化学品对水生动物的生态毒理学研究评述

王乙震，黄岁樑，林 超，周绪申

（1.海河流域水环境监测中心，天津 300170；2.南开大学环境科学与工程学院，天津 300071；3.海河流域水资源保护局，天津 300170）

1 引言

工业污水和城市生活污水的不断排放、农药的广泛使用及经常发生的化学品泄漏、突发水污染事件等，均给水生态系统的健康带来极其严重的威胁，对生态环境及人类的影响也日益增加。为评价化学品对水生态系统的生态风险，常用的毒性测试方法主要是急性毒性实验和慢性毒性实验。

急性毒性实验是指在短时间内接触高浓度化学物质时，被测化学物质能引起试验生物产生一定特定百分数有害影响的试验[1]。死亡是水生动物急性中毒常用的观察指标，毒性大小用半致死浓度LC50表示，即化学品对水生动物急性毒性大小以96 或48 h 内使受试动物死亡50%的浓度来度量[1]。急性毒性数据对于生态风险评价极其重要，但实际情况下，更多的化学品是通过各种渠道且以低剂量甚至以痕量的方式进入水环境中，因此水生动物更多的是暴露于含低浓度污染物水体中，低浓度污染物暴露对水生动物产生慢性毒性效应[2]。慢性毒性实验建立在急性毒性的基础上，通常使受试动物暴露于低浓度污染物溶液中，毒性作用不会使受试物立即致死，只是使其生理生化及行为异常，使其在生存、生长、发育和繁殖等方面受到影响[1]。

天然水体中存在的各种环境因子，会影响化学品对水生动物的毒性效应。但是，目前水生动物毒性实验一般都是在实验室条件下进行的，实验水体为自来水或配置水，离子强度极低且种类单一，基本上不含天然有机质、悬浮颗粒物或沉积物等，同时实验水体pH、温度相对稳定[3-6]。另外，在天然水体中往往有多种污染物共存，它们相互作用构成复杂的复合污染，因此水生动物会受到多种污染物的联合毒性作用[2]。此外，在毒理学实验中，受试动物处于持续、稳定的暴露浓度中及固定的暴露时间下[7-8]。然而，在实际水体中，化学品的泄漏、农药在使用过程中以及工业污水排放等产生的污染物进入河流、湖库等水体以后，由于稀释、扩散和降解作用，污染物在河流、湖库水体中的持续时间、浓度大小及变化频率都会随时间发生变化[9]，此外，由于水生动物本身对化学品的回避效应，水生动物会本能地远离污染物[10]，也会导致水生动物处于一个不稳定的、间断的暴露条件下。

为了更好地评价河流、湖库等天然水体中化学品对水生动物的毒性效应，预测和评价化学品生态风险，合理地制定水质标准，有必要研究各环境因子影响和不稳定、非稳定暴露条件下化学品对水生动物的毒性效应。关于此方面的研究已有很多，笔者重点关注化学品对水生动物的急性毒性，主要讨论几个重要环境因子对化学品水生动物毒性效应的影响、非稳定暴露条件下化学品对水生动物毒理学研究以及相关毒理学模型研究。

2 环境因子影响下化学品对水生动物毒性效应的影响

2.1 溶解性有机质

溶解性有机质是指具有不同结构及分子量的有机物，如低分子量游离氨基酸、碳水化合物、有机酸等以及大分子量酶、氨基糖、多酚和腐殖质等，能与水、酸和碱溶液互溶[11]。在湖泊、河流水体中，腐殖质是溶解性有机质的主要组成部分[12]。

