王洪盼，趙艷民，秦延文，劉憲斌

1. 天津科技大學，天津市海洋資源與化學重點實驗室，天津 3004572. 中國環(huán)境科學研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，國家環(huán)境保護河口與海岸帶環(huán)境重點實驗室，北京 100012

Cu2+和Cd2+對日本青鳉(Oryzias latipes)早期發(fā)育階段的急性毒性效應研究

王洪盼1,2，趙艷民2，秦延文2，劉憲斌1,*

1. 天津科技大學，天津市海洋資源與化學重點實驗室，天津 3004572. 中國環(huán)境科學研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，國家環(huán)境保護河口與海岸帶環(huán)境重點實驗室，北京 100012

為探究并比較淡水魚種日本青鳉早期發(fā)育階段對Cu2+和Cd2+等重金屬脅迫的響應，在實驗室通過半靜態(tài)方式，對日本青鳉受精卵和仔稚魚分別進行了48 h和96 h急性毒性實驗。結果表明：Cu2+對日本青鳉胚胎24、48 h-LC50分別為8.164 mg·L-1和6.965 mg·L-1；Cd2+對日本青鳉胚胎24、48 h-LC50分別為63.084 mg·L-1和53.093 mg·L-1；較低濃度組Cu2+(≤1.97 mg·L-1) 時日本青鳉胚胎的發(fā)育速率快于對照組，而較高濃度組(≥3.87 mg·L-1)胚胎的發(fā)育速率則慢于對照組；與Cu2+略有不同，無論濃度高低Cd2+對胚胎的孵化速率均產生抑制作用；Cu2+和Cd2+質量濃度分別高于1.97 mg·L-1和19.68 mg·L-1時，兩種重金屬離子均顯著降低胚胎的孵化率(P<0.05)。Cu2+對日本青鳉初孵仔魚24、48、72和96 h-LC50分別為5.361 mg·L-1、2.844 mg·L-1、2.020 mg·L-1和1.352 mg·L-1；Cd2+對日本青鳉初孵仔魚24、48、72和96 h-LC50分別為15.907 mg·L-1、10.550 mg·L-1、7.986 mg·L-1和6.346 mg·L-1；Cu2+對日本青鳉稚魚24、48、72和96 h-LC50分別為5.732 mg·L-1、4.037 mg·L-1、2.498 mg·L-1和1.955 mg·L-1；Cd2+對日本青鳉稚魚的24、48、72和96 h-LC50分別為16.419 mg·L-1、11.745 mg·L-1、8.516 mg·L-1和6.776 mg·L-1。與其它淡水水生生物相比，日本青鳉仔稚魚對銅和鎘離子較為敏感。

日本青鳉；重金屬；發(fā)育階段；急性毒性

日本青鳉(Oryziaslatipes)隸屬于輻鰭魚綱(Actinopterygii)、鶴鱵目(Beloniformes)、異鳉科(Adrianichthyidae)，成年個體體長20～40 mm之間，廣泛分布于日本、朝鮮及我國華北、華東及華南地區(qū)，是研究魚類胚胎發(fā)育、遺傳變異及生理特性的好材料，也是水生毒理學的標準實驗用魚之一。

銅和鎘是環(huán)境中普遍存在的兩種重金屬。近年來，國內外眾多研究者針對銅、鎘對水生動物的毒性影響開展了相關研究，涉及的水生動物如無脊椎動物的克氏原螯蝦(Procambarusclarkia)、紅裸須搖蚊幼蟲(Propsilocerusakamus)和羽搖蚊幼蟲(Chironomusplumosus)等，脊椎動物如鳙(Aristichthysnobilis)、草魚(Ctenopharynodonidellus)、唐魚(Tanichthysalbonubes)、中華鳑鲏魚(RhodenssinensisGunthe)和斑馬魚(Brachydaniorerio)等[1-11]，而關于銅和鎘對日本青鳉早期發(fā)育階段的急性毒性效應研究則相對較少。同一物種在不同發(fā)育階段對銅、鎘的敏感性不同，一般而言，胚胎及仔稚魚階段是對重金屬污染物敏感階段[12-14]，本研究以日本青鳉胚胎、仔稚魚為研究對象，在實驗室通過半靜態(tài)方式，對日本青鳉受精卵和仔稚魚分別進行急性毒性實驗研究，研究結果有助于了解重金屬對青鳉的毒性影響機制，同時為構建銅、鎘的環(huán)境基準提供科學依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 試驗用日本青鳉

日本青鳉由中國環(huán)境科學研究院人工模擬養(yǎng)殖基地馴養(yǎng)，成魚體長(2.8±0.3) cm，體重(0.42±0.12) g。將其養(yǎng)殖在20 L的矩形玻璃鋼中，每天定點投喂2次新鮮孵化24 h的豐年蟲幼蟲；實驗室溫度控制在(24±1) ℃，光照周期為16 h：8 h(晝：夜)。

顯微鏡下選擇色澤透亮飽滿、發(fā)育正常的受精卵用于胚胎發(fā)育毒性試驗；選擇同一批受精卵孵出，體質健康、反應靈敏、表現(xiàn)活潑的仔稚魚作為試驗對象開展仔稚魚的暴露試驗。

1.2 試驗藥物配制

試驗藥物為CuSO4·5H2O和CdCl2·2.5H2O，購自國藥集團化學試劑有限公司，分析純。試驗前分別稱取CuSO4·5H2O 3.906 g和CdCl2·2.5H2O 2.036 g，定容1L，配制成Cu2+和Cd2+質量濃度為1 g·L-1的母液備用，根據實際需要稀釋成不同濃度系列的試驗用液。

