全 文 ：复合污染研究的新进展 3
郑振华　周培疆 3 3 　(武汉大学环境科学系 ,武汉 430072)
吴振斌　(中国科学院水生生物研究所 ,武汉 430072)
【摘要】　对多种污染物相互作用形成的复合污染效应的研究已成为环境科学发展的重要方向之一. 本文从无
机复合污染、无机2有机复合污染以及有机复合污染 3 个方面对复合污染效应研究的最新进展进行了综述. 并
从化学、生理学、酶学、细胞学等角度出发探讨了复合污染机理 ,指出了复合污染研究中存在的若干问题和发展
方向.
关键词 　复合污染 　相互作用 　机理
文章编号 　100129332 (2001) 0320469205 　中图分类号 　X171. 5 　文献标识码 　A
New advances in research of combined pollution. ZHEN G Zhenhua , ZHOU Peijiang ( Depart ment of Envi ronmental
Science , W uhan U niversity , W uhan 430072) , WU Zhenbin ( Institute of Hydrobiology , Chinese Academy of Sci2
ences , W uhan 430072) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2001 ,12 (3) :469～473.
Combined pollution has become one of the important directions of environmental science at present . In this paper , new
advances of studies on combined pollution were summarized. The studies of inorganic combined pollution , inorganic2or2
ganic combined pollution and organic combined pollution were reviewed. The mechanisms of combined pollution were
approached from chemistry , physiology , enzymology , cytology and molecular biology. Then some problems and devel2
oping aspects on the research of combined pollution were put forward.
Key words 　Combined pollution , Interaction , Mechanism.
　　3 国家杰出青年科学基金 (39925007) 、中国科学院淡水生态与生物
技术国家重点实验室开放基金 (1999FB01) 和湖北省自然科学基金资助
项目 (99J122) .
　　3 3 通讯联系人.
　　2000 - 01 - 26 收稿 ,2001 - 03 - 22 接受.
1 　引 　　言
随着工农业的发展 ,越来越多的污染物进入环境并共存.
过去的研究大多只注重单个污染物的环境效应 ,对多种污染物
共存于同一环境并相互作用所形成的环境污染效应重视不够.
1939 年 Bliss 提出研究两种毒物联合作用的毒性并首次提出了
拮抗作用、加和作用、协同作用的划分 ,至此污染物的联合效应
才逐渐为人们所认识 [7 ] . 很多环境效应无法用单一污染物的作
用机理来解释 ,过去依赖单一效应制定的有关评价标准无法真
实反映环境质量要求 ,因此复合污染研究逐渐成为环境科学发
展的重要方向之一. 关于复合污染的定义和研究已有不少报
道[10 ,24 ,51 ] ,但大多局限于复合污染的效应研究 ,对其机理的探
讨还很不够. 随着研究方法和技术手段的进步 ,复合污染效应
和机理研究也有较大进展 [48 ] . 本文就当前复合污染研究进展
作一综述.
2 　复合污染效应研究
211 　重金属复合污染
重金属复合污染效应具体表现在拮抗、协同和加和 3 个方
面 (表 1) . 多种重金属共存于同一环境中 ,相互作用机理非常复
杂 ,研究结果常常相左 [42 ] . 确认这些作用性质的重要性在于这
些作用会显著影响生物体对某些特定元素的积累过程及不同
生物学层次上的毒性作用 [30 ] . 由于采用了不同的参考模型及
对拮抗、协同和加和作用的具体定义不同 ,因此尚无法进行有
效比较.
21111 拮抗作用 　从某种程度上可以将位点竞争视作复合污
染产生拮抗作用的直接原因. 这些位点包括细胞表面及代谢系
统的活性部位和生态介质 (如土壤和沉积物) 中的吸附位点. 如
金属硫蛋白 (metallothionein) ,特定组织器官上的结合位点 [12 ] ,
植物根的吸附位点 [5 ]和土壤中的吸附位点 [2 ]等.
