水體中典型重金屬和全氟化合物對(duì)水生生物的聯(lián)合毒性

孟娣，王瀟，王賽賽，韓剛，錢永忠

1. 中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院 農(nóng)業(yè)部水產(chǎn)品質(zhì)量安全控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100141 2. 上海海洋大學(xué), 上海 201306 3. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)與檢測(cè)技術(shù)研究所, 農(nóng)業(yè)部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 北京100081

隨著全球工業(yè)的迅速發(fā)展，環(huán)境中污染物的種類越來越多，殘留量越來越大。目前國(guó)內(nèi)外水體中重金屬及持續(xù)性有機(jī)污染物的污染現(xiàn)狀在全世界范圍內(nèi)引發(fā)高度關(guān)注。國(guó)內(nèi)外水體中的重金屬污染以鎘(Cd)、銅(Cu)、鉛(Pb)、鋅(Zn)、鉻(Cr)、汞(Hg)等為主。這些污染主要源于人為活動(dòng)，包括采礦、電鍍、化工、印染及金屬冶煉等行業(yè)排放的廢水，生活廢水以及農(nóng)用殺蟲劑等，通過廢水排放、大氣沉降、城市徑流等途徑進(jìn)入水環(huán)境，并經(jīng)食物鏈在生物體內(nèi)富集[1]。雖然大多數(shù)重金屬是人體必需的微量元素，但是重金屬污染已經(jīng)成為威脅生態(tài)安全的重大環(huán)境問題，而且對(duì)生物具有三致(致癌、致畸和致突變)作用[2]，如日本“痛痛病”事件元兇是Cd污染的稻米，“水俁病”事件就是汞經(jīng)微生物的甲基化作用形成甲基汞，造成慢性中毒所致。

全氟化合物(perfluororinated compounds，PFCs)這類新型持久性有機(jī)污染物，因化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、表面活性低、具有疏水性和親脂性，被用于防污劑、化妝品、醫(yī)藥、電氣和電子零件、照片成像處理、液壓油、紡織品、阻燃劑及殺蟲劑等[3-4]，使其廣泛存在于水體等各種環(huán)境介質(zhì)中。全氟化合物持久性極強(qiáng)，具有高度的生物蓄積性和生物放大性，并且能夠遠(yuǎn)距離遷移。2009年，《斯德哥爾摩公約》將全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulphonate，PFOS)及其鹽類和全氟辛基磺酰氟等9種物質(zhì)列為持久性有機(jī)污染物[4]。

大量的動(dòng)物試驗(yàn)及流行病學(xué)調(diào)查顯示，很多重金屬離子與PFCs均具有發(fā)育毒性、肝臟毒性、免疫毒性、神經(jīng)毒性及生殖毒性等，會(huì)對(duì)動(dòng)植物乃至人體造成負(fù)面影響[1, 5]。關(guān)于重金屬和持續(xù)性有機(jī)污染物的毒性作用研究，大多側(cè)重于單因素的毒性作用，沒有考慮到多因素之間的交互影響。然而，自然界是由多種介質(zhì)共同組成的復(fù)雜體系，任何污染均不是單一存在，將環(huán)境介質(zhì)中性質(zhì)或作用相似的污染物質(zhì)結(jié)合起來進(jìn)行毒理學(xué)研究，日益成為今后毒理學(xué)研究發(fā)展的趨勢(shì)。本文綜述了水體環(huán)境中重金屬及全氟化合物的污染現(xiàn)狀，在水生生物體內(nèi)的富集規(guī)律和單一毒性作用，以及復(fù)合污染的聯(lián)合毒性作用，并對(duì)目前研究存在的問題和今后關(guān)注的重點(diǎn)進(jìn)行了探討。

1 水體中重金屬污染現(xiàn)狀及其毒理學(xué)研究進(jìn)展 (Pollution status of heavy metals in water environments and its toxicity to aquatic organisms)

