星, 孫福紅, 等. 麝香酮和鎘單一與復合污染對金魚藻的生態(tài)毒理效應研究[J]. 生態(tài)毒理學報, 2009, 4(4): 507-515

Zhang L, Zhou Q, Sun F, et al. Single and joint effects of musk ketone and cadmium on coontail (Ceratophyllum demersum L.) [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(4): 507-515 (in Chinese)

[27] Monk L S, Fagerstedt K V, Crawford R M M. Oxygen-toxicity and superoxide-dismutase as an antioxidant in physiological stress[J]. Physiologia Plantarum, 1989, 76(3): 456-459

[28] Hanson M L, Sibley P K, Brain R A, et al. Microcosm evaluation of the toxicity and risk to aquatic macrophytes from perfluorooctane sulfonic acid [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2005, 48(3): 329-337

[29] Lichtenthaler H K. Vegetation stress: An introduction to the stress concept in plants[J]. Journal of Plant Physiology, 1996, 148(1-2): 4-14

[30] Borges T, Glauert H P, Robertson L W. Perfluorodecanoic acid noncompetitively inhibits the peroxisomal enzymes enoyl-CoA hydratase and 3-hydroxyacyl-CoA dehydrogenase[J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 1993, 118(1): 8-15

[31] 顧曉軍, 田素芬. 毒物興奮效應概念及其生物學意義[J]. 毒理學雜志, 2007(5): 425-428

[32] Zhou Q. Interaction between heavy metals and nitrogen fertilizers applied to soil-vegetable systems [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2003, 71(2): 338-344

[33] 李砧, 胡濤, 李艷暉, 等. 金魚藻對水中氟污染物去除作用的研究[J]. 廣東農業(yè)科學, 2013, 40(18): 165-168

Li Z, Hu T, Li Y, et al. Research on removal effect of fluoride in water by Ceratophyllum demersum [J].Guangdong Agricultural Sciences, 2013, 40(18): 165-168 (in Chinese)

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Ecological Effects on Aquatic Plants Induced by Perfluorinated Compounds II—Bioaccumulation and Physiological Response ofCeratophyllumDemersumin PFOS Polluted Water

Kong Xiaoxiao1,2, Wang Tieyu2,*, Zhang Xiaojun1,#, Jiang Zhaoze1,2, Zhou Yunqiao2,3, Li Qifeng2,3, Meng Jing2,3, Zhu Zhaoyun2,3

1. College of Life Sciences and Technology, Mudanjiang Normal University, Mudanjiang 157012, China 2. State Key Lab of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China 3. Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

16 January 2015 accepted 21 March 2015

In order to explore the aquatic ecological effects of perfluorooctane sulfonate (PFOS), Ceratophyllum demersum was selected as a target endpoint to analyze its bioavailability and physiological responses. Hydroponic experiments at seven grades of PFOS concentrations (0, 5, 100, 1 000, 10 000, 50 000, 100 000 μg·L-1), were designed to detect the activities of superoxide dismutase (SOD), peroxide enzyme (POD), catalase(CAT), as well as PFOS bioaccumulation. Ceratophyllum demersum showed significant higher bioaccumulation of PFOS with maximum of 3 180 mg·kg-1dw and the bioaccumulation factor up to 40.7. The activitiy of SOD did not show significant changes. POD activity showed two different trends: lower concentrations of PFOS promoted POD activities, while higher concentrations inhibited POD activities. With increasing concentrations of PFOS, CAT did not exhibit significant changes at low concentration treatments (0, 5, 100, 1 000 μg·L-1), while CAT activity showed increasing then decreasing trend at higher concentration treatments (10 000, 50 000, 100 000 μg·L-1). With increasing concentrations of PFOS, the reactions of pigment contents were very sensitive. Pigment contents increased in the treatments of low concentrations, while pigment contents increased and then decreased in the treatments of high concentration. Pigment content of Ceratophyllum demersum could be used as a sensitive indicator to assess environmental contamination induced by PFOS. In general, Ceratophyllum demersum showed higher capacity of PFOS bioavailability and expressed sensitive responses to PFOS pollution, thus, Ceratophyllum demersum could be used for bioremediation and bio-indicator for PFOS contaminated waterbodies.

perfluorinated compounds; Ceratophyllum demersum; PFOS bioavailability; antioxidant system; ecological effects

國家自然科學基金項目(41171394)；科技基礎性工作專項(2013FY11110);中國科學院重點部署項目(KZZD-EW-TZ-12)

孔瀟瀟(1989-)，女，碩士，研究方向為環(huán)境植物學，E-mail: kongxiao0705@126.com；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: wangty@rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20150116002

2015-01-16 錄用日期：2015-3-21

1673-5897(2015)2-445-09

X171.5

A

王鐵宇(1973-),男，博士，研究員，主要研究方向為區(qū)域污染生態(tài)過程與風險管理。近幾年重點關注新型污染物的環(huán)境行為、生態(tài)效應及其風險管理，已在國內外核心刊物發(fā)表論文100余篇(其中SCI收錄70余篇)。

# 共同通訊作者(Co-corresponding author)， E-mail: swxzxj@126.com

孔瀟瀟, 王鐵宇, 張曉軍, 等. 全氟化合物對水生植物的生態(tài)效應研究Ⅱ-金魚藻對水中PFOS的生物富集及生理響應[J]. 生態(tài)毒理學報, 2015, 10(2): 445-453

Kong X X, Wang T Y, Zhang X J, et al. Ecological effects on aquatic plants induced by perfluorinated compounds II-Bioaccumulation and physiological response of Ceratophyllum demersum in PFOS polluted water [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(2): 445-453 (in Chinese)