水环境中草甘膦和三价砷对大型溞的联合毒性评价
化学农药环境安全评价试验准则 第13部分：溞类急性活动抑制试验-最新国标
化学农药环境安全评价试验准则第13部分：溞类急性活动抑制试验1范围本文件规定了化学农药溞类急性活动抑制试验的试验条件、试剂或材料、仪器设备、样品、试验步骤、试验数据处理、质量控制以及试验报告等的基本要求。
本文件适用于为化学农药登记而进行的溞类急性活动抑制试验。
2 规范性引用文件下列文件中的内容通过文中的规范性引用而构成本文件必不可少的条款。
其中，注日期的引用文件，仅该日期对应的版本适用于本文件；不注日期的引用文件，其最新版本（包括所有的修改单）适用于本文件。
NY/T 3273 难处理农药水生生物毒性试验指南NY/T 4195.5 农药登记环境影响试验生物试材培养第5部分：大型溞3术语和定义下列术语和定义适用于本文件。
3.1半数抑制浓度median effective concentration指在急性活动抑制试验中，引起50%受试溞活动受抑制时的被试物浓度，用EC50表示。
注：单位为毫克每升（mg/L）。
3.2活动抑制immobilisation轻晃试验容器，溞在15 s内不能游动（允许附肢微弱活动）视为活动抑制。
3.3静态试验法static test试验期间不更换药液的染毒方法。
3.4半静态试验法semi-static test试验期间每间隔一定时间（如24 h）更换一次药液的染毒方法。
3.5流水式试验法flow-through test试验期间连续更新药液的染毒方法。
4原理根据被试物特性，采用静态试验法、半静态试验法或流水式试验法将24h内新产幼溞暴露于不同浓度的试验药液中，染毒周期为48 h。
试验期间每天观察并记录受试幼溞的中毒症状与活动受抑制数量，求出EC50及其95%置信区间。
5 试验条件试验期间应满足以下条件：a) 水温（18～22）℃，且同一个试验中温度变化应控制在±1 ℃之内。
b) 光照周期16 h : 8 h（光照：黑暗），对于易光解的被试物可采用全黑暗条件。
c) 保持水质稳定，pH在6.0～9.0之间，且同一个试验中变化不应超过1.5。
三唑酮在水环境中的环境行为、毒性效应及生态风险
２０１７年㊀第１２卷第４期ꎬ６５￣７５生态毒理学报Asian Journal of EcotoxicologyV ol.12,2017No.4,65￣75㊀㊀基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07302￣001)ꎬ国家自然科学青年基金(21307165)㊀㊀作者简介:刘娜(1985￣)ꎬ女ꎬ博士后ꎬ研究方向为生态毒理及风险评价ꎬE ￣mail:liuna_1231@ ㊀㊀*通讯作者(Corresponding author )ꎬE ￣mail:jxw85@DOI :10.7524/AJE.1673￣5897.20170901001刘娜,金小伟,穆云松,等.三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应及生态风险[J].生态毒理学报ꎬ2017,12(4):65￣75Liu N,Jin X W,Mu Y S,et al.Review of environmental behavior,toxicity and ecological risk of triadimefon in the aquatic environment [J].Asian Jour ￣nal of Ecotoxicology,2017,12(4):65￣75(in Chinese)三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应及生态风险刘娜1ꎬ金小伟2,*ꎬ穆云松1ꎬ冯承莲1ꎬ吴丰昌1ꎬ王业耀21.中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室ꎬ北京1000122.中国环境监测总站ꎬ北京100012收稿日期:2017￣09￣01㊀㊀录用日期:2017￣10￣24摘要:三唑酮是目前应用最广泛的三唑类广谱杀菌剂之一ꎬ在我国的使用量有逐年增长的趋势ꎮ本研究综述了三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应及其对我国部分水体的生态风险ꎮ三唑酮使用后被土壤吸附和解吸ꎬ经雨水淋溶作用进入地表或地下水环境ꎬ在丰水期检出率与检出浓度较高ꎬ目前我国地表水中三唑酮最高检出浓度为12μg L ￣1ꎮ三唑酮在环境中的半衰期为15~43.3d ꎬ能够在水生生物体内累积代谢ꎬ在不同浓度下对不同类群㊁不同生命阶段的水生生物表现出不同的毒性效应ꎬ对应着多条有害结局路径ꎬ其中最重要的是通过抑制细胞色素P450酶活性干扰机体内激素水平ꎬ影响水生生物繁殖和生长发育ꎬ导致种群密度降低ꎮ在目前已知的暴露水平下ꎬ三唑酮对我国地表水具有潜在的生态风险ꎬ特别是丰水期稻田附近的地表水风险尤其需要关注ꎮ关键词:杀菌剂ꎻ内分泌干扰物ꎻ有害结局路径ꎻ生态风险评价文章编号:1673￣5897(2017)4￣065￣11㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AＲｅｖｉｅｗｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＢｅｈａｖｉｏｒꎬＴｏｘｉｃｉｔｙａｎｄＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＲｉｓｋｏｆＴｒｉａｄ￣ｉｍｅｆｏｎｉｎｔｈｅＡｑｕａｔｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔLiu Na 1,Jin Xiaowei 2,*,Mu Yunsong 1,Feng Chenglian 1,Wu Fengchang 1,Wang Yeyao 21.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Bei ￣jing 100012,China2.China National Environmental Monitoring Center,Beijing 100012,ChinaＲｅｃｅｉｖｅｄ1September 2017㊀㊀ａｃｃｅｐｔｅｄ24October 2017Ａｂｓｔｒａｃｔ:Triadimefon is a broad ￣spectrum,systemic fungicide,belonging to the triazole family.With adjustment of the national policy and agricultural planting structure,usage of triadimefon in China has been increasing annual ￣ly.In present review,the environmental behavior,ecotoxicity and ecological risk of triadimefon are discussed in Chinese surface waters.With the solubility of triadimefon,residues desorbed from soil can be transported by rain to surface or groundwater.Concentrations of triadimefon in surface water in China as great as 12μg L ￣1,and with higher detected rate and concentration in wet season.Triadimefon with half life of 15~43.3days in environment,it would accumulate persistently in the water environment and cause adverse effect to aquatic organisms due to its６６㊀生态毒理学报第12卷consistency and adsorption.Long￣term exposure of aquatic organisms to triadimefon has potential to disrupt devel￣opment or reproduction and can cause malformations that adversely affect fitness and survival of juveniles although the mechanisms are unclear.The most important adverse outcome pathways(AOP)was that disrupting hormone level by inhibiting enzyme activity of cytochrome P450,and then impacting organisms reproduction,growth and development which reducing population density lastly.Potential deleterious effects and hazards or risks of exposure of aquatic organisms from current patterns of use of triadimefon in surface water if of concern,especially for waters near rice field in wet season.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:fungicide;endocrine disrupting chemicals;adverse outcome pathways(AOP);ecological risk assess￣ment㊀㊀三唑酮(triadimefon)ꎬ化学名称是1￣(4￣氯苯氧基)￣3,3￣二甲基￣1￣(1,2,4￣三挫￣1￣基)￣2￣丁嗣ꎬ又名粉锈宁㊁百里通ꎬ属于三唑类杀菌剂ꎬ不仅对小麦㊁玉米㊁果蔬㊁花卉等作物的上锈病㊁白粉病均有较高的防治效果ꎬ同时对植物的生长亦有调节作用ꎬ是目前应用最广泛的广谱杀菌剂之一[1]ꎬ其原药总消费量占全部三唑类杀菌剂的30%以上[2]ꎮ三唑酮20ħ时在水中的溶解度为64mg L￣1[3]ꎬ在厌氧水环境中半衰期为217d[4]ꎬ尽管按我国农药毒性分级标准ꎬ三唑酮属低毒杀菌剂[5]ꎬ但由于其稳定性强ꎬ并具有良好的移动性和吸附性ꎬ容易在环境中持久累积ꎬ对地表㊁地下水体造成污染ꎬ不但导致水生生态系统遭到破坏ꎬ而且影响人们饮水安全㊁危害健康ꎮ美国环保局(US EPA)已计划对三唑酮进行全面的生态风险评价ꎬ包括经口毒性㊁施药后居民区的风险以及职业病风险评价[6]ꎮ目前国内外对三唑酮在土壤和水环境中的迁移㊁归趋以及对水生生物的毒害作用已有一定的研究基础ꎬ但缺乏系统性归纳分析ꎮ本研究综述了三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应以及我国部分水体生态风险评估数据ꎬ以期为我国的三唑类药物的水环境管理提供参考依据ꎮ１㊀三唑酮的水环境暴露与归趋(Ｅｘｐｏｓｕｒｅｃｏｎｃｅｎ￣ｔｒａｔｉｏｎａｎｄｆａｔｅｏｆｔｒｉａｄｉｍｅｆｏｎｉｎａｑｕａｔｉｃｅｎｖｉｒｏｎ￣ｍｅｎｔ)三唑酮在生产和使用过程中均会产生含三唑酮的废水ꎬ我国«杂环类农药工业水污染物排放标准(GB21523 2008)»规定三唑酮原药生产企业废水处理设施总排放口的排放标准为5mg L￣1[7]ꎮ据中国农药信息网数据ꎬ三唑酮在我国的使用量有逐年增长的趋势ꎬ2015年我国三唑酮商品使用量为1.43万吨ꎬ与2014年(1.37万吨)相比上调了4.4%ꎮ据统计ꎬ美国三唑酮年使用量约24000磅(10.89吨)[8]ꎮ有报道农药利用率一般为10%[9]ꎬ大量残留药物在土壤中吸附和解吸后ꎬ通过雨水的淋溶作用进入水体ꎬ造成水环境污染ꎮ美国环保局利用暴露分析模型ꎬ估计在地表水中三唑酮的预期环境浓度为41μg L￣1[3]ꎻWatschke等[10]检测高尔夫球场周围地表水中农药的残留情况ꎬ结果显示水中三唑酮及其主要代谢产物的浓度为46~922μg L￣1ꎻStamatis等[11]调查了2005~2007年希腊阿车罗斯河中三唑酮的时空分布ꎬ发现春季三唑酮浓度最高(0.018μg L￣1)ꎬ其次是夏季(0.015μg L￣1)和秋季(0.007μg L￣1)ꎬ冬季浓度最低(0.002μg L￣1)ꎮ目前我国关于三唑酮在地表水暴露情况的文献较少(见表1)ꎬ游明华等[12]研究发现三唑酮在水环境中的光解半衰期主要受温度和pH值的影响ꎬ农药的持续输入以及丰水期和枯水期温度㊁光照不同导致的降解速率不同ꎬ使其在丰水期的检出浓度和频率较高ꎬ因此九龙江枯水期未检出三唑酮ꎬ丰水期在16个点位的三唑酮检出率为43.8%ꎬ最高检出浓度为0.1733μg L￣1ꎮ类似的ꎬ付岩等[13]研究了稻田周围地表水三唑酮在一年中每个月的浓度变化ꎬ发现7月份地表水浓度最高ꎬ稻田沟渠的三唑酮浓度高达12μg L￣1ꎬ附近鱼塘也受到一定的影响ꎬ三唑酮检出浓度为0.4μg L￣1ꎮ刘娜等[14]调查了太湖包括饮用水源地在内的不同功能水体在夏季丰水期的三唑酮暴露水平ꎬ虽然10个取样点均有检出ꎬ但三唑酮浓度范围仅为0.002~0.007μg L￣1ꎬ污染程度较小ꎮ魏琛等[9]调查了贵州省贵阳市4个主要集中式饮用水源地冬季枯水期的有机氯农药残留情况ꎬ三唑酮检出率为36.4％ꎬ其中松柏山水库的取样点未检出三唑酮ꎬ红枫湖㊁百花湖和阿哈水库等3个饮用水源地的检出浓度为0.185~5.22μg L￣1ꎬ刘园等[15]在同一时期对红枫湖㊁百花湖和阿哈水库的15个采样点进行2次采样ꎬ三唑酮检出率为33%ꎬ浓度范围为1.1~ 4.1μg L￣1ꎬ3个湖库均受到一定程度的污染ꎬ应进一第4期刘娜等:三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应及生态风险６７㊀步调查其丰水期污染程度ꎬ并采取必要的防治措施ꎮ三唑酮施用在农作物后ꎬ大部分落在土壤中ꎬ在8h内被土壤快速吸附ꎬ该阶段的吸附量较大ꎬ但三唑酮与土壤的结合相对较弱ꎬ容易从土壤中脱离ꎻ8~24h内为慢速吸附阶段ꎬ吸附量可增加20%ꎬ此时三唑酮与土壤间的结合较牢固ꎬ表现出解吸滞后性和不可逆性[16]ꎮ研究表明ꎬ三唑酮的初始浓度越大ꎬ吸附时间越长ꎬ解吸滞后性越强ꎮ因此ꎬ三唑酮在湖泊㊁水库或流速缓慢的河流中更容易吸附在沉积物中ꎬ形成环境累积ꎬ其地表水暴露浓度与农田施用量和当地降雨量及降雨频率密切相关ꎮ三唑酮在环境中的转化途径主要是生物降解和水化学降解ꎮ在土壤中三唑酮的降解主要受微生物种群和土壤结构的影响ꎬ不同地区间的土壤半衰期差别较大ꎮ例如ꎬ河南土壤的半衰期为28.9dꎬ北京土壤的半衰期为43.3d[17]ꎻ设施土壤中三唑酮的降解半衰期为15.2dꎬ无菌土壤处理后三唑酮的半衰期为39.4d[18]ꎮ此外ꎬ三唑酮半衰期还与三唑酮的环境浓度㊁土壤含水率以及有机质含量有关ꎮ三唑酮浓度为0.930mg kg￣1㊁5.44mg kg￣1㊁10.9mg kg￣1时ꎬ在非淹水土壤㊁淹水土壤和地表水沉积物中的降解半衰期分别为17.3~25.7d㊁15.1~23.9d㊁23.1~ 