化學品對水生動物的生態毒理學研究評述

王乙震，黃歲樑，林 超，周緒申

（1.海河流域水環境監測中心，天津 300170；2.南開大學環境科學與工程學院，天津 300071；3.海河流域水資源保護局，天津 300170）

1 引言

工業污水和城市生活污水的不斷排放、農藥的廣泛使用及經常發生的化學品泄漏、突發水污染事件等，均給水生態系統的健康帶來極其嚴重的威脅，對生態環境及人類的影響也日益增加。為評價化學品對水生態系統的生態風險，常用的毒性測試方法主要是急性毒性實驗和慢性毒性實驗。

急性毒性實驗是指在短時間內接觸高濃度化學物質時，被測化學物質能引起試驗生物產生一定特定百分數有害影響的試驗[1]。死亡是水生動物急性中毒常用的觀察指標，毒性大小用半致死濃度LC50表示，即化學品對水生動物急性毒性大小以96 或48 h 內使受試動物死亡50%的濃度來度量[1]。急性毒性數據對于生態風險評價極其重要，但實際情況下，更多的化學品是通過各種渠道且以低劑量甚至以痕量的方式進入水環境中，因此水生動物更多的是暴露于含低濃度污染物水體中，低濃度污染物暴露對水生動物產生慢性毒性效應[2]。慢性毒性實驗建立在急性毒性的基礎上，通常使受試動物暴露于低濃度污染物溶液中，毒性作用不會使受試物立即致死，只是使其生理生化及行為異常，使其在生存、生長、發育和繁殖等方面受到影響[1]。

天然水體中存在的各種環境因子，會影響化學品對水生動物的毒性效應。但是，目前水生動物毒性實驗一般都是在實驗室條件下進行的，實驗水體為自來水或配置水，離子強度極低且種類單一，基本上不含天然有機質、懸浮顆粒物或沉積物等，同時實驗水體pH、溫度相對穩定[3-6]。另外，在天然水體中往往有多種污染物共存，它們相互作用構成復雜的復合污染，因此水生動物會受到多種污染物的聯合毒性作用[2]。此外，在毒理學實驗中，受試動物處于持續、穩定的暴露濃度中及固定的暴露時間下[7-8]。然而，在實際水體中，化學品的泄漏、農藥在使用過程中以及工業污水排放等產生的污染物進入河流、湖庫等水體以后，由于稀釋、擴散和降解作用，污染物在河流、湖庫水體中的持續時間、濃度大小及變化頻率都會隨時間發生變化[9]，此外，由于水生動物本身對化學品的回避效應，水生動物會本能地遠離污染物[10]，也會導致水生動物處于一個不穩定的、間斷的暴露條件下。

為了更好地評價河流、湖庫等天然水體中化學品對水生動物的毒性效應，預測和評價化學品生態風險，合理地制定水質標準，有必要研究各環境因子影響和不穩定、非穩定暴露條件下化學品對水生動物的毒性效應。關于此方面的研究已有很多，筆者重點關注化學品對水生動物的急性毒性，主要討論幾個重要環境因子對化學品水生動物毒性效應的影響、非穩定暴露條件下化學品對水生動物毒理學研究以及相關毒理學模型研究。

2 環境因子影響下化學品對水生動物毒性效應的影響

2.1 溶解性有機質

溶解性有機質是指具有不同結構及分子量的有機物，如低分子量游離氨基酸、碳水化合物、有機酸等以及大分子量酶、氨基糖、多酚和腐殖質等，能與水、酸和堿溶液互溶[11]。在湖泊、河流水體中，腐殖質是溶解性有機質的主要組成部分[12]。

