1、毕业论文 文献综述 生物工程 重金属类化合物毒性研究进展 摘要： 本文详细介绍了重金属毒性作用研究的现状，并简略阐述了发光菌生物毒性实验，提出了重金属毒性作用研究的难点。 关键词： 联合毒性；单一毒性；研究进展；发光菌。 1 前言 随着现代工农业生产的不断发展，大量有毒有害的有机化学品和重金属的使用，它们同时或先后进入环境，通过各种物理运输途径直接或间接进入水体，并在水体中共存，对水环境构成了复合污染 1-2。长期以来，我们对毒理学的研究对象大多是单一化学品或重金属，而对多种化合物或重金属共同作用引起的复合污 染研究较少。然而实际表明，仅用单一化学品的毒性效应来评价是不够的，因为在多数情况下，
2、两种或多种化学物质共同作用于生物体时，会引起与各物质单独作用时完全不同的毒性效应 3，即毒理学中所称的联合作用 4。因此，研究两种或多种化学物质的联合毒性效应能为环境标准的制定和生态风险评价提供更科学、更可靠的依据，更具实际及应用的意义。其中，重金属污染具有范围广，持续时间长，不易在生物物质循环和能量交换中分解，可在环境中长期存在，只会发生形态和价态变化，并能沿食物链转移等特点，在毒理学的研究中具有重要意义 5。 2 重金属毒性作用 2.1 单一毒性研究 重金属单一毒性研究开始的较早，其研究方法比较成熟，也得到了很多的成果。 近年来，杨帆、邹容 6在室内常温静水条件下，采用氯化镉、硫酸铜、硝酸
3、亚汞 3 种重金属盐类对瓦氏黄颡鱼进行了毒性试验。试验结果表明， 3 种药物的毒性强弱依次为：硝酸亚汞 硫酸铜 氯化镉。宋玉芳等 7在土壤重金属污染对蚯蚓的急性毒性效应研究中，测定了在草甸棕壤条件下，Cu、 Zn、 Pb、 Cd 单一污染对蚯蚓的急性致死及亚致死效应。结果表明， Cu、 Pb 浓度与蚯蚓死亡率显著相关， Cu 浓度与生长抑制率显著相关 ，其他供试重金属浓度与蚯蚓死亡率和生长抑制率相关性不显著。谭凤霞等 8在研究重金属对稀有绚鲫的毒性作用中发现，稀有绚鲫细胞系 RMF 胞对 4 种重金属毒性的敏感性均表现出随着传代代数的增大而下降的趋势，但 20 代之内未发现显著性差异(P0.0
4、5)。 李伟强等 9测定了 Hg2+、 Cd2+、 Cu2+、 Pb2+单一重金属胁迫对拟南芥种子发芽和幼苗生长的影响。结果表明，重金属对幼苗生长的毒性大于对种子发芽的毒性，以抑制种子发芽的 IC50 为指标， 4 种重金属的毒性顺序为 Hg2+Cd2+Pb2+Cu2+ ，以幼苗生长为 指标，则毒性顺序为：Cu2+Hg2+Cd2+Pb2+，并随着胁迫时间延长种子萌发率下降。此外，不同重金属在不同发芽时段对种子的毒性也不尽相同， Cd2+的毒性在种子吸水后的 0 12 h 大于 12 24 h，而 Hg2+毒性在 12 24 h大于 0 12 h，其中，种皮对减轻重金属毒性起着十分重要的作用。王
5、胜强等 10用泥鳅进行长期暴露试验来评价河流底泥重金属的毒性，实验结果表明，底泥重金属的污染程度增加，死亡率增加，血红细胞变异程度加大。 李娟英等 11采用发光细菌毒性、活性污泥脱氢酶毒性、硝化抑制毒性 3 种方法测定 Hg、 Cd、Zn、 Pb 这 4 种重金属对活性污泥微生物的毒性。结果表明，发光细菌毒性测定方法的灵敏度最高，测得的重金属半数有效浓度 (EC50)最低， 4 种重金属对发光细菌发光强度的抑制程度由大到小顺序依次为 HgCdZnPb；活性污泥脱氢酶毒性和硝化抑制毒性的测定结果与发光细菌毒性测定结果相比，灵敏度相对较低，测得的活性污泥脱氢酶活性的抑制程度由大到小顺序依次为 Cd
