劉 娜,金小偉,王業(yè)耀,,張鈴松,呂怡兵,楊 琦

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三唑酮對(duì)青鳉魚和大型溞不同測試終點(diǎn)的毒性效應(yīng)評(píng)價(jià)

劉 娜1,金小偉2*,王業(yè)耀1,2,張鈴松3,呂怡兵2,楊 琦1

(1.中國地質(zhì)大學(xué)(北京)水資源與環(huán)境學(xué)院,北京 100083；2.中國環(huán)境監(jiān)測總站,北京 100012；3.中國環(huán)境科學(xué)研究院,環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100012)

以青鳉魚和大型溞為代表性水生生物,研究三唑酮對(duì)其不同測試終點(diǎn)的慢性毒性效應(yīng).結(jié)果顯示,以生存、生長、繁殖為測試終點(diǎn),青鳉魚的NOEC分別為76,60,5μg/L,基于大型溞蛻皮次數(shù)、生長和繁殖的NOEC分別為25,100,200μg/L.由此可見,青鳉魚比大型溞對(duì)三唑酮的毒性更敏感.比較不同測試終點(diǎn),青鳉魚的繁殖類指標(biāo)最敏感,其次是生長、生存;相比大型溞的繁殖以及幼溞的生長,其幼溞的蛻皮次數(shù)指標(biāo)更為敏感.因此,低劑量長期暴露下三唑酮會(huì)對(duì)水生生物的繁殖能力造成一定的損傷,評(píng)價(jià)其水生態(tài)安全應(yīng)全面考慮不同生物種群的不同測試終點(diǎn),尤其是魚類繁殖毒性效應(yīng).

三唑酮；青鳉魚；大型溞；NOEC；慢性毒性；繁殖毒性

三唑酮()又名粉銹寧、百里通,屬于內(nèi)吸性殺菌劑,是甾醇脫甲基抑制劑(DMI),對(duì)小麥、玉米、果蔬、花卉等作物的上銹病、白粉病均有較高的防治效果[1],是目前應(yīng)用最廣泛的廣譜殺菌劑之一.三唑酮不僅水溶性大(20℃時(shí)在水中的溶解度為260mg/L)[2],穩(wěn)定性強(qiáng)(22℃時(shí)在水中的半衰期大于1年),而且具有良好移動(dòng)性和易吸附,可以通過地表徑流和地下水滲透進(jìn)入水生環(huán)境中,在環(huán)境中持久累積[3].調(diào)查顯示,三唑酮在我國的使用量有逐年增長的趨勢,大量殘留藥物在土壤中吸附和解吸后,通過雨水的淋溶作用進(jìn)入水體,造成水體污染.美國環(huán)保局(USEPA)利用暴露分析模型,估計(jì)在地表水中三唑酮的預(yù)期環(huán)境濃度為41μg/L[4].目前我國尚缺乏關(guān)于三唑酮地表水檢出濃度的報(bào)道,《雜環(huán)類農(nóng)藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB21523-2008)規(guī)定三唑酮原藥生產(chǎn)企業(yè)廢水處理設(shè)施總排放口的排放標(biāo)準(zhǔn)為5mg/L[5].盡管有研究顯示三唑酮對(duì)生物的急性毒性毒性相對(duì)較低,屬于低毒或中毒范圍[4],目前的暴露水平可能不會(huì)引起水生生物的快速死亡,但急性毒性效應(yīng)不能反應(yīng)環(huán)境中的真實(shí)染毒情況.2006年世界自然基金會(huì)(WWF)將三唑酮列入90種具有內(nèi)分泌—生殖干擾效應(yīng)的農(nóng)藥及其代謝產(chǎn)物名單[6],生物在水中長期接觸有可能引起除致死效應(yīng)外的其他毒性效應(yīng)[7-8],如子代數(shù)量減少或畸形.研究表明,三唑酮能抑制異戊烯途徑衍生物—植物內(nèi)源激素赤霉素(GA)的生物合成,改變植物激素的平衡,從而調(diào)節(jié)植物的生長和發(fā)育[9],表現(xiàn)出抑制浮萍的根系生長和個(gè)體繁殖[10].然而目前對(duì)三唑酮慢性毒性效應(yīng)的研究較少,且主要集中在哺乳動(dòng)物和陸生植物,對(duì)水生生物的研究相對(duì)匱乏.

