沉积物中重金属的生物有效性研究综述

沉积物中重金属的生物有效性研究综述
张学辉1，陈爱华1，宋端阳1
(大连水产学院，大连，116023)
xhz19810@
摘要：本文综述了沉积物中重金属的生物有效性的研究，主要包括重金属污染常用评价体系，沉积物中重金属的存在形态，以及生物对重金属的生物利用等方面。

同时对沉积物中重金属的生物有效性研究进行了展望。

关键字：沉积物 重金属 生物有效性
近年来,随各种工业废液排入水体,其中重金属的含量越来越高,严重影响着人类及其它生物的健康与生存,如汞、砷、铬能引起神经系统疾病和有致癌作用。

海洋沉积物是进入海水中许多化学物质的主要归宿地，海洋沉积物环境质量研究自上世纪8O年代以来已成为国际重要研究领域[1]。

在研究以重金属为主要污染物的水体中,通常把沉积物视为探索环境重金属污染的工具。

由于沉积物中重金属化学行为和生态效应的复杂性，对积物中重金属生物有效性的研究是当前学术界的热点研究课题[12]。

一、沉积物中重金属污染的评价体系及存在形态
1.1沉积物中重金属污染的评价体系
对于沉积物中重金属污染的研究，近年来出现了许多从沉积学角度提出的污染评价方法，如地累积指数法(Geoaccumulation Index)、污染负荷指数法(The Pollution Load Index)、潜在生态危害指数法(The Potential Ecological Risk Index)及Hilton 等的回归过量分析法(Excess after Regression Analysis)．我国学者贾振邦等应用模糊集理论(Theory of Fuzzy Subset)和脸谱法(Face graph)对沉积物中重金属进行了评价。

上述评价方法代表了国际上有关沉积物中重金属研究的先进方法。

潜在生态危害指数法和地累积指数法是两种比较常用的评价体系。

1.1.1潜在生态风险评价
潜在生态风险指数法是瑞典学者Haknson[3]于1980年提出的，它是划分沉积物污染程度及其水域潜在生态风险的一种相对快速、简便和标准的方法，通过测定沉积物样品中有限数量的污染物含量进行计算。

潜在生态风险指数值可反映表层沉积物金属的含量、金属污染物的种类数、金属的毒性水平及水体对金属污染的敏感性。

生态风险指数法在我国的应用已较为广泛，不少文献介绍了利用该法进行水域生态风险性分析和评价，并对水域的生态风险性进行定量分析作出了有益的尝试。

其计算公式如下：
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式中：C f i为某一金属的污染参数；C 表i为沉积物中重金属的实测含量；C n i为计算所需的参比值。

E r i 为潜在生态风险参数；T r i为单个污染物的毒性响应参数(Cd，Pb，Cu和Zn的毒性响应参数分别为30，5，5和1)；RI为多种金属潜在生态风险指数。

C f i, E r i和RI值相对应的污染程度及潜在生态风险程度见表1。

1.1.2地累积指数法
地累积指数法是德国学者Muller[2]于1969年提出，广泛用于研究沉积物中重金属污染程度的定量指标，尤其用于研究现代沉积物中重金属污染的评价，在我国也被部分学者采用过。

地累积指数的计算式为
式中C n是元素n在沉积物中的浓度；B n是沉积物中该元素的地球化学背景值；是考虑各地岩石差异可能会引起背景值的变动而取的系数(一般取值为1.5)。

地累积指数共分为0～6级，表示污染程度由无至极强。

最高一级(6级)的元素含量可能是背景值的几百倍。

I geo值与重金属污染水平的关系见表2。

1.2沉积物中重金属形态及对水生生物的影响
目前,对重金属在沉积物中存在形态的分类依据最常采用的方法为蒋廷惠[15]等的形态分离方法。

他把沉积物的重金属划分为以下5种形态:①水溶性和可交换态:指通过静电作用,吸附在沉积物胶体表面的重金属。

这部分重金属在周围条件变化时,极易以离子状态溶解在
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水中,或被其他极性较强的离子交换出来。

