（环境科学专业论文）18二羟基蒽醌和1氨基蒽醌对大型溞（daphnia+magna）的毒性效应研究.pdf

1 , 8 - 二羟基葸醌和1 - 氨基蒽醌对大型涵( d 甲砌妇q 钟的毒性效应研究 s t u d i e so i lt h et o x i c i t ye f f e c t so f1 , 8 - d i h y d r o x y a n t h r a q u i n o n ea n d 1 - a m i n o a n t h r a q u i n o n e o nd a p h n i a l l 彻l g h a a b s t r a c t a c u t e ，s u b l e t h a la n dc h r o n i ct o x i c i t yo f t w or e p r e s e n t a t i v ei n t e r m e d i a t e so f a n t h r a q u i n o n e d y e s t u f f s ，1 , 8 - d i h y d r o x y a n t h r a q u i n o n e ( 1 ，8 - d i h a q ) a n d1 - a m i n o a n t h r a q u i n o n e ( 1 - a a q ) ，t o d a p h n i am a g n a w e r ea s s e s s e d t h ea c u t et o x i c i t yo f1 , 8 - d i h a qa n d1 - a a q ，a se x p r e s s e db y4 8 h c 如，w e r eo 3 7a n d0 2 3i i 虮，r e s p e c t i v e l y f i l l m t i o na n di n g e s t i o nr a t ew e r ea d o p t e dt o c h a r a c t e r i z es u b l e t h a lt o x i c i t y t h ei n d i c e sf o rc h r o n i ct o x i c i t yi n c l u d e ：d a y st ot h ef i r s tb r o o d t i m e ，t o t a ln u m b e ro fn e o n a t e sp e rf e m a l e ，t o t a ln u m b e ro f b r o o d sp e rf e m a l e ，b r o o ds i z ea n d i n t r i n s i cr a t eo fn a t u r a li n c r e a s ef o rp o p u l a t i o n b o o s te f f e c t so f1 - a a qa to 0 2m e g lw e l e o b s e r v e d ，w i t hr e s p e c tt ot h ef e e d i n g , r e p r o d u c t i o na n dp o p u l a t i o ni n d i c e s f e e d i n gb e h a v i o ro f d a p h n i am a g n aw a ss e v e r e l ya f f e c t e db yt h et w oc o m p o u n d s w h e nd a p h n i am a g n aw e r e e x p o s e dt o0 2m 叽o f1 , 8 - d i h a qa n d o 1m e t eo f1 - a a qf o r5h ，t h e i rf i l t r a t i o na n di n g e s t i o n r a t ew e r ei n h i b i t e db ya b o u t9 7 a n d7 6 r e s p e c t i v e l y s u r v i v a li nc h r o n i ct e s t so n l y d e s c e n d e ds i g n i f i c a n t l ya t0 1 5m g lo f 1 , 8 - d i h a q r e p r o d u c t i o na b i l i t y d e c r e a s e d d r a m a t i c a l l ya f t e re x p o s i n gt o s u b l e t h a lc o n c e n t r a t i o no f1 , 8 - d i h a q ( 0 0 2 5 o 1 5m g l ) a n d 1 - a a q ( 0 0 4 一o 0 8r r x 目几) t h ei n h i n s i em t eo fn a t u r a li n c r e a s ed e c l i n e dw i