王乙震，黃歲樑，林 超，周緒申

（1.海河流域水環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，天津 300170；2.南開大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300071；3.海河流域水資源保護(hù)局，天津 300170）

1 引言

工業(yè)污水和城市生活污水的不斷排放、農(nóng)藥的廣泛使用及經(jīng)常發(fā)生的化學(xué)品泄漏、突發(fā)水污染事件等，均給水生態(tài)系統(tǒng)的健康帶來極其嚴(yán)重的威脅，對(duì)生態(tài)環(huán)境及人類的影響也日益增加。為評(píng)價(jià)化學(xué)品對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，常用的毒性測(cè)試方法主要是急性毒性實(shí)驗(yàn)和慢性毒性實(shí)驗(yàn)。

急性毒性實(shí)驗(yàn)是指在短時(shí)間內(nèi)接觸高濃度化學(xué)物質(zhì)時(shí)，被測(cè)化學(xué)物質(zhì)能引起試驗(yàn)生物產(chǎn)生一定特定百分?jǐn)?shù)有害影響的試驗(yàn)[1]。死亡是水生動(dòng)物急性中毒常用的觀察指標(biāo)，毒性大小用半致死濃度LC50表示，即化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物急性毒性大小以96 或48 h 內(nèi)使受試動(dòng)物死亡50%的濃度來度量[1]。急性毒性數(shù)據(jù)對(duì)于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)極其重要，但實(shí)際情況下，更多的化學(xué)品是通過各種渠道且以低劑量甚至以痕量的方式進(jìn)入水環(huán)境中，因此水生動(dòng)物更多的是暴露于含低濃度污染物水體中，低濃度污染物暴露對(duì)水生動(dòng)物產(chǎn)生慢性毒性效應(yīng)[2]。慢性毒性實(shí)驗(yàn)建立在急性毒性的基礎(chǔ)上，通常使受試動(dòng)物暴露于低濃度污染物溶液中，毒性作用不會(huì)使受試物立即致死，只是使其生理生化及行為異常，使其在生存、生長(zhǎng)、發(fā)育和繁殖等方面受到影響[1]。

天然水體中存在的各種環(huán)境因子，會(huì)影響化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)。但是，目前水生動(dòng)物毒性實(shí)驗(yàn)一般都是在實(shí)驗(yàn)室條件下進(jìn)行的，實(shí)驗(yàn)水體為自來水或配置水，離子強(qiáng)度極低且種類單一，基本上不含天然有機(jī)質(zhì)、懸浮顆粒物或沉積物等，同時(shí)實(shí)驗(yàn)水體pH、溫度相對(duì)穩(wěn)定[3-6]。另外，在天然水體中往往有多種污染物共存，它們相互作用構(gòu)成復(fù)雜的復(fù)合污染，因此水生動(dòng)物會(huì)受到多種污染物的聯(lián)合毒性作用[2]。此外，在毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)中，受試動(dòng)物處于持續(xù)、穩(wěn)定的暴露濃度中及固定的暴露時(shí)間下[7-8]。然而，在實(shí)際水體中，化學(xué)品的泄漏、農(nóng)藥在使用過程中以及工業(yè)污水排放等產(chǎn)生的污染物進(jìn)入河流、湖庫等水體以后，由于稀釋、擴(kuò)散和降解作用，污染物在河流、湖庫水體中的持續(xù)時(shí)間、濃度大小及變化頻率都會(huì)隨時(shí)間發(fā)生變化[9]，此外，由于水生動(dòng)物本身對(duì)化學(xué)品的回避效應(yīng)，水生動(dòng)物會(huì)本能地遠(yuǎn)離污染物[10]，也會(huì)導(dǎo)致水生動(dòng)物處于一個(gè)不穩(wěn)定的、間斷的暴露條件下。

為了更好地評(píng)價(jià)河流、湖庫等天然水體中化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)，預(yù)測(cè)和評(píng)價(jià)化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，合理地制定水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，有必要研究各環(huán)境因子影響和不穩(wěn)定、非穩(wěn)定暴露條件下化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)。關(guān)于此方面的研究已有很多，筆者重點(diǎn)關(guān)注化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的急性毒性，主要討論幾個(gè)重要環(huán)境因子對(duì)化學(xué)品水生動(dòng)物毒性效應(yīng)的影響、非穩(wěn)定暴露條件下化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物毒理學(xué)研究以及相關(guān)毒理學(xué)模型研究。

2 環(huán)境因子影響下化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物毒性效應(yīng)的影響

2.1 溶解性有機(jī)質(zhì)

溶解性有機(jī)質(zhì)是指具有不同結(jié)構(gòu)及分子量的有機(jī)物，如低分子量游離氨基酸、碳水化合物、有機(jī)酸等以及大分子量酶、氨基糖、多酚和腐殖質(zhì)等，能與水、酸和堿溶液互溶[11]。在湖泊、河流水體中，腐殖質(zhì)是溶解性有機(jī)質(zhì)的主要組成部分[12]。

疏水性有機(jī)物在不同環(huán)境介質(zhì)中的遷移轉(zhuǎn)化行為對(duì)于研究污染物在水生動(dòng)物體內(nèi)的富集、污染物對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)等至關(guān)重要[13]。目前，大量研究表明水環(huán)境中溶解性有機(jī)質(zhì)的存在有助于促進(jìn)疏水性有機(jī)物向被動(dòng)采樣器遷移[14-17]，但是很少有相關(guān)研究報(bào)道關(guān)于溶解性有機(jī)質(zhì)能否促進(jìn)水生動(dòng)物與有機(jī)污染物之間的遷移轉(zhuǎn)化，普遍關(guān)注的只是溶解性有機(jī)質(zhì)影響金屬離子在水生動(dòng)物中富集[18-20]。一般用辛醇－水分配系數(shù)（Kow）表示有機(jī)污染物與溶解性有機(jī)質(zhì)之間的分配關(guān)系，水中溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)有機(jī)污染物的分配起決定性作用，可能減小農(nóng)藥等疏水性有機(jī)物的生物有效性[21]，生物有效性的減小可能進(jìn)一步減小有機(jī)污染物對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)。根據(jù)Thomas等[22]關(guān)于溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)PAHs向蚯蚓體內(nèi)遷移影響的研究結(jié)果，溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)芘在蚯蚓體內(nèi)的富集沒有影響，卻能極大促進(jìn)苯并[b]熒蒽在蚯蚓體內(nèi)的富集。另外，百菌清、毒死蜱和氟蟲腈均為疏水性有機(jī)污染物，Adriana 等[21]研究發(fā)現(xiàn)，在溶解性有機(jī)質(zhì)影響下這3 種污染物對(duì)入海口水溞展現(xiàn)出不同的毒性效應(yīng)，具體表現(xiàn)是在溶解性有機(jī)質(zhì)存在時(shí)，百菌清、毒死蜱對(duì)水溞的急性和慢性毒性減小，氟蟲腈對(duì)水溞的急性毒性增大，尤其是增大對(duì)雄性水溞的急性毒性，研究結(jié)果見表1。出現(xiàn)該現(xiàn)象的可能原因是溶解性有機(jī)質(zhì)能減少水溞代謝氟蟲腈的產(chǎn)物，這些代謝產(chǎn)物的毒性要比氟蟲腈的毒性低。

