全 文 ：铜和镉对多刺裸腹溞的联合毒性效应*
沈摇 鹏摇 席贻龙**摇 张摇 烨摇 周摇 彬摇 王摇 敏
(安徽师范大学生命科学学院 /安徽高校生物环境与生态安全省级重点实验室, 安徽芜湖 241000)
摘摇 要摇 采用 48 h急性毒性试验研究了 Cu2+、Cd2+和 Cu2++Cd2+对多刺裸腹溞的 48 h LC50值,
采用生命表试验方法研究了不同浓度的 Cu2+、Cd2+和 Cu2+ +Cd2+对多刺裸腹溞生命表统计学
参数的影响.结果表明: Cu2+、Cd2+和 Cu2+ +Cd2+对多刺裸腹溞的 48 h LC50值分别为 0. 106、
0郾 117 和 0. 212 mg·L-1,Cu2++Cd2+的联合急性毒性表现为拮抗作用. Cu2+对多刺裸腹溞的生
命期望、总生殖率、净生殖率、世代时间和种群内禀增长率均没有显著影响. Cd2+和 Cu2+ +Cd2+
对多刺裸腹溞的生命期望、总生殖率、净生殖率和世代时间均有显著影响,但对种群内禀增长
率无显著影响.与对照相比,浓度为 0. 004 和 0. 005 mg·L-1的 Cd2+以及浓度为 0. 006 ~ 0. 010
mg·L-1(Cu2+ 颐 Cd2+ =1 颐 1,下同)的 Cu2++Cd2+均显著缩短了多刺裸腹溞的生命期望,降低了
其总生殖率;浓度为 0. 004 和 0. 005 mg·L-1的 Cd2+以及浓度为 0. 008 ~ 0. 010 mg·L-1的
Cu2++Cd2+均显著降低了多刺裸腹溞的净生殖率,缩短了其世代时间. Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹
溞的慢性联合毒性表现为协同作用. Cd2+和 Cu2++Cd2+浓度与多刺裸腹溞出生时的生命期望、
总生殖率、净生殖率和世代时间之间具有显著的剂量鄄效应关系.
关键词摇 铜摇 镉摇 联合毒性摇 48 h半致死浓度摇 多刺裸腹溞摇 生命表统计学参数
文章编号摇 1001-9332(2012)10-2855-08摇 中图分类号摇 Q178. 1摇 文献标识码摇 A
Combined toxicity of copper and cadmium to cladoceran Moina marocopa. SHEN Peng, XI
Yi鄄long, ZHANG Ye, ZHOU Bin, WANG Min (College of Life Sciences, Anhui Normal University /
Anhui Province Key Laboratory of Biotic Environment and Ecological Safety, Wuhu 241000, Anhui,
China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(10): 2855-2862.
Abstract: In this paper, the 48 h LC50 values of Cu2+, Cd2+ and Cu2++Cd2+(Cu2+:Cd2+ =1:1) to
Moina macrocopa were determined by acute toxicity tests, and the effects of different concentrations
of Cu2+, Cd2+ and Cu2++Cd2+ on the life table demography of M. macrocopa were studied by life ta鄄
ble demography. The 48 h LC50 of Cu2+, Cd2+ and Cu2++Cd2+ to M. macrocopa was 0. 106, 0郾 117
and 0. 212 mg·L-1, respectively, and the acute toxicity of Cu2+ +Cd2+ mixture to M. macrocopa
showed an antagonistic effect. Cu2+ had no significant effects on the life expectancy at hatching,
gross reproductive rate, net reproductive rate, generation time, and intrinsic rate of population in鄄
crease of M. macrocopa, whereas Cd2+ and Cu2++Cd2+ had significant effects on the life expectancy
at hatching, gross reproductive rate, net reproductive rate and generation time, but no significant
effects on the intrinsic rate of population increase of M. macrocopa. Compared with the control, the
0. 004 and 0. 005 mg·L-1 of Cd2+ and the 0. 006-0. 010 mg·L-1 of Cu2++Cd2+ decreased the life
expectancy at hatching and the gross reproductive rate of M. macrocopa significantly, and the 0. 004
and 0. 005 mg·L-1 of Cd2+ and the 0. 008-0. 010 mg·L-1 of Cu2++Cd2+ reduced the net reproduc鄄
tive rate and the generation time of M. macrocopa significantly. The chronic toxicity of Cu2++Cd2+
mixture to M. macrocopa showed a synergistic effect. There existed significant dose鄄effect relation鄄
ships between the concentrations of Cd2+ and Cu2++Cd2+ and the life expectancy at hatching, gross
reproductive rate, net reproductive rate, and generation time of M. macrocopa.
