萬(wàn)玉山,溫 馨,楊 彥

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四溴雙酚A和鎘復(fù)合污染對(duì)不同生物體的安全閾值

萬(wàn)玉山,溫 馨,楊 彥*

(常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院,江蘇 常州 213164)

以赤子愛(ài)勝蚓()、斑馬魚(yú)()作為受試生物,進(jìn)行急性毒性試驗(yàn),死亡率、超氧化物歧化酶(SOD)、過(guò)氧化氫酶(CAT)為效應(yīng)指標(biāo),采用基準(zhǔn)劑量(BMD)法推導(dǎo)四溴雙酚A(TBBPA)和鎘(Cd)單一及聯(lián)合暴露對(duì)不同生物體的安全閾值.結(jié)果表明,在本研究的試驗(yàn)劑量范圍內(nèi),蚯蚓、斑馬魚(yú)TBBPA、Cd暴露劑量與死亡率、SOD、CAT活性效應(yīng)指標(biāo)存在明顯劑量-效應(yīng)關(guān)系.單一暴露下,CAT、SOD活性指標(biāo)最敏感,蚯蚓和斑馬魚(yú)的TBBPA安全閾值分別為0.95,0.44mg/L,Cd安全閾值分別為71.17,0.42mg/L.聯(lián)合暴露下安全閾值小于單一暴露.蚯蚓、斑馬魚(yú)TBBPA安全閾值分別為0.33,0.024mg/L,Cd為6.45,0.176mg/L.

四溴雙酚A；鎘;基準(zhǔn)劑量；安全閾值

安全閾值(safety threshold)指污染物對(duì)特定生物不產(chǎn)生不良效應(yīng)的最大劑量.對(duì)某種效應(yīng),不同生物體的安全閾值可能不同,在多種污染物共存的實(shí)際環(huán)境中,由于其相互作用類(lèi)型不同,聯(lián)合暴露下安全閾值亦存在差異.在安全閾值研究中,通常視無(wú)可見(jiàn)有害作用水平(NOAEL)為有害效應(yīng)閾值的近似值,但隨"基準(zhǔn)劑量(BMD)法"概念的提出,考慮到傳統(tǒng)方法(NOAEL法等)進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估存在忽略劑量-效應(yīng)曲線、試驗(yàn)動(dòng)物數(shù)量和觀察效應(yīng)終點(diǎn)不定等影響因素,越來(lái)越多的研究者認(rèn)為采用BMD法建立劑量-效應(yīng)關(guān)系模型對(duì)毒性終點(diǎn)數(shù)據(jù)進(jìn)行毒性判定分析,獲取基準(zhǔn)劑量可信下限(BMDL),更具科學(xué)性、準(zhǔn)確性[1-3].

目前國(guó)際上對(duì)于單一污染物的安全閾值不斷進(jìn)行更新、修正,但有關(guān)復(fù)合污染的研究較為鮮見(jiàn).四溴雙酚A(TBBPA)是目前世界范圍內(nèi)使用量最大的溴代阻燃劑之一,因其低水溶性和較強(qiáng)的親脂性,在環(huán)境介質(zhì)和生物體內(nèi)均有不同程度的檢出[4-6]. TBBPA是一種持久性污染物,其神經(jīng)毒性、免疫毒性以及內(nèi)分泌干擾等毒性引起社會(huì)界的廣泛關(guān)注[7-9].挪威PoHS法規(guī)于2007年對(duì)消費(fèi)性產(chǎn)品中TBBPA提出限量要求(1%)[10].鎘(Cd)是環(huán)境中典型存在的重金屬,由于其化學(xué)活性強(qiáng),移動(dòng)性大,毒性持久,易通過(guò)食物鏈的富集作用危及人類(lèi)健康,具有較強(qiáng)的致癌、致畸和致突變作用,會(huì)對(duì)腎臟、肝臟等造成損傷,對(duì)免疫、心血管系統(tǒng)等產(chǎn)生毒性效應(yīng).本研究選擇污染物TBBPA和Cd,以赤子愛(ài)勝蚯蚓)、斑馬魚(yú)()作為受試生物開(kāi)展急性毒性試驗(yàn),采用美國(guó)環(huán)境保護(hù)署(USEPA)以及國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室推薦的BMD法,建立基于不同效應(yīng)的劑量-效應(yīng)關(guān)系模型,進(jìn)行污染物單一、聯(lián)合暴露條件下不同生物體的安全閾值研究,為復(fù)合污染下生物體的環(huán)境安全閾值推導(dǎo)提供方法學(xué)借鑒,亦為T(mén)BBPA和Cd復(fù)合污染的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試劑與材料

試驗(yàn)所用TBBPA純度>98%,購(gòu)自Sigma公司,氯化鎘(CdCl2×2.5H2O)為分析純,購(gòu)自上海國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司.

