最新科研 | 湖南大学（10.588）：可生物降解微塑料对砷污染河流沉积物砷形态和微生物群落造成的负面影比传统塑料更强

编译：微科盟索亚，编辑：微科盟索亚、江舜尧。

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导读  

       2022年3月28日，湖南大学环境科学与工程学院曾光明，龚继来团队等人在Journal of Hazardous Materials发表题为《The role of microplastics in altering arsenic fractionation and microbial community structures in arsenic-contaminated riverine sediments》的文章。微塑料(MPs)与环境污染物相互作用的能力备受关注。河流沉积物作为多污染物的汇，很少在研究中用于MPs风险的评估。同时，由可生物降解塑料产生的MPs正在质疑这种有前途的材料的安全性。在本研究中，我们研究了典型的不可降解聚乙烯(PE)和可生物降解的聚乳酸(PLA)MPs对受As污染河流的沉积物中沉积物酶、砷(As)形态和微生物群落结构的影响。结果表明，MPs（1% 和3%，w/w）的存在会导致As在河流沉积物中转化为更不稳定和生物可利用的组分，尤其是在 As 和 MPs 水平较高的情况下。微生物活性和群落结构分析表明，MPs通过富集某些微生物群落，在抑制微生物活性和改变细菌群落演替模式方面具有很大的潜力。此外，与PE的MPs相比，可生物降解PLA的MPs在As形态和微生物群落结构方面表现出更显著的变化，这可能是由于吸附行为、微生物变化和潜在的 PLA 降解行为共同造成的。总之，本研究表明，MPs污染增加了As的流动性和生物利用性，并改变了河流沉积物中的微生物群落。此外，可生物降解的MPs可能导致更强的微生物改变和As生物利用性的增加，对生态安全构成威胁，需要进一步探索。

亮点：   

1. 1.研究了两种微塑料对砷污染沉积物的影响  

2. 2.微塑料对砷污染沉积物中微生物活性有抑制作用  

3. 3.微塑料使砷在沉积物中的转化更具有生物可利用性  

4. 4.微塑料改变了砷污染沉积物中的沉积物细菌群落  

5. 5.可生物降解微塑料造成的负面影比传统塑料更强     

6. 关键词：微塑料，可生物降解微塑料，砷分级，河流沉积物，微生物群落结构，代谢途径     图文摘要    

7. 
   

论文ID

原名：The role of microplastics in altering arsenic fractionation and microbial community structures in arsenic-contaminated riverine sediments

译名：微塑料在改变砷污染河流沉积物中砷形态和微生物群落结构中的作用

期刊：Journal of Hazardous Materials

IF：10.588

发表时间：2022.03.28

通讯作者：曾光明，龚继来

通讯作者单位：湖南大学环境科学与工程学院

DOI号：10.1016/j.jhazmat.2022.128801

试验设计

选择聚乙烯(PE)和聚乳酸(PLA) MPs，进行河流沉积物烧杯培养试验。设置了1%和3%(w/w)剂量的MPs以及较高和较低的As水平，共计10个处理（表1）。培养试验为期65天，在第1、3、7、15、30、45、65采集沉积物样本，测定了沉积物酶活性、As组分及生物有效性。通过扫描电子显微镜(SEM)和傅里叶红外光谱(FTIR)方法，测定培养试验前后MPs粒径、形态和表面官能团的变化。采用16 S rRNA测序测定沉积物微生物群落结构。探究不同MPs对As污染河流沉积物中As形态和微生物群落结构中的影响

