馬麗，吳民耀，王宏元

陜西師范大學(xué)秦巴山區(qū)可持續(xù)發(fā)展協(xié)同創(chuàng)新中心 西安 710119

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7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的急性毒性比較研究

馬麗，吳民耀，王宏元*

陜西師范大學(xué)秦巴山區(qū)可持續(xù)發(fā)展協(xié)同創(chuàng)新中心 西安 710119

為評(píng)估Cu2+，Hg2+，Cr6+，Cd2+，Li+，Al3+和Co2+7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙(Rana Chensinensis)和中華大蟾蜍(Bufo gargarizans)蝌蚪的急性毒性效應(yīng)，采用生物毒性試驗(yàn)方法對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍36期蝌蚪，進(jìn)行上述7種金屬離子的急性毒性試驗(yàn)，分別測(cè)定了這7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪和中華大蟾蜍蝌蚪的半數(shù)致死濃度(LC50)。此外，分析了中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍36期蝌蚪的肥滿度、肝指數(shù)等形態(tài)指標(biāo)。結(jié)果顯示，Cu2+、Hg2+、Cr6+、Cd2+、Li1+、Al3+、Co2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的96 h-LC50分別為0.270 mg·L-1、0.803 mg·L-1、2.375 mg·L-1、7.351 mg·L-1、11.273 mg·L-1、17.265 mg·L-1和20.973 mg·L-1。對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的96 h-LC50分別0.593 mg·L-1、0.593 mg·L-1、2.827 mg·L-1、2.592 mg·L-1、12.656 mg·L-1、14.020 mg·L-1和57.435 mg·L-1。中國(guó)林蛙蝌蚪對(duì)Cu2+、Cr6+、Li+、Co6+4種金屬離子的敏感性相對(duì)較高，而中華大蟾蜍蝌蚪對(duì)Hg2+、Cd2+、Al3+3種金屬離子的敏感性相對(duì)較高。形態(tài)指標(biāo)的差異是中國(guó)林蛙與中華大蟾蜍蝌蚪對(duì)同一金屬離子敏感性差異的原因之一。

中國(guó)林蛙蝌蚪；中華大蟾蜍蝌蚪；金屬離子；LC50

隨著人類對(duì)煤炭、石油和天然氣等能源消耗的持續(xù)增長(zhǎng)，以及人類的大量活動(dòng)如礦山開采，金屬冶煉、加工，農(nóng)藥化肥的使用等均造成環(huán)境中重金屬含量增加[1]。重金屬以多種物理和化學(xué)形態(tài)存在于水體、土壤和大氣等環(huán)境中，并在環(huán)境中產(chǎn)生遷移和積累[2-3]，其中，水體重金屬污染是當(dāng)今世界上最嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題之一。水體重金屬污染使得水生生態(tài)系統(tǒng)長(zhǎng)期處于一種被干擾狀態(tài)，影響水生生物的生存繁殖及生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)，并進(jìn)而影響到人類的生活和健康。

目前，重金屬離子對(duì)水生生物的毒性研究主動(dòng)要集中于魚類、雙貝類和兩棲動(dòng)物[4-7]。兩棲動(dòng)物是聯(lián)系水生和陸生環(huán)境的關(guān)鍵物種，在生態(tài)系統(tǒng)中占有重要的位置，其胚胎和幼體的發(fā)育均在水域中進(jìn)行，水域污染物會(huì)直接影響它們的發(fā)育和變態(tài)[4,8]。兩棲動(dòng)物幼體鰓和皮膚的滲透性強(qiáng)，對(duì)水質(zhì)的反應(yīng)極為敏感[9]，是水體污染生物監(jiān)測(cè)中的重要的指示動(dòng)物[10-11]。雖然有關(guān)重金屬離子對(duì)兩棲動(dòng)物的毒性研究已有一些相關(guān)報(bào)道，但是就不同物種對(duì)多種金屬離子敏感差異的比較研究還較匱乏。

