（生态学专业论文）ph对苏州河底泥铅污染的影响及生物标志物的探索.pdf

论文摘要 苏州河是上海的母亲河，不仅是主要的城市水道，也是上海主要历史人文景 观。随着上海经济的发展，苏州河接纳了大量来自沿岸的工业和生活污水，水质 恶化，大量污染物累积于底泥中。近年来苏州河重金属污染也受到越来越多的关 注，苏州河底泥是重金属的蓄积库，随着环境因子的变化，底泥中的重金属可能 再次释放进入水体，造成二次污染。本文采用苏州河底泥为实验材料，在实验室 条件下模拟环境因子p h 值的变化，研究苏州河底泥重金属铅的释放情况， 同时采用逐级分离方法提取底泥各形态铅，研究p h 值变化对底泥铅迁移、转化 的影响。结果表明：p h 值的变化对苏州河底泥铅的释放速率有显著的影响。水 体p h 值发生变化，在短期内就能引起底泥中铅的快速释放，但随着时间的延长， 底泥铅的释放速率减慢。底泥铅释放量随时间不断累积，并且从p h 7 o _ - p h 5 3 随着酸度增强铅的释放量逐渐增加，在p h 5 5 左右可能存在一个铅释放的转折 点，中性到碱性区域( p h 7 沪- p h 8 o ) 在释放初期随着p h 值的升高铅释放量有 所降低，时间延长至第7 d 时该区的铅释放量也呈现逐渐上升的趋势。p h 值变化 对底泥各形态铅百分含量有显著影响，各处理组底泥形态铅以残渣态，铁、锰氧 化物结合态为主。p h 7 帅h 4 5 碳酸盐结合态含量随酸性增强而下降。p h 7 5 口h 8 o 组有机质、硫化物结合态百分含量逐渐降低，碱性的增强使腐殖酸等腐 殖质分解，与之相结合的铅得到释放从而引起了底泥铅的大量释放。 近年来对苏州河重金属污染的研究大多限于对河水、底泥的理化分析，对其 污染的生物监测甚少报道，理化指标的分析虽可直接反映污染现状，但却不足以 反映重金属对整个水体生态系统的潜在危害，因此本论文的第二部分内容通过实 验室条件下红鲫鱼p b 2 + 曝露实验来探讨红鲫鱼脾脏抗氧化系统的s o d 、c a t 、 g p x 、g s t s 等抗氧化酶以及g p t 、a k p 、n a + 站一肿a s c 等代谢酶作为水体重 金属污染监测生物标志物的可行性。实验结果显示：在整个曝露过程中s o d 、 c a t 活力均被诱导，短期曝露( 3 d ) 对s o d 、c a t 活力无显著影响，各处理s o d 活力在曝露6 d 时普遍被诱导，其中2 0m g l 组活力被显著诱导( p 0 0 5 ) ，达 到2 5 3 u m g p r o t ，1 0 、2 0m g l 组c a t 活力在6 d 时均被显著诱导，并且高浓度 组( 1 0 、2 0m g l ) c a t 的活力与低浓度组( o 1 、0 2m g l ) 差异显著( p 0 0 5 ) ，9 d 时2 0m g l 组s o d 活力仍继续被诱导，o 5 、1 0m g l 组s o d 活力也 呈现显著诱导趋势( p o 0 5 ) ，分别提高约7 7 、1 2 8 ，0 5m 9 0 - 组c a t 活力 达到5 0 0 u m g p r o t ，显著高出对照组约5 5 ( p o 0 5 ) 前6 d 的低浓度曝露使 g p x 活性被诱导，酶活力随p b 2 + 浓度提高而增强，3 d 时o 5 、1 0m g l 组活性均 极显著高于对照组( p o 0 5 ) ，9 d 时1 0 m g l 组g p x 活性被显著抑制( p 0 0 5 ) ， 2 0m g l 组酶活性进一步被抑制，差异达到极显著水平( p o 0 1 ) 轻度的胁迫 诱导了g s t s 活力的上升，曝露时间的延长和曝露浓度的提高导致胁迫程度的加 剧，g s t s 活力受抑制，高浓度组( 1 0 、2 0m g l ) g s t s 活力在3 d 时已被显著 诱导( p o 0 5 ) ，并显著高于0 i ，0 2 ，0 5m g ，l 等低浓度组，6 d 时细胞内p b 2 + 和过氧化产物的累积使得0 1 、0 2 、0 5m g l 等低浓度组的g s t s 活力逐步被 诱导，但1 o 、2 0m g ，l 组g s t s 活力呈现被抑制趋势，9 d 时抑制趋势更为明显 0 5 、1 0 、2 0m g l 组的活力均极显著低于对照组( p o 0 1 ) 。 p b 2 + 曝露对g p t 、a k p 、n a + k _ a 冱甲a s e 活力的影响表现为：高浓度处理( 1 0 、 2 0 m g l ) g p t 活力在曝露初期即呈现被诱导趋势，随着曝露时间的延长至9 d ， 低浓度组( 0 2 、0 1 m g l ) g p t 活性也被诱导。a k p 活性在3 d 时被诱导，6 d 时 1 0 、2 0 m g l 等高浓度组活力被进一步诱导，但随着p b 2 + 的过量累积，9 d 时各 处理组的活性均被抑制。