刘建明

(赣州市环境科学研究所，江西赣州 341000)

污染物对水生生物的影响分为3类:致死效应、亚致死效应和行为影响。这些影响主要表现为:直接杀死水生生物个体，降低其生长率及其对疾病的抵抗力，干扰其产卵，降低其饵料生物的丰度和捕食效率，改变其洄游习性，降低孵化率和后代的成活率等［1～3］。

1 主要污染物

1.1 重金属

重金属对水生生物具有很多不利影响，水生生物体内的重金属干扰其新陈代谢，致病甚至致死。此外，水生生物对水体中的重金属有强烈的吸附作用，易使水生生物中毒，而且重金属可以通过生物富集作用进一步危害上层营养级生物乃至人类的健康。

1.1.1 单一金属的毒性

在水环境中，生物与金属接触的途径为溶解态和固态，包括有机物、金属氧化物和粘土［4］。金属的有机态比无机态更容易被生物吸收。先前的研究得出金属对浮游生物的暴露主要来源于溶解相，但最近的一些研究表明，食物也是金属富集的重要途径［5，6］。因此，金属的毒性可以被看作是金属、不可消化物质 (例如，粘土颗粒物)和可消化营养物质 (例如，食物)之间相互作用的结果。重金属主要通过以下3种途径对水生生物产生影响:

(1)生物吸收

Ojo和Wood［7］用放射性镉和锌通过体外肠囊技术研究虹鳟鱼 (Oncorhynchus mykiss)的鳃及胃对镉和锌的吸收机制。该研究得出虹鳟鱼胃和鳃对镉的吸收程度均受钙浓度的影响，且虹鳟鱼胃对镉的吸收机制不同于鳃对镉的吸收机制。该研究还指出，部分镉还会通过肠道进行吸收，但其吸收机制并不受钙浓度的影响。与鳃吸收相比，锌在肠道的吸收似乎并未受到钙浓度的影响。

Veltman等［8］建议通过建模方法研究水生生物对金属的吸收机制。该模型将金属特有的共价指数和物种特有的换气次数相联系，从而确定吸收速率常数。在17种水生生物与10种金属之间，作者证实了这种联系，他们建议将这作为水生生物吸收金属的通用模型。

(2)生物富集

已有研究显示，Cu(II)可以在细胞内积累和反应，产生羟基自由基，进而破细胞蛋白质，脂肪和核酸［9］。Dumas和 Hare［10］运用一种水生昆虫和正颤蚓研究了沉积物中镍、铊的生物富集。这些生物随后被喂给一种食肉的昆虫(Sailis velata)，分析表明58%至83%的累积金属被捕食者同化。Alves等［11］研究了铀对端足虫(Hyalella azteca)的生物富集性，研究得出铀的生物富集和毒性主要通过溶解相产生。此外，作者还得出结论:铀的生物富集性比溶解相或沉积相中铀的浓度更能反映铀的毒性。

(3)生物标记

Jemec等［12］将生殖率、死亡率与四个生物标记指标 (蛋白质含量，胆碱酯酶活性，过氧化氢酶，谷胱甘肽S-转移酶)进行比较，研究表明，在某些情况下，生物标记指标更能反映铬和镉对大型蚤的影响。Silva和Pathiratne［13］研究表明胆碱酯酶对鱼的抑制作用可作为镉胁迫的一种生物标记。Oner等［14］研究表明，血清生化指标可作为多种金属(银，镉，铜，铬，锌)对鱼类影响的敏感生物标志物。

1.1.2 金属的联合毒性

多种重金属在环境系统中的复合生态毒理效应及其机理的研究，受到了人们越来越多的重视。其中，以Cd和Zn的复合污染最为典型。由于它们的原子结构相似，离子半径和电负性都比较相近，它们之间可能发生相互作用和干扰的几率很大［15］。华涛等［16］研究表明Cd、Zn之间的联合作用与污染暴露的时间有关，即暴露48h时，Cd、Zn之间的联合作用表现为拮抗，而暴露96h时，Cd、Zn之间的联合作用表现为协同。该作者认为，随着时间的延长，水生生物 (草鱼)体内细胞膜的通透性增加，从而导致Cd与 Zn之间的联合作用由拮抗转为协同。

由此可见，金属对生物的联合毒性作用不仅由于生物本身的生理机能不同，表现为对重金属联合作用的机制不同，而且不同浓度及暴露时间等因素都将影响金属间的相互作用机制。

1.2 氨氮

氨氮是指水中以游离氨 (NH3)和铵离子(NH4+)形式存在的氮。氨氮对水生物起危害作用的主要是游离氨，其毒性比铵盐大几十倍，并随碱性的增强而增大。氨氮对水生物的危害分为急性和慢性效应。急性氨氮中毒危害主要表现为水生物表现亢奋、在水中丧失平衡、抽搐，严重者甚至死亡。慢性氨氮中毒危害主要表现为摄食降低，生长减慢，组织损伤，降低氧在组织间的输送。