Key words: Cu2+; Cd2+; combined toxicity; 48 h LC50; Moina marocopa; life table demography.
*国家自然科学基金项目(30470323)、教育部科学技术研究重点基金项目(051286)、安徽省优秀青年基金项目(08040106904)、安徽省教育厅
自然科研基金重点项目(2003kj032zd)和重要生物资源的保护和利用研究安徽省重点实验室专项基金项目资助.
**通讯作者. E鄄mail: ylxi1965@ yahoo. com. cn
2011鄄12鄄25 收稿,2012鄄07鄄09 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 10 月摇 第 23 卷摇 第 10 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Oct. 2012,23(10): 2855-2862
摇 摇 重金属是突发污染事件中常见的一类污染物,
主要通过污泥利用、金属冶炼、农药化肥的使用、化
工废水的排放、生活垃圾的焚烧和汽车尾气的排放
等进入水体、土壤和大气中,对生态系统构成严重危
害.重金属具有亲脂性、高富集性和难降解性,进入
水体后容易在水生生物体内积累,产生生物富集作
用,其浓度随着生物营养级的升高而增大[1] .
镉是一种在自然界中分布非常广泛的重金属,
是生物体非必需元素,对生物的有害影响是使一定
的活性传递机制受阻、酶受危害以及内分泌系统受
影响,使生物有机体机能失调,并能引起 DNA 单链
断裂,损害 DNA修复系统[2],被国际癌症研究机构
(IARC)归类为第一致癌物[3] .
铜是水生生物生长发育所必需的微量元素, 也
是许多金属酶的重要组成部分. 作为超氧化物歧化
酶(SOD)的重要辅基,铜对清除氧自由基、保护细胞
有重要作用;铜还是维持呼吸的细胞色素氧化酶的
重要辅基[4] .但是在高浓度下,铜也可与硫醇基团
结合,或者催化 Fenton 反应[5],产生·OH[6],引起
细胞伤害[7] .
目前,人们对重金属元素的单一毒性已有了较
多了解;然而实际环境中,重金属元素不可能单独存
在,两种或多种污染物同时共存于环境中往往会对
生物体产生与单一污染物作用完全不同的联合毒性
作用.研究多种重金属共存时的联合毒性效应具有
更为重要的现实意义, 有助于重金属联合毒性作用
机理的研究[2] .
有关重金属的联合毒性作用研究已有较多的报
道,受试生物涉及细菌[8-9]、枝角类[10-12]、桡足
类[13-14]、软体动物和鱼类[15-17]等,试验终点包括存活
率、繁殖率、大型溞(Daphnia magna)的趋光性[18]和
牡蛎 (Concha ostreae)组织器官内的 HSP70 活性
等[16] .多刺裸腹溞(Moina macrocopa)隶属枝角类,以
其为受试生物进行慢性毒性试验的方法已经相当成
熟,其生命表统计学参数等指标已经被广泛地应用于
重金属[19-20]、电镀废水[21]和杀虫剂[22-24]的毒性研
究;但目前有关铜和镉对多刺裸腹溞的联合毒性研究
尚未见报道.本文研究了铜和镉单一和联合暴露对多
刺裸腹溞的急性和慢性毒性,为最终筛选出可用于
铜、镉及其联合毒性监测的敏感指标提供参考.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试多刺裸腹溞
试验用多刺裸腹溞由日本长崎大学提供,在实
验室内于温度(25依1) 益、自然光照条件下进行克
隆培养,培养时间在 8 个月以上,所用的培养液为曝
气自来水,用冲气泵加速脱氯和增加溶氧量[25];所
用的饵料是由 HB鄄4 培养基[26]培养的、处于指数增
长期的斜生栅藻(Scenedesmus obliquus),离心浓缩后
计数;投喂密度为 1郾 0伊106 cells·mL-1 .
