2015, Vol. 35
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人工纳米材料由于具有许多独特的性质而被广泛应用于很多产品中(Stone et al., 2010).由于人工纳米材料的持续开发和生产，致使其不可避免地进入环境中(Gottschalk & Nowack，2011; Petersen et al., 2011)，因此，其潜在的环境风险已经成为人们关注的重要问题.碳纳米管(carbon nanotubes，CNTs)是当前第三大生产和使用的纳米颗粒，被应用于很多领域，如电子产品、复合材料、包被砂膜、催化剂、能源储存、海水淡化与净水、医药、传感器、以及样品处理等(Woodrow Wilson International center for Scholar; De Volder et al., 2013).按照所含石墨烯片的层数可以将CNTs分为单壁碳纳米管(single-walled carbon nanotubes，SWCNTs)和多壁碳纳米管(multi-walled carbon nanotubes，MWCNTs).根据研究报道，虽然CNTs本身的毒性风险可能不大，但由于其具有极好的吸附亲和力和吸附容量，CNTs会成为环境中持久性有毒污染物(Persistent toxic substances，PTS)的载体(Chen et al., 2011; Sun et al., 2012).PTS被CNTs吸附后其生物有效性和毒性会发生改变，在这种情况下，需要对CNTs和PTS的潜在生态风险进行重新评价，因此，CNTs和PTS的相互作用已经成为评价CNTs完整环境影响的关键问题(Umbuzeiro et al., 2011).
关于CNTs与一些常规污染物之间的相互作用已有一些报道(Ferguson et al., 2008; Petersen et al., 2009; Xia et al., 2012).然而，由于人们对CNTs的环境影响缺乏足够的了解，所以难以准确地进行CNTs的暴露和风险评价，从生态毒理学评价的角度研究CNTs和常规污染物的相互作用的潜在后果显得十分必要.在水生态系统中，沉积物是各种有机和无机污染物的受体(Rakowska et al., 2012)，CNTs水溶性通常较差，进入水环境后经由各种作用过程最终会聚集沉淀在沉积物中(Koelmans et al., 2009).CNTs进入沉积物后可能会改变沉积物中PTS的生态毒性，从而对水生态系统构成潜在威胁.目前关于CNTs与污染物相互作用的生态毒理学效应的研究大多是基于水相的(Kim et al., 2009; Martinez et al., 2013; Campos-Garcia et al., 2015)，基于沉积物的报道则很少(Parks et al., 2014)，有关淡水沉积物中CNTs与持久性有毒污染物相复合污染的生态毒性效应的研究还未见报道.
Cd和2，2′，4，4′-四溴联苯醚(BDE-47)是环境中典型的PTS.Cd是一种具有较强毒性的非生物必需重金属，属于具有累积性和隐蔽性的环境污染物.已有研究表明，我国许多淡水沉积物中Cd含量远高于淡水沉积物质量指南中的毒性效应值(1.2 μg · g-1)(樊庆云等，2007; 彭渤等，2011; MacDonald et al., 2000; 朱程等，2010)，达到2.0~380 μg · g-1，在沉积物中Cd绝大多数以可交换态及碳酸盐结合态的形式存在(朱程等，2010)，具有较大的生态毒性风险.多溴联苯醚(Polybrominated diphenyl ethers，PBDEs)是一种优良的溴代阻燃剂，在电子电器、橡胶、纺织、塑料、装潢和建筑等材料中被广泛使用(Alaee et al., 2003)，在这些产品的制造、使用和废物处置过程中，PBDEs易通过挥发、渗出等方式释放到环境中，通过废水排放、地表径流等方式进入水体，最终蓄积在沉积物中(Hale et al., 2003)，已有研究显示，我国珠江沉积物中PBDEs的浓度已达到较高水平(12.7~7 361 ng · g-1)(陈社军等，2005; 林镇等，2007).在广泛使用的商品PBDEs混合物DE-71中，2，2′，4，4′-四溴联苯醚(BDE-47)的比例最高，达37%(Sjödin et al., 1998).BDE-47是目前分布最广、生物材料中含量最高、对生物和人体毒性最强的PBDEs同系物之一(McDonald，2002; Darnerud et al., 2005; Hites et al., 2004；周科等，2010；刘佳等，2012).
