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“斑马鱼胚胎”资料文集目录一、不同寄主植物桑寄生水提物对斑马鱼胚胎心脏发育毒性及机制研究二、17乙炔雌二醇对斑马鱼胚胎发育的致畸作用及其基因靶位三、斑马鱼胚胎集成测试技术在复合污染毒性评估中的应用四、雄激素1,4雄烯二酮和雄烯二酮对斑马鱼胚胎昼夜节律和下丘脑垂体性腺轴通路中基因转录表达的影响五、不同形态微塑料和汞对斑马鱼胚胎发育毒性联合作用研究六、斑马鱼胚胎模型评价内分泌干扰物的类雌激素效应不同寄主植物桑寄生水提物对斑马鱼胚胎心脏发育毒性及机制研究本文旨在研究不同寄主植物桑寄生水提物对斑马鱼胚胎心脏发育的毒性及作用机制。
采用浸泡法将桑寄生水提物暴露于斑马鱼胚胎，观察胚胎发育情况，并通过分子生物学手段探讨其作用机制。
结果表明，不同寄主植物的桑寄生水提物对斑马鱼胚胎心脏发育具有不同程度的毒性，其毒性可能与其成分及含量有关。
同时，发现这些水提物可能通过影响相关基因的表达，进而影响斑马鱼胚胎心脏发育。
本研究为桑寄生的安全性评价及资源利用提供了科学依据。
桑寄生是一种常见的植物寄生虫，能寄生于多种植物上，其生长过程中会从寄主植物中获取营养。
近年来，桑寄生作为一种中药材受到了广泛关注，但其活性成分及对生物体的影响仍不明确。
斑马鱼作为一种理想的生物模型，具有与人类相似的生理特征，其胚胎发育过程透明可见，便于观察。
因此，本研究选用斑马鱼作为实验模型，研究不同寄主植物桑寄生水提物对胚胎心脏发育的毒性及作用机制。
分别收集寄生于不同植物的桑寄生样品，按照文献报道的方法制备水提物。
将桑寄生水提物配置成不同浓度，采用浸泡法处理斑马鱼胚胎。
分别在暴露后72小时观察胚胎发育情况，记录心脏发育相关指标。
采用实时荧光定量PCR技术，检测处理组和对照组胚胎中相关基因的表达水平。
不同寄主植物桑寄生水提物对斑马鱼胚胎心脏发育的影响实验结果表明，不同寄主植物的桑寄生水提物对斑马鱼胚胎心脏发育具有不同程度的毒性。
随着暴露时间的延长，心脏发育相关指标逐渐受到影响。
217—225.[8] Rietschel E T,Brade H,Hols t O,et al.Baterial endotoxin:chemical cons titution,biol ogical recognition,hos t res pons e,and immunological detoxifica-tion.Current Topics in Microbiology and Immunology,1996,216:39—81.[9] Fennrich S,Wendel A,Hartung T.New application of the human whole bl ood pyrogen as say(PyroChec k).AL TEX,1999,16(3):146—149.[10] 胡可可,夏振民.药品注射剂的热原检查.中国海洋药物杂志,1991,4:26—29.[11] Taktak Y S,Selkirk S,Bristow A F,et al.As say of Pyrogens by Interleukin-6R elease from Monocytic Cell Lines.J Pharm Phar macol.1991,43:578—582[12] Eperon S,Groote D D,Werner-Fel mayer G,et al.Human monocytoid cell lines as indicators of endotoxin:co mparison with rabbit pyrogen and Limulusamoeboc yte lysate assay.J Immunol Methods,1997:207,135—145.[13] Hartung T,Cramer R,Wendel A.Devel opment of a pyrogen tes t based on rabbit blood.ALTEX,1998,Suppl ement.[14] Fennric h S,Fischer M,Hartung T,et al.Detection of endotoxins and other pyrogens using human whole bl ood.Dev Biol Stand,1999,101:131—139.[15] Hartung T,Fennrich S,Fischer M,et al.Development and evaluation of a pyrogen tes t based on human whole blood.AL TEX,1998,15(5):9—10.Another Novel Test for the Detection of Pyrogen in Order to Replace the Rabbit Pyrogen Test by Determination of the Release of TNF-αfrom THP-1LinesHUANG Qing-quan,LI Guan-min,XI Ting-fei,HE Zheng-ming(National Institut e for t he C ontr ol of Phar maceutical and Bi ologic al Products,Beijing 100050,C hina)A bstract: The aim of this study was to development an in vitro test for the detection of pyr ogen in order to replace the rabbit pyrogen test.Recently the THP-1monocytic cells was assessed for tumor necross factor(TNF)-αfor the probability of the novel test.When THP-1lines is incubated in the presence of reference standard endotoxin,they secrete“endoge-nous pyrogen”TNF-αdeter mined by ELISA after a fixed incubation time(6hours).These results sho w that the correla-tion coefficient is greater than or equal to0.980in the range of0.32E U mL-200EU mL between the TNF-αand the en-dotoxin.The same result has got from the other kind endotoxin with equal effect in the LAL TAL test.Therefore we think this novel test will ser ve as an aternative pyrogen test.Key words:Pyrogen;Pyrogen test;Cytokine;THP-1,TNF-α稀有鲫———一种新的鱼类实验动物曹文宣 王剑伟(中国科学院水生生物研究所,武汉 430072)关键词:稀有鲫,实验动物,鱼类 鱼类作为低等脊椎动物的代表和水生态系统的代表,具有繁育力强、体外受精、体外发育、胚体透明等特点,过去一直是胚胎学、遗传学、水毒理学、行为科学、环境科学等领域常用的材料。
第３２卷㊀第７期２０１９年７月环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓＶｏｌ.３２ꎬＮｏ.７Ｊｕｌｙꎬ２０１９收稿日期:２０１８￣０９￣２１㊀㊀㊀修订日期:２０１８￣１２￣２５作者简介:范博(１９９４￣)ꎬ男ꎬ云南曲靖人ꎬ２５３０４３４９０７＠ｑｑ.ｃｏｍ.∗责任作者ꎬ王晓南(１９８６￣)ꎬ男ꎬ山西运城人ꎬ副研究员ꎬ博士ꎬ主要从事水质基准与生态毒理学研究ꎬｗａｎｇｘｎ＠ｃｒａｅｓ.ｏｒｇ.ｃｎ基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(Ｎｏ.２０１７ＺＸ０７３０１００２)ꎻ国家自然科学基金项目(Ｎｏ.４１５２１００３)ꎻ环境基准与风险评估国家重点实验室自由探索基金项目ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙＮａｔｉｏｎａｌＭａｊｏｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＰｒｏｇｒａｍｆｏｒＷａｔｅｒＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌａｎｄＴｒｅａｔｍｅｎｔꎬＣｈｉｎａ(Ｎｏ.２０１７ＺＸ０７３０１００２)ꎻＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.４１５２１００３)ꎻＯｐｅｎＰｒｏｊｅｃｔｏｆＳｔａｔｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｒｉｔｅｒｉａａｎｄＲｉｓｋＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔꎬＣｈｉｎｅｓｅＲｅｓｅａｒｃｈＡｃａｄｅｍｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ稀有鮈鲫物种敏感性及其在生态毒理学与水质基准中的应用范㊀博１ꎬ３ꎬ樊㊀明２ꎬ刘征涛１ꎬ李㊀霁１ꎬＳＣＯＴＴＤｙｅｒ２ꎬ王晓南１∗ꎬ黄㊀云３１.中国环境科学研究院ꎬ环境基准与风险评估国家重点实验室ꎬ国家环境保护化学品生态效应与风险评估重点实验室ꎬ北京㊀１０００１２２.美国宝洁公司全球产品监管部ꎬ美国俄亥俄州㊀４５０４０３.南昌大学资源环境与化工学院ꎬ鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室ꎬ江西南昌㊀３３００３１摘要:物种敏感性分析是水质基准及生态毒理学研究的关键环节ꎬ稀有鮈鲫(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)作为我国鲤科鱼类的代表性受试鱼种ꎬ其对环境污染物的敏感性受到了国内外广泛关注.通过搜集稀有鮈鲫急性毒性数据ꎬ使用物种敏感度分布法比较分析稀有鮈鲫对１５种典型环境污染物的敏感性ꎬ主要包括重金属(Ｚｎ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｃｒ６＋㊁Ｈｇ２＋)㊁ＶＯＣｓ(三氯乙烯㊁四氯乙烯㊁甲苯㊁邻苯二甲酸二丁酯)㊁苯胺类有机物(对氯苯胺㊁３ꎬ４￣二氯苯胺)㊁含氯消毒剂(三氯异氰尿酸)和农药类有机物(毒死蜱㊁丁草胺㊁乙草胺㊁三唑酮)ꎬ并对稀有鮈鲫在水质基准和生态毒理学研究中作为本土受试生物的适用性进行了讨论.结果表明:稀有鮈鲫对各类环境污染物的敏感性普遍较高(平均累积概率为４６％)ꎬ尤其对重金属和农药类有机物反应灵敏ꎬ其中对农药类有机物最为敏感(平均累积概率为２６％)ꎬ表明稀有鮈鲫可作为潜在的水质基准研究的受试生物和水质监测指示生物.在鱼类敏感性排序中ꎬ鲤科鱼类对各类环境污染物较为敏感ꎬ其中小型鲤科鱼类 稀有鮈鲫在鱼类敏感性排序中位置稳定ꎬ对大多数污染物的敏感性超过斑马鱼㊁黑头呆鱼㊁日本青鳉等国际标准试验鱼种ꎬ并且具有本土性㊁易人工繁育㊁生物背景清晰等优点ꎬ表明稀有鮈鲫是现阶段我国水质基准及生态毒理学研究的潜在本土受试生物.关键词:稀有鮈鲫ꎻ物种敏感性ꎻ水质基准ꎻ生态毒理学ꎻ本土受试生物中图分类号:Ｘ１７１.５㊀㊀㊀㊀㊀文章编号:１００１￣６９２９(２０１９)０７￣１１５３￣０９文献标志码:ＡＤＯＩ:１０ １３１９８∕ｊ ｉｓｓｎ １００１￣６９２９ ２０１９ ０１ １１ＳｐｅｃｉｅｓＳｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙａｎｄＡｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｉｎＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＷａｔｅｒＱｕａｌｉｔｙＣｒｉｔｅｒｉｏｎｆｏｒＧｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓＦＡＮＢｏ１ꎬ３ꎬＦＡＮＭｉｎｇ２ꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏ１ꎬＬＩＪｉ１ꎬＳＣＯＴＴＤｙｅｒ２ꎬＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎ１∗ꎬＨＵＡＮＧＹｕｎ３１.ＳｔａｔｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｒｉｔｅｒｉａａｎｄＲｉｓｋＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔꎬＳｔａｔｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＥｆｆｅｃｔｓａｎｄＲｉｓｋＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆＣｈｅｍｉｃａｌｓꎬＣｈｉｎｅｓｅＲｅｓｅａｒｃｈＡｃａｄｅｍｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬＢｅｉｊｉｎｇ１０００１２ꎬＣｈｉｎａ２.