n a + k + 一姗a s c 活性也呈现明显的时间、剂量效应关系， 曝露前期p b 2 + 的轻微胁迫诱导了脾脏n a + k + _ 一a 田a s e 活性，2 0m g l 组n a + k + 一a j 甲a 活力被显著诱导( p n a + k l a 皿勰e g p x s o d c a t g p t 。经过 3 0 d 的净水恢复后，鱼体g p t 、n a + k + _ a 研a s c 活力均有所恢复，但高浓度处理 组的n a + x + - a 1 甲a s e 活力仍被抑制。 本论文的结果说明苏州河底泥重金属铅在环境p h 值发生变化时存在再次释 放，造成二次污染的危险。适当的清淤、控制生活生产污染的输入、保持水体 p h 值等环境因子的稳定，可降低重金属二次污染的可能。水体中的重金属对红 鲫鱼产生氧化损伤效应，对消化、吸收、转运、生长等过程产生影响，因此抗氧 化防御系统成分和代谢酶类活性的变化在一定程度上反映了重金属对生物体的 n 损伤，因此红鲫鱼脾脏s o d 、c a t 、g p x 、g s t s 等抗氧化酶以及g p t 、n a + k + 一叮p a 等代谢酶活力变化可作为生物标志物来监测苏州河重金属铅污染状 况。 关键词：铅、释放、化学结合态、抗氧化酶、g p t 、a k p 、n a + k * - - - a t p a s e i l l a b s t r a c t s u z h o ug r e e ki st h em o t h e rr i v e ro fs h a n g h a i ，a n di t ss e d i m e n ti st h em a i n s t o r a g eo fh e a v ym e t a l s w i t ht h ed e v e l o p m e n to fe c o n o m y ，al a r g en u m b e ro f c o n t a m i n a t i o n si n p u tt ot h er i v e rw h i c hl e a dt ot h ed e t e r i o r a t i o no fw a t e rq u a l i t y n o wt h eh e a v ym e t a lp o l l u t i o no fs u z h o ng r e e kb e c o m e s t h eh o ti s s u eo fm a n y s t u d i e s w i t h i nt h e s es t u d i e st h er e s u l t ss h o w e de n v i r o n m e n t a lc o n d i t i o nc h a n g e s c o u l dr e s u l tad r a m a t i cr e l e a s eo fh e a v ym e t a lf r o mt h es e d i m e n t w ed e s i r e dt of i n d o u tt h ee f f e c to fv a r i a t i o no fp ht ot h es e d i m e n to fs u z h o ug r e e kt h r o wo u rs t u d i e s ， i n c l u d i n gt h er e l e a s ec o n c e n t r a t i o n o fp b 2 + a n dt h et r a n s f o r m a t i o n so fd i f f e r e n t c h e m i c a ls t a t e s o u rr e s u l t ss h o w e dt h a tv a r i a t i o no fp hc o u l dc a u s es i g n i f i c a n t r e l e a s eo fl c a d t h er e l e a s i n gs p e e do fk a dw a sh i g h e ri nt h eb e # n n i n g b u ti t d r o p p e da f a r3d a y s 。