紫外吸收剂在湖泊中的分布及其对底栖动物的毒性效应
2019-09-16仝天衡杨慧婷陈辉辉梁雪芳谷孝鸿
仝天衡，杨慧婷，陈辉辉，梁雪芳,*，谷孝鸿
1. 内蒙古大学生态与环境学院，内蒙古自治区环境污染控制与废物资源化重点实验室，呼和浩特 010021 2. 中国科学院南京地理与湖泊研究所，湖泊与环境国家重点实验室，南京 210008
紫外吸收剂是一类具有紫外光吸收功能的有机化合物，主要吸收UVA(320～400 nm)和UVB(280～320 nm)波长段，广泛用于塑料等工业材料和化妆品等个人护理品，以防止光诱导的降解或保护人体皮肤免受辐射[1]。紫外吸收剂按照用途可分为紫外光稳定剂(UV stabilizer, UVS)和紫外光过滤剂(UV filter, UVF)，分别作为工业材料和个人护理品中的添加剂。目前常用的紫外吸收剂可分为二苯甲酮类、苯并三唑类、樟脑衍生物类、对氨基苯甲酸类、肉桂酸酯类和水杨酸酯类等(图1)[2]。本文主要介绍二苯甲酮类和苯并三唑类紫外吸收剂(文中关于化合物的相关信息见图1和表1)。
紫外吸收剂属大量生产及使用的一类化合物。2013年全球光稳定剂(主要是受阻胺类光稳定剂和紫外吸收剂)的总消费量和总产量约5.5万t，其中美国消费量占全球总消费量的20%，欧洲占25%，我国占15%，日本占8%。二苯甲酮类和苯并三唑类分别占我国光稳定剂总消费量的23%和17%[3]。随着大量使用，紫外吸收剂已经在地下水[4]、河流[5-6]、湖泊[7-8]、海洋[9]、沉积物[1,10-11]、污水[12]、污泥[5]和室内尘埃[13]等多种环境介质中检出。大量研究表明，紫外吸收剂可在生物体内富集并沿食物链生物放大[14-15]，且具有遗传毒性[16]、生殖发育毒性[8,17]和内分泌干扰毒性[18-19]等效应，已成为一类新型污染物。由于高度亲脂性[2]，水环境中紫外吸收剂易聚集在沉积物中，因此，相对于其他上层水生生物，底栖动物更容易受到暴露。另外，湖泊作为紫外吸收剂重要的受纳水体，由于流动性较差，且与外界交换较少，容易导致污染物聚集。因此，本文以湖泊为研究对象，重点介绍紫外吸收剂在湖泊环境中的分布及其对底栖动物的毒性效应。
表1 化合物缩写释义补充Table 1 Supplementary explanation of compound abbreviation
图1 典型紫外吸收剂的结构和物理化学特性Fig. 1 Structure and physicochemical characteristics of most frequently detected UV absorbers
1 紫外吸收剂在湖泊中的分布(The distribution of UV absorbers in the lake environment)
由于环境介质中紫外吸收剂的浓度相对较低(ng·L-1～μg·L-1水平)，且为避免环境样品中复杂基质的影响，提高分析精度，通常需要在测定前对样品进行适当的预处理，以便进行后续分析。目前针对水样中紫外吸收剂的前处理方法主要有固相萃取(solid-phase extraction, SPE)[12,20]、固相微萃取(solid-phase microextraction, SPME)[21]和液-液萃取(liquid-liquid extraction, LLE)[6]等。常用的测定方法主要包括气相色谱-串联质谱法(GC-MS/MS)[22-23]、液相色谱/高效液相色谱-串联质谱法(LC/HPLC-MS/MS)[20,24-25]等。随着分析方法的优化，目前测定紫外吸收剂的检测限可降低至0.1～0.5 ng·L-1(或ng·g-1)[11,26]，使得这类化合物近年来在环境中不断检出。
1.1 湖泊环境中紫外吸收剂的浓度
由于紫外吸收剂结构等不同，所以亲脂性有差异，故其在环境中的分布也有一定差异性。在讨论有机污染物在不同环境介质(水、沉积物或脂肪)中的分布时，常用正辛醇-水分配系数(octanol-water partioning coefficient,Kow)作为其分配平衡时的参数。研究发现，当logKow>4时，可认为紫外吸收剂具有较高的亲脂性[27]。二苯甲酮类紫外吸收剂(如：BP-1)的logKow值较小，在水中溶解度高，故在湖泊水体中检出率较高。苯并三唑类紫外吸收剂(如：UV-329)有较高的logKow值，在水中的溶解度很低，故在水中不易被检出，但在土壤/沉积物中检测率较高。
