湯保華, 祝凌燕, 周啟星,2

(1．南開大學環(huán)境科學與工程學院∥環(huán)境污染過程與基準教育部重點實驗室∥天津市城市生態(tài)環(huán)境修復與污染防治重點實驗室，天津 300071；2．中國科學院沈陽應用生態(tài)研究所∥中國科學院陸地生態(tài)過程重點實驗室，遼寧 沈陽 110016)

在水生毒理學中，通常使用質量濃度相加模型來評價混合物的聯(lián)合作用效應。質量濃度相加模型概念由Loewe和Muischnek提出[1-2]，該模型的基礎建立在給定的混合物中的各個成份都有一個相同的作用點[3-4]。在許多研究中，質量濃度相加是指在同一混合體系中，一種有毒成份的作用模式與另一種與之相互稀釋的成份的作用模式相似，意即一種成份的作用效果能夠被另一種成份完全取代或者被部分取代，并且產(chǎn)生等量的效應[5]。根據(jù)這種合理的藥理學基礎，越來越多的研究者認為質量濃度相加模型是復合毒性分析的通用解決方案[5]。

質量濃度相加模型的數(shù)學表達如下：

(1)

在數(shù)學表達公式當中，n表示混合體系中不同成份的數(shù)量，ECxi是指混合體系當中當?shù)趇種成份單獨作用產(chǎn)生x%的效應時的質量濃度，Ci是指在該成份在混合體系中的質量濃度。公式中Ci/ECxi部分表示在混合體系中每種成份在該質量濃度下產(chǎn)生相對毒性大小，通常稱為該成份的毒性單位。因此，在混合體系中只要每個毒性單位的和不發(fā)生改變，每種成份都能夠被其它成份取代，就不會改變總體毒性的大小。如果，混合體系當中各個成份的質量濃度之和產(chǎn)生x%毒性效應，并且各個成份的毒性單位之和為一個毒性單位，該混合體系中的各個成份就會產(chǎn)生質量濃度相加作用。否則，就要評價這些混合物是否產(chǎn)生大于質量濃度相加作用或者小于質量濃度相加作用。

多溴聯(lián)苯醚作為一種人工阻燃劑用于各種產(chǎn)品，例如電器，家居用品，電纜，家具以及紡織品中[6]。過去的20年中，在沉積物，魚類，膽汁，人類乳汁，血清以及脂肪組織中，PBDEs的水平不斷增加[7-8]。多溴聯(lián)苯醚具有較高的疏水性，能夠在生物體中持久性存在和富集[6, 9]，并且能夠對藻類，無脊椎動物，魚類以及哺乳動物產(chǎn)生毒性效應[10]。大部分的水生生物研究表明，例如魚類的毒性實驗，PBDEs似乎能夠影響I相和II的相生物轉化作用，導致脂肪肝，改變血液中葡萄糖和血細胞比容水平，同時減少產(chǎn)卵的孵化成功率[11, 12]。作用一種新出現(xiàn)的污染物，人們越來越多的關注PBDEs對于水生環(huán)境的生物毒性。

重金屬廣泛分布于水環(huán)境中并且對水生生物具有致毒效應，例如重金屬鎘(Cd)和銅(Cu)。在同一水環(huán)境中重金屬與有機物有可能產(chǎn)生相互作用并且導致復雜的毒性效應。由于在工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的廣泛應用，環(huán)境中已經(jīng)發(fā)現(xiàn)高水平的重金屬Cd和Cu[13-14]。Cu在許多生物系統(tǒng)中是一種必需元素，并且作為酶結構的輔助因子，具有催化性質，許多生物的生長，發(fā)育和維持當中需要這些酶參與生化反應[15-16]。已經(jīng)有一些細胞機理研究表明Cu能夠誘導細胞毒性[17-18]。與重金屬Cu不同的地方是Cd不是生物體的必需元素，并且已經(jīng)發(fā)現(xiàn)Cd在土壤，沉積物，空氣以及水體中廣泛存在。目前對于Cd的毒性機理并不是很清楚。一些研究已經(jīng)表明Cd有可能產(chǎn)生氧化抑制[19, 20]，并且干擾生物體的正常生理過程[21]。Cd能夠損害水生蚤類動物的濾食能力，同時抑制其生長和繁殖能力[22]。Winner[23]將大型蚤Daphniamagna和Ceriodaphniadubia暴露于重金屬Cd中7 d，兩種蚤類的體長生長與對照組相比均顯著性的收到抑制。在21 d的長期暴露中，大型蚤的繁殖率是重金屬Cd毒性最敏感的反應參數(shù)[24]。