赤子愛(ài)勝蚓購(gòu)自南京江浦蚯蚓養(yǎng)殖廠.置清潔土壤預(yù)培養(yǎng)兩周.實(shí)驗(yàn)選用行為活潑、體重250~ 350mg、體型基本一致且環(huán)帶明顯的健康蚯蚓.

試驗(yàn)用斑馬魚(yú)購(gòu)于上海市嘉定區(qū)豐華路熱帶魚(yú)養(yǎng)殖場(chǎng).養(yǎng)殖用水為經(jīng)活性碳過(guò)濾并曝氣的自來(lái)水,水溫控制在(28±1)℃,水中溶解氧維持在飽和溶解度80%以上.預(yù)培養(yǎng)一周后,隨機(jī)挑選魚(yú)體重(0.3±0.05)g,體長(zhǎng)(3.5±0.2)cm,體型一致且活潑健康的斑馬魚(yú)進(jìn)行實(shí)驗(yàn).

1.2 蚯蚓急性毒性試驗(yàn)

蚯蚓急性毒性試驗(yàn)參考?xì)W盟(EU)推薦的濾紙接觸法[11].根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)設(shè)置單一毒性試驗(yàn)濃度序列,其中TBBPA濃度分別為0,0.1,1,5,10mg/L, Cd濃度為0,75,500,1000,1500mg/L.復(fù)合毒性試驗(yàn)的濃度組合根據(jù)單一毒性試驗(yàn)確定,即TBBPA +Cd濃度組合分別為(0.1,1,5,10+75),(0.1,1,5,10 +500),(0.1,1,5,10+ 1000),(0.1,1,5,10+1500)mg/L.每個(gè)處理設(shè)兩組重復(fù).將TBBPA、Cd或其混合溶液按試驗(yàn)設(shè)計(jì)濃度加入墊有3層濾紙的培養(yǎng)皿中,浸沒(méi)濾紙.再將清腸1d的蚯蚓用去離子水清洗干凈,用濾紙吸干體表水分,放入培養(yǎng)皿中.每個(gè)實(shí)驗(yàn)組50條蚯蚓,用扎了洞的保鮮膜封口,置于人工氣候箱培養(yǎng)(溫度(20±1)℃,濕度(75±1)%,光照1333lx(間歇光照,12h光照,12h黑暗)). 96h后觀察記錄蚯蚓死亡情況,蚓體對(duì)針刺后無(wú)反應(yīng)判為死亡.

1.3 斑馬魚(yú)急性毒性試驗(yàn)

斑馬魚(yú)急性毒性試驗(yàn)參考經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)化學(xué)品測(cè)試準(zhǔn)則203[12].根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)設(shè)置單一毒性試驗(yàn)濃度序列,其中TBBPA濃度分別為0, 0.1, 2.5, 3.5, 4.5mg/L,Cd濃度為0, 8, 10, 20, 30mg/L.按不同毒性單位配比設(shè)置復(fù)合毒性試驗(yàn)的濃度組合,分別由0.635, 1.270, 1.905, 2.540mg/L的TBBPA和4.64, 9.28, 13.91, 18.55mg/L的Cd兩兩復(fù)合,即TBBPA+Cd濃度組合分別為(0.635, 1.270, 1.905, 2.540+4.64), (0.635, 1.270, 1.905, 2.540+9.28), (0.635, 1.270, 1.905, 2.540+13.91), (0.635, 1.270, 1.905, 2.540+18.55)mg/L.每一處理設(shè)兩組重復(fù).試驗(yàn)采用靜態(tài)暴露法,96h不更換受試水樣.從預(yù)培養(yǎng)的斑馬魚(yú)中隨機(jī)選擇健康、活潑的魚(yú)體放入1L燒杯中.每個(gè)實(shí)驗(yàn)組30條斑馬魚(yú),試驗(yàn)過(guò)程中對(duì)水溫和溶解氧進(jìn)行監(jiān)控,每隔12h曝氣1h.96h后觀察并記錄斑馬魚(yú)死亡情況,用鑷子輕戳受試魚(yú)體無(wú)應(yīng)激反應(yīng),且魚(yú)腮部無(wú)呼吸活動(dòng),即判定為死亡.

1.4 檢測(cè)分析

以超氧化物歧化酶(SOD)、過(guò)氧化氫酶(CAT)為測(cè)試分子標(biāo)志物.SOD活性的測(cè)定采用鄰苯三酚自氧化法[13],SOD活性單位定義為每mL反應(yīng)液中,每分鐘抑制鄰苯三酚自氧化速率達(dá)50%的酶量,單位為U/mg Protein.CAT活性測(cè)定采用徐鏡波等[14]的方法.CAT活性單位定義為25℃,100s內(nèi)使過(guò)氧化氫分解1/2時(shí)的酶蛋白量,單位為U/mg Protein.