国内关于湖泊中紫外吸收剂的研究非常有限，大部分研究集中于河流(如：珠江流域[2]、黄浦江[28])、海洋[9]及市政污水[5]。根据已有报道，紫外吸收剂在湖泊水体中的浓度大约在ng·L-1～μg·L-1，其中，BP-3、OC和4-MBC的检出率较高，最高浓度均达到μg·L-1级别(表2)。如Haunschmidt等[29]通过实时质谱(direct analysis in real-time mass spectrometry, DART-MS)和热解析-气相-质谱法(thermal desorption-gas chromatography-mass spectrometry, TD-GC-MS)2种方法对某湖泊水体中8种紫外吸收剂进行研究，均可检测到BP-3和OC，其中OC的浓度分别达到1 400 ng·L-1和1 710 ng·L-1。另外，德国Cospuden湖水样中检测到的紫外吸收剂中，IAMC、4-MBC、OC和OD-PABA的浓度均达到μg·L-1(1.14～3.05 μg·L-1)级[30-31]。研究表明，市政污水及生活污水的直接排放是湖泊水环境中紫外吸收剂的主要来源。Ma等[26]对南京玄武湖、秦淮河和长江等水体中8种紫外吸收剂的浓度进行分析，发现BM-DBM、OD-PABA、BP-3、BP-4和BP-1的检出率为100%，EHMC、HMS和4-MBC的检出率分别为94.7%、78.9%和21.3%；其中，BP-4浓度最高，为329 ng·L-1，其他化合物的平均浓度在0.764～11.6 ng·L-1之间，且通过不同采样点水样中化合物浓度比较发现，湖泊入河口及污水排放汇流处下游的紫外吸收剂浓度均高于其他采样点。韩雪等[27]对巢湖入湖河流中12种紫外吸收剂含量进行调查，发现位于污水处理厂下游水体中有机紫外吸收剂总含量普遍高于污水处理厂上游，流经人口密集区的河段中污染物总含量明显高于偏远地区。Balmer等[12]通过对瑞士4个湖泊紫外吸收剂浓度的比较，同样得出人类活动对紫外吸收剂浓度有直接影响。
而对于天然湖泊或受人类活动影响较小的湖泊水体，紫外吸收剂的浓度相对较低(
1.2 湖泊底栖动物体内紫外吸收剂的浓度
底栖动物具有分布广、活动性低的特点，与其他湖泊水生生物相比，因其对污染物敏感度更高且活动区域固定，可直接反映水体受污染程度而备受关注[37]。湖泊环境中常见的底栖动物有摇蚊幼虫(如：中国长足摇蚊(Tanypuschinensis)、花翅前突摇蚊(Procladiuschoreus)，寡毛类(如：苏氏尾鳃蚓(Branchiurasowerbyi)、霍夫水丝蚓(Limnodrilushoffmeisteri))，腹足类(如：铜锈环棱螺(Bellamyaaeruginosa)、纹沼螺(Parafossarulusstriatulus))，双壳类(如：背角无齿蚌(Anodontawoodiana)、河蚬(Corbiculafluminea))等[38]。
大量研究表明，紫外线吸收剂的亲脂性较强，如大部分苯并三唑类紫外光稳定剂(benzotriazole UV stabilizers, BUVSs)的logKow>6，因此这类物质极易在生物体内富集。目前，紫外吸收剂已在无脊椎动物、鱼类、海洋哺乳类动物以及鸟类等多种生物体内检出[39-40]。如Balmer等[12]对瑞士Zürichsee、Greifensee和Hüttnersee湖中湖拟鲤(Rutilusrutilus)体内的4-MBC进行测定，发现4-MBC在鱼体内的浓度(44～166 ng·g-1脂重(lipid weight, lw))显著高于其在水中的浓度(2～40 ng·L-1)。