27.7dꎬ浓度越高ꎬ降解速度越慢[13]ꎮ在河水中三唑酮的水解半衰期为68.6dꎬ光解半衰期为20dꎬ非生物降解(水解+光解)半衰期为15d[12]ꎬ与土壤半衰期基本一致ꎮ三唑酮在环境降解过程具有立体选择性ꎬ在非淹没土壤中三唑酮容易转换为三唑醇(triad￣imenol)[19￣20]ꎬ在淹没土壤的厌氧条件下ꎬ三唑酮的主要降解产物为1,4￣二醇化合物(1￣(1￣H￣1,2,4￣triazole￣1￣yl)￣3,3￣dimethyl￣butane￣2￣one￣1,4￣diol)[21]ꎮ２㊀三唑酮的生物累积与代谢(Ｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄｍｅｔａｂｏｌｉｓｍｏｆｔｒｉａｄｉｍｅｆｏｎ)生物富集系数(bioconcentration factorꎬBCF)为平衡时生物体内浓度与水中浓度的比值ꎬ主要受辛醇￣水分配系数(Kow)和生物体对化学物质代谢作用的影响ꎮ三唑酮的lg Kow为3.11[22]ꎬ根据«化学品生物富集流水式鱼类试验(GB/T21800 2008)»中的公式估算出在生物体内达到95%平衡需要4.6dꎮ考虑到生物对化合物的主动运输㊁被动运输能力以及代谢能力等因素ꎬ不同生物类群的平衡富集时间及富集能力存在一定的差异ꎮ一般情况下ꎬ生物代谢能力越强BCF值越低ꎮ三唑酮浓度为1000μg L￣1时ꎬ斜生栅藻在第7天对三唑酮的生物富集达到最高点(BCF为67)[22]ꎬ黑斑蛙蝌蚪(Rana nigromacu￣lata)在第1天即达到富集最大值(BCF为13~15)[22]ꎬ颤蚓(Tubifex tubifex)在第8天达到富集最大值(BCF 为1.1)[23]ꎮ环棱螺暴露在835μg L￣1的三唑酮10d 后ꎬ生物富集性达到平衡ꎬ内脏团的富集能力大于腹足ꎬ整体BCF值最高为11.6[24]ꎮ比较4种水生生物富集因子ꎬ斜生栅藻的富集能力明显强于蝌蚪㊁环棱螺和颤蚓ꎮ根据«化学农药环境安全评价试验准则表１㊀三唑酮在我国地表水中的浓度分布Table1㊀Concentration distribution of triadimefon in Chinese surface waters名称Waters地点Province取样数量Sample number检出率/%D.F./%最大浓度/(μg L￣1)Maximum concentration/(μg L￣1)参考文献Reference九龙江(丰水期)Jiulongjiang River(wet season)福建Fujian1643.80.1733[12]九龙江(枯水期)Jiulongjiang River(dry season)福建Fujian1600[12]稻田沟渠Paddy ditch浙江Zhejiang1210012[13]天然渠Natural ditch浙江Zhejiang1258.38.2[13]人工渠Artificial ditch浙江Zhejiang1241.71[13]鱼塘边渠Fish pond ditch浙江Zhejiang1250 1.4[13]鱼塘Fish pond浙江Zhejiang1233.30.4[13]太湖Taihu Lake江苏Jiangsu101000.007[14]红枫湖Hongfeng Lake贵州Guizhou2524 3.4[9,15]百花湖Baihua Lake贵州Guizhou728.6 5.22[9,15]阿哈水库Aha Reservoir贵州Guizhou862.5 4.1[9,15]松柏山水库Songbaishan Reservoir贵州Guizhou100[9]６８㊀生态毒理学报第12卷第7部分:生物富集试验(GB ∕T 31270.7 2014)»ꎬ颤蚓对三唑酮为低等富集性(BCF<10)ꎬ其他3种水生生物对三唑酮均为中等富集性(10<BCF<1000)ꎻ根据欧盟«化学品的注册㊁评估㊁授权和限制法规»对具有持久性㊁生物蓄积性和毒性的物质(PBTs)的鉴别判定标准ꎬ三唑酮不具有生物累积性(BCF <2000)ꎮ黄竻丹[22]比较了喂食饲料和染毒斜生栅藻的蝌蚪的生物富集效应ꎬ在暴露前期ꎬ非食藻蝌蚪体内富集的三唑酮浓度高于食藻蝌蚪ꎻ暴露7d 后ꎬ食藻蝌蚪富集的三唑酮浓度显著高于非食藻蝌蚪ꎬ但仍低于斜生栅藻ꎬ说明藻类对蝌蚪富集三唑酮具有一定的影响但不存在生物放大效应ꎮ三唑酮有1个手性碳原子(见图1a)和2个空间异构体(S ꎬR)ꎬ被动植物富集到体内后ꎬ三唑酮分子中的羰基被还原成羟基ꎬ生成具有2个手性碳原子(见图1b)和4个空间异构体(SS ꎬRR ꎬRS ꎬSR)的三唑醇[17]ꎮ三唑酮在生物体内的代谢过程具有立体选择性行为ꎬ因此生物体内三唑醇异构体的组成取决于生物代谢特征ꎮ在栅藻三唑酮暴露实验中ꎬS 三唑酮被优先代谢ꎬ4个异构体的生成速率为SS >RR >SR>RS ꎬSS 和RR 三唑醇是主要代谢物ꎬ占三唑醇总量的77.3%~89.9%[22]ꎮ类似的ꎬSS 和RR 三唑醇在虹鳟鱼和蚋(S.vittatum )体内分别为94%㊁67%[25]ꎮ而在黑斑蛙蝌蚪暴露实验中ꎬR 三唑酮被优先代谢ꎬ异构体的生成速率为RS>SR>SS>RR ꎬ主要代谢产物RS 和SR 占三唑醇总量的83.5%[22]ꎮ图１㊀三唑酮与三唑醇的分子结构[１７]Fig.1㊀The molecular structures of triadimefon and triadimenol [17]３㊀三唑酮对水生生物的毒性效应(Ｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｔｒｉ￣ａｄｉｍｅｆｏｎｔｏａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅ)三唑酮的活性基团是三唑环基团ꎬ其作用机理是通过抑制真菌的甾醇14α去甲基化酶(CYP51)的活性来抑制麦角甾醇的合成[26]ꎬ实现杀菌效果ꎬ但同时也阻碍植物体内赤霉素和多种甾醇的生物合成[27]ꎬ改变植物激素的平衡ꎬ从而调节植物生长和发育[28]ꎮ据报道ꎬ三唑酮浓度为500μg L ￣1时ꎬ能够促进斜生栅藻的生长ꎬ提高叶绿素含量ꎬ浓度为1000μg L ￣1时开始对斜生栅藻的生长和叶绿素含量产生抑制作用ꎬR ￣三唑酮与S ￣三唑酮的96h EC 50分别为2590㊁2680μg L ￣1ꎬ2个对映体的毒性差异不大[22]ꎮ三唑酮对紫背浮萍叶绿素a 的96h IC 50为5370μg L ￣1[29]ꎬ对杜氏藻种群增长的96h EC 50为5980μg L ￣1[41]ꎬ对四尾栅藻和紫背浮萍的NOEC 分别为100[42]和500μg L ￣1[36]ꎬ说明三唑酮对不同水生植物的毒性效应差异不大ꎮ大量文献证明三唑酮对水生动物具有急性致死㊁致畸以及慢性毒性效应(见表2)ꎮ分析三唑酮对不同类群水生生物的急性毒性效应ꎬ三唑酮对大型溞和蚋的48h LC 50分别为1600[3]和6100μg L ￣1[25]ꎬ对鱼类㊁贝类和黑斑蛙蝌蚪的96h LC 50分别为4100~14000[3,30,32]㊁15223~38252和23230μg L ￣1[22,39]ꎬ物种间急性毒性差异较小ꎮ此外ꎬ三唑酮能够在短期内导致水生动物胚胎畸形ꎬHermsen 等[33]和刘少颖[35]分别在1938.42和2000μg L ￣1暴露条件下观察到斑马鱼鱼卵孵化后出现胚胎畸形ꎬ非洲爪蟾5d 胚胎畸形EC 10为558.03μg L ￣1[34]ꎮ长期暴露条件下ꎬ三唑酮对青鳉鱼㊁斑马鱼㊁萼花臂尾轮虫繁殖类测试终点的NOEC 分别为5㊁125㊁80μg L ￣1[36,43]ꎬ对幼年期虹鳟鱼㊁黑头软口鲦㊁非调和异星美星介生长发育的NOEC 分别为40㊁170㊁320μg L ￣1[36,42]ꎬ大型溞21d 子代死亡率NOEC 为25μg L ￣1[36]ꎮ刘娜[36]比较了三唑酮对青鳉鱼和大型溞不同测试终点的毒性效应ꎬ发现以青鳉鱼生存㊁生长㊁繁殖为测试终点的NOEC 分别为76μg L ￣1㊁60μg L ￣1㊁5μg L ￣1ꎬ青鳉鱼的繁殖类指标(产卵量)最敏感ꎮ分析原因ꎬ青鳉鱼的内分泌系统主要受下丘脑￣垂体￣甲状腺(HPT)轴和下丘脑￣垂体￣性腺(HPG)轴调控ꎬ其产卵量与卵子发育㊁雌雄交配行为㊁性激素刺激等多个环节相关ꎬ是所有生理生化行为的综合体现ꎬ因此对外源化合物的影响最敏感[37]ꎮ以大型溞蜕皮次数㊁生长和繁殖为测试终点的NOEC 分别为25μgL ￣1㊁100μg L ￣1㊁200μg L ￣1ꎬ其蜕皮次数与生长比繁殖指标(子代数量)更为敏感ꎮ这是因为ꎬ大型溞只有在极端恶劣的环境中才进行有性生殖ꎬ正常条件下孤雌生殖的雌溞没有内分泌器官ꎬ而蜕皮过程由神经内分泌器官分泌的蜕皮抑制激素和蜕皮激素直接调控[38]ꎬ因此更容易被内分泌干扰物影响[40]ꎮ对于三唑酮是否属于内分泌干扰物ꎬ目前尚存在一定的争议ꎮ联合国粮食与农业组织和世界卫生第4期刘娜等:三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应及生态风险６９㊀组织[44]于1986对三唑酮的内分泌干扰效应进行评价ꎬ表明三唑酮主要影响雄性大鼠的性行为ꎬ染毒雄鼠体内的睾酮含量加倍ꎻ1999年美国«安全饮用水和毒性强制执行法案(第65号提案)»将三唑酮列入饮用水化学品控制名单ꎬ认为其具有发育毒性㊁雄激素效应和雌激素效应[45]ꎻ2006年欧盟(EU)将三唑酮列入具有内分泌￣生殖干扰毒性的农药及其代谢产物名单[46]ꎻ世界自然基金(World Wide Fund for Na￣ture or World Wildlife FundꎬWWF)认为三唑酮是一种雌激素受体增效剂(estrogen receptor agonist)ꎬ对生物体内雌激素具有一定的影响ꎮ然而ꎬ在US EPA内分泌干扰物筛选计划(Endocrine Disruptor Screening ProgramꎬEDSP)的黑头软口鲦(Pimephales promelas) 21d繁殖毒性试验中ꎬ雌鱼产卵量显著下降ꎬ雄鱼VTG升高359%ꎬ雌鱼与雄鱼的性腺指数(Gonado￣So￣matic IndexꎬGSI)分别升高49%㊁75%ꎬ但同时伴随着体重下降和肝重增加ꎬ因此EDSP推测鱼类繁殖力下降是由于肝脏毒性或其他非生殖因素压力(如ꎬ能量供应不足)引起ꎬ而非直接作用于HPG轴和HPT轴ꎬ因此三唑酮不属于环境内分泌干扰物[47]ꎮ４㊀三唑酮的有害结局路径(Ａｄｖｅｒｓｅｏｕｔｃｏｍｅｐａｔｈｗａｙｓｏｆｔｒｉａｄｉｍｅｆｏｎ)根据现有的研究成果和AOP Wiki数据库(ht￣tps:///)ꎬ建立三唑酮对水生生物的有害结局路径(adverse outcome pathwaysꎬAOP)(见图2)ꎮ三唑酮对水生生物的致毒机理主要包括以下3个方面:(1)干扰性激素某些内分泌干扰物的化学结构与天然激素相同或类似ꎬ因而可与激素的特定受体直接结合ꎬ激活受体通路ꎬ进而产生多种不同的毒性效应ꎮVinggaard等[48]应用人乳腺癌细胞(MCF￣7)细胞增殖实验(E￣SCREEN)证明10μmoL L￣1的三唑酮具有雌激素效应ꎮ表２㊀三唑酮对不同类群水生生物的毒性效应Table2㊀The toxicity effects of triadimefon to different taxa of aquatic organisms受试生物Test species 测试终点Endpoint测试指标Measurement试验周期/dDuration/d浓度/(μg L￣1)Concentration/(μg L￣1)参考文献Reference大型溞Daphnia magna LC50生存Survival21600[3]虹鳟鱼Oncorhynchus mykiss LC50生存Survival44100[3]稀有鮈鲫Gobiocypris rarus LC50生存Survival46890[32]斑马鱼Danio rerio LC50生存Survival413800ꎬ13110[30,32]彭泽鲫Carassius auratus LC50生存Survival413410[29]太阳鱼Lepomis macrochirus LC50生存Survival414000[3]铜锈环棱螺Bellamya aeruginosa LC50生存Survival415223[39]中华圆田螺Cipangopaludina cathayensi LC50生存Survival416885[39]黑斑蛙Rana nigromaculata LC50生存Survival423230[22]河蚬Corbicuta fluminea LC50生存Survival718266[39]背角无齿蚌Anodonta woodiana LC50生存Survival724897[39]矛蚌Lanceolaria gladiola LC50生存Survival738252[39]蚋Simulium vittatum LC50生存Survival26100[25]杜氏藻Dunaliella tertiolecta EC50种群增长率Population growth rate45980[41]青鳉鱼Oryzias latipes NOEC产卵量Fecundity305[36]虹鳟鱼Oncorhynchus mykiss NOEC无特殊效应Nospecific effect6040[42]斑马鱼Danio rerio NOEC产卵量Fecundity120125[43]黑头软口鲦Pimephales promelas NOEC生长Growth35170[42]大型溞Daphnia magna NOEC蜕皮Molting2125[36]萼花臂尾轮虫Brachionus calyciflorus NOEC有性生殖Sexual reproduction480[36]非调和异星美星介Heterocypris incongruens NOEC生长Growth6320[36]非洲爪蟾Xenopus laevis EC10致畸Malformation5558.03[34]四尾栅藻Scenedesmus subspicatus NOEC种群增长率Population growth rate4100[42]紫背浮萍Soirodela polyrhiza NOEC种群增长率Population growth rate10500[36]７０㊀生态毒理学报第12卷㊀㊀Okubo等[49]发现在较低浓度水平下ꎬ随着浓度的增高ꎬ三唑酮诱导MCF￣7增殖能力变强ꎬ且这种活性能够被雌激素抑制剂ICI182,780抑制ꎬ表现出一定的雌激素活性ꎬ但没有观察到与雌激素受体(estrogen receptorꎬER)结合ꎬ可能是结合能力太低或者受实验因素干扰不易观察ꎻ50μmoL L￣1以后诱导MCF￣7增殖能力逐渐降低ꎬ甚至出现抑制效应ꎻ在较高浓度水平下ꎬ三唑酮能够抑制睾酮与雄激素受体(androgen receptorꎬAR)结合ꎬ半抑制浓度(IC50)为902μmoL L￣1ꎮPetit等[50]通过酵母基因重组和虹鳟鱼肝细胞体外测试ꎬ检测三唑酮对虹鳟鱼雌激素受体和肝细胞的毒性效应ꎬ三唑酮没有表现出雌激素受体效应ꎬ但能够诱导虹鳟鱼肝细胞合成卵黄原蛋白(VTG)ꎮ马有宁[30]将斑马鱼成鱼暴露在690μg L￣1浓度的三唑酮21d后ꎬ肝脏中雌激素受体基因表达量显著下降ꎬ雌鱼性腺和血浆中E2含量分别了增加52%㊁25%ꎬ雄鱼性腺和血浆中的睾酮(T)含量分别减少了37%㊁76%ꎮ(2)干扰甲状腺激素刘少颖[35]发现三唑酮浓度为2000μg