1.1 水體中重金屬的污染現(xiàn)狀

水體環(huán)境中重金屬的污染問題已經(jīng)成為一個(gè)全球性的環(huán)境問題。我國(guó)水體重金屬污染問題十分突出。近年來的水質(zhì)監(jiān)測(cè)結(jié)果表明，我國(guó)各大湖泊、河流中多種重金屬污染呈上升趨勢(shì)。例如，在我國(guó)珠江水域，每年大約有3 000噸Pb、15 000噸Zn、300噸Cd和1 000噸As排放到水體中，這些主要源于船只維護(hù)、金屬材料腐蝕及農(nóng)藥施用[1]。另外，我國(guó)黃河流域、九龍江、鄱陽湖等水域也受到不同程度的污染[6-8]。鄱陽湖的底泥中不同重金屬的分布規(guī)律一致：湖區(qū)>入湖口>出湖口，說明重金屬在湖區(qū)有明顯的沉降作用。鄱陽湖水體中不同重金屬的含量遠(yuǎn)低于底泥中的含量，說明水體中的重金屬易于沉降富集在底泥中[8]。南斯拉夫科索沃附近水域中Cr、Cd、Pb、Cu和Zn均能檢測(cè)到，其中Cr的含量超過歐洲水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，尤以沉積物中含量最多[9]。綜合國(guó)內(nèi)外水環(huán)境中重金屬污染的調(diào)查結(jié)果，發(fā)現(xiàn)水體中重金屬的污染主要表現(xiàn)為多種重金屬共存的復(fù)合污染，同時(shí)，水體中的重金屬容易吸附在底泥中，使底泥成為一個(gè)長(zhǎng)期釋放重金屬的污染源。因此，水體重金屬污染具有長(zhǎng)期持久性。

1.2 重金屬在水生生物體內(nèi)的富集規(guī)律

水體中的重金屬進(jìn)入生物體后，不能被代謝，易在肝腎等器官內(nèi)富集。研究表明，重金屬可通過鰓呼吸或攝食后經(jīng)腸吸收進(jìn)入機(jī)體，在機(jī)體內(nèi)與一些金屬硫蛋白等物質(zhì)結(jié)合[1]。然而，不同的物種對(duì)重金屬的富集能力存在差異。在我國(guó)珠江三角洲附近水域，羅非魚肌肉中Pb含量高于其他物種[10]。同一濃度下，鯽魚各組織對(duì)Pb的積累量表現(xiàn)為：內(nèi)臟>魚鰓>魚鰭>肌肉，其中內(nèi)臟中Pb的含量較為顯著[11]。鄭清梅等[12]研究發(fā)現(xiàn)，人體內(nèi)必需元素鐵(Fe)、Zn和Cu在魚體肝胰臟中的富集水平高于其他組織。另外在廣州梅州地區(qū)，魚體中重金屬的污染水平表現(xiàn)為：Pb>Cr>Cd>Cu。這些污染狀況顯示，魚體所面臨的是重金屬的復(fù)合污染而不是單一污染。

1.3 重金屬對(duì)水生生物毒性作用

有些重金屬(如Cu、Zn、Cr等)是生物體必需的微量元素，是細(xì)胞結(jié)構(gòu)和酶化學(xué)物的重要組成部分。然而過量的必需元素或非必需重金屬可被生物吸收，并與生物體內(nèi)的蛋白質(zhì)和酶等高分子物質(zhì)結(jié)合，產(chǎn)生不可逆轉(zhuǎn)的變性，導(dǎo)致生理或代謝過程的障礙，或者與脫氧核糖核酸等相互作用而致突變[13]。迄今為止，大量的毒理學(xué)研究結(jié)果表明，重金屬對(duì)水生動(dòng)物有多種潛在毒性，如發(fā)育毒性、免疫毒性、生殖毒性和致癌性，并且對(duì)水生生物指標(biāo)產(chǎn)生不良影響[1-2, 10, 13-20]。