ＧｌｏｂａｌＰｒｏｄｕｃｔＳｔｅｗａｒｄｓｈｉｐꎬｔｈｅＰｒｏｃｔｅｒａｎｄＧａｍｂｌｅＣｏｍｐａｎｙꎬＯｈｉｏ４５０４０ꎬＵｎｉｔｅｄＳｔａｔｅｓ３.ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＰｏｙａｎｇＬａｋｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄＲｅｓｏｕｒｃｅＵｔｉｌｉｚａｔｉｏｎＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｄｕｃａｔｉｏｎꎬＳｃｈｏｏｌｏｆＲｅｓｏｕｒｃｅｓＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ＆ＣｈｅｍｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬＮａｎｃｈａｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＮａｎｃｈａｎｇ３３００３１ꎬＣｈｉｎａＡｂｓｔｒａｃｔ:Ｓｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙａｎａｌｙｓｉｓｐｌａｙｓａｋｅｙｒｏｌｅｉｎｔｈｅｓｔｕｄｙｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｒｉｔｅｒｉａ(ＷＱＣ)ａｎｄｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ.ＡｓａｒｅｐｒｅｓｅｎｔａｔｉｖｅｆｉｓｈｓｐｅｃｉｅｓｏｆＣｙｐｒｉｎｉｄａｅｉｎＣｈｉｎａꎬｔｈｅｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｏｆＧｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓｔｏｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｈａｓａｔｔｒａｃｔｅｄｗｉｄｅａｔｔｅｎｔｉｏｎｉｎＣｈｉｎａａｎｄａｂｒｏａｄ.ＳｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｏｆＧ.ｒａｒｕｓｔｏ１５ｔｙｐｉｃａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓꎬｉｎｃｌｕｄｉｎｇｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓ((ｚｉｎｃ(Ⅱ)ꎬｃｏｐｐｅｒ(Ⅱ)ꎬｃｈｒｏｍｉｕｍ(Ⅵ)ａｎｄｍｅｒｃｕｒｙ(Ⅱ))ꎬｖｏｌａｔｉｌｅｏｒｇａｎｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓ(ｔｒｉｃｈｌｏｒｏｅｔｈｙｌｅｎｅꎬｐｅｒｃｈｌｏｒｏｅｔｈｙｌｅｎｅꎬｔｏｌｕｅｎｅａｎｄｄｉｂｕｔｙｌｐｈｔｈａｌａｔｅ)ꎬａｎｉｌｉｎｅｏｒｇａｎｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓ(ｐ￣ｃｈｌｏｒｏａｎｉｌｉｎｅａｎｄ３ꎬ４￣ｄｉｃｈｌｏｒｏａｎｉｌｉｎｅ)ꎬｃｈｌｏｒｉｎｅｄｉｓｉｎｆｅｃｔａｎｔ(ｔｒｉｃｈｌｏｒｏｉｓｏｃｙａｎｕｒｉｃａｃｉｄ)ꎬａｎｄｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ(ｃｈｌｏｒｐｙｒｉｆｏｓꎬｂｕｔａｃｈｌｏｒꎬａｃｅｔｏｃｈｌｏｒａｎｄｔｒｉａｄｉｍｅｆｏｎ)ｗａｓｃｏｍｐａｒｅｄａｎｄａｎａｌｙｚｅｄｂａｓｅｄｏｎａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｄａｔａｆｒｏｍｐｕｂｌｉｓｈｅｄｌｉｔｅｒａｔｕｒｅｓ.ＴｈｅａｐｐｌｉｃａｂｉｌｉｔｙｏｆＧ.ｒａｒｕｓａｓｎａｔｉｖｅｔｅｓｔｉｎｇｏｒｇａｎｉｓｍｉｎｔｈｅｓｔｕｄｙｏｆＷＱＣａｎｄｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙｗａｓｄｉｓｃｕｓｓｅｄ.Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔ:Ｇ.ｒａｒｕｓｗａｓｇｅｎｅｒａｌｌｙｓｅｎｓｉｔｉｖｅｔｏｖａｒｉｏｕｓｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ(ａｖｅｒａｇｅｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｐｒｏｂａｂｉｌｉｔｙꎬ４６％)ꎬｅｓｐｅｃｉａｌｌｙｔｏ㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３２卷ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓａｎｄｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓꎬａｎｄｉｔｗａｓｍｏｒｅｓｅｎｓｉｔｉｖｅｔｏｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ(ａｖｅｒａｇｅｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｐｒｏｂａｂｉｌｉｔｙꎬ２６％).Ｇ.ｒａｒｕｓｃｏｕｌｄｂｅｕｓｅｄａｓａｐｏｔｅｎｔｉａｌｔｅｓｔｉｎｇｏｒｇａｎｉｓｍｆｏｒＷＱＣａｎｄａｎｉｎｄｉｃａｔｏｒｏｒｇａｎｉｓｍｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ.Ｃｙｐｒｉｎｉｄａｅｆｉｓｈｗａｓｓｅｎｓｉｔｉｖｅｔｏｖａｒｉｏｕｓｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｔｏｔａｌｆｉｓｈｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ.ＡｓａｓｍａｌｌｃｙｐｒｉｎｉｄａｅｆｉｓｈꎬＧ.ｒａｒｕｓｈａｄａｓｔａｂｌｅｐｏｓｉｔｉｏｎｉｎｔｏｔａｌｆｉｓｈｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｒａｎｋꎬａｎｄｉｔｗａｓｍｏｒｅｓｅｎｓｉｔｉｖｅｔｈａｎｓｏｍｅｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌｓｔａｎｄａｒｄｔｅｓｔｉｎｇｆｉｓｈｅｓｓｕｃｈａｓＤａｎｉｏｒｅｒｉｏꎬＰｉｍｅｐｈａｌｅｓｐｒｏｍｅｌａｓａｎｄＯｒｙｚｉａｓｌａｔｉｐｅｓｔｏｍｏｓｔｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ.ＴｈｅｎａｔｉｖｉｔｙꎬｅａｓｙａｒｔｉｆｉｃｉａｌｂｒｅｅｄｉｎｇａｎｄｃｌｅａｒｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｂａｃｋｇｒｏｕｎｄｏｆＧ.ｒａｒｕｓｉｎｄｉｃａｔｅｄｔｈａｔｉｔｃｏｕｌｄｂｅｕｓｅｄａｓａｐｏｔｅｎｔｉａｌｎａｔｉｖｅｔｅｓｔｉｎｇｏｒｇａｎｉｓｍｉｎｔｈｅｓｔｕｄｙｏｆｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＷＱＣｉｎＣｈｉｎａ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓꎻｓｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙꎻｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｒｉｔｅｒｉａꎻｅｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎻｎａｔｉｖｅｔｅｓｔｉｎｇｏｒｇａｎｉｓｍ㊀㊀鱼类作为水生生态系统中的重要类群ꎬ在制定环境污染物质的地表水水质基准㊁评价有毒化学物质对水生态系统的风险过程中ꎬ是不可或缺的毒性试验材料.美国㊁澳大利亚㊁欧盟等发达国家和地区的水质基准技术均要求使用鱼类的毒性数据[１￣４].在水质基准受试生物的筛选方面ꎬ国内已有学者对我国本土鱼类[５]㊁两栖类[６]及多种无脊椎动物[７￣１０]进行了系统性筛选.但是ꎬ对稀有鮈鲫在水生生物基准受试生物㊁化学品测试的本土受试生物和环境污染物的生物监测等研究方面ꎬ还需进一步的物种敏感性研究.稀有鮈鲫(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)为鲤科鮈鲫属ꎬ本属仅有１种ꎬ为我国特有种ꎬ是分布在我国西南地区的一种小型鱼类ꎬ具有性成熟时间和性周期短㊁在人工饲养条件下可常年繁殖等优点[１１].急性毒性试验研究[１２]表明ꎬ稀有鮈鲫对常用参比物质(重铬酸钾㊁３ꎬ４￣二氯苯胺)的毒性重现性好ꎬ是一种较为理想的毒性试验材料.国内在污染物对稀有鮈鲫生长发育毒性[１３￣１６]㊁繁殖毒性[１７]及内分泌干扰效应[１５ꎬ１８￣１９]等方面的研究已取得一定进展ꎬ但鲜见对稀有鮈鲫的敏感性及其在水质基准中的应用研究.近年来ꎬ我国重金属㊁农药㊁消毒剂㊁石油烃等污染事件频发引起社会广泛关注.因此ꎬ该研究以重金属(Ｚｎ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｃｒ６＋㊁Ｈｇ２＋)㊁ＶＯＣｓ(三氯乙烯㊁四氯乙烯㊁甲苯㊁邻苯二甲酸二丁酯)㊁苯胺类有机物(对氯苯胺㊁３ꎬ４￣二氯苯胺)㊁含氯消毒剂(三氯异氰尿酸)和农药类有机物(毒死蜱㊁丁草胺㊁乙草胺㊁三唑酮)对稀有鮈鲫的毒性效应进行分析比较ꎬ评价其对各类污染物的敏感性ꎬ以期为稀有鮈鲫在水质基准㊁生态毒理学测试和环境污染物生物监测等研究中的应用提供技术参考.１㊀污染物和毒性数据筛选１ １㊀目标污染物的选择随着我国工农业的迅速发展ꎬ工业废水的不合理排放和农药滥用ꎬ导致水环境中重金属㊁有机污染物含量超标ꎬ水环境质量降低.该研究筛选了５０余种污染物的毒性数据ꎬ发现重金属(Ｚｎ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｃｒ６＋㊁Ｈｇ２＋)㊁ＶＯＣｓ(三氯乙烯㊁四氯乙烯㊁甲苯㊁邻苯二甲酸二丁酯)㊁苯胺类有机物(对氯苯胺㊁３ꎬ４￣二氯苯胺)㊁含氯消毒剂(三氯异氰尿酸)和农药类有机物(毒死蜱㊁丁草胺㊁乙草胺㊁三唑酮)的稀有鮈鲫毒性数据充足(ｎȡ８)ꎬ同时也是被国内各行业广泛关注的污染物.１ ２㊀数据搜集与筛选各类污染物质对稀有鮈鲫和其他水生生物的毒性数据主要来源于ＵＳＥＰＡ的ＥＣＯＴＯＸ毒性数据库(ｈｔｔｐｓ:∕∕ｃｆｐｕｂ.ｅｐａ.ｇｏｖ∕ｅｃｏｔｏｘ)㊁中国知网(ｈｔｔｐ:∕∕ｗｗｗ.ｃｎｋｉ.ｎｅｔ)和其他公开发表的文献.参照美国水生生物基准毒性数据筛选原则[１]ꎬ所选毒性数据的试验方法应符合经济合作与发展组织(ＯＥＣＤ)㊁美国材料与试验协会(ＡＳＴＭ)㊁ＵＳＥＰＡ和我国«化学品测试方法»中发布的标准试验方法:①不能采用单细胞生物进行急性毒性试验ꎬ供试水溞龄期小于２４ｈꎬ供试摇蚊幼虫为二龄或三龄ꎻ溞类(或其他枝角类)㊁摇蚊幼虫的急性毒性试验终点是４８ｈ￣ＬＣ５０或ＥＣ５０[２０].②对于鱼㊁虾㊁贝㊁蟹等生物ꎬ采用幼体阶段的毒性数据ꎬ急性毒性试验终点是９６ｈ￣ＬＣ５０或ＥＣ５０.③优先选择流水式试验结果及对试验溶液浓度进行化学分析的毒性数据ꎬ所有毒性数据均要求有明确的测试终点㊁测试时间及对测试阶段(或指标)的详细描述[２１￣２２].④不使用同一物种对同种污染物的毒性值差异在５倍以上的急性毒性数据ꎬ当同一个物种或同一个终点有多个毒性值可用时(毒性值差异在５倍以内)ꎬ取其几何平均值.对筛选得到的符合要求的急性毒性数据进行整理和排序:①计算各物种的ＳＭＡＶ(ｓｐｅｃｉｅｓｍｅａｎａｃｕｔｅｖａｌｕｅꎬ种平均急性值)ꎬ即等于同一物种的急性毒性值的几何平均值[２３]ꎻ②根据污染物对全部物种的ＳＭＡＶ从小到大进行排序ꎬ进而计算累积概率(受到危害的物种比例)ꎬ以表征物种敏感性[５]ꎬ使用Ｏｒｉｇｉｎ８ ５软件进行数据分析.２㊀结果与讨论２ １㊀稀有鮈鲫的物种敏感性排序按照１ ２节所述方法搜集重金属(Ｚｎ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｃｒ６＋㊁Ｈｇ２＋)㊁ＶＯＣｓ(三氯乙烯㊁四氯乙烯㊁甲苯㊁邻苯二甲酸二丁酯)㊁苯胺类有机物(对氯苯胺㊁３ꎬ４￣二氯４５１１第７期范㊀博等:稀有鮈鲫物种敏感性及其在生态毒理学与水质基准中的应用㊀㊀㊀苯胺)㊁含氯消毒剂(三氯异氰尿酸)和农药类有机物(毒死蜱㊁丁草胺㊁乙草胺㊁三唑酮)的毒性数据ꎬ对毒性数据进行分类排序ꎬ结果如表１和图１所示.由表１和图１可见:①在所有物种的敏感性排序中ꎬ鱼类通常不是最敏感物种ꎬ但鱼类是除甲壳和软体动物外ꎬ敏感性排序最靠前的水生生物ꎬ其中鲤科鱼类 稀有鮈鲫在全部物种中的排序比较靠前(平均累积概率为４６％).