表1. 试验处理

结果与讨论

1. 培养试验后MPs特性的变化

       如SEM图像所示（附件中图S1），两种MPs的尺寸都在100-250μm的范围内。在与沉积物培养65天后，两种类型的MPs大小没有表现出显著的变化。原始的PE和PLA MPs具有相对光滑和平坦的表面（图S1c和d）。在培养试验结束时，回收的PE和PLA MPs表面上显示出裂缝、凹坑和分层结构，风化的PLA MPs比PE MPs表现出更多的损坏和更高的表面粗糙度（图S1g和h）。PLA MPs表面的碎片可能是风化后严重断裂的塑料碎片，或者是附着在沉积物颗粒上的塑料碎片聚集体。采用FTIR光谱表征培养后MPs表面官能团的变化（图S2）。对于PE样品，原始PE MPs中720cm-1处的峰在培养后减弱，可能会断裂成1000-650 cm-1之间的C-C双键。风化PE MPs在1157cm-1处的峰可能与氧含量增加有关。在1720cm-1处出现伸缩振动峰，表明风化PE MPs中的羰基可能来自于CH3不对称振动的断裂，也可能来自于原始MPs在1456cm-1和1375cm-1处的CH2剪切振动。此外，我们在3700-3250cm-1范围内发现了增强的吸收带，这表明在培养后O-H键的吸收强度有所增加。对于 PLA MPs，我们观察到在 1300－850 cm-1、1850－1600 cm-1处强度减弱，在1157cm-1存在峰，这可能是由自然风化后的结构损坏引起的，包括机械磨损、微生物污垢和其他风化力。PLA MPs与微生物和沉积物成分的聚集也可能降低FTIR光谱中代表-CH3官能团的强度。含氧羟基在3432 cm-1处的振动拉伸增强也证明了PLA MPs在培养65天后的结构损伤。MPs的风化行为与SEM和FTIR分析结果一致，表明可生物降解的PLA MPs易于自然降解。经过65天的沉积物培养，培养前的原始MPs在形态、性质和表面官能团上都发生了风化变化，这也可以为MPs在河流沉积物中的风化行为提供参考。

       前人的研究已经证实了自然风化对MPs的结构破坏和生物膜形成的影响。小于500 μm 的低密度PE MPs在暴露于空气42天后会表现出更高的表面硬度、粗糙度和更低的玻璃化转变。Song 等人的研究表明，经过2个月的沙埋后，回收的PE、PP 和PS MPs的机械强度均出现显著的丧失。同时，Rummel等人的研究发现了MPs表面可以快速形成生物膜，其中，微生物群落分别在24 h附着和72 h可以观察到。关于可生物降解MPs的风化行为，一些研究证实了可生物降解MPs比不可降解MPs的生成和碎片化速度更快。

2. MPs和As水平对沉积物中酶活性的影响

       细胞外酶活性是沉积物功能的重要指标，如营养循环，代谢功能，和其他微生物活动。本研究通过测定脲酶活性来评价MPs的种类、剂量和As水平对沉积物潜在氮循环相关微生物活性的影响，并与现有MPs对土壤/沉积物酶活性影响的研究进行横向比较。如图1（a）和（b）所示，脲酶活性在第一周出现上升，然后开始下降，直至试验结束。在第65天，与对照（T1）相比，所有处理都表现出脲酶活性略有下降。然而，显著性分析表明，只有单一As添加组（T6）脲酶活性显著下降（图S3）。前人的研究表明，As污染区脲酶活性有抑制作用，这表明了高水平的As暴露可以抑制脲酶活性。一般而言，长期受到塑料碎片污染的土壤酶活性会降低。相比之下，30天的培养试验表明，在7%（w/w）的MPs浓度下，PP MPs对土壤脲酶活性有明显的抑制作用，但在28 %的浓度下，PP MPs对土壤脲酶活性有明显的促进作用。同样，在添加PVC和PE MPs的土壤中，脲酶活性也较高。考虑到大多数现有研究都是在较高水平的MPs下进行的，因此不能将其作为自然生态系统中MPs生态毒性评价的准则。因此，我们的研究将1%和3%（w/w）定为沉积物中较低和较高的MPs剂量，以填补河流沉积物生态系统中MPs的生态风险及其与As在环境相关条件下共同暴露方面知识的空白。Xu等人对MPs剂量为0.2 %和1 %（w/w）的土壤培养研究得到了与我们相似的结果，表明无论PVC或PS MPs，脲酶活性的变化都微不足道。作为可生物降解材料的代表，PLA MPs被认为是潜在的碳源，可能改变微生物群落和相关的土壤性质。