張彩明等[14]采用凈水生物測(cè)試法，日本黃姑魚在Cu2+暴露下96 h半致死濃度(96 h-LC50)為2.63 mg·L-1。魯疆等[15]研究發(fā)現(xiàn)，10.0～30.0 mg·L-1氯化鎘(CdCl2)濃度下誘導(dǎo)斑馬魚胚胎死亡和幼魚畸形，胚胎孵化率降低。另外，CdCl2還可引起斑馬魚胚胎心包水腫，尾部彎曲和胚胎發(fā)育阻滯。其中胚胎LC50為18.9 mg·L-1，幼魚半數(shù)致畸濃度為13.7 mg·L-1。最后得出結(jié)論，CdCl2暴露對(duì)斑馬魚胚胎發(fā)育的毒性效應(yīng)可能與CdCl2誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激有關(guān)。兩者對(duì)比研究發(fā)現(xiàn)，Cu的毒性高于Cd，雖然環(huán)境中重金屬的濃度低于試驗(yàn)濃度，然而重金屬污染的潛在危害仍不容小覷。解雷[16]關(guān)于鯽魚消化道組織學(xué)與消化道內(nèi)分泌細(xì)胞密度變化的研究結(jié)果表明，當(dāng)水環(huán)境中Cd濃度低于5.00 mg·L-1，暴露10 d鯽魚消化道沒有顯著的組織學(xué)損傷，但能造成消化道內(nèi)分泌細(xì)胞的分布密度改變，這種影響受多種機(jī)制調(diào)控，如腎毒性、肝毒性、內(nèi)分泌細(xì)胞間相互的調(diào)控。Cd2+、Pb2+脅迫對(duì)菲律賓蛤仔主要免疫指標(biāo)，如超氧化物歧化酶(SOD)和過氧化氫酶(CAT)等影響顯著，可導(dǎo)致機(jī)體免疫力下降[17]。另外，Cd對(duì)雄性動(dòng)物產(chǎn)生生殖毒性，主要表現(xiàn)為睪丸和附睪形態(tài)發(fā)生改變，影響睪丸生精過程中運(yùn)作的酶的活性，如堿性磷酸酶(ALP)、乳酸脫氫酶(LDH)等，導(dǎo)致睪丸組織損傷或與細(xì)胞凋亡以及影響精子運(yùn)動(dòng)；慢性染毒Cd可導(dǎo)致雄性動(dòng)物生育力顯著下降[18-20]。近年來，國(guó)內(nèi)外學(xué)者還通過檢測(cè)乙酰膽堿酯酶(AChE)、抗氧化防御系統(tǒng)、腺苷三磷酸(ATPase)、DNA損傷、金屬硫蛋白(MTs)等生理生化指標(biāo)來評(píng)估重金屬污染所存在的危害[21]。

2 水體中全氟化合物污染現(xiàn)狀及其毒理學(xué)研究進(jìn)展(Pollution status of PFCs in water environments and its toxicity to aquatic organisms)

2.1 水體中全氟化合物的污染現(xiàn)狀

國(guó)內(nèi)外水體中的PFCs以PFOS和全氟辛酸(perfluorooctane acid，PFOA)為主。PFOS和PFOA均屬于不易揮發(fā)性酸且具有較高的水溶性[22]，由于兩者具有高能量的C-F鍵，故其性質(zhì)較穩(wěn)定，不易發(fā)生水解、光解、降解及代謝作用，兩者水解的半衰期分別為41年和92年，可在水里持久存在[23]。因此，對(duì)水環(huán)境中PFCs的污染狀況調(diào)研至關(guān)重要。

不同水域中PFCs的污染狀況不同，海水中 PFCs 含量一般維持在pg·L-1水平，淡水中PFCs的含量維持在ng·L-1水平。2009年，Ahrens等[24]報(bào)道了北歐、大西洋、南大洋海水中全氟污染物的污染狀況。結(jié)果顯示，PFOA和PFOS是主要PFCs，最大濃度分別為232 pg·L-1和223 pg·L-1。其中北海含量最高，PFCs總濃度達(dá)1 004 pg·L-1，比其他海域高出1個(gè)數(shù)量級(jí)。該海域的污染主要源于工業(yè)廢水廢氣的排放，PFCs通過大氣沉降進(jìn)入水體，而PFOS則可能是由于大氣中PFOS前體物的降解造成的。Miyake等[25]的研究顯示，我國(guó)沿海 PFOS 含量在23～9 680 pg·L-1。Zhang等[26]結(jié)果顯示，PFOA是我國(guó)飲用水中主要的PFCs(0.10～0.92 ng·L-1)。我國(guó)太湖地區(qū)表層水體中PFCs總濃度為164～299 ng·L-1，沉積物中總濃度為5.8～35 ng·g-1(沉積物)，主要以全氟羧酸類PFCs為主(約占85%)，水體中PFOS及PFOA濃度分別是8.9～29.2 ng·L-1、49～136 ng·L-1[27]。武漢漢江地表水中PFCs的總濃度為8.9～568 ng·L-1，PFOA和PFOS是主要的污染物，這是受工業(yè)排放和城市活動(dòng)的影響[28]。我國(guó)東部農(nóng)村地區(qū)地表水中主要羧酸類PFCs為PFOA(濃度為41.04 ng·L-1)，主要磺酸類PFCs為PFOS(濃度為6.46 ng·L-1)。地表水中PFCs的濃度約為地下水的22倍[29]。