稀有鮈鲫对重金属(Ｃｒ６＋除外)和农药类有机物反应都较灵敏ꎬ平均累积概率分别为３７％和２６％.在ＶＯＣｓ中ꎬ稀有鮈鲫对三氯乙烯最敏感ꎬ平均累积概率为６％ꎻ对四氯乙烯和邻苯二甲酸二丁酯(ＤＢＰ)的敏感性较低ꎬ平均累积概率分别为７９％和８０％ꎻ稀有鮈鲫对三氯异氰尿酸和苯胺类有机物敏感性适中ꎬ平均累积概率分别为５０％和５９％.②在鱼类敏感性排序中ꎬ稀有鮈鲫对各类污染物(四氯乙烯㊁ＤＢＰ除外)的敏感性排序均处于靠前位置且位置稳定ꎬ在全部鱼类中的平均累积概率为３８％.稀有鮈鲫的敏感性一般低于虹鳟鱼等鲑科鱼类ꎬ但高于花鳉科鱼类(剑尾鱼㊁孔雀鱼等)ꎬ在鲤科鱼类中属于较敏感的物种(见图１).表１㊀稀有鮈鲫对不同污染物敏感性排序Ｔａｂｌｅ１ＳｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＧ.ｒａｒｕｓｔｏｄｉｆｆｅｒｅｎｔｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ污染物全部物种敏感性鱼类敏感性排序累积概率∕％排序物种数排序累积概率∕％排序物种数Ｚｎ２＋１１０５０２２０４２４５９３Ｃｕ２＋１３３３８３４９３５２６１３２Ｃｒ６＋１０７７８１３７３４６２５４Ｈｇ２＋３４２３１４７４８４９三氯乙烯１６１７１２０４四氯乙烯１１７９１３７７８８甲苯１８６７２６９６０１４邻苯二甲酸二丁酯１２８０１４８８０９对氯苯胺６６０９５６３７３ꎬ４￣二氯苯胺１０５９１６３４３６三氯异氰尿酸６５０１１５４５１０毒死蜱６３４７１３３６１４４１丁草胺１０２６３７１０５０１９乙草胺２１７１１２４０４三唑酮３１３２３３１９１５２ ２㊀稀有鮈鲫敏感性分析根据图１所示１５种污染物质对稀有鮈鲫的毒性大小ꎬ并结合毒性分级标准(ＬＣ５０<１ｍｇ∕Ｌꎬ高毒性ꎻ１~１０ｍｇ∕Ｌꎬ中等毒性ꎻ>１０ｍｇ∕Ｌꎬ低毒性)[２４]发现ꎬ稀有鮈鲫对对氯苯胺㊁Ｃｒ６＋㊁甲苯㊁四氯乙烯的ＬＣ５０或ＥＣ５０均大于１０ｍｇ∕Ｌꎬ对Ｚｎ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｈｇ２＋㊁三氯异氰尿酸㊁三氯乙烯㊁３ꎬ４￣二氯苯胺㊁邻苯二甲酸二丁酯㊁毒死蜱㊁丁草胺㊁乙草胺㊁三唑酮的ＬＣ５０或ＥＣ５０均小于１０ｍｇ∕Ｌꎬ其中对丁草胺㊁毒死蜱㊁Ｈｇ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁乙草胺的ＬＣ５０或ＥＣ５０均小于１ｍｇ∕Ｌ.可见ꎬ除Ｃｒ６＋㊁对氯苯胺㊁甲苯㊁四氯乙烯外ꎬ其他１１种污染物对稀有鮈鲫的急性毒性均属中等毒性或高毒性ꎬ说明小型鱼类稀有鮈鲫在毒性测试中反应敏感ꎬ可作为环境污染物生物监测指示生物.在全部物种敏感性排序中(见表１㊁图１)ꎬ鱼类的敏感性一般低于浮游甲壳类动物(大型溞㊁隆线溞等)和软体动物(方形环棱螺㊁帽贝㊁蜗牛等)ꎬ而高于两栖类动物(绿蟾蜍蝌蚪㊁泽蛙蝌蚪㊁黑斑蛙蝌蚪等)和昆虫类(羽摇蚊幼虫㊁蜻蜓幼虫㊁石蚕蛾等).我国学者在运用物种敏感度分布曲线推导苯并[ａ]芘[２５]㊁氨氮[２６]㊁１ꎬ１ꎬ１￣三氯乙烷[２７]㊁４￣硝基苯酚[２８]㊁三氯生[２９]等的水生生物基准时也发现了相似的规律.稀有鮈鲫对各类环境污染物普遍敏感(平均累积概率为４６％)ꎬ其中对重金属和农药类有机物较敏感ꎬ尤其对农药类有机物最敏感(平均累积概率为２６％)ꎬ对ＶＯＣｓ和苯胺类有机物㊁含氯消毒剂的敏感性相对较低(平均累积概率>５０％).沈敏等[３０]通过研究重５５１１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３２卷６５１１㊀㊀㊀图１ 稀有鮈鲫对不同污染物的敏感性排序Ｆｉｇ.１ＳｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＧ.ｒａｒｕｓｔｏｄｉｆｆｅｒｅｎｔｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ第７期范㊀博等:稀有鮈鲫物种敏感性及其在生态毒理学与水质基准中的应用㊀㊀㊀金属(Ｃｒ６＋㊁Ｃｄ２＋)㊁苯胺类有机物(对氯苯胺)㊁农药类有机物(毒死蜱)㊁杀菌剂(氟醚菌酰胺㊁苯噻菌胺㊁嘧菌酯等)对稀有鮈鲫的急慢性毒性ꎬ也发现稀有鮈鲫对重金属和有机物污染物普遍敏感ꎬ其中对农药类有机物毒死蜱最敏感ꎬ重金属(Ｃｒ６＋㊁Ｃｄ２＋)次之ꎬ对杀菌剂和对氯苯胺的敏感性相对较低.值得注意的是ꎬ稀有鮈鲫对ＶＯＣｓ中不同污染物的敏感性差异很大ꎬ其中对三氯乙烯和四氯乙烯的敏感性差异较明显ꎬ如汪红军等[３１]发现ꎬ相比四氯乙烯ꎬ毒性较大的三氯乙烯对稀有鮈鲫的呼吸具有较明显的抑制作用.另外ꎬ对于各类环境污染物ꎬ稀有鮈鲫与斑马鱼㊁黑头呆鱼㊁日本青鳉等多种国际标准试验鱼类相比ꎬ其敏感度相近或更敏感ꎬ毒性值差异在４倍以内ꎬ有很好的可比性.周永欣等[３２]通过研究Ｃｒ６＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｚｎ２＋㊁ＰＣＰ对稀有鮈鲫的急性毒性ꎬ并与国际标准试验鱼类(黑头呆鱼㊁虹鳟㊁斑马鱼㊁蓝腮太阳鱼)进行对比ꎬ发现稀有鮈鲫对Ｃｒ６＋㊁Ｚｎ２＋的敏感性稍低ꎬ但对Ｃｕ２＋㊁ＰＣＰ的敏感性明显较高.在鱼类敏感性排序中ꎬ不同科的鱼的敏感性排序有很大差别ꎬ一般以鲑科鱼类最为敏感ꎬ鲤科次之ꎬ与已有研究结果[３３￣３５]相似.另外ꎬ同科不同种鱼类之间的毒性值差异基本在２~４倍以内ꎬ有研究发现ꎬ丁草胺对鲤科鱼类(如鲤鱼㊁白鲢㊁麦穗鱼㊁鳑鲏㊁稀有鮈鲫)的毒性值差异在４倍以内[３６￣３８]ꎬ毒死蜱对花鳉科鱼类剑尾鱼㊁孔雀鱼的毒性在２倍以内[３８￣３９]ꎬＣｕ２＋对鲟科鱼类如中华鲟㊁史氏鲟的毒性在２倍以内[４０￣４１]ꎬ毒性的差异可能是与同科不同种的鱼类对各种化学污染物的生物代谢能力的差异有关.稀有鮈鲫是一种我国特有的小型鲤科鱼类ꎬ而我国鱼类以 四大家鱼 为代表的鲤科为主ꎬ因此在我国水生态系统中应着重考虑对鲤科鱼类的保护.该研究中稀有鮈鲫对重金属和有机污染物(四氯乙烯㊁ＤＢＰ除外)的敏感性排序处于靠前位置ꎬ并且位置稳定(平均累积概率为３８％)ꎬ表明小型鲤科鱼类 稀有鮈鲫可作为环境污染物生物监测指示生物和水质基准受试生物.２ ３㊀稀有鮈鲫应用的可行性分析鱼类作为水生生态毒性试验体系中常用的顶级脊椎动物ꎬ在化学品生态毒性试验与水质基准研究体系中有着不可替代的作用[４２].各国和地区在水质基准制定过程中都要求利用鱼类毒性数据ꎬ我国水质基准正处于系统研究阶段ꎬ对水质基准推导中本土物种的筛选已有较完善的成果ꎬ但在标准试验物种特别是本土敏感性鱼类的研究方面仍需加强.此外ꎬ环境保护的重要目标之一是保护生物多样性ꎬ保护各地的代表性物种㊁特有物种㊁濒危物种[４３].稀有鮈鲫作为我国本土特有物种ꎬ常被用于水生毒性测试的试验材料.在物种特征鉴定方面ꎬ中国科学院水生生物研究所已完成稀有鮈鲫全基因测序工作ꎬ遗传资源主要有近交系(ＨＡＮ)和野生封闭系(ＩＨＢ)ꎬ其中ꎬ野生封闭系具有很高的遗传多样性和遗传稳定性ꎬ可作为生态毒理学测试的种源[４４￣４６].饶海鸥[４７]基于稀有鮈鲫和已知物种的Ｃａｓｐａｓｅ￣３基因核苷酸序列构建了系统发育树ꎬ结果表明稀有鮈鲫与斑马鱼的亲缘关系较近.但与斑马鱼等国际模式鱼种相比ꎬ稀有鮈鲫品系种类较少ꎬ突变和转基因还未建立相关品系ꎬ制约了其对环境毒理的深入研究[４８].在生物生态学研究方面ꎬ稀有鮈鲫在种属特性上属于鲤形目鲤科㊁温水性鱼类ꎬ对温度的适应范围很广ꎬ其典型生态环境是稻田㊁沟渠㊁河流及漫滩等环境质量相对较高的自然及农耕环境ꎬ这在我国生态系统中有着一定程度的普遍性和共性[４９].但是稀有鮈鲫野生种群数量较少ꎬ地理分布范围狭窄[５０]ꎬ在水质基准研究方面仍受到一定限制.在毒性响应的稳定性方面ꎬ重铬酸钾和３ꎬ４￣二氯苯胺在单一实验室内及不同实验室之间进行的稀有鮈鲫急性毒性试验[１２]及稀有鮈鲫幼体生长试验[５１]表明ꎬ对于来源相同㊁体长固定的稀有鮈鲫ꎬ无论在实验室内还是实验室之间的结果都体现了很好的稳定性和可重复性ꎬ说明稀有鮈鲫符合水质基准与生态毒理研究中毒性响应稳定的基本要求.在污染物敏感性方面ꎬ该研究基于急性毒性值ꎬ通过多种类型污染物的物种敏感度分布曲线ꎬ与国内外物种相比ꎬ发现稀有鮈鲫对常见重金属和典型有机物具有更高的敏感性.在水质基准及生态毒理研究中ꎬ稀有鮈鲫常被用于各类污染物的急性毒性和亚慢性毒性研究[３２ꎬ５２￣５４].稀有鮈鲫卵生㊁产卵间隔短㊁产卵量大㊁孵化周期短㊁卵膜透明㊁卵膜径较大[５５￣５６]ꎬ并且具有性成熟时间短㊁在自然条件下繁殖季节(３ １１月)长㊁在人工控制饲养条件下可常年繁殖等优点[１１]ꎬ说明其适合用作鱼类早期生活阶段毒性试验和鱼类胚胎￣卵黄囊吸收阶段的短期毒性试验等一些鱼体特定生命阶段的试验受体.蒋金花等[５７]比较了三唑酮对稀有鮈鲫和斑马鱼不同生命阶段(胚胎㊁仔鱼㊁幼鱼㊁成鱼)的毒性效应ꎬ发现相对于斑马鱼而言ꎬ三唑酮对稀有鮈鲫不同生长阶段的毒性均较高.另外ꎬ基于管理部门对筛查新化学物质中潜在内分泌干扰物的技术需求[４２]ꎬ国内学者开展了环境内分泌干扰物对稀有鮈鲫的一系列生态毒理学研究ꎬ如王星等[５８]发现ꎬ１７β￣雌二醇(Ｅ２)对稀有鮈鲫幼鱼生７５１１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３２卷长和性分化具有显著影响ꎻ另有研究[５９]表明ꎬ稀有鮈鲫对炔雌醇的敏感性高于日本青鳉ꎬ而与斑马鱼相似ꎻ廖涛等[６０]研究发现ꎬ稀有鮈鲫的卵黄蛋白原对内分泌干扰物 １７α￣乙炔基雌二醇暴露的敏感性比斑马鱼更为敏感.此外ꎬ在生物富集性研究方面:周群芳等[６１]开展了稀有鮈鲫对水中三丁基锡的生物富集研究ꎬ发现其生物富集因子为１００~１０００ꎬ与三丁基锡对虹鳟鱼的物富集因子(９００)[６２]相近ꎻ张燕飞[６３]以稀有鮈鲫为受试生物ꎬ分析了其对农药乙草胺的生物富集作用ꎬ预测乙草胺对鱼类具有中级富集性.在标准制定方面ꎬ经过国内研究人员多年的努力ꎬ稀有鮈鲫在微生物学㊁寄生虫学㊁遗传学㊁营养学㊁饲养环境等方面已基本实现了试验动物标准化[６４].原环境保护部于２０１０年发布的７号令«新化学物质管理办法»ꎬ要求新化学物质申报需在我国境内使用我国的供试生物完成生态毒理学测试[６５].２０１３年ꎬＧＢ∕Ｔ２９７６３ ２０１３«化学品稀有鮈鲫急性毒性试验»颁布实施ꎬ标志着稀有鮈鲫已开始成为我国化学品测试中的主要受试物种[４９].结合前人对稀有鮈鲫的研究ꎬ笔者进行的稀有鮈鲫物种敏感性评价进一步说明小型鲤科鱼类 稀有鮈鲫可作为我国水质基准和生态毒理学研究的本土受试生物.３㊀结论ａ)通过对全部物种的敏感性排序发现ꎬ稀有鮈鲫对重金属(Ｚｎ２＋㊁Ｃｕ２＋㊁Ｃｒ６＋㊁Ｈｇ２＋)㊁ＶＯＣｓ(三氯乙烯㊁四氯乙烯㊁甲苯㊁邻苯二甲酸二丁酯)㊁苯胺类(对氯苯胺㊁３ꎬ４￣二氯苯胺)㊁含氯消毒剂(三氯异氰尿酸)和农药类(毒死蜱㊁丁草胺㊁乙草胺㊁三唑酮)普遍敏感ꎬ平均累积概率为４６％ꎬ其中对重金属和农药类有机物较敏感(平均累积概率为３６％)ꎬ尤其对农药类有机物最敏感(平均累积概率为２６％)ꎬ表明稀有鮈鲫可作为上述环境污染物生物监测指示生物.ｂ)稀有鮈鲫对各类污染物的敏感性与斑马鱼等国际标准试验鱼种相似ꎬ其毒性值差异在４倍以内ꎬ可比性较好.稀有鮈鲫具有本土性㊁性成熟时间短㊁易人工繁育等优点ꎬ可作为我国水质基准和生态毒理学研究合适的本土受试生物之一.ｃ)在鱼类中鲤科鱼类对各类污染物更敏感ꎬ而我国鱼类是以 四大家鱼 为代表的鲤科鱼类为主ꎬ因此在我国水生态系统中应着重考虑对鲤科鱼类的保护.小型鲤科鱼类 稀有鮈鲫在物种敏感性排序中处于较为敏感的位置ꎬ对各类污染物的敏感性较为稳定.参考文献(Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ):[１]㊀ＵＳＥＰＡ.Ｇｕｉｄｅｌｉｎｅｓｆｏｒｄｅｒｉｖｉｎｇｎｕｍｅｒｉｃａｌｎａｔｉｏｎａｌｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｒｉｔｅｒｉａｆｏｒｔｈｅｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎｏｆａｑｕａｔｉｃｏｒｇａｎｉｓｍｓａｎｄｔｈｅｉｒｕｓｅｓ(ＰＢ８５￣２２７０４９)[Ｒ].ＷａｓｈｉｎｇｔｏｎＤＣ:ＵＳＥＰＡꎬ１９８５:１￣１０４. [２]㊀ＥｕｒｏｐｅａｎＣｈｅｍｉｃａｌｓＢｕｒｅａｕ.Ｔｅｃｈｎｉｃａｌｇｕｉｄａｎｃｅｄｏｃｕｍｅｎｔｏｎｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ:ＰａｒｔⅡ.ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ[Ｒ].ＩｓｐｒａꎬＩｔａｌｙ:ＥｕｒｏｐｅａｎＣｈｅｍｉｃａｌｓＢｕｒｅａｕꎬ２００３.[３]㊀ＣａｎａｄｉａｎＣｏｕｎｃｉｌｏｆＭｉｎｉｓｔｅｒｓｏｆｔｈｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ.Ｃａｎａｄｉａｎｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｇｕｉｄｅｌｉｎｅｓｆｏｒｔｈｅｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎｏｆａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅ:ｉｎｔｒｏｄｕｃｔｉｏｎ[Ｒ].ＷｉｎｎｉｐｅｇꎬＭａｎｉｔｏｂａ:ＣａｎａｄｉａｎＣｏｕｎｃｉｌｏｆＭｉｎｉｓｔｅｒｓｏｆｔｈｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ１９９９.