表1 3種污染物對(duì)水溞的96 h LC50值[21] ug/L

溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)化學(xué)品生物有效性及毒性作用的影響可能部分取決于化合物理化性質(zhì)，如辛醇－水分配系數(shù)Kow、疏水性等[21]。但辛醇－水分配系數(shù)Kow并不能完全用以描述溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)化學(xué)品毒性效應(yīng)的影響，還有可能取決于決定化學(xué)品毒性機(jī)制的特定分子官能團(tuán)[21]。將來的工作有必要進(jìn)一步研究溶解性有機(jī)質(zhì)與化學(xué)品間相互作用方式及作用機(jī)理，以解釋溶解性有機(jī)質(zhì)降低或增強(qiáng)化學(xué)品毒性的機(jī)理。

2.2 懸浮顆粒物

懸浮顆粒物有多種產(chǎn)生源，如風(fēng)浪、船只、水流等造成的底泥再懸浮、藻類及其殘?bào)w、水土流失等[23]。懸浮顆粒物在湖泊或河流水體中的濃度在10 μ/L到幾百mg/L，有時(shí)甚至更高[23]。有報(bào)道顯示，太湖水體中懸浮顆粒物濃度在258 mg/L以上的時(shí)間每年高達(dá)125 d[24]。

懸浮顆粒物本身可對(duì)水生動(dòng)物產(chǎn)生一定影響。Kirk和Gi1ber[25]研究表明，懸浮顆粒物本身能對(duì)蚤類產(chǎn)生急性毒性，當(dāng)懸浮黏土顆粒濃度為50 和100 mg/L 時(shí)，蚤狀溞的生存便會(huì)受到顯著影響。而An?derson 等[26]研究表明，濁度在0～1 000 時(shí)，雖然幾種無脊椎動(dòng)物沒有表現(xiàn)出顯著的急性毒性，但是該研究推測(cè)懸浮顆粒物能夠?qū)е逻@些水生動(dòng)物表現(xiàn)出一定的慢性毒性效應(yīng)。

目前，雖然懸浮顆粒物存在條件下有機(jī)污染物對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)研究已廣泛開展，但是懸浮顆粒物與有機(jī)污染物相互作用的機(jī)理并未徹底闡明[27]，學(xué)者對(duì)此持不同的觀點(diǎn)。很多研究認(rèn)為懸浮顆粒物可影響有機(jī)污染物的生物可利用性，認(rèn)為只有自由溶解態(tài)的污染物才能進(jìn)入水生動(dòng)物體內(nèi)并能被生物利用[28-31]，若有機(jī)污染物被吸附在懸浮顆粒物上，則其進(jìn)入生物體內(nèi)的含量減少，因此有機(jī)污染物對(duì)水生動(dòng)物的毒性相應(yīng)會(huì)降低。Yang等[32]研究懸浮顆粒物作用下疏水性擬除蟲菊酯類殺蟲劑對(duì)水生動(dòng)物的毒性，結(jié)果表明，4種擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對(duì)網(wǎng)紋水蚤的毒性均隨懸浮顆粒物濃度的增大而逐漸降低。Jin 等[33]研究也表明，懸浮顆粒物存在下，辛基酚和五氯苯酚2種疏水性有機(jī)物對(duì)大型溞的急性毒性顯著減小。同樣，以大型溞為受試物，Herbrandson等[27]以呋喃丹作為研究對(duì)象，結(jié)果卻與以上不同，當(dāng)懸浮顆粒物濃度為50～10 000 mg/L 時(shí)，呋喃丹對(duì)大型溞的毒性效應(yīng)與懸浮顆粒物濃度之間的關(guān)系可用EC50=72exp（-0.000 14[SS]）表示，這表明懸浮顆粒物可增大呋喃丹對(duì)大型溞的急性毒性，分析認(rèn)為可能是生物體代謝能力被懸浮顆粒物改變；該研究也證實(shí)當(dāng)懸浮顆粒物存在時(shí)，呋喃丹對(duì)大型溞的毒物代謝動(dòng)力學(xué)過程受到一定程度影響。Zurek[34]報(bào)道當(dāng)透明溞生活于100～1 000 mg/L的懸浮顆粒物溶液中時(shí)，其代謝能力上升10.6%～32.4%。

還有研究[27]表明，懸浮顆粒物的形狀和密度、顆粒物中有機(jī)碳含量會(huì)影響化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的毒性，具體表現(xiàn)為：尖銳的顆粒物能刺激生物體內(nèi)部腸道或暴露于污染物中的外部組織，改變水生動(dòng)物一系列的生化行為，如消耗生物體能量、減少生物體呼吸速率等，使呋喃丹對(duì)大型溞的毒性加劇；懸浮顆粒物密度越大，呋喃丹對(duì)大型溞毒性越大；同時(shí)，懸浮顆粒物有機(jī)碳含量越高，呋喃丹對(duì)大型溞毒性越低。

2.3 混合污染物

水體中的污染物種類繁多，水生動(dòng)物往往受到多種污染物復(fù)雜的共同毒性作用，但是目前化學(xué)污染物對(duì)水生動(dòng)物的毒性評(píng)價(jià)更多情況下都以各污染物單一毒性確定，不能反映出多種污染物共存條件下的毒性[35]。根據(jù)作用機(jī)制分類，聯(lián)合毒性主要包括協(xié)同、拮抗、競(jìng)爭(zhēng)、保護(hù)、加和、抑制、獨(dú)立作用以及其他交互作用[2]。Ty1er等[36]研究表明毒死蜱、阿特拉津2種污染物共存對(duì)藍(lán)鰓太陽魚的急性毒性表現(xiàn)出獨(dú)立作用，對(duì)呆鰷魚、搖蚊的急性毒性均表現(xiàn)出協(xié)同作用。污染物、受試物和暴露時(shí)間不同，聯(lián)合毒性效應(yīng)的表現(xiàn)方式也不同。趙玉琴等[37]研究表明，氰戊菊酯與辛硫磷對(duì)鰱魚的聯(lián)合毒性效應(yīng)在暴露24 和48 h時(shí)表現(xiàn)為協(xié)同作用，在暴露72和96 h時(shí)則表現(xiàn)為拮抗作用。