t hi n c r e a s i n g c o n c e n t r a t i o n e s p e c i a l l yi nt h o s ea n i m a l se x p o s e dt o 0 1 5a n d0 1m e g lo f1 , 8 - d i h a qa n d 1 - a a q t h ef e e d i n ga n dr e p r o d u c t i v ep a m m 吐e m a f es e n s i t i v ei n d i c e si nc h a r a c t e r i n gt o x i c i t yo f t h ec o m p o u n d st od a p h n i am a g n a ，a m o n gw h i c ht h em o s tr e m a r k a b l ea r et h et o t a ln u m b e ro f n e o n a t e sp e rf e m a l ea n db r o o ds i z e t h ei n t r i n s i cr a t eo fl l a t u l 锄i n c r e a s eo fap o p u l a t i o ni sa c o m p r e h e n s i v ep a r a m e t e rw h i c hc o u l db ew i d e l ya d o p t e di ne c o t o x i c o l o g i c a lr i s ka s s e s s m e n t i na d d i t i o n ，t h en o e ca n dl o e cv a l u e sf o rl o n g e v i t ya n ds e v e r a lr e p r o d u c t i o np a r a m e t e r s w e r ea l s op m v i d e d k e yw o r d s ：d a p h n i am a g n a ，1 , 8 - d i h y d r o x y a n t h r a q u i n o n e ，1 - a m i n o a n t h r a q u i n o n e ，a c u t e t o x i c i t y , s u b l e t h a lt o x i c i t y ，c h r o n i ct o x i c i t y 独创性说明 作者郑重声明：本硕士学位论文是我个人在导师指导下进行的研究工作 及取得研究成果。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文 中不包含其他人已经发表或撰写的研究成果，也不包含为获得大连理工大学 或者其他单位的学位或证书所使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究 所做的贡献均已在论文中做了明确的说明并表示了谢意。 作者签名：塑边篷隆l 日期：釜型蔓山一 大连理工大学硕士学位论文 引言 蒽醌及其衍生物是重要的工业原料，统计数据表明，截止2 0 0 4 年，蒽醌染料市场份 额高达5 0 。由于其生产及使用过程中废水的排放、生产工艺技术的落后，此类污染物 已大量进入环境。隧着发达国家重污染工业的转移，中国已成为蒽醌类化合物生产和出 口大国。羟基、氨基取代蒽醌是重要的染料和医药中间体，对沙门氏菌( s a l m o n e l l a t y p h i m u r i u m ) 具有致癌、致畸性，抑制植物光合作用，对人类生存环境构成严重影响，所 以研究它们对水生生态系统的潜在危害具有十分重要的意义。 大型涵( d a p h n i am a g n a ) 是水生生态系统食物链的重要环节，以大型涵为指示生物评 价污染物毒性具有灵敏度高、繁殖率高、重复性好等优点已被广泛采纳为标准指示生 物。但截止目前，尚缺少葸醌类物质对大型潘的急性毒性数据，更未见到该类物质对大 型潘的亚致死性及慢性毒性方面的研究报道。因此本研究的主要目的是，选取两种代表 性氨基、羟基取代葸醌一1 ，8 - 二羟基蒽醌( 1 ，8 - d i h a q ) 署1 l 壤c 基蒽醌( 1 a a q ) ，从急性、 亚致死毒性以及慢性毒性各层次评价其对大型涵的毒性效应，为综合评价两种毒物对水 生生物的生态毒理效应，开展蒽醌类物质的生态风险性评价提供基础数据，为管理部门 制定此类物质污染控制标准提供可靠依据；比较各评价参数的灵敏性，研究其在蒽醌类 污染物毒性评价中的适用性，为其它葸醌类物质的毒性评价奠定基础。 1 , 8 二羟基葸醌和1 氨基蒽醌对大型涵匈咖妇叼脚的毒性效应研究 1 毒性评价方法研究进展 目前环境中有毒无机和有机物的种类和数量不断增多，其对环境的污染程度越来越 严重，有关有毒污染物的毒性研究显得尤为重要。选取合适的代表生物反映污染物毒 害效应是生态风险评价的重要手段之一，一方面由于此方法可直接测出污染引起的生物 学效应，而生物学效应恰恰是环境科学最关切的问题；另一方面由于传统的物理化学方 法虽可对污染物进行定量，但不能直接和全面的反应有污染物对环境的综合影响闭。