[４]㊀ＡｕｓｔｒａｌｉａｎａｎｄＮｅｗＺｅａｌａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄＣｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎＣｏｕｎｃｉｌ.ＡｕｓｔｒａｌｉａｎａｎｄＮｅｗＺｅａｌａｎｄｇｕｉｄｅｌｉｎｅｓｆｏｒｆｒｅｓｈａｎｄｍａｒｉｎｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙ[Ｒ].ＣａｎｂｅｒｒａꎬＡｕｓｔｒａｌｉａ:ＡｕｓｔｒａｌｉａｎａｎｄＮｅｗＺｅａｌａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄＣｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎＣｏｕｎｃｉｌꎬ２０００. [５]㊀王晓南ꎬ郑欣ꎬ闫振广ꎬ等.水质基准鱼类受试生物筛选[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０１４ꎬ２７(４):３４１￣３４８.ＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬＺＨＥＮＧＸｉｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬｅｔａｌ.Ｓｃｒｅｅｎｉｎｇｏｆｎａｔｉｖｅｆｉｓｈｅｓｆｏｒｄｅｒｉｖｉｎｇａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０１４ꎬ２７(４):３４１￣３４８.[６]㊀蔡靳ꎬ闫振广ꎬ何丽ꎬ等.水质基准两栖类受试生物筛选[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０１４ꎬ２７(４):３４９￣３５５.ＣＡＩＪｉｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＨＥＬｉꎬｅｔａｌ.Ｓｃｒｅｅｎｉｎｇｏｆｎａｔｉｖｅａｍｐｈｉｂｉａｎｓｆｏｒｄｅｒｉｖｉｎｇａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０１４ꎬ２７(４):３４９￣３５５.[７]㊀王伟莉ꎬ闫振广ꎬ刘征涛ꎬ等.水质基准本土环节动物与水生昆虫受试生物筛选[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０１４ꎬ２７(４):３６５￣３７２.ＷＡＮＧＷｅｉｌｉꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬｅｔａｌ.Ｓｃｒｅｅｎｉｎｇｏｆｎａｔｉｖｅａｎｎｅｌｉｄｓａｎｄａｑｕａｔｉｃｉｎｓｅｃｔｓｆｏｒｄｅｒｉｖｉｎｇａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０１４ꎬ２７(４):３６５￣３７２. [８]㊀郑欣ꎬ闫振广ꎬ王晓南ꎬ等.水质基准甲壳类受试生物筛选[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０１４ꎬ２７(４):３５６￣３６４.ＺＨＥＮＧＸｉｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬｅｔａｌ.Ｓｃｒｅｅｎｉｎｇｏｆｎａｔｉｖｅｃｒｕｓｔａｃｅａｎｓｆｏｒｄｅｒｉｖｉｎｇａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０１４ꎬ２７(４):３５６￣３６４.[９]㊀覃璐玫ꎬ张亚辉ꎬ曹莹ꎬ等.本土淡水软体动物水质基准受试生物筛选[Ｊ].农业环境科学学报ꎬ２０１４ꎬ３３(９):１７９１￣１８０１.ＱＩＮＬｕｍｅｉꎬＺＨＡＮＧＹａｈｕｉꎬＣＡＯＹｉｎｇꎬｅｔａｌ.Ｓｃｒｅｅｎｉｎｇｎａｔｉｖｅｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｍｏｌｌｕｓｃｓｆｏｒｅｓｔａｂｌｉｓｈｉｎｇａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｏ￣ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅꎬ２０１４ꎬ３３(９):１７９１￣１８０１. [１０]㊀郑欣ꎬ闫振广ꎬ刘征涛ꎬ等.水生生物水质基准研究中轮虫㊁水螅㊁涡虫类受试生物的筛选[Ｊ].生态毒理学报ꎬ２０１５ꎬ１０(１):２２５￣２３４.ＺＨＥＮＧＸｉｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬｅｔａｌ.Ｓｃｒｅｅｎｉｎｇｏｆｎａｔｉｖｅｒｏｔｉｆｅｒｓꎬｈｙｄｒａꎬｐｌａｎａｒｉａｆｏｒｄｅｒｉｖｉｎｇａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＡｓｉａｎＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１５ꎬ１０(１):２２５￣２３４. [１１]㊀王剑伟.稀有鮈鲫的繁殖生物学[Ｊ].水生生物学报ꎬ１９９２(２):１６５￣１７４.８５１１第７期范㊀博等:稀有鮈鲫物种敏感性及其在生态毒理学与水质基准中的应用㊀㊀㊀[１２]㊀张京佶ꎬ殷浩文ꎬ赵华清.稀有鮈鲫对重铬酸钾和３ꎬ４￣二氯苯胺急性毒性研究[Ｊ].中国实验动物学报ꎬ２０１４ꎬ２２(２):５７￣６１.ＺＨＡＮＧＪｉｎｇｊｉꎬＹＩＮＨａｏｗｅｎꎬＺＨＡＯＨｕａｑｉｎｇ.Ａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｐｏｔａｓｓｉｕｍｂｉｃｈｒｏｍａｔｅａｎｄ３ꎬ４￣ｄｉｃｈｌｏｒｏａｎｉｌｉｎｅｉｎＣｈｉｎｅｓｅｒａｒｅｍｉｎｎｏｗ(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)[Ｊ].ＡｃｔａＬａｂｏｒａｔｏｒｉｕｍＡｎｉｍａｌｉｓＳｃｉｅｎｔｉａＳｉｎｉｃａꎬ２０１４ꎬ２２(２):５７￣６１.[１３]㊀ＺＨＵＢｉｎꎬＧＯＮＧＹｕｘｉｎꎬＬＩＵＬｅｉꎬｅｔａｌ.Ｔｏｘｉｃｅｆｆｅｃｔｓｏｆｔｒｉａｚｏｐｈｏｓｏｎｒａｒｅｍｉｎｎｏｗ(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)ｅｍｂｒｙｏｓａｎｄｌａｒｖａｅ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２０１４ꎬ１０８:４６￣５４.[１４]㊀ＬＵＯＳｉꎬＷＵＢｅｎｌｉꎬＸＩＯＮＧＸｉａｏｑｉｎꎬｅｔａｌ.Ｓｈｏｒｔ￣ｔｅｒｍｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆａｍｍｏｎｉａꎬｎｉｔｒｉｔｅａｎｄｎｉｔｒａｔｅｔｏｅａｒｌｙｌｉｆｅｓｔａｇｅｓｏｆｔｈｅｒａｒｅｍｉｎｎｏｗꎬＧｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙ＆Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙꎬ２０１６ꎬ３５(６):１４２２￣１４２７.[１５]㊀ＣＨＥＮＲｕｉꎬＹＵＡＮＬｉｌａｉꎬＺＨＡＪｉｎｍｉａｏꎬｅｔａｌ.Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔａｌｔｏｘｉｃｉｔｙａｎｄｔｈｙｒｏｉｄｈｏｒｍｏｎｅ￣ｄｉｓｒｕｐｔｉｎｇｅｆｆｅｃｔｓｏｆ２ꎬ４￣ｄｉｃｈｌｏｒｏ￣６￣ｎｉｔｒｏｐｈｅｎｏｌｉｎＣｈｉｎｅｓｅｒａｒｅｍｉｎｎｏｗ(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)[Ｊ].ＡｑｕａｔｉｃＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１７ꎬ１８５:４０￣４７.[１６]㊀ＺＨＵＢｉｎꎬＬＩＵＧｕａｎｇｌｕꎬＬＩＵＬｅｉꎬｅｔａｌ.ＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｔｒｉｆｌｏｘｙｓｔｒｏｂｉｎｕｐｔａｋｅｋｉｎｅｔｉｃｓꎬｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔａｌｔｏｘｉｃｉｔｙａｎｄｍＲＮＡｅｘｐｒｅｓｓｉｏｎｉｎｒａｒｅｍｉｎｎｏｗｅｍｂｒｙｏｓ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２０１５ꎬ１２０:４４７￣４５５. [１７]㊀ＧＵＯＹｏｎｇｙｏｎｇꎬＹＡＮＧＹｕａｎｊｉｎꎬＧＡＯＹｏｎｇꎬｅｔａｌ.ＴｈｅｉｍｐａｃｔｏｆｌｏｎｇｔｅｒｍｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｐｈｔｈａｌｉｃａｃｉｄｅｓｔｅｒｓｏｎｒｅｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｉｎＣｈｉｎｅｓｅｒａｒｅｍｉｎｎｏｗ(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎꎬ２０１５ꎬ２０３:１３０￣１３６.[１８]㊀ＹＡＮＧＬｉｈｕａꎬＺＨＡＪｉｎｍｉａｏꎬＬＩＷｅｉꎬｅｔａｌ.Ｖｉｎｃｌｏｚｏｌｉｎａｆｆｅｃｔｓｔｈｅｉｎｔｅｒｒｅｎａｌｓｙｓｔｅｍｏｆｔｈｅｒａｒｅｍｉｎｎｏｗ(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)[Ｊ].ＡｑｕａｔｉｃＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１１ꎬ１０４(１):１５３￣１５９.[１９]㊀ＬＩＡＮＧＸｕｅｆａｎｇꎬＭＡＲＴＹＮＩＵＫＣＪꎬＺＨＡＪｉｎｍｉａｏꎬｅｔａｌ.ＢｒａｉｎｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅｐｒｏｔｅｏｍｉｃｒｅｓｐｏｎｓｅｓｒｅｖｅａｌｎｅｗｉｎｓｉｇｈｔｏｆｂｅｎｚｏｔｒｉａｚｏｌｅｎｅｕｒｏｔｏｘｉｃｉｔｙｉｎｆｅｍａｌｅＣｈｉｎｅｓｅｒａｒｅｍｉｎｎｏｗ(Ｇｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓ)[Ｊ].ＡｑｕａｔｉｃＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１６ꎬ１８１:６７￣７５.[２０]㊀郑丽萍ꎬ龙涛ꎬ陈樯ꎬ等.我国氟化物的淡水水生生物基准研究[Ｊ].生态与农村环境学报ꎬ２０１５ꎬ３１(６):９２３￣９２７.ＺＨＥＮＧＬｉｐｉｎｇꎬＬＯＮＧＴａｏꎬＣＨＥＮＱｉａｎｇꎬｅｔａｌ.ＢｉｏｌｏｇｉｃａｌｃｒｉｔｅｒｉａｏｆｆｌｕｏｒｉｄｅｆｏｒｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｈｙｄｒｏｂｉｏｎｔｉｎＣｈｉｎａ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＲｕｒａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１５ꎬ３１(６):９２３￣９２７. [２１]㊀王晓南ꎬ闫振广ꎬ刘征涛ꎬ等.实测∕预测辽河铬(Ⅵ)水生生物基准与风险评估[Ｊ].环境科学ꎬ２０１５ꎬ３６(７):２４１４￣２４２１.ＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬｅｔａｌ.Ｍｅａｓｕｒｅｄａｎｄｐｒｅｄｉｃｔｅｄａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａａｎｄｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｃｈｒｏｍｉｕｍ(Ⅵ)ｉｎＬｉａｏｈｅＲｉｖｅｒ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅꎬ２０１５ꎬ３６(７):２４１４￣２４２１.[２２]㊀王晓南ꎬ闫振广ꎬ余若祯ꎬ等.中美水生生物基准受试物种敏感性差异研究[Ｊ].环境科学ꎬ２０１６ꎬ３７(８):３２１６￣３２２３.ＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＹＵＲｕｏｚｈｅｎꎬｅｔａｌ.ＤｉｆｆｅｒｅｎｃｅｏｆｓｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｉｅｓｆｏｒａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａｉｎＣｈｉｎａａｎｄｔｈｅＵＳＡ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅꎬ２０１６ꎬ３７(８):３２１６￣３２２３.[２３]㊀何丽ꎬ蔡靳ꎬ高富ꎬ等.铅水生生物基准研究与初步应用[Ｊ].环境科学与技术ꎬ２０１４ꎬ３７(４):３１￣３７.ＨＥＬｉꎬＣＡＩＪｉｎꎬＧＡＯＦｕꎬｅｔａｌ.