浸提剂:1ｍｏｌ/ＬＭｇＣｌ2溶液。

②碳酸盐结合态:进入水体后通过离子交换、置换、化合等方式,与碳酸盐结合共沉于水底的重金属。

浸提剂:1ｍｏｌ/ＬＮａＡｃ-ＨＡｃ溶液。

③铁锰氧化物结合态:指通过与水体中的活性氧化铁、锰表面裸露羧基结合,与铁锰氧化物共沉于水底的重金属。

这部分重金属在水体氧化还原电位变化较大时易被释放再进入水中。

浸提剂:0 04ｍｏｌ/Ｌ盐酸羧胺溶液。

④有机质、硫化物结合态:指通过与有机质功能团的络合、螯合以及与硫离子结合形成沉淀的重金属。

浸提剂:30%过氧化氢。

⑤残余态:指存在矿物晶体中的重金属离子,这部分的活性极低。

浸提剂:ＨＣｌＯ4-ＨＦ。

长期以来,人们比较注意溶解在水里的重金属对生物的影响,而忽略沉积物中重金属对生物所产生的作用。

事实上,生物(包括鱼类)吞食或随食物进入胃内的一些颗粒物,在胃液和其它一些消化酶的作用下,被吸附在颗粒物上的重金属可以被溶解吸附,并在体内累积。

水体中重
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金属的生物有效性在很大程度上取决于它们在水体的形态状况。

陈瑞生等在研究生物富集与重金属形态的关系时发现水溶态、阳离子可交换态、碳酸态结合态Ｐｂ与生物有较强的亲和性,对生物累积作用影响最大;铁锰氧化物结合态Ｐｂ对生物累积作用有一定影响;至于有机质结合态和残渣态Ｐｂ对生物累积作用影响甚微。

许鸥泳等在研究水生生物对沉积物中Ｃｕ、Ｃｄ的富集时发现鲤鱼主要是通过溶解态来富集重金属,即沉积物中重金属对鲤鱼的生物富集的影响是间接的。

各形态影响程度大小为:离子可交换态>碳酸盐结合态>氧化铁锰结合态>有机物和硫化物结合态。

总的来说,水体重金属的生物有效性有如下规律:水可溶态重金属具有高度的生物可给性,而阳离子可交换态重金属是沉积物中不稳定的一部分,对生物也具有较高的可给性,碳酸盐结合态金属在弱还原及氧化环境中也可溶解,具有一定的生物可给性。

至于铁锰氧化物结合态和有机物结合态,在一般条件下是比较稳定的部分,但是在环境变化时,能部分解析,具有潜在的生物可给性。

残渣态一般认为没有生物可给性。

二、影响沉积物重金属毒性的因素
沉积物中化学物质的毒性与该物质的生物有效性是联系在一起的。

对重金属来说只有可被生物吸收的重金属才有可能对生物产生潜在的毒性。

2.1 重金属形态对生物毒性的影响
一系列研究表明游离的水合重金属离子是生物可吸收的形态,水化学参数(ｐＨ,碱度,配位体,Ｅｈ)和其它形态的重金属(如羟基络合态)以及非化学参数都是通过影响游离自由离子在水相和细胞内的活度而影响其生物有效性和生物毒性。

沉积物中重金属的总浓度与其生态效应之间没有相关性,但当沉积物中重金属的浓度用某一沉积物相(如厌氧沉积物中ＡＶＳ和ＰＯＣ,以及好氧沉积物中的羟氧化铁和ＰＯＣ)标准化后,重金属浓度与生态效应的相关性会得到改善。

但这种相关性并不意味着生物能直接吸收沉积物颗粒中的重金属。

一般认为
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只有间隙水中的自由金属离子能直接产生生物效应,而沉积物的重金属浓度和沉积物水化学控制着间隙水中的自由金属离子的活度,从而影响沉积物中重金属的毒性。

王菊英（2001）研究[19]表明：A VS对沉积物中镉化学活动性的主导控制作用（见图1），那么，在逻辑上这种关系也应反映在对镉生物毒性的制约方面，即［SEM Cd2+ ]与A VS之比应同样适用作沉积物中镉生物毒性响应的基本判断。