1.5 環(huán)境安全閾值推導(dǎo)方法

通過(guò)建立劑量-反應(yīng)評(píng)估模型,定量評(píng)價(jià)污染物暴露與生物體效應(yīng)之間的關(guān)系,推導(dǎo)污染物的安全閾值.本研究采用USEPA的BMDS 240軟件中邏輯回歸模型、多項(xiàng)式回歸模型對(duì)不同生物體不同劑量-效應(yīng)關(guān)系進(jìn)行分析,計(jì)算污染物的BMDL.基準(zhǔn)劑量反應(yīng)(BMR)設(shè)定為10%,即認(rèn)為生物體效應(yīng)指標(biāo)相對(duì)下降10%會(huì)引起毒性效應(yīng),可信限水平為95%.

2 結(jié)果與討論

2.1 TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露下劑量-死亡率關(guān)系評(píng)估

TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露下對(duì)蚯蚓、斑馬魚(yú)死亡率的影響見(jiàn)圖1.隨污染物濃度升高,蚯蚓、斑馬魚(yú)死亡率逐漸升高.除未染毒的實(shí)驗(yàn)組外,蚯蚓表現(xiàn)出不同程度的中毒癥狀,如體色變淺、環(huán)帶腫大、充血、活動(dòng)遲緩等,斑馬魚(yú)亦表現(xiàn)出身體失衡、游動(dòng)緩慢、沉底和腮部出血等癥狀.

采用logistic擬合模型對(duì)蚯蚓、斑馬魚(yú)劑量-死亡率關(guān)系進(jìn)行評(píng)估,其劑量-效應(yīng)關(guān)系曲線見(jiàn)圖2、3.在本研究劑量范圍(蚯蚓:TBBPA0.1~10mg/L, Cd75~1500mg/L;斑馬魚(yú):TBBPA0.1~4.5mg/L, Cd4.64~30mg/L)內(nèi),蚯蚓、斑馬魚(yú)死亡率與TBBPA、Cd劑量存在明顯線性關(guān)系.2種生物在TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露條件下,基準(zhǔn)劑量存在明顯差異.蚯蚓在單一暴露下TBBPA和Cd的BMDL分別為0.98,331.1mg/L,聯(lián)合暴露條件下分別為0.33, 98.61mg/L,相對(duì)單一暴露分別降低了66.3%、70.22%.斑馬魚(yú)TBBPA、Cd單一暴露時(shí)的BMDL分別為1.38,8.58mg/L,聯(lián)合暴露時(shí)分別為0.39, 2.88mg/L,降低了71.7%、66.43%.

圖1 TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露對(duì)蚯蚓(a)、斑馬魚(yú)(b)死亡率的影響 Fig.1 Effects of single and combined exposure of TBBPA and Cd on mortality rate in earthworms (a) and zebrafish (b)

2.2 TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露下劑量-SOD活性關(guān)系評(píng)估

圖4 TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露對(duì)蚯蚓(a)、斑馬魚(yú)(b)SOD活性的影響

TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露下對(duì)蚯蚓、斑馬魚(yú)SOD活性的影響見(jiàn)圖4.單一暴露下,蚯蚓SOD活性隨TBBPA、Cd暴露濃度的升高,呈現(xiàn)先升后降的趨勢(shì),分別于0.1(TBBPA),500(Cd) mg/L時(shí)達(dá)最大值38.4,43.54U/mg Protein.斑馬魚(yú)SOD活性隨TBBPA暴露濃度的升高呈先誘導(dǎo)后抑制的趨勢(shì),于0.1mg/L達(dá)最大值137.29U/mg Protein.但隨Cd暴露濃度的升高SOD活性呈下降趨勢(shì).聯(lián)合暴露下,蚯蚓SOD活性隨暴露濃度的升高,沒(méi)有明顯的變化規(guī)律.斑馬魚(yú)在某一污染物暴露濃度不變的條件下,SOD活性會(huì)隨另一污染物的濃度升高而降低.蚯蚓、斑馬魚(yú)SOD活性分別于10mg/L TBBPA+500mg/L Cd、0.1mg/L TBBPA+1500mg/L Cd試驗(yàn)組達(dá)最大值172.78, 78.23U/mg Protein.

采用Polynomial擬合模型對(duì)蚯蚓、斑馬魚(yú)劑量-SOD活性關(guān)系進(jìn)行評(píng)估,其劑量-效應(yīng)關(guān)系曲線見(jiàn)圖5、6.本研究劑量范圍內(nèi),生物體SOD活性與TBBPA、Cd濃度存在顯著二次曲線關(guān)系.在TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露條件下,以SOD活性為效應(yīng)終點(diǎn)的基準(zhǔn)劑量存在明顯差異.蚯蚓在單一暴露情況下TBBPA、Cd的BMDL分別為2.07,71.17mg/L,聯(lián)合暴露分別為0.38,6.45mg/L,分別降低了81.6%、90.9%.斑馬魚(yú)在TBBPA和Cd單一暴露情況下的BMDL分別為0.502,0.42mg/L,聯(lián)合暴露時(shí)為0.024,0.176mg/L,相對(duì)單一暴露分別降低了98.8%、58.1%.

