萬翔，薛慶舉，顧毓蓉，謝麗強(qiáng),*

1. 中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008 2. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049

由于人類活動的加劇，特別是化工、醫(yī)藥和農(nóng)藥等生產(chǎn)工業(yè)的迅速增長，導(dǎo)致生活用水量和工業(yè)用水量迅速增加，同時造成污染物的產(chǎn)量和種類不斷增加，當(dāng)這些攜帶多種污染物的水體進(jìn)入湖泊等地表水后，引起了多種嚴(yán)峻的水環(huán)境污染問題，最終造成了水體復(fù)合污染的特征[1]。一方面，富營養(yǎng)化和氣候變化加劇了藍(lán)藻水華在全球淡水生態(tài)系統(tǒng)的不斷擴(kuò)張，藍(lán)藻水華的大規(guī)模暴發(fā)及其產(chǎn)生的藍(lán)藻毒素已經(jīng)成為很多國家面臨的主要的水環(huán)境問題[2]。另一方面，水生態(tài)系統(tǒng)正在面臨著多種其他有毒污染物的環(huán)境問題，目前受關(guān)注較多的有重金屬、持久性有機(jī)物污染物以及各種新型污染物等[3-4]。在眾多藍(lán)藻毒素類型中，由于微囊藻毒素(microcystins, MCs)具有肝毒性且可促進(jìn)腫瘤的活性，它被認(rèn)為是最普遍且毒性最大的一種藻類毒素[5]。在大量藍(lán)藻衰亡期間，高濃度的MCs與其他環(huán)境污染物共存于水環(huán)境并可能發(fā)生相互作用，進(jìn)一步影響彼此在生物體內(nèi)的轉(zhuǎn)化代謝和毒性效應(yīng)，甚至對生物造成更嚴(yán)重的毒性作用。因此，環(huán)境污染物的毒性研究不能僅局限于傳統(tǒng)單一污染物急性毒理學(xué)研究所得到的結(jié)果，而應(yīng)更多地關(guān)注多種污染物在環(huán)境相關(guān)濃度暴露下生物體在組織、細(xì)胞和分子水平上的響應(yīng)[6-7]，研究MCs與共存環(huán)境污染物復(fù)合污染的生態(tài)效應(yīng)是完善藍(lán)藻水華風(fēng)險評價的重要環(huán)節(jié)。

1 微囊藻毒素的產(chǎn)生和危害(The production and hazards of microcystins)

MCs可以由多種藍(lán)藻產(chǎn)生，主要包括微囊藻(Microcystis)、魚腥藻(Anabaena)、顫藻(Oscillatoria)、念珠藻(Nostoc)、束絲藻(Aphanizomenon)和浮絲藻屬(Planktothrix)等。MCs是由7個氨基酸組成的單環(huán)七肽，它的結(jié)構(gòu)如圖1所示。由于X和Y這2個位置的氨基酸可以由不同的氨基酸組成，因此目前已發(fā)現(xiàn)超過200種不同構(gòu)型的MCs[8]，而當(dāng)X和Y這2個位置分別由亮氨酸(Leu)和精氨酸(Arg)取代時，構(gòu)成了水體中最為常見的MC-LR。由于MCs的環(huán)狀和間隔雙鍵的結(jié)構(gòu)特性，在自然水體中，它的物理化學(xué)性質(zhì)都相對穩(wěn)定，且傳統(tǒng)的水處理方法不能有效地去除MCs，因此MCs的存在對飲用水的安全構(gòu)成了潛在的威脅[9]。