比较图１与图２，不难发现，日本大螫蜚对[SEM Cd2+ ]／A VS：的毒性响应关系同间隙水中浓度对[SEM Cd2+ ]／A VS 的响应关系有较好的一致性。

这种一致性表明底栖生物对沉积物内污染物的毒性响应与间隙水浓度有直接关系，而与总量无关：同时，也证明同步提取的二价有毒金属镉与硫化物的摩尔浓度之比确为评价沉积物中镉生物毒性的有效判据。

2.2间隙水中配位体与重金属毒性的关系
生物体对沉积物重金属的吸收主要是通过间隙水进行的,因此间隙水的组成和状态对重金属的毒性影响很大。

间隙水中往往溶解了大量的有机和无机配位体,这些配位体一方面能与重金属络合,促进了沉积物中重金属的释放,使间隙水中实际溶解的重金属浓度明显地高于根据颗粒相和水相分配模型所预测的浓度;另一方面因重金属与配位体络合而使自由离子的活度降低,从而降低了金属的生物毒性。

在厌氧环境中金属与硫化物和多硫化物的络合作用可能决定着间隙水中金属形态的形成。

2.3 表面沉积物的氧化作用与重金属的毒性的关系
表面沉积物是一个对氧化还原电位极为敏感的化学和生物系统,氧化还原电位很小的提高就可能引起ＭｅＳ和Ｈ2Ｓ的氧化,使沉积物中金属向间隙水中的释放作用加剧,从而增大金属对生物的毒性作用。

当有氧气进入时,沉积物中的硫化氢和ＦｅＳ(ＡＶＳ)会被迅速地氧化。

沉积物中的ＰＯＣ无论是在需氧沉积物或厌氧沉积物中都会被氧化。

两者的氧化速率将影响ＡＶＳ的浓
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度和此后在沉积物和间隙水中溶解的金属浓度。

三、沉积物中重金属的生物毒性
重金属的生物有效性是指重金属能被生物吸收利用或对生物产生毒性效应的性状，可由间接的毒性数据或生物体浓度数据来评价。

重金属对水生生物的毒性效应研究，国内外均有不少报道，重金属形态以及生物毒性和有效性研究已成为环境、生物、地球化学及环境生物学的新热点。

从20世纪50年代的“水俣事件”至今,重金属沿食物链的传递受到越来越多的关注。

在过去10年中,由于引入了不同生理生化方法来评估金属的生物可利用性,对金属的食物链传递研究取得了很多新的成果。

大量的研究已经表明,食物相的摄取是许多水生动物生物累积的主要来源。

早期对金属传递的研究多以生物和水体之间的平衡理论为基础,但对水环境中的大部分生物而言,除了单胞藻及其它生命周期短的生物外,金属在生物体内和水体之间的平衡是很难达到的。

这种平衡态研究方式其实在某种程度上限制了这一领域的研究。

近十年来研究人员认识到动力学在水生生物金属蓄积中的重要意义。

在已建立的金属生物可利用性的动力学研究模型中,有几个重要参数已经研究得很深入,一是生物对食物相中金属的同化率(assimilation efficiency),指被动物摄食后经过肠道(gutlining)初步吸收的那部分金属中,最终被同化到动物组织的金属比率;二是动物对水体中金属的摄取速率(influxrate)或吸收率(absorption efficiency);三是动物对体内金属的排出速率(effluxrate)。

近几年来在一些水生动物(如贝类、甲壳动物、腹足类、鱼类)中对这3个参数做了大量的测定工作。

在研究以重金属为主要污染物的水体中．通常把沉积物视为探索环境重金属污染的工具，沉积物作为水环境中重金属的主要蓄积库，反映了水体受重金属污染状况。

同时，在环境条件改变时，束缚在沉积物中的重金属可被释放出来造成二次污染。

底泥重金属毒性和生物可给性的大小受多种环境因素的影响,而与重金属的总量无关[6](Gerhardt,1993).生物暴露试验是评价底泥重金属毒性和生物可给性的唯一途径.根据暴露生物的毒性数据和生物体浓度数据,可以判断底泥重金属毒性和生物可给性的大小[7].
底栖生物是底泥重金属污染监测的理想生物种类，文献研究[23][24]所用主要受试生物有田螺、各种鱼类和贝类，还有水草、藻类等水生植物。