1郾 2摇 测试液的配置
Cu2+溶液和 Cd2+溶液分别用 CuSO4·5H2O 和
CdCl2采用母液稀释法配置.试验前均用蒸馏水配制
成 2 g·L-1的原液,再用蒸馏水稀释成 0郾 5 mg·L-1
的母液,置于 4 益冰箱中备用.母液 3 d 配制 1 次,试
验时用曝气自来水将其配制成所需浓度的测试液.
1郾 3摇 急性毒性试验
1郾 3郾 1 Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹溞的急性毒性试验摇
根据水生生物毒性试验方法,首先将 Cu2+和 Cd2+浓
度分别设置为 1郾 0、0郾 56、0郾 32、0郾 18 和 0郾 1 mg·L-1
以及 1郾 0、0郾 56、0郾 32、0郾 18 和 0郾 10 mg·L-1各 5 个
浓度组,另设一个空白对照组,每个浓度组设置 3 个
重复.根据水生生物毒性检测国标,随机挑取 10 个
龄长小于 12 h 的健康多刺裸腹溞幼体放入容积为
50 mL 的塑料杯中,加入 50 mL 测试液. 试验在
(25依1) 益、无光照的培养箱内进行,投喂密度为
1郾 0伊106 cells·mL-1的斜生栅藻,48 h 后观察并记
录每个杯中多刺裸腹溞的死亡数目,以晃动烧杯 15
s 后不运动为急性毒性试验的死亡标准[25],得出
Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹溞的全致死浓度均为 0郾 32
mg·L-1 .再设置 0郾 32、0郾 20、0郾 16、0郾 12、0郾 08、0郾 04、
0郾 02 和 0郾 008 mg· L-1共 8 个 Cu2+浓度组以及
0郾 32、0郾 28、 0郾 24、 0郾 20、 0郾 16、 0郾 12、 0郾 08 和 0郾 04
mg·L-1共 8个 Cd2+浓度组,另设一个空白对照组;用
与上述相同的方法进行急性毒性测试.用机率单位法
分别求出 Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹溞的 48 h LC50 .
1郾 3郾 2 Cu2++Cd2+对多刺裸腹溞的急性毒性试验摇 根
据水生生物毒性试验方法中的相加指数法[25],首先
将 Cu2+ +Cd2+浓度设置为 1郾 0、0郾 56、0郾 32、0郾 18 和
0郾 10 mg·L-1共 5 个浓度组,按 Cu2+和 Cd2+浓度比
1 颐 1进行试验,另设一个空白对照组. 采用 Cu2+对
多刺裸腹溞急性毒性的试验方法,得出多刺裸腹溞
的全致死浓度为 0郾 56 mg·L-1 . 再设置 0郾 56、0郾 4、
0郾 32、0郾 24、0郾 16、0郾 08、0郾 04 和 0郾 008 mg·L-1共 8
个 Cu2++Cd2+浓度组,另设一个空白对照组. 同样方
法观察记录,用机率单位法求出 Cu2++Cd2+对多刺裸
腹溞的 48 h LC50 .
按照下列公式分别求出各自的生物毒性相加作
6582 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
用之和:
S=Am / A1+Bm / B1+Cm / C1
式中:A1、B1和 C1为单一毒物毒性的 LC50值;Am、Bm
和 Cm为混合毒物毒性的 LC50值.
由 S求得相加指数 AI,其中,当 S<1 时,AI=1 / S
-1郾 0;当 S>1 时,AI=S(-1)+1郾 0.用 AI 判断联合毒
性,当 AI = 0 时为毒性相加作用;AI<0 时为拮抗作
用;AI>0 时为协同作用.