表 1 　重金属复合污染
Table 1 Combined pollution of heavy metals
相互作用类型
Interaction type
重金属组合
Combined heavy metals
对象或介质
Target or medium
拮抗作用
Antagonism
Zn/ As
Zn/ Cd
Zn/ Cd
Cu/ Cd
Ag/ Hg
斑马鱼 [48 ]
玉米籽实[50 ]
酸性沙土[43 ]
蚯蚓 [44 ]
鱼组织 [30 ]
协同作用
Synergism
Pb/ Zn
Cu/ Pb/ Zn
Cd/ Zn
Cd/ Pb/ Cu/ Zn/ As
Cu/ Zn
小白菜根系[28 ]
水稻 [49 ]
大豆籽实[50 ]
土壤 [48 ]
土壤溶液[5 ]
加和作用
Aadditive
V/ As/ Mo/ Se/ Zn
Cu/ Cd
原生动物[9 ]
菌根 [31 ]
　　但这种位点竞争不能解释所有的拮抗作用. Ribeyre[30 ]发
现当水体中 Ag 含量上升时 ,鱼体中的 Cu 的蓄积量会下降 ,且
这种拮抗作用是非线性的. 原因在于 Ag 的存在减少了 Cu 形成
某种胞质热稳定化合物的量.
应 用 生 态 学 报 　2001 年 6 月 　第 12 卷 　第 3 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,J un. 2001 ,12 (3)∶469～473
此外 ,金属离子之间发生特定反应也是产生拮抗作用的重
要原因.
21112 协同作用 　重金属复合污染的协同作用对环境安全有
重大威胁[47 ] ,也使得利用复合污染研究成果评价化合物潜在
毒性及制定某些元素背景值具有重要意义 [32 ,46 ] .
协同作用的产生和强度与各组分加入的顺序和比例有关.
有人以鱼体中蛋白质含量为指标 ,将同时加入 Ni 和 Cd 与先加
Ni 再加 Cd 的情况进行比较 ,发现前者毒性更大、协同作用更
强[38 ] . 修瑞琴等[48 ]发现 ,当 Ni 和 Cd 以浓度比 1 :1 加至石斑鱼
生活的水体中时 ,表现为协同作用 ;但以其毒性比 1 :1 加入时 ,
则表现为先协同后拮抗. 因而有的研究结果认为 ,混合物组成
及各组分 (元素)的比例是决定混合物毒性的重要因素 [9 ,52 ] .
21113 加和作用 　复合污染通常有两种加和作用 ,即浓度加和
(concentration additive)与效应加和 (response additive) [31 ] . More2
au 等[25 ]认为 ,两种化合物是非相互作用 (noninteraction) ,但作
用模式相同时 ,联合毒性应等于浓度加和 ,如果作用模式不同 ,
联合毒性则是效应加和.
212 　重金属与非重金属无机物复合污染
其它非重金属元素与重金属共存时 ,可改变重金属的溶解
性和生物可利用性 ,因而对重金属的毒性有一定的影响. Arne2
sen
[1 ]认为 F 进入土壤后会改变土壤的有关特性 ,结果减少了
土壤中 Al 和 Fe 氧化物、氢氧化物及溶解有机质的含量 ,这一
点会影响重金属的潜在毒性.
213 　无机2有机复合污染
无机和有机污染物共存时的复合污染是当前复合污染研
究的方向和重点[48 ] . 目前研究主要集中在有机螯合剂、农药、
石油烃及芳香类化合物与重金属的复合污染.
21311 有机螯合剂与重金属复合污染 　乙二胺四乙酸 ( EDTA)
等螯合剂可以与重金属形成稳定的螯合物 ,从而能够在很大程
度上转移重金属. 很多螯合剂 (如 EDTA、二亚乙基三胺五乙酸
(DTPA)和次氮基三乙酸 (N TA)等)虽然本身的毒性并不大 (如
EDTA 对发光菌的 EC50值为 3. 17g·L - 1) ,但因其大规模的使
用 ,其与重金属等污染物形成的复合污染效应应得到重视.