圖1 微囊藻毒素的通用結(jié)構(gòu)體Fig. 1 The chemical structure of microcystins

MCs主要以胞內(nèi)毒素形式存在，但是當(dāng)大量藻細(xì)胞死亡衰敗時，胞內(nèi)MCs也會釋放到水體中，對水生生物和人體健康造成潛在的威脅。近20年來，國內(nèi)外因MCs引起的水生動物、鳥類和畜類甚至人類染毒事件頻繁發(fā)生[10-13]。MCs的致毒機(jī)理有多種，其中MCs對真核生物的最主要的機(jī)理是其能夠強(qiáng)烈并特異性地抑制絲氨酸和蘇氨酸蛋白磷酸酶1和2A的活性，進(jìn)一步引起細(xì)胞內(nèi)蛋白磷酸化和去磷酸化的失衡，最終導(dǎo)致細(xì)胞蛋白的過磷酸化[14]。此外，MCs還能夠引起生物體活性氧的(reactive oxygen species, ROS)的大量增加，導(dǎo)致脂質(zhì)過氧化，甚至?xí)斐蒁NA損傷和細(xì)胞凋亡[15-16]。通常人類暴露于MCs的主要途徑包括皮膚接觸、飲用受MCs污染的水源以及攝食了富集MCs的水產(chǎn)品，如魚類和貝類等[17]。人體接觸含MCs的水會出現(xiàn)皮膚過敏、眼睛不適等癥狀，長期飲用受MCs污染的水會導(dǎo)致腸胃炎、糖尿病等疾病的患病率增加，甚至誘發(fā)肝癌[18-20]。我國東南沿海地區(qū)高原發(fā)性肝癌發(fā)病率被證實(shí)與長期飲用含MCs的水有關(guān)[21]。MCs引起的最嚴(yán)重的人類中毒事件發(fā)生在1996年的巴西，由于當(dāng)?shù)氐囊粋€血液透析中心的透析液被藍(lán)藻毒素污染，最終導(dǎo)致126例患者出現(xiàn)亞急性肝臟毒性癥狀、約60例患者死亡的嚴(yán)重事故[22]。2014年夏季，北美五大湖之一的伊利湖暴發(fā)嚴(yán)重的藍(lán)藻水華，飲用水源被藍(lán)藻毒素污染，導(dǎo)致鄰近該湖的美國俄亥俄州托萊多市遭遇停水危機(jī)，美國俄亥俄州及密歇根州約40萬居民受影響[23]。因此，為了保障飲用水安全，世界衛(wèi)生組織(WHO)針對成人推薦的飲水中的MC-LR標(biāo)準(zhǔn)限值為1.0 μg·L-1，人均攝入MC-LR的限值為0.04 μg·kg-1·d-1[24]。

2 微囊藻毒素的污染現(xiàn)狀(Current status of microcystins contamination)

2.1 水體

MCs在全球淡水水體中廣泛分布(表1)。我國是一個湖泊眾多的國家，然而富營養(yǎng)化和藍(lán)藻水華的問題十分突出。一些大型湖泊中均能普遍檢出MCs的存在，其中我國太湖、巢湖和滇池MCs含量水平較高。Su等[25]于2013—2014年對我國太湖的研究發(fā)現(xiàn)，太湖胞內(nèi)MCs(IMCs)最高可達(dá)10.93 μg·L-1，其中MC-LR和MC-RR是主要的毒素異構(gòu)體。余麗等[26]對我國巢湖研究發(fā)現(xiàn)，巢湖IMCs和胞外MCs(EMCs)分別為0.12～6.45 μg·L-1和0.69～1.92 μg·L-1，MC-RR和MC-LR比例較高。Wu等[27]調(diào)查了我國滇池EMC-LR的含量，其最高濃度可達(dá)1.02 μg·L-1。我國通江湖泊鄱陽湖也檢測到MCs的存在，其中IMCs和EMCs最高可達(dá)2.30 μg·L-1和1.22 μg·L-1[28]。Xue等[29]研究發(fā)現(xiàn)，我國洪澤湖MC-LR的最高含量可達(dá)0.08～1.25 μg·L-1。萬翔等[30]在我國洱海的研究表明，洱海各個湖灣均普遍檢出MC-LR，其胞內(nèi)最高含量達(dá)2.17 μg·L-1。此外，夏季藍(lán)藻水華高發(fā)季，MCs在我國長江中下游等諸多淡水湖泊、水庫中均能普遍檢出[31]。國外藍(lán)藻水華引起的MCs污染問題同樣十分普遍。日本Suwa湖IMCs和EMCs最高分別可達(dá)184 μg·L-1和3.61 μg·L-1[32]。Loftin等[33]于2007年對美國全國1 161個湖泊調(diào)查發(fā)現(xiàn)，其中32%的點(diǎn)位均能檢出MCs，其平均濃度能達(dá)到3.0 μg·L-1。Orihel等[34]對加拿大246個水體、405個點(diǎn)位調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，41%的湖泊已經(jīng)超過WHO推薦的飲用水中MC-LR的濃度限值1 μg·L-1，其中檢出的IMCs濃度最高達(dá)到2 153 μg·L-1。Frank[35]對德國西南的眾多湖泊調(diào)查發(fā)現(xiàn)，其中25個湖泊IMCs最大值超過10 μg·L-1，而其中某湖泊IMCs甚至高達(dá)566 μg·L-1。印度MCs污染問題尤為突出，Singh等[36]對印度2個嚴(yán)重富營養(yǎng)的湖泊調(diào)查發(fā)現(xiàn)，Sankuldhara湖的IMCs最高可達(dá)39.60 μg·L-1，而Lakshmikund湖的IMCs水平更高，最高可達(dá)126.24 μg·L-1。可以看出，大多數(shù)淡水系統(tǒng)中MCs通常低于10 μg·L-1，但是當(dāng)大量藍(lán)藻死亡時，水體中的MCs也能達(dá)到mg·L-1的級別[5,37]，這將對水生態(tài)系統(tǒng)以及人類健康造成嚴(yán)重的威脅。

