持久性有機(jī)污染物對藻類生態(tài)毒理研究進(jìn)展

曲 瑩,周海龍,董 方3,薛欽昭

(1.中國科學(xué)院 煙臺海岸帶研究所,山東 煙臺 264003;2.海南大學(xué)生物系,海南 ?？?570228;3.中國科學(xué)院 海洋研究所,山東 青島 266071;4.中國科學(xué)院 研究生院,北京 100049)

隨著人們對海洋生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)意識的增強(qiáng),很多學(xué)者對造成海洋污染的成因、機(jī)理、污染物對海洋生物的生態(tài)毒理進(jìn)行了深入的研究[1-5]。近年來,持久性有機(jī)污染物(persistent organic pollutants,POPs)對海洋生物生理和生化過程的影響已成為該領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。

1 POPs的發(fā)現(xiàn)及新型POPs記錄

1964年,Jensen用氣-液相色譜法從野生生物樣品中分離有機(jī)氯農(nóng)藥,發(fā)現(xiàn)了一個(gè)未知峰[6],1966年這些未知峰被確定為多氯聯(lián)苯(PCBs)。此后,陸續(xù)有學(xué)者發(fā)現(xiàn) PCBs及其他有機(jī)化合物在全世界的海洋底泥、無脊椎動物、魚及其他生物體內(nèi)也有殘留,至今已無處不在[7]。這類持久性有機(jī)污染物具有持久性、生物富集性、半揮發(fā)性和毒性,能在大氣環(huán)境中遠(yuǎn)距離遷移并沉積,對人類健康和環(huán)境造成嚴(yán)重危害[8]。為控制POPs對環(huán)境繼續(xù)造成污染,2001年5月,中國簽署了《斯德哥爾摩持久性有機(jī)污染物公約》,對12種POPs的生產(chǎn)和使用加以限制。然而,隨著環(huán)境污染日趨嚴(yán)重及各國學(xué)者對 POPs污染的研究深入,人們發(fā)現(xiàn)對環(huán)境安全造成威脅的POPs遠(yuǎn)不止這12種,如PBDE (polybrominated biphenyl ether,多溴聯(lián)苯醚)、BDE (polybrominated biphenyl ethers,多溴二苯醚)、PFOS (peifluorooctane sulfonate,全氟辛烷磺?；衔?、PFOA (perfluorooctanoic acid,全氟辛酸)、2,4-DCP (2,4-dichlorophenol,2,4-二氯酚)等新型POPs陸續(xù)為文獻(xiàn)報(bào)道。這些POPs是設(shè)計(jì)用來替代那些被禁用或過時(shí)的 POPs,或者是一些已經(jīng)使用多年但近期才發(fā)現(xiàn)可以在生態(tài)系統(tǒng)中富集、危害可能性增大的環(huán)境污染物;新型POPs還有另一個(gè)可能的來源是存在于環(huán)境中的有機(jī)化學(xué)物質(zhì)通過物理或生物降解成為毒性更大、更容易被生物富集的形式如PFO (烷基酚和全氟辛烷磺?；衔?[9]。

2 POPs在海洋中的廣泛性和危害性

隨著被認(rèn)知的POPs種類的不斷增加,人們發(fā)現(xiàn)POPs污染問題越來越嚴(yán)重。通過陸源排放和大氣沉降等途徑,釋放于各種環(huán)境中的POPs最終進(jìn)入海洋,使得海洋成為POPs的重要聚集地,海洋生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性也因此受到嚴(yán)重威脅,這一情況已引起全球?qū)W者對海洋污染物來源研究的重視。以硫丹污染為例,來自美國、澳大利亞和印度剛果河流域[10-13]的調(diào)查數(shù)據(jù)顯示,徑流從土壤中帶來的硫丹可使其在這三個(gè)地區(qū)水域中的濃度分別升高到 13.4,45μg/L和66.5 μg/L,這些濃度已遠(yuǎn)高于對水生生物產(chǎn)生急性和慢性毒害作用的濃度 0.22 μg/L 和 0.05 μg/L[14]。很多種類的 POPs都被證明具有生物富集效應(yīng)和生物放大效應(yīng)[15-20]。POPs在海洋生態(tài)系統(tǒng)中隨著食物鏈的延伸而遷移,最終將對食物鏈的最高營養(yǎng)級——人類的健康造成嚴(yán)重威脅。因此,國內(nèi)外對于可供食用的海洋動物體內(nèi)POPs濃度水平的研究較多[21-22],而POPs對藻類生態(tài)毒理研究部分則相對較薄弱。