螯合剂是一种有效的洗土溶液 [11 ] ,因而加入螯合剂是修
复重金属污染土壤的重要方法 [8 ,13 ] . 对 EDTA 加入受重金属污
染的水体中的作用有两种不同的观点 : (1) 螯合剂加入后减低
了水中自由金属离子的浓度 ,从而减轻了重金属的毒性 ; (2) 重
金属与螯合剂形成螯合物 ,增加了金属的可溶性 ,提高了其转
移、扩散能力以及潜在毒性. 有关的水生生物实验 [41 ]表明 ,水
生生物体内重金属 Cd、Pb 的毒性较加入 EDTA 的情况高出两
倍.但也有完全不同的结果 ,如 Sillanpaa 等[33 ]发现在高铁离子
溶液中加入 EDTA ,其毒性反而增大了 3 倍. 其原因在于 ,不同
的重金属离子具有不同的电荷和不同的离子半径 ,所形成的螯
合物具有不同的稳定性 ,从而造成螯合物进入生物体的难易程
度不同[8 ] ,因此其根本原因在于各金属离子的差异 [33 ] .
EDTA 还可能存在其它的减毒作用机理. 马成仓等研究发
现[21 ] ,当 EDTA 加入到含 Hg 的污水中时 ,Hg 对小麦萌发代谢
的抑制作用减小了 ,玉米幼苗细胞膜脂质过氧化水平也降低
了[18 ] ,这些结果都说明 EDTA 在代谢水平和细胞学水平上存
在着减毒机理. 前者主要表现在 EDTA 可诱使植物体内的淀粉
酶、脂肪酶和蛋白酶活性升高 ,从而促进其生长. 后者则表现为
EDTA 诱导过氧化氢酶 (CA T)和超氧化物歧化酶 (SOD)活性增
加 ,使 Hg 毒害下的细胞透性减小 ,从而保证其膜通透性的正
常. 利用 EDTA 去除有害金属元素的研究很多 ,如 Cd、Pb 的去
除[13 ] ,Co 的去除[8 ] ,Hg 的去除[14 ]等.
在众多的螯合剂中 , EDTA 是较为有效、采用最广的一种
螯合剂[19 ] . 实际上 DTPA 也是一种较有效的螯合剂. 有研究表
明[41 ] ,EDTA 去除 Pb 的能力强于 DTPA ,但 DTPA 去除 Zn 的
能力则要强于 EDTA. 此外 ,腐殖酸和 N TA 去除环境中重金属
的能力也较强[45 ] .
21312 农药2重金属复合污染 　各种农药 (杀虫剂、除草剂、杀真
菌剂等)被施用后 ,难降解有机物和重金属往往共存于同一环
境中 ,研究其相互作用的性质对研究农药的效用、降解和毒性
都有重要意义.
很多农药本身含有重金属 ,进入环境后释放出来会与共存
的其它污染物发生相互作用. Teisseire 等 [36 ]发现 ,在施用敌草
隆 (DCMU)时常常与杀真菌剂 (fungicide) 一同施用 ,后者易在
环境中释放出 Cu. 通过比较可发现 ,DCMU 与 Cu 的作用是一
种相加作用.
有机物结合重金属会减低环境中重金属的活性. Cu 与杀
虫剂 (pesticide)的相互作用研究[22 ]表明 ,复合物中 Al、Fe 会与
N2(磷酰甲基)氨基乙酸 ( Gps) 结合 ,多出的空位可将 Cu ( Ⅱ) 吸
附其上 ,其潜在的毒性就会变小. 因此农药与重金属复合污染
的性质取决于前者对重金属的生物可利用性的影响.
杀真菌剂与重金属复合污染的研究结果则有些差异. 有的
认为是拮抗作用 ,有的则认为只是单纯的相加作用. 一方面是
由于不同的杀真菌剂与重金属的作用方式不同 ,有的可发生络
合作用 ,有的则不能发生络合作用. 另一方面则与重金属与杀
真菌剂的加入比例有关 [35 ] .