1郾 4摇 慢性毒性试验
参照 Zou[27]的方法,将慢性毒性试验的毒物浓
度设置在 LC50为 1 / 8 ~ 1 / 100 范围内.因此,本研究
中,Cu2+、 Cd2+ 和 Cu2+ + Cd2+ 的浓度分别设置为
0郾 001、 0郾 002、 0郾 003、 0郾 004 和 0郾 005 mg · L-1,
0郾 001、 0郾 002、 0郾 003、 0郾 004 和 0郾 005 mg · L-1 和
0郾 002、0郾 004、0郾 006、0郾 008 和 0郾 01 mg·L-1(Cu2+和
Cd2+浓度比 1 颐 1),另设 1 个空白对照组,每组设置
3 个重复.根据水生生物毒性检测国标,随机挑取 10
个龄长小于 12 h 的健康多刺裸腹溞幼体放入容积
为 50 mL的塑料烧杯中,加入 50 mL测试液.试验开
始后,每天定时观察、记录每个烧杯中多刺裸腹溞的
存活数及所产幼体数,并将存活的母体转移到装有
25 mL 新鲜测试液和 25 mL 原测试液的塑料杯中
(内含密度为 1郾 0伊106 cells·mL-1的斜生栅藻). 试
验期间,每 12 h 悬浮一次沉积于杯底的藻类食物.
试验持续到所有受试个体全部死亡为止;受试个体
的死亡标准为:在解剖镜下观察,若溞的心脏停止跳
动,即认为已死亡[25] .试验结束后,根据获得的多刺
裸腹溞特定年龄存活率和繁殖率计算出生命期望、
总生殖率、净生殖率、世代时间和内禀增长率等生命
表统计学参数.
1郾 5摇 相关参数计算
根据 Birch[28]的方法计算相关参数.
nx:x年龄组开始时的存活个体数;
cx:x年龄组个体产生的雌性后代数;
Tx:x年龄组全部个体的剩余寿命之和;
特定年龄存活率( lx):x 年龄组开始时存活个
体的百分数,lx =nx·n0 -1·100% ;
特定年龄繁殖率(mx):x 年龄组平均每个个体
所产的雌性后代数,mx = cx·nx -1 -1;
生命期望( ex):x 年龄期开始时平均能存活的
时间,ex =Tx·nx -1;
总生殖率 (G0 ):母体一生中所产的后代数,
G0 =移mx;
净生殖率(R0):种群经过一个世代后的净增长
率, R0 =移 lxmx;
世代时间(T):从母世代生殖到子世代生殖所
经历的平均时间, T = 移 lxmxx·R0-1;
内禀增长率( rm):种群在特定实验条件下的最
大增长率,rm = lnR0·T-1;rm的精确值是在粗略计算
的基础上根据方程移
n
x = 0
e -rx lxmx = 1,在计算机中运算
求得.
1郾 6摇 数据处理
采用 SPSS 16郾 0 软件对数据进行分析. 对所得
数据作正态性检验后,对符合正态分布的各组数据
通过单因素方差分析(one鄄way ANOVA)和多重比较
(LSD检验)分析各浓度组与对照组间的差异显著
性(琢=0郾 05).
2摇 结果与分析
2郾 1摇 Cu2+、Cd2+和 Cu2+ + Cd2+对多刺裸腹溞的急性
毒性
暴露于 Cu2+、Cd2+和 Cu2+ +Cd2+溶液中 48 h 后
多刺裸腹溞的死亡率与 Cu2+、Cd2+和 Cu2++Cd2+浓度
均呈显著的剂量鄄效应关系,回归方程分别为 y =
39郾 117x+0郾 049 (R2 = 0郾 77,P <0郾 01)、y = 22郾 61x +
1郾 573(R2 = 0郾 64, P <0郾 01)和 y = 30郾 342x -1郾 353
(R2 =0郾 57, P<0郾 01). Cu2+、Cd2+和 Cu2++Cd2+对多刺
裸腹溞的 48 h LC50值分别为 0郾 106、0郾 117 和 0郾 212
mg·L-1,95% 置信区间分别为 (0郾 011 ~ 0郾 224)、
(0郾 075 ~0郾 160)和(0郾 168 ~0郾 260) mg·L-1 .