疏水性有机物在不同环境介质中的迁移转化行为对于研究污染物在水生动物体内的富集、污染物对水生动物的毒性效应等至关重要[13]。目前，大量研究表明水环境中溶解性有机质的存在有助于促进疏水性有机物向被动采样器迁移[14-17]，但是很少有相关研究报道关于溶解性有机质能否促进水生动物与有机污染物之间的迁移转化，普遍关注的只是溶解性有机质影响金属离子在水生动物中富集[18-20]。一般用辛醇－水分配系数（Kow）表示有机污染物与溶解性有机质之间的分配关系，水中溶解性有机质对有机污染物的分配起决定性作用，可能减小农药等疏水性有机物的生物有效性[21]，生物有效性的减小可能进一步减小有机污染物对水生动物的毒性效应。根据Thomas等[22]关于溶解性有机质对PAHs向蚯蚓体内迁移影响的研究结果，溶解性有机质对芘在蚯蚓体内的富集没有影响，却能极大促进苯并[b]荧蒽在蚯蚓体内的富集。另外，百菌清、毒死蜱和氟虫腈均为疏水性有机污染物，Adriana 等[21]研究发现，在溶解性有机质影响下这3 种污染物对入海口水溞展现出不同的毒性效应，具体表现是在溶解性有机质存在时，百菌清、毒死蜱对水溞的急性和慢性毒性减小，氟虫腈对水溞的急性毒性增大，尤其是增大对雄性水溞的急性毒性，研究结果见表1。出现该现象的可能原因是溶解性有机质能减少水溞代谢氟虫腈的产物，这些代谢产物的毒性要比氟虫腈的毒性低。

表1 3种污染物对水溞的96 h LC50值[21] ug/L

溶解性有机质对化学品生物有效性及毒性作用的影响可能部分取决于化合物理化性质，如辛醇－水分配系数Kow、疏水性等[21]。但辛醇－水分配系数Kow并不能完全用以描述溶解性有机质对化学品毒性效应的影响，还有可能取决于决定化学品毒性机制的特定分子官能团[21]。将来的工作有必要进一步研究溶解性有机质与化学品间相互作用方式及作用机理，以解释溶解性有机质降低或增强化学品毒性的机理。

2.2 悬浮颗粒物

悬浮颗粒物有多种产生源，如风浪、船只、水流等造成的底泥再悬浮、藻类及其残体、水土流失等[23]。悬浮颗粒物在湖泊或河流水体中的浓度在10 μ/L到几百mg/L，有时甚至更高[23]。有报道显示，太湖水体中悬浮颗粒物浓度在258 mg/L以上的时间每年高达125 d[24]。

悬浮颗粒物本身可对水生动物产生一定影响。Kirk和Gi1ber[25]研究表明，悬浮颗粒物本身能对蚤类产生急性毒性，当悬浮黏土颗粒浓度为50 和100 mg/L 时，蚤状溞的生存便会受到显著影响。而An⁃derson 等[26]研究表明，浊度在0～1 000 时，虽然几种无脊椎动物没有表现出显著的急性毒性，但是该研究推测悬浮颗粒物能够导致这些水生动物表现出一定的慢性毒性效应。

目前，虽然悬浮颗粒物存在条件下有机污染物对水生动物的毒性效应研究已广泛开展，但是悬浮颗粒物与有机污染物相互作用的机理并未彻底阐明[27]，学者对此持不同的观点。很多研究认为悬浮颗粒物可影响有机污染物的生物可利用性，认为只有自由溶解态的污染物才能进入水生动物体内并能被生物利用[28-31]，若有机污染物被吸附在悬浮颗粒物上，则其进入生物体内的含量减少，因此有机污染物对水生动物的毒性相应会降低。Yang等[32]研究悬浮颗粒物作用下疏水性拟除虫菊酯类杀虫剂对水生动物的毒性，结果表明，4种拟除虫菊酯类农药对网纹水蚤的毒性均随悬浮颗粒物浓度的增大而逐渐降低。Jin 等[33]研究也表明，悬浮颗粒物存在下，辛基酚和五氯苯酚2种疏水性有机物对大型溞的急性毒性显著减小。同样，以大型溞为受试物，Herbrandson等[27]以呋喃丹作为研究对象，结果却与以上不同，当悬浮颗粒物浓度为50～10 000 mg/L 时，呋喃丹对大型溞的毒性效应与悬浮颗粒物浓度之间的关系可用EC50=72exp（-0.000 14[SS]）表示，这表明悬浮颗粒物可增大呋喃丹对大型溞的急性毒性，分析认为可能是生物体代谢能力被悬浮颗粒物改变；该研究也证实当悬浮颗粒物存在时，呋喃丹对大型溞的毒物代谢动力学过程受到一定程度影响。Zurek[34]报道当透明溞生活于100～1 000 mg/L的悬浮颗粒物溶液中时，其代谢能力上升10.6%～32.4%。