2.3 TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露下劑量-CAT活性評(píng)估

TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露下對(duì)蚯蚓、斑馬魚(yú)CAT活性的影響見(jiàn)圖7.單一TBBPA暴露下,蚯蚓CAT活性隨暴露濃度的升高,呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì),于0.1mg/L暴露濃度下達(dá)最大值28.63U/mg Protein,是空白組的1.20倍.單一Cd暴露則呈相反趨勢(shì),隨暴露濃度增大,CAT活性先降后升,于75mg/L暴露濃度下CAT活性達(dá)最小值3.71U/mg Protein.單一TBBPA、Cd暴露下,斑馬魚(yú)CAT活性隨暴露濃度的增加而降低.聯(lián)合暴露下,除Cd最高濃度組(1500mg/L)外,同一Cd暴露濃度下,CAT活性隨TBBPA濃度的升高而呈先上升后下降的趨勢(shì).斑馬魚(yú)在兩種污染物中某一污染物暴露濃度不變的條件下CAT活性隨另一污染物的濃度升高而降低.蚯蚓、斑馬魚(yú)分別于0.1mg/L TBBPA+1500mg/L Cd、0.635mg/L TBBPA+4.64mg/L Cd試驗(yàn)組,CAT活性達(dá)最大值,分別為76.34,18.69U/mg Protein.

蚯蚓、斑馬魚(yú)劑量-CAT活性效應(yīng)關(guān)系采用Polynomial模型擬合,其劑量-效應(yīng)曲線見(jiàn)圖8、9. 2種生物體CAT活性與TBBPA、Cd濃度存在二次曲線關(guān)系.在TBBPA和Cd單一及聯(lián)合暴露條件下,蚯蚓、斑馬魚(yú)CAT活性均有不同程度的變化,其基準(zhǔn)劑量存在明顯區(qū)別.蚯蚓單一暴露時(shí)TBBPA、Cd的BMDL分別為0.95,98.18mg/L,聯(lián)合暴露時(shí)分別為0.74、64.86mg/L,分別降低了22.1%、33.93%.斑馬魚(yú)在TBBPA、Cd的單一暴露的BMDL分別為0.44,0.64mg/L,聯(lián)合暴露時(shí)為0.034,0.251mg/L,分別比單一暴露時(shí)降低了92.3%、60.78%.

2.4 TBBPA和Cd的環(huán)境安全閾值

由表1可知,單一暴露下,以死亡率、SOD活性、CAT活性為效應(yīng)終點(diǎn),蚯蚓和斑馬魚(yú)的TBBPA基準(zhǔn)劑量分別為0.98, 2.07, 0.95mg/L和1.38, 0.502, 0.44mg/L,Cd基準(zhǔn)劑量分別為331.1, 71.17, 98.18mg/ L和8.58, 0.42, 0.64mg/L.聯(lián)合暴露下,蚯蚓和斑馬魚(yú)的TBBPA基準(zhǔn)劑量分別為0.33, 0.38,0.74mg/L和0.39, 0.024, 0.034mg/L,Cd基準(zhǔn)劑量分別為98.61, 6.45, 64.86mg/L和2.88, 0.176, 0.251mg/L.

污染物的生物毒性效應(yīng)因試驗(yàn)材料的不同而存在較大差異,且污染物對(duì)機(jī)體的損傷表征往往涉及多個(gè)指標(biāo),因此采用多效應(yīng)指標(biāo)對(duì)污染物進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)十分必要.吳本麗等[15]的稀有鮈鯽()封閉群7d亞慢性毒性試驗(yàn)顯示,由死亡率、平均體長(zhǎng)和平均體重確定的對(duì)氯苯胺(ClC6H4NH2)安全閾值分別為8.0,4.0mg/L;劉娜等[16]以青鳉魚(yú)()和大型溞()為代表性水生生物開(kāi)展的三唑酮慢性毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,以生存/蛻皮次數(shù)、生長(zhǎng)、繁殖毒性為測(cè)試終點(diǎn),青鳉魚(yú)和大型溞的安全閾值分別為76,60, 5μg/L和25,100,200μg/L. Kubo等[17]測(cè)定腎效應(yīng)指標(biāo)(葡萄糖、蛋白質(zhì)、氨基氮、金屬硫蛋白和β2微球蛋白)得出日本梯川流域人群終生鎘攝入量的安全閾值分別為1.7g(金屬硫蛋白)和1.3g(β2微球蛋白).本研究選擇模式生物蚯蚓和斑馬魚(yú)作為受試生物,采用死亡率、SOD活性、CAT活性等多效應(yīng)指標(biāo)作為測(cè)試終點(diǎn),發(fā)現(xiàn)單一暴露下,蚯蚓、斑馬魚(yú)TBBPA的安全閾值分別為0.95(CAT),0.44(CAT) mg/L,Cd安全閾值分別為71.17(SOD),0.42(SOD) mg/L,表明蚯蚓、斑馬魚(yú)均未達(dá)到致死效應(yīng)前抗氧化應(yīng)激系統(tǒng)已受到損傷,即CAT活性、SOD活性指標(biāo)更敏感.課題組后期研究中將選擇多物種(哺乳動(dòng)物等)進(jìn)行多指標(biāo)觀測(cè)補(bǔ)充研究.