相对于上层水生生物，底栖动物由于长期生活在紫外吸收剂浓度相对更高的底泥中，可能受到的暴露风险更高。然而目前，关于紫外吸收剂在底栖动物中富集的报道相对较少，其中主要集中于双壳类(表3)。Fent等[15]分析了瑞士Glatt河及Greifen湖流域中9种紫外吸收剂的分布，发现BP-3、4-MBC和EHMC是检出率最高的化合物，浓度为6～68 ng·L-1，其中EHMC在大型无脊椎动物和鱼类体内的浓度达337 ng·g-1lw，在斑马贻贝(Dreissenapolymorpha)和钩虾(Gammarussp.)体内的浓度在22～150 ng·g-1lw之间。另外，Bachelot等[41]在法国沿海地区的蓝贻贝(Mytilusedulis)和紫贻贝(Mytilusgalloprovincialis)体内也检测到EHMC，浓度范围在3～256 ng·g-1dw之间。Picot Groz等[42]在葡萄牙海岸的紫贻贝组织中，检测到OC、EHMC和OD-PABA的最高浓度分别为3 992、1 765和833 ng·g-1dw。Nakata等[9]在对亚太地区沿海水域中绿贻贝(Pernaviridis)和蓝贻贝体内BUVSs的调查中发现，UV-326和UV-328是最主要的污染物，最高浓度分别达到1 500和830 ng·g-1lw。此外，研究表明这类物质容易在鱼类的肝脏和肌肉组织中富集[43]。如Buser等[44]在瑞士7条河流的褐鳟鱼(brown trout,Salmotruttafario)的肌肉组织中均检测到4-MBC和OC，最高浓度分别高达1 800和2 400 ng·g-1lw。然而关于紫外吸收剂在底栖动物不同组织中的分布、富集尚不清晰，今后应开展相应研究，以进一步阐明该类化合物在底栖动物不同组织中的富集规律。
表2 湖泊水体和沉积物中紫外吸收剂的分析方法和浓度Table 2 Analytical methods and concentrations of UV absorbers in lake waters and sediments
注：LOD表示检测限，LOQ表示定量限，“-”表示数据未提供，
Note: LOD stands for limits of detection; LOQ stands for limits of quantification; “-” stands for data not provided;
2 紫外吸收剂对底栖动物的毒性效应(The toxicological effects of UV absorbers on benthic animals)
随着紫外吸收剂在水体和水生生物体内不断检出，该类化合物潜在的健康效应和生态毒理效应引起了广泛的关注。相对于鱼类等其他水生生物，紫外吸收剂对底栖动物的毒性研究十分有限，目前大部分工作以摇蚊幼虫为研究对象，已有研究表明，该类物质可干扰底栖动物的抗氧化系统和内分泌系统，影响幼体的生长和发育。
2.1 急性毒性研究
根据已有报道，紫外吸收剂对水生生物的急性毒性在mg·L-1水平。Kim等[45]报道了9种BUVSs(UV-9、UV-234、UV-320、UV-326、UV-327、UV-328、UV-329、UV-571和UV-360)对大型溞(Daphniamagna)的急性毒性，其中UV-571的24 h-LC50和48 h-LC50分别为6.35和2.59 mg·L-1，其余BUVSs的LC50值均大于10 mg·L-1。Li[46]对14种二苯甲酮类紫外吸收剂对日本三角涡虫(Dugesiajaponica)的急性毒性进行了测试，得出其48 h-LC50为0.9～145 mg·L-1，96 h-LC50为0.5～77 mg·L-1，其中BP-3毒性最高。Du等[47]分析了BP-3和BP-4对小球藻(Chlorellavulgaris)、大型溞(D.magna)和斑马鱼(Brachydaniorerio)的急性毒性，得到BP-3和BP-4对小球藻的96 h-EC50值分别为2.98和201 mg·L-1；BP-3和BP-4对大型溞的48 h-LC50分别为1.09和47.47 mg·L-1；BP-3和BP-4对斑马鱼的96 h-LC50分别为3.89和633.00 mg·L-1。