L￣1时ꎬ能够诱导斑马鱼幼鱼促甲状腺激素(TSH)β基因表达ꎬ促进甲状腺激素合成和分泌ꎬ导致体内甲状腺激素T4水平升高ꎮ同时ꎬ脱碘酶Dl基因表达受到抑制ꎬ影响了T4到T3的脱碘转化ꎬ导致T3水平降低ꎬ抑制甲状腺激素核受体TRβ的转录过程ꎬ使TRβ基因的表达量降低ꎬ干扰了T3和TR的结合ꎬ降低甲状腺生物活性ꎬ说明三唑酮对斑马鱼早期胚胎具有一定的甲状腺激素干扰效应ꎮ实验出现斑马鱼幼鱼游囊关闭等畸形现象ꎬ与外源性甲状腺激素暴露实验结果一致ꎮ(3)抑制P450酶活性细胞色素P450酶广泛分布在脊椎动物㊁无脊椎动物㊁植物㊁真菌及细菌中ꎬ位于细胞线粒体㊁细胞膜及内质网上ꎬ在甾体激素的生物合成及代谢清除过程中起着关键的作用[51]ꎬ其中CYP306㊁CYP302㊁CYP315和CYP314等4种酶参与节肢动物蜕皮激素的合成[52]ꎬKenneke等[40]根据蚋幼体微粒实验推测三唑酮能够通过抑制P450酶活性抑制蚋的蜕皮激素合成ꎬ活体实验证明三唑酮暴露导致大型溞和介形虫的蜕皮次数显著减少ꎬ进而表现出生长抑制效应[36]ꎮ研究表明ꎬ三氮唑环上N原子的孤对电子与CYP51酶上的Fe原子形成配位键结合ꎬ使血红蛋白失去了与氧原子结合的机会ꎬ阻断了底物羟基化反应ꎬ从而抑制CYP51的活性[53]ꎬ同时对肝肾具有一定的毒性作用[54]ꎮZarn等[55]发现三唑酮能够通过抑制CYP51和芳香酶CYP19的酶活性来影响甾醇生成ꎬ其中CYP51是促减数分裂甾醇(MAS)生成的关键酶ꎬ而MAS可以影响动物精子和卵子的形成ꎮCYP19能够催化睾酮和雄烯二酮分别转化为雌二醇和雌酮ꎬ是雌激素生物合成中的关键酶和限速酶[56￣57]ꎬ体外测试证明三唑酮能够抑制CYP19的酶活性ꎬ降低雌激素水平ꎬ同时使雄激素水平升高[58￣59]ꎬ斑马鱼全生命周期暴露实验证明三唑酮能够干扰斑马鱼的性别发育ꎬ使雌性基因的斑马鱼表现出雄性特征[35]ꎮ此外ꎬ芳香酶抑制剂能够抑制肝脏中雌激素受体并降低VTG基因表达ꎬ损伤鱼类的生殖能力[60￣61]ꎮ刘少颖[35]研究了三唑酮对斑马鱼全生命周期的影响ꎬ斑马鱼稚鱼在三唑酮浓度为250μg L￣1的条件下暴露40d后ꎬVTG基因表达受到显著抑制ꎬ暴露120d后ꎬ产卵次数㊁受精率㊁子代成活率均显著降低ꎬ雌鱼的体重和体长受到显著抑制ꎬ在500μg L￣1浓度下暴露120d后ꎬ雌鱼卵巢中的卵母细胞大部分处于早期发育阶段ꎬ卵巢发育不成熟ꎬ总产卵量和产卵次数降低ꎬ雄鱼体重和体长受到显著抑制ꎬ精子活力和密度显著下降ꎬF1代胚胎受精率显著降低ꎬ孵化率为0ꎮ５㊀三唑酮水质基准值与地表水生态风险评估(Ｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｒｉｔｅｒｉａａｎｄｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓ￣ｍｅｎｔｏｆｔｒｉａｄｉｍｅｆｏｎ)尽管三唑酮对生物的急性毒性相对较低(表2)ꎬ目前的暴露水平可能不会引起水生生物的快速死亡ꎮ然而ꎬ长期低剂量暴露条件下三唑酮能够干扰水生生物体内激素的合成代谢[30,47,50]ꎬ影响其生长发育和繁殖ꎬ生物在水中长期接触有可能引起除致死效应外的其他毒性效应ꎬ如子代畸形[33￣35]或繁殖力下降[35,47,60￣61]ꎬ进而影响生态系统的种群结构ꎮ然而ꎬ目前国内外还没有官方发布的用于保护水生生物的三唑酮水质基准ꎬ美国环保局仅制定了用于保护地下水饮用水的三唑酮筛选值550μg L￣1[62]ꎮStamatis等[11]根据欧盟风险评估技术指南推荐的方法ꎬ采用2个营养级水生生物的慢性毒性值除以安全因子50ꎬ计算出三唑酮的预测无观察效应浓度(predicted no effect concentrationꎬPNEC)为0.34μg L￣1ꎻ刘娜[36]采用物种敏感度分布曲线法(Species Sensitivity DistributionꎬSSD)ꎬ利用9种水生生物的最敏感测试终点ꎬ计算得到HC5(6.82μg L￣1)ꎬ以5为安全因子推导出三唑酮的PNEC为1.364μg L￣1ꎮ第4期刘娜等:三唑酮在水环境中的环境行为㊁毒性效应及生态风险７１㊀７２㊀生态毒理学报第12卷㊀㊀根据目前已有的报道(表1)ꎬ我国太湖流域三唑酮检出率为100%ꎬ但检出浓度普遍较低(0.00152~ 0.007269μg L￣1)ꎬ远远低于基于慢性毒性数据推导的三唑酮PNEC值ꎬ说明三唑酮不会对太湖水生生物造成有害影响ꎮ贵州的红枫湖㊁百花湖和阿哈水库的三唑酮检出最高浓度分别为3.4μg L￣1㊁5.52μg L￣1㊁4.1μg L￣1ꎬ远远小于美国EPA的三唑酮筛选值ꎬ但大于2种方法计算出的PNECꎬ说明3个湖泊/水库的三唑酮对人体健康没有风险ꎬ但是对水生生物具有一定的危害ꎬ可能会影响生态系统平衡ꎮ福建九龙江的三唑酮最高检出浓度为0.1733μg L￣1ꎬ对生态系统影响较小ꎬ但该数据报道时间较早ꎬ考虑到三唑酮年使用量递增的发展现状ꎬ应再次对其进行调查校正ꎮ值得注意的是ꎬ由于丰水期三唑酮在稻田的施用量较大ꎬ对其附近排水渠产生较高的风险(风险商>1)ꎮ然而ꎬ目前我国关于三唑酮在环境介质中ꎬ特别是水环境中暴露的情况相对较少ꎮ考虑到三唑酮在我国的广泛使用ꎬ且使用量逐年增加ꎬ因此有必要开展系统的全国范围内的暴露浓度调查ꎬ进行全面的㊁更高层次的生态风险评估研究ꎮ６㊀结论与展望(Ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎａｎｄｏｕｔｌｏｏｋ)(1)三唑酮使用后被土壤吸附和解吸ꎬ经雨水淋溶作用进入地表水环境ꎬ其环境半衰期为15~43.3 dꎬ能够在水生生物体内累积代谢ꎮ目前我国地表水中三唑酮的最高暴露浓度为12μg L￣1ꎬ因此有必要在全国范围内开展系统的调查ꎬ尤其应关注丰水期的暴露水平ꎮ(2)三唑酮主要通过抑制P450酶活性来干扰水生生物体内激素的合成ꎬ从而影响水生生物繁殖和生长发育ꎬ进而影响其种群变化ꎮ此外ꎬ三唑酮具有一定的雌激素效应和甲状腺激素干扰效应ꎬ但相关有害结局路径尚不明确ꎮ由于三唑酮对水生生物的毒性机理研究主要集中在鱼类ꎬ对低营养级水生生物研究较少ꎬ为保证水生态系统完整性ꎬ有必要开展浮游生物等低营养级水生生物的毒性机制ꎬ进一步完善其有害结局路径ꎮ(3)三唑酮对我国地表水生态系统具有一定的风险ꎬ应进一步开展中宇宙野外暴露模拟实验ꎬ在种群水平研究三唑酮对水生生物的繁殖毒性效应ꎬ对我国地表水进行高层次生态风险评估ꎮ通讯作者简介:金小伟(1985￣)ꎬ男ꎬ博士ꎬ中国环境监测总站高级工程师ꎬ主要从事生态毒理以及生态风险评价的研究ꎬ已发表论文40余篇ꎮ参考文献(Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ):[1]㊀张一宾.世界农药新进展[M].北京:化学工业出版社,2007Zhang Y B.New Progress of Pesticides in World[M].Beijing:Chemical Industry Publishing House,2007(inChinese)[2]㊀高海英.阳￣非离子有机膨润土对水中三唑酮的吸附[J].净水技术,2014,33(1):42￣45Gao H Y.Adsorption of triadimefon in water with cation￣ic￣nonionic organobentonite[J].Water Purification Tech￣nology,2014,33(1):42￣45(in Chinese)[3]㊀US EPA.Registration eligibility decision for triadimefonand tolerance reassessment for traidmimenol[R].Wash￣ington,D.C.:US EPA,2006[4]㊀牛红红,王岩,逯忠斌,等.三唑酮在甘蓝及土壤中的残留动态研究[J].吉林农业大学学报,2005,27(2):209￣211Niu H H,Wang Y,Lu Z B,et al.Study on residual dy￣namics of triadimefon in cabbage and soil[J].Journal ofJilin Agricultural University,2005,27(2):209￣211(inChinese)[5]㊀邵新玺,黄清臻.关于农药急性毒性与分级标准的探讨[J].医学动物防制,2002(9):465￣466Shao X X,Huang Q Z.Discussion on acute toxicity andclassification criteria of pesticides[J].Journal of MedicalPest Control,2002(9):465￣466(in Chinese)[6]㊀美国环保署.美国环保署称一批农药将进行登记审批[J].农药,2016(6):465US EPA.The US EPA says a batch of pesticides will beregistered and approved[J].Agrochemicals,2016(6):465(in Chinese)[7]㊀中华人民共和国环境保护部.GB21523 2008杂环类农药工业水污染物排放标准[S].北京:中国标准出版社,2008[8]㊀US EPA.Triadimefon registration eligibility decision(RED)and triadimenol tolerance reassessment and riskmanagement decision(TRED)fact sheet[R].Washington,D.C.:US EPA,2006[9]㊀魏琛,宋丽婧,杨卫萍,等.贵阳市饮用水源地有机氯农药污染的检测与特征分析[J].环境科学与技术,2016,39(3):131￣135Wei C,Song L J,Yang W Pꎬet al.Detection and featureanalysis of organochlorine pesticide pollution in drinkingwater sources in Guiyang[J].Environmental Science&Technology,2016,39(3):131￣135(in Chinese)。
(整理)QH12生活饮用水卫生标准.
生活饮用水卫生标准是从保护人群身体健康和保证人类生活质量出发，对饮用水中与人群健康的各种因素（物理、化学和生物），以法律形式作的量值规定，以及为实现量值所作的有关行为规范的规定，经国家有关部门批准，以一定形式发布的法定卫生标准。
2006年底，卫生部会同各有关部门完成了对1985年版《生活饮用水卫生标准》的修订工作，并正式颁布了新版《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006），规定自2007年7月1日起全面实施。
生活饮用水卫生标准可包括两大部分：法定的量的限值，指为保证生活饮用水中各种有害因素不影响人群健康和生活质量的法定的量的限值；法定的行为规范，指为保证生活饮用水各项指标达到法定量的限值，对集中式供水单位生产的各个环节的法定行为规范。
我国政府一向十分关心和重视饮用水卫生工作，多次发布和修改饮用水卫生标准。
1956年制定的饮用水卫生标准及1959、1976年修订的标准分别包括15项、17项、23项微生物、一般化学和感官指标，着重技术要求，均未列为强制性卫生标准。
1985年卫生部组织饮水卫生专家结合国情，吸取了世界卫生组织（WHO）《饮用水质量标准》和发达国家饮用水卫生标准中的先进部份，制定了《生活饮用水卫生标准》，将水质指标由23项增至35项，由卫生部以国家强制性卫生标准发布（GB5749-85）增加了饮用水卫生标准的法律效力。
该标准于1985年8月16日发布，1986年10月10日实施，共五章22条。
（分总则、水质标准和卫生要求、水源选择、水源卫生防护和水质检验。
）生活饮用水卫生标准具体来讲，生活饮用水卫生标准可包括两大部分：法定的量的限值，指为保证生活饮用水中各种有害因素不影响人群健康和生活质量的法定的量的限值；法定的行为规范，指为保证生活饮用水各项指标达到法定量的限值，对集中式供水单位生产的各个环节的法定行为规范。
2001年6月，卫生部于颁布了《生活饮用水卫生规范》，自2001年9月1日起实施。
解读《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)
解读《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）点题《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）已于2006年12月29日由国家标准委和卫生部联合发布。
同时发布的还有13项生活饮用水卫生检验方法国家标准。
这些标准将于今年7月1日起开始实施。
《生活饮用水卫生标准》首次发布于1985年，已实施了20年，本次为第一次修订。
经过修订，标准中的指标数量不仅由35项增至106项，还对原标准的8项指标进行了修订，指标限量也与发达国家的饮用水标准具有可比性。
生活饮用水对百姓健康安全非常重要，饮用水一旦出了问题，就会给百姓生活带来重大影响。
这是一项必将对百姓生活和社会产生重大影响的国家标准。
本篇文章对该标准中经过修订的各项指标进行全面解析，以加深广大读者对该标准的认识。
指标大有来头危害各不相同《生活饮用水卫生标准》中106项指标包括微生物指标6项，毒理指标74项（其中，无机化合物指标21项，有机化合物指标53项），感官性状和一般化学指标20项，消毒剂指标4项，放射性指标2项。
各类指标中，可能对人体健康产生危害或潜在威胁的指标占80%左右，属于影响水质感官性状和一般理化指标即不直接影响人体健康的指标约占20%。
可能对生活饮用水卫生安全造成影响的物质究竟从何而来？据标准主要起草人、中国疾病预防控制中心环境与健康相关产品安全所研究员鄂学礼介绍，污染生活饮用水的微生物主要来自水源地的人畜粪便，还有医院排放的污水以及腐烂的动物尸体等。
微生物指标超标，很容易引发传染性肠道疾病，包括世界卫生组织和很多国家的饮用水卫生标准，都将微生物指标放在第一位。
我国原生活饮用水卫生标准中的微生物指标只有总大肠菌群和菌落总数两项指标，新标准中增加的耐热大肠菌群（粪大肠菌群）和大肠埃希氏菌两项指标，均属于对总大肠菌群指标的细化，如果按照标准规定的发酵法检出这两种微生物或按照滤膜法监测超出限值，就说明生活饮用水受到微生物的污染。
以上4项微生物指标都属于常规检验指标，还有两种原虫即贾第鞭毛虫和隐孢子虫，同属于微生物指标，列入新标准的非常规检验项目，国外突发性肠道传染病的相关报道中，很多都是由这两种原虫引发的。
水产养殖环境中重金属污染
水产养殖环境中重金属污染摘要：水产养殖环境中重金属污染的主要来源鱼类为全世界超过33亿人提供了20%以上的动物蛋白。
随着全球人口持续增长，渔业资源也面临巨大压力。
水产养殖作为一种高效的养鱼方式，对提升水产品产量具有重要意义。
然而，由于城市化、工业化进程不断加快，重金属等环境污染物进入水生环境后，会造成水体重金属含量超标，导致水生生物病变和死亡，甚至通过食物链给人类带来潜在健康风险。
因此，本文从重金属污染水产动物的毒害机理以及危害等方面进行浅析，以供参考。
关键词：水产动物；重金属；污染引言水产养殖对水质的要求极高，良好的水质对水产养殖的质量、养殖户的实际收入、食品安全的保障都有很大的影响。
重金属是一种典型的累积污染物，广泛存在于生态环境中。
一旦被动物摄入，它会在食物链中传播并逐渐积累，在某些条件下，会转化为毒性更大的有机金属化合物，最终对人类健康有害。
只有了解水产动物体内重金属的毒理学效应和富集模式，才能更好地指导水产养殖业的发展，确保水产品的质量安全。
一、水产养殖环境中重金属污染的主要来源1、生活污水生活污水含有微生物、重金属、营养素、放射性核素、药品和卫生用品等杂质，这些杂质进入天然水中，对水生态系统和对人体的伤害是无法挽回的。
很多人在家中都会用到一些含铁、锰等重金属的清洁剂，而处理厂处理重金属的能力有限。