聯(lián)合毒性研究基本上是建立在2種污染物對(duì)水生動(dòng)物的急性毒性實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)上，通過改變2 種污染物的含量來研究對(duì)水生動(dòng)物的急性毒性，很少有研究關(guān)注于多種污染物共存條件下水生動(dòng)物的慢性毒性效應(yīng)。此外，關(guān)于聯(lián)合作用毒性機(jī)制知之尚少，比如一種物質(zhì)的存在能否改變其他物質(zhì)的化學(xué)形態(tài)等，該方面研究仍需進(jìn)一步開展。

2.4 其他環(huán)境因素

溫度變化能夠改變水生動(dòng)物靶器官對(duì)化學(xué)品的敏感性以及毒物代謝動(dòng)力學(xué)速率，從而直接影響化學(xué)品的毒性[38]。一些研究[39-42]表明，化學(xué)品對(duì)底棲無脊椎動(dòng)物的毒性大小隨溫度升高而增大。Jari 等[43]研究發(fā)現(xiàn)，在19 ℃時(shí)，五氯酚引起河蚌的毒性反應(yīng)要比5 ℃時(shí)快，其原因可能是由于水體溫度變高，河蚌機(jī)體攝取、排放五氯酚速率和呼吸速率也增大，由此加大了五氯酚對(duì)河蚌的毒性。Jani 等[44]研究顯示，在19 ℃時(shí)，蝌蚪吸收雙酚A的速率為82%、排放雙酚A 的速率為90%，高于在7 ℃時(shí)蝌蚪對(duì)雙酚A的吸收速率69%和排放速率79%，而且19 ℃時(shí)蝌蚪對(duì)雙酚A的富集量也要比在7 ℃時(shí)的富集量高。

部分地區(qū)水體因酸雨和酸性礦山廢水污染、受火山爆發(fā)產(chǎn)生的酸性氣體進(jìn)入到水體中或其他形式的人為活動(dòng)干擾[45，46]，水體pH 值較正常值低。氫離子本身就可對(duì)水生動(dòng)物造成損傷，當(dāng)魚類處于酸性水體時(shí)，氫離子通過魚鰓進(jìn)入到血液中，使血液pH降低或有可能引起酸血癥，進(jìn)一步使血紅蛋白運(yùn)輸氧的能力降低[47]。同時(shí)，pH降低會(huì)使鰓部的黏液發(fā)生凝固，降低魚吸收氧的能力[47]。據(jù)Disco11 等[48]研究，魚類很少能存活于pH小于4.5的水體中。pH可影響重金屬離子在水中的化學(xué)形態(tài)，進(jìn)而影響重金屬對(duì)水生動(dòng)物的毒性。如，隨著pH降低，自由態(tài)的二價(jià)銅離子含量會(huì)隨之增加，導(dǎo)致其毒性增加[49]。

鹽度是控制海洋生物尤其是河口生物物種分布、豐度以及性別比例的主要環(huán)境因子[50]。有研究表明，鹽度能影響很多化學(xué)品的毒性[51]。在一定鹽度范圍內(nèi)，水生動(dòng)物維持細(xì)胞內(nèi)血淋巴中鈉離子濃度的能力不同[52]，鹽度對(duì)水生動(dòng)物富集有機(jī)污染物的影響或許與生物體調(diào)節(jié)細(xì)胞內(nèi)離子濃度的能力有關(guān)[53]，但是鹽度影響水生動(dòng)物富集有機(jī)污染物的能力是不同的，A1fy 等[54]報(bào)道鹽度對(duì)青鳉魚富集涕滅威無影響，而John[53]研究發(fā)現(xiàn)鹽度卻極大地影響藍(lán)腮太陽魚富集多環(huán)芳烴類物質(zhì)熒。對(duì)于重金屬而言，鹽度對(duì)它們毒性的影響與重金屬的化學(xué)形態(tài)有關(guān)，一般隨著鹽度的增加，重金屬毒性會(huì)隨之降低，機(jī)理可能是隨鹽度增加，具有生物可利用性的游離態(tài)重金屬離子與氯離子相結(jié)合，生成了生物可利用性較低的含氯化合物[55]。

在天然水體中，鈣離子和錳離子含量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)比重金屬離子含量高，并能通過與重金屬結(jié)合，阻礙重金屬進(jìn)入水生動(dòng)物體內(nèi)[56]。一般在淡水水體中，水體硬度越大，重金屬對(duì)水生動(dòng)物的毒性越小[56]。重金屬在軟水中的毒性一般要比在重水中的毒性大[57]。Long等[49]報(bào)道，當(dāng)碳酸鈣含量處于7～50 mg/L濃度范圍時(shí)，銅的毒性便受到了顯著影響。因此，在評(píng)價(jià)重金屬對(duì)水生動(dòng)物的毒性影響時(shí)，硬度也是一個(gè)重要的評(píng)價(jià)因子。

綜上所述，各種環(huán)境因子對(duì)化學(xué)品毒性會(huì)產(chǎn)生不同程度的影響，但是目前的研究中基本上只探討單個(gè)環(huán)境因子的影響，很少有研究考慮多個(gè)環(huán)境因子同時(shí)存在時(shí)化學(xué)品的毒性效應(yīng)。今后還需展開大量研究工作，進(jìn)一步弄清環(huán)境因子影響化學(xué)品毒性作用的機(jī)理，同時(shí)可針對(duì)不同地區(qū)各自特征，建立起多個(gè)環(huán)境因子與化學(xué)品毒性之間的模型。

3 非穩(wěn)定暴露方式下化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物毒性效應(yīng)

一方面，傳統(tǒng)的或標(biāo)準(zhǔn)毒性測(cè)試方法是建立在穩(wěn)定的暴露濃度下，而在實(shí)際情況下，污染物可通過多種方式進(jìn)入水體，水體中污染物濃度是波動(dòng)的，不會(huì)始終保持在一個(gè)穩(wěn)定的狀態(tài)下。另一方面，傳統(tǒng)的或標(biāo)準(zhǔn)毒性測(cè)試方法更多考慮的是水生動(dòng)物在化學(xué)品暴露期間的毒性效應(yīng)，而關(guān)于暴露結(jié)束以后所產(chǎn)生的延遲效應(yīng)的研究卻很少[9，58]。生物體在水體中受到短期暴露后，如果化學(xué)品濃度或暴露時(shí)間超過毒物閾值，一些毒性效應(yīng)可能在暴露結(jié)束后才會(huì)顯現(xiàn)出來；但如果化學(xué)品濃度低、水生動(dòng)物暴露于污染物中的時(shí)間很短或由于機(jī)體具有一定的解毒功能，而使化學(xué)品濃度或暴露時(shí)間沒有超過毒物閾值，也有可能觀測(cè)不到生物體的死亡等效應(yīng)[59]。生物體遠(yuǎn)離化學(xué)品后，自身也能在一定程度上恢復(fù)所受損傷[60]，若化學(xué)品濃度高于閾值濃度，盡管一些生理功能、代謝能力以及行為表現(xiàn)可能在短時(shí)間內(nèi)得到恢復(fù)，但還是能觀察到體重的持續(xù)降低以及繁殖能力的改變，其種群結(jié)構(gòu)及其動(dòng)態(tài)變化可能會(huì)受到長(zhǎng)期影響[61]。