相对于鱼类、大型溞等，目前关于紫外吸收剂对底栖动物的毒性研究十分有限，已有研究集中于摇蚊幼虫(Chironomusriparius)，此外霍夫水丝蚓(L.hoffmeisteri)和萝卜螺(Radixauricularia)等底栖动物也开始受到关注(表4)。4-MBC、EHMC、OD-PABA、OC、4HB和BP-3对摇蚊四龄幼虫的96 h急性暴露实验中，BP-3的急性毒性最高，其LC50为1.709 mg·L-1；OC的急性毒性最低，LC50为95.9 mg·L-1[48-49]。而在联合暴露时，紫外吸收剂的毒性与单一化合物暴露时有所差别，表现为协同或拮抗效应。如Ozáez等[48]研究二元混合物对摇蚊幼虫的急性毒性时发现，4-MBC和BP-3/EHMC联合暴露时的96 h-LC50值较各化合物单独暴露时大，表明联合暴露后，化合物对摇蚊幼虫的毒性作用减小，化合物之间具有拮抗作用。
表3 紫外吸收剂在底栖动物体内的浓度Table 3 Concentrations of UV absorbers in benthic animals
注：dw表示干重，lw表示脂重，ww表示湿重； Note: dw stands for dry weight; lw stands for lipid weight; ww stands for wet weight; 尽管紫外吸收剂对水生生物的急性毒性较低，但国内外学者在紫外吸收剂对水生生物的分子效应及酶活等生理生化的影响方面开展了大量研究，表明其具有亚急性及慢性毒性效应，且主要作用于抗氧化系统和内分泌系统。目前关于紫外吸收剂对底栖动物的报道较少，已有研究多集中于对摇蚊幼虫的研究(表5)。此外，带丝蚓(Lumbriculusvariegatus)、淡水螺(Potamopyrgusantipodarum)等底栖动物开始受到关注。 2.2.1 对药物代谢系统的影响 根据已有报道，在无脊椎生物的代谢过程中，胰岛素途径调节脂质和碳水化合物的储存，在类固醇合成和药物代谢等方面起着重要作用[57-58]。Ozáez等[54]将摇蚊幼虫和胚胎暴露于BP-3和4-MBC中，发现2种化合物均可干扰荷尔蒙受体相关基因的表达，而只有BP-3改变了胰岛素样受体基因(insulin-like receptor,insr)的mRNA水平，说明BP-3在代谢过程中很可能通过干扰胰岛素代谢途径影响摇蚊幼虫的生长发育。另外，在药物代谢系统中，细胞色素P450酶(cytochrome P450, Cyp450)发挥着重要的作用。Cyp450广泛存在于各组织器官中，主要参与代谢外源性物质以及内源性生理化合物在体内的氧化、还原和水解等3种I相反应，从而参与内分泌代谢和其他代谢过程[51,59]。Martinez-Guitarte[51]分析了摇蚊幼虫在4-MBC或BP-3暴露下4种不同的cyp450基因(cyp4d2、cyp6b7、cyp9f2和cyp12a2)的表达，结果显示，低浓度4-MBC(0.1 mg·L-1)暴露24 h后cyp9f2显著下调，而1 mg·L-14-MBC暴露24 h后，所有cyp450s的mRNA水平均被显著抑制；BP-3对这些基因的转录活性并未产生显著影响，这些结果说明，4-MBC很可能通过影响cyp450的表达，干扰细胞对化学应激的反应能力及其在细胞内的生物代谢过程，从而对生物体产生不利影响。 表4 紫外吸收剂对底栖动物的急性毒性Table 4 Acute toxicity of UV absorbers to benthic animals 注：“-”表示数据未提供。 Note: “-” stands for data not provided. 表5 紫外吸收剂对底栖动物的毒性效应研究Table 5 Toxicological effects of UV absorbers on benthic animals 此外，紫外吸收剂由于其结构差异，经生物体代谢其毒性可能被抑制或活化。Molina-Molina等[18]通过检测4种二苯甲酮类紫外吸收剂对雌激素受体的转录激活作用，发现BP-3的半数有效浓度(EC50)高于其代谢产物BP-1和BP-2，说明BP-3经代谢后毒性降低。Zhuang等[19]报道了BUVSs经CYP3A4酶代谢后抗雄激素活性发生变化，其中UV-328经CYP3A4酶代谢后抗雄激素活性显著提高，而UV-P经代谢后抗雄激素活性降低。