水生動物標志物評價鎘污染的研究進展

李 箏，李 慧，李 莉，高 巖，周傳江，孔祥會

( 河南師范大學 水產(chǎn)學院，河南省水產(chǎn)動物養(yǎng)殖工程技術研究中心，水產(chǎn)動物疾病控制河南省工程實驗室，河南 新鄉(xiāng) 453007 )

水生動物標志物評價鎘污染的研究進展

李 箏，李 慧，李 莉，高 巖，周傳江，孔祥會

( 河南師范大學 水產(chǎn)學院，河南省水產(chǎn)動物養(yǎng)殖工程技術研究中心，水產(chǎn)動物疾病控制河南省工程實驗室，河南 新鄉(xiāng) 453007 )

鎘污染；生物標志物；水生動物

鎘是廣泛存在于自然環(huán)境中的一類化學元素，其化合物易溶于水，采礦業(yè)和含鎘工業(yè)周邊水體往往鎘含量較高，對周圍環(huán)境造成了極大危害[1]。環(huán)境中高含量的鎘，可對生物機體造成嚴重影響，導致多種器官出現(xiàn)腫瘤，損傷DNA，影響DNA修復及促進細胞增生，導致機體出現(xiàn)畸變、癌變、突變[2]。由于生物體對鎘脅迫的調(diào)節(jié)能力有限，而且在體內(nèi)不易通過轉換作用形成有效排泄，容易在生物體內(nèi)蓄積并最終通過食物鏈影響到人類的健康。當前，全世界每年向環(huán)境中釋放鎘的總量為30 000 t，其中82%～94%進入土壤，繼而部分隨著降雨進入水體。2007年 “鎘大米”事件導致人們對鎘污染再次廣泛關注，農(nóng)業(yè)部稻米及制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗測試中心的抽查結果顯示，在所抽檢樣品中，約10%的樣品鎘含量超標。鎘是生物生長發(fā)育的非必需元素，幾乎對所有水生動物都有毒性[3-4]。水體中的鎘通過呼吸、消化、體表滲透等途徑進入水生動物體內(nèi)[5]。作為大多數(shù)終生生活于水體中的水生動物來說，因缺乏主動離開水體的能力，只能被動暴露于鎘超標的水體中，其組織器官、生理機能甚至遺傳特性必將發(fā)生相應的變化。生物標志物是生物體受環(huán)境污染物嚴重損害之前，在生物體分子、細胞和個體水平上出現(xiàn)的異常化的生物學特征[6]。生物標志物可以對嚴重鎘毒害提供早期預警，不僅有助于確定生物體所受影響及潛在危害，還可用于監(jiān)測環(huán)境中污染物水平。生物標志物的種類繁多，且缺乏統(tǒng)一的標準加以區(qū)分，戴偉[7]根據(jù)有毒物質(zhì)對水生生物毒性效應將重金屬生物標志物分為暴露生物標志物、效應生物標志物和易感性生物標志物。筆者通過綜述水生動物標志物評估鎘污染的研究進展，以期對鎘污染的早期預警和生態(tài)控制提供參考依據(jù)。

1 暴露生物標志物

暴露生物標志物一般采用測定生物體內(nèi)特定污染物或其代謝物，或者與生物分子相互作用形成的產(chǎn)物來監(jiān)測環(huán)境污染物。研究表明，水環(huán)境中隨著重金屬暴露劑量的增加及暴露時間的延長，魚體內(nèi)重金屬的蓄積量隨之增加，且呈劑量—效應關系[8-9]。張乾通[10]對鎘污染區(qū)域的魚類、軟體類、甲殼類、藻類生物體內(nèi)鎘含量檢測顯示，鎘超標率為：藻類>軟體類>魚類>甲殼類。克氏原螯蝦(Procambarusclarkii)在鎘暴露9 d后，鎘在肝胰腺、鰓和肌肉中富集量依次為肝胰腺>鰓>肌肉，富集量與暴露時間和水體中鎘含量分別呈現(xiàn)正相關[11]。根據(jù)張玄可[12]的研究，鲇魚(Silurusasotus)的體長或體質(zhì)量與其年齡密切相關，鲇魚體內(nèi)鎘含量測定中，在一定年齡范圍內(nèi)，鎘含量隨著體質(zhì)量或體長的增加而明顯增加。徐青[13]對5個地區(qū)淡水魚、甲殼類及貝類重金屬含量研究中，對5個采樣區(qū)的重金屬含量進行了差異性檢驗，發(fā)現(xiàn)鎘含量存在顯著性差異(P<0.01)，其中，鎘的平均含量在湘江最高；比較 5 個地區(qū)魚種中的重金屬含量，與其他4個地區(qū)相比，湘江中魚體鎘含量明顯偏高；比較淀山湖地區(qū)淡水魚、貝類、甲殼類生物間的重金屬含量差異，對于鎘的含量，發(fā)現(xiàn)物種間存在顯著差異(P<0.05)。由此可見，不同地區(qū)、不同物種、不同組織中水生動物重金屬鎘蓄積量存在明顯差異。