比較不同暴露特征下TBBPA和Cd對(duì)蚯蚓和斑馬魚(yú)的毒性效應(yīng),發(fā)現(xiàn)2種生物體在聯(lián)合暴露下的安全閾值均小于單一暴露.有研究表明,復(fù)合暴露下,由于污染物復(fù)雜的聯(lián)合作用機(jī)制(加和、協(xié)同和拮抗),毒性會(huì)發(fā)生顯著變化.Yang等[18]開(kāi)展蚯蚓急性毒性和逃避反應(yīng)試驗(yàn),量化由農(nóng)藥(乙酰吡啶、多菌靈、毒死蜱、氯氟氰菊酯)混合物的生態(tài)毒性,發(fā)現(xiàn)農(nóng)藥混合物的生態(tài)毒性可能是單一農(nóng)藥的40倍. ?ur?i?等[19]的雄性Wistar大鼠試驗(yàn)表明Cd和十溴聯(lián)苯醚(BDE209)混合物可能比單一污染物更能有效破壞甲狀腺功能.曾奇兵等[20]以尿羥脯氨酸(UHYP)為效應(yīng)指標(biāo),得出單獨(dú)氟暴露(0.81mg/g)下安全閾值較氟砷聯(lián)合暴露(1.32,94.83mg/g)低,與聯(lián)合暴露對(duì)UHYP存在拮抗作用的結(jié)論一致.Hong等[21]發(fā)現(xiàn)砷和鎘在腎功能不全中的相互作用為加和和/或協(xié)同效應(yīng),聯(lián)合暴露時(shí)安全閾值分別為102.11,0.88μg/g (以尿白蛋白為效應(yīng)指標(biāo)).因此,本研究中2種生物體在TBBPA、Cd聯(lián)合暴露下的安全閾值均小于單一暴露,可能與課題組前期研究發(fā)現(xiàn)TBBPA、Cd聯(lián)合暴露下產(chǎn)生協(xié)同作用有關(guān)[22].鑒于本研究考慮的TBBPA、Cd暴露劑量為文獻(xiàn)報(bào)道的環(huán)境污染濃度,未考慮低劑量暴露、慢性劑量暴露,在后期工作中課題組將進(jìn)一步展開(kāi)補(bǔ)充研究.

表1 蚯蚓和斑馬魚(yú)在TBBPA和Cd不同暴露條件下不同效應(yīng)終點(diǎn)的BMDL值

目前溴系阻燃劑TBBPA的環(huán)境安全閾值研究十分有限(表2).鑒于大多數(shù)劑量-效應(yīng)關(guān)系研究中,多使用USEPA推薦的參考劑量(RfD)作為風(fēng)險(xiǎn)參考值,但目前綜合風(fēng)險(xiǎn)信息系統(tǒng)(IRIS)尚未明確TBBPA的RfD.Yang等[7]結(jié)合SD大鼠試驗(yàn),整理了近年來(lái)TBBPA對(duì)哺乳動(dòng)物甲狀腺激素等不同毒性效應(yīng)終點(diǎn)的RfD數(shù)據(jù),得出TBBPA的推薦參考劑量為0.6mg/kg.土壤、水環(huán)境中有限的TBBPA環(huán)境安全閾值研究使得其風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估變得困難,因此本研究得出引起蚯蚓、斑馬魚(yú)TBBPA的安全閾值分別為0.33,0.024mg/L,為T(mén)BBPA的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估及基準(zhǔn)制定提供有效數(shù)據(jù).與本研究結(jié)論相似,Sverdrup等[23]以土壤硝化細(xì)菌、紅三葉草()和土壤無(wú)脊椎動(dòng)物()為受試生物,得到土壤TBBPA的安全閾值為0.3mg/kg.相比Yang等[24]關(guān)于中國(guó)水生生物TBBPA水質(zhì)基準(zhǔn)(0.1475mg/L)的研究,本研究得出的安全閾值較低,可能與受試生物的選擇有關(guān).水質(zhì)基準(zhǔn)研究中,國(guó)內(nèi)外明確規(guī)定了關(guān)注生物,本研究選擇的受試生物斑馬魚(yú)可能對(duì)TBBPA的敏感性較強(qiáng),加之復(fù)雜的水環(huán)境因素(如水溫、pH值、硬度、溶解氧等)使得研究結(jié)果出現(xiàn)偏差.TBBPA具有親脂性,易通過(guò)飲食、呼吸、皮膚接觸等途徑在動(dòng)物和人體組織中蓄積.歐洲食品安全局(EFSA)的食品鏈污染物科學(xué)專(zhuān)家組(CONTAM Panel)確定了TBBPA的安全閾值為16mg/kg bw.綜合暴露邊際(MOE)法得出目前歐盟的TBBPA膳食暴露水平并不會(huì)引起健康問(wèn)題,且這種風(fēng)險(xiǎn)不會(huì)通過(guò)母乳傳遞,也不會(huì)通過(guò)居室內(nèi)的塵埃對(duì)兒童造成危害[25].Cd是環(huán)境中常見(jiàn)的重金屬污染物,自20世紀(jì)以來(lái),一些研究人員對(duì)Cd的生物毒性和人體健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行了較多的研究和調(diào)查.表2總結(jié)了部分Cd環(huán)境安全閾值的研究成果.本研究蚯蚓、斑馬魚(yú)Cd安全閾值分別為6.45,0.176mg/L.該研究未涉及的環(huán)境復(fù)雜性、效應(yīng)終點(diǎn)多樣性、污染物形態(tài)等多因素,需要在以后的工作中進(jìn)一步考慮.