l e a dt h a t r e l e a s e df r o mt h es e d i m e n tw a sa c x a m l u l a t e dd u r i n g t h ep e r i o do f s t u d y w i t ht h ed r o p p i n go f p hf r o m7 0t o5 5 ，t h ec a p a c i t yo f r e l e a s e d l e a di n c r e a s e d t h e r ew o u l db eat u r n i n gp o i n to fr e l e a s ea r o u n dp h5 5 b e l o w p l - 1 5 5w o u l dc a u s cad r a m a t i cd e c r e a s eo fl c a dr e l e a s e f r o mp h 7 0t o8 0t h e c o n c e n t r a t i o no fk a dd e c r e a s e d 稍t ht h ei n c r e a s eo fp hi nt h ee a r l i e rp e r i o do fs t u d y a f t e r5d a y st h et o t a lc o n c e n t r a t i o no fl e a di n c r e a s e di ns a m p l e so fp h 7 5a n d8 0 t h es e q u e n t i a le x t r a c t i o nr e s u l t ss h o w e dt h a tt h ep r e d o m i n a n tc h e m i c a ls t a t e so fl e a d i nt h es e d i m e n tw e r ef e m n o xa n dr e sa f t e r7d a y so fr e l e a s e l e a dw h i c h c o m b i n e dw i t hc a r b o n a t e sw o u l dr e l e a s e df r o mt h es e d i m e n tw i t ht h ed r o p p i n go fp h f r o m7 0t o4 5 ，b e c a u s eo ft h ed e c o m p o s i t i o no fc a r b o n a t e s w h e np hi n c r e a s e d f r o m7 。0t o8 0t h el e a dw h i c he x i s ti ns d o mw o u l de a s i l yr e l e a s e da c c o r d i n gt ot h e d e c o m p o s i t i o no f h u m u s r e c e n t l y ，r e s e a r c h e sw h i c hd e a l tw i t ht h eh e a v ym e t a lp o l l u t i o no fs u z h o u g r e e kw e r em a i n l yc a r r i e do u ti nt h ep h y s i c a la n dc h e m i c a lw a y s a l t h o u g hi tc o u l d r e f l e c tt h er e c e n tc o n d i t i o no fp o l l u t i o n ，i tc o u l dn o tp r e v i e wt h ep o t e n t i a ld a m a g et o l v t h eh o l ea q u a t i cs y s t e m w i t ho u re f f o r tw ew a n t e dt od e t e r m i n es o m ef e a s i b l e b i o m a r k e r st om o n i t o rt h el e a dp o l l u t i o ni ns n z h o ug r e e k t h er e s u l t ss h o w e dt h a t t h ea c c m n u l a t i o no fp b “i ns p l e e no fc a r 邸s i u sa u r a t uw o u l dc a u s et h eo x i d a n t d a m a g et ot h et i s s u ea n ds t i m u l a t et h ei n c r e a s eo fs o d a n dc a ta c t i v i t i e si nt h e r a n g eo fo u rs t u d y a c t i v i t yo fg p xs i g n i f i c a n t l yi n c r e a s e d 口 0 0 5 ) w i t h i nc o n d u c t s o f 0 5m g l a n d1 0m 班a f t e r3d a y so fe x p o s u r e g p xo f 0 1m g ，l 0 5m g l a n d 1 0m g ls i g n i f i c a n t l yr i f