它们进入水产养殖池塘和湖泊等水生环境，造成地表径流或大气沉积物，从而导致了重金属含量偏高，从而对水产养殖业的生物多样性造成了不利的影响。
2、农业生产肥料和杀虫剂是目前农业上普遍使用的增产增效剂，但其中往往存在着一些不纯的物质，如重金属等。
比如，人们在草甘膦的混合物里找到了砷，它们会渗透到土壤里，或者渗透到水里，从而对水族的身体造成危害，对人类健康构成严重威胁。
此外，当重金属与某些有机氯网络共存时，也存在联合暴露的风险，这可能会使毒性增加一倍[1]。
3、工业活动在开采过程中产生的污水和尾气中，包含了许多诸如铅、锌等有毒、危险的重金属，对矿区的土壤造成了严重的污染。
《镧铈镝混合物对大型溞的联合毒性效应》范文
《镧铈镝混合物对大型溞的联合毒性效应》篇一一、引言随着工业的快速发展，稀土元素在各领域的应用日益广泛。
然而，稀土元素的过量排放可能对生态环境产生不良影响。
本论文着重研究镧（La）、铈（Ce）和镝（Dy）混合物对大型溞的联合毒性效应，以期为稀土污染的生态风险评估提供科学依据。
二、研究背景与意义大型溞是一种常见的水生生物，因其生命周期短、繁殖能力强等特点，常被用作水环境毒理学研究的模式生物。
稀土元素镧、铈、镝等在工业生产过程中可能进入水体，对水生生物产生不良影响。
因此，研究这些稀土元素混合物对大型溞的毒性效应，对于了解稀土污染的生态风险具有重要意义。
三、研究方法本研究采用实验室模拟实验方法，将不同浓度的镧、铈、镝混合物加入含有大型溞的水体中，观察大型溞的生存、生长及繁殖情况。
同时，设置对照组，以排除其他因素的干扰。
四、实验结果1. 生存情况：随着混合物浓度的增加，大型溞的生存率逐渐降低。
当混合物浓度达到一定值时，大型溞的生存率显著降低。
2. 生长情况：混合物对大型溞的生长产生抑制作用，浓度越高，抑制作用越明显。
3. 繁殖情况：混合物对大型溞的繁殖产生显著影响，高浓度下几乎完全抑制其繁殖能力。
五、联合毒性效应分析本研究发现，镧、铈、镝混合物对大型溞的毒性效应具有明显的联合作用。
混合物中各元素之间的相互作用可能导致毒性效应的增强或减弱。
此外，不同元素在混合物中的比例也可能影响其毒性效应。
六、讨论与结论本研究结果表明，镧、铈、镝混合物对大型溞具有显著的毒性效应，高浓度下可显著降低其生存率、生长及繁殖能力。
这表明稀土元素的混合物可能对水生生态系统产生不良影响。
因此，应加强对稀土污染的监测与治理，以保护水生生态系统的健康。
此外，本研究还表明稀土元素的联合毒性效应值得进一步研究。
不同元素之间的相互作用可能导致毒性效应的变化，这需要我们在评估稀土污染的生态风险时予以考虑。
七、建议与展望1. 加强稀土污染的监测与治理，以降低对水生生态系统的潜在风险。
利用隆线溞和斜生栅藻评价三种水环境的生态毒性的开题报告
利用隆线溞和斜生栅藻评价三种水环境的生态毒性的开题
报告
一、研究背景
水环境污染已成为全球共同面临的严重问题，水环境污染对人类、动植物生命健康及自然生态环境的影响越来越深远。
在水环境中，生态毒性是衡量水环境污染影响的关键指标之一。
因此，寻找一种简单、敏感、具有广泛适用性的生态毒性评价方法是非常必要的。
二、研究内容
本研究通过利用隆线溞和斜生栅藻这两种生物评价三种不同水环境的生态毒性，并比较不同生物对污染物的敏感性，为水环境污染监测和生态毒性评价提供参考依据。
三、研究目的
1.评价三种不同水环境（污染水、清水、受污染水加处理）的生态毒性。
2.比较隆线溞和斜生栅藻两种生物对污染物的敏感性差异。
3.为水环境污染监测和生态毒性评价提供参考依据。
四、研究方法
本研究将隆线溞和斜生栅藻分别暴露于污染水、清水、受污染水加处理的三种水环境中，并记录生物的死亡率、生长速率、DNA的损伤程度等生态毒性指标，分析生物对污染物的敏感性差异。
五、研究意义
此次研究将评价水环境中不同污染物的毒性，为水环境污染监测和生态毒性评价提供了一种新的方法，有助于加强对水环境污染的监管和整治，保护水体生态环境，维护公众健康。
八种农药对鱼种和大型溞急性致毒的研究
八种农药对鱼种和大型溞急性致毒的研究翟良安姚爱琴李纪芳赵小春叶雄平，，倪朝辉张树纯（中国水产科学研究院长江水产研究所）提要：八种农药对鲤，鲢鱼种和大型溞的急性致毒试验结果，一种毒性较小，七种为高毒或强毒。
初步提出八种农药的渔业水质标准建议值。
随着工农业生产的发展和科学技术的提高：农用杀虫剂更新频繁。
近年我国从国外进口和自行研制了大量高效、低毒，低残留和杀谱广。
击倒快称之为第三代农药的农用化学制剂。
它们虽然有老式农药无可比拟的优点，但仍然对环境和生态构成危害，我们用八种农药对鲤，鲢鱼种和大型蚤进行了急性，亚急性和致畸、致突变的研究，本文介绍其急性致毒研究的结果。
材料和方法一、材料（一）农药(见表1)（二）试验生物试验生物为鲤（Cyprinus carpio）、鲢(Hypophi halmichthys molitrix)和大型溞（Daphnia magna）。
鲤、鲢由本所试验场提供，平均全长分别为1.72厘米和1.80厘米，平均体重分别为0.037克和0.046克。
大型溞系在实验室内繁育的3-4日龄溞。
二、方法（一）准备工作和予试验试验用水（稀释水），系经曝气三天以上的自来水，其溶解氧不低于6ppm，pH值6.5～7.5．总硬度8.3～7.O（德国）度、碱度2.3～2.5mN/L，试验水温25～28℃；试验鱼室内训养三天以上．死亡率低于5%；大型溞经选择的亲溞在实验室培育繁殖的3-4日龄健康溞。
鱼类试验是用圆型玻璃缸，盛试液3升，放试验鱼10尾；大型溞是用培养皿或烧杯盛试液100毫升，放溞20只。
先进行予试验，决定较合适的试验浓度范围，然后按等对数间距配制五个浓度(表2)。
并设对照组和平行组及必要的重复试验。
（二）试验方法试验液12-24小时更换一次，以保证足够的溶解氧和试液浓度．按时观察记录生物的中毒表现，初步判断中毒机理，并予24、48和96小时分别记录鱼和大型溞的死亡和存活数，然后将各组死亡率换算为概率单位，将浓度对数(x)与概率单位的关系用最小，二乘法求得a、b值，代入直线回归方程式Y=a+bx计算．半数忍受浓度LC50=log-1x，标准误SE=（2S）/（2N）（S为标准差1/b，N=50），LC50的95%可信限为log-l(x±1.96SE)，再将LC50乘以安全系数0.1,初步评价安全浓度。
草甘膦对3种滩涂动物的急性毒性及安全评价
草甘膦对3种滩涂动物的急性毒性及安全评价谢嘉华;林奕凡;林敏;黄敏兰【摘要】采用静水法和半静水法检测不同浓度下除草剂草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的急性毒性,并根据«化学农药环境安全评价试验准则»中农药的毒性分级,评价了草甘膦对三种滩涂生物的安全性．结果显示：草甘膦对于缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的96 h LC50分别为233．60,1267．00,1068．00 mg∙L －1,均属于低毒；安全浓度分别为23．36,126．70,106．80 mg∙L－1,毒性顺序为缢蛏＞大弹涂鱼＞可口革囊星虫．%The toxicity and safety evaluation of glyphosate to Sinonovacula constricta Lamark、Phascolosoma esculenta and Boleophthalmus pectinirostris were investigated by using standardized laboratory procedures,the grade was compartmentalized according to toxicity scope,and the safety evaluation was made for the pesticides.The results showed that the 96 h LC50 values were 233.60, 1 267.00 and 1 068.00 mg∙L-1 for Sinonovacula constricta Lamark、Phascolosoma esculenta and Boleophthalmus pectinirostris,respectively,which belong to slight toxicity grade.The safe concentra-tions were 23.36,126.70 and 106.80 mg∙L-1 ,respectively,the toxicity order was Sinonovacula con-stricta>Boleophthalmus pectinirostris>Phascolosoma esculenta.【期刊名称】《泉州师范学院学报》【年(卷),期】2014(000)006【总页数】4页(P1-4)【关键词】草甘膦;缢蛏;可口革囊星虫;大弹涂鱼;急性毒性【作者】谢嘉华;林奕凡;林敏;黄敏兰【作者单位】泉州师范学院化学与生命科学学院，福建泉州 362000;泉州师范学院化学与生命科学学院，福建泉州 362000;泉州师范学院化学与生命科学学院，福建泉州 362000;泉州师范学院化学与生命科学学院，福建泉州 362000【正文语种】中文【中图分类】S949;X592草甘膦(glyphosate)，又称镇草宁、农达、草干膦、膦甘酸，是一种除草活性很强的有机磷农药，具有低毒、易分解、无残留的优点，因而广泛应用于果园、桑园、茶园及荒山、旱田除草.近年来，草甘膦被开发用于治理水塘、滩涂杂草[1-2]，这就有可能污染水环境和危害水域中的生物，破坏生态平衡，甚至影响滩涂生物的养殖.因此，其对鱼塘水域环境和水体栖息生物的安全性也逐渐受到关注.缢蛏(Sinonovacula constricta Lamark)隶属于软体动物门，瓣鳃纲，异齿亚纲，帘蛤目，竹蛏科贝类.可口革囊星虫(Phascolosoma esculenta) 隶属于星虫动物门，革囊星虫纲，革囊星虫目，革囊星虫科，革囊星虫属.大弹涂鱼(Boleophthalmus Pectinirostris)隶属于鲈形目，鰕虎鱼亚目弹涂鱼科.三者均是生活在河口、内湾滩涂常见的药食两用经济生物，在人工条件下可常年繁殖[3-5].目前有关缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的毒理研究主要集中在重金属和杀虫剂[6-9]的影响.因此，本文研究除草剂草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的急性毒性影响，进一步探讨农药对农业、滩涂生物、滩涂的影响.1.1 实验材料1.1.1 实验鱼缢蛏来自泉州东海湾，新鲜抓获，简单冲洗后选取健康无损伤、大小相近的个体，体长为(4.9±0.21) cm，在直径30 cm、高11 cm的塑料盆中配置盐度为20‰的水暂养1 d，暂养结束选取健康个体进行染毒实验.可口革囊星虫来自泉州湾洛阳红树林滩涂，简单冲洗后选取健康无损伤、大小相近的个体，体长(不包括吻)为(4.9±1) cm，体重为(2.3±1) g，在直径30 cm、高11 cm的塑料盆中配置盐度为13‰的水暂养3 d，暂养结束选取健康个体进行染毒实验.大弹涂鱼成鱼购自福建省泉州市新门菜市场，简单冲洗后选取健康无损伤、大小相近的个体，体长为(15.0±0.4) cm，体重为(30.7±2.9) g，在90 cm×60 cm×45 cm的塑料水簇箱中配置盐度为15‰的水暂养3 d，水簇箱底部放置一些略露出水面的石头，暂养结束选取健康个体进行染毒实验.1.1.2 试剂草甘膦试剂，其中草甘膦含量占30%(实验有效成分)，草甘膦铵盐含量占33%，为镇江江南化工有限公司出品.试验时按有效成分配制至所需浓度，药液现配现用.1.2 实验方法1.2.1 饲养管理试验用水为曝气3 d以上的自来水与海水晶配制而成.缢蛏和可口革囊星虫实验水温25～29 ℃，大弹涂鱼实验水温15～22 ℃.实验期间缢蛏和大弹涂鱼每24 h换水一次，可口革囊星虫不换水.1.2.2 预实验根据相关资料，预实验设置7个浓度组，1个对照组，不设平行组.每个浓度组放入10只缢蛏或可口革囊星虫，5条大弹涂鱼，试验期间不投食.缢蛏和大弹涂鱼采用半静水式，实验水量以恰好淹没其身体为宜.可口革囊星虫采用静水式，实验水量1.0 L.观察染毒后的0～96 h内动物的反应.每日至少记录3次各个浓度组的死亡数，并及时清除死亡个体.通过实验，找出24 h 100%死亡的最小质量浓度和96 h无死亡的最大质量浓度.1.2.3 急性实验根据预实验得出的结果，按照水生生物毒性的实验方法[10]，在24 h 100%死亡浓度(24 h LC100)和96 h无死亡浓度(96 h LC0)之间按等对数间距设置实验组.缢蛏设1个对照组，7个实验组，分别为0,100，159，252，400，635，1 008，1 600 mg∙L-1.可口革囊星虫设1个对照组，7个实验组，分别为0，400，564，796，1 122，1 582，2 230，3 200 mg∙L-1.大弹涂鱼设置1个对照组和5个实验组，即0，200，356，632，1 124，2 000 mg∙L-1.每个浓度组各设置2个平行组.各组随机放入状况相近的缢蛏或可口革囊星虫10只，大弹涂鱼7条.实验期间不投食，连续观察96 h，详细记录实验动物中毒症状，并分别在实验开始后的12，24，48，72，96 h检查和记录每个组动物的存活情况，及时清除死亡动物.死亡判断：缢蛏的死亡判定标准为双壳打开、用镊子轻敲壳无反应，即认为已经死亡.可口革囊星虫的死亡判定标准为吻不收缩、身体松软，用玻璃棒轻轻触及其吻部或身体，许久不作出反应者定为死亡个体.大弹涂鱼的死亡判断标准为用玻璃棒轻触鱼的腮部和尾部，再用镊子轻轻夹住尾端，无反应即认为死亡.1.3 数据统计根据草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的急性毒性研究结果，采用几率单位法[10]，利用EXCEL软件，求出几率单位与浓度对数的回归方程，并进行χ2检验.通过回归方程估算出48 h和96 h半致死浓度(LC50)及LC50的95%可信限.参照国家环境保护局《化学农药环境安全评价试验准则》中农药毒性分级(以96 hLC50的值作为划分标准，LC50≤0.1 mg∙L-1为剧毒；0.1 mg∙L-1< LC50≤1mg∙L-1为高毒；1 mg∙L-1< LC50≤10 mg∙L-1为中毒；LC50>10 mg∙L-1为低毒)判定草甘膦的毒性等级[11].安全浓度按公式：SC=0.1×96 h LC50计算[10]. 2.1 草甘膦染毒后的中毒症状缢蛏中毒症状：对照组缢蛏无中毒症状，表现为：滤水管伸出，滤水行为活跃，两壳微开，外物触及水管可迅速收回.低浓度组(100，159，252 mg∙L-1)在刚投毒的时候壳微开，伸足伸水管情况与对照组无明显差异.中等浓度组(400，635 mg∙L-1)的缢蛏只有部分伸足、伸水管.高浓度组(1 008，1 600 mg∙L-1)则紧闭贝壳，腹足及水管极少外伸，过滤活动基本停止.投毒半个小时后，几乎所有浓度下的缢蛏的水管和足都伸出.之后，随着染毒时间的延长，缢蛏的壳逐渐张大，活动逐渐减弱直至不活动，最后双壳完全张开，无法闭合而死亡，且浓度越高症状越明显，症状出现越快.可口革囊星虫中毒症状：刚投毒时，低浓度组星虫吻伸出摆动，身体多呈卷曲状.随着浓度的升高，反应有所增大.之后，随着染毒时间的延长和染毒浓度的增加，星虫吻的收缩和运动频度渐减慢，身体渐变瘦而半透明，最后吻和身体完全舒张，呈松弛状态，对外界刺激不再作出任何反应.大弹涂鱼中毒症状：染毒初期，低浓度组大弹涂鱼表现安静，几小时后才出现慢慢游动、窜游的现象.