       而在我们的研究中，PLA MPs和PE MPs在改变沉积物脲酶活性方面没有显著差异，可能是由于本研究中MPs的浓度相对低于前人的研究。在第65天，MPs与高水平As共暴露条件下，与单一As处理（T6）相比，共同暴露（T7 - T10）脲酶活性略有恢复。在Dong等人在水稻根际土壤的研究中发现，As 和 MPs （0.25% 和0.5% PS 和聚四氟乙烯 MPs）的联合作用也有类似的趋势。他们推测，土壤介质中腐殖酸与两种不同类型的MPs之间的π络合作用可能增加As的吸附容量，降低有效As含量，减轻As对沉积物脲酶活性的抑制作用。然而，在我们的研究中，1 %和3 %的PE或PLA MPs导致沉积物对As（V）的吸附能力下降（图S4）。在我们看来，这样的改变可能是由于MPs侵入导致微生物群落的转变，从而导致与N- 循环相关的微生物活动发生间接变化。在初始沉积物系统中测定的FDAse活性的变化，可以表示整体微生物活性。结果表明，与CK（T1）相比，As与任一类型的MPs的单一和共同暴露均显著抑制了FDAse活性（图1c和d）。在添加MPs的处理中发现了剂量依赖效应，较高浓度的MPs对FDAse活性有较强的抑制作用。如附件中图S3 a和c所示，在用 3% MP 比 1% MP 修正的沉积物中观察到FDAse活性显著抑制。目前并没有关于MPs或共存污染物对河流沉积物系统或土壤中FDAse活性影响的研究。Liu等首先测定FDAse活性，以探讨MPs在影响土壤整体微生物活性方面的潜力。结果表明，添加高水平的PP MPs后，FDAse活性显著提高。De Souza Machado等人的研究也表明MPs通过改变土壤性质和养分有效性对土壤FDAse活性具有促进作用。

       另一方面，与我们的实验结果相似，Fei等人的研究分析的FDAse活性变化在添加1 %，5 % （w/w）PVC和PE MPs的土壤样品中被显著抑制。作者推测，不同表面官能团的MPs与土壤性质共同导致了不同的响应。FDAse活性的变化可能由于其对微生物整体活性的指示作用，沉积物微生物群落的变化进一步解释。在联合处理条件下，两种MPs的加入进一步抑制了As处理组的微生物代谢活动，表明对沉积物微生物产生了进一步的负面影响。考虑MPs类型，值得注意的是，可生物降解PLA MPs对沉积物微生物活性的抑制作用强于PE MPs，此前尚未见报道。另一方面，Fei 等人的结果与本研究的结果相似，发现在添加1%、5%（w/w）PVC和PE MPs的土壤样品中，FDAse活性受到显著抑制。作者推测，具有不同表面官能团的MPs以及土壤性质会导致一样的响应。沉积物微生物群落的变化可以进一步解释为FDAse活性的变化，这是由于FDAse在整个微生物活性中的指示性作用。在共同暴露的条件下，添加任何一种形式的MPs都会进一步抑制As处理组的微生物代谢活动，表明其对沉积物微生物的进一步负面影响。值得注意的是，与PE MPs相比，可生物降解的PLA MPs对沉积物微生物活性的抑制作用更强，这在以前的研究中并未报道。

图1. 整个培养过程中的沉积物酶活性的变化（包括脲酶和FDAse活性）。（a）PE MPs 处理组脲酶活性的变化；（b）PLA MPs处理脲酶活性的变化；（c）PE MPs处理组中FDAse活性的变化；（d）PLA MPs处理组中FDAse活性的变化。