3 POPs藻類生態(tài)毒理研究

藻類是整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動的重要基礎(chǔ),其本身的生長和代謝會直接受到POPs污染的影響,進(jìn)而影響到初級消費(fèi)者及高級消費(fèi)者的正常生長和生理過程。藻類對于許多毒物比魚類、甲殼類更為敏感,而且藻類具有周期短、易于培養(yǎng)、可以直接觀察細(xì)胞水平上的毒性癥狀等特點(diǎn)[23]。利用藻類的這些生物學(xué)特點(diǎn)進(jìn)行生態(tài)毒理學(xué)研究,有助于我們客觀了解和準(zhǔn)確評估 POPs對整個(gè)海洋生態(tài)系統(tǒng)造成的威脅,為阻斷 POPs在食物鏈中的傳遞,降低和避免對人類健康造成的危害,為解決中國海洋環(huán)境POPs污染問題提供科學(xué)依據(jù)。

3.1 POPs對藻類生長的毒性效應(yīng)

許多研究結(jié)果表明,在POPs暴露和脅迫下,藻類生長受到明顯的影響。Delorenzo等[24]在研究中發(fā)現(xiàn),綠藻(Pseudokirchneriella subcapitatum)在硫丹中暴露的 EC50濃度為 427.8 μg/L。在室內(nèi)試驗(yàn)中,當(dāng)PFOS的濃度高于50 mg/L時(shí),羊角月牙藻(Selenastrum capricornutum)和小球藻(Chlorella vulgaris)的生長會被顯著抑制[25]。但有些種類的藻在一定濃度范圍內(nèi)的某種POPs中還能正常生長。小球藻(Chl.fuscavar.vacuolata)和項(xiàng)圈藻(Anabaena varialilis)在有5～40 nmol/L濃度DNP存在的條件下能夠正常生長并表現(xiàn)出較高的富集DNP的能力[26];小球藻(C.vulgaris)和Coenochloris pyrenoidosa在 24 h光照培養(yǎng)下, 5 d內(nèi)在50 mg/L的p-chlorophenol和p-nitrophenol環(huán)境中能對兩種有機(jī)污染物進(jìn)行富集[27];扁藻(Tetraselmis marina)還能通過與葡萄糖共轉(zhuǎn)移的方式將 2,4-DCP類化合物富集,從而降低其對藻體產(chǎn)生的毒性[28]。

3.2 藻類抗氧化酶防御系統(tǒng)對 POPs的響應(yīng)

許多毒性物質(zhì)的致毒機(jī)理在于能夠誘導(dǎo)細(xì)胞產(chǎn)生大量活性氧(reactive oxygen species,ROS)而對機(jī)體產(chǎn)生各種損害,誘發(fā)細(xì)胞抗氧化酶系統(tǒng)活性增強(qiáng),加快ROS清除過程。抗氧化酶系統(tǒng)涉及的抗氧化酶包括抗壞血酸過氧化物酶(APX)、超氧化物岐化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)、谷胱甘肽過氧化物酶(GPX)、過氧化氫酶(CAT)和谷胱甘肽還原酶(GR)等。由于抗氧化防御系統(tǒng)對污染物脅迫相當(dāng)敏感,因此在指示污染物脅迫的早期預(yù)警中發(fā)揮巨大的作用[29]。不同的POPs對同一種生物的抗氧化防御系統(tǒng)產(chǎn)生的影響不同,不同種類的抗氧化酶對POPs脅迫的響應(yīng)也不盡相同。當(dāng)金魚藻(Ceratophyllum demersum)暴露于10 mg/L的1,2-DCP和10 mg/L 的1,4-DCP中時(shí),GST活性顯著增高;當(dāng)二者的濃度達(dá)到5 mg/L的時(shí)候,POD和GR的活性就顯著增強(qiáng)[30]。乙氧氟草醚(oxyfluorfen)和敵草隆(diuron)對斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)的單獨(dú)以及聯(lián)合作用24 h后的研究結(jié)果顯示：CAT、APX、GR和s-GST在乙氧氟草醚的刺激下活性增強(qiáng),而敵草隆未對 3種酶活性有顯著影響。乙氧氟草醚和敵草隆對S.obliquus的抗氧化反應(yīng)具有拮抗作用,但在酶水平上,只能觀察到對 CAT酶的拮抗表現(xiàn)[31]。通過對暴露于不同濃度的硫丹環(huán)境中水聚藻(Myriophyllum quitense)體內(nèi)CAT、GR、s-GSTs和m-GSTs活性變化的研究結(jié)果表明,硫丹濃度為 0.02 μg/L(淡水中最大安全濃度)時(shí)未能引起M.quitense體內(nèi)抗氧化壓力升高,但在試驗(yàn)中設(shè)計(jì)濃度0.5 μg/L和5 μg/L 時(shí)抗氧化酶系活性都應(yīng)激升高。藻類抗氧化酶防御系統(tǒng)對POPs與其他有毒物質(zhì)的響應(yīng)類似[32]。