沉积物栖居性底栖无脊椎动物是评价污染沉积物生态毒性的重要测试生物(Ducrot et al., 2007).铜锈环棱螺(Bellamya aeruginosa)是我国淡水生态系统具有重要生态价值的腹足类软体动物，该物种栖居在沉积物/水界面，作为沉积型摄食者，主要摄食有机碎屑和微型生物(陈其羽和宋宝贵，1975).由于其对污染胁迫具有较高的敏感性，铜锈环棱螺是研究沉积物中污染物生态毒理学效应的理想物种(马陶武等，2009；Ma et al., 2010).本研究通过向人工沉积物中添加不同浓度的MWCNTs和恒定浓度的Cd或BDE-47，以铜锈环棱螺为受试生物，进行沉积物慢性生物毒性测试，研究肝胰脏中抗氧化防御系统关键指标-超氧化物歧化酶(superoxide dismutase，SOD)、谷胱甘肽-S-转移酶(glutathione-S-transferase，GST)的活性和脂质氧化损伤终产物丙二醛(Malondialdehyde，MDA)的含量，探讨沉积物中不同浓度MWCNTs对Cd和BDE-47生态毒性的影响，以期为合理评价CNTs的环境风险提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料本实验所用铜锈环棱螺最初采自中科院武汉植物园，在实验室人工控制条件下驯化培养并连续繁殖(Ma et al., 2010)，暴露实验选用同龄个体，壳长为(20.40±1.38)mm，体重为(2.09±0.41)g.实验所用沉积物为以采自湖南吉首市德夯自然保护区内的无污染土壤制作的人工沉积物，采集与处理方法见Ma等(2010).经分析测定，该人工沉积物的总有机碳TOC 4.8%，pH=8.01，总氮TN 987 mg · kg-1，总磷TP 1145 mg · kg-1，重金属Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的含量分别为58.62、32.14、16.22、111.36、0.35和25.26 μg · g-1，均低于淡水沉积物质量指南中的生物毒性阈值效应浓度(MacDonald et al., 2000)；未检测到多溴联苯醚类化合物.
2.2 仪器与试剂仪器：台式高速冷冻离心机(长沙平凡TGL-16M)；紫外可见分光光度计(上海精科UV-757CRT)；自动双重纯水蒸馏器(上海雅荣生化仪器有限公司)；数显恒温水浴锅(上海星江仪器有限公司)；电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES，iCAP6300 Radial，ThermoFisher Scientific，USA)；扫描电镜(日本日立SU8020)；电动食物搅拌机(酒思JS-601)；玻璃匀浆器.
试剂：多壁碳纳米管(8~15 nm，长度0.5~2 μm，纯度95%，比表面积>233 m2 · g-1，购自北京德科岛金科技有限公司，扫描电镜照片见图 1)；考马斯亮蓝-G250、盐酸羟胺、黄嘌呤、黄嘌呤氧化酶、谷脱甘肽、1-氯-2，4-二硝基苯(CDNB)、硫代巴比妥酸，均购自南京建成生物工程研究所；蛋白酶抑制剂苯甲磺酰氟(购自Genview公司)；2，2′，4，4′-四溴联苯醚(BDE-47，分子式C12H6Br4O，CAS# 5436-43-1，纯度98.5%，购自AccuSt and ard公司)；Cd(CH3COO)2 · 2H2O、蔗糖、Tris、EDTA-Na2及其它试剂均为国产分析纯.
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| 图1 多壁碳纳米管扫描电镜照片 Fig.1 Scanning electron micrograph of multiwall carbon nanotubes(MWCNTs) |
实验设计：根据我国淡水沉积物中Cd和BDE-47环境相关水平设计实验加标浓度(朱程等，2010；陈社军等，2005)；根据Xia等(2012)的研究设定MWCNTs的浓度梯度.实验共设1个空白对照组和11个处理组，每个处理设3个重复，处理组分别是：Cd单独处理组(25 μg · g-1)、BDE-47单独处理组(500 ng · g-1)、 不同浓度MWCNTs单独处理组(0.5、5、50 mg · g-1)3组及Cd和BDE-47分别与不同浓度MWCNTs联合处理组6组.