污 染物毒性反应类型、机理，毒性评价及其统计学处理方法有多种，本章分几个方面着重 讲述。 1 1 毒性反应类型 反 应 图1 1 剂量反应关系图 f i g 1 1t h er e l a t i o n s h i pb e t w e e nd o s ea n dr e s p o n s e 当生物体暴露于污染物之后，其产生的反应可分为两种类型即：1 ) 量效应，即一定 剂量外源化学物质与机体接触后引发的生物学变化，此种变化的程度大多可用计量单位 大连理工大学硕士学位论文 表示；2 ) 质效应，效应不能用某种测定的定量数值来表示，只能以“有或无”，“阴性 或阳性”表示。 反应：指一定剂量外源化学物质与机体接触后，呈现某种效应并达到某种程度的比 率，或产生效应的个体数在某一群体中所占的比例。一般以百分率或比值表示，如死亡 率等。剂量效应关系，指不同剂量外源化学物质与其在个体或群体中所引起的量效应大 小之间的相互关系。剂量反应关系指不同剂量外源化学物质与其引起的效应发生率之间 的关系，剂量效应关系和剂量反应关系均可用曲线表示，即以表示效应强度的计量单位 或以表示反应的百分率或比值为纵坐标，以剂量为横坐标绘制散点图所得的曲线，不同 外源化学物质在不同条件下，其剂量与效应或反应的相关关系不同，可呈现不同类型曲 线： 1 ) 直线型：效应或反应强度与剂量呈直线关系，随剂量增加，效应或反应强度也随 之增加，并成正比关系( 图1 a ) 。这种作用方式比较少见，仅在某些体外实验中，且在一 定剂量范围内存在。 2 ) 抛物线型：效应或反应强度与剂量呈非线性关系，即随剂量增加效应或反应强度 也随之增高，但最初增高急速，随之变为缓慢，以致曲线呈先陡峭后平缓的抛物线型( 图 1 b ) ，如将剂量换成对数，则成直线。 3 ) s 曲线型：在外源化学物质的剂量与反应关系中较为常见，部分剂量与效应关系中 也有出现。此种曲线的特点是，在低剂量范围内，反应或效应强度增高较为缓慢；当剂 量较高时，反应和效应强度随之急速增加；但当剂量继续增加时，反应或效应强度增高 又随之趋向缓慢，如图1 c 所示。曲线开始平缓，继而陡峭，然后又平缓，呈不规则的s 形，曲线的中间部分，即反应率5 0 左右，斜率最大，剂量略有变动，反应既有较大增 减。 1 2 毒作用机理 毒性可分为麻醉毒性、极性麻醉、反应性毒性及特殊反应性毒性f 4 】。 麻醉性毒性主要是对细胞或者动物的中枢神经产生抑制作用，麻醉性的毒性一般是 1 , 8 - 二羟基蒽醌和1 氨基葸醌对大型涵( d a p h n i am a g n a ) 的毒性效应研究 可逆的，非专一性，主要是化合物跨越细胞质过程，或者由其脂溶性决定，因此麻醉性 的毒性往往与污染物的辛醇水分配系数( k o w ) 有较好的相关性，麻醉性的毒性又被认为 是污染物质所产生的最基本的毒性效应，或者成为基准毒性，常见的产生此类毒性的污 染物质包括脂肪烃，芳香烃，氯代烃，醇，醚，酮，醛，弱酸或碱。 许多研究发现，一些能够形成氢键的污染物质经常引起比较严重的麻醉性毒性，如 卤代苯、烷基苯、脂肪醇类等，但此类物质具有非反应性机制，因此称为极性麻醉。 反应性毒性，往往由污染物与生物体反应引起的，与污染物质的电子结构以及类脂 亲和性有很大的关系，因此，毒性与k o w 的关联性不是很强，污染物与生物体发生毒性 反应是因为它与体内的受体发生了相互作用，包括电子迁移、氧化还原以及自由基反应 等等，尤其是含亲电取代基( n h 2 ，c h o ，o h ，s t 0 的污染物，很容易受到电子诱导和共轭 效应的影响，与生物大分子如蛋白质、d n a 发生作用，其它机理包括碳氧键加成和碳碳 双健加成等反应，具体的毒性机理随污染物种类、生物物种、具体的反应部位的变化而 变化。 但反应性化合物具有非专一性，有一类化合物如有机磷农药等可与大型涵( d a p h n i a m a g n a ) 体内主要功能酶( 乙酰胆碱脂酶、p 4 5 0 酶) 发生作用，将其致死，这类物质具有选 择性，因此称为特殊反应性毒性。 区别麻醉性与反应性毒性的方法是比较该物质的实际毒性效应与按照麻醉性毒性所 预测的数值。如果实际毒性超过预测毒性的2 倍以上，则应属于反应性毒性。 1 3 毒性实验及其统计处理方法 大型潘( d a p h n i am a g n a ) 是淡水生态系统食物链的重要环节之一，具有繁殖率高、易 处理、重复性好等优点，经常作为环境毒理学标准受试生物1 5 , 6 1 ，以涵类为受试对象的毒 性实验方法在水生生态系统毒理学研究中有着重要的意义。 目前就大型潘毒性实验种类而言，按照实验时间的长短，可分为急性毒性实验f 2 4 、 4 8 、7 2 、9 6 h ) 、亚致死性毒性实验、慢性毒性实验，更有研究人员从分子水平上探讨了 污染物对大型潘毒作用机理。下面就各实验及其统计方法做一综述。 大连理工大学硕士学位论文 1 3 1 急性毒性实验 急性毒性实验评价方法具有通用性，适用于评价污染物对多种生物的毒性效应，大 型澄仅是其中一种。 ( 1 ) 单一物质急性毒性实验 概率单位法【7 】 当剂量对数与反应之间存在正态曲线的关系时，将该曲线转化为标准正态分布曲 线，以其横轴表示标准正态离差( d ) ，当d - 2 时，死亡率接近1 0 0 ；ds 2 时，死亡 率接近0 。为了消除标准正态离差的负号，将其值一律加5 ，称为概率单位。经概率单 位换算后的对数剂量反应关系可转化为直线关系，概率单位等于5 时对应的反应即为 c 5 0 ，且陔关系表示的死亡率处于1 至u 9 9 之间。l o g e g o 的9 5 可信限为： l o g e g o = l o g e c s o 1 9 6 瓯 ， 一! 最= ( 2 ) 2 d ( 1 2 ) b 为当死亡率以概率单位表示时，死亡率与浓度对数之间拟合直线的斜率；为实验动物 总数。概率单位法具有简便、快捷等优点，但该方法要求在g g 0 两侧，剂量反应曲线呈 对称分布，因此对方法的使用造成一定的局限性。 s p e a r m a n - k a r b e r 法嘲 浚法要求实验符合下列要求：( 1 ) 每个实验组动物数相同：( 2 ) 各组间剂量按等比级数 设置；( 3 ) 最大剂量的死亡率最好为1 0 0 或与之接近，最小剂量的死亡率最好为0 或 与之 _ 赉近，计算公式为： l o g e c s o = 以- i ( e p - 0 5 ) ( 1 3 ) 1 , 8 一二羟基葸醌和l - 氨基蒽醌对太蚺( d a p h n i am a g n a ) 的毒性效应研究 其中为最大剂量的对数；f 为相邻组剂量比值的对数；e p 为各组死亡率f f o , c a 和。 l o g e c s o 的9 5 可信限为： l o g e c s 。= l o g e c 5 0 1 9 6 既 瓯= i ( z p q ) ( 1 4 ) ( 1 5 ) 其中，p 为一个组的死亡率；q 为相对存活率；以为各组实验动物数。 t r i m m e ds p e a r m a n - k a r b e r 法1 8 1 该法与寇氏法类似，但允许选择一个整理参数，以便对死亡率数据进行整理。该 法分如下几个步骤进行： ( 1 ) 对死亡率口i ) 进行调整，如果死亡率数据不满足p ls 如季s 娟的条件，则需要 进行调整。办法是如果p k - i p k ，则令p k 1 = p k = ( p k - 1 + p k ) ( n k - l + n k ) ，并一直进行 此过程，直到满足单调递增的条件为止。这里p 代表死亡率，r 代表死亡的动物数，n 代表每组实验动物数，k 代表实验组数，i = 1 ，2 ，一k 。 ( 2 ) 对调整后的数据进行整理，选定一个参数a ( 05 数重0 5 ) 。办法是令p i i = 口i 国 ( 1 2 呻，如果p 1 值小于0 或大于1 ，则应将该数据点删除。画出) ( i 与p i 之间的散点图， 连接两点间的线段，根据直线内插法，求出相应于p k = 1 咧和p i ；“点的x i 值，这里x i = l o g c 。，c i 表示实验溶液的浓度。令p i = 0 ，相应于p i = a 点的x i 为x i ，p n = 1 ，相应于 p k = 1 a 点的k 值为x n ，这里1 1 表示经过整理后的实验组数。 ( 3 ) 经过上述交换后，相邻的实验溶液的浓度值形成了n 1 个数据区间，分别是。( 1 ， x 2 ) ( x 2 ，x 3 ) ，( x n 1 ，x d 则l o g , e g o 的估计值为：l o g r g o = j p j 1 ) ( 玛1 + 玛) 忽， i - 1 ，2 ，“r l 。 ( 2 ) 联合毒性 标准急性毒性实验具有简便、快速、费用节省、实验结果变异性小、重复性好等优 大连理工大学硕士学位论文 点，因此应用广泛，已有很多管理措旌依据大型湮急性毒性实验结果制定。但是在环境 中由于化学物质之间的相互作用而出现不同于单一化学物质的毒性。单个污染物的环境 效应，并不能真实地反映污染物对人类和其它生物的危害，同时以单一毒性效应制定的 有关评价标准无法真实反映环境质量要求，必须选择合适的方法对混合物毒性进行综合 评价【9 】，所以进行联合毒性研究具有很重要的现实意义，它能为水质标准的制定和生态 风险评价提供更可靠的依据。 联合毒性按作用方式可分为相加作用、协同作用、拮抗作用、独立作用等。其分类 依据见表1 1 。 早期，评价物质的联合毒性时经常使用毒性单位法。毒性单位【1 4 1 是指当实验溶液的 毒物浓度等于该毒物对某种水生生物的某一效应浓度时，则实验溶液对水生生物的毒性 强度就为一个毒性单位，根据这个原理，混合物中第i 组分的毒性单位可以表示为： t u ? = c i e c ( 1 6 ) c ，指混合物中i 组分的浓度。若令m = et u t ，则当m = i 时，混合物对水生生物存在潜 在的危害。该方法较为简单，但同时较为粗略，不能准确的反应混合体系对生物的影响。 m a r k i n g 和x u 【”，1 6 】在毒性单位概念的基础上提出了相加指数法：当上述mg 时， 令a i = 1 ( 1 一m ) ；当m i 时，令灿= m 一1 。若a i ；0 ，为简单的相加作用；a i o 时，为协同作用。 