重金屬在生物體內(nèi)的蓄積受多種因素影響，如生物種類、個體大小、組織器官以及環(huán)境因素等。因此，在對水產(chǎn)動物進行重金屬含量檢測和評估時，必須綜合考慮多種因素才能得到更準確的結論。

2 效應生物標志物

效應生物標志物指示污染物對生物體健康狀況的損害效應，它可以解釋污染物毒性效應的分子反應[7]。效應生物標志物大部分是酶類，還有一些大分子物質(zhì)，研究主要集中在在分子及細胞水平上。

2 .1 氧化應激和氧化損傷生物標志物

水環(huán)境中鎘等重金屬的存在，對水體生態(tài)系統(tǒng)造成嚴重的危害。許多污染物可參與生物體內(nèi)的氧化還原循環(huán)，產(chǎn)生大量的活性氧，從而導致機體內(nèi)DNA斷裂、脂質(zhì)過氧化、酶失活等氧化應激[14-15]，對生物體造成嚴重影響。因此，需氧生物依賴機體抗氧化防御系統(tǒng)以阻止氧化損傷?？寡趸烙到y(tǒng)的一個重要特征是其活性成分或含量可由于污染的脅迫而發(fā)生改變，因而常作為環(huán)境污染脅迫的指標[16]，以評價環(huán)境污染水平?？寡趸笜擞糜谏飿酥疚锏闹饕谐趸锲缁浮⑦^氧化氫酶、過氧化物酶、谷胱甘肽以及小分子抗氧化物質(zhì)等。超氧化物歧化酶是細胞內(nèi)最有效的抗氧化酶之一，是生物體內(nèi)清除活性氧，從而保護機體組織的第一道防線，生物體可通過超氧化物歧化酶等應激變化來調(diào)節(jié)或抵抗氧化脅迫[14]。研究表明，水生動物在重金屬鎘脅迫下，超氧化物歧化酶活性會升高來抵御外界刺激，但是在重度脅迫下，超氧化物歧化酶會降低，這時生物積累大量活性氧自由基，導致機體受損[17-19]。在對克氏原螯蝦研究中，過氧化氫酶活性隨鎘含量而改變，當輕度鎘脅迫時過氧化氫酶活性升高，重度脅迫下活性降低，導致機體受損，可能是重度脅迫下，機體自我修復能力受到損傷[20]。重金屬鎘進入魚體后，引起魚體氧化應激反應，產(chǎn)生大量活性氧自由基，誘導脂質(zhì)過氧化損傷產(chǎn)物丙二醛產(chǎn)生[21]。丙二醛是脂質(zhì)過氧化的最終分解產(chǎn)物，可以反映脂質(zhì)過氧化程度。賈景濤等[22]對不同水平飼料鎘對尼羅羅非魚(Oreochromisniloticus)肝胰臟抗氧化能力的影響研究中，鎘水平在0～400 mg/kg的5個處理中，羅非魚肝胰臟中丙二醛的量隨鎘含量升高而升高，并具有劑量—效應關系，說明隨著鎘水平升高，羅非魚肝胰臟氧化損傷程度隨之增加。鎘暴露南方鲇 (S.meridionalis)生理指標研究中，通過對過氧化氫酶和超氧化物歧化酶的活性，谷胱甘肽和丙二醛的含量測定，結果顯示，隨著時間和含量的增加，抗氧化酶的活性先升后降，隨著鎘含量增加脂質(zhì)過氧化損傷隨之增加[23]。在鎘暴露尼羅羅非魚研究中，不同暴露組肝臟組織中超氧化物歧化酶、過氧化氫酶、谷胱甘肽含量顯著高于腎臟、脾臟、肌肉和鰓，同時，肝臟組織中超氧化物歧化酶和過氧化氫酶的活性與水體中鎘暴露含量呈現(xiàn)明顯的劑量—效應關系[24]。