目前，已經(jīng)有很多種水生生物的實驗證明質量濃度相加模型非常適合用于預測多種成份的復合毒性，這些成份包括工業(yè)生產(chǎn)和醫(yī)學麻醉使用的非特異性作用物質，主要的有機物以及非活性化合物[25-29]。已經(jīng)有許多研究者評價了不同污染物之間產(chǎn)生的聯(lián)合毒性。例如，重金屬銅和有機磷農(nóng)藥二嗪農(nóng)(Diazinon)的聯(lián)合對蜉蝣Ephoronvirgo幼蟲的存活可以產(chǎn)生小于質量濃度相加作用[30]。在網(wǎng)紋水蚤Ceriodaphniadubia暴露于重金屬銅，鋅和有機磷農(nóng)藥二嗪農(nóng)(Diazinon)的聯(lián)合作用下，對于存活率和繁殖率，除了少數(shù)幾個混合處理組產(chǎn)生了質量濃度相加作用外，其余各個處理組均產(chǎn)生小于質量濃度相加作用[31]。而重金屬鎘，銅與馬拉硫磷的聯(lián)合對小型海洋甲殼動物Tigropusbevicornis的死亡產(chǎn)生大于質量濃度相加作用[32]。

水生蚤類動物在生態(tài)系統(tǒng)的能量轉移中起著關鍵作用，通常情況下大型蚤Daphniamagna作為初級消費者將能量從植物向動物轉移[33-34]。因此，多種化合物的聯(lián)合毒性不僅能夠影響大型蚤的存活以至于影響到種群，而且還會對群落中能量的分配產(chǎn)影響，并最終影響群落的結構。多種化合物對水生蚤類動物的聯(lián)合毒性也可以作為具有經(jīng)濟價值的甲殼類動物的毒性指標。因此，水生蚤類動物既可以充當反映環(huán)境脅迫對對甲殼類動物影響的環(huán)境健康指示生物，又可以用作環(huán)境化學物質安全評價的實驗生物，并為各種法令提供技術支持。

本研究的目的是通過研究重金屬-多溴聯(lián)苯醚對淡水蚤類動物-大型蚤Daphniamagna的存活和繁殖的聯(lián)合毒性，以便于分析重金屬鎘(Cd)，銅(Cu)與五溴聯(lián)苯醚(Penta-BDE)的聯(lián)合是否能夠產(chǎn)生質量濃度相加，小于質量濃度相加，或者大于質量濃度相加三種交互作用。

1 材料與方法

1.1 實驗生物與培養(yǎng)條件

本實驗是中大型蚤生物株(62DM生物株)引自中國疾病預防控制中心，并且在本實驗是條件下成功培養(yǎng)10 a以上。將每40只成年母蚤培養(yǎng)在800 mL的培養(yǎng)基中。根據(jù)OECD實驗準則，使用M4培養(yǎng)基[35]。培養(yǎng)基中輕微充氧，并且2周更換1次，拋棄在這期間出生的幼蚤。將綠藻-羊角月牙藻Pseudokirchneriellasubcapitata與萊哈衣藻Chlamydomonasreinhardtii按照3∶1的比率混合作為大型蚤的食物。對于所有處理組，實驗溫度控制在(20±1) ℃，光照周期為光:暗，16 h∶8 h。這些培養(yǎng)條件能夠確保大型蚤始終處于孤雌生殖狀態(tài)。