o df e o 0 5 ) a f t e r6d a y so fe x p o s u r e b u ta f t e r9d a y st h e g p xo f1 0m g ld r o p p e dp r o m i n e n t l y o 0 5 ) ，o n l ya c c o u n t e df o r7 5 o f c ka n d t h eg p xa c t i v i t yo f2 0m g ，lr e d u c e dt o9 3 3 u m g p r o t 口 0 - 0 1 ) d u r i n g9d a y so f e x p o s u r eg s t sp r e s e n t e da s i m i l a rt e n d e n c yw i t hg p x ，i nt h ee a r l i e r3 d a y st h eg s t s o f1 0m g la n d2 0m 班w e r cs i g n i f i c a n t l yi n d u c e db yt h ea c c u m u l a t i o no fp b 2 + a f t e r6d a y sg s t sa c t i v i t i e so fl o w e rc o n c e n t r a t i o n sw e r ea l s oh i 曲l yi n d u c e d b u ti t d e c r e a s e dd r a m a t i c a l l y 口 n a + k + 一a t p a s e g p x s o d c a t g p t a l la b o v ec o n c l u d et h a tt h e r ew o u l db ear i s ko fl c a dr e l e a s ef r o mt h es e d i m e n t o fs u z h o ug r e e kw i t ht h ev a r i a t i o no fp ha n dw ec a nu s ee n z y m e ss u c ha ss o d 、 c a t 、g p x 、g s t sa n dg p t 、a k p 、n a + k + - - - a t p a f oa st h eb i o m a r k e r st om o n i t o r t h ep o l l u t i o nc o n d i t i o no fh e a v ym e t a ll e a di ns u z h o ug r e e k k e yw o r d ：l e a d 、c h e m i c a ls t a t e s 、a n t i o x i d ee n z y m e s 、g p t 、a k p n a + 1 e m a s e v 学位论文独创性声明 本人所呈交的学位论文是我在导师的指导下进行的研究工作及 取得的研究成果据我所知，除文中已经注明引用的内容外，本论文 不包含其他个人已经发表或撰写过的研究成果。对本文的研究做出重 要贡献的个人和集体，均已在文中作了明确说明并表示谢意。 作者签名：垄塑 日期： 学位论文授权使用声明 炒7 1 ，毕 本人完全了解华东师范大学有关保留、使用学位论文的规定，学 校有权保留学位论文并向国家主管部门或其指定机构送交论文的电 子版和纸质版。有权将学位论文用于非赢利目的的少量复制并允许论 文进入学校图书馆被查阅。有权将学位论文的内容编入有关数据库进 行检索。有权将学位论文的标题和摘要汇编出版。保密的学位论文在 解密后适用本规定。 学位论文作者签名：季罗仅 日期：l 丝2 ：! ：! 笙 导师签名：刁1 0 0 导师签名：白l ，b 日期：乙l ! 兰选查胂7 - - 厂 第一章前言 1 1 水体重金属污染研究概述 1 1 1 水体重金属污染来源 重金属污染是危害最大的水污染问题之一，重金属通过矿山开采、金属冶炼、 金属加工及化工生产废水、化石燃料的燃烧、施用农药化肥和生活垃圾等人为污 染源，以及地质侵蚀、风化等天然源形式进入水体，加之重金属具有毒性大、在 环境中不易被代谢、易被生物富集并有生物放大效应等特点【1 i ，不但污染水环境， 也严重威胁人类和水生生物的生存。 自然环境中的铅通过地壳侵蚀、火山爆发、海啸发生和森林火等自然现象而 释放入大气环境中，这属于自然来源的铅；非自然来源的铅主要指来自工业和交 通等方面的铅释放嘲，工厂排出的“三废”为环境大气铅污染的主要来源，包括 有色金属开采、冶炼、钢铁生产、铅的应用工业、燃煤、燃油、燃木材、垃圾焚 烧、磷肥生产等。机动车使用含铅汽油导致尾气中的铅直接污染环境。是城市铅 污染的主要来源。从全球角度看汽车尾气是最广泛，最严重的大气铅污染源。汽 油中通常加入四乙基铅做防爆剂，据检测每升汽油中含铅量为2 0 0 - 5 0 0 i lg ，故排 出的尾气中含有大量的铅。