高浓度组的大弹涂鱼则表现兴奋，四处窜游，使劲用尾部拍击水面意图跳出水簇箱，之后慢慢安静下来.随着染毒时间的延长，高浓度和低浓度的鱼均渐渐沉寂下来.中毒死亡前后，大弹涂鱼出现身体侧翻，腮部和胸鳍充血. 2.2 草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的急性毒性表1列出了草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的急性毒性试验结果.由表1可知，草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的48 h LC50分别为697.20，2 030.00和1 237.00 mg∙L-1，96 h LC50分别为233.60，1 267.00和1 068.00 mg∙L-1.参照毒性分级标准，草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼均为低毒，毒性顺序为缢蛏>大弹涂鱼>可口革囊星虫.χ2检验表明，在0.05水平上，浓度对数-几率单位曲线相关性显著.(1)各种浓度草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼的中毒症状基本相似.在染毒初期的低浓度组，实验动物表现基本正常，与对照组无明显差异，之后反应增强，主要表现为运动加强，最后逐渐沉寂下来.浓度越高，反应越强烈.毒效应具有明显的时间-效应和剂量-效应正相关性.(2)草甘膦是除草活性最强的有机磷农药，是一种广谱灭生性、内吸传导型除草剂.有机磷对具备神经系统的动物的毒作用机理基本相同，均为抑制胆碱脂酶活性，引起乙酰胆碱代谢紊乱.中毒症状一般表现为：开始可能出现急躁不安，有狂游冲撞等剧烈现象，然后游泳不稳定，呼吸困难，最后痉挛麻痹、失去平衡，直至昏迷致死[12].这与本研究结果相符.(3)目前有关草甘膦对水生生物毒性实验的研究尚不多[13-16].本研究结果显示，草甘膦对缢蛏、可口革囊星虫和大弹涂鱼成鱼的96 h LC50分别为233.60，1 267.00，1 068.00 mg∙L-1，均属于低毒，但其毒性的大小显然与生物种类有关，这可能与不同生物的种属特性、栖息环境及生活习性有关.王楠楠等[15]研究了草甘膦对大弹涂鱼幼鱼的急性毒性，得出其96 h LC50为308.55 mg∙L-1，而本研究中草甘膦对大弹涂鱼成鱼的96 h LC50则为1 068.00 mg∙L-1，可见生物的幼体相比于成体来说更脆弱，对于恶劣环境的耐受性更低. 虽然草甘膦作为一种高效除草剂具有低毒、易分解、无残留等优点，但它的广泛使用仍然对水环境和栖息其中的生命体形成了一定的污染和危害，在一定程度上破坏了生态平衡，甚至对滩涂生物养殖也带来了不小的挑战.该研究为农药的合理使用提供了基础资料和科学指导.【相关文献】[1] 李兆飞.外来入侵植物互花米草控制的初步研究[D].福州:福建农林大学,2009.[2] 马明勇,傅建炜,朱道弘,等.不同除草剂对空心莲子草的控制作用评价[J].植物保护,2009,35(4):154-157.[3] 安贤惠,李联泰.缢蛏研究现状及发展前景[J].科学养鱼,2005(1):4-5.[4] 李风鲁.中国沿海革囊星虫属(星虫动物门)的研究[J].青岛海洋大学学报,1989,19(3):78-90.[5] 叶启旺,洪万树,张其永,等.大弹涂鱼土池育苗技术研究[J].海洋科学,2006,30(4):1-5.[6] 刘浩明,董迎辉,霍礼辉,等.Cu2+对缢蛏稚贝的急性毒性及对抗氧化酶活力和丙二醛含量的影响[J].中国水产科学,2012,19(1):182-187.[7] 黄士林,王翠华,唐峰华,等.6种硝基苯化合物对海洋生物的急性毒性研究[J].生态毒理学报,2010,5(3):388-393.[8] 陈细香,卢昌义,叶勇.重金属Zn、Pb和Cd对可口革囊星虫的急性毒性作用[J].海洋环境科学,2007,26(5):455-457.[9] 金春华,李明云,刘伟成,等.镉胁迫对大弹涂鱼(Boleophthalmus pectinirostris)血细胞遗传损伤的研究[J].海洋与湖沼,2010,41(1):80-84.[10] 周永欣,章宗涉.水生生物毒性试验方法[M ].北京:农业出版社,1989:5-155.[11] 蔡道基,杨佩芝,龚瑞忠,等.化学农药环境安全评价试验准则[M].北京:国家环境保护局,1989.[12] 杨先乐,湛嘉,黄艳平.有机磷农药对水生生物毒性影响的研究进展[J].上海水产大学学报,2002,11(4):378-382.[13] 朱国念,楼正云,孙锦荷.草甘膦对水生生物的毒性效应及环境安全性研究[J].浙江大学学报：农业与生命科学版,2000,26(3):309-312.[14] 傅建炜,史梦竹,李建宇,等.草甘膦对草鱼、鲢鱼和鲫鱼的毒性[J].生物安全学报,2013,22(2):119-122.[15] 王楠楠,林玲,钟碧瑾,等.两种常见农药对大弹涂鱼的急性毒性研究[J].宁德师专学报,2009,21(4):346-349.。
草甘膦对大型溞的急性和慢性毒性效应研究
农业环境科学学报 允燥怎则灶葬造 燥枣 粤早则燥鄄耘灶增蚤则燥灶皂藻灶贼 杂糟蚤藻灶糟藻军，等. 草甘膦对大型溞的急性和慢性毒性效应研究[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35（10）：1903-1908. CAI Xiao-yu, JIANG Jin-lin, SHAN Zheng-jun，et al. Acute and chronic toxicity of glyphosate to Daphnia magna[J]. 允燥怎则灶葬造 燥枣 粤早则燥 -耘灶增蚤则燥灶皂藻灶贼 杂糟蚤藻灶糟藻 , 2016, 35（10）: 1903-1908.
1904
草甘膦，又称镇草宁、农达、草干膦、膦甘酸，1971 年由 Monsanto 公司开发出在世界农业中具有划时代 意义的广谱除草剂[1]。草甘膦的作用机理是通过其有 效成分抑制 5-烯醇丙酮草莽酸-3-膦酸盐的合成酶 活性[2-3]。其通过茎叶吸收后传导到植物各部位，可防 除单子叶和双子叶、一年生和多年生、草本和灌木等 40 多科的植物，广泛用于橡胶、桑、茶、果园及甘蔗 地。随着转基因抗草甘膦作物的发展，它在全球的使 用面积正以每年 20%的速度递增，成为具有典型代表 性的农药产品，因此草甘膦对环境及有益生物的影响 受到广泛关注[4-6]。学者调查发现，草甘膦对水生生物、 两栖类动物、土壤生物及哺乳动物都具有相应的毒性 影响[7]。
目前，国内关于草甘膦为代表的有机磷类灭生性 除草剂的毒性研究多局限于对水生生物的毒性效应 及环境安全性研究，如：对中华大蟾蜍的慢性毒性研 究，以及对旋链角毛藻和盐生杜氏藻的毒性兴奋效应 研究[3，11-12]。国外的相关研究主要集中在该类农药对斑 马鱼的神经毒性效应研究，对土壤根际细菌群落的影 响，在孕期和哺乳期草甘膦的暴露对小鼠后代的神经 毒性研究[13-15]等，鲜见对大型溞的长期慢性影响研究。 本研究主要考察 99.5%草甘膦原药对大型溞的急性 毒性和 21 d 慢性毒性效应，观察大型溞各个繁殖和 生长指标变化，为保护水生生态系统和人群健康与安 全提供科学依据。
草甘膦对3种滩涂动物的急性毒性及安全评价
（ 泉州师范学院 化学与生命科学学 院， 福 建 泉 州 ３ ６ ２ ０ ０ ０ ）
摘
要： 采 用 静 水 法 和 半 静 水 法 检 测 不 同浓 度 下 除草 剂 草 甘 膦 对 缢 蛏 、 可 口革 囊 星 虫 和 大 弹 涂 鱼 的 急 性
用 于治 理水 塘 、 滩 涂杂 草ｎ ］ ， 这就 有可 能污 染水 环境 和 危 害水 域 中的 生物 ， 破 坏 生 态平 衡 ， 甚 至 影 响滩
涂 生物 的养殖 ． 因此 ， 其 对 鱼塘水 域环 境 和水体 栖息 生物 的安 全性 也逐 渐受 到关 注．
缢蛏（ Ｓ ｆ Ｄ 加 ｎ ｃ “ ｃ ｏ ｎ ｓ ｔ ｒ ｉ ｃ ｔ ａ Ｌ ａ ｍａ ｒ ｋ ） 隶 属 于 软体 动 物 门 ， 瓣鳃纲 ， 异齿 亚 纲 ， 帘 蛤 目， 竹蛏科 贝 类． 可 口革囊 星 虫 （ Ｐｈ ａ ｓ ｃ ｏ ｌ ｏ ｓ ｏ ｍａ ｅ ｓ ｃ ｕ ｌ ｅ ｎ ｔ ａ ）隶属 于 星虫动 物 门 ， 革囊 星 虫纲 ， 革囊 星 虫 目， 革囊 星虫 科 ， 革 囊星 虫属 ． 大 弹涂 鱼（ Ｂ ０ ｚ ０ 口 ｚ “ Ｐｅ ｃ ｔ ｉ ｎ ｉ ｒ ｏ ｓ ｔ ｒ ｉ ｓ ） 隶 属 于 鲈形 目， 缎 虎 鱼亚 目弹 涂 鱼科 ． 三者 均 是
养 ３ ｄ ， 暂 养结束选 取健 康个 体 进行 染毒 实验 ．
。
大 弹涂 鱼成 鱼购 自福 建省 泉州 市新 门菜 市场 ， 简单 冲洗后 选 取 健 康无 损 伤 、 大 小相 近 的个体 ， 体 长
为（ １ ５ ． ０ 士Ｏ ． ４ ）ｃ ｍ， 体 重为 （ ３ ０ ． ７ ±ｚ ． ９ ）ｇ ， 在９ Ｏ ｃ ｍ×６ Ｏ ｃ ｍ×４ ５ ｃ ｍ 的塑料 水簇 箱 中配置 盐度 为 １ ５ ％ 。 的
五种农药对昆明裂腹鱼幼鱼的急性毒性试验
五种农药对昆明裂腹鱼幼鱼的急性毒性试验近年来，农药使用不当导致了环境污染和生态破坏等问题，特别是对水生生物造成的影响引起了广泛关注。
昆明裂腹鱼作为中国珍稀濒危鱼类，受到了广泛关注。
为了解决农药对昆明裂腹鱼幼鱼的影响，进行了一系列的急性毒性试验。
昆明裂腹鱼（Gymnocypris przewalskii）是中国特有的珍稀濒危鱼类，其幼鱼数量稀少，对环境的适应能力相对较弱。
它们容易受到外界环境因素的影响，包括农药的影响。
为了解决这一问题，研究人员进行了一系列的实验来探究农药对昆明裂腹鱼幼鱼的影响。
研究人员选择了五种常见的农药进行实验，分别是杀虫剂赤霉素、敌敌畏、氟虫腈、甲基对硫磷和草甘膦。
通过实验，研究人员测定了这五种农药对昆明裂腹鱼幼鱼的急性毒性，并对其影响进行了评价。
在实验中，研究人员将不同浓度的农药溶液加入到容器中，并放入昆明裂腹鱼幼鱼进行观察。
通过观察昆明裂腹鱼幼鱼的存活情况和行为改变等指标，研究人员得出了相应的实验结果。
实验结果显示，五种农药对昆明裂腹鱼幼鱼的毒性存在一定差异。
赤霉素和敌敌畏对昆明裂腹鱼幼鱼的急性毒性较高，即使在低浓度下也能对幼鱼造成显著的影响。
而氟虫腈和甲基对硫磷对幼鱼的毒性相对较低，需要较高浓度才能对其产生较大的影响。
草甘膦在实验中对幼鱼的毒性较小，但在高浓度下也能对其产生一定的影响。
通过对比实验结果，研究人员发现，不同农药对昆明裂腹鱼幼鱼的影响存在一定差异。
这也提示我们在农药使用过程中，应该根据实际情况选择合适的农药，并严格按照说明书的用药剂量进行使用，避免对水生生物造成不必要的损害。
综合实验结果，研究人员认为在农药使用过程中应该更加谨慎，特别是在水域和鱼类生存环境附近的农药使用，应该避免对水生生物造成过大的影响。
我们也需要加强对农药对水生生物的影响研究，找到更加环保和安全的农药替代品。
研究人员还对昆明裂腹鱼幼鱼的生理指标进行了相关检测和分析，比如鱼体中的氧化应激指标、生长指标等，以更全面地了解农药对昆明裂腹鱼幼鱼的影响机制。
草甘膦毒性研究进展
草甘膦毒性研究进展一、本文概述草甘膦，作为一种广泛使用的除草剂，其在全球农业生产中占据了重要地位。
然而，随着其使用量的增加，草甘膦对环境和生物的毒性问题也逐渐引起了人们的关注。
本文旨在综述草甘膦毒性的最新研究进展，以期为科学评估草甘膦的环境风险和生态保护提供理论支撑。
本文将首先介绍草甘膦的基本性质和应用现状，然后重点分析草甘膦对水生生物、陆生生物以及人类的毒性影响，最后探讨草甘膦的降解途径和生态风险评估方法。
通过本文的综述，我们期望能够为草甘膦的合理使用和生态环境保护提供科学依据。
二、草甘膦的毒性机制草甘膦，作为一种广泛使用的除草剂，其毒性机制一直是环境科学和毒理学研究的重点。
随着科学技术的不断进步，对于草甘膦毒性机制的理解也在逐步深入。
草甘膦的主要毒性机制在于其能够抑制植物体内的5-烯醇丙酮莽草酸-3-磷酸合酶（EPSPS）的活性。
EPSPS是植物芳香族氨基酸生物合成途径中的关键酶，负责催化莽草酸-3-磷酸转化为5-烯醇丙酮莽草酸-3-磷酸。
草甘膦作为EPSPS的类似物，能够竞争性地与EPSPS结合，从而阻断莽草酸的生物合成，导致植物体内芳香族氨基酸（如色氨酸、酪氨酸和苯丙氨酸）的合成受阻，最终抑制植物的生长。
研究表明，草甘膦还能对植物细胞膜造成损伤。
草甘膦进入植物细胞后，可能通过与细胞膜上的磷脂分子结合，改变细胞膜的流动性和通透性，导致细胞内外物质交换失衡，细胞功能受损。
草甘膦还可能通过氧化应激反应引发细胞膜上的不饱和脂肪酸过氧化，进一步加剧细胞膜损伤。
草甘膦能够干扰植物细胞内的能量代谢和物质代谢过程。
一方面，草甘膦通过抑制EPSPS活性，阻断芳香族氨基酸的合成，进而影响植物体内的蛋白质合成和能量产生。
另一方面，草甘膦还可能通过影响植物体内的氧化还原平衡、离子平衡等生理过程，导致植物细胞代谢紊乱，最终引发植物死亡。
近年来，研究发现草甘膦还可能影响植物激素的合成和信号转导过程。
植物激素在调节植物生长、发育和抗逆性等方面发挥重要作用。
草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展
生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第16卷第3期2021年6月V ol.16,No.3Jun.2021㊀㊀基金项目:国家重点研发计划子课题资助项目(2016YFD0200206-3);国家自然科学基金资助项目(21667007)㊀㊀第一作者:孟秀柔(1996 ),女,硕士研究生,研究方向为农药加工与分析,E -mail:2551584647@ ㊀㊀*通讯作者(Corresponding author ),E -mail:zhangyupinggz@DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20200529001孟秀柔,宋青梅,王飞,等.草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展[J].