1.3 試驗條件

實驗用水為暴氣自來水。暴露過程中pH值為7.1～7.4，溶解氧為6.8～8 mg·L-1，總硬度(均值) 250 mg·L-1(以CaCO3計)，水溫(24±1) ℃。

1.4 實驗方法

采用半靜態(tài)實驗法。實驗容器為180 mm的結晶皿，胚胎(受精后4 h)實驗用水400 mL，每組50枚；仔魚(孵出2 d后)、稚魚實驗用水200 mL，每組10尾。水溫(24±1) ℃。正式實驗前先進行預試驗，以確定24 h內Cu2+和Cd2+的全致死濃度和全不致死濃度。根據預實驗的結果按等對數間距設置5個濃度組，同時設1個空白對照組，每組設置3個平行。本研究設置的濃度見表1。

對照組患者接受簡單的前路減壓手術。對患者進行全身麻醉后。將患者從右頸椎前方橫切,并用X射線定位以去除軟骨板,髓核和增生性刺。植入簡單的髂骨或自鈦網,鈦板與頸椎固定。

表1 兩種重金屬試驗用液濃度Table 1 The concentrations of the experimental heavy metals

胚胎暴露試驗進行48 h，胚胎于重金屬溶液中暴露48 h后，每日更換未添加重金屬的實驗用水，試驗過程中連續(xù)觀察胚胎發(fā)育情況，記錄胚胎各實驗組孵化率和孵化時間(暴露開始到所有存活胚胎均孵化完成的時間)，并及時清除死亡胚胎(卵發(fā)白不透明或卵膜內物質凝聚為一白色的小點即判斷為死亡)[10]。仔稚魚試驗進行96 h，每日觀察仔稚魚的存活情況，記錄初孵仔魚和稚魚在不同濃度重金屬溶液中24、48、72和96 h的死亡數，并計算出初孵仔魚和稚魚各組的平均死亡率。為保證暴露試驗中重金屬濃度的穩(wěn)定，試驗期間每24 h需換液1次。

1.5 數據分析方法

本實驗所得數據均用SPSS19.0軟件進行處理。分別建立 24 h、48 h 兩個不同觀察時段的日本青鳉胚胎和24 h、48 h、72 h 和 96 h 四個不同觀察時段的仔稚魚的毒性試驗數據的線性回歸方程，并計算半致死濃度(LC50)；組內采用單樣本T檢驗，組間采用單因素方差分析(one-way ANOVA)檢驗，數據的表示方法為平均值±標準偏差，p<0.05為顯著差異。

2 結果(Results)

2.1 胚胎急性毒性試驗

Cu2+、Cd2+對日本青鳉胚胎急性毒性實驗結果見表2。暴露48 h后，對照組青鳉胚胎死亡率為15.3%，1.00和1.97 mg·L-1的Cu2+暴露組日本青鳉胚胎死亡率分別為18.0%和20.0%，相比對照組沒有顯著性差異(p>0.05)，而3.87、7.62和15.00 mg·L-1的暴露組日本青鳉胚胎死亡率分別高達48.0%、53.3%和75.3%，均顯著高于對照組(p<0.05)。

本研究設置的鎘暴露濃度中，除10.00 mg·L-1的鎘濃度組日本青鳉胚胎平均死亡率為18.7%與對照組相比不具有顯著性差異外(p>0.05)，其余各暴露組日本青鳉胚胎死亡率均顯著高于對照組(p<0.05)，150 mg·L-1的鎘濃度組日本青鳉胚胎平均死亡率高達91.3%。

采用機率單位法計算兩種重金屬離子對日本青鳉胚胎24、48 h的半致死濃度，結果見表3。銅對日本青鳉胚胎的24、48 h半致死濃度分別為8.164和6.965 mg·L-1；鎘對日本青鳉胚胎24、48 h半致死濃度為63.084和53.093 mg·L-1。二者毒性比較結果為：Cu2+>Cd2+。

表2 暴露于Cu2+、Cd2+48h后日本青鳉胚胎死亡率Table 2 Embryonic mortality of Oryzias latipes exposing to Cu2+or Cd2+ for 48 h

注: 小寫字母不同代表Cu2+暴露組間差異顯著 (p<0.05)；大寫字母不同代表Cd2+暴露組間差異顯著(p<0.05)。

Note: The different small letters indicate a significant difference between different Cu2+exposure groups (p<0.05)；The different capital letters indicate a significant difference between different Cd2+exposure groups (p<0.05).

表3 Cu2+、Cd2+對日本青鳉胚胎毒性試驗數據的線性回歸分析Table 3 The linear regression analysis of Cu2+、Cd2+ on toxicity experimental data of Oryzias latipes

圖1 Cu2+、Cd2+對日本青鳉胚胎孵化率和孵化時間的影響注: 各個折線圖上字母相同表明組間差異不顯著(p>0.05)； 反之表明差異顯著(p<0.05)。Fig. 1 Effects of Cu2+and Cd2+ on hatching rate and hatching times of Oryzias latipesNote: Same letters on each line chart show no significant difference between the groups (p>0.05)；conversely show significant difference (p<0.05).