还有研究[27]表明，悬浮颗粒物的形状和密度、颗粒物中有机碳含量会影响化学品对水生动物的毒性，具体表现为：尖锐的颗粒物能刺激生物体内部肠道或暴露于污染物中的外部组织，改变水生动物一系列的生化行为，如消耗生物体能量、减少生物体呼吸速率等，使呋喃丹对大型溞的毒性加剧；悬浮颗粒物密度越大，呋喃丹对大型溞毒性越大；同时，悬浮颗粒物有机碳含量越高，呋喃丹对大型溞毒性越低。

2.3 混合污染物

水体中的污染物种类繁多，水生动物往往受到多种污染物复杂的共同毒性作用，但是目前化学污染物对水生动物的毒性评价更多情况下都以各污染物单一毒性确定，不能反映出多种污染物共存条件下的毒性[35]。根据作用机制分类，联合毒性主要包括协同、拮抗、竞争、保护、加和、抑制、独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种污染物共存对蓝鳃太阳鱼的急性毒性表现出独立作用，对呆鲦鱼、摇蚊的急性毒性均表现出协同作用。污染物、受试物和暴露时间不同，联合毒性效应的表现方式也不同。赵玉琴等[37]研究表明，氰戊菊酯与辛硫磷对鲢鱼的联合毒性效应在暴露24 和48 h时表现为协同作用，在暴露72和96 h时则表现为拮抗作用。

联合毒性研究基本上是建立在2种污染物对水生动物的急性毒性实验基础上，通过改变2 种污染物的含量来研究对水生动物的急性毒性，很少有研究关注于多种污染物共存条件下水生动物的慢性毒性效应。此外，关于联合作用毒性机制知之尚少，比如一种物质的存在能否改变其他物质的化学形态等，该方面研究仍需进一步开展。

2.4 其他环境因素

温度变化能够改变水生动物靶器官对化学品的敏感性以及毒物代谢动力学速率，从而直接影响化学品的毒性[38]。一些研究[39-42]表明，化学品对底栖无脊椎动物的毒性大小随温度升高而增大。Jari 等[43]研究发现，在19 ℃时，五氯酚引起河蚌的毒性反应要比5 ℃时快，其原因可能是由于水体温度变高，河蚌机体摄取、排放五氯酚速率和呼吸速率也增大，由此加大了五氯酚对河蚌的毒性。Jani 等[44]研究显示，在19 ℃时，蝌蚪吸收双酚A的速率为82%、排放双酚A 的速率为90%，高于在7 ℃时蝌蚪对双酚A的吸收速率69%和排放速率79%，而且19 ℃时蝌蚪对双酚A的富集量也要比在7 ℃时的富集量高。

部分地区水体因酸雨和酸性矿山废水污染、受火山爆发产生的酸性气体进入到水体中或其他形式的人为活动干扰[45，46]，水体pH 值较正常值低。氢离子本身就可对水生动物造成损伤，当鱼类处于酸性水体时，氢离子通过鱼鳃进入到血液中，使血液pH降低或有可能引起酸血症，进一步使血红蛋白运输氧的能力降低[47]。同时，pH降低会使鳃部的黏液发生凝固，降低鱼吸收氧的能力[47]。据Disco11 等[48]研究，鱼类很少能存活于pH小于4.5的水体中。pH可影响重金属离子在水中的化学形态，进而影响重金属对水生动物的毒性。如，随着pH降低，自由态的二价铜离子含量会随之增加，导致其毒性增加[49]。

