萬翔，薛慶舉，顧毓蓉，謝麗強,*

1. 中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008 2. 中國科學院大學，北京 100049

由于人類活動的加劇，特別是化工、醫(yī)藥和農(nóng)藥等生產(chǎn)工業(yè)的迅速增長，導致生活用水量和工業(yè)用水量迅速增加，同時造成污染物的產(chǎn)量和種類不斷增加，當這些攜帶多種污染物的水體進入湖泊等地表水后，引起了多種嚴峻的水環(huán)境污染問題，最終造成了水體復合污染的特征[1]。一方面，富營養(yǎng)化和氣候變化加劇了藍藻水華在全球淡水生態(tài)系統(tǒng)的不斷擴張，藍藻水華的大規(guī)模暴發(fā)及其產(chǎn)生的藍藻毒素已經(jīng)成為很多國家面臨的主要的水環(huán)境問題[2]。另一方面，水生態(tài)系統(tǒng)正在面臨著多種其他有毒污染物的環(huán)境問題，目前受關注較多的有重金屬、持久性有機物污染物以及各種新型污染物等[3-4]。在眾多藍藻毒素類型中，由于微囊藻毒素(microcystins, MCs)具有肝毒性且可促進腫瘤的活性，它被認為是最普遍且毒性最大的一種藻類毒素[5]。在大量藍藻衰亡期間，高濃度的MCs與其他環(huán)境污染物共存于水環(huán)境并可能發(fā)生相互作用，進一步影響彼此在生物體內(nèi)的轉(zhuǎn)化代謝和毒性效應，甚至對生物造成更嚴重的毒性作用。因此，環(huán)境污染物的毒性研究不能僅局限于傳統(tǒng)單一污染物急性毒理學研究所得到的結(jié)果，而應更多地關注多種污染物在環(huán)境相關濃度暴露下生物體在組織、細胞和分子水平上的響應[6-7]，研究MCs與共存環(huán)境污染物復合污染的生態(tài)效應是完善藍藻水華風險評價的重要環(huán)節(jié)。

1 微囊藻毒素的產(chǎn)生和危害(The production and hazards of microcystins)

MCs可以由多種藍藻產(chǎn)生，主要包括微囊藻(Microcystis)、魚腥藻(Anabaena)、顫藻(Oscillatoria)、念珠藻(Nostoc)、束絲藻(Aphanizomenon)和浮絲藻屬(Planktothrix)等。MCs是由7個氨基酸組成的單環(huán)七肽，它的結(jié)構(gòu)如圖1所示。由于X和Y這2個位置的氨基酸可以由不同的氨基酸組成，因此目前已發(fā)現(xiàn)超過200種不同構(gòu)型的MCs[8]，而當X和Y這2個位置分別由亮氨酸(Leu)和精氨酸(Arg)取代時，構(gòu)成了水體中最為常見的MC-LR。由于MCs的環(huán)狀和間隔雙鍵的結(jié)構(gòu)特性，在自然水體中，它的物理化學性質(zhì)都相對穩(wěn)定，且傳統(tǒng)的水處理方法不能有效地去除MCs，因此MCs的存在對飲用水的安全構(gòu)成了潛在的威脅[9]。