3. 沉积物中砷形态及其生物有效性的影响

       迄今为止，还没有关于不可降解和可生物降解的MPs对As污染淡水系统中As形态分布的影响及其相关机制的研究。在本实验中，我们在试验开始（第3天）、中间（第30天）和最后阶段（第65天）测定了沉积物中的不同As形态。如图2和表S5所示，第3天T6 - T10中较高的残余组分（Fr）和水相中As的含量表明，As（Ⅴ）进入沉积物后，残余组分达到总As的64 - 73 %。在试验期间，各组残余As（Fr）均有不同程度的下降，其中As处理组（T6－T10）下降幅度更大，并在第65天占总As的一半左右。第二大比例属于与Fe和Al的无定形和非晶态氢氧化物有关的As（F3），该形态在试验结束时占总As的21～33%。相比之下，F4组分只有轻微的波动，并没有表现出显著的变化。As处理组（T6 - T10）F2组分在第3天相对高于T1 - T5（不加As）。在前30天，所有处理中特异性吸附态As（F2）的比例均上升到14 - 21%。之后，从T1到T5组的F2组分在最后阶段下降到9 - 11 %，而As处理组（T6 - T10）的F2组分在试验最后阶段继续上升到14 - 22 %。在第3天，除了As与3 %的PLA共处理组（T10）可以检测非特异性吸附态As（F1）外，其余处理均未检测到。在第65天，我们观察到几个处理（T3，T5，T8，T10）中As的F1组分比例非常低，其中T10（As与3 %的PLA MPs共处理组）中F1组分比例最高达到了3%。

       从上述研究的结果中，我们观察到在培养试验后As会向更不稳定的形态转化的总体趋势。残留As（Fr）的减少和更不稳定的As（F1 和 F2）组分的增加表明As迁移率和生物利用性更高。根据Wenzel 等人的研究，F1、F2和F3组分的总和被认为是生物可利用的As。在第65天，CK（T1）（39%）和单独加As处理组（T6）（37%）的生物可利用性As含量最低，这表明MPs在诱导较高As的生物可有效性和对生物体的潜在负面影响方面发挥了作用。图2表明，特异性吸附态（F2）As的增加是 As 生物有效性升高的主要因素。与FDAse活性相似，用更高MPs剂量处理组在试验结束时表现出更高的生物有效性As含量，并且可生物降解的PLA MPs处理导致在培养结束时F1和F2组分As分数的百分比高于PE MPs。目前，关于MPs对河流沉积物中重金属/准金属污染物分级影响的研究很少。两个相关的研究观察了长期培养条件下，添加28%（w/w）PE MPs对土壤重金属组分分布的影响。结果表明，土壤中的PE MPs促进了重金属污染物从不稳定组分转化为有机结合组分。他们推测，MPs侵入引起的土壤吸附行为的变化和土壤物理化学性质的改变是其可能的机制。同样，如Gao等人在一项野外试验中得到的结果，MPs的存在通过改变海洋生态系统的吸附行为导致重金属污染物（包括铅、铜和镉）的有效性下降，因为长期培养后风化的MPs增加了其对污染物的吸附能力。Dong等的研究表明，以H3PO4和抗坏血酸为As萃取剂，PS MPs和PTFE MPs污染土壤中As的生物有效性降低，这可能是由于风化MPs与As在土壤中的氢键吸附行为造成的。然而，在本研究中，无论是1%还是3 %剂量的MPs处理后，沉积物对As（V）的吸附能力均有所下降，这可能是由于MPs对As（V）的吸附能力相对于沉积物颗粒较弱，从而释放出更多的活性As造成的"稀释效应"。此外，我们观到可生物降解的PLA MPs处理的沉积物表现出不稳定态As（F1 和 F2）的增加更高，这似乎与PLA MPs对As的吸附亲和力比PE MPs更强的吸附研究结果不相同。在我们看来，在第65天，更严重的结构损坏和PLA MPs潜在退化可以解释不稳定态As的增加。尽管本研究没有确定PLA降解副产物，但对MPs（SEM图像和FTIR光谱）培养试验前后的表征证实了MPs （特别是PLA）的结构损坏和培养后PLA的潜在降解（图S1）。Karamanlioglu和Robson的研究证实了PLA 材料在土壤介质中的生物降解伴随着乳酸的释放和pH值的下降。根据关于不可降解的PLA MPs对土壤微生物影响的研究，可以发现PLA MPs对土壤微生物具有较大的负面影响，其主要原因是在培养过程中释放出潜在的有害化合物和降解副产物。PLA降解副产物的释放可能引起环境介质、污染物形态和微生物群落的进一步变化。Souza等人的研究证明了PLA降解副产物对洋葱的潜在生态毒性。此外，除PLA降解中间产物外，增塑剂、颜料及其他添加剂等在制造过程中为获得塑料制品的某些特性而添加的物质，也可能在降解过程中释放，从而对As的分级和和未被发现的微生物活性的潜在影响。因此，我们认为除了吸附行为的改变和微生物的改变外，PLA降解副产物和添加剂的潜在释放也可能导致PLA MPs比PE MPs更显著地增加不稳定态As。综上所述，As污染河流沉积物中MPs污染可能诱发更大的As活动性和生物毒性，且这种影响随着As水平的升高而加剧。与上述结果一致，可生物降解PLA MPs导致As生物有效性比PE MPs更强。