中國(guó)林蛙(Rana chensinensis)和中華大蟾蜍(Bufo gargarizans) 均是我國(guó)的廣布物種，以二者為對(duì)象進(jìn)行毒理學(xué)研究更有利于將實(shí)驗(yàn)室研究與野外監(jiān)測(cè)相結(jié)合，從而為環(huán)境污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供更為客觀的信息。本試驗(yàn)以中國(guó)林蛙(R. Cnensinensis)和中華大蟾蜍(B. gargarizans)蝌蚪為試驗(yàn)動(dòng)物，研究銅離子(Cu2+)、汞離子(Hg2+)、鉻離子(Cr6+)、鎘離子(Cd2+)、鋰離子(Li+)、鋁離子(Al3+)和鈷離子(Co2+)對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的急性毒性，以評(píng)估7種金屬離子的毒性效應(yīng)，及不同物種對(duì)金屬離子污染的敏感差異性，旨在豐富金屬離子的水生生物毒理學(xué)基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，為水生生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)標(biāo)準(zhǔn)的制定提供參考信息。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 試驗(yàn)材料

中華大蟾蜍卵和中國(guó)林蛙卵均于2013年3月采自秦嶺北坡的西安市長(zhǎng)安區(qū)大峪水庫(kù)周圍小水潭(109°06′52″E，34°01′00″N)，海拔723 m。將卵帶回實(shí)驗(yàn)室，于室溫下孵化為蝌蚪，根據(jù)Gosner[12]的分期標(biāo)準(zhǔn)對(duì)蝌蚪進(jìn)行分期，36期蝌蚪后肢五趾分開[13]，肉眼可見，易于分期辨認(rèn)，且其各部形態(tài)發(fā)育基本成熟穩(wěn)定[14]，因此試驗(yàn)選取發(fā)育至36期的蝌蚪作為試驗(yàn)材料。

1.2 試驗(yàn)試劑及溶液配制

試驗(yàn)所用化合物硝酸鋁(Al(NO3)3)、鉻酸銨((NH4)2CrO4)、氯化汞(HgCl2)、硝酸鈷(Co(NO3)2)、硝酸銅(Cu(NO3)2)、氯化鋰(LiCl)、氯化鎘(CdCl2)為分析純(純度≥99%, 購(gòu)自Sigma 化學(xué)試劑公司)，試驗(yàn)前用雙蒸水配制成離子質(zhì)量濃度為1 000 mg·L-1的母液，置于4 ℃環(huán)境中保存?zhèn)溆?，試?yàn)開始時(shí)稀釋為所需金屬離子質(zhì)量濃度的暴露溶液。

1.3 試驗(yàn)條件

對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪和中華大蟾蜍蝌蚪采用室溫下曝氣3 d的自來(lái)水作為試驗(yàn)用水，試驗(yàn)所用容器為40 cm×20 cm×20 cm (長(zhǎng)×寬×高)的玻璃缸，每容器盛試驗(yàn)液4 L，隨機(jī)放入36期的中國(guó)林蛙蝌蚪和中華大蟾蜍蝌蚪各30 例。試驗(yàn)用水pH 值約7.0，硬度(CaCO3)為(90±5) mg·L-1，水溫為(18±2)℃，自然光照周期條件下培養(yǎng)，試驗(yàn)期間不投食。為保證試驗(yàn)質(zhì)量濃度的準(zhǔn)確性，每24 h 更換全部試驗(yàn)液。

1.4 試驗(yàn)方法

選擇幾種較大的金屬離子濃度范圍進(jìn)行預(yù)實(shí)驗(yàn)，根據(jù)最小的全致死濃度和最大的零致死濃度確定正式試驗(yàn)的濃度范圍。7種金屬離子均設(shè)置8個(gè)暴露濃度組(表1)，另設(shè)自來(lái)水空白對(duì)照組，每組均為30 只蝌蚪。為避免蝌蚪發(fā)生同類相食現(xiàn)象及死亡蝌蚪毒性分泌物對(duì)正常蝌蚪產(chǎn)生影響[15]，暴露后前12 h連續(xù)觀察，之后每間隔4 h觀察1次。當(dāng)蝌蚪沉于水底,用玻璃棒多次刺激其尾部無(wú)反應(yīng)時(shí)則判斷為死亡，及時(shí)將死亡蝌蚪撈出，記錄24 h、48 h、72 h、96 h死亡蝌蚪的數(shù)目。