沉积物加标处理：参照马陶武等(2014)和王萌等(2014)的方法进行加标处理.先加MWCNTs，然后加Cd或BDE-47.为每个处理组称取过100目尼龙筛的干沉积物1500 g，按照实验设计分别加入所需数量的MWCNTs干粉，放入搅拌机中连续搅拌1 h，然后转入预先准备好的洁净带盖小塑料桶中，按沉积物与去离子水1 ∶ 1的体积比搅拌混合均匀.以Cd(CH3COO)2 · 2H2O配置Cd储备液；在丙酮中配置BDE-47储备液.在不同处理中加入所需数量的Cd或BDE-47储备液，用干净的小木铲搅拌至少24 h.空白对照组沉积物除不添加MWCNTs、Cd和BDE-47外，按相同方式处理.沉积物加标处理完成后在室温下静置14 d，在储存期间，每隔3d对加标沉积物充分搅拌1次以使加标沉积物达到理化平衡(Simpson et al., 2004).
暴露实验：按马陶武等(2009)的方法进行暴露实验.先将处理好的加标沉积物加到体积为4 L的玻璃测试缸中，按沉积物与上覆水1 ∶ 4的体积比，加入去离子水，然后将测试缸置于一个水浴控温的有机玻璃容器中，静置3 d.将所选实验螺随机分组，放入每个测试缸中，12只/测试缸，以静水充氧的方式暴露21 d，光照周期为12 h(白昼)/12h(黑暗)，水温为(24 ± 1)℃，对每个测试缸加盖尼龙网，中间留一个直径为5 cm的圆孔，以供喂食.每3 d更新1次上覆水并投喂少许观赏鱼饵料(三元牌)，发现死亡个体，及时捞出死亡个体.在整个暴露实验期间，每个测试缸中螺的存在率都在90%以上，符合国际通行的沉积物毒性测试标准.暴露结束后，取出实验螺，清洗干净，从内脏团中分离出肝胰脏并称重，置液氮中保存备测.
2.4 样品制备与测定将肝胰脏样品放入10 mL玻璃匀浆管中，按1 ∶ 9的比例加入含0.0001 mol · L-1 EDTA-2Na、0.01 mol · L-1 蔗糖和0.8% NaCl的Tris-HCl匀浆缓冲液(0.01 mol · L-1、pH=7.4)，同时加入1 mmol · L-1蛋白酶抑制剂苯甲基磺酰氟溶液.在冰浴下制成匀浆，于4 ℃、2500 r · min-1，离心10 min，取上清液20 μL(即浓度为10%的匀浆上清液)，用匀浆缓冲液稀释到1%，用于测SOD活性；再取上清液220 μL，用于测GST活性；剩余的匀浆液在10000 r · min-1继续离心20 min，取上清液，稀释到1%，用于测定MDA含量.采用黄嘌呤氧化酶法测定SOD活性；采用CDNB法测定GST活性，采用硫代巴比妥酸法(TBA法)测定MDA含量，采用考马斯亮蓝染色法测定组织蛋白含量.SOD和GST活力单位以U·mg-1蛋白表示，MDA含量以nmol·mg-1蛋白表示.
2.5 统计分析实验数据采用SPSS 20.0进行统计分析.对实验数据先进行正态分布检验，然后采用单因素方差分析法(ANOVA)和多重比较检验法(LSD)进行组间差异显著性检验，差异显著性水平为0.05，实验结果以平均值 ± 标准差表示.
3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 MWCNTs与Cd加标沉积物对铜锈环棱螺肝胰脏SOD、GST活性和MDA含量的影响Cd和不同浓度MWCNTs加标沉积物(以干重计)21 d暴露后铜锈环棱螺肝胰脏SOD、GST活性和MDA含量的变化如图 2所示.由图 2a可知，MWCNTs单独处理组与空白对照组相比，低、中浓度(0.5、5 mg · g-1)MWCNTs对SOD活性没有影响，高浓度(50 mg · g-1)MWCNTs显著提高SOD活性(升高约21%).Cd单独处理组(即Cd对照组)与空白对照组相比，SOD活性显著升高(约52%).在Cd与MWCNTs联合处理组，随MWCNTs浓度的升高，SOD活性呈现先升后降的变化趋势，与相应的MWCNTs单独处理组相比，低、中浓度MWCNTs与Cd联合处理均显著增加SOD活性(分别升高约49%和81%)，高浓度MWCNTs与Cd联合处理显著降低SOD活性(降低约34%)；但与Cd单独处理组相比，仅中等浓度MWCNTs与Cd联合处理组的SOD活性显著升高(约19%)，高浓度MWCNTs与Cd联合处理组的SOD活性显著降低(约47%).