1.2 受試化學品

五溴聯(lián)苯醚(penta-BDE)是一種用于商業(yè)阻燃劑的混合產(chǎn)物，在眾多溴代阻燃劑中編號為DE-71。本實驗所使用的五溴聯(lián)苯醚購自Great Lakes Chemical Company, USA。該混合物中每種成分的含量(w)為： BDE-47, 46.0%; BDE-100, 12.6%; BDE-99, 36.7%; BDE-85, 1.3%; BDE-154, 2.1%; BDE-153, 1.3%[36]。將Pe-BDE溶于分析純級的二甲基亞砜(DMSO)中，配制成高質量濃度的儲備液，其中DMSO購自天津康科德技術有限公司。根據(jù)預實驗的結果，在溶劑對照中，低質量濃度的DMSO沒有對大型蚤的生存和生化反應產(chǎn)生影響。實驗所用的Pe-BDE的貯存液和實驗液都由OECD實驗準則中推薦的重配水配制而成。兩種重金屬Cd、Cu的貯備液配制：分別將一定量的分析純級的重金屬鹽(CdCl2·2.5H2O、CuSO4·5 H2O和ZnSO4·7 H2O)溶于去離子水中(Milli-Q; 18 MΩ·cm-1)。進行預試驗和正式試驗時，將一定量的3種重金屬貯備液加入大型蚤培養(yǎng)基中配制成不同質量濃度。在正式實驗中分別將不同質量濃度的受試化學品的母液以一定體積加入到OECD實驗準則中推薦的稀釋水和M4培養(yǎng)基中。

1.3 急性毒性和繁殖毒性實驗

半數(shù)抑制實驗中所需的大型蚤(D.magna, <24 h)取自第3到第8胎的幼蚤。將分析純級的DMSO加入到溶劑對照組中，并且使得其質量濃度等于One-TU Pe-BDE中DMSO的質量濃度。為了測定重金屬與Pe-BDE的混合物對大型蚤活動的抑制，將幼蚤(<24 h)暴露于17個處理組中(參見表1)，每個處理組設置3個重復，每個重復放入10只幼蚤。實驗中所要進行的重金屬與有機物的組合分別為：Cu+Cd, Cd +Pe-BDE, Cu+Pe-BDE, 和 Cu+Cd+Pe-BDE。

根據(jù)OECD實驗準則[35]，采用連續(xù)暴露的方式測定3種化合物對大型蚤的繁殖能力損傷。根據(jù)表1設置15個處理組。同時設置空白對照組和溶劑對照組，其溶劑量與試驗組中溶劑量相對應。每個處理組設置10個重復，每個重復放入1只幼蚤(<24 h)。在21 d的試驗周期內(nèi)，處理組和對照組的大型蚤均需飼喂，飼喂量和頻率與馴養(yǎng)期相同。每隔24h更換試驗液，計數(shù)每個母蚤所產(chǎn)幼蚤數(shù)量，并將幼蚤移出試驗容器。對照組中受抑制或死亡的母蚤數(shù)應小于20%。對照組中每只存活母蚤21天所產(chǎn)幼蚤的平均數(shù)應大于60只，并且對照組中母蚤不應產(chǎn)出雄性幼蚤。

表1 在一個毒性單位中每種化合物所占比例

1.4 統(tǒng)計分析

3種化合物的48 h EC50及其95%置信區(qū)間采用美國EPA概率分析程序(EPA computer probit analysis program (Version 1.5))計算。經(jīng)過正式實驗得出Cd，Cu和Pe-BDE的48 h LC50(One-TU)分別為：80，67.6，和165 μg/L。

為了分析3種污染物對大型蚤繁殖的聯(lián)合毒性影響，混合溶液中幼蚤的預測值分別由1-TU Cd，1-TU Cu和1-TU Pe-BDE的處理組中所產(chǎn)幼蚤的平均數(shù)而得，即在每個混合處理組中所母蚤所產(chǎn)幼蚤數(shù)量的預測值是依據(jù)每種污染物在聯(lián)合處理組中所占百分比分別乘以一個毒性單位的Cd，Cu和Pe-BDE所產(chǎn)幼蚤的平均數(shù)，然后求和而得。繁殖毒性中觀測值與預測值之間的差異顯著性(P<0.05)采用統(tǒng)計分析軟件SPSS13.0進行One-samplettest 分析，并采用Student-Newman-Kerls檢驗對繁殖毒性中各個處理組之間的相對毒性進行多重比較分析。

2 結果分析

2.1 對大型蚤存活的影響

在本實驗當中(見圖1)，空白對照組和溶劑對照組中的大型蚤存活率為100%。在15個聯(lián)合毒性處理組中，與50%的預測存活率相比，暴露于處理組75%w(Cd)+25%w(Pe-BDE), 50%w(Cu)+50%w(Pe-BDE)以及 75%w(Cu)+25%w(Pe-BDE)中的大型蚤的存活沒有差異顯著性。在所有二元金屬混合物處理組中，25%w(Cd)+75%w(Cu)處理組中的大型蚤存活率顯著低于預測值。除此之外，其它混合物處理組中的大型蚤存活率都顯著高于預測值。