6、HgZnPb。为了更准确的判定重金属对活性污泥微生物的毒性影响，至少应取不同的重金属毒性终点指示指标做一组毒性实验，而不能以发光细 菌毒性测定结果作为唯一的判定依据，这可能会过分夸大重金属对污水处理工艺的冲击能力，导致污水处理成本无谓增加。 杨丽华等 12采用静水法生物测试研究了铜、锌、镉和铬对丰产鲫幼鱼的急性毒性，结果表明，铜对鲫鱼为剧毒物质，镉为中毒物质，锌和铬为低毒物质， 4 种重金属毒性大小顺序依次为CuCdZnCr。铜对鲫鱼的安全质量浓度略低于渔业水域水质标准，锌、镉和铬的安全质量浓度远远高于标准。张才学等 13研究了铜、锌、镉、铅离子对壶状臂尾轮虫的急性毒性影响，实验结果表明，其对
7、壶状臂尾轮虫的急性毒性的大小顺序为 Cu2+Zn2+Cd2+Pb2+。许章程 14研究了 Hg2+、 Cu2+、Zn2+、 Cd2+4 种重金属对海洋单胞藻钙质角毛藻的毒性效应，结果表明，不同重金属对单胞藻的毒性效应有所不同，其毒性为 Hg2+Cu2+Zn2+Cd2+。 2.2 联合毒性研究 早在上世纪 70 年代末期，人们就意识到混合物的联合污染问题。研究表明，混合物中，即使化合物的浓度水平较低 (0.02LC50)，它们的毒效也是很大的 15。因此，化学混合物的水质标准受到关注，环境工作者相继展开多方面的联合毒性研究，并按照不同的划分方法 ，对各组物质的联合作用进行分类及评价。 2.2.1
8、 不同化合物间联合作用表征和联合效应研究 由于重金属的结构相对简单，因此在重金属之间的联合作用 16-17方面的研究相对兴起较早，得到的结论也较多、较成熟。在同系列有机物间的联合毒性 18方面，由于同系列化合物的结构相似，它们对生物体的单一作用机制也相近，所以，不论反应型还是非反应型毒物，只要其作用机制相同，联合毒性往往是相加或是拮抗。而在不同有机物之间的联合作用 19-20方面，由于有机化合物的种类较繁多、差异较大，因此，涉及到不同类别有机物的联合 毒性效应往往是很复杂的。 2.2.2 不同化合物联合毒作用机理方面的研究 这部分研究相对比较困难，进展缓慢，但是经过多年的不懈努力，环境工作者利
9、用各种技术手段还是取得了不小的成果。其中，重金属联合作用机理的探讨是比较成熟的。研究者发现：毒物对生物的毒性一方面取决于受试生物的敏感性，另一方面也取决于该毒物的浓度及其生物可利用性；金属化合物的阴离子不同，其生物可利用性也有差异，因此导致相同的重金属离子对同一受试生物的毒性也可能有差异。大部分的常规联合毒性分类只是提出化合物的潜在毒性，最终的毒性分级还要结合生物 降解和生物蓄积性。这一点是在以往的研究工作中并未涉及、在以后工作中需注意的。 2.2.3 联合毒性研究进展 余江、杨宇峰 21从生理生化特性及抗氧化防御等方面，研究龙须菜对镉 (Cd)和邻甲酸二甲酯(DMP)联合作用 (以下用 Cd
10、 DMP 表示 )的胁迫响应。结果显示，龙须菜生长受 Cd DMP 联合质量浓度和暴露时间的影响。当 Cd和 DMP质量浓度分别小于 1.5 mg L和 O.2 mg L时，叶绿素 (Chl.a)、藻红素 (PE)及可溶性蛋白的质量分数与对照组比较无显著性差异 (P0.05)，硝酸还 (NR)、过氧化物 酶(POD)及过氧化氢酶 (CAT)活性短时间内以诱导为主；当 Cd 和 DMP 质量浓别超过 1 5 mg L 和 O 2 mg L，尤其是 Cd 和 DMP 的质量浓度分别大于 3 0 mg L 和 O 4 mg L 时， Chl.a 和 PE 质量分数随 Cd DMP 质量浓度的升高和暴