疏水性有機物在不同環境介質中的遷移轉化行為對于研究污染物在水生動物體內的富集、污染物對水生動物的毒性效應等至關重要[13]。目前，大量研究表明水環境中溶解性有機質的存在有助于促進疏水性有機物向被動采樣器遷移[14-17]，但是很少有相關研究報道關于溶解性有機質能否促進水生動物與有機污染物之間的遷移轉化，普遍關注的只是溶解性有機質影響金屬離子在水生動物中富集[18-20]。一般用辛醇－水分配系數（Kow）表示有機污染物與溶解性有機質之間的分配關系，水中溶解性有機質對有機污染物的分配起決定性作用，可能減小農藥等疏水性有機物的生物有效性[21]，生物有效性的減小可能進一步減小有機污染物對水生動物的毒性效應。根據Thomas等[22]關于溶解性有機質對PAHs向蚯蚓體內遷移影響的研究結果，溶解性有機質對芘在蚯蚓體內的富集沒有影響，卻能極大促進苯并[b]熒蒽在蚯蚓體內的富集。另外，百菌清、毒死蜱和氟蟲腈均為疏水性有機污染物，Adriana 等[21]研究發現，在溶解性有機質影響下這3 種污染物對入海口水溞展現出不同的毒性效應，具體表現是在溶解性有機質存在時，百菌清、毒死蜱對水溞的急性和慢性毒性減小，氟蟲腈對水溞的急性毒性增大，尤其是增大對雄性水溞的急性毒性，研究結果見表1。出現該現象的可能原因是溶解性有機質能減少水溞代謝氟蟲腈的產物，這些代謝產物的毒性要比氟蟲腈的毒性低。

表1 3種污染物對水溞的96 h LC50值[21] ug/L

溶解性有機質對化學品生物有效性及毒性作用的影響可能部分取決于化合物理化性質，如辛醇－水分配系數Kow、疏水性等[21]。但辛醇－水分配系數Kow并不能完全用以描述溶解性有機質對化學品毒性效應的影響，還有可能取決于決定化學品毒性機制的特定分子官能團[21]。將來的工作有必要進一步研究溶解性有機質與化學品間相互作用方式及作用機理，以解釋溶解性有機質降低或增強化學品毒性的機理。

2.2 懸浮顆粒物

懸浮顆粒物有多種產生源，如風浪、船只、水流等造成的底泥再懸浮、藻類及其殘體、水土流失等[23]。懸浮顆粒物在湖泊或河流水體中的濃度在10 μ/L到幾百mg/L，有時甚至更高[23]。有報道顯示，太湖水體中懸浮顆粒物濃度在258 mg/L以上的時間每年高達125 d[24]。

懸浮顆粒物本身可對水生動物產生一定影響。Kirk和Gi1ber[25]研究表明，懸浮顆粒物本身能對蚤類產生急性毒性，當懸浮黏土顆粒濃度為50 和100 mg/L 時，蚤狀溞的生存便會受到顯著影響。而An?derson 等[26]研究表明，濁度在0～1 000 時，雖然幾種無脊椎動物沒有表現出顯著的急性毒性，但是該研究推測懸浮顆粒物能夠導致這些水生動物表現出一定的慢性毒性效應。

目前，雖然懸浮顆粒物存在條件下有機污染物對水生動物的毒性效應研究已廣泛開展，但是懸浮顆粒物與有機污染物相互作用的機理并未徹底闡明[27]，學者對此持不同的觀點。很多研究認為懸浮顆粒物可影響有機污染物的生物可利用性，認為只有自由溶解態的污染物才能進入水生動物體內并能被生物利用[28-31]，若有機污染物被吸附在懸浮顆粒物上，則其進入生物體內的含量減少，因此有機污染物對水生動物的毒性相應會降低。Yang等[32]研究懸浮顆粒物作用下疏水性擬除蟲菊酯類殺蟲劑對水生動物的毒性，結果表明，4種擬除蟲菊酯類農藥對網紋水蚤的毒性均隨懸浮顆粒物濃度的增大而逐漸降低。Jin 等[33]研究也表明，懸浮顆粒物存在下，辛基酚和五氯苯酚2種疏水性有機物對大型溞的急性毒性顯著減小。同樣，以大型溞為受試物，Herbrandson等[27]以呋喃丹作為研究對象，結果卻與以上不同，當懸浮顆粒物濃度為50～10 000 mg/L 時，呋喃丹對大型溞的毒性效應與懸浮顆粒物濃度之間的關系可用EC50=72exp（-0.000 14[SS]）表示，這表明懸浮顆粒物可增大呋喃丹對大型溞的急性毒性，分析認為可能是生物體代謝能力被懸浮顆粒物改變；該研究也證實當懸浮顆粒物存在時，呋喃丹對大型溞的毒物代謝動力學過程受到一定程度影響。Zurek[34]報道當透明溞生活于100～1 000 mg/L的懸浮顆粒物溶液中時，其代謝能力上升10.6%～32.4%。