由于有毒物質(zhì)的生物毒性效應(yīng)因試驗(yàn)材料的不同而存在較大差異[11],大部分國家規(guī)定在進(jìn)行水生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)或水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)時(shí)需要多種水生物種的慢性毒性值[12],例如,USEPA要求8種以上不同物種(三門八科)的最大可接受濃度值,OECD要求至少5種不同種類物種的慢性無觀察效應(yīng)濃度(no observed effect concentration, NOEC).此外,在對(duì)三唑酮所產(chǎn)生的環(huán)境效應(yīng)進(jìn)行評(píng)估時(shí),污染物效應(yīng)評(píng)估是進(jìn)行危害認(rèn)定和風(fēng)險(xiǎn)水平判別的重要部分,而選擇合適的毒性評(píng)估終點(diǎn)是準(zhǔn)確評(píng)估的關(guān)鍵[13].因此,進(jìn)一步研究三唑酮對(duì)不同生物類群的影響,篩選出具有代表性的效應(yīng)終點(diǎn)是十分必要的.浮游動(dòng)物和魚類是水域生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,研究浮游動(dòng)物和魚類在三唑酮暴露水體中的生理生態(tài)變化,對(duì)科學(xué)評(píng)估水域生態(tài)系統(tǒng)健康具有重要的意義.青鳉魚()和大型溞()對(duì)水質(zhì)、環(huán)境變化特別敏感,是國際上通用的標(biāo)準(zhǔn)模式生物,廣泛應(yīng)用于生態(tài)毒理學(xué)研究的各個(gè)方面[14],在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)可以賦予和本土物種相同的權(quán)重.

本研究以三唑酮為測試物質(zhì),以國際通用模式生物青鳉魚和大型溞為代表性水生生物,主要進(jìn)行了對(duì)青鳉魚的28d慢性毒性試驗(yàn)和大型溞的21d慢性毒性試驗(yàn).研究三唑酮對(duì)不同生物類群及不同測試終點(diǎn)的慢性毒性效應(yīng),包括對(duì)青鳉魚幼魚的生存和生長、成魚的繁殖、大型溞F0代21d慢性毒性(體長、蛻皮次數(shù)、生小溞數(shù))以及F1代生存的影響.旨在通過慢性NOEC值來評(píng)價(jià)三唑酮對(duì)青鳉魚和大型溞毒性效應(yīng)的影響,并為后續(xù)將要進(jìn)行的三唑酮對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)試劑

三唑酮溶液標(biāo)準(zhǔn)樣品,CAS登記號(hào):- 43-3,購于景宏化工有限公司,濃度為100mg/L.助溶劑丙酮(<0.1mL/L),購于天津津北精細(xì)化工有限公司.試驗(yàn)過程所用稀釋水為去氯自來水(曝氣48h),各水質(zhì)參數(shù)如下: pH=7.65,總有機(jī)碳(TOC)為0.017mg/L,硬度(以CaCO3計(jì))約為140mg/L.試驗(yàn)過程中溶解氧平均水平維持在80%飽和度以上.配制不同濃度水平(即名義濃度)的試驗(yàn)液,并對(duì)三唑酮含量進(jìn)行測定實(shí)測濃度為名義濃度的98.2%,空白對(duì)照中未檢出三唑酮.因此,在后續(xù)慢性毒性試驗(yàn)中本試驗(yàn)采用名義濃度來表示三唑酮的毒性結(jié)果[15].