盐度是控制海洋生物尤其是河口生物物种分布、丰度以及性别比例的主要环境因子[50]。有研究表明，盐度能影响很多化学品的毒性[51]。在一定盐度范围内，水生动物维持细胞内血淋巴中钠离子浓度的能力不同[52]，盐度对水生动物富集有机污染物的影响或许与生物体调节细胞内离子浓度的能力有关[53]，但是盐度影响水生动物富集有机污染物的能力是不同的，A1fy 等[54]报道盐度对青鳉鱼富集涕灭威无影响，而John[53]研究发现盐度却极大地影响蓝腮太阳鱼富集多环芳烃类物质荧。对于重金属而言，盐度对它们毒性的影响与重金属的化学形态有关，一般随着盐度的增加，重金属毒性会随之降低，机理可能是随盐度增加，具有生物可利用性的游离态重金属离子与氯离子相结合，生成了生物可利用性较低的含氯化合物[55]。

在天然水体中，钙离子和锰离子含量要远远比重金属离子含量高，并能通过与重金属结合，阻碍重金属进入水生动物体内[56]。一般在淡水水体中，水体硬度越大，重金属对水生动物的毒性越小[56]。重金属在软水中的毒性一般要比在重水中的毒性大[57]。Long等[49]报道，当碳酸钙含量处于7～50 mg/L浓度范围时，铜的毒性便受到了显著影响。因此，在评价重金属对水生动物的毒性影响时，硬度也是一个重要的评价因子。

综上所述，各种环境因子对化学品毒性会产生不同程度的影响，但是目前的研究中基本上只探讨单个环境因子的影响，很少有研究考虑多个环境因子同时存在时化学品的毒性效应。今后还需展开大量研究工作，进一步弄清环境因子影响化学品毒性作用的机理，同时可针对不同地区各自特征，建立起多个环境因子与化学品毒性之间的模型。

3 非稳定暴露方式下化学品对水生动物毒性效应

一方面，传统的或标准毒性测试方法是建立在稳定的暴露浓度下，而在实际情况下，污染物可通过多种方式进入水体，水体中污染物浓度是波动的，不会始终保持在一个稳定的状态下。另一方面，传统的或标准毒性测试方法更多考虑的是水生动物在化学品暴露期间的毒性效应，而关于暴露结束以后所产生的延迟效应的研究却很少[9，58]。生物体在水体中受到短期暴露后，如果化学品浓度或暴露时间超过毒物阈值，一些毒性效应可能在暴露结束后才会显现出来；但如果化学品浓度低、水生动物暴露于污染物中的时间很短或由于机体具有一定的解毒功能，而使化学品浓度或暴露时间没有超过毒物阈值，也有可能观测不到生物体的死亡等效应[59]。生物体远离化学品后，自身也能在一定程度上恢复所受损伤[60]，若化学品浓度高于阈值浓度，尽管一些生理功能、代谢能力以及行为表现可能在短时间内得到恢复，但还是能观察到体重的持续降低以及繁殖能力的改变，其种群结构及其动态变化可能会受到长期影响[61]。

3.1 非稳定暴露方式下化学品毒性效应

用传统的毒性测试方法不足以预测非稳定暴露下化学品对水生动物的毒性效应[62]。除受试物的年龄及其他环境条件外，非稳定暴露毒理学应该考虑诸多方面，包括污染物致毒机制、污染物初始浓度、污染物排放频率、暴露于污染物中的持续时间及水生动物机体恢复时间等[63-67]。

3.1.1 污染物致毒机制的影响

Zhao 等[62]研究中，将美洲钩虾分别放入铜离子和五氯酚钠溶液中48 h后，再将其转移至清水中，虾呈现出不同的毒性效应，具体表现是结束铜离子暴露后在清水中的死亡率仍很高，而结束五氯酚钠暴露后只出现5%或更低的死亡率，主要原因是虾的鳃部与水体中污染物接触面积大，因此鳃部是铜离子主要作用器官，受到的损伤在清水中难以得到恢复；也有研究表明[67]，将巴西鲷先暴露于铜离子溶液中后，再转移至清水后7 d 内，鳃的恢复状态不明显。而五氯酚钠产生的毒性效应是可逆的，并且产生的累积损伤很小；Nuutinen 等[68]也发现美洲钩虾对五氯酚钠的排出速率很快。A1varo等[69]研究非稳定暴露条件下亚硝酸盐对虾的毒性效应时，虾被转移至清水中后依然出现较高的死亡率，主要原因是在恢复期内虾体内的亚硝酸盐不能被代谢，引起虾肌肉缺氧，导致肌肉受到损伤，同时高浓度的亚硝酸盐也使虾血蓝蛋白功能受到限制。