圖1 微囊藻毒素的通用結(jié)構(gòu)體Fig. 1 The chemical structure of microcystins

MCs主要以胞內(nèi)毒素形式存在，但是當大量藻細胞死亡衰敗時，胞內(nèi)MCs也會釋放到水體中，對水生生物和人體健康造成潛在的威脅。近20年來，國內(nèi)外因MCs引起的水生動物、鳥類和畜類甚至人類染毒事件頻繁發(fā)生[10-13]。MCs的致毒機理有多種，其中MCs對真核生物的最主要的機理是其能夠強烈并特異性地抑制絲氨酸和蘇氨酸蛋白磷酸酶1和2A的活性，進一步引起細胞內(nèi)蛋白磷酸化和去磷酸化的失衡，最終導致細胞蛋白的過磷酸化[14]。此外，MCs還能夠引起生物體活性氧的(reactive oxygen species, ROS)的大量增加，導致脂質(zhì)過氧化，甚至會造成DNA損傷和細胞凋亡[15-16]。通常人類暴露于MCs的主要途徑包括皮膚接觸、飲用受MCs污染的水源以及攝食了富集MCs的水產(chǎn)品，如魚類和貝類等[17]。人體接觸含MCs的水會出現(xiàn)皮膚過敏、眼睛不適等癥狀，長期飲用受MCs污染的水會導致腸胃炎、糖尿病等疾病的患病率增加，甚至誘發(fā)肝癌[18-20]。我國東南沿海地區(qū)高原發(fā)性肝癌發(fā)病率被證實與長期飲用含MCs的水有關[21]。MCs引起的最嚴重的人類中毒事件發(fā)生在1996年的巴西，由于當?shù)氐囊粋€血液透析中心的透析液被藍藻毒素污染，最終導致126例患者出現(xiàn)亞急性肝臟毒性癥狀、約60例患者死亡的嚴重事故[22]。2014年夏季，北美五大湖之一的伊利湖暴發(fā)嚴重的藍藻水華，飲用水源被藍藻毒素污染，導致鄰近該湖的美國俄亥俄州托萊多市遭遇停水危機，美國俄亥俄州及密歇根州約40萬居民受影響[23]。因此，為了保障飲用水安全，世界衛(wèi)生組織(WHO)針對成人推薦的飲水中的MC-LR標準限值為1.0 μg·L-1，人均攝入MC-LR的限值為0.04 μg·kg-1·d-1[24]。

2 微囊藻毒素的污染現(xiàn)狀(Current status of microcystins contamination)

2.1 水體

MCs在全球淡水水體中廣泛分布(表1)。我國是一個湖泊眾多的國家，然而富營養(yǎng)化和藍藻水華的問題十分突出。一些大型湖泊中均能普遍檢出MCs的存在，其中我國太湖、巢湖和滇池MCs含量水平較高。Su等[25]于2013—2014年對我國太湖的研究發(fā)現(xiàn)，太湖胞內(nèi)MCs(IMCs)最高可達10.93 μg·L-1，其中MC-LR和MC-RR是主要的毒素異構(gòu)體。余麗等[26]對我國巢湖研究發(fā)現(xiàn)，巢湖IMCs和胞外MCs(EMCs)分別為0.12～6.45 μg·L-1和0.69～1.92 μg·L-1，MC-RR和MC-LR比例較高。Wu等[27]調(diào)查了我國滇池EMC-LR的含量，其最高濃度可達1.02 μg·L-1。我國通江湖泊鄱陽湖也檢測到MCs的存在，其中IMCs和EMCs最高可達2.30 μg·L-1和1.22 μg·L-1[28]。Xue等[29]研究發(fā)現(xiàn)，我國洪澤湖MC-LR的最高含量可達0.08～1.25 μg·L-1。萬翔等[30]在我國洱海的研究表明，洱海各個湖灣均普遍檢出MC-LR，其胞內(nèi)最高含量達2.17 μg·L-1。此外，夏季藍藻水華高發(fā)季，MCs在我國長江中下游等諸多淡水湖泊、水庫中均能普遍檢出[31]。國外藍藻水華引起的MCs污染問題同樣十分普遍。日本Suwa湖IMCs和EMCs最高分別可達184 μg·L-1和3.61 μg·L-1[32]。Loftin等[33]于2007年對美國全國1 161個湖泊調(diào)查發(fā)現(xiàn)，其中32%的點位均能檢出MCs，其平均濃度能達到3.0 μg·L-1。Orihel等[34]對加拿大246個水體、405個點位調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，41%的湖泊已經(jīng)超過WHO推薦的飲用水中MC-LR的濃度限值1 μg·L-1，其中檢出的IMCs濃度最高達到2 153 μg·L-1。Frank[35]對德國西南的眾多湖泊調(diào)查發(fā)現(xiàn)，其中25個湖泊IMCs最大值超過10 μg·L-1，而其中某湖泊IMCs甚至高達566 μg·L-1。印度MCs污染問題尤為突出，Singh等[36]對印度2個嚴重富營養(yǎng)的湖泊調(diào)查發(fā)現(xiàn)，Sankuldhara湖的IMCs最高可達39.60 μg·L-1，而Lakshmikund湖的IMCs水平更高，最高可達126.24 μg·L-1?？梢钥闯觯蠖鄶?shù)淡水系統(tǒng)中MCs通常低于10 μg·L-1，但是當大量藍藻死亡時，水體中的MCs也能達到mg·L-1的級別[5,37]，這將對水生態(tài)系統(tǒng)以及人類健康造成嚴重的威脅。