1.2 試驗(yàn)生物

青鳉魚()和大型溞()均來自中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心,已經(jīng)在本試驗(yàn)室實(shí)現(xiàn)小規(guī)模繁殖和養(yǎng)殖.青鳉魚采用流水試驗(yàn),每24h流量為試驗(yàn)容器容積的6倍[16],試驗(yàn)前在試驗(yàn)條件下馴化至少兩周.試驗(yàn)條件設(shè)定為:溫度(24±1)℃,溶解氧6mg/L以上,pH 7.24±0.16,光/暗周期為16h:8h(光照:黑暗),試驗(yàn)期間每天早晚喂食新鮮豐年蝦一次.魚卵孵化試驗(yàn)為半靜態(tài)試驗(yàn),每24h換水一次,孵化液配方為: 1mL NaCl (10%), 1mL KCl (0.30%), 1mL CaCl2· 2H2O (0.40%), 1mL MgSO4·7H2O (1.63%), 1mL亞甲基蘭(0.01%),95mL蒸餾水,使用前混合[17].

大型溞為實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)3代以上的單克隆品系,個(gè)體間差異較小,使用Elendt M4培養(yǎng)基進(jìn)行培養(yǎng),用新鮮斜生柵藻()作為唯一的食物.斜生柵藻按照經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(Organization for Economic Co-operation and Development, OECD) 201[18]的要求配制培養(yǎng)基培養(yǎng).按照OECD 211[19]的培養(yǎng)條件,大型溞和斜生柵藻都置于恒溫水浴培養(yǎng)箱中,溫度為(22±1)℃,每天光照16h,黑暗8h,光照強(qiáng)度不超過1110l~ 1480lx[15~20μE/(m2·s)].實(shí)驗(yàn)前,挑選個(gè)體大、懷卵多和游泳能力強(qiáng)的母溞20~30只置于500mL的燒杯內(nèi),喂養(yǎng)3周,隨機(jī)選取小于24h的非頭胎幼溞用于慢性毒性實(shí)驗(yàn).幼溞置于盛有40mL M4培養(yǎng)基的50mL燒杯中,每天喂食斜生柵藻,投餌密度為2.0×105~3.0×105cells/mL.

1.3 青鳉魚試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3.1 96h急性致死試驗(yàn) 96h急性毒性測試參照OECD制定的急性毒性標(biāo)準(zhǔn)試驗(yàn)方法[20].試驗(yàn)用魚為生命早期處于指數(shù)生長期的青鳉魚幼魚,每個(gè)容器中5L試驗(yàn)用水,10條幼魚.參考文獻(xiàn)中三唑酮對(duì)魚類急性半致死濃度(LC50)的數(shù)值[21],試驗(yàn)濃度設(shè)置為500,1000,2000,3000,4000, 8000μg/L,每24h 觀察一次,記錄死亡情況,及時(shí)清除死亡的幼魚和代謝物.

1.3.2 青鳉魚幼體生長抑制試驗(yàn) 青鳉魚幼體生長抑制試驗(yàn)采用生命早期處于指數(shù)生長階段的幼魚,根據(jù)30d預(yù)測生存毒性計(jì)算結(jié)果,設(shè)置試驗(yàn)濃度為20,40,60,80,100μg/L,每天觀察并記錄幼魚生長死亡情況,及時(shí)清除死亡的幼魚和代謝物.暴露28d后統(tǒng)計(jì)存活數(shù)量,測量幼魚的體重,并計(jì)算幼魚的比生長率(SGR),計(jì)算公式[22]如下:

式中:1,2為試驗(yàn)開始與結(jié)束的時(shí)間間隔;1,2分別表示某尾魚在1,2時(shí)的重量.