3.1 非穩(wěn)定暴露方式下化學(xué)品毒性效應(yīng)

用傳統(tǒng)的毒性測(cè)試方法不足以預(yù)測(cè)非穩(wěn)定暴露下化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng)[62]。除受試物的年齡及其他環(huán)境條件外，非穩(wěn)定暴露毒理學(xué)應(yīng)該考慮諸多方面，包括污染物致毒機(jī)制、污染物初始濃度、污染物排放頻率、暴露于污染物中的持續(xù)時(shí)間及水生動(dòng)物機(jī)體恢復(fù)時(shí)間等[63-67]。

3.1.1 污染物致毒機(jī)制的影響

Zhao 等[62]研究中，將美洲鉤蝦分別放入銅離子和五氯酚鈉溶液中48 h后，再將其轉(zhuǎn)移至清水中，蝦呈現(xiàn)出不同的毒性效應(yīng)，具體表現(xiàn)是結(jié)束銅離子暴露后在清水中的死亡率仍很高，而結(jié)束五氯酚鈉暴露后只出現(xiàn)5%或更低的死亡率，主要原因是蝦的鰓部與水體中污染物接觸面積大，因此鰓部是銅離子主要作用器官，受到的損傷在清水中難以得到恢復(fù)；也有研究表明[67]，將巴西鯛先暴露于銅離子溶液中后，再轉(zhuǎn)移至清水后7 d 內(nèi)，鰓的恢復(fù)狀態(tài)不明顯。而五氯酚鈉產(chǎn)生的毒性效應(yīng)是可逆的，并且產(chǎn)生的累積損傷很??；Nuutinen 等[68]也發(fā)現(xiàn)美洲鉤蝦對(duì)五氯酚鈉的排出速率很快。A1varo等[69]研究非穩(wěn)定暴露條件下亞硝酸鹽對(duì)蝦的毒性效應(yīng)時(shí)，蝦被轉(zhuǎn)移至清水中后依然出現(xiàn)較高的死亡率，主要原因是在恢復(fù)期內(nèi)蝦體內(nèi)的亞硝酸鹽不能被代謝，引起蝦肌肉缺氧，導(dǎo)致肌肉受到損傷，同時(shí)高濃度的亞硝酸鹽也使蝦血藍(lán)蛋白功能受到限制。

大多情況下，水生動(dòng)物在短期接觸一定濃度的化學(xué)品后，雖不會(huì)立即死亡，但其生存、生長(zhǎng)、發(fā)育和繁殖等指標(biāo)會(huì)產(chǎn)生不同程度的變化。在Sancho等[70]研究中，斑馬魚分別暴露于低濃度戊唑醇溶液中7和14 d后，體內(nèi)葡萄糖、乳酸、膽固醇、甘油三脂的含量以及谷草轉(zhuǎn)氨酶、丙氨酸轉(zhuǎn)氨酶、堿性磷酸酶的活性均有不同程度升高，但一旦將斑馬魚轉(zhuǎn)移至清水后，體內(nèi)葡萄糖和膽固醇的含量便恢復(fù)到原來水平，但乳酸和甘油三酯的含量仍繼續(xù)上升，谷草轉(zhuǎn)氨酶和堿性磷酸酶活性也沒有完全恢復(fù)至正常水平。

可見水生動(dòng)物遠(yuǎn)離污染物后，根據(jù)不同化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物致毒機(jī)制，會(huì)出現(xiàn)明顯不同的毒性效應(yīng)。

3.1.2 污染物初始濃度與持續(xù)時(shí)間的影響

污染物初始濃度與持續(xù)暴露的時(shí)間影響毒性的延遲效應(yīng)。Zhao等[60，62]研究均表明銅離子初始濃度越高，受試物延遲致死率也越高，但是持續(xù)暴露時(shí)間對(duì)延遲致死率的影響并不明顯，其原因可能是盡管污染物初始濃度和持續(xù)暴露的時(shí)間均影響延遲效應(yīng)，但持續(xù)暴露時(shí)間所起的作用要比污染物初始濃度小。Pascoe 和Shazi1i[71]發(fā)現(xiàn)虹鱒魚暴露于在鎘離子溶液中的時(shí)間相對(duì)較長(zhǎng)時(shí)，轉(zhuǎn)移至清水中后，相對(duì)于暴露在鎘離子溶液中時(shí)間較短時(shí)的死亡率，虹鱒魚在清水中的延遲致死率高。Naddy等[72]也發(fā)現(xiàn)，相對(duì)于持續(xù)暴露時(shí)間，污染物初始濃度是決定因素。主要表現(xiàn)為在21 d 內(nèi)且在0.12 和0.25 μg/L 毒死蜱濃度下，經(jīng)過不同持續(xù)暴露時(shí)間（≤24 h）后生存下來的大型溞，其生長(zhǎng)、生存、繁殖等狀況均未受到影響。而Reyna1di等[73]則認(rèn)為，非穩(wěn)定暴露條件下，對(duì)延遲效應(yīng)起決定作用的主要是污染物的峰值濃度，峰值濃度導(dǎo)致溞生長(zhǎng)率降低，繁殖受到抑制。

由于化學(xué)品吸收－釋放動(dòng)力學(xué)特性及毒性機(jī)理不同，水生動(dòng)物受到短期暴露后，暴露濃度和暴露時(shí)間不足以解釋由于水生動(dòng)物體內(nèi)適量的化學(xué)品含量超標(biāo)而造成的慢性毒性影響[74]。