2.2 重金屬對日本青鳉初孵仔魚的急性毒性

Cu2+、Cd2+對日本青鳉初孵仔魚急性毒性實驗結果如表4所示，1.00和1.50 mg·L-1的Cu2+暴露48 h后初孵仔魚出現(xiàn)死亡，死亡率分別為6.7%和26.7%，72 h后死亡率分別為16.7%和40%，96 h后死亡率分別為36.7%和56.7%，顯著高于對照組(p<0.05)。2.24、3.35和5.00 mg·L-1的銅處理組暴露24 h后即出現(xiàn)初孵仔魚死亡現(xiàn)象，平均死亡率分別為10.0%、26.7%和40.0%，均顯著高于對照組(p<0.05)，且隨著暴露時間的延長，死亡率逐漸升高。

鎘暴露濃度中，4.00 mg·L-1的Cd2+暴露72 h后初孵仔魚出現(xiàn)死亡，死亡率為10.0%，96 h死亡率為20.0%，顯著高于對照組(p<0.05)。5.57 mg·L-1的鎘濃度組暴露48 h后初孵仔魚開始出現(xiàn)死亡，死亡率為6.7 %，72 h和96 h死亡率分別為23.3%和40.0%，顯著高于對照組(p<0.05)，7.77、10.84和15.00 mg·L-1的鎘處理組暴露24 h后即出現(xiàn)初孵仔魚死亡現(xiàn)象，平均死亡率分別為6.7%、16.7%和40.0%，而且10.84和15.00 mg·L-1的處理組死亡率顯著高于對照組(p<0.05)，而且隨著暴露時間的延長，死亡率呈上升趨勢。

表4 Cu2+、Cd2+對日本青鳉初孵仔魚死亡率的影響Table 4 Effects of Cu2+and Cd2+ on mortality of newly-hatched larvae of Oryzias latipes

注:小寫字母不同代表Cu2+暴露組間差異顯著 (p<0.05)；大寫字母不同代表Cd2+暴露組間差異顯著(p<0.05)。

Note: The different small letters indicate a significant difference between different Cu2+exposure groups (p<0.05)；The different capital letters indicate a significant difference between different Cd2+exposure groups (p<0.05).

采用機率單位法計算兩種重金屬離子對日本青鳉初孵仔魚24、48、72和96 h的半致死濃度見表5。銅對日本青鳉初孵仔魚的24、48、72和96 h半致死濃度分別為5.361、2.844、2.020和1.352 mg·L-1；鎘對日本青鳉初孵仔魚24、48、72和96 h半致死濃度分別為15.907、10.550、7.986和6.346 mg·L-1。二者毒性比較結果為：Cu2+>Cd2+。

2.3 重金屬對日本青鳉30 d稚魚的急性毒性

Cu2+、Cd2+對日本青鳉30 d稚魚急性毒性實驗結果如表6所示。1.00 mg·L-1的Cu2+暴露72 h后30 d稚魚出現(xiàn)死亡，死亡率為10.0%，96 h死亡率為20.0%，均顯著高于對照組(p<0.05)。1.50 mg·L-1的Cu2+暴露48 h后30 d稚魚出現(xiàn)死亡，死亡率為6.7%，72 h和96 h死亡率分別為20.0%和30.0%，顯著高于對照組(p<0.05)。2.24、3.35和5.00 mg·L-1的銅處理組暴露24 h后即出現(xiàn)30 d稚魚死亡現(xiàn)象，平均死亡率分別為10.0%、16.7%和33.3%，均顯著高于對照組(p<0.05)，且隨著暴露時間的延長，死亡率逐漸升高。

鎘暴露濃度中，4.00 mg·L-1的Cd2+暴露72 h后30 d稚魚出現(xiàn)死亡，死亡率為6.7%，96 h死亡率為16.7%，顯著高于對照組(p<0.05)。5.57和7.77 mg·L-1的鎘濃度組暴露48 h后30 d稚魚開始出現(xiàn)死亡，死亡率分別為6.7%和30.0%，72 h后死亡率分別為30.0%、和56.7%，96 h后死亡率分別為40.0%和70.0%，顯著高于對照組(p<0.05)，10.84和15.00 mg·L-1的鎘處理組暴露24 h后即出現(xiàn)30 d稚魚死亡現(xiàn)象，平均死亡率分別為10.0%和26.7%，均顯著高于對照組(p<0.05)，而且隨著暴露時間的延長，死亡率呈上升趨勢。

表6 Cu2+、Cd2+對日本青鳉30d稚魚死亡率的影響Table 6 Effects of Cu2+and Cd2+ on mortality of larvae of 30 days of Oryzias latipes

注：小寫字母不同代表Cu2+暴露組間差異顯著 (p<0.05)；大寫字母不同代表Cd2+暴露組間差異顯著(p<0.05)。

Note: The different small letters indicate a significant difference between different Cu2+exposure groups (p<0.05)；The different capital letters indicate a significant difference between different Cd2+exposure groups (p<0.05).

采用機率單位法計算兩種重金屬離子對日本青鳉30 d稚魚24、48、72和96 h的半致死濃度，結果見表7。銅對日本青鳉30 d稚魚的24、48、72和96 h半致死濃度分別為5.732、4.037、2.498和1.955 mg·L-1；鎘對日本青鳉30 d稚魚24、48、72和96 h半致死濃度分別為16.419、11.745、8.516和6.776 mg·L-1。二者毒性比較結果為：Cu2+>Cd2+。

3 討 論(Discussion)