其中，一半可飘落在公路两侧数百米内，另外的一半 则以极小的颗粒飘尘向远处扩散。矿山开采、金属冶炼和精炼是局部区域严重铅 污染的主要来源。有色金属生产的特点是矿渣量大，选矿废水毒性强。这一过程 对周围的大气、水体、土壤有很大的影响，排出的废水含铅可高达约3 0 m g t 。煤 燃烧产生的工业废气也是严重的大气铅污染的来源。我国的煤中铅含量是 0 6 m g k g ，煤炭燃烧后灰分占五分之一，如不加处理，其中三分之一会排入大气 形成飘尘，含铅量约为l o o m g l 。这些大气中的铅可以通过大气降尘和降雨的方 式进入水体，成为水体铅污染的一个重要来源1 3 l 。 全世界平均每年向环境排放铅为5 0 0 万吨。铅在世界环境的转归情况是： 每年从空气转移到海洋2 5 万吨，从土壤到海洋4 1 6 吨。每年从海水转移到底泥 为4 0 - 6 0 万吨。由于水体、土壤、大气中铅被生物吸收而向生物体转移，造成全 世界各种食物制品中的铅含量均值为2 5 m g k g ，鱼体含铅均值范围为0 2 - 0 6 m 眺g ，部分沿海受污染地区甲壳动物体内含铅量甚至高达3 0 0 0m 眺g 以上1 4 】。 由于日趋严重的环境铅污染，现代人体内血铅值急增至工业革命前正常人血铅值 ( o 0 1 7 m g d 1 ) 的数百甚至千倍嘲。 1 1 2 水体重金属污染现状 我国水体重金属污染问题十分突出，江河湖库底质的污染率高达1 1 6 1 。 2 0 0 3 年黄河、淮河、松花江、辽河等十大流域的重金属超标断面的污染程度均 为超v 判7 。城市河流有3 5 1 1 的河段出现总汞超过地表水v 类水体标准， 1 8 4 6 的河段面总镉超过类水体标准，2 5 的河段有总铅的超标样本出现【踟。 2 0 0 4 年太湖底泥中总铜、总铅、总镉含量均处于轻度污染水平唧。黄浦江干流表 层沉积物中c d 超背景值2 倍，p b 超1 倍，h g 含量明显增加；苏州河水体p b 全部超标，c d 为7 5 超标，h g 为6 2 5 超标i t o l 。全国近岸海域海水样品中铅的 超标率达6 2 9 ，最大值超一类海水标准4 9 0 倍；铜的超标率为2 5 9 ，汞和镉 的含量也有超标现象【1 1 l 。大连湾6 0 沉积物的镉含薰超标，锦州湾部分捧污口 邻近海域沉积物锌、镉、铅的含量超过第三类海洋沉积物质量标准【1 2 l 。国外同 样存在水体重金属污染问题，日本曾发生于汞污染引起的水俣病和镉污染引起的 骨痛病事件，波兰由采矿和冶炼废物导致约5 0 的地表水达不到水质三级标准 l 廿l 。可见，水体重金属污染已成为全球性的环境污染问题。 1 i 3 水体重金属污染理化检测研究进展 目前对水体底泥重金属形态研究主要采用化学浸提的方法，一般采用连续化 学浸提法分离提取不同的化学结合态。连续浸提的方法很多，其中最为经典、采 用最广的是t e s s i e r 法【1 4 1 ，其将重金属在土壤或沉积物中的化学结合态划分为5 种：可交换态，指交换吸附在沉积物上的粘土矿物及其他成分，如氨氧化铁、氢 氧化锰、腐殖质上的重金属。碳酸盐结合态，指与碳酸盐沉淀结合进入水体的重 金属。铁锰氧化物结合态，指水体中重金属与水合氧化铁、氧化锰结合的这一部 分。有机质硫化物结合态，指以不同形式进入或包裹在有机质颗粒上，同有机质 2 螯合或生成硫化物的部分重金属。残渣态，指石英、粘土矿物等晶格里的部分金 属。陈亚雄等【1 5 铡用该法对! 比江水体铅、镉、锌的化学形态及其迁移转化进行 了研究，发现在偏碱性环境的底泥中重金属主要以铁、锰氧化物结合态形式存在。 董德明等【1 6 】对伊通河沉积物中重金属化学形态分布的研究表明，p b 和c u 主要叠 加在有机物态和残渣态中，在水底缺氧条件下，有机物分解产生的s 能与p b 、 c u 离子形成溶解度很小的硫化矿物，z n 主要叠加在铁锰氧化物态中，其能与铁 锰氧化物和氢氧化物发生吸附共沉淀作用进入到沉积物中1 1 7 。1 9 1 。目前已有研究者 对经典的t e s s i e r 法进行了改进，增加了水溶态又将有机质、硫化物结合态分为 弱有机态和强有机态嗍。欧共体较为常用的是b c r 法1 2 ，该法是在t e s s i c r 方法 的基础上提出的三步提取法，按步骤定义为弱酸提取态、可还原态、可氧化态。 水体中的重金属对环境及生物体的危害即生物有效性不仅与其总量有关，更 与其在水体中的存在形态密切相关。有学者在研究生物富集与重金属形态的关系 时发现水溶态、阳离子可交换态、碳酸盐态结合态p b 与生物有较强的亲和性， 对生物累积作用影响最大 2 2 - 2 3 。