圖1 急性聯(lián)合毒性實驗中大型蚤 (D.magna，蚤齡<24 h)存活率的觀測值和預測值，及其95%的置信區(qū)間

(每個處理組中Cd，Cu和Pe-BDE的組分之和為一個毒性單位(One-TU)。*表示在P<0.05的顯著性水平下具有顯著性)

2.2 對于大型蚤繁殖能力的影響

經(jīng)過21 d的長期繁殖毒性，在17個處理組中，空白對照組和溶劑對照組中的每只存活母蚤繁殖的幼蚤平均數(shù)均大于OECD實驗指導準則中所規(guī)定的最小數(shù)量。同時，在這兩個處理組中的成年母蚤的存活數(shù)量均大于20%[35]。對于其它的12個混合處理組，除了二元混合處理組中75%w(Cd)+25%w(Pe-BDE)，以及75%w(Cu)+25%w(Pe-BDE)以外，其余各個混合處理組中平均每只母蚤所繁殖幼蚤的觀測值均顯著大于其預測值(見圖2)。在所有重金屬與Pe-BDE的二元混合處理組中，可以看出隨著重金屬Cd與Cu的百分比的增加，每個處理組中平均每只母蚤繁殖地幼蚤的觀測值和預測值均呈現(xiàn)逐漸減少的趨勢。但是在重金屬Cd與Cu所組成的二元混合處理組以及Cd，Cu與Pe-BDE組成的三元混合處理組中，平均每只母蚤所繁殖幼蚤的觀測值和預測值卻表現(xiàn)出不同的毒性模式。理論上在Cd與Cu組成的二元混合處理組中，當Cd在1-TU中的百分比增加，Cu的百分比降低，平均每只所繁殖幼蚤的預測值逐漸減少。但是，在實際觀測值中，兩種重金屬中的任意一個在1-TU中的百分比增加到75%，平均每只母蚤繁殖地幼蚤數(shù)量都是先增加后減少。

圖2 21 d的聯(lián)合繁殖毒性實驗中，每個處理組中平均每只母蚤繁殖的幼蚤的觀測值和預測值，及其95%的置信區(qū)間

(每個處理組中Cd，Cu和Pe-BDE的組分之和為一個毒性單位(one-TU)。*表示在P<0.05的顯著性水平下具有顯著性)

2.3 對于大型蚤繁殖能力的相對毒性影響

通過以一個毒性單位(1-TU)的污染物為一個點，向三個方向延伸形成一個三維立體結構(見圖3)，以這種方式來分析3種污染物對大型蚤繁殖能力的聯(lián)合毒性的相對損傷。在圖中可以看出， 3種受試污染物中Pe-BDE分別與Cd，Cu從較大含量向含量較低的方向進行質量濃度的兩兩組合，平均每只母蚤繁殖地幼蚤數(shù)量隨著重金屬含量的增加而減少，毒性呈現(xiàn)增加的趨勢(見圖3箭頭所指)。根據(jù)平均每只母蚤繁殖地幼蚤數(shù)量，一個毒性單位(1-TU)的Cu處理組中平均每個母蚤所產(chǎn)幼蚤顯著性的低于其它各個處理組。而在處理組25%w(Cd)+75%w(Pe-BDE)，以及50%w(Cd)+50%w(Pe-BDE)中平均每只母蚤繁殖地幼蚤數(shù)量顯著多于其它各個處理組。

圖3 重金屬Cd，Cu與Pe-BDE所組成的15個處理組對大型蚤繁殖抑制的相對毒性

(三角形每個角代表一個毒性單位(one-TU)的Cd，Cu和Pe-BDE。每個圓圈表示一個處理組，圈中數(shù)字所代表的處理組參見表1。相同的字母表示處理組間不存在差異顯著性(P<0.05)。箭頭表示毒性逐漸增加)