ｌｉｆｅｗａｔｅｒａｍｂｉｅｎｔｑｕａｌｉｔｙｃｒｉｔｅｒｉａｆｏｒｌｅａｄａｎｄｔｈｅｉｒｔｅｎｔａｔｉｖｅａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｔｏｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ(Ｃｈｉｎａ)ꎬ２０１４ꎬ３７(４):３１￣３７.[２４]㊀国家环境保护总局.ＧＢ∕Ｔ３１２７０化学农药环境安全评价试验准则[Ｓ].北京:中国标准出版社ꎬ２０１５.[２５]㊀ＷＵＪｉａｎｇｙｕｅꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＹＩＸｉａｎｌｉａｎｇꎬｅｔａｌ.Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｓｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｗｉｔｈｐｒｅｄｉｃｔｅｄａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｄａｔａｆｒｏｍｉｎｔｅｒｓｐｅｃｉｅｓｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｍｏｄｅｌｓａｎｄｍｅａｓｕｒｅｄａｃｕｔｅｄａｔａｆｏｒｂｅｎｚｏ[ａ]ｐｙｒｅｎｅ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２０１６ꎬ１４４:２１８３￣２１８８.[２６]㊀闫振广ꎬ孟伟ꎬ刘征涛ꎬ等.我国淡水生物氨氮基准研究[Ｊ].环境科学ꎬ２０１１ꎬ３２(６):１５６４￣１５７０.ＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＭＥＮＧＷｅｉꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬｅｔａｌ.ＤｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｆｒｅｓｈｗａｔｅｒａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａｆｏｒａｍｍｏｎｉａｉｎＣｈｉｎａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅꎬ２０１１ꎬ３２(６):１５６４￣１５７０.[２７]㊀ＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＷＡＮＧＷｅｉｌｉꎬＺＨＯＵＪｕｎｌｉꎬｅｔａｌ.ＳｃｒｅｅｎｉｎｇｏｆｈｉｇｈｐｈｙｔｏｔｏｘｉｃｉｔｙｐｒｉｏｒｉｔｙｐｏｌｌｕｔａｎｔｓａｎｄｔｈｅｉｒｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｉｎＣｈｉｎａᶄｓｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｓ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２０１５ꎬ１２８:２８￣３５.[２８]㊀ＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬｅｔａｌ.ＣｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｓｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｆｏｒｓｐｅｃｉｅｓｆｒｏｍＣｈｉｎａａｎｄｔｈｅＵＳＡ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆ＰｏｌｌｕｔｉｏｎＲｅｓｅａｒｃｈＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌꎬ２０１４ꎬ２１(１):１６８￣１７６.[２９]㊀ＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬｅｔａｌ.Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅｃｒｉｔｅｒｉａｆｏｒｔｒｉｃｌｏｓａｎａｎｄｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｔｈｅｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｂｅｔｗｅｅｎｎａｔｉｖｅａｎｄｎｏｎ￣ｎａｔｉｖｅｓｐｅｃｉｅｓ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓꎬ２０１３ꎬ２６０(１):１０１７￣１０２２.[３０]㊀沈敏ꎬＣＯＡＤＹＫａｔｈｅｒｉｎｅꎬ董晶ꎬ等.化学品生态毒性测试鱼类模式生物的应用与展望[Ｊ].生态毒理学报ꎬ２０１７ꎬ１２(２):３４￣４３.ＳＨＥＮＭｉｎꎬＣＯＡＤＹＫꎬＤＯＮＧＪｉｎｇꎬｅｔａｌ.Ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎａｎｄｏｕｔｌｏｏｋｏｆｖａｒｉｏｕｓｆｉｓｈｍｏｄｅｌｓｕｓｅｄｉｎｃｈｅｍｉｃａｌｅｃｏｔｏｘｉｃｉｔｙｔｅｓｔ[Ｊ].ＡｓｉａｎＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１７ꎬ１２(２):３４￣４３.[３１]㊀汪红军ꎬ李嗣新ꎬ周连凤ꎬ等 ４种有机污染物暴露对稀有鮈鲫呼吸运动的影响[Ｃ]∕∕中国实验动物学会.第九届中国实验动物科学年会(２０１０新疆)论文集.北京:中国实验动物学会ꎬ２０１０:５.[３２]㊀周永欣ꎬ成水平ꎬ胡炜ꎬ等.稀有鮈鲫:一种新的鱼类毒性试验材料[Ｊ].动物学研究ꎬ１９９５ꎬ１６(１):５９￣６３.[３３]㊀闫振广ꎬ余若祯ꎬ焦聪颖ꎬ等.水质基准方法学中若干关键技术探讨[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０１２ꎬ２５(４):３９７￣４０３.ＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬＹＵＲｕｏｚｈｅｎꎬＪＩＡＯＣｏｎｇｙｉｎｇꎬｅｔａｌ.Ｒｅｓｅａｒｃｈｏｎｓｅｖｅｒａｌｃｒｉｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｉｃａｌｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓｆｏｒｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｒｉｔｅｒｉａ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０１２ꎬ２５(４):３９７￣４０３.[３４]㊀王晓南ꎬ刘征涛ꎬ闫振广ꎬ等.麦穗鱼物种敏感性评价[Ｊ].环境科学ꎬ２０１３ꎬ３４(６):２３２９￣２３３４.９５１１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３２卷ＷＡＮＧＸｉａｏｎａｎꎬＬＩＵＺｈｅｎｇｔａｏꎬＹＡＮＺｈｅｎｇｕａｎｇꎬｅｔａｌ.ＳｐｅｃｉｅｓｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙｅｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆＰｓｅｕｄｏｒａｓｂｏｒａｐａｒｖａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅꎬ２０１３ꎬ３４(６):２３２９￣２３３４.[３５]㊀ＰＩＣＫＥＲＩＮＧＱＨꎬＨＥＮＤＥＲＳＯＮＣꎬＬＥＭＫＥＡＥ.Ｔｈｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｏｒｇａｎｉｃｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｓｅｃｔｉｃｉｄｅｓｔｏｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｐｅｃｉｅｓｏｆｗａｒｍｗａｔｅｒｆｉｓｈｅｓ[Ｊ].ＴｒａｎｓａｃｔｉｏｎｓｏｆｔｈｅＡｍｅｒｉｃａｎＦｉｓｈｅｒｉｅｓＳｏｃｉｅｔｙꎬ１９６２ꎬ９１(２):１７５￣１８４.[３６]㊀ＳＵＮＦ.Ｅｖａｌｕａｔｉｎｇａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓｔｏａｑｕａｔｉｃｏｒｇａｎｉｓｍｓｃａｒｐꎬｍｏｓｑｕｉｔｏｆｉｓｈａｎｄｄａｐｈｎｉｄｓ[Ｊ].ＰｌａｎｔＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ１９８７ꎬ２９(４):３８５￣３９６.[３７]㊀范立民ꎬ马晓燕ꎬ胡庚东ꎬ等.除草剂丁草胺对两种鱼的急性毒性研究[Ｊ].浙江海洋学院学报(自然科学版)ꎬ２００５ꎬ２４(４):３７７￣３７９.ＦＡＮＬｉｍｉｎꎬＭＡＸｉａｏｙａｎꎬＨＵＧｅｎｇｄｏｎｇꎬｅｔａｌ.Ｔｈｅｓｔｕｄｉｅｓｏｎｔｈｅａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｂｕｔａｃｈｌｏｒｏｎｔｗｏｓｐｅｃｉｅｓｏｆｆｉｓｈ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＺｈｅｊｉａｎｇＯｃｅａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ(ＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅ)ꎬ２００５ꎬ２４(４):３７７￣３７９.[３８]㊀赵颖.淡水鱼类对３种农药的敏感性分布(ＳＳＤｓ)初探[Ｄ].杭州:浙江大学ꎬ２０１３.[３９]㊀ＤＥＳＩＬＶＡＰＭꎬＳＡＭＡＹＡＷＡＲＤＨＥＮＡＬＡ.Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｈｌｏｒｐｙｒｉｆｏｓｏｎｒｅｐｒｏｄｕｃｔｉｖｅｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅｓｏｆｇｕｐｐｙ(Ｐｏｅｃｉｌｉａｒｅｔｉｃｕｌａｔａ)[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２００５ꎬ５８(９):１２９３￣１２９９.[４０]㊀罗土炎.四种重金属离子和氯化钠对史氏鲟稚鱼的急性毒性试验[Ｄ].福州:福建农林大学ꎬ２０１３.[４１]㊀姚志峰ꎬ章龙珍ꎬ庄平ꎬ等.铜对中华鲟幼鱼的急性毒性及对肝脏抗氧化酶活性的影响[Ｊ].中国水产科学ꎬ２０１０ꎬ１７(４):７３１￣７３８.ＹＡＯＺｈｉｆｅｎｇꎬＺＨＡＮＧＬｏｎｇｚｈｅｎꎬＺＨＵＡＮＧＰｉｎｇꎬｅｔａｌ.ＥｆｆｅｃｔｓｏｆａｎｔｉｏｘｉｄａｎｔｅｎｚｙｍｅｉｎｌｉｖｅｒａｎｄａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆＣｕ２＋ｏｎｊｕｖｅｎｉｌｅＣｈｉｎｅｓｅｓｔｕｒｇｅｏｎ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＦｉｓｈｅｒｙＳｃｉｅｎｃｅｓｏｆＣｈｉｎａꎬ２０１０ꎬ１７(４):７３１￣７３８.[４２]㊀梁艺怀ꎬ张京佶ꎬ石利利ꎬ等.稀有鮈鲫作为化学品生态毒性测试鱼类模式生物的标准化实践[Ｊ].生态毒理学报ꎬ２０１７ꎬ１２(２):２￣１０.ＬＩＡＮＧＹｉｈｕａｉꎬＺＨＡＮＧＪｉｎｇｊｉꎬＳＨＩＬｉｌｉꎬｅｔａｌ.ＳｔａｎｄａｒｄｉｚａｔｉｏｎｏｆＧｏｂｉｏｃｙｐｒｉｓｒａｒｕｓａｓｆｉｓｈｍｏｄｅｌｕｓｅｄｉｎｃｈｅｍｉｃａｌｅｃｏｔｏｘｉｃｉｔｙｔｅｓｔｉｎｇ[Ｊ].ＡｓｉａｎＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１７ꎬ１２(２):２￣１０. 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林丹短期暴露对斑马鱼生长发育和繁殖的影响吴迪;单正军;韩志华;丁科【摘要】Effects of exposure to low concentrations (0.005、0.05、0.5μg · L- 1 ) of lindane on body length, body weight,hepaticosomatic index (HSI), gnnadosomatic index (GSI), spawning and fertilization of zebrafish were studied. Results show that after 14 days of exposure, zebrafish in all the treatments did not have much difference from those in the controls (without lindane and just with solvent) in body length and body weight. But in Treatment 0. 