因此，不同结构的紫外吸收剂的毒性效应和作用机制很可能与其代谢特征相关。 2.2.2 影响抗氧化系统 生物体在受到外界污染物刺激时会产生氧化应激，导致生物体内活性氧(reactive oxygen species, ROS)等自由基的增加或形成，当自由基过量时会导致氧化胁迫和氧化损伤[60]。而抗氧化酶系统在氧化应激时起着关键作用，生物体内主要的抗氧化酶包括超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)、过氧化氢酶(catalase, CAT)、谷胱甘肽过氧化物酶(glutathione peroxidase, GPx)、谷胱甘肽S-转移酶(glutathione S-transferase, GST)和谷胱甘肽还原酶(glutathione reductase, GR)[37]。这些抗氧化酶相互协调，维持着机体氧化和抗氧化平衡。其中SOD可以通过催化ROS和H+的反应将活性氧转化为H2O2和H2O，产生的H2O2在CAT的作用下经两步氧化还原反应生成H2O和O2，而使生物体免受氧化损伤的危害。当污染物进入生物体中，会和机体解毒酶(如GST)结合进行生物转化，而在解毒过程中会产生大量氧自由基，谷胱甘肽(glutathione, GSH)及其相关酶则通过与还原型辅酶Ⅱ(NADPH)共同作用，将有毒的过氧化物还原成羟基化合物或通过结合反应将活化的中间产物代谢解毒，防止细胞膜等生物组织受到氧化损伤[61]。Campos等[52]将摇蚊四龄幼虫分别暴露于0.25～25 mg·L-1BP-3、4-MBC和OC 48 h后，对抗氧化系统相关酶的活性进行了测试，结果表明，在4-MBC暴露下，CAT活性降低，GST活性增加，而在OC暴露下摇蚊幼虫体内的总谷胱甘肽水平增加。Martinez-Guitarte[51]将摇蚊四龄幼虫在4-MBC和BP-3暴露8 h和24 h后，对GST相关基因(gstd3、gstd6、gste1、gsto1和gstt1)的mRNA水平进行了测定，结果显示，gsto1在0.1 mg·L-14-MBC暴露24 h后显著下调，而在0.1 mg·L-1BP-3暴露8 h后，gstd3和gste1显著上调。这些结果表明紫外吸收剂可在基因和酶活水平上引起摇蚊幼虫的氧化应激。 在氧化应激反应中，热休克蛋白(heat shock proteins, Hsp)作为分子伴侣，有助于新生蛋白的正确折叠，防止蛋白质聚集和变性[62]，从而保护细胞蛋白质，此外研究发现其在免疫防御中也起着重要作用[63]。Hsp70是氧化应激反应中研究最多的热休克蛋白之一，已经证明多种紫外吸收剂(4-MBC、OD-PABA、OC、EHMC和BP-3)可以改变hsp70的mRNA水平[48,53]。例如：Ozáez等[49]将摇蚊受精卵暴露于0.1～100 mg·L-1的4-MBC、EHMC、4HB、OC和OD-PABA中24 h，发现4-MBC、OD-PABA和OC触发hsp70应激基因的转录激活，出现显著上调。另外，Ozáez等[48]用几种紫外吸收剂对摇蚊幼虫进行联合暴露，发现4-MBC与BP-3或EHMC联合暴露时，hsp70 mRNA水平较4-MBC单一暴露时高，表明4-MBC和BP-3/EHMC对摇蚊幼虫hsp70基因转录活性的影响具有协同作用。 2.2.3 生长发育毒性 研究表明，紫外吸收剂会影响底栖动物的生长发育，已有的毒性研究多集中于摇蚊幼虫。在摇蚊幼虫的生长发育过程中，蜕皮激素(20-hydroxyecdysone, 20E)和保幼激素(juvenile hormone, JH)滴度随着发育阶段的不同发生变化，20E诱导摇蚊幼虫的蜕皮变态，而JH控制蜕皮的性质与方向，2种激素相互作用，共同调节幼虫的生长、发育、蜕皮及变态[64-65]。研究发现，保幼激素受体(Methoprene-tolerant, Met)是JH的细胞内受体[54]，受体Met与JH结合后形成JH应答元件(JH response element, JHRE)，进而激活下游kr-h1(Kruppel homolog)等基因的表达[64]，调控摇蚊幼虫的生长发育(图2)。 