表1 全球部分水體中微囊藻毒素(MCs)的最大含量比較Table 1 A comparison of the maximum microcystins (MCs) concentration in some water bodies worldwide

2.2 沉積物

水華暴發(fā)后期，水體中的大量藍(lán)藻會下沉進(jìn)入沉積物中，從而在沉積物中度過漫長的冬季休眠期[38]，不少研究也發(fā)現(xiàn)沉積物中存在MCs的污染?？傮w而言，相比于水體中MCs分布、歸趨的研究，沉積物中MCs的相關(guān)工作開展相對較少。一般而言，藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā)的水體，沉積物中MCs含量也相對較高。Chen等[39]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，我國太湖梅梁灣表層沉積物中MCs含量隨深度增加而降低，MCs的含量在20.4～168.1 ng·g-1之間。Jiang等[40]對我國上海淀山湖研究發(fā)現(xiàn)，淀山湖沉積物中MCs含量呈逐年升高趨勢，近年其含量已高于4 000 ng·g-1。國外的一些水體沉積物中也有報道MCs的檢出，Zastepa等[41]對加拿大7個地理?xiàng)l件相似、營養(yǎng)級不同的湖泊研究發(fā)現(xiàn)，富營養(yǎng)化程度越高的水體，沉積物中MCs含量也越高，含量介于10～829 ng·g-1之間。Efting等[42]對美國3個湖泊研究發(fā)現(xiàn)，MC-LR最早在1832年已被發(fā)現(xiàn)，MC-LR的含量范圍為2～226 ng·g-1。土耳其某水源地沉積物中檢出的MC-YR含量于7.0～17.6 μg·g-1之間[43]。沉積物中MCs的來源除了水體中沉降的藍(lán)藻之外，最近的研究發(fā)現(xiàn)多種底棲藍(lán)藻也會產(chǎn)生MCs[5]，因此，開展對底棲藍(lán)藻群落的研究將有助于我們了解MCs在沉積物中的歸趨行為。

3 微囊藻毒素單一毒性及其與其他污染物共存的聯(lián)合毒性(Single toxicity of microcystins and its combined toxicity with other pollutants)

鑒于MCs在水環(huán)境中的廣泛分布，不少學(xué)者開展了MCs與其他環(huán)境污染物對不同生物體的聯(lián)合毒性的研究，然而相關(guān)研究主要以浮游動物和魚類等水生生物為受試體，缺乏對其他水生生物以及陸生生物的研究。從污染物的組合上看，包括MCs聯(lián)合其他藍(lán)藻代謝物、農(nóng)藥、重金屬、不同形態(tài)氮和其他有毒物質(zhì)。在表2中綜述了MCs與其他環(huán)境污染物的聯(lián)合毒性以及聯(lián)合毒性相互作用的類型。