1.3.3 青鳉魚繁殖試驗(yàn) 采用丙酮作為助溶劑,設(shè)置1個(gè)空白對(duì)照組和1個(gè)丙酮最大濃度(0.01%) 對(duì)照組,以及5個(gè)濃度水平,分別為:1,5,10,25, 50μg/L.采用4個(gè)月的成年青鳉,持續(xù)暴露28d,最后4d每天記錄每組魚的產(chǎn)卵量和受精率.收集受精卵,在胚胎開始分裂前(受精后30min內(nèi))放入孵化液,進(jìn)行半靜態(tài)暴露孵化試驗(yàn),孵化液每24h更新一次[23].記錄每組魚全部孵出的時(shí)間,試驗(yàn)結(jié)束時(shí)計(jì)算孵出率.受精卵死亡標(biāo)志為卵凝結(jié)(coagulation)、(tail not detached)、無體節(jié)(no somites)、無心跳(no heart-beat)[24]. 最后以產(chǎn)卵量、受精率、孵化時(shí)間和孵化率為測試終點(diǎn),評(píng)價(jià)三唑酮對(duì)青鳉魚的繁殖毒性效應(yīng).

1.4 大型溞試驗(yàn)設(shè)計(jì)

大型溞21d慢性毒性試驗(yàn)參考OECD 標(biāo)準(zhǔn)方法[19],試驗(yàn)為半靜態(tài)試驗(yàn),每24h更換試驗(yàn)液一次.試驗(yàn)設(shè)置1個(gè)空白對(duì)照組和5個(gè)濃度梯度,每個(gè)試驗(yàn)濃度10只親溞,單獨(dú)分開培養(yǎng),每天喂食斜生柵藻濃縮液2次.通過查閱文獻(xiàn)[25]和一系列預(yù)實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)濃度設(shè)置為25,50,100,200, 400μg/L.取40mL用M4配制(pH 7.8±0.2)的試驗(yàn)溶液放入50mL燒杯中,每個(gè)燒杯中放入1只小于24h的非頭胎幼溞.記錄每只大型溞的蛻皮次數(shù)、每胎產(chǎn)溞數(shù)量及幼溞存活個(gè)數(shù)(死亡鑒定:搖動(dòng)玻璃管觀察底部幼溞15s未能游動(dòng)即認(rèn)定死亡),及時(shí)取出新生幼溞,暴露試驗(yàn)結(jié)束時(shí)在顯微鏡下測量大型溞體長(不包括尾刺).

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析方法

根據(jù)96h急性致死試驗(yàn)數(shù)據(jù),利用US EPA 開發(fā)的軟件ACE 2.0[26]計(jì)算30d慢性致死濃度.用=0.05的單側(cè)假設(shè)檢驗(yàn)[27],將試驗(yàn)濃度組的有害效應(yīng)與對(duì)照組相比,確定每個(gè)測試終點(diǎn)的NOEC. NOEC值為與對(duì)照組相比其生長速率無顯著性差異(>0.05)的最高濃度.

2 結(jié)果與討論

2.1 青鳉魚幼體生存/生長抑制試驗(yàn)結(jié)果

繪制處理濃度對(duì)死亡率的曲線,用直線內(nèi)插法計(jì)算出三唑酮對(duì)青鳉魚的半致死濃度(LC50),并用標(biāo)準(zhǔn)方差方法計(jì)算95%的置信限,最后用US EPA開發(fā)的軟件ACE 2.0[26]推算慢性生存毒性數(shù)據(jù),得到死亡率分別為1.00%、0.10%和0.01%的時(shí)間—致死濃度曲線(圖1).

青鳉魚生命早期階段幼魚經(jīng)過28d的三唑酮暴露以后,以生長抑制作為測試終點(diǎn),結(jié)果如圖2所示.

經(jīng)過統(tǒng)計(jì)分析,對(duì)照組中幼魚的比生長速率為9%,三唑酮的濃度為80,100μg/L時(shí),幼魚的比生長速率分別為7.75%,7.32%,相對(duì)于對(duì)照組受到顯著抑制作用(<0.05).因此,青鳉魚生命早期階段的28d生長毒性NOEC值為60μg/L, LOEC值為80μg/L.

2.2 青鳉魚繁殖毒性試驗(yàn)結(jié)果

青鳉魚成魚暴露26d后開始記錄每天的產(chǎn)卵量和受精率,連續(xù)記錄4d,計(jì)算每個(gè)試驗(yàn)濃度組平均產(chǎn)卵量和平均受精率.將每組的受精卵在孵化液中進(jìn)行暴露孵化,每24h換孵化液一次,及時(shí)清除死亡的受精卵,記錄每組全部孵出時(shí)間,并計(jì)算孵出率,結(jié)果如圖3所示.