酶活性易受外界因素影響，抗氧化酶活性變化間接反映生物受鎘污染程度。選取抗氧化酶作生物標志物時，必須考慮多種因素的影響，保證試驗結果可靠?；钚匝踉谏矬w內(nèi)存在時間短且含量很低，很難檢測，因此，以活性氧做生物標志物的報道極少，大多采用測定脂質(zhì)過氧化產(chǎn)物間接反映活性氧含量。

2.2 乙酰膽堿酯酶

乙酰膽堿酯酶是大部分水生動物感受器和主要神經(jīng)傳遞物質(zhì)，其活性的抑制或誘導均能對動物體造成毒性效應，因此，可作為特異性生物標志物，評估神經(jīng)傳導活動。南方鲇受到Cd2+暴露14 d，腦中乙酰膽堿酯酶活性最初顯著降低，然后恢復到正常水平[25]。泥鰍(Misgurnusanguillicaudatus)在0.3 mg/L Cd2+暴露下，腦中乙酰膽堿酯酶活性顯著降低，且暴露時間越長，腦中乙酰膽堿酯酶活性越低[26]。

2.3 腺苷三磷酸酶及相關代謝酶

水產(chǎn)動物體內(nèi)酶活性常作為健康養(yǎng)殖和水環(huán)境質(zhì)量評估的指標。鎘可影響代謝酶活性，甚至使酶活性受到抑制，常見代謝酶主要包括腺苷三磷酸酶、轉氨酶、乳酸脫氫酶、堿性磷酸酶等，這些代謝酶對重金屬脅迫非常敏感，可作為生物標志物評價鎘損害程度。腺苷三磷酸酶存在于各種生物膜結構上，負責離子跨膜運輸，在維持生物電現(xiàn)象、保持生理平衡和非電解質(zhì)運輸中具有非常重要的作用，可作為多種水污染物脅迫的指標[27]。鎘暴露下，鯽魚(Carassiusauratus)鰓和肝臟的Na+/K+-腺苷三磷酸酶活性呈劑量—效應關系[28]。谷丙轉氨酶和谷草轉氨酶是重要的氨基轉移酶，廣泛存在于動物細胞線粒體中，在機體蛋白質(zhì)代謝中起重要作用。堿性磷酸酶在生物體核酸、蛋白質(zhì)和脂類等物質(zhì)代謝中起重要的作用。鎘對日本沼蝦(Macrobrachiumnipponense)的毒性研究中，隨著鎘含量的升高，肌肉中谷丙轉氨酶和谷草轉氨酶活性逐漸降低，說明Cd2+對日本沼蝦兩種轉氨酶活性的影響具有明顯劑量—效應關系，也反映出鎘離子對日本沼蝦組織結構的傷害程度[29]。

采用抗氧化酶、乙酰膽堿酯酶以及各種代謝酶作為生物標志物評價時，應考慮酶活性與生物種類、器官組織、生理狀態(tài)等有關，而且還受外界因素(溫度、鹽度、酸堿性等)的影響，以酶作為生物標志物時，應結合其他指標進行鎘污染評價，以便獲得更可靠的結果。