3.1 日本青鳉不同發(fā)育階段對Cu2+、Cd2+的急性致毒效應分析

生物對污染物脅迫響應的敏感程度受其自身進化程度、棲息環(huán)境、代謝能力及發(fā)育狀況等多種因素影響[16]。McKim 等[14]評述了34 種污染物對4種魚類的56次生活周期的毒性實驗資料后指出，魚類胚胎、仔魚和早期幼魚生活階段是最為敏感的階段。本研究中兩種重金屬離子對青鳉仔稚魚的毒性遠遠大于胚胎。葉素蘭等[10]認為可能是卵膜對胚胎有一定的保護作用，重金屬離子不能有效地突破卵膜的保護而進入胚胎，從而提供給胚胎更充足的時間來發(fā)育而減低了毒害作用。日本青鳉胚胎外覆蓋了卵膜，卵膜的主要成分是纖維蛋白，按照配位化學的理論，蛋白質分子中的大量巰基(-SH)對二價金屬離子尤其重金屬離子具有極高的親和力，通過絡合綁定，使金屬從自由態(tài)變成無毒狀態(tài)，從而降低了重金屬的毒性[17-20]。本研究中，高濃度組受精卵的絨毛膜隨暴露時間的延長而漸漸變得模糊、發(fā)白，進而卵開始凝固，可能是金屬離子與絨毛膜上蛋白質結合導致蛋白變性失活而使得膜整體結構改變[15]。高濃度組的胚胎孵化出膜后活力很弱，多數在短時間內死亡。實驗結果與葉素蘭等[10]報道Cu2+、Cd2+等重金屬離子對鳙胚胎和仔魚的急性毒性、吳玉霖等[21]報道對牙鲆(Paralichihysolivaceus)胚胎和仔魚的毒性影響的結果相一致。但與何斌等[5]報道對淡水石斑魚(Cichlasomnmangguen-se)胚胎的毒性大于仔魚、陳其晨等[22]報道的草魚(Ctenopharyngodonidel-lus)胚胎的毒性大于魚苗、吳鼎勛等[23]報道重金屬對鮸狀黃姑魚(Nibeamiichthioides)胚胎的毒性大于仔魚的結果相比有較大出入。何斌等[5]認為其主要原因可能是重金屬離子進入胚胎后，破壞其組織器官的形成和影響其正常的代謝活動，而仔稚魚由于其體內組織器官已經趨于完善，對外界的重金屬離子有一定的抵抗和耐受能力。而其中草魚產漂浮性卵，蛋白少，卵膜的孔徑較大(吸水膨脹后膜徑大于4.5 mm)，可能因為滲入的重金屬離子多而導致胚胎的毒性大于魚苗，這還需要進一步研究[24]。

3.2 Cu2+、Cd2+對日本青鳉的急性毒性差異

本研究發(fā)現(xiàn)，Cu2+和Cd2+對胚胎發(fā)育期的日本青鳉急性毒性表現(xiàn)為Cu2+>Cd2+。研究結果與陳國柱等[25]報道重金屬對唐魚胚胎毒性和葉素蘭等[10]報道重金屬離子對鳙胚胎毒性的影響結果一致。然而，本研究發(fā)現(xiàn)兩種金屬離子對于日本青鳉胚胎孵化的影響方式存在差異，Cu2+較低濃度組(≤1.97 mg·L-1) 時日本青鳉胚胎的發(fā)育速率快于對照組，而較高濃度組(≥3.87 mg·L-1)胚胎的發(fā)育速率則慢于對照組，而Cd2+無論高低，均表現(xiàn)出對胚胎發(fā)育的抑制趨勢。銅元素隸屬于生物必需重金屬元素，只有超過一定量才會產生毒性，但這個閥值是很低的。低濃度時促進青鳉胚胎發(fā)育，初步的解釋認為這可能是重金屬對不同生物的孵化酶激活或破壞不同所致[9]，其機理將有待于進一步研究；而鎘則為非必需重金屬元素，對青鳉胚胎的毒性影響作用較為明顯。

表7 Cu2+、Cd2+對日本青鳉30 d稚魚毒性試驗數據的線性回歸分析Table 7 The linear regression analysis of Cu2+、Cd2+ on toxicity experimental data of larvae of 30 days of Oryzias latipes

同一時間的Cd2+對仔稚魚的LC50值均遠遠高于Cu2+，表明Cu2+對日本青鳉的毒性高于Cd2+。與白秀娟等[26]，葉素蘭等[10]，黃辨非等[27]研究的結果相一致，但何斌等[5]對淡水石斑(Cichlasomnmangguen-se)仔魚的研究發(fā)現(xiàn)，Cd2+的LC50值小于Cu2+，表明Cu2+、Cd2+對仔稚魚的毒性可能存在著種間差異[10]。有研究表明，食性、營養(yǎng)級和體重的增長速率是影響其種間差異的重要因素[28]。

研究發(fā)現(xiàn)，2種重金屬離子在較高的質量濃度中對日本青鳉仔稚魚有較明顯的影響，使日本青鳉表現(xiàn)出不同程度的中毒反應，甚至死亡。最低質量濃度組的仔稚魚活動狀況與對照組基本無差異，大多在實驗容器中上水層靜止或緩慢游動，死亡現(xiàn)象很少。較高濃度組日本青鳉仔稚魚放入實驗容器內很快出現(xiàn)異常反應，在容器內作快速游動狀，隨著實驗時間的延長，仔稚魚的活力開始減弱，不時地在水中側游、打轉，上下直竄，逐漸開始游動緩慢，對外界的刺激反應也變得遲鈍，慢慢的喪失了運動能力，最后死亡漂浮在水面。中毒死亡的個體體態(tài)呈白色，大多腹部側斜向上，魚體僵硬。