3.1.3 污染物排放頻率與水生動(dòng)物恢復(fù)時(shí)間的影響

污染物排放可能是間斷的、存在一定的排放頻率，水生動(dòng)物在接受前一次污染物暴露后，或許對(duì)下一次暴露產(chǎn)生的毒性效應(yīng)產(chǎn)生一定影響，與持續(xù)、穩(wěn)定暴露相比，水生動(dòng)物多次重復(fù)暴露在污染物中產(chǎn)生的毒性效應(yīng)可能相近、增強(qiáng)或減小[75]，主要取決于污染物排放的間隔時(shí)間長(zhǎng)短，以及水生動(dòng)物結(jié)束前一次暴露后的恢復(fù)時(shí)間長(zhǎng)短。根據(jù)污染物致毒機(jī)理，若污染物對(duì)水生動(dòng)物毒性是可逆的，同時(shí)遠(yuǎn)離污染物后有足夠的恢復(fù)時(shí)間，毒性效應(yīng)則變化不大；若污染物對(duì)水生動(dòng)物的毒性是不可逆的，則毒性效應(yīng)會(huì)增大。Parsons等[76]研究中，在非穩(wěn)定暴露（每次持續(xù)暴露1 h，暴露次數(shù)為2，2次暴露分別相隔時(shí)間為6 和24 h）、持續(xù)暴露（持續(xù)暴露時(shí)間2 h）條件下，將搖蚊幼蟲分別置于含氯菊酯、殺螟硫磷等5 種殺蟲劑溶液中，結(jié)果表明2 次間斷暴露產(chǎn)生的毒性效應(yīng)與1 次持續(xù)暴露產(chǎn)生的毒性效應(yīng)相比，部分殺蟲劑引起的毒性效應(yīng)要大。Naddy 等[77]和Ka11ander 等[78]研究則表明，在暴露時(shí)間相同及恢復(fù)時(shí)間足夠的情況下，水生動(dòng)物接受污染物多次暴露的毒性效應(yīng)要比持續(xù)暴露的毒性效應(yīng)小，而Zhao等[62]的研究表明，有足夠長(zhǎng)的恢復(fù)時(shí)間足以使毒性效應(yīng)恢復(fù)至接近前期暴露結(jié)束時(shí)的毒性效應(yīng)。還有其他一些研究[79]則發(fā)現(xiàn)機(jī)體沒有得到恢復(fù)，可能原因是這類污染物毒性作用的不可逆性、暴露濃度超過了生物毒性閾值或間隔時(shí)間太短而不足以使機(jī)體恢復(fù)，實(shí)際上這與污染物毒性機(jī)制和污染物濃度也密切相關(guān)。

Nguyen等[80]研究了非穩(wěn)定暴露條件下二嗪農(nóng)對(duì)鯉魚的慢性毒性影響，發(fā)現(xiàn)二嗪農(nóng)不僅可長(zhǎng)期抑制ChE 活性，也能夠嚴(yán)重抑制斑馬魚的生長(zhǎng)；同時(shí)，隨二嗪農(nóng)濃度增加，ChE受抑制程度增大。在結(jié)束第1次污染物暴露后，酶活性在恢復(fù)期第14 d后開始恢復(fù)，但恢復(fù)得不完整，而且第2次暴露后引起更為嚴(yán)重的抑制。但是，目前研究中暴露間隔均不長(zhǎng)，還沒有關(guān)于暴露間隔為1個(gè)月或1個(gè)月以上長(zhǎng)時(shí)間下的毒理學(xué)研究。

3.2 非穩(wěn)定暴露毒理學(xué)模型

鑒于實(shí)驗(yàn)室條件下毒性試驗(yàn)的局限性，要預(yù)測(cè)實(shí)際水體中非穩(wěn)定暴露方式下化學(xué)品對(duì)水生動(dòng)物的生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)必須依靠模型。非穩(wěn)定暴露方式下幾種毒理學(xué)模型，見表2。

Damage-repair 模型表示的是生物體損傷隨暴露時(shí)間累積，當(dāng)損傷程度超過個(gè)體閾值時(shí)，生物體便會(huì)死亡，從模型表達(dá)式中可以看出，只需要用水體污染物濃度及暴露的時(shí)間來計(jì)算致死率，同時(shí)該模型也指出了預(yù)測(cè)生物體半致死時(shí)間的方法。與Dam?age-repair模型不同的是，PULSETOX模型則是基于毒物代謝動(dòng)力學(xué)而設(shè)計(jì)的，特別是針對(duì)于非穩(wěn)定暴露，但是該模型前提條件是假設(shè)當(dāng)機(jī)體殘留濃度超過閾值濃度時(shí)生物體才會(huì)出現(xiàn)急性效應(yīng)；反之，如果機(jī)體殘留濃度低于閾值濃度，該模型便不能預(yù)測(cè)其毒性效應(yīng)[82]。Surviva1 模型可以更好地理解污染物隨時(shí)間變化對(duì)生物體的作用過程，該模型致力于預(yù)測(cè)暴露濃度和暴露時(shí)間共同影響下生物體的死亡率，同時(shí)也能分析其他效應(yīng)，如機(jī)體的恢復(fù)情況。Sing1e或mu1tip1e pu1ses模型是基于一階動(dòng)力學(xué)而建立的根據(jù)每種化學(xué)品引入致死率系數(shù)以及恢復(fù)時(shí)間，預(yù)測(cè)單次或多次暴露下生物體隨時(shí)間的死亡率變化。與以上其他模型相比，Hyperbo1ic 模型能更好地預(yù)測(cè)各種污染物對(duì)生物體的毒性效應(yīng)，其優(yōu)點(diǎn)在于數(shù)學(xué)表達(dá)式簡(jiǎn)單，并且包含半致死效應(yīng)（LC50或ET50），只要給出污染物濃度，便能在任何時(shí)間內(nèi)算出污染物對(duì)水生動(dòng)物的半致死效應(yīng)，但是該模型不能預(yù)測(cè)除半致死效應(yīng)外的毒性效應(yīng)（如LCx）。由以上分析可見，上述幾種模型主要以預(yù)測(cè)短期的急性毒性效應(yīng)為主，而Tresho1d Damage模型可以預(yù)測(cè)長(zhǎng)期非穩(wěn)定暴露下的毒性效應(yīng)，而且模型參數(shù)還能反映化學(xué)物質(zhì)毒性機(jī)理，根據(jù)模型也可算出生物體恢復(fù)正常所需要的時(shí)間[86]。

表2 非穩(wěn)定暴露條件下毒理學(xué)模型

4 結(jié)論

（1）天然水體中存在的懸浮顆粒物、溶解性有機(jī)質(zhì)等環(huán)境因素，影響了用傳統(tǒng)毒性測(cè)試方法得到的毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果的真實(shí)性和準(zhǔn)確性，因此以傳統(tǒng)毒性測(cè)試方法來評(píng)價(jià)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)存在很多局限性，今后的研究工作應(yīng)充分考慮環(huán)境因素對(duì)化學(xué)品毒性作用的影響，同時(shí)繼續(xù)深入探討環(huán)境因子影響化學(xué)品毒性的機(jī)理。

（2）鑒于污染物進(jìn)入水體后，其濃度、持續(xù)時(shí)間以及濃度變化頻率都會(huì)隨時(shí)間變化，應(yīng)進(jìn)一步開展不同污染物濃度下水生動(dòng)物遠(yuǎn)離污染物后機(jī)體恢復(fù)研究，包括其生存、生長(zhǎng)、發(fā)育、繁殖等指標(biāo)的變化等。

（3）需要繼續(xù)開展生態(tài)毒理學(xué)模型研究，建立暴露方式、環(huán)境因素與化學(xué)品毒性之間的相關(guān)模型，以更真實(shí)地預(yù)測(cè)和評(píng)價(jià)化學(xué)污染物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

[1]周永欣，章宗涉.水生動(dòng)物毒性試驗(yàn)方法[M].北京:農(nóng)業(yè)出版社，1989:29-30.

[2]周啟星.復(fù)合污染生態(tài)學(xué)[M].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社，1995:25-29.