2.4 熱休克蛋白基因家族

熱休克蛋白基因家族是一系列應對環(huán)境脅迫的基因總稱[30-32]。熱休克蛋白一方面參與機體一些重要的細胞生理活動，如蛋白質(zhì)轉位、折疊和裝配；另一方面，當各種因素誘導熱休克蛋白合成后，其可穩(wěn)定細胞結構，維護細胞正常生理功能，提高機體相應的適應能力[33]。熱休克蛋白基因家族包含諸多成員，如熱休克蛋白20、熱休克蛋白60、熱休克蛋白70、熱休克蛋白90等，這些成員不僅對熱應激有比較敏感的反應，且對多種脅迫均有顯著的應答反應，如重金屬脅迫。Elran等[34]檢測了鎘脅迫下?？?Nematostellavectensis)的轉錄組變化，結果表明包括熱休克蛋白在內(nèi)的多個基因家族成員均發(fā)生了改變。Kim等[35]研究了日本劍水蚤(Tigriopusjaponicus)在重金屬鎘脅迫下引發(fā)熱應激蛋白家族成員的表達，多個熱休克蛋白成員對鎘產(chǎn)生了不同的表達變化，其中熱休克蛋白 20和熱休克蛋白70成員對鎘等產(chǎn)生了比較明顯的表達變化，這兩個基因被認為是水生生物重金屬脅迫的新型生物標志物。Choi等[36]研究了在重金屬鎘脅迫下長牡蠣(Crassostreagigas)熱休克蛋白90發(fā)生顯著變化，發(fā)現(xiàn)熱休克蛋白基因家族在應對不利環(huán)境下的多重角色。露斯塔野鯪(Labeorohita)在鎘脅迫下，其腎臟、肝臟中熱休克蛋白47、熱休克蛋白60、 熱休克蛋白70、 熱休克蛋白78、熱休克蛋白90均有上調(diào)表達[37]。Jiang等[38]研究鎘脅迫對鯉魚(Cyprinuscarpio)熱休克蛋白的影響，結果顯示,鎘脅迫不僅可以引起肝臟和腦組織中熱休克蛋白60、熱休克蛋白70和熱休克蛋白90 mRNA 表達水平上升，而且還可引起熱休克蛋白60、熱休克蛋白70和熱休克蛋白90蛋白水平上升，表明重金屬暴露能夠引起魚體肝臟和腦組織熱休克蛋白的過表達。

2.5 遺傳毒性生物標志物

脫氧核糖核酸攜帶的遺傳信息，是生物體內(nèi)重要的遺傳物質(zhì)。自然界中一些化學物質(zhì)和物理因子可損傷脫氧核糖核酸分子結構[39]。鎘可造成機體內(nèi)細胞脫氧核糖核酸損傷，進而引發(fā)毒性作用[40]。因此，將脫氧核糖核酸損傷作為重金屬污染的生物標志物。微核試驗和彗星試驗常用來檢測脫氧核糖核酸損傷的程度。

微核是由染色體和染色單體的無著絲粒斷片，或紡錘體損傷后造成的染色體在細胞分裂中未包被于主核中。微核是細胞受遺傳毒物作用后形成的，細胞中微核形成數(shù)量可用來評估污染物的遺傳毒性[41]。尼羅羅非魚在鎘離子處理下核異常率和總核異常率在整個試驗期間均與對照組有顯著差異，且隨著時間的延長呈上升趨勢，在14 d時達到最大值[43]。王楊科等[44]對鯽魚和泥鰍分別用含鎘溶液處理，結果表明鎘可誘導這兩種魚紅細胞產(chǎn)生微核，并在一定條件下呈現(xiàn)劑量—效應和時間—效應關系。根據(jù)毛曉宇等[45]的研究，四角蛤蜊(Mactraveneriformis)不同含量鎘暴露14 d后，各處理組微核率和總畸形核率隨脅迫含量的增高而逐漸增大，表明重金屬鎘對四角蛤蜊血細胞造成了明顯的遺傳損傷。

彗星試驗是一種常用于檢測脫氧核糖核酸損傷的技術，它具有靈敏度高、經(jīng)濟、簡便、快速等優(yōu)點。近30年來，被廣泛地應用于遺傳毒理、環(huán)境監(jiān)測、醫(yī)學診斷、營養(yǎng)研究[46]。試驗表明，鎘進入水生生物機體后能造成機體多種細胞的脫氧核糖核酸單鏈、雙鏈和脫氧核糖核酸—蛋白質(zhì)交聯(lián)，從而發(fā)揮其毒性作用。Mikhailova等[47]研究表明，鎘能在較低濃度(5～35 mmol/L)誘導8-羥基脫氧鳥苷(8-OHdG)的形成，從而引起細胞核脫氧核糖核酸鏈斷裂。陳寅兒等[48]應用彗星試驗發(fā)現(xiàn)鎘暴露對大彈涂魚(Boleophthalmuspectinirostris)外周血細胞脫氧核糖核酸造成損傷。宋超等[49]運用該技術發(fā)現(xiàn)鎘對中華倒刺鲃(Spinibarbusdenticulatus)肝細胞脫氧核糖核酸損傷作用，認為尾部DNA含量、尾長、尾矩、Olive尾矩4種檢測指標在高含量組均與對照組之間存在顯著差異，且呈現(xiàn)明顯的劑量—效應關系。由于遺傳毒性生物標志物可以直接揭示遺傳物質(zhì)在分子水平上的作用以及其引起的細胞和個體上破壞情況，并且具有專一性，因此廣泛應用于毒理學研究中。