研究表明[22]，在重金属含量不同的底泥中，泥鳅对重金属的累积含量不同，底泥重金属污染增加，泥鳅体内重金属的累积含量会有一定程度的增加。

对泥鳅体内重金属累积含量与底泥可给状态含量有较好的正相关性。

因此，用泥鳅作底泥重金属生物有效性的指示生物是可行的，重金属的可给态含量直接影响其对生物的毒性大小。

底泥重金属污染增加，泥鳅死亡率会增加。

对于食用底泥中腐屑的底栖动物来说，底泥中重金属的离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰水合氧化物态是有效的。

已有研究证明,田螺是多种污染物的生物积累者[4][5]。

郭明新（1997）认为[20]：中华圆田螺是一
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种理想的底泥重金属毒性和生物可给性指示生物。

它分布广,个体大小适中,移动性小,环境适应能力强,易于获得、控养和处理,对底泥重金属毒性有良好的梯度反应[8]。

同时它又是一种食底泥动物,能直接消化底泥获取重金属,比那些只能通过水相吸收重金属的生物更能指示底泥重金属的毒性和生物可给性.根据中华圆田螺在微生态系统中长期暴露的结果,成年中华圆田螺软组织积累的重金属浓度,可以反映底泥重金属生物可给性的大小,尤其是Cu,Mn 的生物可给性;而新生小田螺的个体数目、成活率、最大个体重、平均活体重等指标,则是底泥重金属毒性大小的具体表现.
最近有学者将生物指标(ｂｉｏｍａｒｋｅｒ)引入沉积物毒理学研究中,它是指在有机体个体上测得的生物化学、生理学或病理学响应,它提供了在污染环境中暴露和/或一些低于致死量的暴露影响,曾被Ｂｅｎｓｏｎ等人用于污染沉积物的危险识别和风险评价。

Christensen(1975) 研究了溪鳟鱼血清GPT活性，在不同镉离子浓度下，血清GPT活性随镉离子浓度增加而升高。

据贾秀英（2003）报道[23]，一定浓度的Cu2+、Cd2+ 确实对鲫鱼组织的Na+ -K+ -ATPase酶活性有不同程度的抑制作用，表现出一定的剂量-效应关系，即Na+ -K+ -ATPase酶活性随着重金属浓度的增加而下降。

四、水生动物对重金属的解毒机制
生物体内的保护酶系统具有清除自由基的作用，如果保护酶活性较强，就能减少自由基等毒害物质的积累，脱脂过氧化水平就稳定。

反之，如果保护酶活性较弱，生物体内自由基等毒害物质的积累就增加，脱脂过氧化水平就稳定。

4.1超氧化物歧化酶(SOD)
研究表明，许多污染物具有氧化还原循环活性，可参与生物体内的氧化还原循环，产生大量的活性氧：O2-，H2O2，OH- 等，从而导致机体内DNA断裂、脂质过氧化、酶失活等一系列氧化应激[9][10]。

超氧化物歧化酶(SOD)几乎存在于所有动物的细胞中，对机体的氧化与抗氧化平衡起着至关重要的作用，此酶能清除超氧阴离子自由基(O2- )，保护细胞免受损伤，是动物体内一种重要的抗氧化保护酶。

超氧化物歧化酶是广泛存在于生物体内的一种抗氧化防御性功能酶，SOD能催化O2-发生歧化反应：2O2-+2H-=H2O2+O2从而与过氧化氢酶(CAT)、谷胱甘肽过氧化物酶(GPX)一起达到清除O2-，H2O2，OH等活性氧的作用，使机体免受氧化伤害．有研究[27]发现，染镉的大鼠可造成组织SOD活力下降和过氧化脂质代谢产物MDA增加。