還有研究[27]表明，懸浮顆粒物的形狀和密度、顆粒物中有機碳含量會影響化學品對水生動物的毒性，具體表現為：尖銳的顆粒物能刺激生物體內部腸道或暴露于污染物中的外部組織，改變水生動物一系列的生化行為，如消耗生物體能量、減少生物體呼吸速率等，使呋喃丹對大型溞的毒性加劇；懸浮顆粒物密度越大，呋喃丹對大型溞毒性越大；同時，懸浮顆粒物有機碳含量越高，呋喃丹對大型溞毒性越低。

2.3 混合污染物

水體中的污染物種類繁多，水生動物往往受到多種污染物復雜的共同毒性作用，但是目前化學污染物對水生動物的毒性評價更多情況下都以各污染物單一毒性確定，不能反映出多種污染物共存條件下的毒性[35]。根據作用機制分類，聯合毒性主要包括協同、拮抗、競爭、保護、加和、抑制、獨立作用以及其他交互作用[2]。Ty1er等[36]研究表明毒死蜱、阿特拉津2種污染物共存對藍鰓太陽魚的急性毒性表現出獨立作用，對呆鰷魚、搖蚊的急性毒性均表現出協同作用。污染物、受試物和暴露時間不同，聯合毒性效應的表現方式也不同。趙玉琴等[37]研究表明，氰戊菊酯與辛硫磷對鰱魚的聯合毒性效應在暴露24 和48 h時表現為協同作用，在暴露72和96 h時則表現為拮抗作用。

聯合毒性研究基本上是建立在2種污染物對水生動物的急性毒性實驗基礎上，通過改變2 種污染物的含量來研究對水生動物的急性毒性，很少有研究關注于多種污染物共存條件下水生動物的慢性毒性效應。此外，關于聯合作用毒性機制知之尚少，比如一種物質的存在能否改變其他物質的化學形態等，該方面研究仍需進一步開展。

2.4 其他環境因素

溫度變化能夠改變水生動物靶器官對化學品的敏感性以及毒物代謝動力學速率，從而直接影響化學品的毒性[38]。一些研究[39-42]表明，化學品對底棲無脊椎動物的毒性大小隨溫度升高而增大。Jari 等[43]研究發現，在19 ℃時，五氯酚引起河蚌的毒性反應要比5 ℃時快，其原因可能是由于水體溫度變高，河蚌機體攝取、排放五氯酚速率和呼吸速率也增大，由此加大了五氯酚對河蚌的毒性。Jani 等[44]研究顯示，在19 ℃時，蝌蚪吸收雙酚A的速率為82%、排放雙酚A 的速率為90%，高于在7 ℃時蝌蚪對雙酚A的吸收速率69%和排放速率79%，而且19 ℃時蝌蚪對雙酚A的富集量也要比在7 ℃時的富集量高。

部分地區水體因酸雨和酸性礦山廢水污染、受火山爆發產生的酸性氣體進入到水體中或其他形式的人為活動干擾[45，46]，水體pH 值較正常值低。氫離子本身就可對水生動物造成損傷，當魚類處于酸性水體時，氫離子通過魚鰓進入到血液中，使血液pH降低或有可能引起酸血癥，進一步使血紅蛋白運輸氧的能力降低[47]。同時，pH降低會使鰓部的黏液發生凝固，降低魚吸收氧的能力[47]。據Disco11 等[48]研究，魚類很少能存活于pH小于4.5的水體中。pH可影響重金屬離子在水中的化學形態，進而影響重金屬對水生動物的毒性。如，隨著pH降低，自由態的二價銅離子含量會隨之增加，導致其毒性增加[49]。