3 易感性生物標志物

易感性生物標志物指可反映機體先天具有或后天獲得的對接觸外源性物質(zhì)產(chǎn)生的反應能力，既可與遺傳有關，又可由環(huán)境因素誘發(fā)[7]。金屬硫蛋白即為易感性生物標志物之一，是一類低分子量、富含半胱氨酸、能被金屬誘導并能結合多個金屬離子的功能蛋白[50-51]。金屬硫蛋白作為指示水環(huán)境重金屬污染的一種生物學指標，在生物體內(nèi)對緩解重金屬的毒性，參與微量元素的儲存、運輸以及增強機體免疫與應激能力、清除自由基等方面擔負著重要的生理功能[52-53]。生物體內(nèi)重金屬含量與金屬硫蛋白及基因表達水平之間存在典型的倒“U”型關系，即當重金屬低于某一含量閾值時，金屬硫蛋白會隨著重金屬劑量增加而上升；而一旦超出含量閾值，重金屬就會對生物產(chǎn)生不可逆毒性，金屬硫蛋白水平就會隨著重金屬含量增加而降低[54]。鎘暴露后長江華溪蟹(Sinopotamonyangtsekiense)心臟、鰓絲和肝胰腺等組織中金屬硫蛋白基因表達量隨水體鎘含量升高而上升，其中，肝胰腺金屬硫蛋白基因表達量受鎘誘導的倍數(shù)最高[55]。96 h Cd2+脅迫對紫紅笛鯛(Lutjanusargentimaculatus)肝臟金屬硫蛋白含量變化呈現(xiàn)明顯的劑量—效應關系[56]。在0.143 mg/L Cd2+脅迫下，青魚(Mylopharyngodonpiceus)金屬硫蛋白含量在6 h和12 h內(nèi)顯著上升，呈現(xiàn)出一定時間—效應關系，12 h含量基本平衡，各組織金屬硫蛋白含量順序為肝臟>鰓絲>肌肉[19]。在泥鰍中，鎘含量越高，或脅迫時間越長，則肝臟和鰓中金屬硫蛋白基因的相對表達水平越高。在受到Cd2+脅迫時，金屬硫蛋白大量表達，可降低Cd2+對機體造成的損傷，金屬硫蛋白基因可以作為監(jiān)測水環(huán)境中鎘污染的生物標志物之一[57]。

4 新型生物標志物開發(fā)

4.1 基于高通量測序技術的新型標志物開發(fā)

高通量測序技術的快速發(fā)展，已逐漸成為重金屬毒性機制研究中的一個常用技術。基因高通量測序技術產(chǎn)生了海量數(shù)據(jù)，可以從中挖掘出和重金屬脅迫相關的新的基因及代謝通路，可能發(fā)現(xiàn)更多新型或潛在標志物。

利用基于高通量平臺的轉錄組測序技術，可以在單個反應產(chǎn)生成千上萬條轉錄本，對這些轉錄本進行表達量的分析和聚類，富集在對照組及處理組之間產(chǎn)生顯著變化的基因及其代謝通路，從而篩選一系列可指示重金屬脅迫效應的新標志物。

Elran等[34]利用轉錄組技術發(fā)現(xiàn)了應對鎘暴露的Egr1, AP1 和 NF-κB等多個快速反應的轉錄因子。同時通過分析，首次發(fā)現(xiàn)并報道了Pcs1基因在重金屬鎘脅迫下的表達上調(diào)，對于缺少金屬硫蛋白基因的動物，開展重金屬脅迫研究提供了新的思路，擴展了人們對重金屬毒性效應的理解。

4.2 基于微小核糖核酸測序技術開發(fā)新型標志物

微小核糖核酸是一類長21～24個核苷酸的小RNA分子，主要存在真核生物中，它們不編碼蛋白質(zhì)，可以和靶RNA結合，從而介導多個生物學過程。現(xiàn)有研究發(fā)現(xiàn)，微小核糖核酸調(diào)節(jié)多種細胞功能，在生物體細胞增殖、新陳代謝、凋亡及免疫中發(fā)揮重要作用[58-59]。