3 討論與結論

質量濃度相加效應是指污染物的聯(lián)合毒性效應與一個毒性單位的預測毒性相等。在本研究中，僅僅在二元混合污染物的處理組中觀察到質量濃度相加效應。對于大型蚤的存活，處理組75%w(Cd)+25%w(Pe-BDE), 50%w(Cu)+50%w(Pe-BDE)以及處理組 75%w(Cu)+25%w(Pe-BDE)；對于大型蚤的繁殖能力，處理組75%w(Cd)+25%w(Pe-BDE)，以及75%w(Cu)+25%w(Pe-BDE)，聯(lián)合毒性效應的實測值與預測值之間沒有差異顯著性，表現(xiàn)為質量濃度相加作用。通常認為質量濃度相加毒性效應是在所暴露的生物體內(nèi)，發(fā)生毒性效應的污染物具有相同的作用位點或者具有相同的作用模式。因此，在本研究中大部分的處理組最終沒有產(chǎn)生相加作用效應。相反，在剩下的處理組中，聯(lián)合毒性效應是小于質量濃度相加作用效用。小于質量濃度相加作用效應通常是因為混合污染物的作用位點不相同或者毒性作用模式存在差異[26,37]。

重金屬通常有幾個相同的毒性作用模式[17, 38-39]：①當一種金屬取代了酶的必需金屬輔助因子，或者金屬與酶的巰基基團發(fā)生相互作用；②在細胞水平，這種酶抑制很有可能會干擾線粒體的呼吸和內(nèi)質網(wǎng)的正常功能；③通過在溶酶體的積累和在細胞核內(nèi)形成金屬內(nèi)含物，或者通過干擾鈣離子的吸收以及與離子調節(jié)相互作用，金屬也能干擾細胞的結構和功能。而Pe-BDE的基本作用模式是通過抑制乙氧基-9-羥基異吩噁唑酮-鄰-去乙基酶(EROD)，減少谷胱甘肽還原酶，增加GSSG:GSH的比率，產(chǎn)生脂質過氧化作用產(chǎn)生毒性[12,40]。由于Pe-BDE和重金屬不同的毒性作用模式，這也許能夠解釋大部分試驗處理的結果。

污染物在不同水平的聯(lián)合，在一些處理組中產(chǎn)生小于質量濃度相加作用，而在另外一些處理組中則產(chǎn)生質量濃度相加作用效應。這也許是在毒性單位內(nèi)不同污染物的質量濃度不同而產(chǎn)生不同的作用效應。在單因子污染脅迫下，污染物對生物的毒害效應，基本上取決于污染物本身的物理化學性質，但同時也受暴露水平極為重要的影響[41]。然而在多元復合污染條件下，除了污染物本身物理化學性質的作用外，污染物的質量濃度組合起到了至關重要的作用[42]。另一方面由于每種污染物都有其劑量-效應曲線，并且大部分都是非線性曲線，因此每種有毒物質在聯(lián)合毒性中其質量濃度為一個毒性單位的25%，50%，75%時會產(chǎn)生不同的毒性效應。一些研究已經(jīng)證明了有毒物質在不同水平會產(chǎn)生不一致的毒性效應[30，43-44]。所以本研究中，同一種污染物在不同處理組中的不同質量濃度會產(chǎn)生不同的毒性效應。

重金屬與有機污染物會經(jīng)常同時存在于城市降水和城市地表水中。本文的結果表明重金屬-多溴聯(lián)苯醚的聯(lián)合毒性似乎并不比這些污染物單獨暴露時的毒性大。實際上，這些混合物所產(chǎn)生的復合污染往往會產(chǎn)生小于質量濃度相加作用。在自然生態(tài)系統(tǒng)，同時存在其它許多的影響因子，例如同時存在的其它污染物，或者水中的顆粒物，所有污染物的總質量濃度，水質的差異等等，這些都會影響到重金屬-多溴聯(lián)苯醚的聯(lián)合毒性。因此，在生態(tài)風險評價中應該考慮到眾多同時存在的污染物，以及它們之間復雜的相互作用，這在更大程度上更能真實的反映生態(tài)環(huán)境的狀態(tài)。

參考文獻：

[1] LOEWE S, MUISCHNEK H. über Kombinationswirkungen. 1. Mitteilung: hilfsmittel der fragestellung[J]. Naunyn Schmiedebergs Archives of Experimental Pathology Pharmacology, 1926, 114: 313-326.

[2] LOEWE S. Die Mischarznei versuch einer allgemeinen pharmakologie der arzneikombinationen[J]. Klin Wochenschr, 1927, 6(23): 1077-1085.

[3] BLISS C I, The toxicity of poisons applied jointly[J]. Annals of Applied Biology, 1939, 26(3): 585-615.