21313 普通有机污染物与重金属复合污染 　有机污染物对生
物体的生长和代谢有重要影响 ,生物体对重金属的吸收也与此
有关. 研究表明 ,Zn 与菲之间存在拮抗作用 [7 ,25 ] . 菲存在时 ,生
物对 Zn 的吸收量减少 ,但反过来 Zn 并不影响菲的摄入 ,在其
特定浓度和比例下也存在着协同作用 [25 ] .
214 　有机复合污染
多种有机物共存于环境中时 ,在各种环境条件和生物作用
下所产生的复合作用十分复杂 ,但由于采用的方法体系及参考
模型不同 ,结果相差较大. 如 Lange 等[15 ]在研究硝基苯和二硝
基苯的复合污染毒性时运用了多种方法 ,用等值线和复合污染
指数法时 ,结果表明是相加作用 ,而用 Marking 相加指数法的
结果则是拮抗作用.
有机复合污染的性质取决于各种有机污染物的加入比例.
Tripathi 等[37 ]研究发现 ,将两种杀软体动物剂 (molluscicide) 按
一定比例 (1∶46) 加入后呈协同作用 ,LC50 值下降 100 倍 ;与
M GK2264 这种脂酶阻物以 1∶46∶5 比例加入时 ,三者毒性明显
大于前二者毒性 ,协同作用更加明显.
074 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　12 卷
3 　复合污染机理研究
311 　竞争结合位点
物理化学性质相近的各种污染物由于作用方式和途径相
似 ,因而在生态介质 (土壤、水体) 、代谢系统及细胞表面结合位
点的竞争必然会影响这些污染物共存时的相互作用. 通常情况
下 ,对吸附位点的竞争会导致一种污染物从结合位点上取代另
一种处于竞争弱势的污染物. 这种竞争的结果在很大程度上取
决于参与竞争的各污染物的种类、浓度比和各自的吸附特性.
致毒的污染物浓度比并不就是污染物总浓度的比值.
在土壤生态系统中 ,金属离子间的相互作用发生在三个水
平上 : (1)底物水平 ; (2)吸收水平 ; (3) 靶位水平. 三个水平上都
存在金属离子之间的位点竞争. 第一个水平是指在土壤化学水
平上金属离子竞争性吸附的相互作用 ,导致了金属在固相和水
相间的分配 ,这一过程也改变了金属离子的生物可利用性 ,使
其生物可利用性与联合毒性紧密相连. 第二和第三个水平是金
属在生物体吸收和生物体靶位点上的相互作用 [42 ] . Posthuma
等[27 ]认为 ,土壤中发生的竞争性替换是发生在靶位点上联合
作用的最典型的作用过程. 他们还认为土壤吸附金属离子有一
个顺序 ,由于某些金属的存在增加了毒性更大的金属的可溶
性 ,产生的联合毒性会更大.
这种结合位点的竞争还会发生在生物体对污染物的吸收、
转运、蓄积和消除过程中 ,也会发生在酶通道和受体蛋白上.
Steward等[34 ]研究发现 ,Cu、Zn、Pb、Ni 等会与 Cd 一起竞争植
物表面的吸收位点 ,从而影响植物组织对 Cd 的吸收. Sharma
等[31 ]认为高浓度混合的重金属在生物体蓄积过程中常发生很
强的拮抗作用. 生物体内的各种位点竞争常发生在各种表面 ,
尤其是细胞膜和胞外结构 (如粘液、细胞衣)上的结合位点 [30 ] .
312 　影响酶的活性
通过改变与代谢污染物有关的酶 (系) 的活性 ,影响污染物
在生物体内的扩散、转化和代谢方式 ,从而可以影响污染物在
生物体内的行为和毒性.