[3]Yi1maz M，Gu1 A，Erbash K. Acute toxicity of a1pha-cyper?methrin to guppy（Poeci1ia reticu1ate，Pa11as，1859）[J]. Che?mosphere，2004，56（4）:381-385.

[4]Se1vi M，Sarikaya R，Erkoc F，et a1. Investigation of acute toxicity of ch1orpyrifos-methy1 on guppy Poeci1ia reticu1ata[J].Chemosphere，2005，60（1）:93-96.

[5]韓慶莉，趙志瑞，白志輝，等.敵敵畏對(duì)鯽魚的急性毒性及類球紅細(xì)菌的解毒作用[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2009，4（6）:847-853.

[6]Mihaich E M，F(xiàn)riederich U，Caspers N，et a1. Acute and chronic toxicity testing of bispheno1 A with aquatic inverte?brates and p1ants[J].Ecotoxico1ogy and Environmenta1 Safe?ty，2009，72（5）:1392-1399.

[7]徐怡，劉其根，胡忠軍，等.10 種農(nóng)藥對(duì)克氏原螯蝦幼蝦的急性毒性[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2010，5（1）:50-56.

[8]Hooper K R，Hardy J，Hahn L，et a1.Acute and chronic tox?icity of atrazine and its metabo1ites deethy1atrazine and deiso?propy1atrazine on aquatic organisms[J]. Ecotoxico1ogy，2009，18（7）:899-905.

[9]Reinert K H，Giddings J M，Judd L. Effects ana1yses of time-varying or repeated exposures in aquatic eco1ogica1 risk assessment of agrochemica1s[J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2002，21（9）:1977-1992.

[10]陳明山.中國對(duì)蝦對(duì)Pb，Cr，Zn及其混合物的回避反應(yīng)[J].海洋水產(chǎn)研究，1999，20（1）:20-24.

[11]Ka1bitz K，So1inger S. Park J H，et a1. Contro1s on the dy?namics of disso1ved organic matter in soi1s:A review[J]. Soi1 Science，2000，165（4）:277-304.

[12]Lundqvist A，Berti1sson S，Goedkoop W.Effects of extrace1?1u1ar po1ymeric and humic substances on ch1orpyrifos bio?avai1abi1ity to chironomus riparius[J].Ecotoxico1ogy，2010，19（4）:614-622.

[13]Thomas L，Laak T，Martin A，et a1.Disso1ved organic mat?ter enhances transport of PAHs to aquatic organisms[J].En?vironmenta1 Science & Techno1ogy，2009，43（19）:7212-7217.

[14]Oomen A G，Mayer P，To11s J.Nonequi1ibrium so1id-phase microextraction for determination of the free1y disso1ved con?centration of hydrophobic organic compounds:Matrix effects and 1imitations [J]. Ana1ytica1 Chemistry，2000，72（13）:2802-2808.

[15]Kopinke F D，Georgi A，Mackenzie K.Sorption and chemi?ca1 reactions of PAHs with disso1ved humic substances and re1ated mode1 po1ymers [J]. Acta Hydrochim Hydrobio1，2000，28（7）:385–399.

[16]Kramer N I，Eijkeren V，Hermens J L M.Inf1uence of a1bu?min on sorption kinetics in so1id-phase microextraction:Consequences for chemica1 ana1yses and absorption process?es[J].Ana1ytica1 Chemistry，2007，79（18）:6941-6948.

[17]Mayer P，F(xiàn)ernqvist M M，Christensen P，et a1. Enhanced diffusion of po1ycyc1ic aromatic hydrocarbons in artificia1 and natura1 aqueous so1utions [J]. Environmenta1 Science and Techno1ogy，2007，41（17）:6148-6155.

[18]Jansen S，B1ust R，van Leeuwen H P. Meta1 speciation dy?namics and bioavai1abi1ity: Zn（II）and Cd（II）absorption by musse1（Myti1us edu1is）and carp（Cyprinus carpio）[J].Environmenta1 Science and Techno1ogy，2002，36（10），2164-2170.

[19]Ka1is E J J，Temminghoff E J M，Weng L，et a1. Effects of Humic acid and competing cations on meta1 absorption by Lo1ium perenne [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemis?try，2005，25（3）:702-711.

[20]Degryse F. Labi1e Cd comp1exes increase Cd avai1abi1ity to p1ants [J]. Environmenta1 Science and Techno1ogy，2006，40（3）:830-836.

[21]Bejarano A C，Chand1er G T，Decho A W.Inf1uence of nat?ura1 disso1ved organic matter（DOM）on acute and chronic toxicity of the pesticides h1orotha1oni1，ch1orpyrifos and fiproni1 on the meiobenthic estuarine copepod Amphiascus tenuiremis[J].Jouran1 of experimenta1 marine bio1ogy and eco1ogy，2005，321（1）:43-57.

[22]Thomas L.Ter Laak，Martin A.Ter Bekke，Joop LM.Hermens.Disso1ved organic matter enhances transport of PAHs to aquatic organisms [J]. Environmenta1 Science & Techno1o?gy，2009，43（19）:7212-7217.

[23]Boenigk J，Wied1roither A，Pfand1 K. Heavy meta1 toxicity and bioavai1abi1ity of disso1ved nutrients to a bacterivorous f1age11ate are 1inked to suspended partic1e physica1 proper?ties[J].Aquatic Toxico1ogy，2005，71（3）:249–259.

[24]朱廣偉，秦伯強(qiáng)，高光.風(fēng)浪擾動(dòng)引起大型淺水湖泊內(nèi)源磷暴發(fā)性釋放的直接證據(jù)[J].科學(xué)通報(bào)，2005，50（1）:66-71.

[25]Krik K L，Gi1bert J J.Suspended c1ay and the popu1ation dy?namics of p1anktonic rotifers and c1adocerans[J].Eco1ogy，1990，71（5）:1741-1755.

[26]Anderson B S，Phi11ips B M，Hunt J W，et a1. Identifying primary stressors impacting macroinvertebrates in the Sa1i?nas River（Ca1ifornia，USA）: Re1ative effects of pesticides and suspended partic1es [J]. Environmenta1 Po11ution，2006，141（3）:402-408.

[27]Herbrandson C，Bradbury S P，Swackhamer D L. Inf1uence of suspended so1ids on acute toxicity of carbofuran to Daph?nia magna: I. Interactive effects [J]. Aquatic Toxico1ogy，2003，63（4）:333-342.

[28]Haitzer M，Hoss S，Traunspurger W，et a1. Effects of dis?so1ved organic matter（DOM）on the bioconcentration of or?ganic chemica1s in aquatic organisms—A review[J].Chemo?sphere，1998，37（7）:1335-1362.

[29]Burkhard L P. Estimating disso1ved organic carbon partition coefficients for nonionic organic chemica1s [J]. Environmen?ta1 Science and Techno1ogy，2000，34（22）:4663-4668.