表2 MCs與其他污染物的聯(lián)合毒性Table 2 Combined toxicity of MCs and other environmental pollutants

3.1 對水生生物的影響

3.1.1 浮游動物

浮游動物是水生態(tài)系統(tǒng)的初級消費(fèi)者，它們往往因?yàn)橹苯訑z食有毒藍(lán)藻而受到毒害作用。MCs對溞等浮游動物的急性毒性及對其生活史影響的研究已有不少報道，研究發(fā)現(xiàn)純化的MC-LR對不同枝角類蚤狀溞(Daphniapulex)和大型溞(Daphniamagna)的48 h半致死濃度(48 h-LC50)在6.5～20.3 mg·L-1不等[46-47]，MCs對溞的毒性作用與溞的種屬、生長時期密切相關(guān)。此外，研究發(fā)現(xiàn)相比純化的MCs，環(huán)境濃度的產(chǎn)毒藻類對Daphniamagna表現(xiàn)出的毒性更強(qiáng)，這可能是由于藍(lán)藻產(chǎn)生的其他代謝物(比如脂多糖類、多肽和生物堿等)的作用及其與藍(lán)藻毒素的相互作用[48]。環(huán)境濃度的MCs或藍(lán)藻水華暴露的研究表明，MC-LR能夠顯著推遲擬同形溞(Daphniasimiloides)首次懷卵和產(chǎn)卵時間以及導(dǎo)致總產(chǎn)卵數(shù)的減少[49]，然而，Yang等[50]研究發(fā)現(xiàn)，10～300 μg·L-1的MC-LR對短鈍溞(Daphniaobtusa)首次懷孕和產(chǎn)卵時間均沒有顯著影響，因此不同溞對MCs的毒性抗性也存在明顯差異。Smutná等[48]將大型溞暴露在8種藍(lán)藻水華的野外水體中，發(fā)現(xiàn)藍(lán)藻水華對大型溞具有強(qiáng)烈的急性和慢性毒性(抑制繁殖能力)。

隨著對藍(lán)藻衍生物危害研究的深入，不少學(xué)者發(fā)現(xiàn)MCs與藍(lán)藻死亡分解時釋放的大量氨氮和亞硝酸鹽能夠發(fā)生相互作用。Cao等[49]研究了氨氮和MC-LR對Daphniasimiloides生活史的復(fù)合作用，發(fā)現(xiàn)MC-LR的存在可以縮短高濃度氨氮導(dǎo)致的大型溞首次懷卵和產(chǎn)卵時間的推遲。Yang等[50]研究了亞硝酸鹽和MC-LR對Daphniaobtusa生活史的復(fù)合作用，發(fā)現(xiàn)2種污染物僅在溞首次懷卵和產(chǎn)卵時間2種指標(biāo)上存在相互作用，具體表現(xiàn)為MC-LR的存在能夠緩解亞硝酸鹽對大型溞造成的生殖毒性。此外，Cerbin等[51]開展了銅綠微囊藻和殺蟲劑西維因?qū)aphniapulicaria生活史的復(fù)合作用，發(fā)現(xiàn)2種污染物對溞生長和繁殖均表現(xiàn)出顯著的負(fù)面影響，且2種污染物復(fù)合暴露時的抑制作用更明顯。Hochmuth等[52]研究了5種有產(chǎn)毒能力的藍(lán)藻和銅(Cu)對大型溞的聯(lián)合毒性，發(fā)現(xiàn)不同藍(lán)藻與Cu的復(fù)合暴露對大型溞均沒有明顯的協(xié)同作用，兩者復(fù)合污染的風(fēng)險有限。Pires等[53]研究了2種有產(chǎn)毒能力的藻類聯(lián)合另一種藍(lán)藻代謝物細(xì)菌脂多糖(LPS)對盔形溞(Daphniagaleata)生活史的影響，發(fā)現(xiàn)LPS與高產(chǎn)毒能力藻類復(fù)合暴露能夠顯著降低溞的標(biāo)準(zhǔn)含碳量，而與低產(chǎn)毒能力藻類復(fù)合暴露時未出現(xiàn)上述現(xiàn)象。