2.2 全氟化合物在水生生物體內(nèi)的富集

進(jìn)入水環(huán)境的PFOA和PFOS易在水生動(dòng)物肝臟、肌肉和血液中蓄積。近幾年，國(guó)內(nèi)外關(guān)于水生生物體內(nèi)PFOS和PFOA污染水平的研究結(jié)果可以看出，水生生物體內(nèi)廣泛存在PFOS和PFOA，平均含量均在μg·kg-1級(jí)別[30-39]。PFOS具有隨著食物鏈中營(yíng)養(yǎng)級(jí)的提高而放大的趨勢(shì)，Bossi等[40]研究了格陵蘭島和法羅群島的魚和海洋哺乳動(dòng)物的肝臟中PFOS的富集程度，發(fā)現(xiàn)處在高營(yíng)養(yǎng)級(jí)海洋食物鏈中的生物樣品中PFOS濃度高于低營(yíng)養(yǎng)級(jí)中PFOS的濃度。對(duì)PFCs在草魚體內(nèi)的富集特征研究結(jié)果表明，草魚各組織中PFCs的含量由大到小排列順序?yàn)椋簝?nèi)臟>頭部>皮膚>其余組織[41]。其中PFOS的含量最高，比其他PFCs高出一倍或一個(gè)數(shù)量級(jí)[41]。

2.3 全氟化合物對(duì)水生生物的毒性作用

PFCs廣泛地存在于各種環(huán)境介質(zhì)中，因其持久性存在而廣受學(xué)者關(guān)注。近年來，關(guān)于哺乳動(dòng)物及水產(chǎn)動(dòng)物中PFCs暴露的毒理學(xué)研究逐漸增多，其中包括雌激素效應(yīng)、發(fā)育毒性、生殖毒性、神經(jīng)毒性等等。

Hoff等[42]報(bào)道了PFOS對(duì)鯉魚肝臟的毒理實(shí)驗(yàn)，腹腔注射，PFOS對(duì)脂肪代謝影響不明顯(平衡濃度為16～846 ng·L-1)，但染毒后5 d，血清中天冬氨酸轉(zhuǎn)氨酶以及丙氨酸轉(zhuǎn)氨酶活性升高，表明PFOS可能損傷了肝細(xì)胞膜。毒理學(xué)研究表明，PFOS暴露下，肝臟內(nèi)易產(chǎn)生氧化應(yīng)激反應(yīng)。當(dāng)斑馬魚受到濃度為0.5～1 mg·L-1PFOS刺激時(shí)，肝臟內(nèi)產(chǎn)生了氧化應(yīng)激，SOD、GPT和GR活力顯著升高，MDA和抗超氧陰離子自由基含量上升，但更高濃度(2 mg·L-1)的PFOS卻可抑制上述氧化應(yīng)激酶系統(tǒng)中相關(guān)酶的活力及相關(guān)產(chǎn)物的生成[43]。這與黨紅蕾等[44]的研究相一致，細(xì)胞活性隨PFOS濃度升高先誘導(dǎo)后抑制；PFOS能引起細(xì)胞產(chǎn)生氧化應(yīng)激反應(yīng)，并可進(jìn)一步破壞生物膜系統(tǒng)，從而導(dǎo)致細(xì)胞增殖和多種代謝途徑受到抑制。利用噻唑藍(lán)比色法(MTT)和透射電鏡實(shí)驗(yàn)觀察PFOS暴露后造成的魚體組織損傷，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，PFOS能引起與代謝有關(guān)的細(xì)胞器，如線粒體、內(nèi)質(zhì)網(wǎng)等發(fā)生腫脹或損傷。

水生動(dòng)物的種類不同，則對(duì)PFOS和PFOA的耐受力也就有所差異。多刺裸腹蚤在PFCs的急性和慢性試驗(yàn)中均比大型蚤敏感，在試驗(yàn)中還發(fā)現(xiàn)，48 h大型蚤暴露于酸式PFOS的毒性為其鉀鹽的2倍。Ji等[23]將青鳉魚親代暴露于不同的濃度梯度，通過測(cè)定親代的體長(zhǎng)、體重、計(jì)算親代肥滿度、性成熟系數(shù)(GSI，100×性腺重/體重)和肝體指數(shù)(HSI，100×肝重/體重)、觀察甲狀腺病理組織改變情況以及子代的死亡率及孵化率來反映PFOA與PFOS的發(fā)育毒性及跨代毒性，結(jié)果表明，PFOS暴露下，青鳉魚生長(zhǎng)阻滯，這種現(xiàn)象在0.01 mg·L-1暴露下即可觀察到，原因可能是PFOS通過阻斷甲狀腺激素而干擾靶器官中的細(xì)胞增長(zhǎng)和功能成熟；親代甲狀腺有增生、肥大、膠質(zhì)減少等現(xiàn)象；親代暴露于1 mg·L-1PFOS中，其子代的孵化率顯著下降，子代游動(dòng)減緩或停止。因此，目前的污染狀況研究中PFCs的濃度尚不足以造成生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，但由于PFCs的持久性、生物富集性決定了其可能對(duì)魚體造成慢性毒性。