5 μg· L-1 , the HSI of both male and female zebrafish increased significantly ( P ＜ 0.05 ) and only the GSI of male zebrafish decreased significantly ( P ＜ 0.05 ), while no obvious changes in the two indices were found in the other treatments. Compared with what was found in the two controls, lindane remarkably inhibited zebrafish reproduction behavior and reduced spawning and fertilizationrate,particularly in Treatments 0.05 and 0.5 μg · L- 1 ( P ＜ 0.01 ). The findings demonstrate that lindane in the environment is an endocrine disruptor that inhibits to a certain extent the growth and reproduction of zebrafish at low concentration.%以斑马鱼为受试生物,研究在低浓度(0.005、0.05、0.5峭μg·L-1)林丹暴露条件下,林丹对斑马鱼体长、体质量、肝脏指数、性腺指数、产卵量和受精率的影响.结果显示,经14 d暴露后,处理组斑马鱼体长和体质量与空白对照组或溶剂对照组之间差异不显著;与空白对照组和溶剂对照组相比,0.5μg·L-1处理组雄性和雌性斑马鱼肝脏指数均显著增加(P＜0.05),雄性斑马鱼性腺指数显著降低(P＜0.05),其他处理组无明显变化;林丹对斑马鱼产卵量和受精率表现出明显的抑制作用,与空白对照组相比,0.05和0.5μg·L-1处理组斑马鱼平均产卵量和受精率均极显著降低(P＜0.01).该研究表明林丹具有环境内分泌干扰物特性,在低浓度暴露条件下可对斑马鱼的生长发育和繁殖产生一定抑制影响.【期刊名称】《生态与农村环境学报》【年(卷),期】2011(027)001【总页数】5页(P49-53)【关键词】林丹;斑马鱼;生长;发育;繁殖【作者】吴迪;单正军;韩志华;丁科【作者单位】南京农业大学资源与环境科学学院,江苏,南京,210095;环境保护部南京环境科学研究所,江苏,南京,210042;环境保护部南京环境科学研究所,江苏,南京,210042;南京农业大学资源与环境科学学院,江苏,南京,210095【正文语种】中文【中图分类】X174环境内分泌干扰物(endocrine disrupting chemicals,EDCs)指能干扰生物体内天然激素(包括雌激素、甲状腺素、儿茶酚胺、睾酮等)的合成、分泌、运输、结合、作用、代谢或消除,并对生物个体的生殖发育及行为产生多方面影响的外源化学物质[1]。
鱼类毒理实验报告鱼类毒理实验报告引言：毒理学是研究物质对生物体产生的有害效应的科学领域。
在环境保护和食品安全方面，了解鱼类对污染物的毒性反应至关重要。
本报告旨在通过鱼类毒理实验，评估不同污染物对鱼类的毒性效应，为环境监测和生态保护提供科学依据。
实验方法：1. 实验动物选择：本实验选取了常见的实验鱼类——斑马鱼（Danio rerio）作为研究对象。
斑马鱼因其繁殖力强、生命周期短、易于获取和饲养而成为毒理学研究的理想模式生物。
2. 实验设计：将斑马鱼随机分为实验组和对照组。
实验组鱼类暴露于不同浓度的污染物溶液中，对照组则置于无污染物的培养液中。
实验组和对照组的鱼类数量相等，以确保结果的可靠性。
3. 毒性指标测定：通过观察鱼类行为、测量存活率、测定生长发育情况、检测生物化学指标等多种方法，综合评估污染物对鱼类的毒性效应。
实验结果：1. 行为观察：实验组鱼类在暴露于高浓度污染物溶液后，出现了明显的行为异常。
它们游动缓慢，呈现出明显的不协调和不稳定的游泳姿势。
有些鱼类甚至出现了翻滚、抽搐等异常行为。
2. 存活率测定：实验组鱼类的存活率明显低于对照组。
随着污染物浓度的增加，存活率呈现出逐渐下降的趋势。
高浓度污染物溶液暴露下的鱼类几乎全部死亡，而对照组的鱼类存活正常。
3. 生长发育情况：实验组鱼类的生长发育明显受到抑制。
与对照组相比，实验组鱼类的体长和体重均显著减小。
这表明污染物暴露对鱼类的正常生长发育产生了不可逆的影响。
4. 生物化学指标检测：实验组鱼类的生物化学指标发生了明显的变化。
血液中的氧合指标和代谢产物浓度均发生了异常变化，表明污染物暴露对鱼类的生理功能产生了显著影响。
讨论与结论：通过本次鱼类毒理实验，我们发现不同污染物对鱼类产生了明显的毒性效应。
实验结果表明，污染物暴露导致了鱼类行为异常、存活率下降、生长发育受抑制以及生物化学指标异常等不良影响。
这些结果提示我们必须高度重视环境污染对水生生物的威胁，加强监测和控制污染物的排放。
内分泌干扰物在环境中的寻找和评估近年来，关于环境中存在的内分泌干扰物（EDCs）的问题引起了越来越多的关注。
内分泌干扰物是指那些能够干扰内分泌系统正常功能的物质，包括人类和动物激素、药物、农药、化学品等。
在环境中存在的EDCs，不仅会对生态环境造成影响，同时会危害人类健康。
因此，对于环境中的EDCs的寻找和评估，具有重要的现实意义。
在环境中寻找EDCs是一个非常复杂的过程。
一方面，EDCs 的种类非常多，来源和排放方式也各不相同，因此要对所有的EDCs进行寻找是不现实的；另一方面，环境中存在的EDCs的浓度很低，需要通过先进的技术手段才能够有效地寻找出EDCs。
因此，目前主要使用的是分子筛选、生物检测和化学分析等多种方法。
其中，分子筛选是一种非常有效的方法。
其原理是利用EDCs 与生物内分泌受体的结合作用来筛选出目标物质。
这种方法不仅操作简单，还能够快速地找到目标物质。
但是，由于生物内分泌系统非常复杂，因此分子筛选仅仅是寻找EDCs的一种手段，还需要与其他方法相结合才能够寻找到全部的EDCs。
另一种方法是生物检测。
生物检测是通过观察生物的反应来判断环境中是否存在EDCs。
其优点是能够快速地判断环境中EDCs的危害程度，但其缺点是需要建立一套完整的生物检测系统，且对实验条件要求较高。
最后是化学分析。
化学分析是目前应用最广泛的一种方法，其可以通过对环境样品进行分析，找出其中的EDCs。
值得注意的是，化学分析也存在一些问题。
例如，化学分析需要对样品进行前处理，会对分析结果造成影响。
同时，环境中存在大量的复合污染物，化学分析需要进行大量的分别分析才能够找到目标物质，难度较大。
在找到EDCs之后，需要进行评估。
EDCs的评估是一个非常重要的过程，是决定其是否对环境和人类健康造成危害的重要依据。
EDCs的评估主要包括毒性评估和流行病学评估两个方面。
毒性评估是评估EDCs对生物体毒性的程度。
包括急性毒性、慢性毒性、致突变性、致癌性、致畸性等方面。
水中环境内分泌干扰物质的检测技术与风险评价随着科技水平的不断提升，人们越来越关注环境问题，其中水资源的保护是非常重要的。
然而，水中环境内分泌干扰物质的存在却给水质保护带来了一定的挑战。
因此，如何准确检测水中环境内分泌干扰物质，进行风险评价，是当今环境保护领域的两个重要方面。
一、水中环境内分泌干扰物质的含义水中环境内分泌干扰物质，指的是一类可影响生物内分泌系统的化学物质，它们能够引起皮肤和肝脏的肿大、雄性化、发育减退等问题，对人体健康也会产生影响。
常见的水中环境内分泌干扰物质有草甘膦、非那雄胺、丙烯酰胺等。
二、水中环境内分泌干扰物质的检测技术1、生物检测法生物检测法由于其直观性和敏感性，成为了研究水质的一种可行方法。
大名鼎鼎的“雅典娜”小白鼠就是其中一种生物检测法。
在实验室中使用这些动物，观察它们受到水中内分泌干扰物质的影响的反应。
此外，水中环境内分泌干扰物质还可以通过采用细胞毒性试验、氧化还原电位和腹水鉴定等方法进行检测。
2、化学检测法与生物检测法相比，化学检测法可以更加准确地检测水中环境内分泌干扰物质。
目前，常见的化学检测法有固相萃取法、气相色谱-串联质谱、气质联用等。
例如，用固相萃取法提取水中环境内分泌干扰物质，再通过气相色谱等技术进行分析，可以得出准确的检测结果。
三、水中环境内分泌干扰物质的风险评价1、危害评估通过对水中环境内分泌干扰物质含量进行检测，可以评估它们的危害程度。
随着科技的不断发展，人们对环境内分泌干扰物质的了解越来越深入，同时也能更好地预估它们的危害程度。
2、暴露评估暴露评估是指尽可能准确地估计危害物质接触人类或生物的风险。
通过对水中环境内分泌干扰物质的含量进行检测，可以了解人类或生物面对的危险程度，并制定相应的防范措施。
4、潜在风险评估潜在风险评估是一种对风险风险因素所造成的影响的评估方法。
通过对水中环境内分泌干扰物质进行检测，可以提前预测潜在风险，并采取相应措施加以预防和合理地应对。
环境内分泌干扰物毒理学研究随着环境污染日益严重，环境内分泌干扰物成为了人们的焦点。
这些化合物干扰人体正常激素分泌，可能影响生长发育，甚至导致生殖系统疾病。
为了更好地了解这一新型污染源，本文将探讨环境内分泌干扰物毒理学研究的重要性。
环境内分泌干扰物（EDCs）是一类具有相似化学结构和生物活性的化合物，主要来源于工业生产、农药使用、塑料制品等多种渠道。
这些化合物通过食物链进入人体，对激素分泌产生干扰作用。
研究表明，环境内分泌干扰物可能导致乳腺癌、前列腺癌等生殖系统疾病，以及儿童生长发育异常等问题。
为了探究环境内分泌干扰物的毒性，毒理学研究成为了关键。
该领域的研究包括动物实验和体外实验等方法，以检测这些化合物对生物体的损害。
在动物实验中，科学家通过给予受试动物不同剂量的环境内分泌干扰物，观察其生理、生化及组织学等方面的变化。
体外实验则利用人体细胞或组织培养物，研究环境内分泌干扰物对细胞生长、凋亡和基因表达的影响。
这些研究为评估环境内分泌干扰物的风险提供了重要依据。
环境内分泌干扰物的作用机制主要涉及激素受体、信号转导通路及基因表达水平的改变。
这些化合物与人体激素分子结构相似，能够与激素受体结合并激活或抑制其功能，进而影响激素调节的生理过程。
环境内分泌干扰物还可能影响细胞增殖、凋亡及分化等过程，导致组织损伤和功能障碍。
尽管已经取得了一定的研究成果，但环境内分泌干扰物毒理学研究仍面临许多挑战。
未来研究需要深入探讨环境内分泌干扰物在人体内的代谢过程、作用靶点以及与其他环境因素的相互作用关系。
还需要加强流行病学调查，以揭示环境内分泌干扰物对人类健康的影响，并制定更加科学有效的防控措施。
我们需要对环境内分泌干扰物毒理学研究的重要性有充分的认识。
只有通过深入探究这些污染物的毒性和作用机制，我们才能更好地了解它们对人类健康的潜在威胁。
这将为政策制定者提供科学依据，推动相关法律法规的完善，以保护公众健康和维护生态环境。
斑马鱼在生态毒理学研究及环境监测中的应用刘辉;戴家银【摘要】斑马鱼作为一种新型的模式动物,由于其易于饲养、体外受精、产卵量大、胚胎透明及体外发育等优点,已经广泛应用于生物研究的多个领域. 近年来,斑马鱼及其胚胎也已经广泛应用于生态毒理学研究及环境监测领域;并且随着转基因斑马鱼技术的建立,斑马鱼及其胚胎将更好地应用于生态毒理学研究和环境监测.%Zebrafish, a new type of model animal , has been widely used in many fields of biological research be-cause of its low cost , ability of external fertilization , high fecundity , allowance of embryo transplant , and ectogenesis .Re-cently, zebrafish and its embryos have been widely used in ecotoxicological studies and environmental monitoring .Further-more, with the maturation of zebrafish transgenic techniques , a new era has come for environmental pollution monitoring .【期刊名称】《中国实验动物学报》【年(卷),期】2015(023)005【总页数】6页(P529-534)【关键词】斑马鱼;生态毒理学;环境监测;转基因【作者】刘辉;戴家银【作者单位】中国科学院动物生态与保护生物学重点实验室,中国科学院动物研究所,北京 100101;蚌埠医学院医学检验系,安徽蚌埠 233030;中国科学院动物生态与保护生物学重点实验室,中国科学院动物研究所,北京 100101【正文语种】中文【中图分类】Q95-33斑马鱼（英文名：zebrafish，拉丁文名：Danio rerio）也称为蓝条鱼、花条鱼、蓝斑马鱼、印度鱼或印度斑马鱼等，属于硬骨鱼类，辐鳍亚纲（Actinopterygii），鲤形目（Cypriniformes），鲤科（Cyprinidae），鱼丹属（Danio）。