[4] PLACKETT R L, HEWLETT P S. Quantal responses to mixtures of poisons[J].Journal of the Royal Statistical Society: Series B (Methodological), 1952, 14(2): 141-163.

[5] BERENBAUM M C. The expected effect of a combination of agents: the general solution[J]. Journal of Theoretical Biology, 1985, 114(3): 413-431.

[6] de WITC A. An overview of brominated flame retardants in the environment[J]. Chemosphere, 2002, 46(5): 583-624.

[7] DARNERUD P O, ERIKSEN G S, JOHANNESSON T, et al. Polybrominated diphenyl ethers: Occurrence, dietary exposure, and toxicology[J]. Environmental Health and Perspectives, 2001, 109(1): 49-68.

[8] NOREN K, MEIRONYTE D. Certain organochlorine and organobromine contaminants in Swedish human milk in perspective of past 20-30 years[J]. Chemosphere, 2000, 40(9-11): 1111-1123.

[9] ALAEE M, WENNING J R. The significance of brominated flame retardants in the environment: current understanding, issues and challenges[J]. Chemosphere, 2002, 46(5): 579-582.

[10] DARNERUD P O. Toxic effects of brominated flame retardants in man and in wildlife[J]. Environment International, 2003, 29(6): 841-853.

[11] HOLM G, NORRGREN L, ANDERSSON T, et al. Effects of exposure to food contaminated with PBDE, PCN or PCB on reproduction, liver morphology and cytochrome P450 activity in the three-spined stickleback, Gasterosteus aculeatus[J]. Aquatic Toxicology, 1993(1-2), 27: 33-50.

[12] TJAERNLUND U, ERICSON G, OERN U, et al. Effects of two polybrominated diphenyl ethers on rainbow trout (Oncorhynchusmykiss) exposed via food[J]. Marine Environmental Research, 1998, 46(1-5): 107-112.

[13] COLES J A, FARLEY S R, PIPE R K. Alteration of the immune response of the common marine musselMytilusedulisresulting from exposure to cadmium[J]. Diseases of Aquatic Organismes, 1995, 22(1): 59-65.

[14] NATH R. Copper deficiency and heart disease: Molecular basis, recent advances and current concepts[J]. The International Journal of Biochemistry & Cell Biology, 1997, 29(11): 1245-1254.

[15] HARRIS E D. Copper as a cofactor and regulator of copper, zinc superoxide dismutase[J]. Journal of Nutrition, 1992, 122(3): 636-640.

[16] LAI C, HUANG W, KLEVAY L M, et al. Antioxidant enzyme gene transcription in copper-deficient rat liver[J]. Free Radical Biology and Medicine, 1996, 21(2): 233-240.

[17] GAETKE L M, CHOW C K. Copper toxicity, oxidative stress, and antioxidant nutrients[J]. Toxicology, 2003, 189(1/2): 147-163.

[18] POURAHMAD J, O’BRIEN P J. A comparisson of cytotoxic mechanisms for Cu2+and Cd2+[J]. Toxicology, 2000, 143(3): 263-273.

[19] LIU F, JAN K Y. DNA damage in arsenite- and cadmium-treated bovine aortic endothelial cells[J]. Free Radical Biology and Medicine, 2000, 28(1): 55-63.

[20] SARKAR S, YADAV P, BHATNAGAR D. Lipid peroxidative damage on cadmium exposure and alterations in antioxidant system in rat erythrocytes: a study with relation to time[J]. Biometals, 1998, 11(2): 153-157.

[21] STOHS S J, BAGCHI D. Oxidative mechanisms in the toxicity of metal ions[J]. Free Radical Biology and Medicine, 1995, 18(2): 321-336.

[22] BARATA C, BAIRD D J. Determining the ecotoxicological mode of action of toxicants from measurements on individuals: results from short duration chronic tests withDaphniamagnaStraus[J]. Aquatic Toxicology, 2000, 48(2-3): 195-209.

[23] WINNER R W. Evaluation of the relative sensitivities of 7-dDaphniamagnaandCeriodaphniadubiatoxicity tests for cadmium and sodium pentachlorophenate[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1988, 7(2): 153-159.

[24] KUHN R, PATTARD M, PERNAK K D, et al. Results of the harmful effects of water pollutants toDaphniamagnain the 21 day reproduction test[J]. Water Research, 1989, 23(4): 501-510.