1 9 8 9 年，c h r i s t e n s e n 和c h e n 在分析二元和多元混合物的联合效应时提出了相似性 参数方法( 又称等效应曲线法) 【”，1 8 1 ，如图1 , 2 所示。其中m t a ( m o r e t h a n a d d i t i o n ) 指大于 相加作用tc a ( c o n c e n t r a t i o na d d i t i o n ) 为浓度相加，i a ( i n d e p e n d e n ta c t i o n ) 。l t a ( l e s st h a n a d d i t o n ) ，n a ( n oa d d i t i o n ) ；a ( a n t a g o n i s m ) ，对于二组分的混合物来说有如下方程： ( r u 。) “。+ ( t u 2 ) 7 “= 1 ( 1 7 ) ) 、为描述混合组分毒性作用方式相似程度的参数，当h = l 时，为简单相加作用：当h l ! ：! 三燮堕墼塑! 垒苎蔓型奎型堡丝g 丝竺趔妻丝塾壅堡窒 协同作用；当k l 时为拮抗作用或者小于相加作用；当瑚时，为独立作用- 表1 1 联合毒性作用方式及其分类依据表 t a b l e1t h ep a 仕e mo f 枷肼a c t i o na n dp r i n c i p l eo f c l a s s i f i c a t i o nf o r j o i n ta c t i o n 毒性作用方式分荚依据 拮抗作用( 衄t 船嘶锄) 1 o 】 独立作用( 矾e p d e n ta c t i o n ) t 删 部分相加作用( p a m a la d d i t i o n ) t 1 1 】 协同作用( s y n e 哂豇n ) ( 1 o 】 增强作用( p 0 t e r n i a t i o n ) 1 2 j 抑制作用h i b ) 【1 3 】 ( c h e m i c a la n t a g o n i s m ) 1 3 化学协同( c h e r n i c a ls y n e r g i s m ) 1 3 l 复杂毒性( c 铡叩l e xt o x i c i t y ) 1 3 】 两种或两种以上物质同时作用于生物体，其联合毒 性小于单个化学物质毒性的总和。 单一物质毒性作用部位，机理各不相同，在生物体 内的作用互不影响，混合物毒性大于单种物质。 各物质作用机理部分相似，其毒性介于独立作用和 相加作用之间。 各物质毒性作用机理相似，当混合在一起时可以用 一种物质代替其它物质，混合物联合毒性为单个物 质毒性之和。 多种化学物质联合毒性大于单个物质毒性的总和。 一种物质单独存在时对生物体无毒性，但同其它物 质同存时可增加其毒性。 一种物质单独存在时对生物体无毒性，但同其它物 质同存时可抑制其毒性。 组分间可发生化学反应，反应后生成物毒性小于各 组分毒性相加之和。 组分间可发生化学反应，反应后生成物毒性大于各 组分毒性相加之和。 当三种或三种以上物质同时存在时，其毒性无法用 上述任何一种作用描述，单个物质毒性及其作用方 式不足以反应混合物毒性 大连理工大学硕士学位论文 m o w a t 等人采n 妻i - f 方法计算并实验研究了金属混合物的毒性： l o g c f = 聊，l o g f f + t o g e c 5 w ( 1 - 8 ) r ：生五 i | i ( 1 9 ) 图1 2 二元混合体系等效应曲线图 f i g 1 2 i s o b o l o 鲫f o rt w ot o x i c a n t sm i x t u r e 其中c ，指混合物中组分i 的浓度：l 表示组分i 对某一终点抑制的量度；m f 是反 映组分i 同靶位点结合程度的量度；矗表示某效应的初始值，而厶则表示t 时间时该 效应的表现值。当f ，= 0 时，c f 即为该组分的半数效应浓度。对3 组分混合物体系 而言，组分间相互作用， r 。用式1 1 0 表示： f m ，= f l + f 2 + r 3 + r l r 2 + i 1 r 3 + r 2 r 3 + r 1 f 2 f 3( 1 1 0 ) 将比例常数d ，觑组分1 同组分2 及组分1 同组分3 的浓度比值) 引入到式1 8 中，则 r l ，r ：，r ：可表示为： ! ：! ：三塑茎蔓曼塑! 妻苎蔓里燮型垦塑望塑竺型堕童丝墼查堕壅 一 一一 f ，= g ( e g 。，) 】1 7 r ：= 【c 】( a e c ，0 2 ) r 7 f ，= f q ( o e g ) 】“ ( 1 1 1 ) ( 1 1 2 ) ( 1 1 3 ) 将1 1 1 1 1 3 式代入到1 1 0 式中，贝4 其变为浓度c ，的函数a 当r 。，= 0 时，c k 即为 陔会属混合物的对此终点的半数效应浓度，对应组分l 的浓度为c 1 ，令局表示其在混 合物中的比例，则： 瞩矿耻鲁 ( 1 1 4 ) 当混合物毒性实测值大于计算值时，其毒性作用方式为协同作用；当小于计算值时 为拮抗作用；两者值相当时为相加作用。该研究同时表明金属混合物毒性作用方式可随 着污染物浓度的改变而改变。 