本研究結果表明，日本青鳉初孵仔魚對銅和鎘的安全質量濃度分別為0.135、0.635 mg·L-1；稚魚對銅和鎘的安全質量濃度分別為0.196、0.678 mg·L-1。Cu2+和Cd2+的安全質量濃度均高于《地表水環(huán)境質量標準》(GB3838—2002)中Ⅰ類水質標準[29]和《漁業(yè)水質標準》(GB11607—1989)[30]所規(guī)定的指標，表明日本青鳉仔稚魚對Cu2+和Cd2+具有較強的耐受特性。

3.3 日本青鳉對Cu2+、Cd2+的敏感性評價

本研究總結了國內外有關重金屬離子對淡水魚類的急性毒性結果，特別總結了處于早期敏感階段的 LC50數據情況(表8)，以對比分析日本青鳉對重金屬離子脅迫響應的敏感程度。

從表6、7還能看出，Cu2+、Cd2+對青鳉仔稚魚的LC50值明顯高于葉素蘭等[10]，何斌等[5]分別報道重金屬離子對鳙仔魚(Aristichthysnobilis)和淡水石斑(Cichlasomnmangguense)仔魚的LC50值，低于卜艷珍等[31]，李浩等[4]報道重金屬對金魚幼魚(Carassiusauratus)、羽搖蚊幼蟲(Chironomusplumosus)和紅裸須搖蚊幼蟲(Propsilocerusakamus)的LC50值；說明Cu2+、Cd2+對青鳉仔稚魚的毒性低于鳙仔魚和淡水石斑仔魚的毒性而高于對金魚幼魚、羽搖蚊幼蟲和紅裸須搖蚊幼蟲的毒性。

由表8可知，Cu2+和Cd2+對淡水水生動物仔稚期LC50范圍分別為：0.023～209 mg·L-1和0.015～767 mg·L-1，而 Cu2+和Cd2+對日本青鳉仔稚魚LC50范圍分別為：1.352～1.955 mg·L-1和6.346～6.776 mg·L-1?？梢?，日本青鳉仔稚魚與其它淡水水生動物相比對Cu2+和Cd2+較為敏感。

本研究還發(fā)現(xiàn)，在實驗期間Cu2+對日本青鳉胚胎、仔稚魚的LC50值均小于Cd2+對其的LC50值，說明Cu2+對日本青鳉胚胎、仔稚魚的敏感性大于Cd2+。而Cu2+、Cd2+對日本青鳉仔稚魚的LC50值小于胚胎的LC50值，從這一結果可以得知日本青鳉胚胎、仔稚魚對Cu2+、Cd2+兩種重金屬的敏感程度依次為：仔稚魚>胚胎。這與Yang 等[32]，陳中智等[33]，Kashiwada 等[34]研究的結論相吻合。其原因可能是胚胎卵膜硬化可以較好的阻塞污染物進入胚胎的通路來抵御外界有毒的化學物質[35]。

表8 Cu2+、Cd2+對淡水水生動物的急性毒性數據Table 8 Acute toxicity of Cu2+ and Cd2+ to Freshwater aquatic animals

續(xù)表8

克氏原螯蝦Procambarusclarkia仔蝦Larvalshrimp96h5.2803.740[9]厚頜魴Megalobramapellegrini幼魚Juvenilefish96h0.2304.440[40]綠蟾蜍Bufoviridis幼仔Larvae96h1.100-[41]中華絨鰲蟹Eriocheirsinensis幼蟹Juvenilecrab96h-5.348[42]斑馬魚Brachydaniorerio幼魚Juvenilefish96h0.1746.497[1]中國林蛙Ranachensinensis幼仔Larvae96h2.990-[43]中華鳑鲏魚RhodenssinensisGunther幼魚Juvenilefish96h0.2367.270[11]金魚Carassiusauratus幼魚Juvenilefish96h-13.50[31]唐魚Tanichthysalbonubes初孵仔魚Larvae96h0.32320.59[8]羽搖蚊蟲Chironomusplumosus幼蟲Larvae96h91.00186.0[4]紅裸須搖蚊蟲Propsilocerusakamus幼蟲Larvae96h209.0767.0[4]

注：“—”為無相關記錄或未測定。

Note：“—” no relevant records or determined.

[1] Zodrow J M, Stegeman J J, Tanguay R L. Histological analysis of acute toxicity of2,3,7,8-tetra-chlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) in zebrafish [J]. Aquatic Toxicology,2004, (66):25-38

[2] Dutta K, Kaviraj A. Acute toxicity of cadmium to fish Laheo rohita and copepodDiaptomusforhesipre-exposed to Cao [J]. Chemosphere,2001,42(8):955-958

[3] 陳錫濤. 鎘對花鰱(Aristichthysnobills)幼魚, 魚苗和魚種的急性毒性及其安全濃度的評價[J]. 環(huán)境科學與技術,1991,4:5-8

[4] 李 浩. 銅和鎘對羽搖蚊幼蟲(Chironomusplumosus)和紅裸須搖蚊幼蟲(Propsilocerusakamusi)的毒性效應[D]. 武 漢: 華中農業(yè)大學,2012

Li H. Toxic effects of copper and cadmium exposure onChironomusplumosusandPropsilocerusakamusi[D]. Wuhan: Huazhong Agrichchltural University,2012(in Chinese)

[5] 何 斌, 何利君, 杜 軍, 等.4種重金屬離子對淡水石斑胚胎及仔魚急性毒性的研究[J]. 水利漁業(yè),2006,26(4):94-95,106

[6] 藺玉華, 盧建民, 梁智龍, 等. 鉻對鯉、草魚胚胎發(fā)育及魚苗的毒性影響[J]. 水產學雜志,2000,13(2):32-35

Lin Y H, Lu J M, Liang Z L, et al. Toxic effects of chromium on embryos development and friesGrassCarpsandCommonCarps[J]. Chinese Journal of Fisheries,2000,13(2):32-35(in Chinese)