經(jīng)過統(tǒng)計(jì)分析,對(duì)照組中青鳉魚的產(chǎn)卵量為135.25±11.9,三唑酮的濃度為10,25μg/L時(shí),產(chǎn)卵量分別為86.75±20.8、87±14.8,與對(duì)照組相比受到顯著抑制作用(<0.05);三唑酮濃度為50μg/L時(shí),青鳉魚產(chǎn)卵量為61.5±9.8,抑制作用更加顯著(<0.01).與產(chǎn)卵量相似,孵化率在10μg/時(shí)表現(xiàn)出顯著差異(<0.05),50μg/L時(shí)差異性增大.相對(duì)于產(chǎn)卵量與孵化率,魚卵受精率敏感性較差,25μg/L時(shí)開始表現(xiàn)出顯著差異(<0.05).4個(gè)繁殖指標(biāo)中,魚卵孵化時(shí)間最不敏感,在所有試驗(yàn)濃度中,青鳉魚卵孵化時(shí)間與對(duì)照組相比無顯著差異(> 0.05).由此可見,產(chǎn)卵量和孵化率是評(píng)價(jià)三唑酮對(duì)青鳉魚繁殖毒性效應(yīng)最敏感的生物標(biāo)志物, NOEC均為5μg/L.為縮短實(shí)驗(yàn)時(shí)間,降低試驗(yàn)操作難度,建議產(chǎn)卵量作為青鳉魚繁殖毒性指標(biāo).

2.3 大型溞慢性毒性試驗(yàn)結(jié)果

從圖4可以看出,三唑酮濃度￡100μg/L時(shí),與對(duì)照組相比,大型溞體長沒有明顯差異;在三唑酮濃度為200,400μg/L的環(huán)境中,大型溞體長顯著短于對(duì)照組(<0.01).圖5表明,大型溞蛻皮次數(shù)隨著三唑酮濃度的升高逐漸減少,在50μg/L時(shí)與對(duì)照組相比顯著減少(<0.05),說明三唑酮能有效地與大型溞體內(nèi)的蛻皮激素受體結(jié)合,從而干擾其正常的生理過程.

大型溞21d染毒過程中每只親溞產(chǎn)胎6次,表1中列出了每胎產(chǎn)溞數(shù)和幼溞死亡情況.

表1表明,21d暴露過程中,第1次產(chǎn)溞數(shù)較多,第2次略有降低,對(duì)照組和低濃度暴露(25~ 100μg/L)情況下,單次產(chǎn)溞量降低后又逐漸增加.在較高濃度(200~400μg/L)下,大型溞的生殖量隨著暴露時(shí)間逐漸降低.觀察21d產(chǎn)溞總數(shù),三唑酮濃度為25,50μg/L時(shí)與對(duì)照組差別不大,濃度為100~200μg/L時(shí)累積產(chǎn)溞數(shù)少于對(duì)照組,但無顯著差別(P>0.05),400μg/L時(shí)累積產(chǎn)溞數(shù)顯著降低(P<0.05). Hassold等[25]在相似條件下進(jìn)行大型溞繁殖毒性試驗(yàn),結(jié)果表明以大型溞繁殖量為測試終點(diǎn)的EC10為611μg/L,與本試驗(yàn)結(jié)果相差不大.因此,三唑酮對(duì)大型溞的繁殖毒性NOEC可以確定為200μg/L.三唑酮濃度為0~100μg/L時(shí),幼溞無死亡現(xiàn)象,當(dāng)濃度提高到200、400μg/L時(shí),死亡率為12.5%,可見,三唑酮濃度大于200μg/L時(shí)能夠明顯降低大型溞的子代存活率,由此推斷以F1代幼溞死亡為測試終點(diǎn)的NOEC為100μg/L.