生态毒理学报,2021,16(3):144-154Meng X R,Song Q M,Wang F,et al.Research progress on behavior and toxic effects of glufosinate and glyphosate in water environments [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2021,16(3):144-154(in Chinese)草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展孟秀柔,宋青梅,王飞,唐守英,张钰萍*贵州大学精细化工研究开发中心,绿色农药与农业生物工程国家重点实验室,教育部绿色农药与生物工程重点实验室,贵阳550025收稿日期:2020-05-29㊀㊀录用日期:2020-07-31摘要:草铵膦和草甘膦均为灭生性广谱除草剂,具有低毒㊁高效的特点,是目前世界上使用最多的2种有机磷类除草剂,广泛应用于防除果园㊁非耕地等的杂草㊂在世界范围内广泛使用导致这2种农药越来越多地进入环境,尤其是水环境中㊂由于草铵膦和草甘膦在水中的溶解度大,且在水溶液中较稳定,目前在多地的水体中均检出2种农药残留㊂随着对草铵膦和草甘膦毒性研究的深入,有越来越多的研究结果显示这2种农药对水生生物存在一定的毒性㊂针对目前草铵膦和草甘膦在水体中的环境行为和毒性效应(包括对鱼类㊁藻类和其他水生生物的毒性效应)研究进展进行了总结,旨为草铵膦和草甘膦在水环境中的环境行为和对水生生物的毒性研究提供有益借鉴,为2种农药的合理使用提供参考㊂关键词:草铵膦;草甘膦;水环境行为;毒性效应文章编号:1673-5897(2021)3-144-11㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AResearch Progress on Behavior and Toxic Effects of Glufosinate andGlyphosate in Water EnvironmentsMeng Xiurou,Song Qingmei,Wang Fei,Tang Shouying,Zhang Yuping *Guizhou University Fine Chemical Research and Development Center,State Key Laboratory of Green Pesticides and Agricultural Bio -technology,Key Laboratory of Green Pesticide and Biological Engineering,Ministry of Education,Guiyang 550025,ChinaReceived 29May 2020㊀㊀accepted 31July 2020Abstract :Both glufosinate and glyphosate are broad -spectrum herbicides with low toxicity and high efficiency.They are two of the most commonly used organophosphate herbicides in the world and widely used to control weeds in orchards and non -arable lands.The wide use of these pesticides in the world has led to their increasing access to the environment,especially in the water environment.Due to the high solubility of glufosinate and glyphosate in water and their stability in aqueous solution,the residues of the two pesticides have been detected in many water bodies.With the further research on the toxicity of glufosinate and glyphosate,more and more research results show that these two pesticides have certain toxicity to aquatic organisms.In this paper,the environmental fate and toxic effects (including the toxic effects on fish,algae and other aquatic organisms)of glufosinate and glyphosate in water bodies were reviewed.The purpose of this paper is to provide a useful reference for the re . All Rights Reserved.第3期孟秀柔等:草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展145㊀search on the environmental behavior of glufosinate and glyphosate in water and the toxicity to aquatic organisms,and to provide a reference for the rational use of the two pesticides.Keywords :glufosinate;glyphosate;environment behavior in water;toxicity effect ㊀㊀我国是农业大国,每年用于农业生产的农药数量和种类很多㊂近年来,我国每年使用农药制剂约100万t ,防治面积达3亿hm 2以上,且这个数据还在逐年上升[1]㊂农田化学除草剂的使用,是农业增产㊁农民增收的重要保障,在除草剂种类不断增加㊁作物面积不断扩大㊁除草剂用量不断增加的同时,除草剂使用带来的一系列环境问题逐渐引起重视[2]㊂农药在农业生产使用的过程中,可以通过地表径流㊁雨水冲刷以及地下水渗透等过程进入水体中[3]㊂残留于水体中的农药成分对于水中的植物㊁动物等会产生一定的影响,藻类㊁鱼类作为水中的生产者和消费者,对水环境的变化会产生各种生理响应㊂草铵膦和草甘膦作为最常用的有机磷类除草剂,在使用过程中的环境问题一直是研究热点之一㊂草铵膦和草甘膦均为灭生性广谱除草剂,具有高效㊁低毒等特性,常用于防治禾本科杂草和阔叶杂草㊂草铵膦和草甘膦由于结构比较相似(图1),都易溶于水,在水溶液中较稳定,环境残留分析方法也相似[4-6]㊂图1㊀草铵膦和草甘膦的结构式Fig.1㊀Structural formulas for glufosinate and glyphosate㊀㊀尽管目前在世界范围内的不同的水环境中都发现这2种农药残留[7]㊂但对2种农药在水环境中的行为以及对水生生物的毒性效应的研究尚不够全面,因此,展开2种除草剂在水环境的行为研究及其在水环境中毒性效应的研究具有重要意义和价值㊂本文在简介2种除草剂的特性及使用的基础上,重点总结了2种农药在水体中的环境行为和对水生生态环境的影响,以期为2种农药的研究和合理使用提供有益借鉴㊂1㊀概述(Summary )1.1㊀草铵膦概述草铵膦,别名草胺膦㊁保仕达㊁草铵膦铵盐㊁双丙氨磷,是由赫斯特公司研发的一类触杀型除草剂㊂原药为白色结晶,有轻微气味,熔点210ħ,在水中溶解度为1370g ㊃L -1(22ħ),在一般有机溶剂中溶解度较低,对光稳定㊂主要剂型为水剂㊂草铵膦是L -和D -对映异构体的外消旋物,其中L -对映异构体是潜在的谷氨酰胺合成酶抑制剂,是主要的杀草活性成分,而D -对映异构体则无杀草活性[8]㊂由于草铵膦与谷氨酸有相似的结构,其除草机制是通过不可逆地抑制杂草中的谷氨酰胺合成酶(植物氨解毒所必需的),阻碍谷氨酰胺的合成,导致短时间内植物体内氨的过度积累,造成铵代谢紊乱,破坏细胞膜,抑制植物光合作用从而导致植物死亡[9]㊂目前主要用于防治果园㊁葡萄园㊁马铃薯田和非耕地等一年生和多年生的双子叶禾本科杂草[10]㊂近年来,随着抗草铵膦转基因作物种类逐渐增多,推广范围不断扩大,草铵膦的使用量正在逐年上升,草铵膦成为了世界上仅次于草甘膦的第二大转基因作物耐受除草剂㊂据中国农药信息网的农药注册数据显示,2019年在我国注册使用的草铵膦产品达400余种㊂与目前国际上使用量最大的草甘膦除草剂相比,草铵膦生产工艺复杂,成本较高,制约了草铵膦的推广与使用㊂但草铵膦除具有除草活性外,还具有杀虫杀菌活性,可以与杀虫剂等混配,达到虫草同时防治的效果㊂且草铵膦杀草速度快,一般在施药后的1d 内即可使杂草停止生长,2~3d 内即出现失绿㊁黄化现象,1~2周内可使杂草死亡,一个月内不长出新根㊂施药后在土壤中即可被微生物分解,且分解速度快,不易伤及农作物根系㊂草铵膦在防治果园和非耕地杂草上有着用量少㊁效果好㊁除草迅速等优点,且对于对常规除草剂产生抗性的杂草也有良好的防治效果[11]㊂1.2㊀草甘膦概述草甘膦,又称镇草宁㊁农达㊁草干膦,是孟山都公司生产的内吸型除草剂,是目前国际上使用量最大的除草剂㊂目前市场上使用的草甘膦制剂有水剂和粉剂2种,其中水剂由于使用方便等因素,占大多数㊂纯品为非挥发性白色无味固体,难溶于无水乙醇㊁乙醚和苯等有机溶剂㊂25ħ时在水中(pH 7)的. All Rights Reserved.146㊀生态毒理学报第16卷溶解度为15.7g㊃L-1,其异丙铵盐在水中的溶解度较大,pH7时溶解度为900g㊃L-1[12]㊂对40多科的植物有防除作用,包括单子叶和双子叶㊁一年生和多年生㊁草木和灌木等植物㊂草甘膦的除草机制主要通过抑制植物体内的烯醇丙酮基莽草素磷酸合成酶,从而抑制莽草素向苯丙氨酸㊁酪氨酸及色氨酸的转化,使蛋白质合成受到干扰,导致植物体死亡㊂对多年生深根杂草的地下组织破坏力很强,适用于甘蔗㊁茶㊁桑㊁麻㊁剑麻㊁橡胶㊁林木和果树等种植地进行灭生性除草㊂随着抗草甘膦转基因作物在世界各地的推广,草甘膦的使用量与日俱增㊂2㊀2种除草剂在水体中的环境行为(Environmen-tal behavior of two herbicides in water)2.1㊀草铵膦在水环境中的行为研究施用于土壤环境中的草铵膦由于其很强的水溶性,很容易转移到水环境中,造成水环境的污染[13]㊂草铵膦在加拿大环境中推测的环境期望浓度(EEC)值为1mg㊃L-1[14]㊂在中国海南省的香蕉园附近水样的检测中,检测出草铵膦的质量浓度为0.63μg㊃L-1[15]㊂关于草铵膦在水生环境中生物体的富集研究,目前相关文献较少㊂2.1.1㊀草铵膦在水环境中的迁移农药在水体中的迁移转化主要包括光解和挥发㊁水解㊁吸附和解吸附等途径[16]㊂使用摇瓶法测定草铵膦的正辛醇-水分配系数时,在3种不同体积比(12ʒ1㊁6ʒ1㊁3ʒ1)的正辛醇-水条件下测得的平均分配系数为-3.49[17]㊂由于草铵膦的正辛醇-水分配系数较小,因此可推测草铵膦在水生生物群体中有较小的生物富集因子㊂且有文献报道,草铵膦及其代谢物由于水溶性高,在水环境中不易转移到其他生物体中,也不易在鱼类或其他动物的脂肪组织中积累[18]㊂2.1.2㊀草铵膦在水体中的降解草铵膦在水中的降解速率受pH㊁温度和光照强度等的影响㊂有研究表明,草铵膦在不同pH(5.0㊁6.9㊁9.3)缓冲溶液中的半衰期分别为433㊁693和533 d,可稳定存在于弱酸和弱碱条件下;温度对草铵膦的水解影响显著,随着温度的升高,草铵膦的水解速率加快;草铵膦在4500lx和8300lx氙灯下的半衰期分别为1155h和866h;在360nm和254nm波长紫外光光照处理下的半衰期分别为462h和40 h,不同光强和波长对草铵膦在水中的光解速率有显著影响[19]㊂在对映体水平上开展的试验结果表明, D,L-草铵膦对映体在pH值为5㊁7㊁9的无菌缓冲溶液中的半衰期可达400d以上㊂在自然来源的池塘水中,L-草铵膦的降解速度略快于D-草铵膦,100d 时L-草铵膦的降解率为21.4%,D-草铵膦的降解率为15%[20]㊂草铵膦在自然水环境(pH值为5~9)中稳定,不易被水解和光解㊂将溶解在砾石坑地表水中的草铵膦置于25ħ的紫外线照射下118h(相当于33d的阳光照射),草铵膦在该条件下几乎没有降解,3%~5%转化为3-甲基膦酸丙酸(MPP),其结构如图2所示,另有0.2%矿化㊂可见在地表水中草铵膦的光降解作用较弱[21]㊂图2㊀草铵膦在水中降解产物3-甲基膦酸丙酸(MPP)的结构式Fig.2㊀Structural formula of3-methylphosphonic acid(MPP),a degradation product of glufosinate in water2.2㊀草甘膦在水环境中的行为研究大多数草甘膦类除草剂仅限用于陆生环境中的除草,不被批准用于水生环境;然而,由于不可控因素,在很多非目标湿地生态系统中也经常检测到草甘膦[22]㊂在地表水中检测到大量的农药活性成分和表面活性剂,这些农药残留有可能使水生生物的生理机能发生改变[23]㊂草甘膦可以通过地表径流㊁雨水冲刷㊁不规范的清洗喷洒用具等方式进入水生生态系统中[24]㊂有研究发现,使用草甘膦等除草剂的农业行为会影响非目标生物和水体,从而改变淡水生态系统的结构和功能[25]㊂近年来,草甘膦也用于我国南方水域防治空心莲子草㊁水葫芦等恶性杂草,具有良好的防治效果[26]㊂与土壤中的施药效果不同,防治水草时药剂直接施于水体中,这就很大程度上造成水体污染,进一步会伤害水生生物和水生生态系统,使生态系统失去平衡㊂现有研究表明,在世界多地的表层水体中均检测出草甘膦的存在㊂如在美国的河流中草甘膦的质量浓度达到了2.2μg㊃L-1[27]㊂中国浙江省多地的饮用水源中检测出了草甘膦,检出率为27.6%,检出质量浓度为0.065~5.930μg㊃L-1[28]㊂阿根廷北部转基因大豆种植区的田间水体中检出的草甘膦质. All Rights Reserved.第3期孟秀柔等:草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展147㊀量浓度为0.10~0.70mg㊃L-1[29]㊂草甘膦在渥太华河中检出的浓度约为100ng㊃L-1,在圣劳伦斯河中检出的草甘膦浓度为2~202ng㊃L-1,检出率为84%[30]㊂2.2.1㊀草甘膦在水环境中的迁移与分布应用14C核素研究草甘膦在水域生态系统中的迁移时发现,在由鱼-金鱼藻-麦穗鱼-底泥组成的模拟水生态系统中,草甘膦在进入水中后,迅速向生态系统各组分中转移,为金鱼藻和麦穗鱼吸收,并在底泥上沉积㊁吸附㊂随着时间的推移,水相中14C-草甘膦继续向金鱼藻㊁麦穗鱼和底泥中迁移,其在水相中的活度呈不断下降之势㊂同时,14C-草甘膦在底泥㊁金鱼藻和麦穗鱼中的活度则增加较多㊂而在鱼塘和河道施药后,鱼塘水样中检出的草甘膦残留量在1d 后迅速下降,第6天时已<0.01mg㊃L-1,但在河道系统中仅5d后即<0.01mg㊃L-1[31]㊂在80d实验周期的沉积物-水系统中,生物系统中实验结束时有55.7%草甘膦转化为了二氧化碳,而在非生物系统中则只有18.6%矿化,推测在该过程中,生物过程起着主导作用㊂但是在水系统中,草甘膦的矿化度却很低,实验结束时只有2.4%的草甘膦转化成了二氧化碳㊂通过比较水系统和沉积物-水系统中草甘膦的矿化度可知,沉积物在草甘膦的矿化过程中起着主导作用,推测可能是因为沉积物中含有较多的微生物种群㊂且在同样的实验条件下,低浓度(3mg㊃L-1)的草甘膦矿化度高于高浓度(50mg㊃L-1)的草甘膦,由于草甘膦浓度为50mg㊃L-1时微生物需要更长的驯化时间,进一步证实了草甘膦的矿化度与微生物种群有关[32]㊂2.2.2㊀草甘膦在水环境中的富集草甘膦的辛醇/水分配系数为-3.2(20ħ时)[33],因此推测草甘膦在水生生物群中有较低的生物富集因子(BCF),然而富集研究显示的结果并非如此㊂水生植物黄花水龙(Ludwigia peploides)对水中的草甘膦的BCF为88.10L㊃kg-1,沉积物中的草甘膦的生物-沉积物累积因子(BSAF)为7.61[22]㊂杂色蚓(Lum-briculvs variegatus)在不同浓度的草甘膦中的BCF 的变化范围在1.4~5.9L㊃kg-1fw之间,高于辛醇/水分配系数(log Pow)的估计值[27]㊂在模拟水生态系统中,金藻鱼和麦穗鱼对14C-草甘膦的20d的BCF分别为27.96L㊃kg-1和45.79L㊃kg-1,结果显示14C-草甘膦在金藻鱼和麦穗鱼中有较强的生物富集作用[31]㊂2.2.3㊀草甘膦在水体中的降解草甘膦在水体中主要受到光降解作用㊂将1mg㊃L-1的草甘膦去离子水溶液分别暴露于不同的光(钠光㊁汞光和紫外光)下一周发现,长波长光对草甘膦没有光降解作用,而紫外线光对草甘膦的光降解有显著影响,半衰期为4d㊂将2000mg㊃L-1的草甘膦去离子水溶液分别暴露于黑暗和紫外光下发现,在黑暗条件中草甘膦几乎未降解,而暴露于紫外光下的草甘膦半衰期为3~4周㊂草甘膦在水中的降解产物主要是氨甲基磷酸(AMPA),其结构如图3所示,且AMPA对光降解的稳定性远高于母体化合物,对生物降解也有相当的持久性[34]㊂图3㊀草甘膦在水中主要降解产物氨甲基磷酸(AMPA)的结构式Fig.3㊀The