[7] 王 茜, 王 蘭, 席玉英, 等. 鎘對長江華溪蟹的急性毒性與積累[J]. 山西大學學報(自然科學版),2003,26(2):176-178

Wang Q, Wang L, Xi Y Y, et al. The acute toxicity and accumulated of Cd2+in freshwater CrabSinopotamonyangtsekiense[J]. Journal of Shanxi University (Natural Science),2003,26(2):176-178(in Chinese)

[8] 陳輝輝. 銅, 鎘, 氯氰菊酯和溴氰菊酯對唐魚(TanichthysalbonubesLin) 的毒性效應[D]. 武漢: 華中農業(yè)大學,2011

Chen H H. Toxic effects of copper, cadmium, cypermethrin and deltamethrin exposure onTanichthysalbonubesLin[D]. Wuhan: Huazhong Agrichltural University,2001(in Chinese)

[9] 董學興, 呂林蘭, 王愛民, 等. Cu2+和Cd2+對克氏原螯蝦幼蝦的毒性效應研究[J]. 水生態(tài)學雜志,2010,3(3):15715-15718

Dong X X, Lv L L, Wang A M, et al. Study on the acute toxicity of Cu2+and Cd2+acting onProcambarusclarkiiJuvenile [J]. Journal of Hydroecology,2010,3(3):15715-15718(in Chinese)

[10] 葉素蘭, 余治平. Cu2+, Pb2+, Cd2+, Cr6+對鳙胚胎和仔魚的急性致毒效應[J]. 水產科學,2009,28(5):263-267

Ye S L, Yu Z P. Acute toxicity of Cu2+, Pb2+, Cd2+and Cr6+to embryos and larvae of Bighead CarpAristichthysnobilis[J]. Fisheries Science,2009,28(5):263-267(in Chinese)

[11] 楊建華, 宋維彥.3種重金屬離子對中華鳑鲏魚的急性毒性及安全濃度研究[J]. 安徽農業(yè)科學,2010,38(23):12481-12482,12485

Yang J H, Song W Y. Study on acute toxicity and safe concentration of3heavy metal ions toRhodenssinensisGunther[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences,2010,38(23):12481-12482,12485(in Chinese)

[12] Claire J, Violetle T, Amaury D L, et al. Effects of microyst in-LR on development of medaka fish embryos (Oryziaslatipes) [J]. Toxicon,2004,43:141-147

[13] Rice D W, Harrison F L, Jearld A J. Effects of copper of early life history stages of northern anchvy EnCraul is mordax [J]. Fishery Bulletin,1980,78(3):675-682

[14] Mckim J M. Evaluation of tests with early life stages of fish for predicting long term toxicity [J]. Fish Res Board Can,1977,35:112-118

[15] Gonzáez-Doncel M, Larrea M, Sáchez-Fortún S, et al．Influence of water hardening of the chorion on cadmium ac-cumulation in medaka (Oryziaslatipes) eggs [J]. Chemosphere,2003,52(1):75-83

[16] 穆景利, 王 瑩, 王新紅, 等. Cd2+、Hg2+、Cr6+和Pb2+對黑點青鳉(Oryziasmelastigma)早期生活階段的毒性效應研究[J]. 生態(tài)毒理學報,2011,6(4):352-360

Mu J L, Wang Y, Wang X H, et al. Toxic effects of cadmium, mercury, chromium and lead on the early life stage of Marine Medaka (Oryziasmelastigam) [J]. Asian Journal of Ecotoxicology,2011,6(4):352-360(in Chinese)

[17] 魏 欣, 茹炳根. 二價鉛離子與金屬硫蛋白相互作用的研究[J]. 中國生物化學與分子生物學報,1999,15(2):289-295

Wei X, Ru B G. The interaction of two divalent lead ion with Metallothionein [J]. Chinese Journal of Biochemistry and Molccular Biology,1999,15(2):289-295(in Chinese)

[18] 霍禮輝, 林志華, 包永波, 等. 重金屬誘導貝類金屬硫蛋白研究進展[J]. 水生態(tài)學雜志,2011,32(1):7-13

Huo L H, Lin Z H, Bao Y B, et al. The research advances of Mollusca Metallothionein induced by heavy metals [J]. Journal of Hydroecology,2011,32(1):7-13(in Chinese)

[19] 勵建榮, 宣 偉. 金屬硫蛋白的研究進展[J]. 食品科學,2010,31(17):392-396

Li J R, Xuan W. Research progress of metallothioneine [J]. Journal of Food Science,2010,31(17):392-396(in Chinese)

[20] Geffard A, Amiard-TriquetC, Amiard JC. DO seasonal changes affect metal lothionein induction by metals inmussels Mytilus, Mytilus edulis [J]. Ecotoxicobgy and Environmental Safety,2005,61(2):209-220

[21] 吳玉霖, 趙鴻儒, 侯蘭英. 重金屬對牙鲆胚胎發(fā)育和仔魚的影響[J]. 海洋與湖沼,1990,21(4):386-392

Wu Y L, Zhao H R, Hou L Y. Effects of heavy metals on embryos and larvae of flat fishParalichthysOlivaceus[J]. Oceanologia et Limnologia Sinica,1990,21(4):386-392(in Chinese)