鹽度是控制海洋生物尤其是河口生物物種分布、豐度以及性別比例的主要環境因子[50]。有研究表明，鹽度能影響很多化學品的毒性[51]。在一定鹽度范圍內，水生動物維持細胞內血淋巴中鈉離子濃度的能力不同[52]，鹽度對水生動物富集有機污染物的影響或許與生物體調節細胞內離子濃度的能力有關[53]，但是鹽度影響水生動物富集有機污染物的能力是不同的，A1fy 等[54]報道鹽度對青鳉魚富集涕滅威無影響，而John[53]研究發現鹽度卻極大地影響藍腮太陽魚富集多環芳烴類物質熒。對于重金屬而言，鹽度對它們毒性的影響與重金屬的化學形態有關，一般隨著鹽度的增加，重金屬毒性會隨之降低，機理可能是隨鹽度增加，具有生物可利用性的游離態重金屬離子與氯離子相結合，生成了生物可利用性較低的含氯化合物[55]。

在天然水體中，鈣離子和錳離子含量要遠遠比重金屬離子含量高，并能通過與重金屬結合，阻礙重金屬進入水生動物體內[56]。一般在淡水水體中，水體硬度越大，重金屬對水生動物的毒性越小[56]。重金屬在軟水中的毒性一般要比在重水中的毒性大[57]。Long等[49]報道，當碳酸鈣含量處于7～50 mg/L濃度范圍時，銅的毒性便受到了顯著影響。因此，在評價重金屬對水生動物的毒性影響時，硬度也是一個重要的評價因子。

綜上所述，各種環境因子對化學品毒性會產生不同程度的影響，但是目前的研究中基本上只探討單個環境因子的影響，很少有研究考慮多個環境因子同時存在時化學品的毒性效應。今后還需展開大量研究工作，進一步弄清環境因子影響化學品毒性作用的機理，同時可針對不同地區各自特征，建立起多個環境因子與化學品毒性之間的模型。

3 非穩定暴露方式下化學品對水生動物毒性效應

一方面，傳統的或標準毒性測試方法是建立在穩定的暴露濃度下，而在實際情況下，污染物可通過多種方式進入水體，水體中污染物濃度是波動的，不會始終保持在一個穩定的狀態下。另一方面，傳統的或標準毒性測試方法更多考慮的是水生動物在化學品暴露期間的毒性效應，而關于暴露結束以后所產生的延遲效應的研究卻很少[9，58]。生物體在水體中受到短期暴露后，如果化學品濃度或暴露時間超過毒物閾值，一些毒性效應可能在暴露結束后才會顯現出來；但如果化學品濃度低、水生動物暴露于污染物中的時間很短或由于機體具有一定的解毒功能，而使化學品濃度或暴露時間沒有超過毒物閾值，也有可能觀測不到生物體的死亡等效應[59]。生物體遠離化學品后，自身也能在一定程度上恢復所受損傷[60]，若化學品濃度高于閾值濃度，盡管一些生理功能、代謝能力以及行為表現可能在短時間內得到恢復，但還是能觀察到體重的持續降低以及繁殖能力的改變，其種群結構及其動態變化可能會受到長期影響[61]。

3.1 非穩定暴露方式下化學品毒性效應

用傳統的毒性測試方法不足以預測非穩定暴露下化學品對水生動物的毒性效應[62]。除受試物的年齡及其他環境條件外，非穩定暴露毒理學應該考慮諸多方面，包括污染物致毒機制、污染物初始濃度、污染物排放頻率、暴露于污染物中的持續時間及水生動物機體恢復時間等[63-67]。