无论是m o w a t 提出的计算方法，还是上述任何一种方法，当应用到金属混合物时都 具有一定的局限性：1 ) 该方法基于假设：混合物之间的毒性作用为相加作用嗍；2 ) 只能 给出污染物毒性的定性信息( 协同，拮抗，相加) ，无法对混合物的浓度及其毒性高低进行 量化；3 ) 当协同或拮抗效应存在于3 组分或更复杂组分时，无法解释该效应发生的原因； 4 ) 金属混合物毒性作用方式具有浓度依赖型，现有模型无法对其进行预测。而且由于混 合体系物质浓度及种类的变化，使得研究人员无法对其一一测定，因此利用多组分混合 物中单个物质毒性的相关信息，建立相应数学模型，研究并与预测混合体系毒性大小成 了解决上述问题的关键。 r e n 等人1 2 l j 提出了一种经验方法，该方法主要采用2 水平因子设计对混合物毒性进行 定量。因子指混合物中的组分，组分浓度通过下式进行转化，因此每个因子具有水平最 小值1 和最大值1 ： 大连理工大学硕士学位论文 c e o d e d = 篙芝警 ( 1 1 5 ) 对于2 水平、n 组分系统而言，共存在2 n 种组合。以2 因子混合物为例，某一终点 抑制程度同混合物浓度的关系可用1 1 6 式表示： b l r ( ) = 6 0 + 6 l c 厶。+ 屯：+ 6 1 2 c o - i 。： ( 1 1 6 ) 其中b o 为常数：b 1 ，b 2 为组分1 ，2 单独作用时的系数；b 1 2 为两者毒性相互作用系数，4 个方程，4 个未知数，通过实验结果与1 1 6 式结合，可以求解出各项前的系数，从而得 出一个关于污染物浓度与抑制度的关系式，此式可用于预测任意浓度组合金属混合物的 联台毒性，对于污染物毒性作用方式随着浓度改变的情况也具有很好的预见。用前人研 究的结果对该方法进行验证，结果表明该具有很好的预测性，克服了上述模型存在的缺 点。但模型假设毒性与剂量之间存在线性关系，因此当浓度很高或很低时，剂量反应会 超出1 0 0 或出现负值，给模型的使用带来一定局限性。 1 3 ，2 亚致死毒性实验 研究表明，污染物对大型涵( d a p h n i am a g n a ) 等浮游动物的影响首先表现在其生理和 行为上的变化( 如呼吸率、游泳能力、摄食能力) ，进而影响其生长繁殖，这些变化可作为 评价污染物毒性强弱的灵敏指标吲。 游泳能力：1 9 9 8 年，b a i l l i 砌等人嘲用图像分析法测定大型涵游泳平均速度，并建立 相应数学模型，发现该方法可以用作评价污染物对其亚致死性影响的有效方法。w o u 等 人口4 】用上述方法测定了亚致死浓度下镉对大型潘游泳能力的影响，发现施加镉后以及镉 与高温同时存在的条件下，其游泳能力显著降低。 摄食能力：m c 、v i l l i 锄等人嘲比较了几种农药对大型涵的e 岛和亚致死浓度下以摄食 为终点指标i j 句i c s o ，结果表明，大多物质，c 溯较工c 卯小，即以摄食率作用终点指示较死 1 , 8 二二羟基蒽醌和1 艇葸醌对大型搔( d 础n 出w 移曲的毒性效应研究 亡率指标敏感的多，是种潜在的、较有用的毒性指标。通常以滤过速度和摄食速度表 征大型潘摄食能力，v i l l m r o e l 等人 2 6 1 发现，当将大型潘暴露于亚致死浓度下的敌稗( 除 草剂) 时，其摄食速度从对照值的3 2 3p 酌下降到最高浓度的1 7 9g l h ，而其吞食速度也 从1 3 3 x 1 0 3c e l l s 下降n 5 8 7 x 1 0 3 e e l l s m l ，对大型浯摄食产生很大抑制。在四氯二苯砜中暴 露5 h 的大型涵对眼状微绿球藻的摄食率已明显下降闻，亚致死浓度下的林丹、二氯苯胺 和五氯苯酚也明显降低了大型泽对绿藻的渗透率和消化率田1 。 趋光行为：早在1 9 9 2 年，h i c k 啦弗r 等1 2 9 】建议用大型涵的趋光行为来监测亚致死浓度 的有毒化合物，1 9 9 9 年，m i c h e n 等d o 进一步验证了用单种克隆大型潘的趋光行为作为指 标所得p e p 的监测限0 8m g 儿，低于其2 a h l c s o 。 蜕皮行为：污染物可引起大型潘蜕皮周期的变化，蜕皮频率作为大型潘对污染物的 亚致死效应已经引起人们的重视p 1 1 。在7 5f g l 的对硫磷介质中，大型涓蜕皮次数增多p 2 】， d e p ( 邻苯二甲酸乙二酯) 对潘的蜕皮时间有影响 3 3 1 ，以潘的蜕皮时间变化指示实验终点得 出d e p 的l o e c 为2 2 41 1 1 州圳。 1 3 3 慢性毒性实验 对环境管理和环境科学研究来说，慢性毒性实验比急性更重要。污染物的慢性毒性 可引起水生生物发育迟缓，繁殖率下降、造成水生生物种群变化，危害生态健康。研究 污染物的慢性毒性效应有助于阐明他们对水生生物的慢性毒理学效应和对水生生态系统 的危害 ，而污染物在真实环境中由于稀释等作用，使其浓度较低，因此，急性毒性实 验无法准确预测污染物的长期环境行为。 o e c d2 l 天繁殖实验是慢性毒性实验中经常采用的标准方法嗍，考察污染物慢性毒 性效应的参数包括：大型潘( d a p h n i a 聊叼曲体长、平均寿命、第一代繁殖时间、受试时 间内每个成湮繁殖幼潘总个数、总代数以及平均每代繁殖个体数等。