1.5 形態(tài)學(xué)指標(biāo)測(cè)量與分析

采用電子游標(biāo)卡尺(桂林廣陸電子數(shù)顯游標(biāo)卡尺，測(cè)量范圍150 mm，精確度0.01 mm)測(cè)定蝌蚪全長(zhǎng)、體長(zhǎng)和尾長(zhǎng)；采用Sartorius BS124S型電子天平(精確度0.001 g)測(cè)定蝌蚪體質(zhì)量；在Zeiss Discovery V12型體視顯微鏡下剝離出蝌蚪的肝臟，通過(guò)電子天平測(cè)定肝質(zhì)量。肥滿度和肝指數(shù)分別根據(jù)下列公式計(jì)算：

表1 7種金屬離子的急性毒性暴露濃度

肥滿度=體質(zhì)量/全長(zhǎng)×100

肝指數(shù)=肝質(zhì)量/體質(zhì)量×100[16]

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用SPSS 17.0 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。采用概率單位法求得7種金屬離子分別對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪和中華大蟾蜍蝌蚪的半數(shù)致死濃度(LC50)及95%置信區(qū)間[17-18]。安全濃度(SC)參照SC=0.01×96 h-LC50計(jì)算[19]。蝌蚪肝指數(shù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示，數(shù)據(jù)采用t檢驗(yàn)(t-test)進(jìn)行比較分析 (P<0.05 表示差異顯著, P<0.01 表示差異極顯著)。

2 結(jié)果(Results)

2.1 7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的急性毒性

急性毒性試驗(yàn)過(guò)程中，對(duì)照組蝌蚪游動(dòng)正常，無(wú)死亡現(xiàn)象，試驗(yàn)組蝌蚪的死亡個(gè)數(shù)均隨著金屬離子質(zhì)量濃度的增加而增加，并與暴露時(shí)間的延長(zhǎng)呈正相關(guān)。7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的24 h-LC50、48 h-LC50、72 h-LC50和96 h-LC50如表2所示。

7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的24 h-LC50、48h-LC50、72 h-LC50和96 h-LC50大小排列順序均為：Co2+>Al3+>Li+>Cd2+>Cr6+>Hg2+>Cu2+。試驗(yàn)所得Cu2+、Hg2+、Cr6+、Cd2+、Li+、Al3+和Co2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的96 h-LC50分別為0.270 mg·L-1、0.803 mg·L-1、2.375 mg·L-1、7.351 mg·L-1、11.273 mg·L-1、17.265 mg·L-1和20.973 mg·L-1，依據(jù)安全濃度計(jì)算公式，得出上述7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的安全濃度分別為0.00270 mg·L-1、0.00803 mg·L-1、0.023 75 mg·L-1、0.07351 mg·L-1、0.11273 mg·L-1、0.17265 mg·L-1和0.20973 mg·L-1。

7種金屬離子對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪24 h-LC50和48h-LC50大小排列順序?yàn)椋篊o2+>Li+>Al3+>Cd2+>Cr6+>Hg2+>Cu2+，72 h-LC50和96 h-LC50大小排列順序分別為：Co2+>Li+>Al3+>Cr6+>Cd3+>Hg2+>Cu2+，Co2+>Al3+>Li+>Cr6+>Cd2+>Hg2+= Cu2+。試驗(yàn)所得Cu2+、Hg2+、Cr6+、Cd2+、Li+、Al3+和Co2+對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的96 h-LC50分別0.593 mg·L-1、0.593 mg·L-1、2.827 mg·L-1、2.592 mg·L-1、12.656 mg·L-1、14.02 mg·L-1和57.435 mg·L-1，依據(jù)安全濃度計(jì)算公式，得出上述7種金屬離子對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的安全濃度分別為0.00593 mg·L-1、0.00593 mg·L-1、0.02827 mg·L-1、0.02592 mg·L-1、0.12656 mg·L-1、0.14020 mg·L-1和0.57435 mg·L-1。