3.1.2 魚類

3.1.3 水生植物和底棲動物

MCs是一種起自我強(qiáng)化機(jī)制作用的生態(tài)生長調(diào)節(jié)素，高濃度MCs可以影響水生植物的多樣性以幫助產(chǎn)毒藍(lán)藻獲得競爭優(yōu)勢直至形成水華[65]。MCs對植物的毒性作用機(jī)制主要是其誘導(dǎo)生物體ROS升高引起氧化應(yīng)激反應(yīng)。研究發(fā)現(xiàn)，高濃度的MC-RR能夠顯著抑制細(xì)長聚球藻(Synechococcuselongatus)的生長，誘導(dǎo)氧化脅迫，導(dǎo)致MDA含量顯著升高[66]。此外，已有研究證實(shí)水中的MC-LR能夠被沉水植物金魚藻(Ceratophyllumdermesum)、苦草(Vallisnerianatans(Lour.))和狐尾藻(MyriophyllumspicatumL.)吸收，并誘導(dǎo)植株ROS水平和GST活性升高，而GSH在水生植物對MCs解毒過程發(fā)揮著重要的作用[67]。類似地，Jiang等[68]的研究也表明，環(huán)境濃度的MC-LR亞急性暴露也可以顯著誘導(dǎo)苦草葉片ROS產(chǎn)生，造成葉肉細(xì)胞超顯微結(jié)構(gòu)如葉綠體和線粒體等結(jié)構(gòu)受到損傷，MDA含量顯著上升。

相較而言，MCs聯(lián)合其他污染物對浮游植物的毒理學(xué)研究相對缺乏。Contardo-Jara等[69]研究發(fā)現(xiàn)，球藻(Aegagropilalinnaei)同時暴露在MC-LR和另一種藻類毒素β-N-甲氨基-L-丙氨酸(BMAA)下，MC-LR能夠顯著提高球藻對BMAA的吸收，并引起抗氧化酶GST和過氧化氫酶(CAT)的活性升高。Pinheiro等[70]研究了MC-LR和柱胞藻毒素(CYN)對小球藻(Chlorellavulgaris)的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)即使高濃度(>37 mg·L-1)單一MC-LR暴露條件下，小球藻的生長速率受到抑制均不顯著；但是在與CYN的同時暴露下，較低濃度的MC-LR(0.4～16.7 mg·L-1)卻能夠顯著抑制小球藻的生長。

一些學(xué)者開展了MCs聯(lián)合其他環(huán)境污染物對高等水生植物的研究。Wang等[71]研究了MC-LR與線性烷基苯磺酸鹽(LAS)復(fù)合暴露對浮萍(Lemnaminor)生長和生化指標(biāo)的影響，發(fā)現(xiàn)2種污染物能夠協(xié)同抑制浮萍的生長，導(dǎo)致葉綠素a濃度降低，以及超氧化物歧化酶(SOD)和GSH增加，但是兩者之間協(xié)同作用會隨2種污染物濃度增加而減弱。而MC-LR與LAS之間協(xié)同作用發(fā)生的機(jī)制可能是LAS改變浮萍細(xì)胞膜的通透性，導(dǎo)致生物體對共存污染物MC-LR富集的增加。Wang等[72]進(jìn)一步研究了MC-LR和Cu復(fù)合暴露對沉水植物苦草生長和抗氧化系統(tǒng)的影響，發(fā)現(xiàn)兩者在低濃度時表現(xiàn)為協(xié)同作用，而高濃度時則表現(xiàn)為相加或者拮抗作用，而兩者聯(lián)合毒性的機(jī)制可能是因?yàn)镸C-LR的—O和—N官能團(tuán)作為配位體與Cu等重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，從而改變了它們在生物體內(nèi)的運(yùn)輸方式。Li等[73]開展了2種藻類毒素(MC-LR和anatoxin-a)對苦草的聯(lián)合毒性研究，發(fā)現(xiàn)2種藻類毒素的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為拮抗作用，然而復(fù)合暴露能夠?qū)е驴嗖萑~片生物膜中微生物群落豐度和結(jié)構(gòu)的更顯著的變化。