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| 图2 Cd和不同浓度MWCNTs加标沉积物21 d暴露后铜锈环棱螺肝胰脏SOD(a)、GST(b)活性和MDA(c)含量(各处理间无相同字母者表示差异显著，p < 0.05，下同) Fig.2 SOD(a) and GST(b)activities and MDA(c)levels of hepatopancreas in Bellamya aeruginosa following 21 d exposure to the sediments amended with Cd and MWCNTs(Treatments labeled with different letters differed significantly，p<0.05.The same below.) |
由图 2b可知，MWCNTs单独处理组与空白对照组相比，低、中浓度(0.5、5 mg · g-1)MWCNTs对GST活性没有影响，高浓度(50 mg · g-1)MWCNTs显著提高GST活性(约14%).Cd单独处理组与空白对照组相比，GST活性显著下降(约30%).Cd与MWCNTs联合处理组的GST活性均显著低于相应的MWCNTs单独处理组(分别下降33%、49%和72%)，表现为随MWCNTs浓度升高而显著下降；与Cd单独处理组相比，中、高浓度MWCNTs与Cd联合处理显著降低GST活性(分别下降约27%和60%).
由图 2c可知，在MWCNTs单独处理组，不同浓度MWCNTs对MDA含量均没有影响.Cd单独处理组与空白对照组相比，MDA含量没有显著变化.在Cd与MWCNTs联合处理组，MDA含量随MWCNTs浓度升高而显著增加，与相应的MWCNTs单独处理组相比，低浓度(0.5 mg · g-1)MWCNTs与Cd联合处理组的MDA含量无明显变化；中、高浓度(5、50 mg · g-1)MWCNTs处理组的MDA含量表现为显著升高(分别上升35%和213%).
3.2 MWCNTs与BDE-47加标沉积物对铜锈环棱螺肝胰脏SOD、GST活性和MDA含量的影响BDE-47和不同浓度MWCNTs加标沉积物21 d暴露后铜锈环棱螺肝胰脏SOD、GST活性和MDA含量的变化如图 3所示.由图 3a可知，BDE-47单独处理组与空白对照组相比，SOD活性表现为显著升高(约32%).在BDE-47与MWCNTs联合处理组，随MWCNTs浓度的增加，SOD活性显著下降，与相应的MWCNTs单独处理组相比，低、中浓度(0.5、5 mg · g-1)MWCNTs与BDE-47联合处理显著提高SOD活性(分别升高27%和12%)；高浓度(50 mg · g-1)MWCNTs与BDE-47联合处理则显著降低SOD活性(降低约17%)；与BDE-47单独处理组相比，中、高浓度MWCNTs与BDE-47联合处理组SOD活性表现为显著降低(分别降低15%和23%).
由图 3b可知，BDE-47单独处理组的GST活性显著低于空白对照组(降低约35%).在BDE-47与MWCNTs联合处理组，随MWCNTs浓度的增加，GST活性显著升高，但与相应的MWCNTs单独处理组相比，不同浓度MWCNTs与BDE-47联合处理均显著降低GST活性(分别降低约33%、11%和11%)；与BDE-47单独处理组相比，中、高浓度MWCNTs与BDE-47联合处理显著提高GST活性(分别升高36%和50%).
由图 3c可知，BDE-47单独处理组的MDA含量显著高于空白对照组(升高约25%).在BDE-47与MWCNTs联合处理组，随MWCNTs浓度的增加，低、中浓度(0.5、5 mg · g-1)MWCNTs对MDA含量没有影响，高浓度(50 mg · g-1)MWCNTs显著降低MDA含量；与相应的MWCNTs单独处理组相比，低、中浓度(0.5、5 mg · g-1)MWCNTs与BDE-47联合处理显著提高MDA含量(分别升高约21%和16%)，但高浓度MWCNTs(50 mg · g-1)与BDE-47联合处理对MDA含量无显著影响；与BDE-47单独处理组相比，仅高浓度(50 mg · kg-1)MWCNTs与BDE-47联合处理显著降低MDA含量(降低约21%).