由 Cu2+ +Cd2+对多刺裸腹溞的急性毒性试验数
据计算所得的 AI= -0郾 906<0,因此 Cu2+和 Cd2+联合
毒性为拮抗作用.
2郾 2摇 Cu2+、Cd2+和 Cu2+ +Cd2+对多刺裸腹溞存活率
和繁殖率的影响
由图 1 可以看出, 与对照组相比, 0郾 002
mg·L-1的 Cu2+、0郾 004 和 0郾 005 mg·L-1的 Cd2+以
及 0郾 006、0郾 008 和 0郾 010 mg·L-1Cu2+ +Cd2+均显著
地降低了多刺裸腹溞的存活率.
摇 摇 各浓度组的 Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹溞的繁殖
率均没有显著影响;但 0郾 008 和 0郾 010 mg·L-1的
Cu2++Cd2+显著降低了多刺裸腹溞的繁殖率.
2郾 3摇 Cu2+、Cd2+和 Cu2+ +Cd2+对多刺裸腹溞生命表
统计学参数的影响
Cu2+对多刺裸腹溞的生命期望、总生殖率、净生
758210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 沈摇 鹏等: 铜和镉对多刺裸腹溞的联合毒性效应摇 摇 摇 摇 摇 摇
图 1摇 不同浓度 Cu2+、Cd2+和 Cu2++Cd2+溶液中多刺裸腹溞的存活率和繁殖率
Fig. 1摇 Age鄄specific survivorship and fecundity of Moina macrocopa exposed to different Cu2+, Cd2+ and Cu2++Cd2+ concentrations.
玉:存活率 Survivorship; 域:繁殖率 Fecundity郾
殖率、世代时间和种群内禀增长率均没有显著影响.
Cd2+和 Cu2++Cd2+对多刺裸腹溞的生命期望、总生殖
率、净生殖率和世代时间均有显著影响,但对种群内
禀增长率无显著影响.与对照组相比,浓度为 0郾 004
和 0郾 005 mg·L-1的 Cd2+以及浓度为 0郾 006 ~ 0郾 010
mg·L-1的 Cu2++Cd2+均显著缩短了多刺裸腹溞的生
命期望,降低了其总生殖率;浓度为 0郾 004 和 0郾 005
mg·L-1的 Cd2+以及浓度为 0郾 008 ~ 0郾 010 mg·L-1
的 Cu2++Cd2+均显著降低了多刺裸腹溞的净生殖率,
缩短了其世代时间(表 1).
由表 2 可以看出,Cd2+和 Cu2++Cd2+浓度与多刺
裸腹溞出生时的生命期望( e0)、总生殖率(G0)、净
生殖率(R0)和世代时间之间有显著的剂量鄄效应关
系.