v i l l 町o e l 等人陶 发现当大型潘暴露于亚致死浓度的除草剂敌稗 d p 卸i i ) 长达2 i 天对，其繁殖能力显著下 降t 表现为：第一代繁殖时间的延长，平均每代繁殖个体数的减少等，但同时发现繁殖 参数比平均寿命敏感的多，后者不足以表示污染物的毒性效应。张彤等人吲用上述方法 大连理工大学硕士学位论文 研究了硫氰酸钠、二甲基甲酰胺、乙腈、丙烯腈对大型涵的毒性效应，同样发现繁殖参 数比死亡要敏感的多。多效唑对母涵以及f l 和f 2 代幼潘的存活率、生长发育、繁殖等均 有较大影响f 3 8 j 。 大型涵2 l 天存活繁殖实验直是评价和监测污染物对无脊椎动物慢性毒性的标准方 法，但实验周期长、费用高。8 0 年代初，人们开始研究缩短大型潘慢性实验周期的可能 性。1 9 8 5 年，a d a m s 3 9 1 用大型潘进行t 3 0 + 2 1 天慢性毒性实验和1 8 个急性毒性实验，发 现1 4 天的数据可以准确的估计出2 l 天繁殖和存活的m h t c ( 最大可接受毒物浓度) ，并建议 将2 l 天实验缩短7 天，改为1 4 天，此建议得到其他研究人员的支持。张彤等人 4 0 1 使用上述 方法对丙烯腈和乙腈毒性进行研究，结果与2 1 天实验得到的结论一致性较好。g u i l h e r m i n o 4 1 1 将大型潘暴露于亚致死浓度的溴化钠、镉、三氯苯胺、对硫磷中，发现第一代繁殖后 得到的结果完全可以预测2 l 天慢性毒性实验结果，因此，可以将实验时间缩短到第一代 繁媲时间。 从种群角度研究污染物对大型潘的毒性效应，比其它以个体为研究对象的方法具有 较多优点，因为种群参数( 内禀增长率：力包含了生命周期内污染物对种群的致死及亚致死 效应，是判断污染物毒性的重要参数2 _ - - t 4 2 - 。因而，现在越来越多的研究人员将该参 数纳2 , n 评价污染物的毒性中来。，可通过下式计算【4 5 】： l , m , e = l ( 1 1 7 ) 式中， ：存活到年龄t 的大型潘的比例；m ，：年龄t 的繁殖情况( 存活到年龄t 的每个大 型浸繁殖幼潘的个数) ；f ：时间( d ) 。 r i k e r 模型 4 “砷可用于模拟污染物作用于生物体后，其种群动力学变化趋势，如下式 所示： = n , e x p ( 一争 ( 1 1 8 ) 1 , 8 二羟基葸醌和1 一氨基蒽醌对大型涟( d 叩 ，出m a g n a ) 的毒性效应研究 但种群方法也具有一定的局限性，单一物种实验结果比真实环境中多物种结果要敏 感的多 4 9 1 ，该方法只适用于推测半野外体系中生物的保护浓度，基于多物种实验结果制 定排放标准就交得尤为重要，但与此同时，实验周期、费用也随之增加。 由于急、慢性毒性实验自身固有的局限性，在一定范围内都存在不适用性【1 2 】，如研 究p p t 、毒杀芬等持久性污染物对环境影响时，急性毒性实验则不能给出污染物对环境 影响的确切信息；而当评价雨后农药对水生生态系统的影响时，慢性毒性实验则不使用。 从微观水平( 污染物对大型强的生物化学效应) 上研究暴露于污染物后大型潘的特异性反 应可以克服上述缺点。研究主要从大型湮体内的主要功能酶着手，包括乙酰胆碱酯酶、 羧酸酯酶、p 4 5 0 酶等，而且目前多集中在农药方面【1 勰m 3 1 ，该部分内容将在第二章酶反 应毒性中详细讲述，此处不再赘述。 大连理工大学硕士学位论文 2 污染物对大型潘印砌勿m a g n a ) 毒性研究进展 2 1 污染物对大型涵印砌函脓移功毒作用方式及能量分配影响 b a r a t a 等人认为1 5 4 能量进入体内后，代谢过程如图2 。l 中左图所示，其中e a ( e n e r g y a c q l l i s m o n ) 代表获得的总能量；m i a i m 觚c e ) 是用于维持自身生存的能量； r ( r e p r o d u c f i o n ) 指分配到繁殖过程的能量：g c g r o w t h ) 是用于自身生长的能量，此图为 正常的能量分配图。但暴露于污染物后，其能量代谢、生理过程将发生各种形式的变化。 e a a s - _ l - 一r 固 j b l b 2 c l j i _ _ n j t s - _ n j t 图2 1 毒作用方式及污染物对大型涵能量代谢过程影响图 f i g 2 1m o d e so f a c t i o na n d e f f e c t sf o rp o l l u t a n t so ne n e r g ym e t a b o l i s mo f d a p h n i am a g n a 污染物可在不干扰大型潘( d a p h n i am a g n a ) 能量分配的前提下，同其体内主要功能酶 反应，而将大型潘致死，如图a 所示，该毒性作用方式属于反应毒性。而有一些物质可 n 一 八v o s n 1 i r 八v。 - s 通过干扰其总能量摄入，使分配到各生理过程的能量减少，对大型潘生存、生长、繁殖 产生不利影响( 图b 1 ) ：或在总体能量不变的情况下影响其分配，使能量主要用于维持自 身生存，以致抑制大型涵生长、繁殖，产生亚致死作用( 图b 2 ) 。