表1 全球部分水體中微囊藻毒素(MCs)的最大含量比較Table 1 A comparison of the maximum microcystins (MCs) concentration in some water bodies worldwide

2.2 沉積物

水華暴發(fā)后期，水體中的大量藍藻會下沉進入沉積物中，從而在沉積物中度過漫長的冬季休眠期[38]，不少研究也發(fā)現(xiàn)沉積物中存在MCs的污染?？傮w而言，相比于水體中MCs分布、歸趨的研究，沉積物中MCs的相關工作開展相對較少。一般而言，藍藻水華頻繁暴發(fā)的水體，沉積物中MCs含量也相對較高。Chen等[39]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，我國太湖梅梁灣表層沉積物中MCs含量隨深度增加而降低，MCs的含量在20.4～168.1 ng·g-1之間。Jiang等[40]對我國上海淀山湖研究發(fā)現(xiàn)，淀山湖沉積物中MCs含量呈逐年升高趨勢，近年其含量已高于4 000 ng·g-1。國外的一些水體沉積物中也有報道MCs的檢出，Zastepa等[41]對加拿大7個地理條件相似、營養(yǎng)級不同的湖泊研究發(fā)現(xiàn)，富營養(yǎng)化程度越高的水體，沉積物中MCs含量也越高，含量介于10～829 ng·g-1之間。Efting等[42]對美國3個湖泊研究發(fā)現(xiàn)，MC-LR最早在1832年已被發(fā)現(xiàn)，MC-LR的含量范圍為2～226 ng·g-1。土耳其某水源地沉積物中檢出的MC-YR含量于7.0～17.6 μg·g-1之間[43]。沉積物中MCs的來源除了水體中沉降的藍藻之外，最近的研究發(fā)現(xiàn)多種底棲藍藻也會產(chǎn)生MCs[5]，因此，開展對底棲藍藻群落的研究將有助于我們了解MCs在沉積物中的歸趨行為。

3 微囊藻毒素單一毒性及其與其他污染物共存的聯(lián)合毒性(Single toxicity of microcystins and its combined toxicity with other pollutants)

鑒于MCs在水環(huán)境中的廣泛分布，不少學者開展了MCs與其他環(huán)境污染物對不同生物體的聯(lián)合毒性的研究，然而相關研究主要以浮游動物和魚類等水生生物為受試體，缺乏對其他水生生物以及陸生生物的研究。從污染物的組合上看，包括MCs聯(lián)合其他藍藻代謝物、農(nóng)藥、重金屬、不同形態(tài)氮和其他有毒物質(zhì)。在表2中綜述了MCs與其他環(huán)境污染物的聯(lián)合毒性以及聯(lián)合毒性相互作用的類型。

表2 MCs與其他污染物的聯(lián)合毒性Table 2 Combined toxicity of MCs and other environmental pollutants

3.1 對水生生物的影響

3.1.1 浮游動物

浮游動物是水生態(tài)系統(tǒng)的初級消費者，它們往往因為直接攝食有毒藍藻而受到毒害作用。MCs對溞等浮游動物的急性毒性及對其生活史影響的研究已有不少報道，研究發(fā)現(xiàn)純化的MC-LR對不同枝角類蚤狀溞(Daphniapulex)和大型溞(Daphniamagna)的48 h半致死濃度(48 h-LC50)在6.5～20.3 mg·L-1不等[46-47]，MCs對溞的毒性作用與溞的種屬、生長時期密切相關。此外，研究發(fā)現(xiàn)相比純化的MCs，環(huán)境濃度的產(chǎn)毒藻類對Daphniamagna表現(xiàn)出的毒性更強，這可能是由于藍藻產(chǎn)生的其他代謝物(比如脂多糖類、多肽和生物堿等)的作用及其與藍藻毒素的相互作用[48]。環(huán)境濃度的MCs或藍藻水華暴露的研究表明，MC-LR能夠顯著推遲擬同形溞(Daphniasimiloides)首次懷卵和產(chǎn)卵時間以及導致總產(chǎn)卵數(shù)的減少[49]，然而，Yang等[50]研究發(fā)現(xiàn)，10～300 μg·L-1的MC-LR對短鈍溞(Daphniaobtusa)首次懷孕和產(chǎn)卵時間均沒有顯著影響，因此不同溞對MCs的毒性抗性也存在明顯差異。Smutná等[48]將大型溞暴露在8種藍藻水華的野外水體中，發(fā)現(xiàn)藍藻水華對大型溞具有強烈的急性和慢性毒性(抑制繁殖能力)。