8582 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
表 1摇 不同浓度 Cu2+、Cd2+和 Cu2++Cd2+溶液中多刺裸腹溞的生命期望(e0)、总生殖率(G0)、净生殖率(R0)、世代时间(T)和
种群内禀增长率(rm)
Table 1摇 Life expectancy at birth (e0), gross reproductive rate (G0), net reproductive rate (R0), generation time (T) and
intrinsic rate of population increase (rm) of Moina macrocopa exposed to different Cu2+, Cd2+ and Cu2++Cd2+ concentrations
(mean依SE)
重金属
Heavy
metal
浓度
Concentration
(mg·L-1)
生命期望
e0
(d)
总生殖率摇
G0 摇
( ind) 摇
净生殖率摇
R0 摇
世代时间
T
(d)
内禀增长率
rm
(d-1)
Cu2+ 0 13郾 6依0郾 3 141郾 0依16郾 5 115郾 8依5郾 2 8郾 1依0郾 1 0郾 91依0郾 05
0郾 001 12郾 8依0郾 7 149郾 4依4郾 6 119郾 0依3郾 1 8郾 4依0郾 2 0郾 85依0郾 02
0郾 002 14郾 2依0郾 3 145郾 7依2郾 8 129郾 3依2郾 2 8郾 5依0郾 1 0郾 91依0郾 02
0郾 003 13郾 3依0郾 6 140郾 2依4郾 8 117郾 8依11郾 0 8郾 1依0郾 3 0郾 94依0郾 04
0郾 004 12郾 9依0郾 5 212郾 3依73郾 8 110郾 5依9郾 3 8郾 0依0郾 2 0郾 85依0郾 01
0郾 005 13郾 2依0郾 1 133郾 2依4郾 5 113郾 7依2郾 9 8郾 0依0郾 2 0郾 89依0郾 03
Cd2+ 0 13郾 6依0郾 3 141郾 0依16郾 5 115郾 8依5郾 2 8郾 1依0郾 1 0郾 91依0郾 05
0郾 001 13郾 5依0郾 6 141郾 7依5郾 0 118郾 8依1郾 63 8郾 3依0郾 2 0郾 86依0郾 01
0郾 002 13郾 3依0郾 7 134郾 8依8郾 8 110郾 2依8郾 1 8郾 1依0郾 3 0郾 88依0郾 02
0郾 003 12郾 8依0郾 5 122郾 0依2郾 1 109郾 9依5郾 3 7郾 8依0郾 1 0郾 88依0郾 02
0郾 004 11郾 4依0郾 5* 116郾 2依2郾 1* 94郾 5依5郾 8* 7郾 5依0郾 0* 0郾 85依0郾 03
0郾 005 11郾 9依0郾 2* 105郾 3依3郾 5** 94郾 9依1郾 7* 7郾 4依0郾 1* 0郾 86依0郾 02
Cu2++Cd2+ 0 13郾 6依0郾 3 141郾 0依16郾 5 115郾 8依5郾 2 8郾 1依0郾 1 0郾 91依0郾 05
0郾 002 13郾 6依0郾 6 143郾 8依6郾 2 121郾 7依11郾 2 8郾 1依0郾 5 0郾 89依0郾 02
0郾 004 12郾 9依0郾 7 116郾 3依5郾 8* 101郾 5依9郾 6 7郾 9依0郾 2 0郾 83依0郾 01
0郾 006 12郾 0依0郾 2* 113郾 8依3郾 6* 99郾 6依2郾 8 7郾 5依0郾 2 0郾 87依0郾 02
0郾 008 11郾 5依0郾 2** 94郾 8依1郾 8** 86郾 2依0郾 7** 7郾 1依0郾 2* 0郾 86依0郾 02
0郾 010 11郾 2依0郾 1** 87郾 7依4郾 0** 80郾 5依2郾 6** 6郾 8依0郾 1** 0郾 86依0郾 01
*P<0郾 05; ** P<0郾 01郾
表 2摇 多刺裸腹出生时的生命期望( e0 )、总生殖率(G0 )、净
生殖率(R0)和世代时间(T)与 Cd2+和 Cu2+ +Cd2+浓度(x)
之间的关系
Table 2 摇 Relationships between life expectancy at birth
(e0), gross reproductive rate (G0 ), net reproductive rate
(R0 ) and generation time (T) of Moina macrocopa and
Cd2+ and Cu2++Cd2+ concentrations (x)