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| 图3 BDE-47和不同浓度MWCNTs加标沉积物21 d暴露后铜锈环棱螺肝胰脏SOD(a)、GST(b)活性和MDA(c)含量 Fig.3 SOD(a) and GST(b)activities and MDA(c)levels of hepatopancreas in in Bellamya aeruginosa following 21 d exposure to the sediments amended with BDE-47 and MWCNTs |
在水生态毒理学研究中，氧化胁迫或氧化损伤生物标志物通常用作指示污染物生态毒性的敏感生物标志物(Li et al., 2009；Kim et al., 2010；Clemente et al., 2013；Ma et al., 2014).当生物机体受到外源性化学物质胁迫时，作为机体抗氧化防御系统的重要组分的SOD可以通过将O2- ·歧化为H2O2来降低或消除氧化胁迫以维持活性氧自由基的平衡，是机体对抗活性氧自由基的第一道防线，在低浓度污染物胁迫时，细胞中SOD活性会应激性升高，以对抗活性氧自由基ROS，但当污染物浓度较高时，细胞内过量的活性氧自由基会导致细胞及抗氧化酶的损伤，从而抑制SOD活性；丙二醛(MDA)是机体内的活性氧自由基(ROS)攻击生物膜中的多不饱和脂肪酸，形成的脂质过氧化物，ROS增加就会引起过多MDA的生成，正常生理状态下，体内的MDA 含量是极低的，MDA 含量越高，则表明细胞受到的氧化损伤越大.因此，MDA水平是衡量机体脂质过氧化程度和细胞氧化损伤的指示，因此，细胞SOD活性和MDA含量的改变体现了机体保护自身免受毒害的一种防护机制，因此它们常常被当作指示和评价污染物潜在生态毒性的良好生物标志物(McCord et al., 1969；Almeida et al., 2002).GST是一种在机体Ⅱ代谢中参与亲电性化合物解毒的关键酶，GST可以催化谷胱甘肽(GSH)与污染物的结合，它同时也参与细胞的抗氧化防御，GST活性的诱导是污染物解毒的指示，而GST活性降低则表明细胞可能受到氧化损伤，因此，污染胁迫时GST活性的改变体现了机体对污染物的生物转化和抗氧化功能，因此，GST同样可以作为指示和评价污染物潜在生态毒性的敏感生物标志物(王重刚等，2004；Espín et al., 2014).
本研究结果显示，在沉积物中MWCNTs单独存在的条件下，仅高浓度(50 mg · g-1)的MWCNTs引起铜锈环棱螺肝胰脏SOD和GST活性显著升高，但MDA含量没有变化，这说明在本研究浓度范围内，较高浓度MWCNTs仅导致铜锈环棱螺肝胰脏产生氧化应激，但未形成氧化损伤，因此MWCNTs对铜锈环棱螺没有表现出毒性.刘信勇等(2009)的研究指出，MWCNTs会引起斑马鱼(Danio rerio)氧化应激，也证明了这一点.
目前，基于沉积物介质的CNTs对重金属生态毒性影响的研究还未见报道，已有研究都是基于水介质的.刘信勇和朱琳(2009)的研究指出无毒性浓度MWCNTs可以增强Pb和Zn对斑马鱼的急性毒性；Kim等(2009，2010)的研究显示MWCNTs和SWCNTs均增强Cu在大型溞(Daphnia magna)体内的生物积累和毒性.Martinez等(2013)进一步证明了MWCNTs可以增强Pb对罗非鱼(Oreochromis niloticus)的急性毒性，与Pb单独作用相比，MWCNTs与Pb的联合作用可将Pb的毒性提高5倍以上.这些研究都表明CNTs可以增强水中重金属的毒性.本研究显示，沉积物中Cd(25 μg · g-1)单独作用下，铜锈环棱螺肝胰脏SOD活性显著升高、GST活性显著下降、MDA含量没有变化，说明该浓度Cd仅导致氧化应激；在不同浓度MWCNTs与Cd联合作用下，低浓度MWCNTs增强Cd的氧化胁迫，中、高浓度MWCNTs引起Cd的氧化损伤，这说明高浓度MWCNTs与Cd联合处理导致肝胰脏细胞产生过多的ROS，引起细胞膜过氧化损伤，生成了较多的MDA，从而显著地抑制了SOD和GST的活性，因此MWCNTs显著增强了沉积物中Cd对铜锈环棱螺的毒性，而且显示出浓度-效应关系，本研究结果与上述研究结果一致.由此可以看出，无论是在水介质还是在沉积物介质中，MWCNTs都会增强重金属的生态毒性.通常，污染物对生物的毒性作用直接与污染物的生物有效性相关，污染物的生物积累增加或减少预示其对生物的毒性可能增强或降低.在水介质中CNTs对重金属毒性的增强作用可能与CNTs对水中重金属的直接吸附有关，CNTs可以作为载体，携带吸附在其表面的污染物进入生物细胞内(Martinez et al., 2013)；此外，CNTs可能会破坏细胞膜结构，导致重金属生物有效性升高(Kim et al. 2010).而在沉积物介质中，CNTs对重金属毒性的增强作用可能涉及到两种机制，一方面可能与吸附了重金属的CNTs被生物直接摄取有关，本研究的测试生物铜锈环棱螺是一种沉积物栖居性底栖动物，可以直接摄取沉积物颗粒(陈其羽和宋宝贵，1975)；另一方面可能与沉积物中的天然有机质有关，Kim等(2009)指出，当MWCNTs与天然有机物(NOM)形成复合物时，其对Cu的吸附作用低于NOM对Cu的吸附作用，因此可能导致沉积物间隙水中Cu浓度升高，生物有效性和毒性增强.本研究使用的沉积物有机质含量相对较高(4.8%)，推测其对Cd的生物有效性具有促进作用.