11、露时间的延长呈明显下降趋势 (P0.001)，而 MDA 呈明升趋势， NR、 POD 和 CAT 活性受到显著抑制，龙须菜生长受到明显抑制，藻体表现出发黄发白等表状。王志铮等 22以彩虹明樱蛤养殖壳高优势组 (平均壳高为 17.35 1.01mm)为实验动物进行 4 种重金属离子 Hg2+、 Cr6+、 Cu2+、 Zn2+对彩虹明樱蛤的加和等毒性强度联合毒性试验，结果表明这些离子两两组合在加和等毒性强度下对彩虹明樱蛤 96h 联合急性毒性所呈现的致毒特征与离子间毒性强度匹配情形密切相关。 邹佩贞等 23在水温 24 26条件下，采用半静止式生物毒性实验法，分析 Cu2+、 Cd2+、 Pb
12、2+、Zn2+对光倒刺鲃胚胎发育的联合毒性效应。结果表明，在各种不同浓度的重金属离子溶液实验组中胚胎的孵化率均较低，与对照组差异极显著 (P0.01)；各种重金属在胚胎发育过程中引起各种畸形；Cu2+与 Cd2+对光倒刺钯胚胎的联合毒性为拮抗作用。陈桂葵等 24以静水生物测试法研究了氯酸钾和重金属砷、镉对蝌蚪的联合毒性，试验结果表明， KClO3 与 Cd2+、 KCl03 与 As3+共存时的联合毒性为协同作用，而 Cd2+与 As3+的联合毒性表现为拮抗作用。王莹等 25水螅为实验生物，采用相加指数法研究了铅、镉和锌 3 种重全属离子复合污染物的联合毒性，结果表明，铅和锌共存时的联合毒性为
13、拮抗作用，而镉和锌，镉和铅共存时主要表现为毒性剧增的协同作用。铅、镉和锌三者共存时的联合毒性较为复杂，三者浓度比 1： 1： 1 时表现为协同作用， 而毒性比 1： 1： 1 时表现曲拮抗作用。 江敏等 26研究了 Cu、 Zn、 Cr、 Cd 四种重金属离于对罗氏沼虾仔虾的联合毒性作用，结果表明，Cu2+和 Zn2+、 Zn2+和 Cd2+对罗氏错虾仔虾的联合作用表现为拮抗， Cu2+和 Cd2+、 Cu2+和 Cr6+、 Zn2+和 Cr( )则为协同作用。欧小兵等 27研究了重金属铜 (Cu2+)、镉 (Cd2+)对水螅的联合毒性作用，探索水螅对两者混合的毒性效应。结果表明，水螅对两种重
14、金属的毒性反应既快速又敏感，等毒性配比的两种重金属混合液对水螅的毒性大于单一毒性，为协同作用。汤保 华等 28研究了五溴联苯醚 (Penta BDE)与重金属镉 (Cd)、铜 (Cu)对水生甲壳类动物大型蚤 Daphnia magna 的 48 h 存活以及 21d 繁殖的联合毒性影响，结果表明在联合毒性中， Cu 和 Cd 的毒性作用大于 Pe BDE。张青田和胡桂坤 29研究了 Hg2+、 Pb2+、 Cu2+、 Mn2+和 Cd2+5 种重金属离子对俄罗斯卤虫的毒性效应。结果表明， Pb2+和 Cu2+表现出协同作用， Hg2+与 Cd2+、 Cu2+和 Cd2+、 Hg2+和 Cu2+