隨著對藍藻衍生物危害研究的深入，不少學者發(fā)現(xiàn)MCs與藍藻死亡分解時釋放的大量氨氮和亞硝酸鹽能夠發(fā)生相互作用。Cao等[49]研究了氨氮和MC-LR對Daphniasimiloides生活史的復合作用，發(fā)現(xiàn)MC-LR的存在可以縮短高濃度氨氮導致的大型溞首次懷卵和產(chǎn)卵時間的推遲。Yang等[50]研究了亞硝酸鹽和MC-LR對Daphniaobtusa生活史的復合作用，發(fā)現(xiàn)2種污染物僅在溞首次懷卵和產(chǎn)卵時間2種指標上存在相互作用，具體表現(xiàn)為MC-LR的存在能夠緩解亞硝酸鹽對大型溞造成的生殖毒性。此外，Cerbin等[51]開展了銅綠微囊藻和殺蟲劑西維因?qū)aphniapulicaria生活史的復合作用，發(fā)現(xiàn)2種污染物對溞生長和繁殖均表現(xiàn)出顯著的負面影響，且2種污染物復合暴露時的抑制作用更明顯。Hochmuth等[52]研究了5種有產(chǎn)毒能力的藍藻和銅(Cu)對大型溞的聯(lián)合毒性，發(fā)現(xiàn)不同藍藻與Cu的復合暴露對大型溞均沒有明顯的協(xié)同作用，兩者復合污染的風險有限。Pires等[53]研究了2種有產(chǎn)毒能力的藻類聯(lián)合另一種藍藻代謝物細菌脂多糖(LPS)對盔形溞(Daphniagaleata)生活史的影響，發(fā)現(xiàn)LPS與高產(chǎn)毒能力藻類復合暴露能夠顯著降低溞的標準含碳量，而與低產(chǎn)毒能力藻類復合暴露時未出現(xiàn)上述現(xiàn)象。

3.1.2 魚類

3.1.3 水生植物和底棲動物

MCs是一種起自我強化機制作用的生態(tài)生長調(diào)節(jié)素，高濃度MCs可以影響水生植物的多樣性以幫助產(chǎn)毒藍藻獲得競爭優(yōu)勢直至形成水華[65]。MCs對植物的毒性作用機制主要是其誘導生物體ROS升高引起氧化應激反應。研究發(fā)現(xiàn)，高濃度的MC-RR能夠顯著抑制細長聚球藻(Synechococcuselongatus)的生長，誘導氧化脅迫，導致MDA含量顯著升高[66]。此外，已有研究證實水中的MC-LR能夠被沉水植物金魚藻(Ceratophyllumdermesum)、苦草(Vallisnerianatans(Lour.))和狐尾藻(MyriophyllumspicatumL.)吸收，并誘導植株ROS水平和GST活性升高，而GSH在水生植物對MCs解毒過程發(fā)揮著重要的作用[67]。類似地，Jiang等[68]的研究也表明，環(huán)境濃度的MC-LR亞急性暴露也可以顯著誘導苦草葉片ROS產(chǎn)生，造成葉肉細胞超顯微結(jié)構(gòu)如葉綠體和線粒體等結(jié)構(gòu)受到損傷，MDA含量顯著上升。

相較而言，MCs聯(lián)合其他污染物對浮游植物的毒理學研究相對缺乏。Contardo-Jara等[69]研究發(fā)現(xiàn)，球藻(Aegagropilalinnaei)同時暴露在MC-LR和另一種藻類毒素β-N-甲氨基-L-丙氨酸(BMAA)下，MC-LR能夠顯著提高球藻對BMAA的吸收，并引起抗氧化酶GST和過氧化氫酶(CAT)的活性升高。Pinheiro等[70]研究了MC-LR和柱胞藻毒素(CYN)對小球藻(Chlorellavulgaris)的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)即使高濃度(>37 mg·L-1)單一MC-LR暴露條件下，小球藻的生長速率受到抑制均不顯著；但是在與CYN的同時暴露下，較低濃度的MC-LR(0.4～16.7 mg·L-1)卻能夠顯著抑制小球藻的生長。