图2. 培养试验（a）初期（第3天）、（b）中期（第30天）和（c）培养最后阶段（第65天）河流沉积物中10组处理中As不同组分的分布。

4. 沉积物中微生物群落结构的变化

4.1 微生物的多样性和群落结构

       为了研究不处理之间的微生物多样性，计算了几个 alpha 多样性指标，包括香农、辛普森、Chao1指数和均匀度。如表2所示，所有处理检测到的OTU数量在1316 - 1442之间。由于As的生物毒性，在高As水平（T6）的单独处理中观察到的OTU数量和微生物多样性最少。结果表明，与对照（T1）相比，添加1% MPs对沉积物微生物多样性有抑制作用，而添加3% MPs的处理则表现出相反的趋势，表现出更丰富的沉积物微生物群落。最高的香农指数为5.51，最低的辛普森指数为0.01，表明在3%的PLA MPs中以较高的As水平（T10）暴露，微生物多样性最高。在塑料类型方面，可生物降解PLA MPs处理组的微生物alpha多样性显著高于PE MPs。前人的研究表明，MPs引起的土壤微生物多样性的差异变化取决于MPs特征和环境条件。尽管很少有关于MPs在淡水沉积物系统中引起的微生物改变的研究，但一些学者发现了MPs表面的独特微生物群落以及MPs能够改变所检测环境介质的微生物群落结构的能力。