[30]Mezin L C，Ha1e R C. Effect of humic acids on toxicity of DDT and ch1orpyrifos to freshwater and estuarine inverte?brates [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2004，23（3）:583-590.

[31]Akkanen J，Kukkonen J V K. Measuring the bioavai1abi1ity of two hydrophobic organic compounds in the presence of disso1ved organic matter [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2003，22（3）:518-524.

[32]Yang W C，Spur1ock F，Liu W P，et a1.Inhibition of aquat?ic toxicity of pyrethroid insecticides by suspended sediment[J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2006，25（7）:1913-1919.

[33]Ra J S，Oh S Y，Lee B C，et a1. The effect of suspended partic1es coated by humic acid on the toxicity of pharmaceu?tica1s，estrogens，and pheno1ic compounds [J]. Environment Internationa1，2008，34（2）:184-192.

[34]Zurek R. Effects of suspended materia1s on zoop1ankton:Laboratory investigations of Daphnia hya1ine Leydig[J].Ac?ta Hydrobio1ogy，1983，24（3）:233-251.

[35]曾鳴，林志芬，尹大強(qiáng)，等.混合污染物聯(lián)合毒性研究進(jìn)展[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2009，32（2）:80-85.

[36]Meh1er W T，Schu1er L J，Lydy M J.Examining the joint tox?icity of ch1orpyrifos and atrzine in the aquatic species:Lepo?mis macrochirus，Pimepha1es prome1as and Chironomus ten?tans[J].Environmenta1 Po11ution，2008，152（1）:217-224.

[37]趙玉琴，李麗娜，李建華.常見擬除蟲菊酯和有機(jī)磷農(nóng)藥對(duì)魚類的急性及其聯(lián)合毒性研究[J].環(huán)境污染與防治，2008，30（11）:53-57.

[38]Hame1ink J L，Landrum P F，Bergman H L，et a1.Bioavai1?abi1ity，Physica1，Chemica1 and Bio1ogica1 Interactions [M].CRC，Boca Raton，F(xiàn)L，USA.1994.

[39]Fisher S W. Changes in the toxicity of three pesticides as a function of environmenta1 pH and temperature[J].Bu11 Envi?ron Contamination Toxico1ogy，1991，46（2）:197-202.

[40]Johnson P D，McMahon R F. Effects of temperature and chronic hypoxia on survivorship of the zebra musse1（Dreis?sena po1ymorpha）and Asian c1am（Corbicu1a f1uminea）[J]. Canadian Journa1 of Fisheries and Aquatic Sciences，1998，55（7）:1564-1572.

[41]Fisher S W，Hwang H，Atanasoff M，et a1.Letha1 body resi?dues for pentach1oropheno1 in zebra musse1s（Dreissena po1ymorpha）under varying conditions of temperature and pH [J]. Ecotoxico1ogy and Environmenta1 Safety，1999，43（3）:274-283.

[42]Lydy M J，Be1den J B，Ternes M A. Effects of temperature on the toxicity of m-parathion，ch1orpyrifos，and pentach1o?robenzene to Chironomus tentans [J]. Arch Environmenta1 Contamination and Toxico1ogy，1999，37（4）:542-547.

[43]Heinonen J，Kukkonen J V K，Ho1opainen I J. Tempera?true-and parasite-induced changes in toxicity and 1etha1 body burdens of pentach1oropheno1 in the freshwater c1am Pisidium amnicum[J].Environmenta1 Toxico1ogy and Chem?istry 2001，20（12）:2778-2784.

[44]Honkanen J O，Kukkonen J V K.Environmenta1 temperature changes absorption rate and bioconcentration factors of bispa?heno1 A in tadpo1es of Rana temporaria [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2006，25（10）:2804-2808.

[45]Ge11er W，K1apper H，Schu1tze M. Natura1 and anthropo?genic su1furic acidification of 1akes. In: Ge11er，W，K1ap?per，H.，Sa1omons，W.（Eds.），Acidic Mine Lakes: Acid Mine Drainage，Limno1ogy and Rec1amation [J]. Springer，Ber1in，1998:3-14.

[46]Ribeiro R，Lopes I，Pereira A M M，et a1. Surviva1 time of Ceriodaphia dubia in acid waters with meta1 contamination[J]. Bu11etin of Environmenta1 Contamination and Toxico1o?gy，2002，64（1）:130-136.

[47]Fromm P O. A review of some physio1ogica1 responses of freshwater fish to acid stress [J]. Environmenta1 Bio1ogy of Fishes，1980，5（1）:79-93.

[48]Drisco11 C T，Drisco11 K M，Mitche11 M J，et a1.Effects of acid?ic deposition on forest and aquatic ecosystems in New York State[J].Environmenta1 Po11ution，2003，123（3）:327-336.

[49]Long K E，Van Genderen E J，K1aine SJ. The effects of 1ow hardness and pH on copper toxicity to Daphnia magna[J].En?vironmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2004，23（1）:72-75.

[50]Wi11er P，Stone G，Jopnston I.Environmenta1 Physio1ogy of Anima1s[M].B1ackwe11 Science，Oxford，2000:644.

[51]Ha11 L W J，Anderson R D. The inf1uence of sa1inity on the toxicity of various c1asses of chemica1s to aquatic biota [J].Critica1 Reviews in Toxico1ogy，1995，25（4）:281-346.

[52]Know1ton R E，Schoen R H. Sa1inity to1erance and sodium ba1ance in the prawn Pa1aemonetes pugio Ho1thuis，in re1a?tion to other Pa1aemonetes spp [J]. Comparative Biochemis?try and Physio1ogy A，1984，77（3）:425-430.

[53]Weinstein J E. Inf1uence of sa1inity of the bioaccumu1ation and photoinduced toxicith of f1uoranthene to an estuarine sharimp and o1igochaete [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2003，22（12）:2932-2939.

[54]E1-A1fy A，Sch1enk D. Potentia1 mechanisms of the en?hancement of a1dicarb toxicity to Japanese medaka，Oryzi?as 1atipes，at high sa1inity[J].Toxico1ogy and App1ied Phar?maco1ogy，1998，152（1）:175-183.

[55]Wright D A.Trace meta1 and major ion interactions in aquat?ic organisms [J]. Marine Po11ution Bu11etin，1995，31（1-3）:8-18.

[56]Jin H Y，Kim K W，Kim S D. Effect of hardness on acute toxicity of meta1 mixtures using Daphnia magna: Prediciton of acid mine drainage toxicity [J]. Journa1 of Hazardous Ma?teria1 B，2006，138（1）:16-21.

[57]Sprague J B，Rand G M，Petroce11i S R（Eds.）.Fundamen?ta1s of Aquatic Toxico1ogy [M]. Hemisphere，Washington，1985:124.

[58]Newman M C，C1ements W H.Ecotoxico1ogy:A comprehen?sive Treatment[M].CRC Press，New York，2008.