酶活性的改变对复合污染物的代谢影响是直接而重要的 ,
其中研究最多的是金属结合蛋白 (如 metallothionein) 、混合功
能氧化酶系和过氧化保护酶系. Posthuma 等[27 ]将金属结合蛋
白被特定金属激活后表现出的作用视作金属间的复合作用 ,缺
少这些金属会增加其它某些金属的毒性. Weltje 等[42 ]发现 Cd
可以诱导 metallothionein 的产生 ,而这一点可使众多重金属的
吸收量增加.
特定酶 (系)在某种污染物作用下的诱导表达会改变生物
体对另一类化合物的代谢行为也是复合污染的重要机理.
Willuhn 等[44 ]发现溶液中浓度为 0. 1mg·L - 1的 Cd (其 LC50为
9. 0mg·L - 1) 会诱导生物体中半胱氨酸 (Cys) 、CRP 蛋白 (一种
非金属硫蛋白)编码基因的表达 ,从而减轻 Cu 的毒性.
很多化合物可阻抑生物体内自由基的产生 ,从而减低过氧
化胁迫 ,使其它共存的毒物的毒性降低. Teisseire 等[17 ] 认为
DCMU 与 Cu 之间的拮抗作用在于前者可消除由 Cu 诱导产生
的氧化胁迫. 同时 DCMU 可促进如谷光甘肽还原酶 ( glu2
tathione reductase) 、抗坏血酸 (ascorbic acid) 、过氧化物酶 ( POD)
等抗过氧化作用酶的活性 ,提高了细胞抗氧化的能力 ,且这些
物质还可作为叶绿素中有害自由基的消除剂.
313 　干扰正常生理过程
复合污染通过干扰生物体的正常生理活动和改变有关生
理生化过程而发生相互作用. 秦天才等 [28 ]发现 ,在含 Cd 的培
养液中加入 Pb 会使植物根中游离氨基酸的积累增加 ,从而影
响植物细胞的渗透压 ,同时根中可溶性蛋白质含量比单独加入
Pb 时下降快得多 (一方面对已有蛋白质的分解加快 ,另一方面
新蛋白的合成受阻) ,从而表现出更大的破坏作用.
污染物间的相互作用还会影响生物体对特定化合物的转
移、转化、代谢等生理过程. Kargin 等[12 ]认为 Zn 抑制 Cd 在鱼
体中蓄积的机理在于前者可以抑制鳃对 Cd 的吸收 ,而这一点
是通过加速已摄入的 Cd 向体内器官转移来实现的. Nirmala
等[26 ]认为三丁基锡 ( TB T) 和多氯联苯 ( PCB) 对鱼体繁殖率表
现出的拮抗作用与毒物在鱼体中的蓄积和向卵中转移有关.
314 　改变细胞结构与功能
复合污染可以引起各种将生物体或有关内含物与外界环
境隔离开的生物学屏障在结构和功能上的扰动 ,从而改变其透
性及主动、被动转运能力. Fargasova 等[5 ]发现有些金属离子可
改变细胞膜的渗透性 ,对植物根系造成显著的损伤. Stewart
等[34 ]发现 Cu 可改变原生质膜中可溶性部分的渗滤性 ,从而造
成细胞膜的损伤 ,使得膜体变得很脆弱 ,重金属更易进入.
对细胞器结构功能的改变也会影响复合污染物对生物体
的毒性. Moreau 等[25 ]认为菲对 Zn 在生物体内蓄积的拮抗作用
可能是因为菲改变了溶酶体膜的稳定性及功能 ,从而影响了溶
酶体解除 Zn 毒害的作用. Ensenbech 等[4 ]发现暴露于 3 ,42二氯
苯胺的鱼体的肝细胞中粗面内质网穿孔 ,线粒体膨胀 ,溶酶体
数量增多 ,加入林丹后 ,肝细胞变得更加肥大.
315 　螯合 (或络合)作用及沉淀作用
螯合 (或络合)作用可改变污染物的形态分布和其生物有
效性 ,从而直接影响其毒性. Sharma 等[31 ]发现植物根部螯合剂
的生成使得 Cu/ Cd、Zn/ Cd 等复合污染表现为加和或拮抗作
用.