2.2 7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的毒性比較

根據(jù)所獲得的7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的安全濃度，分析比較7種金屬離子對(duì)兩個(gè)不同物種蝌蚪的毒性大小，結(jié)果見圖1。由圖可知，7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的毒性大小表現(xiàn)一致，即Cu2+和Hg2+對(duì)蝌蚪的毒性作用最大，Cr6+和Cd2+次之，Li+、Al3+和Co2+的毒性作用相對(duì)較小。但是，通過(guò)安全濃度的比較可知，Hg2+，Cd2+，Cr6+和Al3+對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的毒性作用較中國(guó)林蛙蝌蚪大，而Cu2+、Li+和Co2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的毒性較中華大蟾蜍蝌蚪的毒性大。

表2 7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的LC50

圖1 7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪(A)和中華大蟾蜍蝌蚪(B)的安全濃度Fig. 1 Safe concentrationof 7 metal ions for R. chensinensis (A) and B. gargarizans (B) tadpoles

圖2 中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪體重全長(zhǎng)(A)、尾長(zhǎng)全長(zhǎng)(B)散點(diǎn)圖Fig. 2 Distribution of weight in function of total length (A) and tail length in function of total length (B)of R. chensinensis and B. gargarizans tadpoles

2.3 中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的形態(tài)指標(biāo)比較

由圖2數(shù)據(jù)計(jì)算可知，中華大蟾蜍蝌蚪的肥滿度為0.8±0.01，中國(guó)林蛙的肥滿度為0.7±0.02。與中華大蟾蜍蝌蚪相比，中國(guó)林蛙蝌蚪的尾長(zhǎng)較長(zhǎng)。圖3顯示，中國(guó)林蛙蝌蚪和中華大蟾蜍蝌蚪的肝指數(shù)分別是3.6±0.2和2.5±0.1，中國(guó)林蛙蝌蚪的肝指數(shù)顯著大于中華大蟾蜍蝌蚪的肝指數(shù)(P<0.05)。

3 討論(Discussion)

根據(jù)急性毒性試驗(yàn)所獲得的LC50可以有效地評(píng)估水體化學(xué)污染物對(duì)水生生物的毒性效應(yīng)。本試驗(yàn)得出Cu2+、Cd2+等7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的毒性大小均為：Cu2+和Hg2+最大，Cr6+和Cd2+次之，Li+、Al3+和Co2+相對(duì)較小，表明蝌蚪對(duì)不同金屬離子的敏感性有差異。李春瑜[20]等報(bào)道，Cu2+對(duì)海陸蛙蝌蚪的毒性大于Cd2+。Sunita[21]的研究表明，Cu2+、Zn2+、Ni3+，Cd2+四種金屬離子中，Cu2+對(duì)紫貽貝胚胎的毒性最強(qiáng)，Cd2+最弱。Martin 等[22]研究表明，Hg2+和Cu2+對(duì)貽貝胚胎的毒性最大，而Cd2+和Cr6+次之。相關(guān)資料顯示，Cu2+進(jìn)入細(xì)胞后與Ca2+、Zn2+等二價(jià)陽(yáng)離子競(jìng)爭(zhēng)與酶的結(jié)合部位,導(dǎo)致酶活性的改變，進(jìn)而誘導(dǎo)一系列生化反應(yīng)異常，引起代謝紊亂[23-25]；Cr6+的毒性主要是通過(guò)其強(qiáng)氧化性和滲透生物膜的能力所引起[26]，而在兩棲類體內(nèi)Cr6+可被轉(zhuǎn)變?yōu)槎拘暂^弱的 Cr3+[27]，分析認(rèn)為，蝌蚪對(duì)不同金屬離子敏感性的差異與不同類型金屬離子在蝌蚪體內(nèi)的代謝機(jī)制和毒性機(jī)理存在差異有關(guān)。

圖3 中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的肝指數(shù)*表示二者之間有顯著差異(P<0.05)Fig. 3 Liver index of R. chensinensis andB. gargarizans tadpoles Asterisk indicates statistically significant difference compared to R. chensinensis(P<0.05)