[22] 陳其晨, 張克儉, 徐關文, 等. 重金屬對魚類毒性的綜合研究[J]. 水產學報,1988,12(1):21-33

Chen Q C, Zhang K J, Xu G W, et al. A comprehensive investigation on the toxic effects of heavy metals on fish [J]. Journal of Fisheries of China,1988,12(1):21-33(in Chinese)

[23] 吳鼎勛, 洪萬樹. 四種重金屬對鮸狀黃姑魚胚胎和仔魚的毒性[J]. 臺灣海峽,1999,18(2):186-190

Wu D X, Hong W S. Study on toxicity of four heavy metals to embryo and larval ofNibeamiichthioides[J]. Journal of Oceanography in Taiwan Strait,1999,18(2):186-190(in Chinese)

[24] 李修峰, 黃道明, 謝文星, 等. 漢江中游產漂流性卵魚類產卵場的現(xiàn)狀[J]. 大連水產學院學報,2006,21(2):105-111

Li X F, Huang D M, Xie W X, et al. Current status of spawning grounds of fish with pelagic eggs in the middle reaches of Hanjiang River [J]. Journal of Dalian Fisheries University,2006,21(2):105-111(in Chinese)

[25] 陳國柱, 方展強. 銅、鋅、鎘對唐魚胚胎及初孵仔魚的急性毒性及安全濃度評價[J]. 生物學雜志,2011,28(2):28-31

Chen G Z, Fang Z Q. Safety assessment and acute toxicity of copper, zinc and cadmium to the embryo and larval fish ofTanichthysalbonubes[J]. Journal of Biology,2011,28(2):28-31(in Chinese)

[26] 白秀娟, 盧伙勝, 馮 波. 三種重金屬離子對文昌魚幼體的急性毒性[J]. 水生態(tài)學雜志,2013,34(3):81-84

Bai X J, Lu H S, Feng B. Acute toxicity of three heavy metal ions on larva ofBranchiostomobelcheri[J].Journal of Hydroecology,2013,34(3):81-84(in Chinese)

[27] 黃辨非, 王曉娟, 羅靜波.3種重金屬藥物對金魚胚胎-仔魚的毒性試驗[J]. 水利漁業(yè),2006,26(1):92-94

[28] 朱艾嘉, 許戰(zhàn)洲, 柳圭澤, 等. 黃海常見魚類體內汞含量的種內和種間差異研究[J]. 環(huán)境科學,2014,35(2):764-769

Zhu A J, Xu Z Z, Liu G Z, et al. Inner-and inter-species differences of mercury concentration in common fishes from the Yellow Sea [J]. Environmental Science,2014,35(2):764-769(in Chinese)

[29] 國家環(huán)境保護總局. GB3838—2002地表水環(huán)境質量標準[S]. 北京: 中國標準出版社,2002

[30] 國家環(huán)境保護總局. GB11607—1989漁業(yè)水質標準[S]. 北京: 中國標準出版社,1989

[31] 卜艷珍, 楊利曉.4種重金屬對金魚幼魚的急性毒性研究[J]. 水利漁業(yè),2007,27(1):84-85

[32] Yang Z, Yang J X. Effect of photoperiod on the embryonic development of obscure puffer (Takifuguobscurus) [J]. Journal of Fresh Water Ecology,2004,19(1):53-58

[33] 陳中智, 朱 琳, 姚 琨, 等. Ca2 +與 Pb2 +相互作用對斑馬魚胚胎毒性效應的影響[J]. 環(huán)境科學,2009,30(4):1205-1209

Chen Z Z, Zhu L, Yao K, et al. Interaction between calcium and lead affects the toxicity to embryo of Zebrafish (Daniorerio) [J]. Environmental Science,2009,30(4):1205-1209(in Chinese)

[34] Kashiwada S, Ishikawa H, Miyamoto N, et al. Fish test for endocrine-disruption and estimation of water quality of Japanese rivers [J]. Water Research,2002,36(8):2161-2166

[35] 張陸偉, 蔡磊明, 趙學平, 等.3種殺菌劑對日本青鳉早期生命階段毒性效應初步研究[J]. 環(huán)境科學學報,2013,33(10):2897-2903

Zhang L W, Cai L M, Zhao X P, et al. Preliminary study on toxic effects of three fungicides on early life-stage of Japanese Medaka (Oryziaslatipes) [J]. Acta Scientiae Circumstantiae,2013,33(10):2897-2903(in Chinese)

[36] 江 敏, 臧維玲, 姚慶禎, 等. 四種重金屬對羅氏沼蝦仔蝦的毒性作用[J]. 上海水產大學學報,2002,11(3):203-207

Jiang M, Zang W L, Yao Q Z, et al. The toxicity of four heavy metals onMacrobrachiumrosenbergiipostlarva [J]. Journal of Shanghai Fisheries University,2002,11(3):203-207(in Chinese)

[37] 姚海富, 楊 陽, 陳偉楊, 等. 四種重金屬對三疣梭子蟹溞狀幼體的急性毒性[J]. 集美大學學報(自然科學版),2008,13(4):16-19

Yao H F, Yang Y, Chen W Y, et al. Acute toxicity of four heavy metals on zoea larvas ofPortunustrituberculatus[J]. Journal of Jimei University (Natural Science),2008,13(4):16-19(in Chinese)

[38] 高淑英, 鄒棟梁, 厲紅梅. 汞、鎘、鋅和錳對日本對蝦仔蝦的急性毒性[J]. 海洋通報,1999,18(2):93-96

Gao S Y, Zou D L, Li H M. Acute toxicity of Hg, Cd, Zn and Mn to postlarvae ofPenaeusjaponicasBate[J]. Marine Science Bulletin,1999,18(2):93-96(in Chinese)