氨氮对水生生物的危害机理目前还不是很清楚，一般比较认同的解释是认为高浓度的氨氮会取代生物体内的钾离子，影响神经，引起N-甲基-D-天门冬氨酸 (NMDA)受体结合活性明显降低，导致中枢神经系统中流入过量的钙离子并引起细胞死亡［17］。

1.3 有机污染物

对水体中的有机污染物进行危险性评价不仅需要了解它们的理化性质和环境行为，更重要的是要搞清它们对水生生物的毒性作用机理.研究有机污染物的毒性作用机理，不仅要考虑污染物本身的结构和性质，还要考虑其与有机体作用靶位之间的作用模式［18］。许多研究者根据毒性作用机理的不同对有机物进行分类，并建立了分类化合物的定量结构-活性关系 (Quantitative Structure-Activity Relationships，QSAR)预测模型［19］。这种以毒性作用机理为基础建立QSAR模型的方法被认为是最成功的建模的方法。王斌等［20］为了预测含强疏水性有机物的混合物的联合毒性，建立了混合物联合毒性与等效混合辛醇-水分配系数的QSAR模型。引入等效混合辛醇-水分配系数后，使用线性模型就能成功地预测混合物的联合毒性。Lin等［21］对有机化合物的联合毒性的QSAR模型做了进一步研究，将表征脂溶性大小的混合有机污染物分配系数，表示混合体系总氢键效应的AMH(Lewis酸性)、BMH(Lewis碱性)等参数引入到混合毒性EC50mix的QSAR模型中，得到了预测效果很好的QSAR模型。这些研究对有机污染物的联合毒性研究和预测具有一定的借鉴性，有助于环境中共存的多种有机污染物的联合风险评价。

外源性有机化合物的毒性取决于两个过程:一是污染物透过生物膜并到达作用靶位的过程，实际上也是生物富集的过程;二是污染物在作用靶位与生物大分子之间的相互作用过程［22］。用于衡量化学品水生生物毒性的测试终点一般被定义为在一定时间之内引起水生生物50%不良反应的化学品在水中的浓度，是化学品对水生生物的体外浓度，如:EC50、LC50、IGC50等。但是要准确衡量化学品对水生生物毒性作用，应该使用到达水生生物体内作用靶位的化学品的临界浓度，即体内临界浓度(Critical body residue，CBR)［23］。化学品从水体进入到水生生物体内的主要推动力就是生物富集作用。李金杰等［24］用生物富集因子推导出化学品的水体临界浓度和水生生物体内的体内临界浓度的关系，研究得出，在一般情况下，化学品的体外毒性只与生物富集呈正相关。

由此可知，目前有机污染物对水生生物毒性作用机理的研究都是基于水生生物体外毒性的数据，但是真正体现水生生物毒性的应该是到达作用靶位的体内毒性，即CBR值。因此，对水生生物体内毒性的实验研究将是以后研究水体有机污染物对水生生物毒性作用机理的一个重要方向。

1.4 纳米材料

为了更好地研究金属氧化物纳米粒子释放到水环境中的潜在影响，朱等人使用96h的斑马鱼胚胎和幼体对纳米级氧化锌、二氧化钛和氧化铝悬浮液的毒性进行了评估和比较。结果表明，氧化锌会延迟斑马鱼的胚胎和幼体发育，造成生存和孵化率下降，造成组织损伤。在相同的实验条件下，氧化锌和氧化铝都不对斑马鱼的胚胎和幼体产生影响。此外，对比实验表明，人工纳米材料与其母体材料的毒性影响没有差异。研究结果表明，不同化学成分的金属氧化物纳米颗粒对斑马鱼的发育具有不同的影响效果。

关于纳米材料对水生生物的毒性效应研究较多，但毒性机理尚未明确。现有的关于机理的假设主要为:①分散剂和配制纳米材料的方法致毒。早期研究表明，四氢呋喃 (THF)分散的nC60使大嘴黑鲈鱼的脑部发生脂质过氧化［25］。②有毒金属的泄露。包裹着无毒聚合物的量子点CdSe/ZnS对大型蚤仍造成毒性，检测发现Cd2+，说明量子点的溶解和有毒金属离子外泄可能是造成毒性的原因［26］。③细胞破损。通过内吞作用的吸收可能是纳米材料进入细胞的主要机制。大型蚤在低剂量的C60水溶液中暴露21d后，消化道细胞结构明显被破坏［27］。④氧化胁迫。抗氧化基因的表达和相关酶的活力变化表明活性氧簇 (ROS)的产生导致了氧化损伤［28，29］。⑤基因损伤。一些纳米材料能使DNA双链断裂，破坏DNA的完整性，从而产生毒理效应［30］。

2 结语

目前，水体中这几种主要污染物的研究主要停留在产生致死作用的浓度和对生物生化指标的影响上，对污染物的水生生物累积和放大还了解甚少。因此，为了准确了解水体污染物及其生态风险，需要对水体污染物的赋存特征进行全面的调查研究，深入研究不同营养级的水生生物中污染物水平，揭示污染物通过食物链放大的规律，进一步阐明水体和水生生物中污染物变化趋势，为水环境污染的风险管理和污染控制提供依据。

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