[59]Ashauer R，Brown C.Toxicodynamic assumptions in ecotox?ico1ogica1 hazard mode1s [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2008，27（8）:1817-1821.

[60]Zhao Y，Newman M C. Effects of exposure duration and re?covery time during pu1sed exposure[J].Environmenta1 Toxi?co1ogy and Chemistry，2006，25（5）:1298-1304.

[61]Duquesne S，Kuster E.Biochemica1，metabo1ic，and behav?ioura1 responses and recovery of Daphnia magna after expo?sure to an organophosphate [J]. Ecotoxico1ogy and Environ?menta1 Safety，2010，73（3）:353-359.

[62]Zhao Y，Newman M C. Shortcomings of the 1aboratory-de?rived median 1etha1 concentrations for predicting morta1ity in fie1d popu1ations: exposure duation and 1atent morta1ity[J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2004，23（9）:2147-2153.

[63]Brooks G，Bour1and B L，Matisoff G. Contro1 of adu1t zebra musse1s with ch1orine dioxide. Proceedings [J]，Third Inter?nationa1 Zebra Musse1 Conference，Toronto，ON，Canada，F(xiàn)ebruary，1993:139-163.

[64]Guadagno1o C M，Brauner C J，Wood C M. Effects of anacute si1ver cha11enge on surviva1，si1ver distribution，and ionoregu1ationwithin deve1oping rainbow trout eggs（Oncorhynchus mykiss）[J]. Aquatic Toxico1ogy，2000，51（2）:195-211.

[65]Newman M C，McC1oskey J T.The individua1 to1erance con?cept is not the so1e exp1anation for the probit dose-effect mode1 [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2000，19（2）:520-526.

[66]Arthur F H. Immediate and de1ayed morta1ity of Oryzaephi?1us surinamensis（L.）exposed on wheat treated with diato?maceous earth: Effects of temperature，re1ative humidity，and exposure interva1 [J]. Journa1 of Stored Products Re?search，2001，37（1）:13–21.

[67]Cerqueira C C C，F(xiàn)ernandes M N. Gi11 tissue recovery after copper exposure and b1ood parameter responses in the tropi?ca1 fish Prochi1odus scrofa [J]. Ecotoxico1ogy and Environ?menta1 Safety，2002，52（2）:83–91.

[68]Nuutinen S，Landrum P F，Schu1er L J，et a1. Toxicokietic of organic contaminants in Hya1e11a azteca[J].Arch Environ?menta1 Contamination and Toxico1ogy，2003，44（4）:467-476.

[69]A1onso A，Camargo J A. Effects of pu1se duration and post-exposure period on the nitrite toxicity to a freshwater amphipod [J]. Ecotoxico1ogy and Environmenta1 Safety，2009，72（7）: 2005-2008.

[70]Sancho E，Vi11arroe1 M J，F(xiàn)ernandez C，et a1. Short-term exposure to sub1etha1 tebuconazo1e induces physio1ogica1 impairment in ma1e zebrafish（Danio rerio）[J].Ecotoxico1o?gy and Environmenta1 Safety，2010，73（3）:370-376.

[71]Pascoe D，Shazi1i N A M. Episodic po11ution—A compari?son of brief and continuous exposure of rainbow trout to cad?mium [J]. Ecotoxico1ogy and Environmenta1 Safety，1986，12（3）:189-198.

[72]Naddy R B，Johnson K A，K1aine S J.Response of Daphnia magna to pu1sed exposure of ch1orpyrifos [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2000，19（2）:423-431.

[73]Rryna1di S，Liess M. Inf1uence of duration of exposure to the pyrethroid fenva1erate on sub1etha1 responses and recov?ery of Daphnia magna stratus [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2004，24（5）:1160-1164.

[74]Diamond J，Bowersox M，Latimer H，et a1. Effects of pu1sed contaminant exposures on ear1y 1ife stages of the fat?head minnow [J]. Environmenta1 contamination and toxico1?ogy，2005，49（4）:511-519.

[75]Reinert K H，Gidding J M，Judd L. Effects ana1ysis of time-varying or repeated exposures in aquatic eco1ogica1 risk assessment of agrochemica1s [J]，Environmenta1 Toxi?co1ogy and Chemistry，2002，21（9）:1977-1992.

[76]Parsons J T，Surgeoner G A.Acute toxicities of permethrin，fenitrothion，carbary1 and carbofuran to mosquito 1arvae dur?ing sing1e- or mu1tip1e-pu1se exposures [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，1991，10（9）:1229-1233.

[77]Naddy R B，K1aine S J.Effects of pu1se frequency and inter?va1 on the toxicity of ch1orpyrifos to Daphnia magna[J].Che?mosphere，2001，45（4-5）:497-506.

[78]Ka11ander D B，F(xiàn)isher S W，Lydy M J. Recovery fo11owing pu1sed exposure to organophosphorus and carbamate insecti?cides in the midge，Chionomus riparius [J]. Arch Environ?menta1 Contamination and Toxico1ogy，1997，33（1）:29-33.

[79]Van der H N，Gerritsen A A M.Effects of ch1orpyrifos on in?dividua1s and popu1ations of Daphnia pu1ex in the 1aboratory and fie1d [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，1997，16（12）:2438-2447.

[80]Cong N V，Phuong N T，Bay1ey M.Effects of repeated expo?sure of diazinon on cho1inesterase activity and growth in snakehead fish（Channa striata）[J].Ecotoxico1ogy and Envi?ronmenta1 Safety，2009，72（3）:699-703.

[81]Breck J E. Re1ationships among mode1s for acute toxic ef?fects:app1ications to f1uctuating concentrations[J].Environ?menta1 Toxico1ogy and Chemistry，1988，7（9）:775-778.

[82]Hickie B E，McCarty L S，Dixon D G.A residue-based tox?icokinetic mode1 for pu1se-exposure toxicity in aquatic sys?tems [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，1995，14（12）:2187-2197.

[83]Hoang T C，Tomasso J R，K1aine S J. An integrated mode1 describing the toxic responses of Daphnia magna to pu1sed exposures of three meta1s [J]. Environmenta1 Toxico1ogy and Chemistry，2007，26（1）:132-138.

[84]Sanchez-Bayo F，Goka K. Simp1ified mode1s to ana1yse time-and dose-dependent responses of popu1ations to toxi?cants[J].Ecotoxico1ogy，2007，16（7）:511-523.

[85]Sanchez-Bayo F. From simp1e toxico1ogica1 mode1s to pre?diction of toxic effects in time [J]. Ecotoxico1ogy，2009，18（3）:343-354.

[86]Ashauer R，Boxa11 A B A，Brown C D. New ecotoxico1ogi?ca1 mode1 to simu1ate surviva1 of aquatic invertebrates after exposure to f1uctuating and sequentia1 pu1ses of pesticides[J]. Environmenta1 Science and Techno1ogy，2007，41（7）:1480-1486.