注:“*”表示顯著性差異為<0.05.

2.4 三唑酮水生態(tài)毒性

如表2所示,以生存、生長、繁殖毒性為測試終點(diǎn),青鳉魚的NOEC分別為76,60,5μg/L;以大型溞F0代蛻皮次數(shù),生長和繁殖為測試終點(diǎn)的NOEC分別為25,100,200μg/L.

比較不同測試終點(diǎn),針對(duì)大型溞其幼溞的生長以及蛻皮次數(shù)相比繁殖指標(biāo)更為敏感,而青鳉魚的繁殖類指標(biāo)最敏感,其次是生長,生存.這是因?yàn)?青鳉魚與大型溞具有不同的內(nèi)分泌調(diào)節(jié)系統(tǒng),三唑酮在其體內(nèi)發(fā)生的作用模式不同,進(jìn)而表現(xiàn)出不同的毒性效應(yīng).作為脊椎動(dòng)物,青鳉魚的繁殖系統(tǒng)受下丘腦-垂體-甲狀腺軸和下丘腦-垂體-性腺軸控制[30],劉少穎[31]研究表明三唑酮低濃度長期暴露能夠產(chǎn)生甲狀腺激素干擾效應(yīng)和芳香酶抑制效應(yīng),影響青鳉魚繁殖和胚胎發(fā)育.此外,由于產(chǎn)卵量與魚類的卵子發(fā)育,雌雄交配行為,性激素刺激等多個(gè)繁殖環(huán)節(jié)相關(guān),是所有相關(guān)生理生化行為的綜合體現(xiàn),因此對(duì)外源化合物的影響最敏感.

表2 三唑酮對(duì)青鳉魚和大型溞不同測試終點(diǎn)的NOEC值 Table 2 The NOEC values with different endpoints for Oryzias latipes and Daphnia magna

分析不同生物類群對(duì)三唑酮的毒性效應(yīng),表2表明青鳉魚比大型溞更敏感.據(jù)報(bào)道,三唑酮對(duì)斑馬魚和稀有鮈鯽的96h LC50分別為13100μg/L 和6890μg/L[22],對(duì)非洲爪蟾48h 急性致死NOEC為g/L[32],而三唑酮對(duì)浮萍的96h半抑制濃度(IC50)為5370μg/L[10],對(duì)柵藻的96h 半效應(yīng)濃度(EC50)為2770μg/L[33],說明不同生物類群對(duì)三唑酮的敏感性有明顯差異,魚類比兩棲類敏感,而浮萍和藻類的急性毒性比魚類更敏感.因此,作為除草劑類農(nóng)藥,在制定三唑酮水質(zhì)基準(zhǔn)時(shí),只有動(dòng)物慢性毒性數(shù)據(jù)不足以保護(hù)整個(gè)水生態(tài)系統(tǒng),有必要進(jìn)一步研究三唑酮對(duì)水生植物,藻類以及其它生物類群的慢性毒性效應(yīng).

3 結(jié)論

3.1 根據(jù)慢性毒性試驗(yàn)結(jié)果,青鳉魚的NOEC為5~76μg/L,大型溞的NOEC為25~200μg/L,青鳉魚比大型溞對(duì)三唑酮更敏感.

3.2 分析不同測試終點(diǎn)的敏感性,青鳉魚的繁殖毒性最敏感,其次是生長、生存;大型溞的蛻皮次數(shù)最敏感,其次是生長和F1代生存,三唑酮對(duì)F0代大型溞的繁殖力影響相對(duì)較小.

3.3 三唑酮對(duì)不同生物類群和不同測試指標(biāo)的敏感性存在較大差異,在預(yù)測低濃度水體的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí),應(yīng)全面考慮不同生物類群的不同測試終點(diǎn),尤其要考慮魚類繁殖毒性效應(yīng).

Garrison A W, Avants J K, Jones W J. Microbial transformation of triadimefon to triadimenol in soils: Selective production rates of triadimenol stereoisomers affect exposure and risk [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(6):2186-2193.