表2 已有報(bào)道中TBBPA和Cd的安全閾值

續(xù)表2

3 結(jié)論

3.1 蚯蚓、斑馬魚(yú)的死亡率/CAT活性/SOD活性與TBBPA、Cd暴露劑量呈明顯劑量-效應(yīng)關(guān)系.

3.2 單一暴露下,蚯蚓、斑馬魚(yú)TBBPA安全閾值分別為0.95, 0.44mg/L,Cd安全閾值分別為71.17, 0.42mg/L.

3.3 TBBPA、Cd聯(lián)合暴露下的安全閾值小于單一暴露.蚯蚓、斑馬魚(yú)TBBPA安全閾值分別為0.33, 0.024mg/L, Cd為6.45, 0.176mg/L.

[1] 乙楠楠,吳 惠,何賢松,等.敵敵畏對(duì)大鼠乙酰膽堿酯酶抑制作用的基準(zhǔn)劑量和未觀察到有害作用水平比較 [J]. 環(huán)境與健康雜志, 2013,30(6):486-489. Yi N N, Wu H, He X S, et al. Comparison of dichlorvos’s BMD and NOAEL in inhibition effect of acetylcholinesterase in rats [J]. Journal of Environment and Health, 2013,30(6):486-489.

[2] 向明燈,于云江,李 琴,等.四溴雙酚A對(duì)HepG2細(xì)胞的毒性作用及其劑量-反應(yīng)關(guān)系評(píng)估 [J]. 環(huán)境衛(wèi)生學(xué)雜志, 2013(6):481- 485. Xiang M D, Yu Y J, Li Q, et al. Assessment on cytotoxicity of HepG2cells induced by tetrabromobisphenol A and its dose- response relationship [J]. Journal of Environmental Hygiene, 2013(6):481-485.

[3] 鄭 敏,趙文錦,程 娟,等.生殖和發(fā)育毒性篩選試驗(yàn)中基準(zhǔn)劑量法的應(yīng)用 [J]. 衛(wèi)生研究, 2017,46(2):291-297. Zheng M, Zhao W J, Cheng J, et al. Application of benchmark dose method in reproduction/developmental toxicity screening test [J]. Journal of Hygiene Research, 2017,46(2):291-297.

[4] Tang J, Feng J, Li X, et al. Levels of flame retardants HBCD, TBBPA and TBC in surface soils from an industrialized region of East China [J]. Environmental Science Processes & Impacts, 2014,16(5):1015- 1021.

[5] 楊蘇文,王圣瑞,閆振廣,等.四溴雙酚A在5種巢湖魚(yú)類(lèi)體內(nèi)的組織分布與生物濃縮因子研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(6):1852-1857. Yang S W, Wang S R, Yan Z G, et al. Tissue distribution and bioconcentration factors of tetrabromobisphenol A in five fishes in Lake Chaohu [J]. Environmental Science, 2012,33(6):1852-1857.

[6] 張圣虎,張易曦,吉貴祥,等.高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法測(cè)定兒童和成人尿液中雙酚A、四溴雙酚A和辛基酚 [J]. 分析化學(xué), 2016, 44(1):19-24. Zhang S H, Zhang Y X, Ji G X, et al. Determination of bisphenol A, tetrabromobisphenol A and 4-tert-octylphenol in child and adult urine samples using high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry [J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2016,44(1): 19-24.