本研究結(jié)果表明，Cu2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的24 h、48 h、72 h、96 h-LC50分別為0.480 mg·L-1、0.467 mg·L-1、0.359 mg·L-1和0.270 mg·L-1。此外，試驗(yàn)結(jié)果表明， Cu2+和Hg2+對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的毒性相同。上述結(jié)果與已有研究結(jié)果不完全一致，例如，石戈等[28]報(bào)道，Cu2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪24 h、48 h、72 h-LC50分別為0.131 mg·L-1，0.105 mg·L-1，0.038 mg·L-1；王壽兵等[29]的研究表明，Cu2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的24 h、48 h、72 h、96 h-LC50分別為8.13 mg·L-1、7.00 mg·L-1、6.38 mg·L-1和3.80 mg·L-1。盧祥云等[30]對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的急性毒性研究結(jié)果顯示，Hg2+的毒性大于Cu2+的毒性。根據(jù)已有研究[31-36]，這些差異性主要是由于蝌蚪所處發(fā)育階段和暴露試驗(yàn)條件的不同所導(dǎo)致。

本文所測(cè)試的7種金屬離子均對(duì)蝌蚪有一定的毒性，但中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪對(duì)同一離子的敏感性存在差異。Cu2+、Cr6+、Li+和Co6+對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪的96 h-LC50分別是中國(guó)林蛙蝌蚪96 h-LC50的2.196、1.114、1.123、3.213倍，表明中國(guó)林蛙蝌蚪對(duì)上述4種金屬離子的敏感性較中華大蟾蜍蝌蚪好。而Hg2+、Cd2+和Al3+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的96 h-LC50分別是對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪96 h-LC50的1.354、2.836和1.231倍。有研究表明，Hg2+易于透過(guò)皮膚和鰓滲入動(dòng)物體內(nèi)，累積并對(duì)機(jī)體造成損傷[37]。而處于相同發(fā)育時(shí)期的中華大蟾蜍蝌蚪個(gè)體的肥滿度高于中國(guó)林蛙蝌蚪的肥滿度，提示其生理狀況較好，代謝活躍，從而表現(xiàn)出對(duì)Hg2+具有相對(duì)較高的敏感性。根據(jù)Hg2+，Cd2+和Al3+的生理特性，可以認(rèn)為中華大蟾蜍蝌蚪對(duì)Hg2+，Cd2+和Al3+的敏感性較中國(guó)林蛙蝌蚪的好是由不同物種形態(tài)、代謝、遺傳特征的差異引起它們對(duì)污染物脅迫敏感性的不同。Cd2+進(jìn)入機(jī)體后主要分布在肝臟，通過(guò)肝臟進(jìn)行解毒代謝[37]，中國(guó)林蛙蝌蚪的肝指數(shù)較大,提示其解毒能力也就相對(duì)較強(qiáng)，這是中國(guó)林蛙蝌蚪對(duì)Cd2+耐受性較強(qiáng)的原因之一。此外，中國(guó)林蛙蝌蚪尾長(zhǎng)全長(zhǎng)比高于比中華大蟾蜍蝌蚪長(zhǎng)的尾長(zhǎng)全長(zhǎng)比，提示二者的游動(dòng)速度也有所差異，最終將表現(xiàn)出體內(nèi)能量物質(zhì)存儲(chǔ)等方面的差異性，這些差異都是造成二者對(duì)同一金屬離子敏感度不同的原因。當(dāng)然，最終機(jī)制的確定需要進(jìn)行生理代謝和遺傳等方面的深入研究。

[1] 彭玉龍, 王永敏, 覃蔡清, 等. 重慶主城區(qū)降水中重金屬的分布特征及其沉降量[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(7): 2490-2496

Peng Y L, Wang Y M, Qin C Q, et al. Concentrations and deposition fluxes of heavy metals in precipitation in core urban areas, Chongqing [J]. Environment Science, 2014, 35(7): 2490-2496 (in Chinese)

[2] Toppi L S, Gabbrielli R. Response to cadmium in higher plants [J]. Environmental and Experimental Botany, 1999, 41(2): 105-130

[3] 黃益宗, 郝曉偉, 雷鳴, 等. 重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)及其修復(fù)實(shí)踐[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科報(bào), 2013, 32(3): 409-417

Huang Y Z, Hao X W, Lei M, et al. The remediation technology and remediation practice of heavy metals contaminated soil [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(3): 409-417 (in Chinese)