3.3 POPs對藻類的毒性機(jī)制

目前,POPs對藻類產(chǎn)生毒性作用的機(jī)理還沒有統(tǒng)一的定論,不同的研究結(jié)果顯示POPs對藻類的毒性機(jī)制不同。首先,POPs的化學(xué)結(jié)構(gòu)會對其生物毒性產(chǎn)生決定性的影響。例如,氯酚能夠干擾細(xì)胞內(nèi)能量轉(zhuǎn)換過程,將氧化反應(yīng)和光合磷酸化反應(yīng)隔離或者干擾電子傳遞,從而對微生物產(chǎn)生毒害作用,其毒性隨苯環(huán)的氯化程度的升高而增高[33-34]。硝基芳烴對藻體可能是通過親核取代或氧化反應(yīng)而致變的,毒性差異主要是受取代基的影響[35]。其次,有研究表明,單硝基取代物的毒性取決于其疏水性,而二硝基取代物的毒性取決于其電子屬性[36]。另外,杜慶才等[37]對氯代芳香族污染物對羊角月芽藻(Selenastrum carpricornutum)的急性毒性試驗(yàn)結(jié)果表明,分子總能量TE是決定該組污染物毒性的關(guān)鍵參數(shù),TE越高,反應(yīng)活性越高,對藻的毒性也越大。除了POPs可能的致毒機(jī)理復(fù)雜多變以外,受試生物的不同也增加了致毒機(jī)理的不確定性。總之,POPs進(jìn)入藻類細(xì)胞以后對細(xì)胞造成毒性損傷且很難降解[38]。

藻類所在生態(tài)系統(tǒng)的實(shí)際環(huán)境遠(yuǎn)比實(shí)驗(yàn)室條件復(fù)雜,很多理化因子如水分、pH和紫外線(UV)等環(huán)境因素也會影響有毒物質(zhì)對其毒性作用。例如,UV可導(dǎo)致生物體內(nèi) ROS含量增加[39],同時(shí),植物體內(nèi)的PSII、蛋白質(zhì)和DNA、膜系統(tǒng)以及植物激素均為UV作用靶,因此,UV和有毒物質(zhì)的聯(lián)合脅迫往往導(dǎo)致生物體受到更為嚴(yán)重的傷害。例如,藍(lán)藻Plectonema boryanum遭受UV-B和Cd的聯(lián)合脅迫后,CAT和SOD活性均增高,UV-B輻射使質(zhì)膜透性增大,從而導(dǎo)致Cd吸收量增加,使得Cd對其毒害作用更強(qiáng)[40]。土壤鎘污染也會加劇 UV-B輻射對一種云杉(Picea abies)的損傷[41]。但目前未見有 UV和 POPs聯(lián)合脅迫對藻類毒理學(xué)的研究。

4 POPs對藻類生態(tài)毒理研究展望

前人的研究工作主要以藻類生境中 POPs種類和濃度定量描述、POPs急性和慢性毒理試驗(yàn)為主,試驗(yàn)的結(jié)果可以作為評價(jià)環(huán)境中 POPs毒性強(qiáng)度以及對海洋生態(tài)造成影響的參數(shù)之一,能夠反映污染物對生態(tài)系統(tǒng)在整體水平上的影響,但是隨著海洋環(huán)境污染程度的加劇和污染情況復(fù)雜性的提高,POPs對藻類的生態(tài)毒理研究還應(yīng)在以下幾個(gè)方面加強(qiáng)：

(1) 污染物對藻類毒害作用的本質(zhì)、POPs與藻細(xì)胞中蛋白、核酸等生物大分子之間的互作影響研究。

(2) 結(jié)合現(xiàn)代生物學(xué)方法與技術(shù)如差減雜交、差異顯示 PCR,利用基因在生物體內(nèi)的差異表達(dá)量作為生物標(biāo)記物,或找出POPs對藻類毒害作用的靶位點(diǎn)或靶分子,探索新的分子生態(tài)毒理學(xué)指標(biāo)。

(3) 不同種類的 POPs、POPs與其他污染物、POPs與其他理化因子如紫外線、水分和pH對藻類的聯(lián)合毒理作用研究。

(4) 用多項(xiàng)指標(biāo)綜合評價(jià)POPs對藻類的潛在影響,從而更有效地對POPs低劑量暴露的作用做出早期預(yù)警,對藻類個(gè)體、種群、群落和生態(tài)系統(tǒng)造成的環(huán)境影響做出更準(zhǔn)確的預(yù)測。

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