参数
Parameter
重金属
Heavy metal
回归方程
Regression equation
显著性检验
Significant test
生命期望
e0
Cu2++Cd2+ e0=13郾 85x-0郾 549 R2=0郾 69**
总生殖率 Cd2+ G0=145郾 94x-7郾 651 R2=0郾 55**
G0 Cu2++Cd2+ G0=145郾 90x-11郾 869 R2=0郾 73**
净生殖率 Cd2+ R0=120郾 03x-5郾 077 R2=0郾 53**
R0 Cu2++Cd2+ R0=121郾 26x-8郾 145 R2=0郾 64**
世代时间 Cd2+ T=8郾 28x-0郾 171 R2=0郾 54**
T Cu2++Cd2+ T=8郾 29x-0郾 277 R2=0郾 62**
**P<0郾 01.
3摇 讨摇 摇 论
急性毒性试验通常是在不给受试动物添加任何
食物的情况下进行的,所获得的结果往往具有较好
的可比性.为了方便慢性毒性试验中测试物浓度设
计,本研究中给多刺裸腹溞提供了密度为 1郾 0 伊106
cells·mL-1的斜生栅藻,由此获得的急性毒性试验
结果将高于不添加食物的情况.有研究表明,Cu2+对
蒙古裸腹溞(M郾 monogolica)、蚤状溞(D郾 pulex)和
卤虫(Artemia salina)的 48 h LC50值分别为 0郾 106、
1郾 05 和 2郾 1 mg·L-1 [29-31];Cd2+对透明溞(D郾 hyali鄄
na)和隆线溞(D郾 carinata)的 48 h LC50值分别为
3郾 0 和 0郾 265 mg·L-1 [32-33] . 本研究中,Cu2+和 Cd2+
对多刺裸腹溞的 48 h LC50值分别为 0郾 106 和 0郾 117
mg·L-1 .可见,多刺裸腹溞对 Cu2+的敏感性较蒙古
裸腹溞、蚤状溞和卤虫强,对 Cd2+的敏感性较透明
溞和隆线溞强.
有研究表明,Cu2++Cd2+对参形猛水蚤(Tisbe ho鄄
lothuriae) [34]、米诺鱼(Minnow) [17]、大型溞[18]、蝌蚪
(Rana limnocharis boie) [35]、水螅(Hydra) [29]、青海
弧菌(Vibrio Qinghaiensis sp. nov. ) [16]和斑马鱼(Da鄄
nio rento) [19]的联合急性作用均表现为协同作用,但
对小球藻(Chlorella vulgaris) [36]和泥螺(Bullacta ex鄄
arata) [37]的联合急性作用为拮抗作用. 本研究中,
Cu2++Cd2+对多刺裸腹溞的联合急性作用也为拮抗
作用.在联合急性作用研究中,拮抗作用可由竞争位
点理论(competitive site theory)来解释[38] .该理论认
为, 当重金属在生物体内累积到一定程度之后, 体
内合成的金属硫蛋白不能满足与进入细胞的金属离
子结合需要时, 多余的重金属离子就会与体内的其
他生物分子, 包括酶和核酸等生物大分子,相互作
用, 并引起中毒现象. 当各种离子之间不存在相互
958210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 沈摇 鹏等: 铜和镉对多刺裸腹溞的联合毒性效应摇 摇 摇 摇 摇 摇
竞争或竞争力低时, 金属硫蛋白的螯合点是不饱和
的, 表现为协同作用; 反之则表现为拮抗作用. 由
上述结果可见,受试动物不同,联合作用的类型会有
所不同,对联合毒性的风险评价仅以某一种或某一
类生物作为指示生物是不够的,它需要进行多种指
示生物甚至是生物群落的复合评价.