马陶武,王子健.环境内分泌干扰物筛选和测试研究中的鱼类实验动物[J ].环境科学学报,2005,25(2):135-140M A T aowu ,W ANG Z ijian.Fish exprimental m odel in the screening and testing for the environmental endocrine disruptors[J ].Acta Scientiae Circumstantiae ,2005,25(2):135-140环境内分泌干扰物筛选和测试研究中的鱼类实验动物马陶武1,2,王子健1311中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京 100085;21吉首大学生物资源与环境科学学院,吉首 416000摘要:环境内分泌干扰物的筛选与测试方法的研究是近年来环境科学领域的热点问题.在水生态毒理学研究中,目前的研究重点之一是发展方法学,如基于鱼类实验动物的离体或活体测试方法.对内分泌干扰物鱼类筛选测试的科学基础、内分泌干扰物的生物性标志、筛选测试方法以及用于内分泌干扰物筛选测试的几种主要鱼类实验动物进行了介绍,同时提出了建立适合我国实际情况的内分泌干扰筛选测试鱼类实验动物,并提出系统的鱼类实验动物培育和筛选测试方法体系的必要性.关键词:内分泌干扰;鱼类实验动物;生物性标志;筛选;测试;稀有 鲫文章编号:025322468(2005)022******* 中图分类号:X171 文献标识码:AFish exprimental model in the screening and testing for the environmental endocrine disruptorsMA T aowu 1,2,WANG Z ijian 1311S tate K ey Laboratory of Environmental Aquatic Chem istry ,Research Center for Eco 2Evironmental Sciences ,Chinese Academy of Sciences ,Beijing 100085;21C ollege of Biological Res ource &Environmental Science ,Jishou University ,Jishou 416000Abstract :In recent years ,the exploration of methodology for screening and testing the environmental endocrine disruptors has become an im portant issue for scien 2tific research and environmental management.In the field of aquatic eco 2toxicology ,development of methodology ,such as fish experimental m odel and its related invitro or in vivo bioassays is mainly concerned.And this review summarized the scientific principals of testing endocrine disruption effects and its biomarkers ass ociat 2ed with endocrine system of fish ,main bioassaying one of which was used currently in laboratories and g overnmental agencies.I t als o indicated that it was necessary to establish the local fish experimental m odel and the assay methodological system for screening and testing endocrine disruptors.in China.K eyw ords :Endocrine disruption ;Fish experimental m odel ;Biomarker ;Screening ;Assay ;Chinese rare m innow收稿日期:2004210208;修订日期:2004211222基金项目:国家自然科学基金(20337020);吉首大学学科发展基金项目作者简介:马陶武(1968—),男,博士;3通讯联系人 鱼类种群可以为可持续水生生态系统的管理提供重要的生物指示.在水生生态系统中,鱼类处于食物链顶端,可在其组织脏器和脂肪中富集无机和有机污染物,当浓度达到一个阈值水平时会影响其产卵,发育、生长、成熟、繁殖,甚至导致死亡.因此鱼类不仅可以指示污染物的积累效应,而且能够指示不同层次上污染的毒性效应.在内分泌干扰物(Endo 2crine disruptors ,E Ds )的生态和健康风险研究中,确定污染物对脊椎动物的繁殖和发育影响,尤其是长期低水平暴露后的动物毒性效应至关重要.鱼类具有与哺乳动物类似的生理系统,在鱼类中许多由污染物导致的功能紊乱可能与人类相似,特别是生殖内分泌系统与其它脊椎动物具有很大的相似性,因此在鱼类中发现的污染效应可以应用到其它脊椎动物,甚至可以预测对人类产生的类似后果.利用鱼类进行污染物的长期效应研究比在哺乳动物中要容易得多.与哺乳动物不同,鱼在繁殖季节可以将大量的卵子释放到环境中,通过其所产卵子和精子的数量与活力、受精率和后代的存活率确定鱼本身的生殖力和环境污染对胚胎发育的影响.鱼类还有许多优点,如适合在野外环境(笼养)和实验室培养(静态和流水实验)中生长、可以在控制条件下进行不同暴露途径的测试、或在限定的发育时期或在繁殖周期的不同生命阶段进行测试、甚至可以将它们暴露于污第25卷第2期2005年2月环 境 科 学 学 报ACT A SCIE NTI AE CIRCUMST ANTI AEV ol.25,N o.2Feb.,2005染的生态系统进行研究和验证有关结论.鱼类用做毒性测试的实验动物已经有相当长的历史,但是与E Ds 测试或筛选有关的研究工作则是近十多年来的一个热点,已经取得了很大的进展.本文对有关内容进行综述,并提出在中国开展类似研究的重要性.1 鱼类的内分泌系统和可能的内分泌干扰作用位点与作用模式111 鱼类内分泌系统的特点了解鱼类内分泌系统的结构与功能对研究污染物在低水平长期暴露下对鱼的内分泌干扰效应十分必要.内分泌系统是指将化学信号(激素)直接释放到血液中以进行信号传递或诱导靶组织产生生理反应的任何组织或细胞[1].从结构上说,内分泌系统实际上是一个神经内分泌系统,其核心部位是下丘脑和垂体,它们对来自脑的神经信号作出响应,并转化为化学信号(激素),作用于腺体组织如性腺、甲状腺和肾上腺等.已知鱼类内分泌系统具有几种下丘脑2垂体控制下的作用轴[2],主要有繁殖、甲状腺和胁迫作用轴等(图1).图1 鱼类的内分泌系统和激素调节过程示意图Fig.1 The schematic diagram of the endocrine system and horm oneregulation of fish生殖的神经内分泌控制是通过下丘脑、垂体和性腺的作用进行的,称为下丘脑2垂体2性腺轴.下丘脑对来自内外环境的应激信息进行加工处理,然后调节垂体的促性腺激素(G tH )的分泌.鱼类的垂体由神经部和腺体部组成,通过分泌激素发挥控制作用.与生殖的神经内分泌控制有关的最重要的外周组织是性腺(卵巢或精巢).鱼类卵子的发育可以分成几个不连续的阶段.例如斑马鱼(Danio rerio )的卵子发育分为5个阶段:初始生长期、卵黄生成前期、卵黄生成期、成熟期和排卵[3].在卵黄生成前期出现的重要变化是粒层细胞和卵母细胞周围卵泡膜的发育,它们合成雌二醇和其它激素(17α,20β2DP ).通过精小管内初级精母细胞的增殖产生精子.精巢中另一种重要细胞是Leydig 细胞,它位于Sertoli 细胞附近的结缔组织中,与睾酮、112酮睾酮(112K T )和其它雄激素的合成有关[4].甲状腺也是内分泌系统的重要组成部分,鱼类的甲状腺很少形成一个集中的腺体,而是分散在位于咽、头、肾或腹大动脉附近的结缔组织中.鱼类甲状腺的功能单位是滤泡,它由甲状腺上皮细胞组成,这些上皮细胞形成一个细胞外空腔,空腔内充满甲状腺球蛋白.甲状腺球蛋白通过甲状腺过氧化物酶的氧化作用而形成T 4,T 4在分泌到血液中以前保留在滤泡腔中.鱼类在滤泡中很少合成T 3,T 3主要在肝脏、肾脏和鳃中产生[5],这点与其它脊椎动物明显不同.鱼体血液循环中的大部分T 3都是在非甲状腺组织通过酶的作用由T 4转化而来的.鱼类的肾上腺组织则分散在肾脏中,所以又称肾间组织.甲状腺分泌的激素调节常规代谢速率、生长和胚胎发育,而肾上腺组织参与胁迫反应、渗透压调节和碳水化合物的代谢.在鱼类内分泌系统的激素调节中存在反馈调节机制.这种反馈控制是通过所分泌的激素实现的.在脊椎动物中,反馈控制机制包括长反馈回路和短反馈回路.在鱼类中,一个典型的长反馈回路就是性激素对G tH 释放的影响(图1).G tH 可以刺激性腺性激素的合成和释放,而性激素反过来又可以改变垂体G tH 的释放.当所分泌的激素自动调节其自身的释放时就构成短反馈回路.正反馈和负反馈都可以出现以刺激或抑制G tH 的释放.与类固醇激素的反馈作用相比,甲状腺激素分泌的反馈控制不太复杂,主要是通过一个长反馈回路进行调节的.在已经研究631环 境 科 学 学 报25卷的少数几种鱼类中,T4和T3都对垂体TSH的分泌具有负反馈效应[6].目前还不知道T4和T3是否影响下丘脑的TRH释放,但已知T3可以降低罗非鱼的G nRH的合成[7].112 内分泌干扰作用位点与作用模式在污染胁迫的情况下,鱼类内分泌系统受到干扰的原因比较复杂,作用位点可能出现在不同的器官(下丘脑、垂体、性腺、甲状腺和肝脏等)和不同的生物分子(雌激素受体和雄激素受体、血清结合蛋白(S BPs)、酶、激素响应元件等).具有结构类似性的环境激素和影响内分泌系统的物质都可能干扰内分泌系统几种作用轴的正常功能,大致可以归纳为:①E Ds模拟体内激素与激素受体结合;②E Ds作为激动剂或拮抗剂可以与靶组织中的特定受体(雌激素受体、雄激素受体、甲状腺激素受体和孕激素受体等)进行不同程度的结合,从而干扰内源性激素与受体结合;③通过影响激素的合成或分解干扰内分泌系统,例如,三丁基锡(T BT)通过抑制芳香化酶或抑制睾酮的代谢与分泌来抑制雄激素到雌激素的转化[8];④干扰激素受体的形成和在体液中的浓度水平,如T C DD可以通过增加或减少雌激素受体的表达来发挥作用[9];⑤对激素的合成、贮存、释放、运输和清除产生影响.K ime(1999)[10]按可能的作用机制可以将E Ds划分为不同的类型,包括类雌激素(如开蓬、PC Bs、o,p′2DDT等),抗雌激素(如二 英、p,p′2DDTΠDDE、硫丹等),雄激素(如T BT和甲基睾酮),抗雄激素(如Vinclozolin,Procymidone),改变血液中类固醇激素水平的毒物(如二 英、硫丹等),抗甲状腺内分泌干扰物(如PC Bs、除草醚和邻苯二甲酸酯等),肾上腺内分泌干扰物(如苯胺染料和PC Bs 等)和芳香化酶抑制剂(如T BT、氨基苯乙哌啶酮、氯苯嘧啶醇和甲基睾酮等).这种划分有一定道理,但是并不完善.目前在野生动物中观察到的大部分内分泌干扰现象基本上是性腺激素产生的改变[11,12],研究最多的类雌激素效应,对其它内分泌干扰效应的研究很少,基本未见到环境污染物对激素调节中的反馈调节机制影响的研究报道.由于内分泌作用轴之间通过它们对发育和繁殖的交互影响而相互联系在一起,因此对其中某个作用轴的干扰可以影响到其它作用轴[2],如何将图1所示的系统看作一个整体加以研究,更是一个挑战性的课题.2 内分泌干扰物的生物性标志(Biomarkers) E Ds的筛选与测试是建立在生物性标志基础上的.目前针对E Ds研究较多的生物性标志有两类,一类指示生物对污染物的暴露(生物暴露标志),另一类指示污染物对生物体的影响(生物效应标志).生物性标志在具体的测试中就是测试终点,文献中已经报道的指示E Ds生物效应的标志和鱼类的内分泌系统和激素调节过程密切相关.E Ds在分子水平的生物效应标志通常包括一些特异性酶、蛋白及相关的mRNA.与激素调节直接相关的蛋白包括卵黄蛋白原(VTG)、卵壳蛋白(Z rp)、卵壳前体蛋白(CHG)、类固醇激素水平(如血液中的T,K T,E2,T3和T4等)均可以作为E Ds的生物效应标志,其中应用较多是研究环境雌激素的VTG及其mRNA.在鱼类卵巢恢复期,卵巢在垂体分泌的G tH作用下分泌E2,E2与雌激素受体结合可以特异性地诱导VTG的生成[13](图2).雄鱼、雌鱼和未成年鱼的肝脏中都具有雌激素受体,但在正常条件下,只有成熟的雌性个体才能产生足够的E2以诱导VTG的合成,从而提供卵子发育所必需的营养物质.在雄鱼、未成年鱼或性腺退化的雌鱼血液中,VTG水平很低,图2 鱼类VTG合成的调控Fig.2 The m odulation of VTG production in fish7312期马陶武等:利用鱼类实验动物筛选和测试内分泌干扰物质的研究进展几乎检测不到.Wester等[14]第一次报道了β2HCH可以诱导雄鱼肝脏合成VTG,从此VTG开始作为E Ds 的重要生物效应标志.目前在内分泌干扰物研究中, VTG的测试已成为确定外源性化合物雌激素效应最为普遍的方法之一.然而某些有机氯杀虫剂和PC Bs不仅具有类雌激素效应,而且也可以干扰卵巢和垂体的正常功能[15],当效应以干扰垂体、卵巢或肝脏功能为主时,雌性个体正常VTG的产生会明显减少,导致卵子变小或卵子数目减少[10].