陈晓东、郭明新等1 2 4 1 采用逐级连续化学浸提技 术分析底泥重金属的形态，结合微生态系统生物曝露试验，通过线性回归的方法， 评价了不同形态的生物有效性，结果表明，不同形态重金属的生物有效性对不同 吸收途径的生物是不同的，对于食腐屑的底栖动物而言，底泥c u 的水溶态、离 子交换态、碳酸盐态、铁锰氧化态，p b 的水溶态，m n 的水溶态、离子交换态、 有机硫化物态可被生物吸收利用；而底泥c u 的水溶态，p b 的水溶态对滤食性底 栖动物具有生物有效性；底泥c u 的水溶态，p b 的水溶态，z n 的水溶态、离子 交换态、碳酸盐态、有机硫化物态，m n 的水溶态、离子交换态、碳酸盐态、铁 锰氧化物态对水生根系植物是有效的。s t a o 等 2 5 1 研究鱼体对重金属吸收时发现 自由离子态、水合态的重金属更易于被鱼体吸收。 i 1 4 水体重金属污染生物监测研究进展 理化分析是监测重金属污染的一个重要手段，但单一利用该手段，难以反映 重金属对生物体和生态系统影响的综合效应，无法说明环境中生物的受危害程 度。水体污染的生物监测，指利用水生生物在一定的水环境条件下受水体污染物 影响产生的各种生物反应来测试水体的污染状况。生物及其生存环境的统一性和 3 协同进化性，使生物监测能直接判断水体中污染物的潜在影响和实际毒性，真实 反映环境污染对生物的危害程度，在多种污染物并存时，能通过不同的反应症状 指示多种干扰效应以反映环境质量状况，监测灵敏度高，能对小剂量和长期作用 产生的污染物的慢性毒性效应进行持续监测，实现早期预警。利用生物监测水体 的重金属污染，克服了理化分析的局限性，避免了连续取样的繁琐，受到了广泛 关注【蝴l 。 ( 1 ) 水体重金属污染对水生生物的危害 水生生物与其生存环境是相互依赖、相互影响的动态系统，水体污染对水生 生物产生威胁，同时生物也会做出相应的反应和变化。因此，水生生物的反应和 变化可作为水环境评价的良好指标。目前广泛使用的污染指示生物有藻类、藤壶 闭、浮游生物、软体动物、甲壳类( 贻贝、牡蛎等) p 1 以及各种鱼类，尤其是 各种底栖鱼类，例如牙鲆和鲽类0 0 - 3 n 重金属对水生植物的毒害作用主要表现在改变细胞的细微结构、抑制光合作 用、呼吸作用、改变酶的活性、使核酸组成发生改变、生长受到抑制等。近年来 的相关报导有：孔繁翔等圈在研究中发现不同浓度的重金属对羊角月牙藻的生 长进度、蛋白质含量、a t e 水平等有明显的影响。杨红玉、王焕校1 3 3 j 研究发现， c d 能破坏某些绿藻的叶绿素，引起光合作用下降，还对斜生栅藻和蛋白核小球 藻呼吸作用产生影响。陈愚等刚对沉水植物( 红线草、金鱼藻) 进行了一定的 研究，结果表明：一定浓度的c d 能诱导硝酸还原酶活性，使其抗氧化防御系统 受破坏。 重金属进入水体后将对水生动物的生长发育、生理代谢过程产生一系列的影 响。m a d o n i 3 5 】报道了镍( n i ) 对淡水纤毛虫有急性毒性作用。梁君荣等p 叼研究 发现不同浓度的z n 、p b 、c u 、c d 离子对中国鳖胚胎发育及胚胎致畸率有显著的 影响。匡少平等吲在对泥鳅进行铅染毒的研究中发现，铅对泥鳅生殖细胞具有 较显著的刺激和致畸效应，显示较强的类雌激素活性；同时可引起泥鳅血红细胞、 卵细胞等产生畸变效应。k o w k 3 8 1 研究表明重金属( c u 、z n ) 对鲤鱼和罗非鱼 鳃和心脏金属硫蛋白的表达具有显著影响。周新文等【3 9 1 研究表明重金属能干扰 4 d n a 的代谢，并可导致染色体和d n a 分子的变异，并且不同重金属对肝脏d n a 的毒性顺序为p b 窈 c d 。 ( 2 ) 水体重金属污染监测生物标志物研究进展 生物标志物的优点是能了解污染物质在时间空间上的累积效应；可确定环境 污染物曝露和风险的对应关系，通过生物反应的特异性，建立曝露和风险间的因 果关系；能表现混合污染物之间毒性相互作用的联合效应。此外，生物标志物往 往反映分子、细胞水平上的生化变化，可解释污染物毒性的分子机理，提供污染 效应的早期预警【删。目前研究热点有行为、生理、生化等标志物。 行为标志物的检测可反映发生在较低生物水平( 细胞或分子水平) 所产生的 综合效应。许多毒物都可导致神经毒性，亚致死剂量下生物神经系统的生化变化 将直接影响生物体的正常行为【4 。生物的繁殖、行动、捕食、回避等行为的变 化将对生物的生长、发育乃至存活产生不利影响，从而间接导致种群水平的变化。 贾秀英等1 4 2 l 研究了铜、铅、汞、锌4 种重金属对泥鳅幼体呼吸强度的影响，结 果表明随染毒时间的延长泥鳅幼体呼吸强度逐渐减弱，至4 0 m i r a 或5 0 m i r a 时泥 鳅幼鱼窒息死亡；随染毒浓度的升高，呼吸强度逐渐增大的趋势。柴敏娟等1 4 3 1 研究表明p b 2 + 、c 舻+ 对罗非鱼的嗅觉抑制效应的大小随离子浓度而异，浓度高抑 制作用大。近来，行为标志物检测已采用计算机辅助生物测试系统。有人用这套 系统研究了重金属对一种海滩蟹( c a r c i r u s m a e n a s ) 的行为影响，检测其活动时 间、平移速度、运动距离等指标，但重金属曝露的行为变化指标的敏感性和特异 性仍有待验证嗍。 生理标志物包括一些特异的生理反应终点，如免疫学反应，也包括普通的生 理现象，如生长、繁殖、发育等。