[7] Yang Y, Ni W W, Yu L, et al. Toxic Effects of tetrabromobisphen -ol A on thyroid hormones in SD rats and the derived-reference dose [J]. Biomedical and Environmental Sciences, 2016,29(4):295-299.

[8] Zhang S X, Liu J N, Lei W, et al. Endocrine Disrupting Effects of TBBPA and TBP on Pelteobagrus fulvidraco [J]. Journal of Ecology & Rural Environment, 2016,32(6):1012-1017.

[9] Watanabe W, Hirose A, Takeshita T, et al. Perinatal exposure to tetrabromobisphenol A (TBBPA), a brominated flame retardant, exacerbated the pneumonia in respiratory syncytial virus (RSV)- infected offspring mice [J]. Journal of Toxicological Sciences, 2017, 42(6):789-795.

[10] 梁元媛.解讀挪威PoHS禁令 [J]. 電子質(zhì)量, 2008,(4):78-80. Liang Y Y. Deciperment of Norwegian product regulation: PoHS [J]. Electronics Quality, 2008,(4):78-80.

[11] Organization for Economic Co-operation and Development (OECD). Test No.207: Earthworm, Acute Toxicity Tests. Guidelines for the Testing of Chemicals [S]. Paris:OECD, 1984.

[12] Organization for Economic Co-operation and Development (OECD). Test No.203: Fish, Acute Toxicity Test [S]. Paris:OECD, 1992.

[13] Marklund S, Marklund G. Involvement of the superoxide anion radical in the autoxidation of pyrogallol and a convenient assay for superoxide dismutase [J]. European Journal of Biochemistry, 1974,47(3):469-474.

[14] 徐鏡波,袁曉凡,郎佩珍.過(guò)氧化氫酶活性及活性抑制的紫外分光光度測(cè)定 [J]. 環(huán)境化學(xué), 1997,16(1):73-76. Xu J B, Yuan X F, Lang P Z, et al. The determination of enzymic activity and its inhibition on catalase by ultraviolet spectrophotometry [J]. Environmental Chemistry, 1997,16(1):73-76.

[15] 吳本麗,曹 巖,羅 思,等.封閉群稀有鮈鯽對(duì)幾種常見(jiàn)化學(xué)品的敏感性 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(4):1059-1066. Wu B L, Cao Y, Luo S, et al. Sensitivity of rare minnow (, IHB) to several common chemicals [J].China Environmental Science, 2014,34(4):1059-1066.

[16] 劉 娜,金小偉,王業(yè)耀,等.三唑酮對(duì)青鳉魚(yú)和大型溞不同測(cè)試終點(diǎn)的毒性效應(yīng)評(píng)價(jià) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(7):2205-2211. Liu N, Jing X W, Wang Y Y, et al. Toxicity effect of Triadimefon based onandwith different test endpoints [J]. China Environmental Science, 2016,36(7):2205-2211.

[17] Kubo K, Nogawa K, Kido T, et al. Estimation of benchmark dose of lifetime cadmium intake for adverse renal effects using hybrid approach in inhabitants of an environmentally exposed river basin in Japan [J]. Risk Analysis, 2017,37(1):20-26.

[18] Yang G, Li J, Wang Y, et al. Quantitative ecotoxicity analysis for pesticide mixtures using benchmark dose methodology [J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 2018,159:94-101.

[19] ?ur?i? M, Ja?evi? V, Antonijevi? B, et al. Use of PROAST software to assess the influence of decabrominated diphenyl ether and/or cadmium on thyroid hormones homeostasis in rats [J]. Journal of the Serbian Chemical Society, 2012,77(4):549-561.

[20] 曾奇兵,劉 云,洪 峰,等.氟砷致骨代謝損傷生物暴露限值基準(zhǔn)劑量法分析 [J]. 中國(guó)公共衛(wèi)生, 2012,28(5):631-632. Zeng Q B, Liu Y, Hong F, et al. Determination of damage in bone metabolism caused by co-exposure to fluoride and arsenic using benchmark dose method in Chinese population [J]. Chinese Journal of Public Health, 2012,28(5):631-632.

[21] Hong F, Jin T, Zhang A. Risk assessment on renal dysfunction caused by co-exposure to arsenic and cadmium using benchmark dose calculation in a Chinese population [J]. Biometals, 2004,17(5):573- 580.

[22] 李定龍,李曉芳,李 敏,等.四溴雙酚A和鎘聯(lián)合暴露對(duì)蚯蚓和斑馬魚(yú)毒性作用特征研究 [J]. 環(huán)境與健康雜志, 2016,33(7):577-584. Li D L, Li X F, Li M, et al. Joint toxic effect of tetrabromobisphenol A and cadmium onand[J]. Journal of Environment and Health, 2016,33(7):577-584.

[23] Sverdrup L E, Hartnik T, Mariussen E, et al. Toxicity of three halogenated flame retardants to nitrifying bacteria, red clover (), and a soil invertebrate () [J]. Chemosphere, 2006,64(1):96-103.