大多情况下，水生动物在短期接触一定浓度的化学品后，虽不会立即死亡，但其生存、生长、发育和繁殖等指标会产生不同程度的变化。在Sancho等[70]研究中，斑马鱼分别暴露于低浓度戊唑醇溶液中7和14 d后，体内葡萄糖、乳酸、胆固醇、甘油三脂的含量以及谷草转氨酶、丙氨酸转氨酶、碱性磷酸酶的活性均有不同程度升高，但一旦将斑马鱼转移至清水后，体内葡萄糖和胆固醇的含量便恢复到原来水平，但乳酸和甘油三酯的含量仍继续上升，谷草转氨酶和碱性磷酸酶活性也没有完全恢复至正常水平。

可见水生动物远离污染物后，根据不同化学品对水生动物致毒机制，会出现明显不同的毒性效应。

3.1.2 污染物初始浓度与持续时间的影响

污染物初始浓度与持续暴露的时间影响毒性的延迟效应。Zhao等[60，62]研究均表明铜离子初始浓度越高，受试物延迟致死率也越高，但是持续暴露时间对延迟致死率的影响并不明显，其原因可能是尽管污染物初始浓度和持续暴露的时间均影响延迟效应，但持续暴露时间所起的作用要比污染物初始浓度小。Pascoe 和Shazi1i[71]发现虹鳟鱼暴露于在镉离子溶液中的时间相对较长时，转移至清水中后，相对于暴露在镉离子溶液中时间较短时的死亡率，虹鳟鱼在清水中的延迟致死率高。Naddy等[72]也发现，相对于持续暴露时间，污染物初始浓度是决定因素。主要表现为在21 d 内且在0.12 和0.25 μg/L 毒死蜱浓度下，经过不同持续暴露时间（≤24 h）后生存下来的大型溞，其生长、生存、繁殖等状况均未受到影响。而Reyna1di等[73]则认为，非稳定暴露条件下，对延迟效应起决定作用的主要是污染物的峰值浓度，峰值浓度导致溞生长率降低，繁殖受到抑制。

由于化学品吸收－释放动力学特性及毒性机理不同，水生动物受到短期暴露后，暴露浓度和暴露时间不足以解释由于水生动物体内适量的化学品含量超标而造成的慢性毒性影响[74]。

3.1.3 污染物排放频率与水生动物恢复时间的影响

污染物排放可能是间断的、存在一定的排放频率，水生动物在接受前一次污染物暴露后，或许对下一次暴露产生的毒性效应产生一定影响，与持续、稳定暴露相比，水生动物多次重复暴露在污染物中产生的毒性效应可能相近、增强或减小[75]，主要取决于污染物排放的间隔时间长短，以及水生动物结束前一次暴露后的恢复时间长短。根据污染物致毒机理，若污染物对水生动物毒性是可逆的，同时远离污染物后有足够的恢复时间，毒性效应则变化不大；若污染物对水生动物的毒性是不可逆的，则毒性效应会增大。Parsons等[76]研究中，在非稳定暴露（每次持续暴露1 h，暴露次数为2，2次暴露分别相隔时间为6 和24 h）、持续暴露（持续暴露时间2 h）条件下，将摇蚊幼虫分别置于含氯菊酯、杀螟硫磷等5 种杀虫剂溶液中，结果表明2 次间断暴露产生的毒性效应与1 次持续暴露产生的毒性效应相比，部分杀虫剂引起的毒性效应要大。Naddy 等[77]和Ka11ander 等[78]研究则表明，在暴露时间相同及恢复时间足够的情况下，水生动物接受污染物多次暴露的毒性效应要比持续暴露的毒性效应小，而Zhao等[62]的研究表明，有足够长的恢复时间足以使毒性效应恢复至接近前期暴露结束时的毒性效应。还有其他一些研究[79]则发现机体没有得到恢复，可能原因是这类污染物毒性作用的不可逆性、暴露浓度超过了生物毒性阈值或间隔时间太短而不足以使机体恢复，实际上这与污染物毒性机制和污染物浓度也密切相关。