葉露等[45]進(jìn)行了PFOA和PFOS對(duì)斑馬魚胚胎的毒性效應(yīng)研究，其毒性作用隨污染物濃度的增加而增加，48 h-LC50分別為1 005、107 mg·L-1，96 h-LC50分別為499、71 mg·L-1。PFOS、PFOA均可抑制斑馬魚胚胎發(fā)育，導(dǎo)致胚胎發(fā)育畸形，甚至死亡，濃度大于240 mg·L-1的PFOS 可損傷細(xì)胞膜，導(dǎo)致胚胎分裂中細(xì)胞發(fā)生自溶而卵凝結(jié)死亡，抑制胚胎原腸胚的形成。在各種亞致死效應(yīng)中，脊柱畸形對(duì)PFOS 暴露最敏感，其EC50為9.14 mg·L-1，PFOA暴露最敏感亞致死性毒理學(xué)終點(diǎn)為96 h孵化，對(duì)應(yīng)EC50為328.0 mg·L-1。PFOA、PFOS導(dǎo)致胚胎發(fā)育延遲，具有發(fā)育毒性，這與胡芹等[43]的研究結(jié)論一致。在此基礎(chǔ)上，胡芹等[43]還分析得出PFOA和PFOS在魚體中的富集與性別無關(guān)，然而耐受度有所差異，并通過MCF-7、Hela 和HepG2等離體細(xì)胞毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果驗(yàn)證了PFOS具有類雌激素效應(yīng)。

一定濃度的PFOS會(huì)抑制斑馬魚頭部AChE活性，誘導(dǎo)LDH顯著升高，具有一定的神經(jīng)毒性，會(huì)影響斑馬魚的中樞神經(jīng)系統(tǒng)，對(duì)腦組織造成一定的損傷。頭部堿性磷酸酶(ALP)、AChE和LDH 3 種酶活性對(duì)PFOS的敏感性為L(zhǎng)DH>ALP和AChE；內(nèi)臟組織受PFOS脅迫丙二醛(MDA)含量顯著升高，ALP也受到一定程度的誘導(dǎo)，PFOS 對(duì)內(nèi)臟組織造成了一定程度的膜脂質(zhì)損傷，且所測(cè)4種酶對(duì)PFOS的響應(yīng)敏感度為MDA>ALP>SOD>CAT；肌肉中ALP受到顯著抑制，所測(cè)3種酶對(duì)PFOS的響應(yīng)敏感度為ALP>MDA>SOD。內(nèi)臟團(tuán)和肌肉中ALP活性對(duì)PFOS的響應(yīng)要比頭部敏感，內(nèi)臟團(tuán)中SOD和MDA對(duì)PFOS的響應(yīng)比肌肉中敏感[46]。

3 典型重金屬和全氟化合物對(duì)水生動(dòng)物的聯(lián)合毒性(Combined toxicity of typical heavy metals and PFCs to organisms)

迄今為止，關(guān)于重金屬和PFCs的毒性作用研究，大多集中在單一因素暴露下急性毒性、胚胎毒性、發(fā)育毒性及肝臟毒性等毒性作用。然而，環(huán)境是由不同介質(zhì)組成的復(fù)雜整體，由單一毒性作用而進(jìn)行的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)不能客觀評(píng)估污染物造成的威脅。近年來，國(guó)內(nèi)外對(duì)水環(huán)境中復(fù)合污染的研究主要集中在重金屬之間[47]、持久性有機(jī)污染物之間[48]復(fù)合污染對(duì)水生動(dòng)物的毒性研究。然而，PFCs等持久性有機(jī)污染物與水體中典型重金屬對(duì)水生動(dòng)物的聯(lián)合毒作用研究較少[49]。