表2. 所有处理的alpha多样性指数。

       为了更好地阐述MPs类型和剂量以及As水平对沉积物细菌群落结构的影响，我们分析了门和属水平上细菌群落的相对丰度。如图3所示，三个最主要的门是变形菌门、拟杆菌门和酸杆菌门，分别占细菌群落的33-43%、13-27% 和13-19%，同时也是淡水中常见的细菌门。其中，变形菌门曾被报道为As污染土壤环境中的主要分类群，也是天然淡水生态系统中MPs表面形成的生物膜主要成分之一。根据前人的研究，尽管在3% PEMPs处理组（T3和T8）中变化不大，但变形菌门的相对丰度总体上随着MPs和As浓度的增加而增加。相比之下，拟杆菌门和酸杆菌门的相对丰度没有表现出显著差异，并且在T10中分别下降到13.47%和13.33%，而在CK中分别下降了22.26%和18.95%。与碳循环和有机降解相关的两种浮霉菌门和绿弯菌门的相对丰度在3% MPs处理组中升高，并且在As水平较高的3% PLA MPs 中观察到它们的最高比例（T10）。厌氧的绿弯菌门被认为在低碳含量的土壤条件下具有较大竞争力，并且与碳固定有关。另一种普遍存在的能降解碳氢化合物的厚壁菌门在两种3% PLA MPs处理（T5和T10）中表现出显著富集，在T10中比例最高达到了3.46%。相比之下，在这两个处理中观察到Parcubacteria门丰富度显著下降。在属水平上，Massilia属、Flavisolibacter属以及酸杆菌门下的一些亚群（包括Gp4、Gp6）为主要分类群。Massilia属在T1中的相对丰度为20.40%，在1% MPs和高水平的As处理下受到刺激。与此相反，与T1相比，在具有较高水平（3%）MPs的处理（T3、T5、T8 和 T10）中，Massilia属受到显著的抑制。特别是3% PLA MPs 处理组（T5和T10）的Massilia 属相对丰富度下降到1%以下，而3% PE MPs处理组（T3和T8）的Massilia属相对丰度为5%左右。相比之下，涉及As（V）还原的潜在菌属Anaeromyxobacter属在3% MPs处理的沉积物显著富集，相对丰度为1.81% -10.63%，其它处理组相对丰富度为0.32% - 0.65%。此外，我们还观察到，潜在致病菌属假单胞菌属的相对丰度在单独3% MPs 处理中显著更高（T3为1.57%，T5为2.98%，而CK为0.03%），但在较高As水平的条件下受到抑制（T8 中为 0.30%，T10 中为 1.24%）。前人的研究已经证实了假单胞菌属会在MPs污染的自然环境和自然老化的MPs的生物膜表面富集。同时，还观察了3% PLAMP处理组（T5和T10）对Gemmobacter属具有刺激作用。

       采用基于加权UniFrac距离的分层聚类分析和非度量多维尺度（NMDS）来可视化本研究中10种处理的细菌群落的差异（图4a和b）和OTU水平（图4c和d）。根据OTU和细菌门水平的NMDS分析，与其他处理相比，在用3% MPs处理中观察到不同的沉积物细菌群落，特别是T10（暴露于高As水平和3% PLA MPs）在门水平上与其它处理有明显的分离（图4b）。还值得注意的是，在3% 的MPs处理条件下，在同一类型的MPs之间可以观察到NMDS图上距离更近，表明其细菌群落相似性更高。对于MPs类型，在3% MP 处理条件下，PLA MPs比PE MPs表现出更强的沉积物微生物群落改变，可以通过图4c中它们与CK（T1）和T6的相对距离来观察。有趣的是，在门和OTU水平的NMDS图中，1% MPs处理的沉积物细菌群落分布在T1和T6之间，这表明1% PE 和 PLA MPs的添加缩小了在不同As浓度下河流沉积物中细菌群落的差异。根据前人的研究，这种现象可能是由于天然沉积物中MPs对某些微生物的选择性富集。综上所述，我们发现用PE和PLA MPs处理的沉积物中某些特定细菌的相对丰富度增加，表明MPs能够定殖某些微生物并改变河流沉积物中的微生物群落结构。同时，聚类分析的结果与NMDS图证实了在较高暴露量（3%）下，用相同类型的MPs处理的沉积物细菌群落之间的相似性更高，这进一步证明了MPs对自然沉积物中微生物改变的剂量依赖效应。综合上述研究结果，我们发现As污染沉积物中微生物群落的变化总体上呈现出MPs浓度的影响大于MPs类型和As水平。此外，我们观察到随着沉积物中MPs水平从1%增加到3%，NMDS图中沉积物细菌群落的相似性从具有相同As水平的处理转变为到具有相同MPs类型的处理。因此，我们认为，随着MPs浓度的增加，MPs类型对细菌演替模式的影响比As水平更强，可能导致微生物对As污染的反应更不敏感，进而影响As污染河流沉积物中As的转化、微生物活动，甚至可能导致更严重的生态风险。