已有的研究显示，CNTs对有机污染物的生态毒性的影响似乎与测试介质有关.Campos-Garcia等(2015)发现MWCNTs会导致杀虫剂卡巴呋喃对罗非鱼的急性毒性增加约5倍；Parks等(2014)的研究表明沉积物中较高浓度的SWCNT可以降低PCBs对两种河口底栖动物(Americamysis bahia和Ampelisca abdita)的毒性和生物积累；Zhang等(2014)发现土壤中MWCNTs的存在会降低五氯酚钠对赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)的毒性；Shrestha等(2015)指出MWCNTs可以降低PAH对土壤微生物的毒性.这些研究表明，在水介质中，CNTs显示出增强有机污染物的毒性，而在沉积物或土壤介质中，CNTs则倾向于降低有机污染物的毒性.本研究显示，沉积物中BDE-47(500 ng · g-1)单独作用下，铜锈环棱螺肝胰脏SOD活性显著升高、GST活性下降、MDA含量显著升高，说明该浓度BDE-47已经引起铜锈环棱螺明显的氧化损伤；在中、高浓度MWCNTs与BDE-47联合作用下，铜锈环棱螺肝胰脏SOD显著下降，同时GST活性升高，而且在高浓度MWCNTs下MDA含量显著下降，这说明中、高浓度MWCNTs显著降低BDE-47的毒性，而且表现出较为明显的浓度-效应关系.本研究结果与前述基于沉积物和土壤介质的研究结论是一致的.在水介质中，CNTs对有机物毒性的增强作用可能是由于CNTs作为有机物的载体被摄取后在体内大量释放所致(Su et al., 2013).在土壤或沉积物介质中，很多研究表明CNTs可以降低共存有机污染物的生物积累，因而降低生物毒性.例如，无毒性浓度的SWCNTs可以显著降低疏水性有机污染物在海生多毛类搓稚虫(Streblospio benedicti)体内的生物积累(Ferguson et al., 2008)；土壤中较浓度的CNTs显著减少芘在赤子爱胜蚓(Eisenia foetida)体内生物积累(Petersen et al., 2009)；MWCNTs降低全氟化合物在底栖动物羽摇蚊幼虫(Chironomus plumosus)体内的生物积累(Xia et al., 2012)；同样，一定浓度的MWCNTs降低羽摇蚊对PAH的吸收(Shen et al., 2012).很显然，由于沉积物中CNTs的存在，吸附了更多的有机物污染物，导致污染物在沉积物间隙水中的浓度降低，从而降低生物有效性；与之相比，生物通过摄食沉积物颗粒积累有机物的作用则相对较小.此外，还可能与沉积物CNTs的存在增强了对有机污染物的降解有关(Shrestha et al., 2015).
5 结论(Conclusions)沉积物中MWCNTs(0.5~50 mg · kg-1)对铜锈环棱螺不表现出毒性.在中、高浓度MWCNTs作用下，随MWCNTs浓度升高，Cd对铜锈环棱螺的毒性显著增加，而BDE-47对铜锈环棱螺的毒性显著下降，且表现出明显的浓度-效应关系.在沉积物中，MWCNTs对共存污染物毒性的影响与MWCNTs的浓度和污染物的种类有关.因此，在评价MWCNTs的潜在环境风险时，不仅要考虑MWCNTs自身的毒性，还应当考虑MWCNTs的浓度、共存污染物的种类和MWCNTs与共存污染物之间的相互作用.
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