金屬間聯合毒性效應

金屬間聯合毒性是一類綜合性的生態學效應，在作用機制上包括協同、拮抗、競爭、保護、加和、抑制、獨立作用以及其他互動作用。影響金屬間聯合毒性作用的因素較多：環境介質的種類和pH值、受試物濃度和濃度配比、染毒時間長短、受試組分間接觸程度和加入的先後順序、指示生物的類別及其年齡、性別、大小等，在水體中還要考慮鹽度、溫度和硬度等。大量的單一有重金屬的物理化學性質和環境毒性效應被揭示出來，但是在實際環境中通常有多種污染物共存，我們不能只用化學品的單一毒性效應去評價其對環境的影響，因為在有兩種或多種化學物質同時作用於生物的情況下，有可能會引起與各物質單獨作用時不同的毒性反應。

基本介紹

• 中文名：金屬間聯合毒性效應
• 外文名：Intermetallic toxic effects
• 作用機制：協同、拮抗、競爭、抑制等
• 影響因素：介質種類、pH，濃度，時間等
• 作用效果：經實際毒性試驗判斷
• 受試品：生物標誌物

聯合毒性研究的意義

隨著工農業生產的迅猛發展，每年都有大量的有毒有害物質（如農藥、工業污染物等）流入環境，其中大多數都是有機污染物或重金屬，它們同時或先後進入環境，通過各種物理運輸途徑直接或間接進入水體，並在水體中共存，對水環境構成了嚴重的污染。所以有機污染物和重金屬對水環境的影響備受關注。長期以來的毒理學研究多數基於單一物質，因為單一物質的毒性研究易於操作，耗資小，而且實驗方法和原理相對簡單。所以大量的單一有機污染物或重金屬的物理化學性質和環境毒性效應被揭示出來，但是在實際環境中通常有多種污染物共存，我們不能只用化學品的單一毒性效應去評價其對環境的影響，因為在有兩種或多種化學物質同時作用於生物的情況下，有可能會引起與各物質單獨作用時不同的毒性反應，它們彼此影響，產生拮抗、相加或協同作用。

因此對兩種或多種化學品的聯合毒性效應研究更具實際意義，可以為環境標準的制定和生態風險評價提供更可靠的依據。

人們意識到混合物的聯合污染問題可以追溯到上世紀70年代末。研究發現，原本單一毒性較小的化合物，在混合物中，有可能會表現出較高的毒性，因此以單一毒性制定的水質標準受到質疑，環境工作者開展了多方面的聯合毒性研究，並以不同的劃分方法對混合物的聯合毒性進行評價。

重金屬聯合作用機理

研究者發現：毒物對生物的毒性一方面取決於受試生物的敏感性，另一方面也取決於該毒物的濃度及其生物可利用性；金屬化合物的陰離子不同，其生物可利用性有差異，導致相同的重金屬離子對同一受試生物的毒性也可能有差異。銅和鋅是生物生長所必需的微量元素，一方面它可以與生物體內一系列重要的酶結合，同時也可與一些結構蛋白結合，但是當它們的濃度過高，生物體原始的穩態即受到威脅，銅可對諸如DNA和蛋白質等生物大分子的結構和功能產生不利影響，當二者同時作用於機體時，

二者都可以與生物酶或金屬硫蛋白結合，此時可能有兩種情況發生：一是二者作用於不同的酶或蛋白，使生物體受到的損傷加大，即產生協同作用或相加作用；另外就是二者競爭相同的活性位點，使對方的可結合性降低，從而減小毒性，即產生拮抗作用。其它金屬多數都是非生物體所需的，它們的聯合毒性類型與銅和鋅相似。具體的聯合作用效應因生物受體不同、金屬類型不同而有差異，需要通過實際毒性實驗來判斷。