因此这类污染物在鱼体内的作用可能是对垂体、性腺和肝脏的毒性效应与直接刺激肝脏合成VTG的雌激素活性之间的联合作用[10].细胞色素P450系统的某些酶,如与芳烃受体效应(Ah2受体)有关的EROD酶和芳香化酶也参与了内分泌系统的调控.如PC Bs 和二 英可以诱导肝脏中P450系统酶的活性增加[16,17].在细胞色素P450系统酶中,有些涉及到类固醇的代谢,并且代谢速率的变化可能干扰激素的水平.激素和受体合成系统的相关酶类的变化和受体结合反应也可以标记内分泌干扰效应.例如,类固醇激素的合成和相互转变中有许多酶参与,包括裂解酶、羟化酶、羟化类固醇脱氢酶、异构酶、芳香化酶、还原酶.其中芳香化酶和羟化类固醇脱氢酶水平的改变已被用来标记内分泌干扰效应.但应注意到其它类型的污染物(非E Ds)也可能导致这些酶水平的改变.当某类污染物对肝脏功能产生直接影响时,雌激素受体的水平会随之变化.例如抗雌激素的作用是阻断受体位点,从而对VTG基因表达或对VTG产生所需要的各种因子产生影响.利用虹鳟鱼原代肝细胞进行的离体测试表明2,3,7,82T C DD、2,3,7,82 T C DF,2,3,4,7,82PC DF和β2苯并黄酮具有类雌激素效应,而PC B是雌激素增强剂,β2苯并黄酮是否抑制或增强E2对VTG合成的影响,取决于两种物质的相对剂量[16].β2苯并黄酮的抗雌激素效应归因于对Ah受体的作用,Ah受体参与CY P1A1基因表达,降低了激素受体浓度[18],β2苯并黄酮则可以降低E2与其受体的结合[16],雌激素增强效应可能是由于经由Ah受体调节机制的细胞蛋白磷酸化作用的改变[19].因此E Ds和芳烃受体类型的污染物对肝脏细胞色素P450的诱导,及其所导致的内分泌效应的改变显示出生殖内分泌系统的复杂性,提出了更深层次的研究内容.虽然已经有不少关于雌激素效应物质的研究,目前有关性成熟实验鱼类在雄激素、抗雌激素和甲状腺素作用下所表现出的效应研究相当少,尤其缺乏除第二性特征外的其它生物效应标志[20].在组织水平上,鱼性腺的形态学改变,如卵睾(T esti2ova)的出现、性腺指数的改变、雄性鱼体内VTG累积等能够比较准确地反映内分泌干扰效应[21,22].图3是17α2乙炔基雌二醇作用下在中国稀有 鲫体内出现的卵睾现象[23].在个体和种群水平上的内分泌干扰效应标志包括生殖能力受损、性成熟期的改变、繁殖能力下降和异常的雌雄比例等[21,24].个体和种群水平上的生物效应标志更加接近实际情况,但是应当注意到分子水平的生物效应标志具有很强的专属性,而生殖能力、性成熟期的改变、繁殖能力下降等这样的个体和群体水平的指标不仅反映环境内分泌干扰效应,而且可以是由于其它毒性作用(如炎症性损伤)的结果.图3 中国稀有 鲫暴露于17α2乙炔基雌二醇后的性腺改变(a:正常卵巢;b:卵睾现象;c:正常成熟精巢;d:退化的卵巢) Fig.3 G onad alterations of Chinese rare m innow(G obiocypris rarus)af2 ter exposed to17α2ethinylestradiol(a:normal ovaries(×100);b:testi2ova(×400);c:normal mature testis(×100);d:de2generated ovaries(×400))[24]3 内分泌干扰物的筛选和测试方法 美国[20,21]和经济合作与发展组织[25]建议的测试化合物内分泌干扰活性的策略中包含了许多测试步骤(即所谓梯级筛选与测试).在美国,T ier1筛选主要是检测化合物与内分泌系统的直接相互作用,包括有一种鱼的繁殖能力测试;T ier2测试是测定和表征化合物对内分泌系统的影响,必须包含一种鱼831环 境 科 学 学 报25卷的全部生命周期毒性测试.在经济合作与发展组织的鱼类测试指南中,建议进行3个梯级测试,即T ier1———14天短期筛选测试;T ier2———发育和繁殖测试;T ier3———全部生命周期测试[26].目前已经发展用于筛选和测试E Ds的方法归纳为离体测试系统(In vitro test system)和活体测试系统(In vivo test system).基于鱼的离体测试技术中,鱼类的持久肝细胞系和培养的原代肝细胞均有应用[27,28].其中,鱼类的持久肝细胞系的稳定性较差,较难维持,应用有限.利用鱼类的原代肝细胞进行体外培养测试的方法已经得到较多的应用[17,29].鱼肝细胞的原代培养是从活体动物获取组织细胞后在体外进行的首次培养,其最大的优点是细胞刚刚离体,大多数细胞表现出原有组织的特性,测试的效果介于活体测试和离体测试之间.所建议的T ier1测试终点包括:生长和变形(性腺指数、性分化、第二性特征)、生殖表现(产卵率、精卵活力、产卵行为改变)、生物化学指标(VTG、组织类固醇水平)[20].所建议的T ier2测试终点包括:生长和变形(性腺发育、非生殖组织的病理变化、性成熟、第二性特征)、生殖表现(产卵率、精卵活力和受精率、孵化率和鱼苗发育、产卵行为改变)、生物化学指标(VTG、组织类固醇水平)[21].到目前为止,利用鱼进行E Ds测试的系统还处于不断的完善之中.表1 不同鱼类卵黄蛋白原的分子量[30]T able1 VTG m olecular weight of various fishes种 类卵黄蛋白原相对分子量Π103种 类卵黄蛋白原相对分子量Π103鲫鱼(Carassius auratus)140～147欧鳊(Abramis brama)154条纹石 (Morone saxatilis)170圆腹雅罗鱼(Leuciscus idus)150日本青 (Oryzias latipes)200鳗鲡(Anguilla anguilla)211虹鳟(Oncorhynchus mykiss)176～180南美丽鱼(Cichlasoma dimerrus)120,180黑头软口鲦(Pimephales promelas)180莫桑比克罗非鱼(Oreochromis mossambicus)130,200金头鲷(Sparus auratus)156斑马鱼(Danio rerio)142,171鼻鲈(Mycteroperca microlepis)183稀有 鲫(Gobiocypris rarus)147,170北极红点鲑(Salvelinus alpinus)158 在上述测试终点中,分子层次的生物效应标志仅限于VTG和组织类固醇水平,其中VTG是雌激素效应标志,组织类固醇水平则受到多种因素的影响,用于筛选化学品有参考价值,但是用于环境样品混合毒性测试时则力不从心.进一步研究发现,E Ds尤其是雄激素和肾上腺激素的有效生物分子标志是下一段工作的重点.表1总结了已知的不同鱼类(包括实验鱼类)的VTG相对分子量,有些鱼种的VTG是由两个亚基组成,在研究中应当引起注意.目前,采用酶联免疫测定VTG的方法正在逐渐被测定VTG mRNA表达的方法所取代.可以预期,采用基因或蛋白芯片技术测试鱼体内分泌系统相关的生物分子能够更加全面地反映不同类型E Ds及其作用位点的差异,因此代表了一个重要方向.但是在达到这一目标之前,必须首先加强针对实验鱼种的基础分子生物学研究,其前提是确定合适的实验鱼类.4 已经用于内分泌干扰物筛选和测试的几种鱼类 利用鱼类实验动物进行水生毒理学的实验或化学品安全性评价的关键是测试程序标准化和测试结果的可重复性.一般比较认同的作为实验室实验鱼类的基本标准包括:具有一定的区域代表性;个体相对要小、生命力强、适应性广、在实验室控制条件下容易饲养;繁殖周期相对要短,在实验室条件下可以控制;要求能分批产卵或连续产卵,有一定的产卵量.如果是作为内分泌干扰物的测试鱼类,则在无污染自然条件不应该有雌雄同体现象,最好能在生长发育阶段尽早区分雌雄.目前在国际上使用较多的主要包括青 (Oryzias latipes)、黑头软口鲦(Pimepe2 hales promelas)、斑马鱼(Danio rerio)、羊头 (Cyprin2 odon variegantus)和虹鳟(Oncorhyrichus mykiss)等.其中虹鳟是冷水性鱼类,个体较大,达到性成熟的时间长,繁殖的季节性强,毒性测试中多用其幼鱼(不适合性分化、性成熟以及繁殖效应的评估),限制了其在内分泌干扰物研究中的应用.黑头软口鲦是一种普通的淡水小型鲤科鱼类.其原始分布范围局限于北美中部,现在已经被引种到北美的大部分地区.黑头软口鲦个体小,全长为315～715cm.该鱼能耐受低溶氧和较宽范围的水温和水质参数,最适生长和繁殖水温为24～25℃,成年黑头软口鲦的雌雄容易区分.黑头软口鲦的时代时间(从出生到性成熟)大约为4个月,分批产卵,处于产卵期的雌鱼每3～5d一次可以产出50～250颗卵.受精率通常可以达到80%～100%,在25℃时胚胎孵化时间是415～6d,目前是OEC D、IS O(国际标准化组织)和USEPA推荐的实验动物.该鱼在北美和欧洲已被广泛用于水生毒性和E Ds的筛选与9312期马陶武等:利用鱼类实验动物筛选和测试内分泌干扰物质的研究进展测试.斑马鱼也是鲤科家族的成员,原产于印度和缅甸东部.成年斑马鱼个体小,全长4～5cm,游泳活跃.维持其繁殖和发育的水温相对比较严格,适宜温度为28℃,水温高于31℃或低于25℃会造成畸形繁殖与发育.由于第二性征不清晰使得难以区分斑马鱼的雌雄.雄鱼在幼鱼期经历雌雄同体阶段.斑马鱼的时代时间较短,其达到性成熟的时间为70～80 d,每5～10d出现一次最佳产卵,每条雌鱼平均可产150～400颗卵,卵壳透明,容易进行受精,正常情况下,胚胎的孵化时间为3d.对斑马鱼的研究历史始自30年代,对其基础生物学的认识比较充分.开始主要是作为一种研究脊椎动物发育和遗传的实验动物.斑马鱼在美国和欧洲已广泛用于毒性测试.青 是一种淡水 科鱼类,分布于日本、朝鲜、中国台湾和东南亚等国家或地区,个体小,全长215～510cm,可以耐受低溶氧和较宽的水温范围和盐度,适宜生长温度在5～35℃之间,生命力强,疾病少.成年鱼的性别可以通过观察臀鳍和背鳍的形状进行比较准确的区分.青 成熟快,其时代时间为3个月,通过控制温度和光照周期可以使其全年产卵,每天平均产卵25～30颗.由于青 产卵时形成卵簇,所以研究其繁殖非常便利.青 用作实验动物具有较长的历史,其基础生物学的研究比较充分,全世界约200多家研究机构从不同的角度研究该鱼,有大量的文献资料.青 的人工培育品系估计超过500个,具有用于繁殖筛选测试特征的天然突变品系是d2rR品系[31],该品系是一个具有性别连锁色素的突变品系,雄性个体为桔黄色,雌性个体为白色,雌激素诱导的表现型性逆转并不改变颜色,已经产生雌性特征的基因型雄鱼仍然保持桔红色,这就使鉴定表现型逆转的个体更加容易[32].这个特征在确定作为一个测试终点的表现型性逆转方面提供了特别有价值的帮助,因为在其它鱼类毒性测试中,确定表现型雌鱼是否实际上处于基因型(XX)雌鱼或表现型逆转的雄鱼(XY雌鱼)状态是难以做到的.由于容易鉴定个体的基因型性别,因此雄性个体或雌性个体暴露于测试化合物的繁殖测试相对容易进行.这种类型的测试方法在评价化学品暴露对配子发育能力时十分有用.例如,受暴露的雄性个体可以与未受暴露的雌性个体交配,受精率的测定作为精子活力的一个指标[33].青 在日本、美国和欧洲已经是E Ds 的推荐测试动物,使用最为普遍.羊头 也是一种小型 科鱼类,通常分布在沿大西洋和北美的墨西哥海岸的河口地带.羊头 的个体小,全长315～510cm,它能耐受低溶氧、较宽范围的温度(0～40℃)和盐度,最适生长和繁殖水温为25～30℃,溶氧应该保持在饱和溶氧的60%.因此它容易在实验室水族箱中进行培育.在水族箱中可以区分成年羊头 的性别.羊头 的时代时间最短,不到2个月.在水族箱中将雌雄分开几天就可以获得较好的同批鱼卵.一旦将雌雄个体放在一起后,24h 内就开始产卵.每个产卵雌体每次只能产15～30颗卵,因此,为了收集到足够的鱼卵以供实验使用,必须提供大量的雌性个体.羊头 的受精率低(40%～60%)但稳定.在28℃时,胚胎的孵化时间为5～6 d.目前,在美国已经将这种鱼用于常规的水生毒性测试,也在不断积累有关E Ds的测试数据.5 我国的鱼类实验动物研究与发展 我国尚没有建立起标准的实验鱼类.长期以来,我国许多科研和环保部门采用青、草、鲢、鳙、鲤鱼和鲫鱼等作为毒性试验材料,但这些鱼类来源复杂,性成熟时间长,难以在实验室条件下进行标准化饲养和繁殖,因此测试结果的重现性难以保证.若直接采用国外的鱼类,存在着退化、引种和品系不纯等问题,区域代表性不强;另一方面,根据这些鱼类开发的下游产品(如VTG测试技术)和相关的知识受到国外知识产权的保护.根据最近的文献[34],小型鱼类稀有 鲫(Gobiocypris rarus)具备作为水生态毒理学研究的实验室实验鱼类的基本条件.该鱼是我国西南地区特有的一种小型鲤科鱼类,相对于鲤鱼等而言种的变异性很小.实验室研究表明该鱼生命力强,疾病少,可以在实验室饲养.其繁殖周期容易通过温度和光周期的控制得以实现,在人工控制条件下,可以周年产卵,它是连续产卵者,一年内可以反复产卵数十次,繁殖力比较高,雌性个体每2～9(平均415d)d一次可产卵100～600颗(平均250颗)[34],受精卵的孵化时间在(26±1)℃时为2d,孵化率高达95%,幼体成活率高.具有相对较快的生命周期,从孵化到性成熟在水温(26±1)℃只需4～5个月.个体大小适中,成鱼体长约为5～6cm.稀有鲫作为研究E Ds的实验动物已经引起我国科研和环保工作者的关注,国家环保总局建议将它作为水生态毒理研究的受试物种和进一步研究与开发的物种.但目前关于稀有 鲫的基础生物学(如生殖内041环 境 科 学 学 报25卷。