MCs對底棲動物的單一毒性作用已有很多報道，例如，MCs能夠?qū)е碌讞珓游锎婊顐€體的減少、抑制攝食、麻痹、動物行為的改變以及GST和蛋白磷酸酶活性的改變等[74]。而底棲動物同時暴露在MCs與其他環(huán)境污染下可能受到更顯著的毒害作用。Lance等[75]開展了除草劑草甘膦和產(chǎn)毒藍(lán)藻(PMC 7502)復(fù)合暴露對底棲動物靜水椎實(shí)螺(Lymnaeastagnalis)的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)草甘膦促進(jìn)了椎實(shí)螺對MCs的吸收，導(dǎo)致GST活性受抑制更顯著，而這種酶對MCs的代謝具有重要作用，因此導(dǎo)致生物體內(nèi)MCs富集顯著增加并表現(xiàn)出更強(qiáng)的毒性。

3.2 對陸生生物的影響

水體中MCs可以通過灌溉、河岸滲濾等途徑從而直接對種植的陸生植物的生長造成影響，不少學(xué)者開展了MCs對陸生生物尤其是農(nóng)作物的毒理學(xué)研究。MCs可以在生菜、菠菜等蔬菜體內(nèi)富集并對人類健康造成潛在風(fēng)險[76]，同時，MCs同樣能夠?qū)﹃懮参镌斐啥竞ψ饔茫缭斐善洚a(chǎn)量和質(zhì)量的下降，導(dǎo)致植物抗氧化酶活性的改變[77]。近期的研究還表明，MCs與重金屬的同時暴露能夠?qū)﹃懮参锂a(chǎn)生聯(lián)合毒性，詹曉靜等[78]研究了MC-LR和重金屬鉻(Cr)復(fù)合污染對白菜種子發(fā)芽的影響，發(fā)現(xiàn)不同濃度的2種污染物組合對白菜發(fā)芽率均無顯著抑制作用，但對白菜種子根伸長和芽伸長存在相互作用，低濃度MC-LR與高濃度Cr組合表現(xiàn)為拮抗作用，而高濃度MC-LR與低濃度Cr組合表現(xiàn)為加和，甚至協(xié)同作用。Cao等[79]研究了MC-LR和Cu對生菜(Lactucasativa)的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)2種污染物在低濃度下表現(xiàn)為協(xié)同作用，復(fù)合暴露下生菜體內(nèi)MC-LR的富集顯著增加。此外，Wang等[80]研究了MC-LR與LAS對Lactucasativa種子發(fā)芽和幼苗生長的影響，發(fā)現(xiàn)LAS可以顯著促進(jìn)生菜對MC-LR的吸收，從而協(xié)同抑制幼苗生長，導(dǎo)致SOD、CAT活性的增加。

近年來，有不少研究發(fā)現(xiàn)鳥類疑似因?yàn)樗{(lán)藻毒素而死亡的事件[13]，同時還有研究表明，日本鵪鶉(Coturnixcoturnixjaponica)同時暴露在藍(lán)藻毒素、鉛(Pb)以及Newcastle病毒等多種脅迫下，會導(dǎo)致鳥類肝臟中MCs的富集水平顯著提高，同時誘導(dǎo)鳥類抗氧化和解毒系統(tǒng)響應(yīng)的更加顯著的變化[81-82]。總體看來，由于MCs來源于水體且直接作用于水生生物，相較而言，關(guān)于MCs對其他陸生生物(尤其是陸生動物)的單一及聯(lián)合毒性研究仍然較為缺乏。