3.1.1 污染物致毒機制的影響

Zhao 等[62]研究中，將美洲鉤蝦分別放入銅離子和五氯酚鈉溶液中48 h后，再將其轉移至清水中，蝦呈現出不同的毒性效應，具體表現是結束銅離子暴露后在清水中的死亡率仍很高，而結束五氯酚鈉暴露后只出現5%或更低的死亡率，主要原因是蝦的鰓部與水體中污染物接觸面積大，因此鰓部是銅離子主要作用器官，受到的損傷在清水中難以得到恢復；也有研究表明[67]，將巴西鯛先暴露于銅離子溶液中后，再轉移至清水后7 d 內，鰓的恢復狀態不明顯。而五氯酚鈉產生的毒性效應是可逆的，并且產生的累積損傷很小；Nuutinen 等[68]也發現美洲鉤蝦對五氯酚鈉的排出速率很快。A1varo等[69]研究非穩定暴露條件下亞硝酸鹽對蝦的毒性效應時，蝦被轉移至清水中后依然出現較高的死亡率，主要原因是在恢復期內蝦體內的亞硝酸鹽不能被代謝，引起蝦肌肉缺氧，導致肌肉受到損傷，同時高濃度的亞硝酸鹽也使蝦血藍蛋白功能受到限制。

大多情況下，水生動物在短期接觸一定濃度的化學品后，雖不會立即死亡，但其生存、生長、發育和繁殖等指標會產生不同程度的變化。在Sancho等[70]研究中，斑馬魚分別暴露于低濃度戊唑醇溶液中7和14 d后，體內葡萄糖、乳酸、膽固醇、甘油三脂的含量以及谷草轉氨酶、丙氨酸轉氨酶、堿性磷酸酶的活性均有不同程度升高，但一旦將斑馬魚轉移至清水后，體內葡萄糖和膽固醇的含量便恢復到原來水平，但乳酸和甘油三酯的含量仍繼續上升，谷草轉氨酶和堿性磷酸酶活性也沒有完全恢復至正常水平。

可見水生動物遠離污染物后，根據不同化學品對水生動物致毒機制，會出現明顯不同的毒性效應。

3.1.2 污染物初始濃度與持續時間的影響

污染物初始濃度與持續暴露的時間影響毒性的延遲效應。Zhao等[60，62]研究均表明銅離子初始濃度越高，受試物延遲致死率也越高，但是持續暴露時間對延遲致死率的影響并不明顯，其原因可能是盡管污染物初始濃度和持續暴露的時間均影響延遲效應，但持續暴露時間所起的作用要比污染物初始濃度小。Pascoe 和Shazi1i[71]發現虹鱒魚暴露于在鎘離子溶液中的時間相對較長時，轉移至清水中后，相對于暴露在鎘離子溶液中時間較短時的死亡率，虹鱒魚在清水中的延遲致死率高。Naddy等[72]也發現，相對于持續暴露時間，污染物初始濃度是決定因素。主要表現為在21 d 內且在0.12 和0.25 μg/L 毒死蜱濃度下，經過不同持續暴露時間（≤24 h）后生存下來的大型溞，其生長、生存、繁殖等狀況均未受到影響。而Reyna1di等[73]則認為，非穩定暴露條件下，對延遲效應起決定作用的主要是污染物的峰值濃度，峰值濃度導致溞生長率降低，繁殖受到抑制。

由于化學品吸收－釋放動力學特性及毒性機理不同，水生動物受到短期暴露后，暴露濃度和暴露時間不足以解釋由于水生動物體內適量的化學品含量超標而造成的慢性毒性影響[74]。

3.1.3 污染物排放頻率與水生動物恢復時間的影響

污染物排放可能是間斷的、存在一定的排放頻率，水生動物在接受前一次污染物暴露后，或許對下一次暴露產生的毒性效應產生一定影響，與持續、穩定暴露相比，水生動物多次重復暴露在污染物中產生的毒性效應可能相近、增強或減小[75]，主要取決于污染物排放的間隔時間長短，以及水生動物結束前一次暴露后的恢復時間長短。根據污染物致毒機理，若污染物對水生動物毒性是可逆的，同時遠離污染物后有足夠的恢復時間，毒性效應則變化不大；若污染物對水生動物的毒性是不可逆的，則毒性效應會增大。Parsons等[76]研究中，在非穩定暴露（每次持續暴露1 h，暴露次數為2，2次暴露分別相隔時間為6 和24 h）、持續暴露（持續暴露時間2 h）條件下，將搖蚊幼蟲分別置于含氯菊酯、殺螟硫磷等5 種殺蟲劑溶液中，結果表明2 次間斷暴露產生的毒性效應與1 次持續暴露產生的毒性效應相比，部分殺蟲劑引起的毒性效應要大。Naddy 等[77]和Ka11ander 等[78]研究則表明，在暴露時間相同及恢復時間足夠的情況下，水生動物接受污染物多次暴露的毒性效應要比持續暴露的毒性效應小，而Zhao等[62]的研究表明，有足夠長的恢復時間足以使毒性效應恢復至接近前期暴露結束時的毒性效應。還有其他一些研究[79]則發現機體沒有得到恢復，可能原因是這類污染物毒性作用的不可逆性、暴露濃度超過了生物毒性閾值或間隔時間太短而不足以使機體恢復，實際上這與污染物毒性機制和污染物濃度也密切相關。