[24] Yang S W, Yan Z G, Xu F F, et al. Development of freshwater aquatic life criteria for tetrabromobisphenol A in China [J]. Environmental Pollution, 2012,169(15):59-63.

[25] Chain E P O C I. Scientific opinion on tetrabromobisphenol A (TBBPA) and its derivatives in food [J]. Efsa Journal, 2011,9(12): 2477.

[26] Ven L T M V D, Kuil T V D, Verhoef A, et al. Endocrine effects of tetrabromobisphenol A (TBBPA) in Wistar rats as tested in a one-generation reproduction study and a subacute toxicity study [J]. Toxicology, 2008,245(1):76-89.

[27] 吳豐昌,馮承蓮,張瑞卿,等.我國(guó)典型污染物水質(zhì)基準(zhǔn)研究[J]. 中國(guó)科學(xué):地球科學(xué), 2012,42(5):665-672. Wu F C, Feng C L, Zhang R Q, et al. Aquatic Criteria for typical pollutants in China [J]. Scientia Sinica (Terrae), 2012,42(5):665- 672.

[28] 朱 巖,覃璐玫,張亞輝,等.渾河沈陽(yáng)河段重金屬鎘的水質(zhì)基準(zhǔn)閾值探討 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2016,35(8):1578-1583. Zhu Y, Qin L M, Zhang Y H, et al. Development of aquatic criteria for cadmium for Shenyang reach of Hunhe in China [J]. Environmental Chemistry, 2016,35(8):1578-1583.

[29] 陳璐璐,周北海,徐冰冰,等.太湖水體典型重金屬鎘和鉻含量及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn) [J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2011,30(10):2290-2296. Chen L L, Zhou B H, Xu B B, et al. Cadmium and chromium concentrations and their ecological risks in the water body of Taihu Lake, East China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2011,30(10):2290- 2296.

[30] 劉智敏,顧雪元,王曉蓉,等.化學(xué)提取法預(yù)測(cè)土壤中鎘對(duì)蚯蚓的毒性效應(yīng) [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,32(10):1971-1978. Liu Z M, Gu X Y, Wang X R, et al. The relationship between chemical extractable cadmium levels in soil and toxic responses of earthworms [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013,32(10):1971-1978.

[31] 丁 龍,李冬冬,汪承潤(rùn),等.土壤鎘誘導(dǎo)赤子愛(ài)勝蚓的氧化損傷、防御反應(yīng)及其致毒閾值 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2014,33(7):1115- 1122. Ding L, Li D D, Wang C R, et al. Oxidative damage, defense response and toxicity threshold inexposed to cadmium-polluted soils [J].Environmental Chemistry, 2014,33(7):1115-1122.

[32] Aoyagi T, Hayakawa K, Miyaji K, et al. Cadmium nephrotoxicity and evacuation from the body in a rat modeled subchronic intoxication [J]. International Journal of Urology, 2010,10(6):332-338.

[33] Wang X, Wang Y, Feng L, et al. Application of the benchmark dose (BMD) method to identify thresholds of cadmium-induced renal effects in non-polluted areas in China [J]. Plos One, 2016,11(8): e0161240.

The safety threshold of joint exposure of tetrabromobisphenol A and cadmium on different organisms.

WAN Yu-shan,WEN Xin, YANG Yan*

(School of Environmental and Safety Engineering, Changzhou University, Changzhou 213164, China), 2019,39(4)：1765~1775

Acute toxicity test ofandwas carried out, the toxicity data of mortality, superoxide dismutase (SOD) and catalase (CAT) were obtained. The BMD method was used to derive the safety threshold of tetrabromobisphenol A (TBBPA) and cadmium (Cd) for different organisms under single and combined exposure conditions. The results showed that there were significant dose-effect relationships between the exposure doses of TBBPA, Cd and the mortality, SOD and CAT indicators in the experimental dose range of this study. CAT and SOD indicators were most sensitive to single exposure, and the safety thresholds of TBBPA forandwere 0.95, 0.44mg/L, Cd were 71.17, 0.42mg/L, respectively. The safety threshold of combined exposure was less than single exposure. The safety threshold of TBBPA forandwere 0.33, 0.024mg/L, and Cd were 6.45, 0.176mg/L, respectively.

tetrabromobisphenol A；cadmium；benchmark dose；safety threshold

X503.2,R994.6

A

1000-6923(2019)04-1765-11

2018-08-10

國(guó)家重大科技專(zhuān)項(xiàng)(2017ZX07202004)

*責(zé)任作者, 中級(jí), yy129129@163.com

萬(wàn)玉山(1969-),男,安徽淮北人,博士,副教授,從事環(huán)境工程、環(huán)境經(jīng)濟(jì)方向的教學(xué)與研究工作.發(fā)表論文30余篇.