環(huán)境毒理學研究表明，當生物暴露于化學物質(zhì)時，會引起相關的微小核糖核酸表達發(fā)生變化，從而引起其靶基因的表達改變[60]。許多研究已有報道，微小核糖核酸參與了鎘脅迫過程[61-65]。Bao等[66]測定在重金屬鎘脅迫下泥蚶(Tegillarcagranosa)的微小核糖核酸變化，其中16個差異表達的微小核糖核酸RNA前體被識別，有5個差異表達的微小核糖核酸(Tgr-nmiR-8, Tgr-nmiR-21, Tgr-miR-2a, Tgr-miR-10a-5p和 Tgr-miR-184b)已通過熒光定量PCR的方法得以驗證。

5 多種生物標志物的綜合運用

采用多個生物標志物評價鎘對縊蟶(Sinonovaculaconstricta)毒理學效應，可在一定程度上避免單一標志物引起的誤差，對于全面評價污染物對生物的各種可能影響更具有價值[67]。付文超[68]建立綜合生物標志物響應指數(shù)來評價研究區(qū)域重金屬生態(tài)毒性。在北部灣沿岸采樣檢測表層沉積物中鎘等7種重金屬的存在形態(tài)(弱酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘渣態(tài))的含量、總有機碳、粒徑等因子，以及同步測定的文蛤(Meretrixmeretrix)鰓和內(nèi)臟中12種生化指標(一些抗氧化酶、金屬硫蛋白、乙酰膽堿酯酶、氧化型與還原型谷胱甘肽比值以及氧化逆境指數(shù))[68]。通過分別計算，獲得可反應環(huán)境損害的綜合生物標志物響應指數(shù)，比較其靈敏性及可靠性，確定有效的指標體系，從而建立基于生物效應的北部灣潮間帶沉積物重金屬綜合生態(tài)毒性評價模式。這種方法較傳統(tǒng)風險評價方法更能反映沉積物重金屬的生態(tài)毒性效應，且具有靈敏、可靠、方便、快捷及低成本優(yōu)點，具有較好的應用前景，為開展重金屬鎘毒性效應研究評價體系，提供了新的思路及方法。

6 研究展望

目前，利用生物標志物評價水生動物鎘脅迫時，大多采用單一暴露試驗或單一指標測定。實際上，水體生態(tài)系統(tǒng)可能存在多種重金屬[69-70]，其作用機制要比單一重金屬復雜，比如近些年對多種海水水生生物毒理學的研究[71-74]。大多研究集中于試驗生態(tài)毒理學，以實驗室處理為主，對于野外水體環(huán)境中重金屬污染早期診斷和生態(tài)風險評價的研究相對較少；水體中污染物對水生動物的毒性機理研究還有待深入。隨著生物學新技術的發(fā)展，如CRISPR/Cas9技術[75]、TALEN技術[76]及NgAgo-gDNA[77]等新型基因編輯技術，對深入研究基因功能以及重金屬脅迫作用機制創(chuàng)造了條件。今后，關于鎘暴露生物標志物的研究，應集中于：(1)多種暴露途徑綜合研究以便全面準確評估復雜水體中鎘的毒理學效應，從而篩選有效評價鎘污染的生物標志物；(2)生物標志物多指標體系綜合研究，以便準確有效地對鎘污染早期診斷和生態(tài)風險進行評價；(3)采用現(xiàn)代生物學技術和方法，開發(fā)檢測方便，響應靈敏的新型生物標志物，以有效防控鎘污染帶來的生態(tài)風險。

[1] 李雅貞，羅琳，晏洪鈴，等．含磷材料對礦區(qū)鉛鎘污染土壤重金屬形態(tài)轉化的影響[J]．環(huán)境工程學報，2015，9(5)：2469-2472．

[2] 毛跟年，許牡丹，黃建文．環(huán)境中有毒有害物質(zhì)與分析檢測[M]．北京：化學工業(yè)出版社，2004：158-162．

[3] Gill T S，Tewari H，Pande J．In vivo and in vitro effects of cadmium on selected enzymies in different organs of the fishBarbusconchoniusham(Rosy Barb)[J]．Comparative Biochemisty and Physiology C，1991，100(3)：501-505．

[4] Sadiq M．Toxic metal chemistry in marine environments[J]．New York：Marcel Dekker，1992：390．

[5] Rainbow P S，White S L．Comparative strategies of heavy metal accumulation by crustaceans：zine，copper，and cadmium in decapods，an amphipod and a barnacle[J]． Hydrobiologia，1989，174(3)：245-262．

[6] 車志群，莫祖英，孫仁杰.DENG熒光定量PCR方法及分子標志物在海洋污染監(jiān)測中的應用進展[J]．生態(tài)科學，2015，34(5)：233-240．