由於聯合毒性在國際上尚未形成統一的評價標準，因此，不同的環境工作者常選用不同的生物受體作為受試生物，進行聯合毒性研究。發光菌是目前使用較多的一種生物標誌物，這主要是因為該法具有快速、簡便、靈敏、廉價和套用廣泛等特點，但是發光菌也有細胞發光強度本底差異大，實驗再現性差等缺陷。所以林志芬等改進了發光菌生物毒性測試方法，引入了校正因子，結果表明改進後的方法實驗重現性好。斑馬魚也是套用較廣的受試生物，它是國際標準實驗用魚，對化合物的毒性較敏感，技術成本低、易操作、靈敏度高，特別是具有可記錄多項毒性指標的特點，可以此判斷污染物的致毒機理。魚急性毒性實驗一直是毒理學實驗中傳統的方法，利用各種成魚進行的化合物聯合毒性的研究也很多，但是由於經濟魚種較多，各地又有很大差異，所以採用的實驗魚多種多樣，得到的結論也有一定差異，其中鯽魚和鯉魚是使用最頻繁的，根據魚96h-LC50而計算的化合物安全濃度對實際水環境保護具有很強的指導意義。

聯合毒性作用機制與影響因素聯合毒性是一類綜合性的生態學效應，在作用機制上包括協同、拮抗、競爭、保護、加和、抑制、獨立作用以及其他互動作用[23]。影響化合物聯合毒性作用的因素較多：環境介質的種類和pH值、受試物濃度和濃度配比、染毒時間長短、受試組分間接觸程度和加入的先後順序、指示生物的類別及其年齡、性別、大小等，在水體中還要考慮鹽度、溫度和硬度等。

聯合毒性作用機制

聯合毒性作用機理研究是進行化合物聯合毒性作用研究的重點和難點，經過環境工作者多年的研究，主要有以下幾種作用機理：

（l）影響生物細胞結構

兩種或多種化合物通過影響生物的細胞結構，特別是膜結構而發生相互作用。膜結構是污染物相互作用的優先部位，它的改變使膜的通透性發生變化，從而影響物質向生物體內的運輸。Stewart等發現Cu可改變原生質膜中可溶性部分的滲濾性，從而造成細胞膜的損傷，使得膜體變得很脆弱，重金屬更易進入。對細胞器結構功能的改變也會影響複合污染物對生物體的毒性。楊志敏等認為Ca2+是通過使細胞膜表面緻密，或在細胞膜表面形成保護膜的方式，抑制Zn2+的毒性，即對Zn2+產生解毒作用。湛靈芝研究了Cr6+和乙草胺對少根紫萍的96h聯合毒性作用，發現它們對少根紫萍產生協同作用是由於它們均能破壞少根紫萍的細胞膜結構與功能，由於其中一種污染物對細胞膜的作用，使得另一種污染物更容易進入植物體內，加劇了對植物細胞的傷害，從而表現出協同作用。Moreau等認為菲對Zn在生物體內蓄積的拮抗作用可能是因為菲改變了溶酶體膜的穩定性及功能，從而影響了溶酶體解除Zn毒害的作用。

（2）競爭活性部位

根據“受體”學說，化學物質在生物體內都有特異性的活性反應靶位。物理化學性質相近的污染物在細胞表面及代謝系統的活性部位存在著競爭作用，從而影響污染物的相互作用。對吸附位點的競爭會導致一種污染物從結合位點上取代另一種處於競爭弱勢的污染物，這種競爭的結果在很大程度上取決於參與競爭的各污染物的種類、濃度比和各自的吸附特性。致毒的污染物濃度比並不就是污染物總濃度的比值，在土壤化學水平上金屬離子競爭性吸附的相互作用，導致了金屬在固相和水相間的分配，這一過程也改變了金屬離子的生物可利用性，使其生物可利用性與聯合毒性緊密相連。

重金屬在生物體吸收和生物體靶位點上也存在著相互作用，當兩種或多種金屬同時暴露在土壤中時，重金屬競爭結合位，從而改變了實際可生物利用的重金屬濃度，由此會以一種與暴露於單一金屬完全不同的方式影響微生物。Stewart等研究發現，Cu、Zn、Pb、Ni等會與Cd一起競爭植物表面的吸收位點，從而影響植物組織對Cd的吸收。劉清等發現鋅和錫等毒性混合共同作用於青海弧菌（Q67菌株）時，錫的濃度大，可以占據細胞表面的結合位，降低了鋅的結合機會，從而毒性降低，顯示出拮抗效應。這種競爭的結果很大程度上取決於參與競爭的各污染物的種類、濃度比和各自的吸附特性。