3.3 對人類等哺乳動物的影響

迄今為止，很多MCs對哺乳動物的急性毒性研究結(jié)果顯示，哺乳動物對MCs的抗性遠(yuǎn)低于魚類、枝角類等水生動物[65]。此外，長期環(huán)境濃度MCs暴露會導(dǎo)致人類脂肪肝和糖尿病等患病風(fēng)險的增加[20,83]。近期的研究表明，MCs與其他環(huán)境污染物以及病毒共同暴露能夠增加人類等哺乳動物肝臟損傷的風(fēng)險。Liu等[84]開展了MC-LR與另外2種肝毒素(黃曲霉毒素、肝炎B病毒)聯(lián)合暴露的流行病學(xué)研究，發(fā)現(xiàn)3種肝毒素的聯(lián)合暴露會提高人群肝臟損傷的風(fēng)險。Ma等[85]研究了MC-LR、雌二醇和萊克多巴胺3種污染物對肝癌細(xì)胞HepG2的聯(lián)合毒性作用，發(fā)現(xiàn)高濃度的3種污染物任意組合均表現(xiàn)為協(xié)同作用。邱斐斐和劉冉[86]的研究發(fā)現(xiàn)高劑量MCs與甲基硝基亞硝基胍對食管癌EC109細(xì)胞的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為協(xié)同效應(yīng)。王紅兵等[87]研究發(fā)現(xiàn)，MCs單獨(dú)暴露不能誘發(fā)敘利亞地鼠胚胎細(xì)胞惡性轉(zhuǎn)化，但可明顯促進(jìn)水體中低劑量有機(jī)污染物啟動的胚胎細(xì)胞惡性轉(zhuǎn)化。

4 總結(jié)與展望(Summary and prospects)

筆者通過對文獻(xiàn)的總結(jié)發(fā)現(xiàn)超過半數(shù)的研究中MCs與其他環(huán)境污染物之間的相互作用表現(xiàn)為協(xié)同作用，從而對水環(huán)境造成更嚴(yán)重的負(fù)面影響?，F(xiàn)有的研究表明，水體中的MCs與其共存污染物能夠在通過細(xì)胞膜過程中發(fā)生相互作用；影響生物體與污染物代謝相關(guān)酶的活性，進(jìn)一步影響共存污染物在生物體中的擴(kuò)散、轉(zhuǎn)化和代謝方式，最終改變污染物的行為和毒性。盡管不少學(xué)者開展了MCs聯(lián)合其他環(huán)境污染物對生物體的毒性研究，但是涉及其機(jī)制的探討卻相對缺乏。針對目前的研究現(xiàn)狀不足，提出以下幾點(diǎn)展望和建議。

(1)目前對于MCs與環(huán)境污染物對水生生物的聯(lián)合毒性的研究仍然較為缺乏，而開展多種污染物共存對不同營養(yǎng)級水生生物的影響的研究對于水體復(fù)合污染風(fēng)險評估具有重要意義，因此復(fù)合污染的生態(tài)毒理效應(yīng)與機(jī)制，尤其是對聯(lián)合毒性發(fā)生的分子機(jī)制研究是今后一個重要方向。

(2) 現(xiàn)有的環(huán)境污染物風(fēng)險評價的方法主要是針對單一污染物存在的情況，而多種污染物聯(lián)合毒性相互作用的評價方法比較缺乏，甚至不同方法評價結(jié)果差異較大。另外，復(fù)合污染的相互作用與污染物種類和劑量密切相關(guān)，且隨著復(fù)合污染物種類的增加(3種甚至以上)，通過開展實(shí)驗(yàn)來研究它們的聯(lián)合毒性和相互作用方式將會愈加困難。因此針對多種污染物的風(fēng)險評價和定量表征的方法，以及對聯(lián)合毒性預(yù)測模型的開發(fā)還有待更深入的研究和發(fā)展。

(3)考慮到富營養(yǎng)水體中MCs與其他污染物普遍共存的現(xiàn)狀和聯(lián)合毒性發(fā)生的可能性，開發(fā)環(huán)保、高效的復(fù)合污染處理技術(shù)對于湖泊等水體復(fù)合污染風(fēng)險綜合防控與治理具有重要的意義。

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