       为了进一步探究不同处理之间As组分、FDAse活性、微生物多样性和特定微生物类群之间的相关性，构建了不同处理间的热图（图5a）和不同指标间的相关性系数（图5b）。在图5a中，采用标准化的试验数据，包括微生物α多样性（以 Shannon 指数表示）、相对丰度显著差异的特定微生物、不稳定态As（F1，F2，F3）和生物有效性As的比例，以及FDAse活性用于热图和聚类分析。分析进一步证实，3%的MPs处理对生物有效性As、微生物α多样性以及一些特定的指示性塑料降解微生物类群产生了刺激作用，包括假单胞菌属、厚壁菌门、绿弯菌门和浮霉菌门。同时，无论暴露As浓度如何，我们在PLA MPs处理组中都发现了相对较高的生物有效性As，这支持了我们关于PLA MPs相对于PE MPs具有更强As生态风险的观点。As组分、FDAse活性和特定微生物分类群的相对丰富度之间的相关性关系如图5（b）所示。热图是根据Pearson相关性系数（R2）构建的。生物有效性As含量与 FDAse活性、变形菌门和Massilia属的相对丰富度呈负相关，表明As对整体微生物活动（由FDAse表示）和某些微生物具有生物毒性。本研究中生物有效性As与塑料降解微生物类群的相对丰富度呈正相关，表明MPs污染与不稳定态As（F1 和 F2）和生物有效性As含量之间存在正相关关系，这表明MPs在受As污染的河流中存在潜在的生态风险。

图3. 在（a）门和（b）属水平上不同处理沉积物中细菌群落结构的相对丰度。

图4. 在门和属水平上采用NMDS图结合系统聚类进行分析。NMDS图基于加权UniFrac距离（a）门水平和（c）OUT水平；细菌群落的层次聚类分析（b）门水平和（d）OUT水平；将10个处理分为三类：（a）未添加MPs（T1和T6）；（b）添加1%的MPs（T2、T4、T7和T9）；（c）添加3%的MPs（T3、T5、T8和T10）。

图5. （a）热图与聚类分析相结合，对不同处理中酶活性、砷组分和指示性微生物的相对丰度进行了聚类分析；（b）不同指标间Pearson相关系数热图；试验数据包括不同组分As的比例、某些微生物的相对丰度、FDAse活性和香农多样性指数，标准化后揭示不同处理之间的差异。

4.2 不同处理中特征微生物类群的鉴定

       为了确定揭示10种处理之间差异显著的特征细菌类群，我们进行了线性判别分析效应大小（LEfSe）。如图6和图7所示，在1%和3%的MPs处理中，分别测定了4和43个差异显著发分类群（LDA 评分大于3.6）。特征细菌类群在1 %的MPs处理组中属于β-变形菌纲的Massilia属。研究表明，β-变形菌纲会在MPs表面富集并形成生物膜，但没有关于Massilia属的研究。根据相关的研究，Massilia属广泛分布于不同环境介质中，对As（Ⅲ）、Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）等多种金属污染物具有耐受性。一些属于Massilia属的物种具有修复有机污染和磷增溶的潜力。1%的MPs处理组中Massilia属的显著差异可能是MPs与As污染共同选择的结果。相比之下，在3%的MPs处理中，更多的细菌生物标志物的LDA得分高于3.6的阈值。它们通常属于浮霉菌门、绿弯菌门、梭菌纲、Caulobacterales、δ-变形菌纲和γ‐变形菌纲。这些分类群中有许多具有固碳和降解有机物的潜力。结合上述NMDS图和聚类分析的结果，我们推测在As污染的河流沉积物中，MPs浓度的增加将沉积物细菌演替模式从更多的As水平依赖性改变为更多的MPs依赖性。这种变化可能会进一步影响河流沉积物中的沉积物酶活性、As分级以及As生物毒性。