（3）影響酶的活性

污染物聯合作用會影響與污染物代謝有關的酶的活性，改變污染物在生物體內的代謝速度和轉化情況等，從而增加或降低污染物的毒性，產生不同的聯合毒性作用。有些化合物可以抑制生物體內自由基的產生，從而降低過氧化脅迫，使其他共存的毒物的毒性降低。孫金秀[31]等認為有機磷增加了擬除蟲菊酯的水解酶而出現毒性增加的結果。Posthuma等[32]將金屬結合蛋白被特定金屬激活後表現出的作用視作金屬間的複合作用，缺少這些金屬會增加其它某些金屬的毒性。

Morley等以夏口吸蟲(Diplostomumspathaceum)作指示生物研究鋅-錫的聯合作用，由於參與糖元利用的酶的活性被抑制，導致有限的糖元儲存利用率的降低，從而搖尾幼蟲的存活率上升。

（4）絡合或螯合作用

螯合(或絡合)作用可改變污染物的形態分布和其生物有效性，從而直接影響其毒性。自然環境中存在許多絡合劑，如腐殖酸、胡敏酸、胺基酸及某些功能團，如－OH，－NH2，－COOH，－SH等，它們能與污染物在環境中發生物理化學反應，改變污染物的形態、溶解度和生物可利用性等，從而影響了污染物之間的相互作用。一些金屬螯合劑可與金屬毒物發生螯合作用，形成生物體不能吸收、蓄積的螯合物形式，而使金屬失去毒性。Sharma等發現植物根部螯合劑的生成使得Cu/Cd、Zn/Cd等複合污染表現為加和或拮抗作用。有機螯合劑和被螯合物可形成生物體幾乎不能吸收、蓄積的螯合物形式，這一點是減毒的重要機制。Wang等發現硒對汞毒性的保護作用源於它們形成Hg－Se絡合物競爭結合位的結果，因為汞對細胞有毒性，硒和Hg-Se絡合物對細胞沒有毒性，而硒酸鈉和氯化汞又具有相同的結合位，所以當細胞同時暴露於硒和汞時，有些鍵位就被硒和Hg-Se絡合物所占有，從而抑制了汞的毒性。

（5）干擾生物正常的生理過程

化合物的聯合作用會干擾生物體正常生理活動，影響生物體對特定化合物的轉移、轉化、代謝等生理過程。研究者發現：生物可利用性是影響毒物對生物毒性的重要因素，而金屬化合物的陰離子不同，其生物可利用性也有差異。因此，不同陰離子與金屬離子的聯合作用結果不同。Kargin等認為Zn抑制Cd在魚體中蓄積的機理在於前者可以抑制鰓對Cd的吸收，而這一點是通過加速已攝入的Cd向體內器官轉移來實現的。

（6）對生物大分子的干擾

污染物可通過抑制生物大分子的合成與代謝，干擾基因的擴散和正常表達，對DNA造成損傷或使之斷裂並影響其修復。聯合作用可使這種干擾增加或減小，從而產生協同或拮抗的聯合效應。唐學璽等人通過多環芳烴對海洋細菌的毒性研究，發現多環芳烴化合物的毒性作用就是破壞細胞的DNA，引起畸變、死亡。

Ling等[38]發現，Pb、Cd和Zn對小麥的DNA結構的損傷並不明顯，但在DNA轉錄水平上顯現異常。這表明Pb、Cd和Zn對基因表達的干擾作用遠大於對其結構的破壞作用，這也可能是重金屬致毒的重要機理。