[4] Chen T H, Gross J A, Karasov W H. Adverse effects of chronic copper exposure in larval northern leopard frogs (RANA PIPIENS) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2007, 26(7): 1470-1475

[5] Lv Y T. Effect of zinc on the growth and development of larvae of bay scallop argopecten irradians [J]. Chinese Journal of Oceanology and Limnology, 1988, 7(4): 318-326

[6] Ramachandran S, Patel T R, Colbo M H. Effect of copper and cadmium on three Malaysian tropical estuarine invertebrate larvae [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1997, 36(2): 183-188

[7] Ricardo B, Edouard H, Matthias N L. Seaman. Effects of storage temperature and duration on toxicity of sediments assessed by the Crassostrea gigas oyster embryo bioassay [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1998, 17(10): 2100-2105

[8] 柴麗紅, 王宏元, 吳民耀,等. 氟對(duì)不同發(fā)育時(shí)期中華大蟾蜍蝌蚪的急性毒性研究[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2013, 13(4): 5-9

Chai L H, Wang H Y, Wu M Y, et al. On the acute toxicity of fluoride to the larvae of Bufo gargarizans at different developmental stages [J]. Journal of Safety and Environment, 2013, 13(4): 5-9 (in Chinese)

[9] Kerby J L, Richards-Hrdlicka K L, Storfer A, et al. An examination of amphibian sensitivity to environmental contaminants: are amphibians poor canaries [J]. Ecology Letters, 2010, 13(1): 60-67

[10] Hopkins W A. Amphibians as models for studying environmental change [J]. ILAR Journal, 2007, 48(3): 270-277

[11] 秦曉飛, 秦占芬, 徐曉白. 前哨動(dòng)物在環(huán)境污染物人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中的應(yīng)用[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2007, 2(4): 476-480

Qin X F, Qin Z F, Xv X B. Application of sentinel animals to human health risk assessment of environmental contaminants [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2007, 2(4): 270-277 (in Chinese)

[12] Gosner K L. A simplified table for staging anuran embryos and larvae with notes on identification [J]. Herpetologica, 1960, 16(3): 183-190

[13] Sarah S, Bina Perl R G, Anna R, et al. Larval morphology and development of the Malagasy frog Mantidactylus betsileanus [J]. Salamandra, 2013, 49(4): 186-200

[14] 廉靜, 李丕鵬, 陸宇燕, 等. 遼寧產(chǎn)中華大蟾蜍和花背蟾蜍蝌蚪形態(tài)特征的比較和分析[J]. 四川動(dòng)物, 2009, 28(4): 499-504

Lian J, Li P P, Lu Y Y, et al. Comparison and analysis of tadpoles between Bufo gargarizans and B. raddei from Liaoning [J]. Sichuan Journal of Zoology, 2009, 28(4): 499-504 (in Chinese)

[15] Saka M. Examination of an amphibian-based assay using the larvae of Xenopus laevis and Ambystoma mexicanum [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2003, 55(1): 38-45

[16] 劉靜, 柴麗紅, 吳民耀, 等. 中華蟾蜍蝌蚪變態(tài)過(guò)程中甲狀腺的組織學(xué)變化[J]. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 2012, 40(3): 7-12

Liu J, Chai L H, Wu M Y, et al. Changes of thyroid gland histological structures during the metamorphosis of Bufo gargarizans tadpole [J]. Journal of Northwest A&F University (Natural Science Edition), 2012, 40(3): 7-12 (in Chinese)

[17] McGrath P, Seng W L, Willett C. et al. Determination of LD50and assessment of drug induced developmental toxicity in zebrafish [J]. Journal of Pharmacological and Toxicological Methods, 2008, 58(2): 150-150

[18] Han S S, Chow W K. Calculating FED and LC50for testing toxicity of materials in bench-scale tests with a cone calorimeter [J]. Polymer Testing, 2005, 24(7): 920-924

[19] 周永欣, 章宗涉. 水生生物毒性試驗(yàn)方法[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 1989

Zhou Y X, Zhang Z S. Methods of Toxicity Test to Aquatic Organisms [M]. Beijing: China Agriculture Press, 1989 (in Chinese)