3.1 典型重金屬之間的聯(lián)合毒性

大量的研究表明，重金屬間對(duì)機(jī)體的毒性存在交互作用。華濤等[50]以草魚96 h-LC50半致死濃度(Cd、Zn分別為26.87、33.14 mg·L-1)為一個(gè)毒性單位(TU)，按毒性單位1:1進(jìn)行聯(lián)合毒性試驗(yàn)。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，Cd與Zn對(duì)草魚的聯(lián)合毒性在48 h為拮抗作用，在96 h表現(xiàn)為協(xié)同作用。草魚肝臟SOD活性應(yīng)激反應(yīng)對(duì)低濃度Zn(0.4 TU)暴露較敏感，對(duì)高濃度Cd(0.8TU)的暴露較敏感，SOD活性能迅速產(chǎn)生應(yīng)激性升高。Cd和Zn的復(fù)合污染不同于單一污染，主要是由于它們的原子結(jié)構(gòu)相似，離子半徑和電負(fù)荷都比較相近，發(fā)生相互作用和干擾的幾率較大。宋志慧等[47]發(fā)現(xiàn)，Cu2+、Cd2+和Cr6+對(duì)斑馬魚的96 h-LC50分別為0.296、17.72和64.64 mg·L-1，其中Cu的毒性最強(qiáng)。以毒性單位1:1進(jìn)行染毒，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，Cu-Cd、Cu-Cr和Cd-Cr對(duì)斑馬魚毒性作用類型分別為協(xié)同作用、拮抗作用和協(xié)同作用，另外CAT活性與Cu2+、Cd2+和Cr6+濃度均有顯著的劑量-效應(yīng)關(guān)系，因此可以將CAT作為重金屬對(duì)斑馬魚毒性作用的一個(gè)生理生化指標(biāo)。呂耀平等[51]發(fā)現(xiàn)，Cr6+、Mn7+和Hg2+3種重金屬離子對(duì)青蝦的96 h LC50分別為2.241、2.460和0.0131 mg·L-1，其中Hg2+的毒性最強(qiáng)。Cr-Hg對(duì)青蝦96 h的聯(lián)合作用表現(xiàn)為協(xié)同作用，可能是由于這些金屬在蝦體內(nèi)共存，細(xì)胞膜的通透性增加，導(dǎo)致毒性增強(qiáng)而造成的。Mn-Hg對(duì)青蝦的聯(lián)合作用表現(xiàn)為：低濃度的Mn7+對(duì)Hg2+表現(xiàn)為協(xié)同作用，高濃度的Mn7+恰好相反，這可能是Mn7+和Hg2+在與生物大分子結(jié)合時(shí)發(fā)生競(jìng)爭(zhēng)性抑制所致，Mn7+和Hg2+能與生物體內(nèi)的硫蛋白結(jié)合成錳硫蛋白和汞硫蛋白，而各種金屬硫蛋白的穩(wěn)定性存在一定差異，汞硫蛋白穩(wěn)定性小于錳硫蛋白，Mn7+與汞硫蛋白中的Hg2+發(fā)生置換反應(yīng)生成錳硫蛋白，致使Hg2+毒性降低。Mn-Cr 96 h聯(lián)合急性毒性表現(xiàn)為：高濃度的Mn7+對(duì)Cr6+表現(xiàn)為拮抗作用，而低濃度的Cr6+對(duì)Mn7+均表現(xiàn)為協(xié)同作用，其原理尚不清楚，有待進(jìn)一步研究。周亞等[52]應(yīng)用生物配體模型(BLM)研究Pb和Cd對(duì)萊茵衣藻的聯(lián)合毒性，結(jié)果表明Pb 和 Cd 可能存在相同的傳輸位點(diǎn)，低濃度下Cd和Pb為競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系。

3.2 全氟化合物間的聯(lián)合毒性

現(xiàn)有的持久性有機(jī)污染物復(fù)合污染相關(guān)研究表明，有機(jī)物復(fù)合污染可起到協(xié)同、拮抗或相加作用，還可使單一元素暴露下無毒副作用的產(chǎn)生毒作用。PFCs是目前最難降解的有機(jī)污染物之一，廣泛存在于自然水體中。自然條件下，水生動(dòng)植物暴露在多種污染復(fù)合的環(huán)境中, 不管是對(duì)水體質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)加以完善還是對(duì)生態(tài)環(huán)境、水產(chǎn)品膳食暴露量進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估都需要了解污染物間的聯(lián)合毒性效應(yīng)。物質(zhì)間的聯(lián)合效應(yīng)，會(huì)隨作用對(duì)象不同、混合劑量比例不同、觀察指標(biāo)不同而出現(xiàn)不同的結(jié)果。