[25] K?NERANN H. Fish toxicity tests with mixtures of more than two chemicals: A proposal for a quantitative approach and experimental results[J]. Toxicology, 1981, 19(3): 229-238.

[26] HERMENS J, CANTON H, JANSSEN P, et al. Quantitative structure-activity relationships and toxicity studies of mixtures of chemicals with anaesthetic potency: Acute lethal and sublethal toxicity toDaphniamagna[J]. Aquatic Toxicology, 1984, 5(2): 143-154

[27] HERMENS J, LEEUWANGH P, MUSCH A. Quantitative structure-activity relationships and mixture toxicity studies of chloro- and alkylanilines at an acute lethal toxicity level to the guppy (Poeciliareticulata)[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1984, 8(4): 388-394.

[28] K?NEMANN H. Structure-activity relationships and additivity in fish toxicities of environmental pollutants[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1980, 4(4): 415-421.

[29] NIRMALAKHANDAN N, XU S, TREVIZO C, et al. Additivity in microbial toxicity of nonuniform mixtures of organic chemicals[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1997, 37(1): 97-102.

[30] VAN DER GEEST H G, GREVE G D, BOIVIN M, et al. Mixture toxicity of copper and diazinon to larvae of the mayfly (Ephoronvirgo) judging additivity at different effect levels[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19(12): 2900-2905.

[31] MAHAR A M, WATZIN M C. Effects of metal and organophosphate mixtures onceriodaphniadubiasurvival and reproduction[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2005, 24(7): 1579-1586.

[32] FORGET J, PAVILLON J F, BELIAEFF B, et al. Joint action of pollutant combinations (pesticides and metals) on survival (LC50 values) and acetylcholinesterase activity ofTigriopusbrevicornis(Copepoda, Harpacticoida) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1999, 18(5): 912-918.

[33] MELLORS W K. Selective predation of EphippialDaphniaand the resistance of ephippial eggs to digestion[J]. Ecology, 1975, 56(4): 974-980.

[34] MARTINES-JERONIMO F, VILLASENOR R, RIOS G, et al. Effects of food type and concentration on the survival, longevity, and reproduction ofDaphniamagna[J]. Hydrobiologia, 1994, 287(2): 207-214.

[35] OECD. OECD Guidine for Testing of Chemicals[S]∥211,Daphniamagnareproduction test. Paris: OECD, 2008: 1-23.

[36] MUELLER K E, MUELLER-SPITZ S R, HENRY H F, et al. Fate of pentabrominated diphenyl ethers in soil: abiotic sorption, plant uptake, and the impact of interspecific plant interactions[J]. Environmental Science and Technology, 2006, 40(21): 6662-6667.

[37] DAWSON D A, WILKE T S. Initial evaluation of developmental malformation as an end point in mixture toxicity hazard assessment for aquatic vertebrates[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1991, 21(2): 215-226.

[38] HODQSON E. A Textbook of Modern Toxicology[M]. New Jersey, Hoboken: John Wiley & Sons, Inc, 2004.

[39] PROZIALECK W C, EDWARDS J R, WOODS J M. The vascular endothelium as a target of cadmium toxicity[J]. Life Science, 2006, 79(16): 1493-1506.

[40] FERNIE K J, SHUTT J L, MAYNE G, et al. Exposure to polybrominated diphenyl ethers (PBDEs): changes in thyroid, vitamin A, glutathione homeostasis, and oxidative stress in american kestrels (Falcosparverius) [J]. Toxicological Science, 2005, 88(2): 375-383.

[41] 熊治廷, 環(huán)境生物學[M]. 武漢: 武漢大學出版社, 2001.

[42] 周啟星, 程云, 張倩茹, 等. 復合污染生態(tài)毒理效應的定量關系分析[J]. 中國科學, 2003, 33(6): 566-573.

[43] 王冬梅，盧嘉麗，程悅，等. 苦茶的急性毒性與神經(jīng)藥理活性初步研究[J]. 中山大學學報：自然科學版, 2010, 49(1): 76-79.

[44] 張美，袁連玉，劉勛成，等. 重金屬鎘處理的水稻幼根cDNA抑制差減雜交文庫的構建[J]. 中山大學學報：自然科學版, 2010, 49(2): 90-94.