侯丽萍(2003)报道[28]，低浓度锅短时间内处理草鱼，可使草鱼S0D活力上升，高浓度长时间处理草鱼，可使草鱼SOD活力下降。

这说明在高浓度镉长时间胁迫下，草鱼与植物、哺乳动物类似，SOD酶的活性同样也受到了抑制。

而低镉一定程度上刺激了草鱼肝组织S0D活性的升高。

4.1谷胱甘肽（GSH）
GSH有两种形式：硫醇还原型(GSH)和双硫氧化型(GSSG)，细胞内谷胱甘肽约99%以上为
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GSH．Meister A(1983)报道[11]谷胱甘肽(GSH)是细胞内含巯基最丰富的物质，参与物质代谢和转运过程．对各种外源(如重金属)和内源性的物质(如活性氧)对细胞的损害都有保护作用 ．Ranbai A(1991)报道，Cd2+可使哺乳动物细胞内的GSH升高．另外，Naganuma A(1990)报道GSH 可在谷胱甘肽硫转酶(GST)的催化下与细胞内的有害物质结合，使细胞可利用的还原性GSH减少.
惠天朝（2001）研究表明[29]，罗非鱼在染毒初期，镉在其肝脏中的蓄积量与染毒时间呈显著正相关关系；低浓度镉可使GSH 随着镉蓄积浓度的升高而升高．其机理主要是低浓度的镉可使肝脏中GCS及GST活性升高．但GSH 的合成量大于损耗量；相反．大剂量酌镉则可抑制GCS的活性，使GSH的合成减少．井间接激活GST的活性．GSH 消耗增加．故使肝脏中GSH含量下降。

一般认为，急性镉中毒主要靶器官是肝脏，而肾脏是慢性镉中毒靶器官。

GSH是一种含巯基的三肽。

主要在肝脏合成，然后经胆汁和血液运送到其他组织器官。

肝细胞合成GSH非常快速灵敏，Liu等 用DEM(一种GSH耗竭剂)耗竭Hep G2细胞内原有GSH，1分钟后细胞内GSH 即有显著增高。

4.2过氧化氢酶
过氧化氢酶是一种含铁的氧化酶，它在机体内与D-氨基酸氧化酶、尿酸氧化酶、黄嘌呤氧化酶、L- α-羟基酸氧化酶等产生过氧化氢的酶类相偶联，使过氧化氢分解为水和分子氧。

因此，它是机体防御机制上一种重要的酶。

从贾秀英（1997）结果[25]来看，水中一定浓度的镉，能引起鲫鱼肝胰脏、肾脏、鳃组织过氧化氢酶活性的显著增强。

但在体外条件下，酶反应液中直接加入不同浓度的镉后，却不能明显提高该酶的活性。

4.3金属硫蛋白
4.3.1金属硫蛋白性质
金属硫蛋白(Ｍｅｔａｌｌｏｔｈｉｏｎｅｉｎ,ＭＴ)是一类广泛存在于生物中的低分子量、富含半胱氨酸、能被金属诱导的金属结合蛋白.1957年Ｍａｒｇｏｓｈｅｓ和Ｖａｌｅｅ [12][13]等在研究马肾脏蓄积镉的过程中首次发现并分离出ＭＴ,此后在真核微生物、高等植物、原核生物等均发现有ＭＴ并分离得到.我国学者李令媛等在大鲵[32]、刺猬[33]中也分离到ＭＴ。