大型涵主要依靠捕食进 行能量输入【55 1 ，而捕食是依靠其触角的移动及神经的调节作用进行的口6 1 ，因此可将对大 型骚具有上述影响的物质归为神经毒素，属于麻醉毒性：最后，污染物还可通过干扰大 型潘体内的激素水平，调节其能量分配或影响其它生理功能，使其能量主要用于繁殖或 生长( 图c 。，c 2 ) ，这种作用方式属于内分泌干扰物的范畴，反之亦然。下面就近年来上 述三个方面的研究进行综述。 2 2 酶反应 有机磷和氨基甲酸盐杀虫剂可通过同酶活性部位相结合，或使酶磷酸化，抑制包括 胆碱脂酶和羧酸酯酶在内的b 类酯酶。胆碱脂酶中乙酰胆碱酯酶是有机磷和氨基甲酸盐杀 虫剂的靶位点，其主要功能为水解乙酰胆碱，使生物免于神经中毒。羧酸酯酶可水解一 系列外源、体内固有的酯类物质，可通过两个途径保护机体免受有机磷和氨基甲酸盐毒 物的危害：1 ) 直接将连接在有机磷和氨基甲酸盐杀虫剂上的酯水解：2 ) 磷酸化。破坏 有机磷和氨基甲酸盐，减少其对乙酰胆碱酯酶的抑制程度。 对硫磷( p a r a t h i o n ) 对大型潘( d a p h n i am a g n a ) 活体乙酰胆碱酯酶的g c s o 与用组织匀浆 实验结果值相比，前者显著增大；对硫磷( p a r a t h i o n ) 对乙酰胆碱酯酶活性影响较小，但经 过体内系列代谢、生化反应过程后生成对氧磷( p a r a o x o n ) ，该物质对乙酰胆碱酯酶活性 有很大的抑制作用f 5 ”。而暴露于两种表面活性剂十二烷基苯甲基黄酸盐( d o & c y lb e n z y l s u l f o n a t e ) 、十二烷基硫酸钠( s o d i u md o d e c y ls u l f a t e ) 以及洗涤剂的混合物后，活体中 乙酰胆碱酯酶活性随污染物浓度升高丽显著降低，而匀浆中酶活性下降速度较为缓 慢，说明三种物质进入大型潘体内后，被代谢为毒性更高的产物，引起严重不利影响 。 毒死稗( c h l o r p y r i f o s ) 、四零四九( m a l a t h i o n ) 和克百威( c a r b o f u r a n ) x l 寸大型潘的2 4h l c s o 分别为1 2 8 ，1 2 3 8 ，7 6 2 9 3n m ，当加入两种不同的羧酸脂酶抑制剂三苯基磷酸盐 大连理工大学硕士学位论文 ( t r i p h e n y lp h o s p h a t e ) 和2 一( 0 一c t e s y ) 一4 h - 1 ，3 ，2 - b e i x z o d i o x a p h o s p h o f i n - 2 - o x i d e 后，其毒性 显著增大，2 4h 上c 南分别降低到o 7 2 2 ，8 9 3 ，1 1 1 4 5n m 和0 6 4 ，6 7 6 ，1 5 6 1 2n m ，说 明上述三种农药同羧酸脂酶有代谢反应后，对大型涵产生毒性作用，羧酸脂酶具有解毒 作用5 们。b a r a t a 等人【5 1 研究了有机磷杀虫剂对大型涵的毒性，发现对硫磷删p 袄羽：l i o n ) 可破坏大型泽( d a p h n i a , n a g n a ) 主要功能酶一乙酰胆碱脂酶，从而影响其个体存活率。同 对照相比涕灭威( a l d i e a r b ) ，敌敌畏( d i c h l o r v o s ) 在半数之死浓度时，可显著降低大型涵体 内乙酰胆碱酯酶水平。 黎艳霞等人【删研究发现4 种杀虫齐j ( 7 5 0 4 、敌百虫、西维因、溴氰菊酯) 对大型湮的羧 酸脂酶、磷酸脂酶、乙酰胆碱脂酶、谷光甘肽_ s - 转移酶有不同程度的抑制作用。研究表 b 强p 4 5 0 酶参与的细胞色素代谢过程可使化合物毒性降低或加剧1 5 2 ，5 3 1 ，如当大型潘暴露于 二嗪农( d i a z i n o n ) 时，毒性较大；如在溶液中加入胡椒基丁醚( 单独存在时对大型潘没有毒 性，但可抑制p 4 5 0 酶活性) ，毒性明显刚氐，这表明j f l ；p 4 5 0 酶参与此农药代谢，代谢产物 毒性比污染物本身大的多，抑制剂的存在使p 4 5 0 酶活性降低，从而使代谢产物减少，毒 性降低。s h i a i l 等人【强】研究发现当大型骚暴露于亚致死浓度的毒杀芬c r o x a p h 肌e ) 长达6 天时，其子代雄性个体数明显增加，随着时间延长，暴露时间高达8 天以上时，子代雄性、 雌性比例回复正常，表明大型潘对毒杀芬( t o x a p h e n e ) 产生了适应性；如在暴露的同时加 入胡椒基丁醚，则其死亡率增加，繁殖个体数减少，这证明了大型 潘p 4 5 0 酶使毒杀芬 ( t o x a p h e n e ) 毒性降低，具有解毒作用。将大型潘暴露于多种重金属、有机物后，其消化 酶活性也有灵敏反应f 6 ”。 2 3 麻醉毒性 大型潘是一种低等雨又简单的生物，体内酶系较为简单，因此多数物质包括脂肪烃、 芳香烃、氯代烃、醇、醚、酮、醛、弱酸或碱等对其毒性属于麻醉毒性，目前已有大量 文献报道。y e n 等人陌习研