对水生生物进行的连续检测指标包括血液循环、 分泌、渗透压调节、生长、繁殖等。有的生理指标既是生理参数又是行为参数， 如鱼的换气行为是与耗氧率密切相关的，鱼鳃组织是首先接触污染物的组织，故 会产生明显生理变化，影响鱼的呼吸，同时伴随相应行为变化。这些生理指标都 涉及多个组织或系统，对它们的损害将导致生存活力下降。叶菲菲等【4 5 j 提出随 着铅浓度的增加，鲫鱼受到的毒害程度加深，精子激活比例明显下降，精子运动 5 时间和剧烈运动时间显著减少。a 1 y o u s u f 等闱在研究中发现孙、c u 、m n 的积 累对鱼的性别、身长都存在一定的影响。 生化标志物是生物体中最早可测得的污染物诱导反应，因而可以为更高生物 水平可能产生的损害提供信息。生化变化常涉及蛋白水平的变化、酶活性改变或 d n a 分子的变化。( 1 ) 酶活性变化：水体中的许多金属离子能以不同方式与细 胞中酶的特定底物及活性产物产生极强亲和力，干扰酶催化反应过程或直接抑制 酶活性。因此，通过分析生物体内代谢过程中乳酸脱氢酶、肌酸磷酸激酶、谷胱 甘肽过氧化酶和超氧化物歧化酶等的活性，即可获得各类重金属离子污染程度的 相关信息。目前报道较多的是对抗氧化酶系统的研究：高晓莉等m 研究指出c u 2 + 达到0 1 m g l 曝露9 6 h 就能使鲫鱼肝脏s o d 、c a t 活力抑制，z n 2 + 浓度达到 0 2 m g l 时s o d 活力呈现下降趋势。国内还有一些学者报道了不同鱼种在c d 2 * 曝露下抗氧化酶系统的变化情况，c d z + 浓度达到0 1 2 5 m g l 时曝露1 4 d 即可显著 抑制鲫鱼肝脏s o d 的活力，c d 2 浓度达到0 3 m g 以- 时曝露7 d 就能使草鱼肝组织 s o d 活力显著抑制，c d 2 浓度达到1m g l 时曝露4 d 就能造成鲢鱼肝脏s o d 活 力显著降低i 禧删。陈亮等【5 1 1 研究了以鲫鱼幼体肝脏抗氧化酶中的s o d ，c a t 、 g s t s 、g p x 等酶活性作为标志物检测p b 2 + 毒害，结果表明g s t s 、g p x 对p b n 铰 s o d 、c a t 更为敏感，p b 2 + 浓度达到0 0 1 m g l 曝露4 0 dg s t s 、g p x 活力被显著 抑制，因此可以考虑将鲫鱼幼体肝脏g s t s 、g p x 活力作为低浓度铅长期曝嚣的 毒性检测指标。( 2 ) 蛋白水平的变化，研究较多的有：金属硫蛋白( m e t a l l o t h i o n e i n ， m t ) ，广泛存在于原生动物、真菌、植物、无脊椎动物和脊椎动物中，对二价金 属离子有极高亲和力，是最适合于反映金属c d 、c u 、z n 和h g 污染的生物标志 物之一体内热休克蛋白( h s f 7 0 ) 和转铁蛋白含量增加与动物所接触环境中的 镉盐水平呈现出正对应关系，这两种蛋白质适合于作为监测流动水体中镉盐污染 程度的生物标志物。铁蛋白和铁蛋白反应器的研究也正被应用于重金属污染监 测。铁蛋白是一种较为特殊的蛋白质，其分子结构由蛋白质外壳、铁核和三相隧 道组成，铁蛋白具有络合及储存重金属离子的能力。k o n g 掣5 2 】构建了一种简易 型铁蛋白反应器，直接用于监测厦门内海流动水体中重金属离子( c d 2 + 、p b “、 c u 2 + ) ，评价重金属离子的污染程度。m e i l l e r 等f 5 3 1 用蛋白质组学分析技术，发现 东方牡蛎( e a s t e m o y s t e r ) 在不同浓度锌盐条件下，鳃组织中表达了7 种差异蛋 6 白质，而铜和镉盐却没有出现相似的效应。h o g s t r a n d 等i s 4 采用蛋白质芯片技术 研究了虹鳟鱼( o n c o r h y n c h u m y k i s s ) 在亚致死剂量z n 环境下鳃组织所发生的反 应，结果表明有7 种蛋白质发生了变化。近期有报道指出利用蛋白质组技术研究 牙鲆曝露在镉盐条件下的变化，采用p m f 技术对牙鲆大脑、鳃和肝脏所表达的 差异蛋白质逐一鉴定，发现转铁蛋白、热休克蛋白( 7 0 s ) 和钙调节蛋白均可以 作为流动海水中镉污染程度监测的标志物。( 3 ) d n a 分子的变化。各种化学或 物理因子对d n a 结构与功能的破坏称为基因毒性。许多化学致癌和致突变物质 可以引起d n a 损伤，有毒物质与d n a 形成共价结合物，是化学致癌，致突变 过程启动的关键步骤。所以，d n a 损伤是一项可以用来评价环境化学物质遗传 毒性的参数，是生物分子标志物研究的重要内容之一 1 1 5 水体重金属污染影响因子概述 大量研究表明，环境因子对重金属在水体中的吸附、解吸等过程有影响。( 1 ) 颗粒粒径，不同粒度的物质组成和颗粒表面特性是影响重金属释放的主要因素， 污染底泥中的细颗粒对河流的长期影响比粗颗粒大。