一些學者開展了MCs聯(lián)合其他環(huán)境污染物對高等水生植物的研究。Wang等[71]研究了MC-LR與線性烷基苯磺酸鹽(LAS)復合暴露對浮萍(Lemnaminor)生長和生化指標的影響，發(fā)現(xiàn)2種污染物能夠協(xié)同抑制浮萍的生長，導致葉綠素a濃度降低，以及超氧化物歧化酶(SOD)和GSH增加，但是兩者之間協(xié)同作用會隨2種污染物濃度增加而減弱。而MC-LR與LAS之間協(xié)同作用發(fā)生的機制可能是LAS改變浮萍細胞膜的通透性，導致生物體對共存污染物MC-LR富集的增加。Wang等[72]進一步研究了MC-LR和Cu復合暴露對沉水植物苦草生長和抗氧化系統(tǒng)的影響，發(fā)現(xiàn)兩者在低濃度時表現(xiàn)為協(xié)同作用，而高濃度時則表現(xiàn)為相加或者拮抗作用，而兩者聯(lián)合毒性的機制可能是因為MC-LR的—O和—N官能團作為配位體與Cu等重金屬發(fā)生絡合反應，從而改變了它們在生物體內(nèi)的運輸方式。Li等[73]開展了2種藻類毒素(MC-LR和anatoxin-a)對苦草的聯(lián)合毒性研究，發(fā)現(xiàn)2種藻類毒素的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為拮抗作用，然而復合暴露能夠?qū)е驴嗖萑~片生物膜中微生物群落豐度和結(jié)構(gòu)的更顯著的變化。

MCs對底棲動物的單一毒性作用已有很多報道，例如，MCs能夠?qū)е碌讞珓游锎婊顐€體的減少、抑制攝食、麻痹、動物行為的改變以及GST和蛋白磷酸酶活性的改變等[74]。而底棲動物同時暴露在MCs與其他環(huán)境污染下可能受到更顯著的毒害作用。Lance等[75]開展了除草劑草甘膦和產(chǎn)毒藍藻(PMC 7502)復合暴露對底棲動物靜水椎實螺(Lymnaeastagnalis)的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)草甘膦促進了椎實螺對MCs的吸收，導致GST活性受抑制更顯著，而這種酶對MCs的代謝具有重要作用，因此導致生物體內(nèi)MCs富集顯著增加并表現(xiàn)出更強的毒性。

3.2 對陸生生物的影響

水體中MCs可以通過灌溉、河岸滲濾等途徑從而直接對種植的陸生植物的生長造成影響，不少學者開展了MCs對陸生生物尤其是農(nóng)作物的毒理學研究。MCs可以在生菜、菠菜等蔬菜體內(nèi)富集并對人類健康造成潛在風險[76]，同時，MCs同樣能夠?qū)﹃懮参镌斐啥竞ψ饔?，例如造成其產(chǎn)量和質(zhì)量的下降，導致植物抗氧化酶活性的改變[77]。近期的研究還表明，MCs與重金屬的同時暴露能夠?qū)﹃懮参锂a(chǎn)生聯(lián)合毒性，詹曉靜等[78]研究了MC-LR和重金屬鉻(Cr)復合污染對白菜種子發(fā)芽的影響，發(fā)現(xiàn)不同濃度的2種污染物組合對白菜發(fā)芽率均無顯著抑制作用，但對白菜種子根伸長和芽伸長存在相互作用，低濃度MC-LR與高濃度Cr組合表現(xiàn)為拮抗作用，而高濃度MC-LR與低濃度Cr組合表現(xiàn)為加和，甚至協(xié)同作用。Cao等[79]研究了MC-LR和Cu對生菜(Lactucasativa)的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)2種污染物在低濃度下表現(xiàn)為協(xié)同作用，復合暴露下生菜體內(nèi)MC-LR的富集顯著增加。此外，Wang等[80]研究了MC-LR與LAS對Lactucasativa種子發(fā)芽和幼苗生長的影響，發(fā)現(xiàn)LAS可以顯著促進生菜對MC-LR的吸收，從而協(xié)同抑制幼苗生長，導致SOD、CAT活性的增加。