15、表现出拮抗作用，同时 Pb2+和 Mn2+也存在交互作用。 邓铁柱等 30研究了乙草胺与 Cu， Zn(以毒性单位配比为 l： 1， 1： 4 和 4： 1 以及 l： 1： 1 构成的二元或三元混合体系 )对发光菌和斑马鱼胚胎的联合毒性，结果表明，同种物质混合毒性配比不同时，对生物的联合毒性作用不完全相同；不同的混合体系对发光苗和斑马鱼胚胎表现出不同的联合毒性效应，乙草胺与重金属对发光苗的联合毒性主要以拈抗为主，对斑马鱼胚胎的联合毒性则主要以协同为主，说明受试生物不同，其对化合物的敏感性不同。王丽平等 31在实验室条件下研究了多环芳烃荧蒽和铜对三角褐指藻的联合毒性，结果表明，在本实验所测试的
16、浓度范 围内，荧蒽和铜混合后，对三角褐指藻的 72h EC50为 (1.093 0.085)TU，其联合毒性效应方式表现为拮抗作用。 3 发光菌生物毒性实验 发光菌属革兰氏阴性、兼性厌氧菌，为非致病菌，宽约 0.4 1.0 m，长约 1.0 2.5 m。无孢子、荚膜，有端生鞭毛一根或数根，营养条件要求不高，最适温度为 15 25，最适生长 pH 6.09.0，常用于生物毒性测试的海洋发光菌，其生长介质中含 3的 NaCl 和 0.3的甘油对发光反应很有利。发光菌在适宜条件下发光很强，在正常条件下经培养后能发出肉眼可见的蓝绿色 荧光，光谱范围约 420 670nm，发光菌的生长过程包括生长初期，
17、对数生长期，稳定期和衰减期。已有研究发现细菌细胞合成的“自诱导物” (autoinducer)在对数中期大量积累，因此导致发光迅速增强 32，所以一般实验选择此时期进行毒物测试。 发光反应是减少的还原型黄素单核苷酸 (FMNH2)，分子氧 (O2)和一长链的醛发生催化还原反应，并伴随光的释放，其发光反应途径可简单概述为 33： FMNH2( 黄素单核苷酸 )+O2( 分子氧 )+RCHO( 长链醛 ) 发 光 菌 荧 光 酶 FMN( 黄素单核苷酸 )+RCOOH+H2O+光 由于这个过程与微生物代谢过程有关，因此能够显示有毒物质对生物体的毒性作用 34。即当发光细菌接触到环境中有毒污染物时，
18、可影响或干扰细菌的新陈代谢，从而使细菌的发光强度下降或熄灭，这种发光强度的变化可以用测光仪定量地测定出来。且发光强度与毒性大小呈线性关系，因此可根据发光强度来判断有毒化学物质毒性的大小，有毒物质的种类越多，浓度越大，抑制发光的能力也越强。影响用相对抑制率表示： 100% 对 照 光 强 - 样 品 光 强相 对 抑 制 率 对 照 光 强 4 结束语 重金属联合毒 性作用一直是国内外学者研究的热点，科学家围绕该问题展开了作用机理、评价方法等一系列研究，也取得了不同程度的进展，目前关于重金属联合作用评价方法进行了较多的研究，但对联合作用的机理的研究却较少且不够深入。但相信通过不断的努力，通过进一
19、步研究重金属联合毒性作用的作用机理，找到更具科学性、合理性的作用机理，可以使该问题的研究更加完善。相信通过不断的深入研究，我们能够降低有机化学品和重金属对环境的危害，建立一个绿色的环境。 参考文献： 1郑振华 ,周培疆 ,吴振斌 .复合污染研究的新进展 J.应用生态学报 ,2001,12(3):469-473. 2梁继东 ,周启星 .甲胺磷、乙草胺和铜单一与复合污染对蚯蚓的毒性效应研究 J.应用生态学报 ,2003,14(4):593-596. 3Lange JH,Thomulka KW.Use of the Vibrio haveyi Toxicity Test for Evaluating
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