胡方華,宋文華,丁 峰,等.三唑酮對(duì)大型溞21天慢性毒性效應(yīng) [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2012,7(2):171-176.

張陸偉.三種殺菌劑對(duì)日本青鳉()的生態(tài)毒性初步研究 [D]. 烏魯木齊:新疆農(nóng)業(yè)大學(xué), 2013.

US EPA. Reregistration Eligibility Decision:Triadimefon and Toleranee Reassessment for Traidmimenol [M]. Washington, DC: United States Environmental Protection Agency, 2006.

GB21523-2008 雜環(huán)類農(nóng)藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn) [S].

Liu Shaoying, Jin Quan, Huang Xihui, et al. Disruption of zebrafish () sexual development after full life-cycle exposure to environmental levels of triadimefon [J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2014,37(1):468-475.

Robinson J F, Tonk E C, Verhoef A, et al. Triazole induced concentration-related gene signatures in rat whole embryo culture [J]. Reproductive Toxicology, 2012,34:275-283.

Hermsen S, Pronk T E, Brandhof E J, et al. Triazole-induced gene expression changes in the zebrafish embryo [J]. Reproductive Toxicology, 2012,34(2):216-224.

Feng Zhaozhong, Guo Anhong, Feng Zongwei. Amelioration of chilling stress by triadimefon in cucumber seedlings [J]. Plant Growth Regulation, 2003,39(3):277-283.

劉毅華.三唑酮的水環(huán)境化學(xué)行為研究 [D]. 長沙:湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2005.

王 振,金小偉,王子健.銅對(duì)水生生物的毒性:類群特異性敏感度分析 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014,9(4):640-646.

洪 鳴,王菊英,張志鋒,等.海水中金屬鉛水質(zhì)基準(zhǔn)定值研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(2):626-633.

金小偉,王子健,王業(yè)耀,等.淡水水生態(tài)基準(zhǔn)方法學(xué)研究:繁殖/生殖毒性類化合物水生態(tài)基準(zhǔn)探討 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2015, 10(1):31-39.

孫凱峰.環(huán)境激素壬基酚對(duì)枝角類浮游動(dòng)物的生殖干擾效應(yīng)研究 [D]. 廣州:暨南大學(xué), 2012.

金小偉,查金苗,王子健,等.氯酚類化合物對(duì)紫背浮萍生長及葉綠素含量的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(12):2257-2261.

Yang Liuhua, Zha Jinmiao, Zhang Xiaoyan, et al. Alterations in mRNA expression of steroid receptors and heat shock proteins in the liver of rare minnow (Grobiocypris rarus) exposed to atrazine and p,p’-DDE [J]. Aquatic Toxicology, 2010,98(4):381-387.

查金苗,王子健.利用日本青鳉早期發(fā)育階段暴露評(píng)估排水的急,慢性毒性和內(nèi)分泌干擾效應(yīng) [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005,25(12): 1682-1686.

Test No. 201:Freshwater Alga and Cyanobacteria,Growth Inhibition Test [S].

Test No. 211: Daphnia Magna Reproduction Test [S].

Test No. 236: Fish Embryo Acute Toxicity (FET) Test [S].

吳聲敢,陳江濱,吳長興,等.三唑酮對(duì)斑馬魚和稀有鮈鯽不同生長階段的急性毒性比較 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2015,10(5):150-156.

Crossland N. A method to evaluate effects of toxic chemicals on fish growth [J]. Chemosphere, 1985,14(11):1855-1870.

張家禹,劉麗麗,李國超,等.毒死蜱對(duì)斑馬魚胚胎氧化應(yīng)激效應(yīng)研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(3):927-934.

Nagel R, Dar T. The embryo test with the Zebrafish Danio rerio--a general model in ecotoxicology and toxicology [J]. Altex, 2002,19(Suppl 1):38-48.

Hassold E, Backhaus T. Chronic toxicity of five structurally diverse demethylase-inhibiting fungicides to the crustacean: A comparative assessment [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2009,28(6):1218-1226.