Nguyen等[80]研究了非穩定暴露條件下二嗪農對鯉魚的慢性毒性影響，發現二嗪農不僅可長期抑制ChE 活性，也能夠嚴重抑制斑馬魚的生長；同時，隨二嗪農濃度增加，ChE受抑制程度增大。在結束第1次污染物暴露后，酶活性在恢復期第14 d后開始恢復，但恢復得不完整，而且第2次暴露后引起更為嚴重的抑制。但是，目前研究中暴露間隔均不長，還沒有關于暴露間隔為1個月或1個月以上長時間下的毒理學研究。

3.2 非穩定暴露毒理學模型

鑒于實驗室條件下毒性試驗的局限性，要預測實際水體中非穩定暴露方式下化學品對水生動物的生態毒理學效應必須依靠模型。非穩定暴露方式下幾種毒理學模型，見表2。

Damage-repair 模型表示的是生物體損傷隨暴露時間累積，當損傷程度超過個體閾值時，生物體便會死亡，從模型表達式中可以看出，只需要用水體污染物濃度及暴露的時間來計算致死率，同時該模型也指出了預測生物體半致死時間的方法。與Dam?age-repair模型不同的是，PULSETOX模型則是基于毒物代謝動力學而設計的，特別是針對于非穩定暴露，但是該模型前提條件是假設當機體殘留濃度超過閾值濃度時生物體才會出現急性效應；反之，如果機體殘留濃度低于閾值濃度，該模型便不能預測其毒性效應[82]。Surviva1 模型可以更好地理解污染物隨時間變化對生物體的作用過程，該模型致力于預測暴露濃度和暴露時間共同影響下生物體的死亡率，同時也能分析其他效應，如機體的恢復情況。Sing1e或mu1tip1e pu1ses模型是基于一階動力學而建立的根據每種化學品引入致死率系數以及恢復時間，預測單次或多次暴露下生物體隨時間的死亡率變化。與以上其他模型相比，Hyperbo1ic 模型能更好地預測各種污染物對生物體的毒性效應，其優點在于數學表達式簡單，并且包含半致死效應（LC50或ET50），只要給出污染物濃度，便能在任何時間內算出污染物對水生動物的半致死效應，但是該模型不能預測除半致死效應外的毒性效應（如LCx）。由以上分析可見，上述幾種模型主要以預測短期的急性毒性效應為主，而Tresho1d Damage模型可以預測長期非穩定暴露下的毒性效應，而且模型參數還能反映化學物質毒性機理，根據模型也可算出生物體恢復正常所需要的時間[86]。

表2 非穩定暴露條件下毒理學模型

4 結論

（1）天然水體中存在的懸浮顆粒物、溶解性有機質等環境因素，影響了用傳統毒性測試方法得到的毒性實驗結果的真實性和準確性，因此以傳統毒性測試方法來評價生態風險存在很多局限性，今后的研究工作應充分考慮環境因素對化學品毒性作用的影響，同時繼續深入探討環境因子影響化學品毒性的機理。

（2）鑒于污染物進入水體后，其濃度、持續時間以及濃度變化頻率都會隨時間變化，應進一步開展不同污染物濃度下水生動物遠離污染物后機體恢復研究，包括其生存、生長、發育、繁殖等指標的變化等。

（3）需要繼續開展生態毒理學模型研究，建立暴露方式、環境因素與化學品毒性之間的相關模型，以更真實地預測和評價化學污染物生態風險。

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