structural formula of aminomethylphosphoric acid (AMPA),the main degradation product of glyphosate in water㊀㊀草甘膦可在地表水中存在长达60d,对很多水生生物都能产生一定的影响[35]㊂以高于推荐用药量3~4倍的剂量将草甘膦施于鱼塘,当日水中残留量为6.286mg㊃L-1,1d后下降90%左右,第6天降至0.003mg㊃L-1,半衰期为0.61d㊂草甘膦在自然鱼塘的水环境中消失十分迅速;而在鱼塘沉积物中,施药后第1天的残留量为水中浓度的5倍以上,其在水体中的半衰期约为1d,表明草甘膦可迅速被池塘沉积物(底泥)吸附[36]㊂草甘膦除草剂在水体中的半衰期与水体中的植物体有关,有水葫芦的水塘中草甘膦的半衰期比无水葫芦的水塘中的半衰期短[37]㊂3㊀2种除草剂对水生生态系统的毒性效应(Toxic effects of two herbicides on aquatic ecosystems) 3.1㊀草铵膦对水生生态系统的毒性效应3.1.1㊀草铵膦对浮游植物的毒性效应藻类广泛存在于各种天然水体中,以种类繁多㊁个体小㊁繁殖迅速㊁对毒物毒性敏感等特点成为了水生毒理学研究的试验对象㊂藻类是水体中的初级生产者之一,其毒性效应可以影响鱼类等水生生物[38]㊂据文献报道,草铵膦对一些藻类的毒性效应存在 低促高抑 现象㊂在研究草铵膦对铜绿假单胞菌的影响时发现,草铵膦对铜绿假单胞菌生长的影响具有剂量依赖性,低浓度的草铵膦(0.5mg㊃L-1和. All Rights Reserved.148㊀生态毒理学报第16卷1mg㊃L-1)可以促进铜绿假单胞菌的生长,而在高浓度(5mg㊃L-1和10mg㊃L-1)时,草铵膦可以通过诱导铜绿假单胞菌的丙二醛(MDA)含量,抑制其生长[14]㊂在研究草铵膦对铜绿微囊藻的影响机制时发现,低浓度的草铵膦(0.5mg㊃L-1和1mg㊃L-1)暴露对铜绿微囊藻的生长有促进作用,且可显著提高藻胆蛋白和类胡萝卜素含量;而高浓度的草铵膦(5mg㊃L-1和10mg㊃L-1)暴露对铜绿微囊藻的生长有抑制作用,使藻MDA和电解质泄露率(EL)显著提高,破坏细胞膜完整性[39]㊂在研究草铵膦暴露对水生单细胞小球藻的毒性实验中,与对照组相比,草铵膦暴露使小球藻产生了一定的氧化损伤,小球藻体内的MDA 含量㊁超氧化物歧化酶(SOD)㊁过氧化物酶(POD)和过氧化氢酶(CAT)活性均显著增强,这些氧化酶的升高可能有助于减轻氧化损伤㊂通过电镜可观察到有大部分叶绿体异常;在草铵膦暴露12h后,小球藻中与光合作用有关的psa B㊁psb C和rbc L这3种光合基因的转录丰度降低[40]㊂3.1.2㊀草铵膦对浮游动物的毒性效应在研究95%草铵膦原药对大型溞的48h急性毒性试验中,草铵膦浓度范围为0.1~102.4mg㊃L-1,接触药液后0~8h内,大型溞无特别症状;8~ 24h内有部分大型溞出现刺激反应迟钝㊁游动缓慢等中毒症状;而24~48h内,高浓度中毒的大型溞对刺激反应迟钝㊂当草铵膦浓度为6.4mg㊃L-1和102.4mg㊃L-1时,48h时均只有一只大型溞死亡,由此可知,95%草铵膦原药对大型溞的致死中浓度(LC50)均>102.4mg㊃L-1,根据农药毒性等级划分体系可知,95%草铵膦原药对大型溞毒性为低毒[19]㊂3.1.3㊀草铵膦对鱼类的毒性效应斑马鱼属热带鱼类,由于其产卵量大㊁胚胎具有光学透明性㊁与人类基因组具有87%的相似性㊁在解剖学与分子水平上已证明与哺乳动物相似等特点,已成为研究水生生物毒性效应的常用试验对象,且斑马鱼的毒性试验结果大部分适用于人类[41],因此研究草铵膦对斑马鱼的毒性效应十分必要㊂在草铵膦对斑马鱼胚胎的免疫毒性的研究中发现,草铵膦在降低斑马鱼胚胎存活率的同时,还可引起胚胎的一系列形态畸形㊂当草铵膦浓度为2μg㊃L-1和4μg㊃L-1时,在受精后48h(48hpf)与对照组相比,斑马鱼的胚胎存活率显著低于对照组㊂当草铵膦浓度升高至10μg㊃L-1时,在72hpf时胚胎存活率迅速降至60%㊂且草铵膦暴露可引起斑马鱼胚胎的一系列畸形,当暴露于10μg㊃L-1草铵膦中,在48hpf时观察到最突出的畸形是卵黄囊水肿,在4~10μg㊃L-1草铵膦暴露下72hpf时观察到脊柱畸形[42]㊂在研究不同剂量的草铵膦对斑马鱼胚胎的毒性时发现,1.6μg㊃L-1的草铵膦对斑马鱼胚胎有显著致死作用㊁1.3μg㊃L-1的草铵膦有显著致畸作用,其中畸形表现为尾部弯曲和阻碍黑色素沉着[43]㊂胚胎致死可能与生殖细胞的相关基因有关,vasa基因和gcl基因是与生殖细胞发生有关的基因,是动物生殖细胞形成所必需的[44]㊂将斑马鱼暴露于1.3mg ㊃L-1的草铵膦中,处理组的vasa基因表达量明显减少(仅为对照组的30%)[45]㊂将海洋青鳉(Oryzias dancena)分别暴露于不同浓度的草铵膦农药Basta中28d和42d,观察到鱼体内出现了多种病理变化,且严重程度随药物浓度和时间的增加而增加㊂暴露于Basta中28d后,在2mg㊃L-1处理组的个体中,可观察到肝脏血窦扩张,有部分白细胞浸润;4mg㊃L-1处理组个体在此基础上还出现了干细胞固缩现象;8mg㊃L-1处理组个体,除以上改变更严重㊁更频繁外,严重的脂质变性㊁水肿变性和坏死也存在㊂暴露于Basta中42d的鱼肝脏中,2mg㊃L-1处理组的个体出现了水样变性和肝细胞固缩,并伴有严重的白细胞浸润和纤维化;4 mg㊃L-1处理组中鱼的肝脏除表现出上述所有变化外,还有脂肪变性;8mg㊃L-1处理组个体,除上述变化更严重外还观察到坏死[46]㊂在研究草铵膦对中华鳑鲏鱼的急性毒性时发现,草铵膦浓度为35~43mg㊃L-1时,前0~6h在低浓度下中华鳑鲏鱼运动情况与对照组相比无差异;但在较高浓度下,中华鳑鲏鱼与对照组相比,显得躁动不安,上下游动㊂随着实验时间的延长,中华鳑鲏鱼大多在底层活动,活力逐渐减弱,游速变得缓慢甚至停止运动;时而侧游,对外界刺激反应很迟钝,最后死亡㊂由此可知,随时间和浓度的增加,草铵膦对鱼体的毒性增大[47]㊂3.1.4㊀草铵膦对其他水生生物的毒性效应据文献报道,蝌蚪长期暴露于15mg㊃L-1的草铵膦环境中,乙酰胆碱酯酶和丁酰胆碱酯酶受到抑制,蝌蚪的游泳能力受到影响[48]㊂对血液中微核红细胞(ME)的评估是一种广泛使用的检测染色体损害的方法㊂将普通蟾蜍(Rhinella arenarum)蝌蚪分别暴露于不同浓度(3.75㊁7.5和15mg㊃L-1)的以草铵膦为活性成分的农药中,观察微核红细胞的频率和其. All Rights Reserved.第3期孟秀柔等:草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展149㊀他红细胞核的异常情况,与阳性对照组(40mg㊃L-1环磷酰胺)和阴性对照组(去氯自来水)进行评估和比较㊂结果显示,所有实验组和阳性对照组的48h红细胞核异常频率均显著高于阴性对照组,而仅阳性对照组和7.5mg㊃L-1草铵膦的96h红细胞核异常频率高于阴性对照组㊂实验结果表明,暴露于以草铵膦为活性成分的农药中会使普通蟾蜍蝌蚪的微核红细胞异常频率增加[49]㊂3.2㊀草甘膦对水生生态系统的毒性效应3.2.1㊀草甘膦对浮游植物的毒性效应草甘膦中的有机磷对光营养体是有毒的,但对抗草甘膦的浮游植物(如藻类)是有效的,且一定剂量浓度范围的草甘膦有助于藻类的生长[50]㊂有研究发现,草甘膦对一些藻类的毒性效应有 低促高抑 现象㊂在研究草甘膦对铜绿微囊藻和绿色微囊藻的毒性时发现,草甘膦可诱导铜绿微囊藻细胞的凋亡,并促进铜绿微囊藻的毒素释放;而草甘膦对绿色微囊藻的毒性效应却表现出明显的剂量关系,高浓度(2㊁5和10mg㊃L-1)时抑制绿色微囊藻的生长,低浓度(0.2mg㊃L-1)时反而能刺激绿色微囊藻的生长[51]㊂在研究草甘膦异丙胺盐对球形棕囊藻的刺激效应时发现,高浓度(1~10mg㊃L-1)的草甘膦异丙胺盐可抑制球形棕囊藻细胞生长,而低浓度(0.001~1mg㊃L-1)范围内的草甘膦异丙胺盐可增加球形棕囊藻的细胞相对增长率,使藻体生长加快[52]㊂草甘膦异丙胺盐对赤潮异弯藻具有明显的毒性效应,高浓度(10 mg㊃L-1)处理下可引起赤潮异弯藻细胞大量死亡,藻细胞密度以及叶绿素a和可溶性蛋白的含量显著降低;而低浓度(0.001~1mg㊃L-1)处理时,在培养的第3天就能够显著增加赤潮异弯藻的细胞密度,叶绿素a含量也明显高于对照组,表现出毒物刺激效应[53]㊂3.2.2㊀草甘膦对浮游动物的毒性效应溞科生物是水生生物链中的关键成员,其繁殖周期短㊁易培养㊁对水中的有害物质敏感,是一类较为理想的毒性试验研究材料㊂研究草甘膦对大型溞和福寿螺的毒性时发现,草甘膦对大型溞的24h和48h的LC50分别为54.12mg㊃L-1和51.12mg㊃L-1,均属于低毒;草甘膦对福寿螺的影响具有剂量关系,高浓度可抑制其生长,但相对低浓度(2mg㊃L-1,即环境中的浓度)可促进生长,且相对低浓度(10mg㊃L-1)的草甘膦能促进福寿螺卵提前孵化,降低福寿螺卵期受到其他伤害的风险[54]㊂在研究95%草甘膦原药对大型溞的急性毒性和21d慢性毒性效应时发现,其对大型溞的48h半最大效应浓度(EC50)为151.057mg㊃L-1,毒性为低毒;慢性毒性试验发现,草甘膦对大型溞的初次产幼溞的时间㊁数量㊁胎数及存活个体的平均体长都有显著影响,其中3.125 mg㊃L-1的暴露浓度可显著减少大型溞产幼溞数量和胎数,而暴露浓度为25mg㊃L-1时可显著延长大型溞初次产卵的时间[55]㊂3.2.3㊀草甘膦对鱼类的毒性效应斑马鱼现已成为毒理学研究的新型评价模型,草甘膦对斑马鱼的毒性效应主要表现在生殖毒性和发育毒性中㊂3.2.3.1㊀草甘膦暴露对斑马鱼的生殖毒性精子和卵细胞的发育和质量是评估生物生殖能力的重要评价标准㊂将斑马鱼分别暴露于不同质量浓度的草甘膦(5mg㊃L-1和10mg㊃L-1)中24h和96 h后,切除睾丸,分析精子质量,与对照组相比,暴露损害了斑马鱼精子DNA的完整性,破坏了线粒体膜的完整性及其功能,降低了精子活力,从而大大降低了斑马鱼的生殖能力[56]㊂精子质量的变化与基因表达密切相关㊂将斑马鱼暴露于草甘膦(0.01㊁0.5和10mg㊃L-1)中21d后,在10mg㊃L-1时检测到睾丸中hsd3b2㊁cat和sod1基因表达上调;草甘膦暴露影响了睾丸的类固醇激素合成,使得部分基因表达上调,从而对雄性斑马鱼的生殖功能产生了不利影响[57]㊂雌性斑马鱼卵母细胞和相关基因表达的异常也是毒性效应的表现㊂将斑马鱼卵巢体外暴露于草甘膦(65μg㊃L-1)中15d后,形态学研究与对照相比无明显变化;但其卵母细胞直径增加,可能与类固醇生成因子-1(SF-1)的表达有关;同时,卵巢超微结构出现异常,发现有同心膜和髓磷脂样结构,草甘膦对卵母细胞产生的这些不利影响直接影响到其繁殖功能[58]㊂将斑马鱼暴露于草甘膦中,发现其卵巢中cyp19a1与ers1基因表达显著上调㊂cyp19a1上调的可能原因是草甘膦暴露引起类固醇激素的机制反馈,抑制了芳香化酶的转录反应,增加了芳香酶以维持类固醇激素的比率;ers1上调是卵巢为维持雌激素通路产生的一种代偿机制的结果;基因表达上调间接影响卵巢的功能,减少了产卵量[57]㊂3.2.3.2㊀草甘膦暴露对斑马鱼的发育毒性斑马鱼暴露于草甘膦(32.5㊁65和130μg∙L-1)中可引起斑马鱼的细胞毒性,直接影响到细胞膜的完整性,抑制线粒体的活动,使斑马鱼呼吸活动减少[59]㊂将4hpf的斑马鱼暴露于1㊁5㊁10和100mg㊃. All Rights Reserved.。
《2024年草甘膦和酰胺类除草剂的水生生物水质基准和生态风险评价》范文
《草甘膦和酰胺类除草剂的水生生物水质基准和生态风险评价》篇一草甘膦和酰胺类除草剂的水生生物水质基准及生态风险评价一、引言随着现代农业的快速发展，草甘膦和酰胺类除草剂作为常见的农药被广泛使用。
然而，这些化学物质在使用过程中可能进入水生生态系统，对水生生物产生潜在的生态风险。
因此，对草甘膦和酰胺类除草剂的水生生物水质基准及生态风险进行科学评价显得尤为重要。
本文旨在探讨草甘膦和酰胺类除草剂的水生生物水质基准及其对水生生物的生态风险，为环境保护和水生生物安全提供科学依据。
二、草甘膦和酰胺类除草剂简介草甘膦是一种非选择性内吸传导型除草剂，通过抑制植物体内磷酸甘油酸的合成而达到除草效果。
酰胺类除草剂则包括多种不同类型的除草剂，主要用于防治一年生和多年生杂草。
这些化学物质在农业生产中发挥着重要作用，但同时也可能对水生生态系统造成潜在威胁。
三、水生生物水质基准水生生物水质基准是指为保护水生生物及其生态环境，根据水生生物对特定污染物的敏感程度和暴露条件而制定的水质标准。
针对草甘膦和酰胺类除草剂，其水质基准的制定需考虑以下因素：1. 化学性质：草甘膦和酰胺类除草剂的物理化学性质，如溶解度、稳定性等。
2. 生物毒性：通过实验室和现场试验，评估这些化学物质对水生生物的毒性影响。
3. 环境暴露：考虑化学物质在水环境中的迁移、转化和归宿。
4. 生态效应：分析这些化学物质对水生生态系统的潜在影响，如种群结构、群落组成等。
四、生态风险评价生态风险评价是对草甘膦和酰胺类除草剂在水生生态系统中的潜在风险进行评估的过程。
评价方法主要包括暴露评估、效应评估和风险特征描述。
1. 暴露评估：通过监测和分析水体中草甘膦和酰胺类除草剂的浓度，评估水生生物的暴露程度。
2. 效应评估：基于实验室和现场试验，评估草甘膦和酰胺类除草剂对水生生物的毒性影响及生态效应。
3. 风险特征描述：结合暴露评估和效应评估的结果，描述草甘膦和酰胺类除草剂在水生生态系统中的潜在风险特征。
砷与农药草甘膦、敌敌畏对秀丽隐杆线虫的联合毒性
砷与农药草甘膦、敌敌畏对秀丽隐杆线虫的联合毒性王云彪;李润琴;邓茗芩;李铸衡;徐镜波【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2013(008)002【摘要】农田常遭受砷和农药污染,这2种污染会产生联合毒性,影响生物体健康.利用野生型秀丽隐杆线虫进行砷、草甘膦和敌敌畏的24 h单一毒性和联合毒性实验.结果表明,砷、草甘膦和敌敌畏对秀丽隐杆线虫24 h-LC50分别为1305 mg·L-1、18.5mg·L-1、3.3 μL·L-1；通过等效毒性相加法实验,发现砷与草甘膦对秀丽隐杆线虫的联合毒性为协同作用,砷与敌敌畏对秀丽隐杆线虫的联合毒性为拮抗作用.【总页数】6页(P262-267)【作者】王云彪;李润琴;邓茗芩;李铸衡;徐镜波【作者单位】中国科学院东北地理与农业生态研究所湿地生态与环境重点实验室,长春130102;吉林省电力科学研究院有限公司,长春130021;东北师范大学环境科学与工程系,长春130024;东北师范大学环境科学与工程系,长春130024;东北师范大学环境科学与工程系,长春130024【正文语种】中文【中图分类】X171.5【相关文献】1.农药敌敌畏对柞蚕幼虫的毒性试验 [J], 赵世文;历红达;季明刚;李喜升2.农药对秀丽隐杆线虫毒性效应及其机制的研究进展 [J], 华欣; 陈海波; 李杰; 向明灯; 王亚娥; 于云江3.草甘膦农药对斑马鱼的急性毒性和慢性毒性研究 [J], 廖艺钰;惠吕佳;严吉祥;计伟佳;陈夏伟;杨华云4.农药废水对秀丽隐杆线虫毒性效应及其主要有毒组分 [J], 王晓档;王大勇;李爱民;于红霞;刘晓华5.水环境中草甘膦和三价砷对大型溞的联合毒性评价 [J], 许杨贵;李晶;秦俊豪;李琦;黎华寿因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