( 2 ) 沉积物厚度，重金属释 放与沉积物厚度的关系，实质上是与间隙水中重金属垂向梯度的关系，一般水体 沉积物在静止状态下释放的有效厚度为5 c m 左右，当沉积物厚度较小时，对铜 的释放几乎无影响，对铅影响不大，对镉有较大影响。( 3 ) 沉积物浓度，影响吸 附过程中表现为固体浓度效应，即吸附等温线或吸附平衡常数随吸附颗粒物浓度 的升高而降低。( 4 ) 溶出碱度变化，一般认为溶出碱度能在一定程度上反映出重 金属碳酸盐结合态的变化。( 5 ) 水流紊动强度，水流素动强度不仅通过影响水流 挟沙力来影响释放而且还会直接影响沉积物的释放，释放的水相重金属浓度与水 流雷诺数有一定关系。( 6 ) 混合污染沉积物，混合污染沉积物的释放强度较单独 释放时有一定差别，镊、铅混合释放强度有所降低，铜、锌混合释放强度略有提 高。( 7 ) 沉积物污染浓度，污染浓度越大释放量越大，污染浓度与水相平衡浓度 之间存在相关关系。( 8 ) 温度，温度升高重金属释放量增大。( 9 ) 有机质，可以 与一系列金属离子形成简单络合物及混合配位络合物使吸附能力大大增强，有机 质存在能显著地增加锰的释放量。( 1 0 ) 氧化还原电位，氧化还原条件对沉积物 中重金属的稳定性影晌与其形态组成有关，在不同的氧化还原电位下，重金属解 7 吸释放速率顺序为：氧化态 弱氧化态 还原态，另外，水体中溶解氧的含量能 影响其氧化还原电位，重金属在含氧条件下比厌氧条件下更易迁移 5 5 6 0 1 。( 1 1 ) 研 究者们均提出在众多环境因子中p h 值是影响吸附解吸过程的一个主要影响因 素。p h 值的变化将会影响到吸附剂表面的官能团，从而会促进或抑制对i r 和 o 旷的吸附。在整个吸附过程中除了离子交换，部分的吸附是对吸附剂表面氢氧 根基团的质子取代。另外，较低的p h 值有利于重金属从沉积物中的解吸，随p h 值的升高解吸量迅速降低1 6 t 2 1 。郝向英等 6 3 1 研究表明p h 值可作为控制金属离子 向固相迁移的主要因素，吸附量随p h 值的增高而增大，吸附在一个比较窄的p h 区域内完成，随吸附质，吸附剂比例的增大，吸附突跃曲线向高p h 方向移动。文 湘华1 6 4 1 研究发现，铅、锌、铜的释放百分数在p h 2 5 _ _ p h 6 5 逐渐减小，p h 大于 6 5 后百分数很小。 1 2 苏州河重金属污染概述 1 2 1 苏州河概况 苏州河为黄浦江主要支流，全长1 2 5 k m ，在上海境内长5 3 1 k m ，河面平均 宽度7 0 米，低潮位时平均水深2 - _ 4 米，最高潮位时平均水深7 - - 8 米，是 上海市承担多种功能的地表水体，在引排水、通航、灌溉等多方面发挥着重要的 作用。苏州河为典型的平原河流，沿途河道比较窄，支流纵横交错。在上海境内 有蕴藻浜、东大盈、华漕港等1 6 条主要支流。由于河道蜿蜒曲折，致使水流不 畅流速减慢，加上苏州河又为中等感潮河流，潮水的顶托使得流速更加缓慢。由 于排污不畅，而河道及支流沿岸人口众多，工农业发达，排放的各类污染物随河 流悬浮物一起沉积，经过长年积累形成污染底泥1 6 5 1 。1 9 4 9 年后，在苏州河畔及 其支流上兴建北新泾、彭浦、桃浦、安亭等工业区，市区苏州河两岸居民增至 3 0 0 万左右，住房与工厂房屋密集，化工、印染、棉纺、造纸、食品、药品等行 业的兴起，大量的生活生产污水被排入苏州河。多年来在外白渡桥附近的净泄水 量可达1 0 立方米以上，其中约4 0 0 0 - - 6 0 来自沿岸汇入的生活污水和工业废水 脚l 。这些污水的排入严重影响了苏州河的水质，造成水体有机物污染、无机污 染、重金属污染等情况严重。 8 1 2 2 苏州河重金属污染现状及研究进展 近1 0 年科研工作者们对苏州河及其支流的污染状况进行了大量的调查研 究，尤其在对底泥重金属污染现状调查方面积累了部分资料。赵健、郑祥民等闻 研究表明苏州河市郊河道底泥重金属分布不均匀，有些河段污染较为严重，甚至 接近国家规定的最高容量，在垂直空间上呈现：黑泥层 浮泥层 黄泥层的分布 特点，沿程方向上呈波状分布趋势并自上游而下趋于增加。1 9 9 6 - - - 1 9 9 8 年裘祖 楠等 6 & 6 9 1 调查发现苏州河底泥已呈现铬、镉污染，铬污染尤为严重；其在对苏州 河2 5 个断面底泥1 9 种污染物调查中发现底泥重金属含量、迁移、转化与c o d 、 b o d 等具有相关性2 0 0 1 年殷效玲、郑祥民在对苏州河支流桃浦河底泥p b 、 劲、c u 、h g 等8 种重金属调查中发现：8 种重金属含量均很高，平均超过自然 底泥均值1 7 9 4 3 8 6 倍，其中p b 超出& l 倍。王金辉、沈庆红等【7 1 l 在对包括苏 州河在内的黄浦江水系表层沉积物调查中发现c i i 、p b 、z n 等均明显的富集，而 且表现出明显的同源相关性，并且与土壤背景值相比，p b 高出1 倍左右。胡雪 峰、许世远等同调查发现上海市郊中小河流正面临着重金属污染的威胁，底泥 z n 、c i i 含量约是土壤背景值的争_ 2 5