Ellersieck M R, Asfaw A, Mayer F L, et al. Acute-to-Chronic Estimation (ACE v 2.0) with Time-Concentration-Effect Models [M]. US. Environmental Protection Agency Office of Research Development, 2003:8-10.

端正花,陳曉歐,劉靈麗,等.苯并三唑和鎘對(duì)斑馬魚肝臟的聯(lián)合毒性效應(yīng) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(6):1872-1876.

Barron M G, Raimondo S, Russom C, et al. Accuracy of chronic aquatic toxicity estimates determined from acute toxicity data and two time–response models [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2008,27(10):2196-2205.

Mayer F L, Ellersieck M R, Slaughter A R. Accuracy assessment of time–concentration–effect models in predicting chronic lethality from acute toxicity data [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2011,30(3):757-762.

史熊杰,劉春生,余 珂,等.環(huán)境內(nèi)分泌干擾物毒理學(xué)研究 [J]. 化學(xué)進(jìn)展, 2009,4(2):340-349.

劉少穎.三唑酮對(duì)斑馬魚的胚胎發(fā)育和內(nèi)分泌—生殖毒性 [D]. 浙江大學(xué), 2011.

Lenkowski J R, Sanchez B G, Mclaughlin K A. Low concentrations of atrazine, glyphosate, 2, 4- dichlorophenoxyacetic acid, and triadimefon exposures have diverse effects on Xenopus laevis organ morphogenesis [J]. Journal of Environmental Sciences, 2010, 22(9):1305-1308.

黃竻丹.幾種手性農(nóng)藥在柵藻和蝌蚪中的選擇性富集及毒性效應(yīng)研究 [D]. 北京:中國農(nóng)業(yè)大學(xué), 2015.

* 責(zé)任作者, 高級(jí)工程師, jxw85@126.com

Toxicity effect of Triadimefon based on Oryzias latipes and Daphnia magna with different test endpoints

LIU Na1, JIN Xiao-wei2*, WANG Ye-yao1,2, ZHANG Ling-song3, LV Yi-bing2, YANG Qi1

(1.School of Water Resources and Environment, China University of Geosciences (Beijing), Beijing 100083；2.China National Environmental Monitoring Center, Beijing 100012；3.State Key Laboratory for Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China).Science, 2016,36(7)：2205~2211

Triadimefon is one of the most widely used broad spectrum bactericides at the present. Although the acute toxicity of triadimefon is lower, it would accumulate persistently in the water environment and cause adverse effect to aquatic organisms due to its consistency and adsorption. Sub-chronic toxicity of different endpoints for Oryzias latipes and Daphnia magna were conducted to evaluate aquatic ecological effect of triadimefon. The result showed that the NOECs of triadimefon based on the survival, growth and reproductive of Oryzias latipes were 76, 60, 10μg/L respectively. While the NOECs based on the molt, growth and reproductive of Daphnia magna were 25, 100, 200μg/L, respectively. Oryzias latipes was more sensitive than Daphnia magna to triadimefon. For the view of different endpoints, reproduction was the most sensitive endpoint of Oryzias latipes to triadimefon, followed as growth and survival. For Daphnia magna, the growth and molt were more sensitive than reproduction. Therefore, it would cause reproductive fitness to aquatic organisms under low dose long-term exposure of triadimefon. Different endpoints for kinds of species, especially for reproductive toxicity of fish should be considered in the ecological risk assessment of triadimefon.

triadimefon；Oryzias latipes；Daphnia magna；NOEC；chronic toxicity；reproductive toxicity

X171.5

A

1000-6923(2016)07-2205-07

劉 娜(1985-),女,河北衡水人,中國地質(zhì)大學(xué)(北京)博士研究生,主要研究方向?yàn)樯鷳B(tài)毒理以及區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià).

2015-12-24

國家自然科學(xué)青年基金(21307165);國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2013ZX07502001);環(huán)境模擬與污染控制國家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室(中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心)開放基金(14K02ESPCR)