影響聯合毒性作用的因素

（1）受試組分的濃度、濃度配比、加入時間和順序的影響

混和物各組分加入的先後順序不同，聯合作用也不同。wang等在研究硒和汞對鱗鰍（stenellaplagiodon）的腎細胞的聯合毒性時發現，如果先加入汞，那么硒就無法抑制汞對鱗鰍的腎細胞的毒性，而如果先加入硒，那么它就能夠降低汞對鱗鰍的腎細胞的傷害。只有硒與汞同時加入，兩者的拮抗作用才可見，而且硒的濃度越高、加入的時間間隔越短拮抗作用越強。合作用的類型和強度與各組分的加入順序和比例有關，Virk等以魚體蛋白質含量為指標，將同時加入Ni和Cd與先加Ni再加Cd的情況進行比較，發現前者毒性更大，協同作用更強；Thomulka和Lange研究了硝基苯與二硝基苯和硝基苯與三硝基苯以不同毒性單位比配比下的聯合毒性，發現雖然聯合作用以相加為主，但配比不同，聯合作用強度還是有一定區別的，因而認為混合物組成及各組分的比例是影響混合物毒性的重要因素。

（2）指示生物

指示生物不同聯合作用的類型也會有所不同。由於不同的生物其細胞結構不同，它們暴露於污染物時所發生的反應也會不一樣，從而對污染物的耐受能力也有差別。Morley等發現用搖尾幼蟲（Diplostomumspathaceum）作指示生物時，錫與鋅發生拮抗效應；而當指示生物為老鼠筋屬動物副睪（Patorchisacanthus）時，錫、鋅高濃度等金屬濃度混合則表現出協同效應。Vanegas發現鋅－鎘混合物對剛毛對蝦（Penaoussetiferus）產生協同作用，而它們對雙殼類胚胎卻產生拮抗作用。

（3）測試終點

應該儘量選擇敏感的測試中點。Kohler等建議使用亞致死終點如：分子水平的、細胞水平的生物指標或者生物生理指標，而不是致死率。因為它們更為敏感，而且在現場實驗中種群準確的致死濃度和劑量是很難準確得到的。Femandez等[41]以海膽胚胎（Paracentrotuslividus）作指示生物，測定胚胎基因的連續性和幼體的生長率，發現幼體的最低可見效應濃度只及汞、銅、鉛的半數抑制濃度的1/3，比錫的半數抑制濃度低兩個數量級。如果僅以致死濃度來評價這些金屬的毒性效應必然會低估它們的毒性。Phlips等發現分別使用葉綠素a含量法和細胞計數法測得的EC50值不同，最大的相差有四倍之多：以葉綠素a含量為指標的殺草快對隱藻7天的EC50值為19μg/L，而以細胞計數為指標的EC50值為7519μg/L。

（4）pH值

pH值是影響水體中重金屬遷移轉化的重要的理化因子，它們對Zn、Fe、Mn、Cu這一類重金屬的遷移轉化起著決定作用。在酸性條件下，Fe和Mn以容易溶解的Fe2+和Mn2+的化合物存在；而在鹼性或近中性和氧化的條件下，則形成不溶性Fe3+和Mn4+的氧化物和氫氧化物。所以在酸性條件下，重金屬的毒性較大，鹼性條件下時，重金屬的毒性降低。因此pH值對重金屬聯合作用的影響不容忽視。pH值對有機物的毒性也有影響。於瑞蓮[43]研究了不同pH值下有機酸鹼對發光菌的急性毒性，結果表明,胺類化合物對發光菌的毒性隨pH的升高而增大；酚類和苯甲酸類的毒性隨pH的升高而減小，這與不同pH下有機酸鹼的電離程度和存在形式有關。

（5）染毒時間

隨著染毒時間的延長聯合作用的類型可能會隨之發生變化。修瑞勤等[44]研究了氟硒共存對斑馬魚的聯合毒性，結果表明在氟硒濃度1:1情況下短效應試驗，24h為拮抗作用，48h為相加作用，96h為協同作用，魚類長效應快速測定結果也表現為協同作用。侯麗萍等[45]發現錫與鋅按毒性1:1配比，對草魚種的聯合毒性24h、48h均為拮抗作用，但這種作用隨時間延長而減弱，在96h表現為協同作用。即隨著染毒時間的延長，聯合作用的類型和程度都可能發生變化。