[39] Sulaiman N, Hamid N H A. Aquatic toxicity testing of cop-per, cadmium and ammonia on seabass, Lates calcarifer [C]//Vigers G A, Ong K S, McPherson C, et al. ASEAN Marine Environmental Management: Quality Criteria and Monitoring for Aquatic Life and Human Health Protection. Penang, Malaysia: Proceedings of the ASEAN-Canada Technical Conference on Marine Science,1996:8-13

[40] 程霄玲, 鄭永華, 唐洪玉, 等. Cu2+、Zn2+、Cd2+對厚頜魴幼魚的聯(lián)合致毒效應研究[J]. 淡水漁業(yè),2009,39(2):54-59

Cheng X L, Zheng Y H, Tang H Y, et al. Study on the joint toxicity of Cu2+, Zn2+, Cd2+to the juvenile ofMegalobramapellegrini[J]. Freshwater Fisheries,2009,39(2):54-59(in Chinese)

[41] 王愛民. 四種重金屬對綠蟾蜍蝌蚪的急性毒性研究[J]. 新疆大學學報(理工版),1990,7(1):60-64

Wang A M. Acute toxicity of4heavy metals on the Tadpoles ofBufoviridisLaurenti[J]. Journal of Xinjiang University (Institute),1990,7(1):60-64(in Chinese)

[42] 于豐軍, 李 康, 李二超, 等. 鉛和鎘對中華絨螯蟹的急性毒性實驗[J]. 上海師范大學學報: 自然科學版,2004(增刊):61-64

Yu F J, Li K, Li E C, et al. Acute toxicity and their joint toxicity effect of Pb2+, Cd2+for the juvenile of Chinese mitten-hangded crab (Eriocheirsinensis) [J]. Journal of Shanghai Normal University: Natural Sciences,2004(Sl):61-64(in Chinese)

[43] 王壽兵, 郭 銳, 屈云芳, 等. Cu對中國林蛙蝌蚪的急性毒性[J]. 應用生態(tài)學報,1998,9(3):309-312

Wang S B, Guo R, Qu Y F, et al. Acute toxicity of Cu2+toRanachensinensisTadpole [J]. Chinese Journal of Applied Ecology,1998,9(3):309-312(in Chinese)

◆

AcuteToxicityEffectsofCopperandCadmiumontheEarlyDevelopmentalStageofOryziaslatipes

Wang Hongpan1,2，Zhao Yanmin2，Qin Yanwen2，Liu Xianbin1,*

1. Tianjin key Laboratory of Marine Resources and Chemistry，Tianjin University of Science and Technology，Tianjin 300457，China2. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment，State Environmental Protection Key Laboratory of Estuary and Coastal Environment，Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012， China

27 May 2014accepted30 June 2014

In order to explore and compare the toxicity responses ofOryziaslatipesat its early developmental stage under the exposure of Cu2+and Cd2+，static-renewal acute toxicity (48 h) on the embryo ofOryziaslatipesand acute toxicity (96 h) on the fry and fingerling were investigated. The results showed that the 24 and 48 h-LC50values were 8.164 and 6.965 mg·L-1，respectively，for Cu2+-exposed embryos ofOryziaslatipes；and were 63.084 and 53.093 mg·L-1，respectively，for Cd2+-exposed embryos ofOryziaslatipes. Embryo incubation time ofOryziaslatipeswas shortened in low Cu2+concentration (≤1.97 mg·L-1) while was prolonged in high Cu2+concentration (≥3.87 mg·L-1). In contrast，regardless of what the cadmium concentration was，all the embryo incubation time ofOryziaslatipesexposed to Cd2+were prolonged significantly. Cu2+and Cd2+could decrease the hatchability of the embryos when the concentrations were higher than 1.97 mg·L-1and 19.68 mg·L-1，respectively. The 24，48，72 and 96 h-LC50values forOryziaslatipeslarvae exposed to Cu2+were 5.361，2.844，2.020 and 1.352 mg·L-1，respectively；the 24，48，72 and 96 h-LC50values forOryziaslatipeslarvae exposed to Cd2+were 15.907，10.550，7.986 and 6.346 mg·L-1，respectively；the 24，48，72 and 96 h-LC50values forOryziaslatipesfingerling exposed to Cu2+were 5.732，4.037，2.498 and 1.955 mg·L-1，respectively；and the 24，48，72 and 96 h-LC50values forOryziaslatipesfingerling exposed to Cd2+were 16.419，11.745，8.516 and 6.776 mg·L-1，respectively. Compared with other freshwater aquatic organisms，theOryziaslatipesfry and fingerling were sensitive to copper and cadmium.

Oryziaslatipes；heavy metal；developmental stage；acute toxicity

2014-05-27錄用日期：2014-06-30

1673-5897(2014)4-793-10

： X171.5

： A

劉憲斌(1964—)，男，博士后，教授，主要從事環(huán)境生態(tài)調查與修復、海岸帶地質環(huán)境研究。

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX7503)

王洪盼(1989-)，女，碩士研究生，研究方向為水生生態(tài)毒理學，E-mail: wanghp0227@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: lxb0688@tust.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140527001

王洪盼，趙艷民，秦延文, 等. Cu2+和Cd2+對日本青鳉(Oryziaslatipes)早期發(fā)育階段的急性毒性效應研究[J]. 生態(tài)毒理學報, 2014, 9(4): 793-802

Wang H P，Zhao Y M，Qin Y W, et al. Acute toxicity effects of copper and cadmium on the early developmental stage ofOryziaslatipes[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(4): 793-802 (in Chinese)