图6. 线性判别分析（LDA）效应大小（LEfSe）分析用于识别不同处理中的特征细菌类群。将10个处理分为三类：（a）未添加MPs（T1和T6）；（b）添加1%的MPs（T2、T4、T7和T9）；（c）添加3%的MPs（T3、T5、T8和T10）。

图7. LDA得分柱状图，LDA得分阈值设为3.6。

4.3 不同处理中细菌功能基因的差异

       基于KEGG（Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes）数据库的PICRUSt分析方法，预测了不同处理间细菌功能通路。NSTI(Nearest Sequenced Taxon Index)值用于评估每个微生物样本基因组预测的可靠性(表S6)，较低的NSTI值表示PICRUSt分析可靠。根据1级KOs（KEGG orthologs）的相对丰富度（表3），与代谢、遗传信息处理和环境信息处理（49.1% -50.8%、16.0% -16.4%和12.4% -13.6%）相关的微生物占沉积物总功能基因的大部分。在3%的MPs处理中，与细胞过程和环境信息处理相关的功能受到轻微抑制，而“代谢”途径的相对丰度增加不显著。根据KEGG类别在第2级上进一步分析了“代谢”途径，图8显示了其相对丰富度。“代谢”下的主要的途径（相对丰度高于检测到41条途径的5%）是氨基酸代谢、碳水化合物代谢和能量代谢。如图8中的条形图所示，As污染河流沉积物中添加3 %的MPs并未引起细菌代谢功能的显著变化，但相对于未添加MPs和添加1%MPs的沉积物处理，我们观察到了外源物质生物降解代谢、能量代谢、碳水化合物代谢和氨基酸代谢途径的增加趋势。结果与微生物多样性变化一致，进一步表明河流沉积物中的代谢途径对As水平升高没有响应，但会随着MPs剂量的升高呈现出增加的趋势。

图8. 基于KEGG orthologs(KO)第2级“代谢”途径中不同处理中细菌群落的功能基因预测。

表3.基于KEGG数据库预测的第1级功能途径的相对丰富度(%)。

结论

       在本研究中，我们首先进行了实验室培养试验，研究了As水平和两种MPs类型（不可降解PE和可生物降解PLA MPs）在环境相关浓度(1 %和 3 %，w/w)下对As污染河流沉积物中酶活性、As组分和微生物群落结构的影响。结果表明，随着As污染沉积物中MPs和As含量的增加，大多数微生物活动受到显著抑制，沉积物中的As从更稳定的形态转变为更不稳定的形态。通过LEfSe分析确定的微生物群落结构和特征细菌种类显著的变化进一步解释了酶活性和As组分的变化。此外，MPs剂量的增加导致细菌演替模式从更多的As剂量依赖性转变为更多的MPs类型依赖性。基于KEGG数据库的细菌基因预测表明，在3%的MPs处理下，外源物质生物降解代谢、能量代谢、碳水化合物代谢和氨基酸代谢途径有增加的趋势。考虑到MPs的类型，我们惊奇地发现，与不可降解PE MPs相比，生物可降解的PLA MPs在提高As生物有效性和微生物改变方面的效果更显著。结合上述结果和培养前后MPs的表征，我们认为这可能是吸附能力下降、微生物群落改变以及可能的PLA降解(包括在生产过程中添加的降解中间体、塑化剂和其他塑料添加剂)共同造成的。我们的研究表明，在天然河流沉积物中，生物降解的MPs也可能对环境安全构成威胁。由于BPs是替代传统塑料材料的有前途的材料，应采用更多加强的法规和废物管理系统。此外，还应进一步探讨可生物降解MPs的潜在生态效应及其组分在改变共存污染物的迁移和转化方面的作用。

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