有机螯合剂和被螯合物可形成生物体几乎不能吸收、蓄积
的螯合物形式 ,这一点是减毒的重要机制. 金属络合物很难扩
散通过鱼鳃和其表皮 ,因而其毒性将大大降低 [41 ] .
复合污染物间形成沉淀会降低污染物的溶解性和生物可
利用性. 任安芝等[29 ]研究发现 ,因为 Cr2O227 与 Pb2 + 易形成沉
淀 ,使得 Cr 和 Pb 在影响青菜种子生长时表现出拮抗作用. 这
可从加入不同摩尔比的 Cr 和 Pb 导致其拮抗作用大小发生变
化看出.
316 　干扰生物大分子的结构与功能
有毒化学物质通过抑制生物大分子的合成与代谢 ,干扰基
因的扩增和表达 ,对 DNA 造成损伤或使之断裂并影响其修复 ,
与 DNA 生成化学加合物[20 ]等途径对生物体形成毒性也是复
合污染的重要机理. 有研究发现 ,亚砷酸钠可加剧甲基甲烷磺
酸酯 (methyl methanesulfonate) 诱发的细胞 DNA 双链断裂[17 ] ,
1743 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　郑振华等 :复合污染研究的新进展 　　　　　　　　　
还可对 DNA 链断裂的再修复产生抑制 [16 ] .
王保军等[40 ]认为 ,Hg 对微生物的毒性机理在于抑制其蛋
白质和核酸的合成而致突变 ,Cd 则是通过使 DNA 链断裂而致
突变. Ling 等[23 ]发现 ,Pb、Cd 和 Zn 对小麦的 DNA 结构的损伤
并不明显 ,但在 DNA 转录水平上显得异常. 这表明 Pb、Cd 和
Zn 对基因表达的干扰作用远大于对其结构的破坏作用 ,这也
可能是重金属致毒的重要机理.
与 DNA 生成化学加合物 (或加成物)常被视作致毒的重要
机理[20 ] . 但复合污染物在与 DNA 结合的过程中也存在着拮抗
作用. Donnelly 等[3 ]发现 ,随着 TN T (三硝基甲苯) 加入量的增
大 ,苯 (a)并芘 (B (a) P) 的毒性逐渐降低. 其原因在于前者干扰
了后者与 DNA 的结合.
4 　展 　　望
综上所述 ,当前尽管复合污染研究取得了很大进展 ,但仍
存在着很多尚未解决的问题. 复合污染研究在很多方面还有待
加强. 1)进一步拓宽复合污染研究. 目前复合污染研究主要停
留在研究无机污染物 (重金属) 的交互作用和两种有机物共存
时的联合毒性方面 [7 ] . 研究对象很多只有两种 ,对三种以上的
研究方法尚未成熟 [48 ] . 因而加强对无机复合污染和有机复合
污染的研究及增加复合污染研究对象的种类和数量对复合污
染研究的发展有重要意义. 2) 深化复合污染机理的研究. 很多
复合污染研究的结果带有猜想性 ,总的来说并不统一. 应利用
分子生物学的各种技术手段和人工模拟方法 ,进一步揭示复合
污染物的致毒途径及其机理. 3)在复合污染研究中要引入更多
的研究方法. 目前的复合污染多以急性毒性实验为主 ,长效应
实验 (如基因突变和遗传等)和蓄积实验较少 [6 ,31 ] ,很多生物测
试技术未得到充分应用 [39 ] . 在复合污染研究中应加强新技术
的运用. 4)加强复合污染研究成果的应用. 复合污染比单一效
应更接近环境实际情况. 应充分利用拮抗等作用改进污染处理
方法. 总之 ,随着人们对单一污染了解的深入 ,随着环境污染愈
来愈依赖复合污染的解释 ,复合污染研究必将有更大的发展.
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作者简介 　郑振华 ,男 ,1976 年生 ,硕士研究生 ,从事污染生态
化学研究. 发表论文 6 篇. E2mail :pchaohai @263. net
3743 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　郑振华等 :复合污染研究的新进展