Nguyen等[80]研究了非稳定暴露条件下二嗪农对鲤鱼的慢性毒性影响，发现二嗪农不仅可长期抑制ChE 活性，也能够严重抑制斑马鱼的生长；同时，随二嗪农浓度增加，ChE受抑制程度增大。在结束第1次污染物暴露后，酶活性在恢复期第14 d后开始恢复，但恢复得不完整，而且第2次暴露后引起更为严重的抑制。但是，目前研究中暴露间隔均不长，还没有关于暴露间隔为1个月或1个月以上长时间下的毒理学研究。

3.2 非稳定暴露毒理学模型

鉴于实验室条件下毒性试验的局限性，要预测实际水体中非稳定暴露方式下化学品对水生动物的生态毒理学效应必须依靠模型。非稳定暴露方式下几种毒理学模型，见表2。

Damage-repair 模型表示的是生物体损伤随暴露时间累积，当损伤程度超过个体阈值时，生物体便会死亡，从模型表达式中可以看出，只需要用水体污染物浓度及暴露的时间来计算致死率，同时该模型也指出了预测生物体半致死时间的方法。与Dam⁃age-repair模型不同的是，PULSETOX模型则是基于毒物代谢动力学而设计的，特别是针对于非稳定暴露，但是该模型前提条件是假设当机体残留浓度超过阈值浓度时生物体才会出现急性效应；反之，如果机体残留浓度低于阈值浓度，该模型便不能预测其毒性效应[82]。Surviva1 模型可以更好地理解污染物随时间变化对生物体的作用过程，该模型致力于预测暴露浓度和暴露时间共同影响下生物体的死亡率，同时也能分析其他效应，如机体的恢复情况。Sing1e或mu1tip1e pu1ses模型是基于一阶动力学而建立的根据每种化学品引入致死率系数以及恢复时间，预测单次或多次暴露下生物体随时间的死亡率变化。与以上其他模型相比，Hyperbo1ic 模型能更好地预测各种污染物对生物体的毒性效应，其优点在于数学表达式简单，并且包含半致死效应（LC50或ET50），只要给出污染物浓度，便能在任何时间内算出污染物对水生动物的半致死效应，但是该模型不能预测除半致死效应外的毒性效应（如LCx）。由以上分析可见，上述几种模型主要以预测短期的急性毒性效应为主，而Tresho1d Damage模型可以预测长期非稳定暴露下的毒性效应，而且模型参数还能反映化学物质毒性机理，根据模型也可算出生物体恢复正常所需要的时间[86]。

表2 非稳定暴露条件下毒理学模型

4 结论

（1）天然水体中存在的悬浮颗粒物、溶解性有机质等环境因素，影响了用传统毒性测试方法得到的毒性实验结果的真实性和准确性，因此以传统毒性测试方法来评价生态风险存在很多局限性，今后的研究工作应充分考虑环境因素对化学品毒性作用的影响，同时继续深入探讨环境因子影响化学品毒性的机理。

（2）鉴于污染物进入水体后，其浓度、持续时间以及浓度变化频率都会随时间变化，应进一步开展不同污染物浓度下水生动物远离污染物后机体恢复研究，包括其生存、生长、发育、繁殖等指标的变化等。

（3）需要继续开展生态毒理学模型研究，建立暴露方式、环境因素与化学品毒性之间的相关模型，以更真实地预测和评价化学污染物生态风险。

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