PFOA和全氟壬酸(PFNA)按毒性單位比1:1水平作用于杜氏鹽藻和三角褐指藻進(jìn)行聯(lián)合毒性試驗(yàn)，分析2種物質(zhì)對(duì)微藻生長(zhǎng)的影響。結(jié)果表明，PFOA 和 PFNA 對(duì)杜氏鹽藻的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為相加效應(yīng)，對(duì)三角褐指藻為協(xié)同效應(yīng)；三角褐指藻比杜氏鹽藻更敏感[53]。基于EC50等效應(yīng)濃度比1:1的PFOS和PFOA混合物對(duì)發(fā)光藍(lán)藻AnabaenaCPB4337的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為拮抗效應(yīng)[54]。而PFOS和PFOA以固定濃度比1:1混合對(duì)鰷魚(Gobiocyprisrarus)肝癌細(xì)胞的暴露，相比單一物質(zhì)暴露和空白對(duì)照組，顯著促進(jìn)了細(xì)胞的生長(zhǎng)[55]。日本青鳉(Oryziaslatipes)暴露于PFOS、PFOA、全氟丁酸(PFBS)、PFNA混合污染物(1:1:1:1)238 d(3代)。結(jié)果表明，混合物對(duì)魚體存在潛在的多代內(nèi)分泌干擾作用[56]。

此外，PFCs 在環(huán)境中不是單獨(dú)存在，而是多種 PFCs與其他神經(jīng)毒物如甲基汞、二惡英等共存，這些污染物共同暴露可能會(huì)對(duì)生物體神經(jīng)系統(tǒng)產(chǎn)生的作用更為復(fù)雜[57]。Wei等[55]通過基因表達(dá)譜研究單個(gè)PFCs暴露和混合暴露對(duì)鰷魚原代培養(yǎng)肝細(xì)胞基因表達(dá)的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)在共暴露組的很多基因表達(dá)發(fā)生改變，但單個(gè)PFCs暴露卻沒有影響。

3.3 典型重金屬與全氟化合物的聯(lián)合毒性作用

重金屬與PFCs進(jìn)入有機(jī)體內(nèi)最大的區(qū)別為前者不可以在體內(nèi)代謝，而后者部分被代謝并排出體外。已有研究[1, 58-62]表明，持久性有機(jī)污染物與重金屬的復(fù)合污染對(duì)生物體存在聯(lián)合毒性作用，可能表現(xiàn)為單一元素毒性作用、協(xié)同作用或拮抗作用。鄰苯二甲酸二辛酯(DOP)與Pb、As聯(lián)合暴露下，會(huì)導(dǎo)致小鼠記憶力減退，及其海馬神經(jīng)細(xì)胞病變，這可能是由于3種物質(zhì)聯(lián)合暴露對(duì)機(jī)體引起氧化損傷，進(jìn)而導(dǎo)致細(xì)胞凋亡，引起神經(jīng)毒性效應(yīng)。經(jīng)ICP(Inductive Coupled Plasma Emission Spectrometer，電感耦合等離子光譜發(fā)生儀)分析，Pd和As均能在小鼠大腦組織中蓄積，而兩者的聯(lián)合暴露對(duì)其在腦組織中的富集起拮抗作用[58]。Cd和氯氰菊酯(CP)單獨(dú)暴露均可引發(fā)斑馬魚早期胚胎發(fā)育軀體彎曲、心包囊腫和游囊皺縮等形態(tài)學(xué)畸形。CP還可引起胚胎軀體痙攣的發(fā)生，然而Cd不會(huì)引起這種現(xiàn)象。兩者聯(lián)合暴露可增加斑馬魚胚胎畸形發(fā)生率，另外Cd的加入還可增強(qiáng)CP引發(fā)的胚胎軀體痙攣反應(yīng)，增加胚胎體內(nèi)氧化損傷程度及成年斑馬魚死亡率。聯(lián)合暴露的增強(qiáng)可能是由于Cd干擾了魚體內(nèi)CYP酶，使CP在魚體內(nèi)代謝受阻，導(dǎo)致CP殘留量增加，最終使聯(lián)合毒性增強(qiáng)[1]。As、草甘膦和敵敵畏對(duì)秀麗隱桿線蟲的24 h-LC50分別為1 305 mg·L-1、18.5 mg·L-1、3.3 mg·L-1，As和草甘膦的聯(lián)合毒性為協(xié)同作用，As與敵敵畏為拮抗作用[59]。Zn、Cd與辛硫磷和敵百蟲2種農(nóng)藥構(gòu)成的二元混合體系對(duì)鹵蟲具有聯(lián)合毒性作用，金屬-農(nóng)藥混合物均為拮抗作用[60]。