[20] 李春瑜. 重金屬銅、鎘對(duì)海陸蛙蝌蚪毒性作用的初步研究[D]. 海南師范大學(xué), 2013

Li C Y. Preliminary study on toxicity of copper and cadmium on Fejervaya cancrivora tadpoles [D]. Hai Nan Normal University, 2013 (in Chinese)

[21] Sunita R N, John L, Fitzpatrick N F , et al. Toxicity of dissolved Cu, Zn, Ni and Cd to developing embryos of the blue mussel (Mytilus trossolus) and the protective effect of dissolved organic carbon [J]. Comparative Biochemistry and Physiology, Part C: Toxicology & Pharmacology, 2009, 149(3): 340-348

[22] Martin M, Osborn K E, Billig P, et al. Toxicities of ten metals to Crassostrea gigas and Mytilus edulis embryos and Cancer magister larvae [J]. Marine Pollution Bulletin, 1981, 12(9): 305-308

[23] 王愛(ài)國(guó), 陳學(xué)敏, 魯文清, 等. 低硒高鎘對(duì)大鼠組織中谷胱甘肽過(guò)氧化物酶活性影響的動(dòng)態(tài)觀察[J]. 中國(guó)地方病學(xué)雜志, 1995, 14(6): 337-340

Wang A G, Chen X M, Lu W Q, et al. Dynamie observation of effect of low-dose selenium and high-dose cadmium on activity of Glutathione Peroxiase in rat tissues [J]. Chinese Journal of Endemiology, 1995, 14(6): 337-340 (in Chinese)

[24] Vogiatzis A K, Loumbourdis N S. A study of glycogen, lactate, total fats, protein, and glucose concentration in the liver of the frog Rana ridibunda, after exposure to cadmium for 30 days [J]. Environmental Pollution, 1999, 104(3): 335-340

[25] Papadimitriou E, Loumbourdis N S. Exposure of the frog Rana ridibunda to copper: Impacton two biomarkers, lipid peroxidation and glutathione [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2002, 69(6): 885-891

[26] Roy J I. Environmental contaminants encyclopedia chromium (in general) entry [EB/OL]. National park service (1997-07-01)[1998-03-01]. http://www.nature. nps. gov/ hazardssafety/ toxic/ index. cfm

[27] Khangarot B. S, Ray P. K. Sensitivity of toad tadpoles, Bufo melanostictus (Schneider) to heavy metals [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1987, 38(3): 523-527

[28] 石戈, 王健鑫, 武佳, 等. Cu2+和Cr6+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的急性毒性[J]. 東北師大學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2007, 39(2): 116-121

Shi G, Wang J X, Wu J, et al. Acute toxicity of Cu2+and Cr6+to Rana chensinensis tadpoles [J]. Journal of Northeast Normal University (Natural Science Edition), 2007, 39(2): 116-121 (in Chinese)

[29] 王壽兵, 郭銳, 屈云芳, 等. Cu對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪的急性毒性[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 1998, 9(3): 309-312

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

[30] 盧祥云, 張燕萍, 吳海東, 等. 汞離子和銅離子對(duì)中華大蟾蜍蝌蚪聯(lián)合毒性研究[J]. 四川動(dòng)物, 2006, 25(2): 379-381

Lu X Y, Zhang Y P, Wu H D, et al. Study on joint toxicity of mercury ion and copper ion to Bufo gargarizans tadpole [J]. Sichuan Journal of Zoology, 2006, 25(2): 379-381 (in Chinese)

[31] Li X Y, Xiao N, Zhang, Y H. Toxic effects of octylphenol on the expression of genes in liver identified by suppression subtractive hybridization of Rana chensinensis [J]. Ecotoxicology, 2014, 23(1): 1-10

[32] Formicki G, Stawarz R, Lukac N, et al. Combined effects of cadmium and ultraviolet radiation on mortality and mineral content in common frog (Rana temporaria) larvae [J]. Journal of Environmental Science and Health. Part A: Toxic/Hazardous substances & Environmental Engineering, 2008, 43(10): 1174-1183

[33] 馬瑜, 李勃, 張育輝. 敵百蟲對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪生長(zhǎng)發(fā)育的毒性效應(yīng)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(3): 531-537