砷与农药草甘膦、敌敌畏对秀丽隐杆线虫的联合毒性
Abstract： Ｆａｒｍｌａｎｄ ｗｅｒｅ ｏｆｔｅｎ ｐｏｌｌｕｔｅｄ ｂｙ ａｒｓｅｎｉｃ ａｎｄ ｐｅｓｔｉｃｉｄｅ． Ａｒｓｅｎｉｃ ａｎｄ ｐｅｓｔｉｃｉｄｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓ ｈａｖｅ ｔｈｅ ｊｏｉｎｔ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｏ ｂｉｏａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ． Ｉｎ ｔｈｉｓ ｗｏｒｋ， ｗｉｌｄ-ｔｙｐｅｄ Ｃａｅｎｏｒｈａｂｄｉｔｉｓ ｅｌｅｇａｎｓ ｗｅｒｅ ｕｓｅｄ ｔｏ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅ ２４ ｈ ａｃｕｔｅ ｔｏｘｉｃｉｔｉｅｓ ａｎｄ ｊｏｉｎｔ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ， ｇｌｙｐｈｏｓａｔｅ ａｎｄ ｄｉｃｈｌｏｒｖｏｓ． Ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ２４ ｈ － ＬＣ５０ ｆｏｒ ａｒｓｅｎｉｃ， ｇｌｙｐｈｏｓａｔｅ ａｎｄ ｄｉｃｈｌｏｒｖｏｓ ｔｏ Ｃ． ｅｌｅｇａｎｓ ｗｅｒｅ １３０ ．５ ｍｇ·Ｌ － １ ， １８ ．５ ｍｇ·Ｌ － １ ａｎｄ ３ ．３ μＬ·Ｌ － １ ， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． Ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｅｑｕｉｖａｌｅｎｔ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｄｅｓｉｇｎ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｊｏｉｎｔ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ａｎｄ ｇｌｙｐｈｏｓａｔｅ ｏｎ Ｃ． ｅｌｅｇａｎｓ ｆｏｌｌｏｗｅｄ ｓｙｎｅｒｇｉｃ， ｗｈｉｌｅ ｔｈｅ ｊｏｉｎｔ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ ａｎｄ ｄｉｃｈｌｏｒｖｏｓ ｏｎ Ｃ． ｅｌｅｇａｎｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｏ ｂｅ ａｎｔａｇｏｎｉｓｔｉｃ． Keywords： ａｒｓｅｎｉｃ； ｐｅｓｔｉｃｉｄｅ； ｎｅｍａｔｏｄｅ； ｊｏｉｎｔ ｔｏｘｉｃｉｔｙ； ｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎ
草甘膦与氰氟草酯对隆线溞的急性毒性研究
草甘膦与氰氟草酯对隆线溞的急性毒性研究李佳;袁玲【期刊名称】《草业学报》【年(卷),期】2017(026)009【摘要】在水生食物链中,水溞是连结植物、微生物和动物的关键成员.草甘膦与氰氟草酯被广泛用于防除水生和稻田杂草,研究它们对水潘的毒性,有益于人们关注使用除草剂对水体生态系统的影响.试验以标准水体监测生物——隆线溞(Daphnia carinata)单克隆为材料,研究草甘膦和氰氟草酯对其泳动能力、存活率和趋光性的影响.结果表明,两种除草剂对隆线溞均有明显毒性,草甘膦对隆线溞24,48和96 h 的半致死浓度(LC50)分别为66.58,29.60和12.33 mg/L,为田间常规用药量的0.15％～～0.81％;氰氟草酯对隆线潘24,48和96 h的LC50依次是63.15,51.91和34.41 mg/L,为田间常规用药量的17.21％0～31.58％.两种除草剂显著影响隆线溞的泳动能力和趋光指数.隆线潘接触草甘膦和氰氟草酯3h后,导致其趋光指数显著改变的浓度分别是4.59和14.20 mg/L,分别为常规用药量的0.06％和7.10％.因此,草甘膦和氰氟草酯对水溞的毒性大,对水生食物链的影响不可忽视.利用水溞趋光性可快速、灵敏地监测除草剂使用后的水体生物毒性.【总页数】8页(P148-155)【作者】李佳;袁玲【作者单位】西南大学资源环境学院,重庆400716;西南大学资源环境学院,重庆400716【正文语种】中文【相关文献】1.丙嗪嘧磺隆与氰氟草酯桶混1次用药防控水稻机插秧田草害效果及安全性 [J], 徐蓬;王红春;孙钰晨;娄远来2.丙嗪嘧磺隆与氰氟草酯桶混1次用药防控水稻机插秧田草害效果及安全性 [J], 徐蓬;王红春;孙钰晨;娄远来;3.氰氟草酯和精噁唑禾草灵对蝌蚪的毒性研究 [J], 黄帆;郭正元;徐珍;杨仁斌4.丙嗪嘧磺隆与氰氟草酯桶混剂航空喷施和人工喷施的除草效果比较 [J], 谭立云;王红春;徐蓬;娄远来5.丙嗪嘧磺隆与氰氟草酯桶混剂航空喷施和人工喷施的除草效果比较 [J], 谭立云;王红春;徐蓬;娄远来因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
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随着现代农业的飞速发展，除草剂在农业的运用日益广泛。
然而，在有效保障农作物产量稳定和降低劳动成本的同时，除草剂有效成分进入生物体内，可能引起急性和慢性中毒、畸形，并且可以通过径流、排污、挥发等途径进入土壤、大气和水体，进而通过食物链的富集传递，影响人类的安全[1]。
近年来，草甘膦（Glyphosate ）以其高效、广谱、低毒、易分解、低残留等特点，成为世界上应用最广、使用量最大的农药品种之一。
此外，随着抗草甘膦转基因作物的推广[2-3]，仅在2014年全球草甘膦产量高达72万t ，而中国的实际产量为45万t ，占全球草甘膦产量的62.5%[4-5]。
草甘膦对生物及环境的影响越来越受到人们的关注，虽然有文献报道草甘膦对土壤没有影响或影响甚微，但也有文献表明草甘膦能抑制藻类的叶绿素前体5-氨基乙酰丙酸（ALA ）的合成，高浓度草甘膦异丙胺盐（Glyphosate isopropylamine salt ）显著降低球形棕囊藻（Phaeocystis globosa ）生长率、叶绿素a 含量和超氧化物歧化酶活性，草甘膦制剂（ATANOR ）能够引起小球摘要：以大型溞（Daphnia magna ）为试验生物，进行草甘膦和As （Ⅲ）对大型溞24、48h 的单一毒性和联合毒性评价。
结果表明，草甘膦和As （Ⅲ）对大型溞24、48h 半致死浓度（LC 50）分别为54.12、51.12mg ·L -1和7.47、6.07mg ·L -1。
基于单一草甘膦和As （Ⅲ）以及两者的等毒性混合的浓度-效应曲线，用Logistic regression 模型和反应曲面模型对其单一和联合毒性的浓度-致死效应进行预测和曲面图的绘制，并用洛伊参数反应曲面模型（CARS ）和反应添加剂反应面模型（RARS ）预测Mix-LC 50的联合毒性：在等毒性比浓度条件下，草甘膦和As （Ⅲ）的联合毒性表现为拮抗作用。
关键词：草甘膦；As （Ⅲ）；联合毒性；大型溞；模型中图分类号：X171.5文献标志码：A 文章编号：1672-2043（2015）11-2076-07doi:10.11654/jaes.2015.11.006水环境中草甘膦和三价砷对大型溞的联合毒性评价许杨贵1，2，3，李晶1，2，3，秦俊豪1，2，3，李琦1，2，3，黎华寿1，2，3*（1.华南农业大学热带亚热带生态研究所，广州510642；2.农业部华南热带农业环境重点实验室，广州510642；3.华南农业大学广东省高等学校农业生态与农村环境重点实验室，广州510642）Joint Toxicity of Glyphosate and As （芋）to Daphnia magna in Aquatic EnvironmentXU Yang-gui 1,2,3,LI Jing 1,2,3,QIN Jun-hao 1,2,3,LI Qi 1,2,3,LI Hua-shou 1,2,3*（1.Institute of Tropical and Subtropical Ecology,South China Agricultural University,Guangzhou 510642,China;2.Ministry of Agriculture Key Laboratory of Agro-Environment in the Tropics,South China Agricultural University,Guangzhou 510642,China;3.Key Laboratory of A -groecology and Rural Environment of Guangdong Regular Higher Education Institutions,South China Agricultural University,Guangzhou 510642,China ）Abstract ：Here the single and joint toxicity of glyphosate and As （Ⅲ）to Daphnia magna was investigated by using acute toxicity test.The24h-LC 50and 48h-LC 50values were 54.12and 51.12mg ·L -1for glyphosate and 7.47and 6.07mg ·L -1for As （Ⅲ）,respectively.Logistic regression model and response surface model were suitable to predict the single effect and the joint toxicity effect of two chemicals at equiva -lent toxic concentration ratios,respectively.Two response surface models,namely Loewe Parametric Response Surface （CARS ）model and Response Additive Response Surface （RARS ）model,were employed to estimate the joint toxicity of two chemicals,and the result showedthat the interaction of these two chemicals was antagonistic.Keywords ：glyphosate;As （Ⅲ）;joint toxicity;Daphnia magna ;model 收稿日期：2015-06-25基金项目：国家高技术研究发展（863）计划项目（2013AA102402）；国家自然科学基金项目（41271469）；地球观察（Earth Watch Institute ）国际合作项目（Freshwater Watch of the HSBC Water Programme ）；广东省科技计划项目（2012A020100003，2013B020303001）作者简介：许杨贵（1988—），硕士研究生，E-mail ：781385157@ ；李晶（1983—），博士后，E-mail ：135073593@ ，研究方向均为污染生态学。
*通信作者：黎华寿E-mail ：lihuashou@藻（Chlorella kessleri）的氧化应激，并且草甘膦对鱼类有一定的急性和基因毒性[1]。
As（Ⅲ）被列为极具毒性和致癌作用的化学元素之一。
人为活动如采矿和冶炼等产业产生的高浓度含As（Ⅲ）废水排放，严重污染当地的饮用水，印度、越南、孟加拉、阿根廷、中国等都报道了饮用水As（Ⅲ）中毒的现象，长期饮用含As（Ⅲ）的水，对人体的健康有潜在的危害[6-10]。
Brammer等[11]报道了孟加拉、印度以及东南亚等地把砷污染的水用于灌溉，导致砷通过土壤进入大米，进而影响稻米的品质和人们的健康。
此外，天然矿石中也含有浓度较高的砷，如毒砂，在厌氧的情况下可产生其氧化物、硫化物、磷酸盐、硅酸盐和碳酸盐等，这些产物与水以及金属氧化物可以通过解吸作用，经地表径流进入自然水体中。
研究表明，水体中的As（Ⅲ）对斜生栅藻的叶绿素荧光产生的抑制作用大于As（Ⅴ），并且能明显抑制兰州鲇组织中代谢酶的活性，导致组织细胞的RNA损伤和可溶性蛋白质减少[12-13]。
鉴于草甘膦的使用以及As（Ⅲ）在人为或自然因素下的释放，其有可能共同存在于水环境中，造成联合毒性。
研究发现，草甘膦在鱼塘施用后1h达到峰值（2.84mg·L-1），在美国河流中检测到草甘膦浓度为2.2mg·L-1[1]；一般情况下，淡水中砷的含量少于10μg·L-1，但在富含砷的地下水介质中砷的含量高达1~20 mg·L-1[14]。
目前，对于草甘膦和类金属As（Ⅲ）的联合毒性的研究仍处在初级阶段。
王云彪等[15]报道了草甘膦与砷对秀丽隐杆线虫的联合毒性表现为协同作用。
草甘膦与As（Ⅲ）对水生生物的联合毒性尚鲜有报道，其研究更具有环境相关性。
水环境中污染物的风险评估和水质基准的制定通常以单一化学物质的生态毒性数据为依据。
然而通常情况下，水生生物所暴露的环境是多种化学物质组成的混合污染物而并不是单一污染物。
研究表明，即使是在单一化学物质浓度低于无观测效应浓度（NOEC）时，在与其他污染物混合时也可能对水生生物产生显著的联合毒性[16-17]。
余言想等[18]研究结果表明，纳米水稳型富勒烯增强了Zn2+和Cr6+对大型溞的毒性。
由于环境污染物种类和数量的不同，即使相同化学物质组成的混合物，因其组分的浓度不同，也会产生不同的毒性效应[19-22]。
在实际的污染环境中，往往联合毒性更加能说明其毒性对水生生物的影响，从而更具有环境相关性，对环境标准的制定以及生态环境保护具有实际指导作用。
本文旨在研究草甘膦和类金属As（Ⅲ）的联合毒性机制，利用大型溞为模型生物，通过检测两类物质对大型溞的单一毒性和联合毒性，在模型的基础上，进一步评价草甘膦和As（Ⅲ）的联合毒性效应。
1材料与方法1.1供试药剂草甘膦（98%）晶体固体，购于上海安谱科技有限公司，As2O3为分析纯，购于广州市丛源仪器有限公司。
使用前先配制As（Ⅲ）母液，用棕色瓶置于4℃冰箱中避光保存。
氯化钙（CaCl2·2H2O，96.0%）、结晶硫酸镁（MgSO4·7H2O，99.0%）、氯化钾（KCl，99.5%）和碳酸氢钠（NaHCO3，99.5%）购于天津大茂化学试剂有限公司，用MilliQ超纯水配制成储备液备用。
草甘膦母液（1g·L-1）的配制：由于草甘膦在25℃的溶解度为13g·L-1，直接称取0.1g草甘膦溶于水，并定容到100mL；As（Ⅲ）标准液（100mg·L-1）的配制：由于As2O3微溶于水，先将As2O3在硅胶上干燥至恒重，然后称取0.066g溶于2.5mL的2mol·L-1氢氧化钠溶液中，再加入5mL的2mol·L-1硫酸溶液，转移到容量瓶，用稀释用水定容到500mL。
试验稀释用水的配制：294.0mg·L-1CaCl2·2H2O，123.0mg·L-1 MgSO4·7H2O，64.8mg·L-1NaHCO3，5.75mg·L-1KCl。