目前，關(guān)于全氟物和重金屬的聯(lián)合毒性研究相對(duì)較少。PFOS和Nano-ZnO單獨(dú)與復(fù)合暴露均可造成斑馬魚胚胎的氧化損傷和細(xì)胞凋亡，但復(fù)合暴露組的氧化損傷和細(xì)胞凋亡程度明顯大于單獨(dú)暴露組；在PFOS和Nano-ZnO單獨(dú)和復(fù)合暴露組中，隨著處理濃度的升高，SOD、GPx、Caspase-3和Caspase-9酶的活性顯著升高；而CAT酶活性隨著處理濃度的升高抑制作用顯著；PFOS與Nano-ZnO復(fù)合暴露組與單獨(dú)暴露組相比，Bax和p53表達(dá)顯著上調(diào)，而Bcl-2表達(dá)顯著下調(diào)。因此，在實(shí)驗(yàn)濃度范圍內(nèi)，等毒性配比l:1條件下，推測(cè)Nano-ZnO可以增強(qiáng)PFOS對(duì)斑馬魚胚胎的氧化損傷和細(xì)胞凋亡毒性[61]。

Zhao等[62]研究了PFOS、PFOA和Cd共同暴露情況下，三者對(duì)小麥和油菜的土壤酶活性、毒性和生物蓄積性的聯(lián)合作用，發(fā)現(xiàn)土壤脲酶活性受到明顯抑制，而POD活性則在三者的聯(lián)合作用下顯著提高(這3種物質(zhì)單獨(dú)作用下該酶活沒有變化)。三者聯(lián)合作用下，小麥和油菜的生物量及其葉綠素(Chl)含量、小麥中MDA含量和SOD、POD活性均較單一暴露情況有所增加，但油菜中含量/活性均降低。小麥和油菜中PFCs的生物富集能力均降低，Cd的存在提高了小麥中PFCs的富集能力但降低了油菜的，PFCs的存在提高了Cd在小麥和油菜中的富集和移動(dòng)能力。

4 展望(Perspective)

針對(duì)聯(lián)合毒性的研究既具挑戰(zhàn)性、又有很強(qiáng)的現(xiàn)實(shí)意義。其難點(diǎn)在于，當(dāng)環(huán)境復(fù)合污染體系的組分眾多，各組分濃度變化幅度巨大、且作用機(jī)理各不相同[63]。目前，關(guān)于復(fù)合污染物聯(lián)合毒性研究，大多數(shù)學(xué)者側(cè)重在復(fù)合污染對(duì)單一因素毒性作用的加強(qiáng)或減弱方面，往往忽略了復(fù)合污染帶來的單一因素所沒有的影響。另外，國(guó)內(nèi)外研究設(shè)置的污染濃度往往比環(huán)境中實(shí)際污染濃度高出幾個(gè)數(shù)量級(jí)，其結(jié)果只能說明污染物具有潛在風(fēng)險(xiǎn)，缺少實(shí)際意義。因此，在對(duì)水環(huán)境中復(fù)合污染的毒理學(xué)評(píng)價(jià)工作中，首先要了解污染物在環(huán)境中的污染水平、富集規(guī)律及其在生物體內(nèi)的殘留水平，在設(shè)置暴露濃度時(shí)應(yīng)盡可能的接近真實(shí)環(huán)境中的殘留濃度，這樣才能真實(shí)地反映環(huán)境中污染物的健康風(fēng)險(xiǎn)，對(duì)環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的制定具有參考價(jià)值。其次，復(fù)合污染不僅要研究表觀毒性特征，還需研究機(jī)體內(nèi)各種理化生理指標(biāo)以及對(duì)機(jī)體各組織的損害情況[1]。由于毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)大多采用藥浴方式，且在染毒期間要間歇式換水，大量的實(shí)驗(yàn)廢水需要處理。目前，針對(duì)對(duì)于這一塊的研究較少，污水處理研究與實(shí)驗(yàn)研究脫節(jié)，這將導(dǎo)致實(shí)驗(yàn)室中的污染物進(jìn)入環(huán)境介質(zhì)，從而對(duì)人體的健康造成威脅。

通訊作者簡(jiǎn)介：錢永忠(1965—)，男，經(jīng)濟(jì)學(xué)博士，研究員，主要研究方向?yàn)檗r(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量與食物安全，發(fā)表學(xué)術(shù)論文90余篇。

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