近年來，有不少研究發(fā)現(xiàn)鳥類疑似因為藍藻毒素而死亡的事件[13]，同時還有研究表明，日本鵪鶉(Coturnixcoturnixjaponica)同時暴露在藍藻毒素、鉛(Pb)以及Newcastle病毒等多種脅迫下，會導致鳥類肝臟中MCs的富集水平顯著提高，同時誘導鳥類抗氧化和解毒系統(tǒng)響應的更加顯著的變化[81-82]。總體看來，由于MCs來源于水體且直接作用于水生生物，相較而言，關于MCs對其他陸生生物(尤其是陸生動物)的單一及聯(lián)合毒性研究仍然較為缺乏。

3.3 對人類等哺乳動物的影響

迄今為止，很多MCs對哺乳動物的急性毒性研究結(jié)果顯示，哺乳動物對MCs的抗性遠低于魚類、枝角類等水生動物[65]。此外，長期環(huán)境濃度MCs暴露會導致人類脂肪肝和糖尿病等患病風險的增加[20,83]。近期的研究表明，MCs與其他環(huán)境污染物以及病毒共同暴露能夠增加人類等哺乳動物肝臟損傷的風險。Liu等[84]開展了MC-LR與另外2種肝毒素(黃曲霉毒素、肝炎B病毒)聯(lián)合暴露的流行病學研究，發(fā)現(xiàn)3種肝毒素的聯(lián)合暴露會提高人群肝臟損傷的風險。Ma等[85]研究了MC-LR、雌二醇和萊克多巴胺3種污染物對肝癌細胞HepG2的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)高濃度的3種污染物任意組合均表現(xiàn)為協(xié)同作用。邱斐斐和劉冉[86]的研究發(fā)現(xiàn)高劑量MCs與甲基硝基亞硝基胍對食管癌EC109細胞的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為協(xié)同效應。王紅兵等[87]研究發(fā)現(xiàn)，MCs單獨暴露不能誘發(fā)敘利亞地鼠胚胎細胞惡性轉(zhuǎn)化，但可明顯促進水體中低劑量有機污染物啟動的胚胎細胞惡性轉(zhuǎn)化。

4 總結(jié)與展望(Summary and prospects)

筆者通過對文獻的總結(jié)發(fā)現(xiàn)超過半數(shù)的研究中MCs與其他環(huán)境污染物之間的相互作用表現(xiàn)為協(xié)同作用，從而對水環(huán)境造成更嚴重的負面影響。現(xiàn)有的研究表明，水體中的MCs與其共存污染物能夠在通過細胞膜過程中發(fā)生相互作用；影響生物體與污染物代謝相關酶的活性，進一步影響共存污染物在生物體中的擴散、轉(zhuǎn)化和代謝方式，最終改變污染物的行為和毒性。盡管不少學者開展了MCs聯(lián)合其他環(huán)境污染物對生物體的毒性研究，但是涉及其機制的探討卻相對缺乏。針對目前的研究現(xiàn)狀不足，提出以下幾點展望和建議。

(1)目前對于MCs與環(huán)境污染物對水生生物的聯(lián)合毒性的研究仍然較為缺乏，而開展多種污染物共存對不同營養(yǎng)級水生生物的影響的研究對于水體復合污染風險評估具有重要意義，因此復合污染的生態(tài)毒理效應與機制，尤其是對聯(lián)合毒性發(fā)生的分子機制研究是今后一個重要方向。

(2) 現(xiàn)有的環(huán)境污染物風險評價的方法主要是針對單一污染物存在的情況，而多種污染物聯(lián)合毒性相互作用的評價方法比較缺乏，甚至不同方法評價結(jié)果差異較大。另外，復合污染的相互作用與污染物種類和劑量密切相關，且隨著復合污染物種類的增加(3種甚至以上)，通過開展實驗來研究它們的聯(lián)合毒性和相互作用方式將會愈加困難。因此針對多種污染物的風險評價和定量表征的方法，以及對聯(lián)合毒性預測模型的開發(fā)還有待更深入的研究和發(fā)展。

(3)考慮到富營養(yǎng)水體中MCs與其他污染物普遍共存的現(xiàn)狀和聯(lián)合毒性發(fā)生的可能性，開發(fā)環(huán)保、高效的復合污染處理技術對于湖泊等水體復合污染風險綜合防控與治理具有重要的意義。

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