本研究的慢性毒性试验中,0郾 003、0郾 004 和
0郾 005 mg·L-1的 Cu2+以及 0郾 003 mg·L-1的 Cd2+对
多刺裸腹溞的生命期望没有显著影响, 0郾 002、
0郾 003、0郾 004 和 0郾 005 mg·L-1的 Cu2+以及 0郾 002 和
0郾 003 mg·L-1的 Cd2+对多刺裸腹溞的总生殖率没
有显著影响,0郾 004 和 0郾 005 mg·L-1的 Cu2+对多刺
裸腹溞的净生殖率和世代时间没有显著影响,但相
对应浓度下的 Cu2++Cd2+(本试验中混合污染物的配
置采用浓度比 1 颐 1 的方法配置,因此 0郾 002、
0郾 004、0郾 006、0郾 008 和 0郾 010 mg·L-1的 Cu2+ +Cd2+
中 Cu2+ 和 Cd2+ 的浓度均分别为 0郾 001、 0郾 002、
0郾 003、0郾 004 和 0郾 005 mg·L-1,下同)对多刺裸腹
溞的生命期望、总生殖率、净生殖率和世代时间均有
显著影响;0郾 004 和 0郾 005 mg·L-1的 Cd2+对多刺裸
腹溞的生命期望和净生殖率有显著影响, 0郾 004
mg·L-1的 Cd2+对多刺裸腹溞的总生殖率有显著影
响,0郾 005 mg·L-1的 Cd2+对多刺裸腹溞的世代时间
有显著影响,而相对应浓度下的 Cu2++Cd2+对多刺裸
腹溞的生命期望、总生殖率、净生殖率和世代时间均
有显著影响.可见,慢性毒性试验中 Cu2+ +Cd2+对多
刺裸腹溞的联合毒性作用为协同作用,这与急性毒
性试验结果相反,其原因可能是重金属的毒性与生
物体在其中的暴露时间长短有关,随着时间的延长
重金属在生物体内的积累量就越大,那么表现出的
毒性也就越强,这与 Ay 等[39]和 Shu 等[40]等的研究
结果一致.
当多种重金属共存于水体中,将出现复杂的联
合慢性毒性效应,仅用某一重金属的单一慢性毒性
判断污染水体的毒性是不可取的,两种或两种以上
污染物共同作用于生物体,会产生与各物质单独作
用时不同的毒性效应[8] .本研究结果也证明了上述
结论. 0郾 003 mg·L-1的 Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹溞的
生命期望均无显著影响,而 0郾 006 mg·L-1的 Cu2+ +
Cd2+显著缩短了多刺裸腹溞的生命期望;0郾 002 和
0郾 003 mg·L-1的 Cu2+和 Cd2+对多刺裸腹溞的总生
殖率均无显著影响,而 0郾 004 和 0郾 006 mg·L-1的
Cu2++Cd2+对多刺裸腹溞的总生殖率有显著影响.
有研究表明,存活指标较繁殖指标在污染物的
慢性毒性监测中更为适用,因为存活指标更加稳
定[41],优势更加明显[42] . 但也有其他研究表明,繁
殖指标在污染物的慢性毒性监测中比存活指标更敏
感[43] .与上述结论不同,本研究中,0郾 002 mg·L-1
的 Cu2+显著降低了多刺裸腹溞的存活率,0郾 004 和
0郾 005 mg·L-1的 Cd2+显著降低了多刺裸腹溞的存
活率,0郾 006 mg·L-1 Cu2+ +Cd2+显著降低了多刺裸
腹溞的存活率,但相同浓度下的 Cu2+、Cd2+和 Cu2+ +
Cd2+对多刺裸腹溞的繁殖率无显著影响,这表明存
活率比繁殖率更加敏感,可用于水环境 Cu2+和 Cd2+
污染的预警指标.然而,当考察多刺裸腹溞的生命期
望(存活指标)、总生殖率和净生殖率(繁殖指标)
时,发现存活指标和繁殖指标对 Cd2+污染的敏感性
相同,但对 Cu2++Cd2+污染的敏感性却因具体指标的
不同而异.其中,总生殖率的敏感性最高,生命期望
次之,净生殖率最低. 可见,监测指标的敏感性取决
于指标的种类以及污染物的种类.
有研究表明,相对其他生命表统计学参数而言,
种群内禀增长率是一个较敏感的指标[44-48] .但本研
究发现,种群内禀增长率不是一个敏感的指标,生命
期望、总生殖率、净生殖率和世代时间才是较敏感指
标.可见,采用生命表试验方法监测污染物对受试生
物的毒性效应时,监测指标的敏感性取决于污染物
的种类和受试生物的种类.
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作者简介摇 沈摇 鹏,男,1985 年生,硕士研究生.主要从事水
生态毒理学研究,发表论文 1 篇. E鄄mail: shenpengslwp@
163. com
责任编辑摇 肖摇 红
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