ＭＴ的生物学意义涉及生物机体微量元素储存、运输和代谢,重金属解毒,拮抗电离辐射,清除自由基,以及机体生长、发育、生殖、衰老、肿瘤发生、免疫、应激反应等各个方面.其研究和开发利用涉及农业、医药、保健、生物工程、环境保护等各个领域.
海洋无脊椎动物ＭＴｓ首先报道于1975年.20多年来,人们先后应用和发展了许多ＭＴｓ分离纯化及检测技术.现已证实,应用这些技术人们发现60多种主要的海洋无脊椎动物体内都存在着ＭＴｓ或类似ＭＴｓ,并且对其理化特性和生理功能进行了深入研究,取得了可喜进展.通常,在自然情况下,海洋无脊椎动物ＭＴ的含量都很低,大多数的基准水平其湿重
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不超过50μｇ/ｇ,在诱导下ＭＴ的合成水平也只有每克几百微克湿重.
它的一个显著特点是可在转录水平上被环境中的金属所诱导,而且这种诱导可以反映出环境受金属污染的水平,因而20世纪70年代末即有人提出以生物组织中的ＭＴｓ含量作为水环境监测中金属暴露的一个分子生态毒理学指标.另有报道,克隆了ＭＴｓ基因的海洋生物可用于清除受重金属污染的土壤或污水中的有毒金属,是一种非常有前途的环保措施.
MT是一种分子量较小(6000～7000)、富含半胱氨酸的非酶蛋白质,其内含有Cd、Cu、Zn、Hg、Au、Bi等元素,不含芳香族氨基酸及组氨酸残基。

人、马、兔、鼠的MT已经测序,其N 端和C端分别为乙酰甲硫氨酸和丙氨酸,半胱氨酸的分布具有严格的相似性。

令人惊奇的是从粗脉孢菌分离出来的MT虽然分子量较小,但基本结构与哺乳动物的相似,说明MT的基因在生物进化过程中较为保守。

用重金属(Ｃｄ、Ｚｎ等)给予动物或处理体外培养的细胞可以增强ＭＴ基因的转录,从而ＭＴ合成速率增加,能防止Ｃｕ、Ｚｎ和Ｈｇ中毒,不过,ＭＴ并不是对所有能诱导它合成的金属都具有解毒作用,例如,虽然Ａｇ、Ａｕ、Ｃｏ和Ｎｉ都能诱导ＭＴ的合成,但ＭＴ并不对这些金属有解毒作用.同时,一些学者指出,虽然细胞内Ｃｄ-ＭＴ具有保护作用,但在胞外,Ｃｄ-ＭＴ具有此Ｃｄ2+本身的更大的肾细胞毒性,所以ＭＴ对重金属是否有解毒作用还存在争议.
4.3.2 MT的检测方法
目前检测MT的方法很多,大致可归为三类:(1)金属亲和分析法,即测定结合金属以计算MT含量,如Cd血红素饱和法、银饱和法、凝胶电泳和银染色法;(2)电化学法,即测定巯基以计算MT含量,如微分脉冲和循环伏安法;(3)蛋白质分析法如放免分析法(RIA);(4)色谱分析法。

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五、研究展望
重金属分为必需金属(如铜、锌)和非必需金属(如镉、铅)两类．在低浓度时，重金属对水生生物毒性不明显，在高浓度时，则成为水域中污染因子，对水生生物起毒害作用。

海洋沉积物是进入海水中许多化学物质的主要归宿地在研究以重金属为主要污染物的水体中。

通常把沉积物视为探索环境重金属污染的工具沉积物毒性生物检验是沉积物环境质量评价有效方法之一，是化学分析和底栖生物群落结构评价方法的有益补充(Sehiekat et al,1992；Tay et al,1992)。

目前，利用生物修复对沉积物中有机污染进行修复已有了相关报道，如袁秀堂（2005）博士论文中利用实验室模拟研究了海参对扇贝养殖筏区中有机质含量高的现象进行修复，取得了令人满意的结果。

李秋芬、晏小霞也分别在2000年和2004年对水环境污染的生物修复进行过综述。

生物修复较其它修复方式有以下优点：（1）费用省；（2）环境影响小，不会形成二次污染；（3）可以最大限度地降低污染物浓度，尤其是对养殖过程中剩余的饵料和养殖生物的排泄物进行分解转化，使水体中有机物与有毒物质迅速分解，不易积累，可使养殖水体中溶解氧保持较高含量，处于良性状态；（4）基本不产生副作用。

而利用生物修复的方法进行沉积物中重金属污染修复的研究以及应用的报道很少，目前大部分报道都处于试验阶段而并没广泛应用到环境保护上。

在前辈研究的基础上，选择合适的生物对重金属污染海区进行生物修复将是我们以后努力的方向。

同时，沉积物毒理学研究尚在我国尚处于初级阶段，一些实验方法还不成熟。

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