图2 蜕皮激素(20E)和保幼激素(JH)在摇蚊幼虫发育调控中的分子机制注：EcR表示蜕皮激素受体，USP表示超气门蛋白。Fig. 2 The molecular mechanisms underlying the action of 20-hydroxyecdysone (20E) and juvenile hormone (JH) in regulating C. riparius larva development Note: EcR stands for ecdysone receptor; USP stands for ultraspiracle. 蜕皮激素受体(ecdysone receptor, EcR)是在无脊椎动物中发现的配体依赖性核转录因子[66-67]，属核受体(nuclear receptor, NR)超家族的成员，并且是配体诱导型核转录因子[66]。在摇蚊幼虫的蜕皮变态过程中，20E与EcR结合后，需要先与超气门蛋白(ultraspiracle, USP)形成非共价异二聚体，然后选择性结合20E应答元件(20E response element, EcRE)，进而调节早期转录因子(如：BR-C、E74和E75等)及蜕皮与变态相关基因的表达，调控摇蚊幼虫的蜕皮变态[64,68](图2)。 已有研究表明，紫外吸收剂BP-3、4-MBC、EHMC和OD-PABA等均可干扰EcR基因的表达。Ozáez等[55]发现摇蚊幼虫在0.1～10 mg·L-1的4-MBC、EHMC或OD-PABA中暴露24 h后，EcR基因显著上调，呈显著的剂量-效应关系。Ozáez等[54]将摇蚊胚胎分别暴露于0.1和1 mg·L-14-MBC和BP-3中，发现在所有暴露组中met基因表达均显著增加，摇蚊幼虫在相同条件下暴露，只有1 mg·L-1BP-3暴露下met基因表达受到影响，表现为增加；将摇蚊幼虫暴露于10 mg·L-14-MBC和BP-3，发现met基因均显著增加。Ozáez等[49]将摇蚊胚胎和幼虫分别暴露于1 mg·L-1的4-MBC、EHMC、4HB、OC和OD-PABA中，发现所有化合物对胚胎EcR的转录均有影响，暴露24 h后，EcRmRNA水平比对照高2～6倍；而在幼虫中，只有4-MBC、EHMC和OD-PABA上调了EcR基因，这些结果表明胚胎对紫外吸收剂的暴露较幼虫更敏感。 紫外吸收剂可通过干扰摇蚊荷尔蒙受体通路中EcR及其相关基因的表达影响其生长发育。Ozáez等[17]将摇蚊胚胎暴露于BP-3(4×10-6mol·L-1)，发现暴露12 h后，EcR的表达量增加了15倍，同时，BP-3暴露24 h后，E74蜕皮激素-早期响应基因的mRNA水平增加约4倍。而EcR和E74的上调导致了摇蚊胚胎孵化延迟。Campos等[52]将摇蚊一龄幼虫分别暴露于0.25～25 mg·kg-1的BP-3、4-MBC和OC中，发现3种化合物均影响了摇蚊幼虫的生长，引起发育迟缓和成虫体重减少等发育毒性效应。另外，Schmitt等[56]将带丝蚓和淡水螺分别暴露于0.08～50 mg·kg-1的3-BC或4-MBC中，发现带丝蚓在高浓度3-BC和4-MBC暴露28 d后繁殖率均降低；淡水螺在3-BC和4-MBC暴露56 d后，所有暴露浓度组无壳胚胎数量均显著增加，但是死亡率仅在最高暴露浓度组增加。 (1)目前，关于紫外吸收剂对底栖动物的毒性效应研究十分有限，尤其是苯并三唑类紫外吸收剂，且大部分研究以摇蚊作为模式生物，而针对河蚬等双壳类底栖动物的毒性研究未见报道，亟待开展。 (2)关于紫外吸收剂在底栖动物中的吸收、富集和代谢模式尚不清晰，尤其是不同结构的化合物经生物转化后，其毒性的变化及其对生物的表型效应之间的关系仍不明确，今后应开展相应研究，以进一步阐明该类化合物的毒性效应及其作用机制。 (3)紫外吸收剂的生态毒理效应及其生态风险评价刚刚起步，目前的研究仍集中于环境浓度分析及有限的毒性效应研究，而针对该类物质的生态风险评价仍十分匮乏，因此，在推进紫外吸收剂毒性研究的基础上，应加强其生态风险评价研究。2.2 亚急性及慢性毒性研究
3 展望(Future prospects)