Ma Y, Li B, Zhang Y H. Toxicity effect of trichlorfon on the growth and development of tadpoles Rana chensinensis [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(3): 531- 537 (in Chinese)

[34] Ken O, Osamu T, Akihiko K, et al. Metal ion-responsive transgenic Xenopus laevis as an environmental monitoring animal [J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2003, 13(3): 153-161

[35] Marcantonio A S, Tavares R M J, Franca F M, et al. Toxicity of zinc sulphate for tadpoles of bullfrogs (Lithobates catesbeianus): acute toxicity, chronic toxicity and hematological parameters [J]. Boletim do Instituto de Pesca, 2011, 37(2): 143-154

[36] 李勃, 王維君, 李忻怡, 等. 鉻對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪生長(zhǎng)發(fā)育的毒性效應(yīng)[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2013, 32(3): 648-654

Li B, Wang W J, Li X Y, et al. Toxic effect of Chromium on the growth and development of Rana Chensinensis tadpoles [J]. Chinese Journal of Ecology, 2013, 32(3): 648-654 (in Chinese)

[37] Phillip L W, Robert C J, Stephen M R, et al. Principles of Toxicology [M]. The United States of America: A Wiley-Interscience Publication, 2000: 325-343

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Comparison Study on the Acute Toxicity of 7 Metal Ions on theRanachensinensisandBufogargarizansTadpoles

Ma Li, Wu Minyao, Wang Hongyuan*

Co-Innovation Center for Qinba regions’sustainable development，College of Life Sciences, Shaanxi Normal University, Xi'an 710119, China

Received 13 November 2014 accepted 27 January 2015

The purpose of this paper is to evaluate the acute toxicity of Cu2+, Hg2+, Cr6+, Cd2+, Li+, Al3+and Co2+on the Rana chensinensis and Bufo gargarizans tadpoles at Gosner stage 36. The median lethal concentration (LC50) values at 7 kinds of metal ions to the R. chensinensis and B. gargarizans tadpoles were calculated, respectively. In addition, morphological characters (fatness, liver index) of R. chensinensis and B. gargarizans tadpoles were determined. The results showed that 96 h-LC50of Cu2+, Hg2+, Cr6+, Cd2+, Li1+, Al3+and Co2+for the R. chensinensis tadpoles were 0.270 mg·L-1, 0.803 mg·L-1, 2.375 mg·L-1, 7.351 mg·L-1, 11.273 mg·L-1, 17.265 mg·L-1and 20.973 mg·L-1, respectively. While the 96 h-LC50for the B. gargarizans tadpoles were 0.593 mg·L-1, 0.593 mg·L-1, 2.827 mg·L-1, 2.592 mg·L-1, 12.656 mg·L-1, 14.020 mg·L-1and 57.435 mg·L-1, respectively. The sensitivity of the R. chensinensis to Cu2+, Cr6+, Li+and Co6+were higher than those of B. gargarizans tadpoles. In contrast, the sensitivity of the B. gargarizans to Hg2+, Cd2+and Al3+were higher than those of R. chensinensis tadpoles. Different morphological characters of the R. chensinensis and B. gargarizans tadpoles are one of the factors for their different sensitivity to the same metal ions.

Rana chensinensis tadpoles; Bufo gargarizans tadpoles; metal ion; LC50

“秦巴山區(qū)可持續(xù)發(fā)展協(xié)同創(chuàng)新中心”資助

馬麗(1988-)，女，碩士研究生，研究方向：發(fā)育生物學(xué)，E-mail: mali6212164@snnu.edu.cn

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

10.7524/AJE.1673-5897-20141113002

2014-11-13 錄用日期：2015-01-27

1673-5897(2015)3-230-08

X171.5

A

王宏元(1974-)，男，博士，講師，主要從事發(fā)育生物學(xué)和生態(tài)毒理學(xué)方面的研究工作。

馬麗，吳民耀，王宏元. 7種金屬離子對(duì)中國(guó)林蛙和中華大蟾蜍蝌蚪的急性毒性比較研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2015, 10(3): 230-237

Ma L, Wu M Y, Wang H Y. Comparison study on the acute toxicity of 7 metal ions on the Rana chensinensis and Bufo gargarizans tadpoles [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(3): 230-237 (in Chinese)