[7] 戴偉．水生動物重金屬污染生物標志物的研究進展[J]．生態(tài)學雜志，2010，3(6)：116-119．

[8] 曾樂意．長江上游幾種魚類重金屬含量及飼料鉛對中華倒刺鲃的生理生態(tài)學影響[D]．重慶：西南大學，2012．

[9] 余楊，王雨春，周懷東，等．三峽水庫蓄水初期鯉魚重金屬富集特征及健康風險評價[J]．環(huán)境科學學報，2013，33(7)：2012-2019．

[10] 張乾通．舟山漁場主要海產(chǎn)品重金屬污染現(xiàn)狀分析與評價[D]．杭州：浙江大學，2011．

[11] 張振燕．重金屬在克氏原螯蝦體內(nèi)吸收與奮積特性及蓄積過程重金屬間相互作研究[D]．南京：南京師范大學，2013．

[12] 張玄可．長江上游幾種鲇形目魚類鎘含量及水體鎘暴露對南方鲇的生理生態(tài)學影響[D]．重慶：西南大學，2015．

[13] 徐青．重金屬污染在不同水體淡水魚中的分布特征及健康風險評估[D]．上海：上海大學，2013．

[14] McCord J M，F(xiàn)ridovich I．Superoxide dismutase：an enzyme function for erythrocuprein[J]．J Biol Chem，1969，244(22)：6049-6055．

[15] Di Giulio R T，Washsum P C，Wenning R J，et al．Biochemical repossess in aquatic animals： a review of determinants of oxidative stress[J]．Environmental Toxicology & Chemistry， 1989(8)：1103-1123.

[16] Stegeman J J，Brouwer M，Di Giulio R T，et al．Enzyme and protein synthesis as indicators of chemical exposure and effects[M]．Boca Raton Florida：Lewis Pulishers，1992：235-335．

[17] 焦傳珍．鈰對鎘染毒泥鰍肝胰臟中超氧化物歧化酶和過氧化物酶活性的影響[J]． 水產(chǎn)科學，2009，28(12)：786-788．

[18] 宋志慧，王慶偉．Cu、Cd和Cr對斑馬魚聯(lián)合毒性作用和生物預警的研究[J]．生態(tài)毒理學報，2011，6(4)：361-366．

[19] 趙漢取， 施沁璇，沈萍萍，等．低濃度 Cd2+脅迫對青魚組織 SOD 活性和 MT 誘導的影響[J]．水生態(tài)學雜志，2014，35(2)：90-95．

[20] 呼光富，李忠，梁宏偉，等．鎘對克氏原螯蝦肝胰腺觸角腺及鰓中SOD和CAT活性的影響[J]．農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2009，28(9)：1806-1811．

[21] Stohs S J，Bagchi D，Hassoun E，et al．Oxidative mechanisms in the toxicity of chromium and cadmium ions[J]．Journal of Environmental Pathology, Toxicology and Oncology,2001,20(2)：77-88．

[22] 賈景濤，瞿少偉，闕炳根．不同水平飼料鎘對羅非魚肝胰臟抗氧化能力影響的研究[J]．農(nóng)業(yè)學報，2012，2(11)：52-56．

[23] 皇甫加清．鎘對南方鲇抗氧化酶系統(tǒng)和脂質(zhì)過氧化作用的影響[D]．重慶：西南大學，2011．

[24] 王小嬌，胡國成，張麗娟，等．重金屬鎘脅迫對尼羅羅非魚抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J]．海洋環(huán)境科學，2016，35(5)：647-651.

[25] 張玄可，梁敏，程衛(wèi)東， 等．Cd暴露對南方鲇氧化應激及腦膽堿酯酶活性的影響[J]．重慶師范大學學報：自然科學版，2015,32(1)：41-45．

[26] 李會．重金屬 Fe3+和 Cd2+對泥鰍腦組織AChE 活性的影響研究[D]．聊城：聊城大學，2014．

[27] 徐立紅，張甬元，陳宜瑜． 分子生態(tài)毒理學研究進展及其在水環(huán)境保護中的意義[J]．水生生物學報，1995，19(2)：171-185．

[28] 金葉飛，施維林，張信娣，等．LAS、Cd2+污染對鯽魚鰓、肝臟SOD、Na+-K+-ATPase活性的影響[J]．甘肅農(nóng)業(yè)大學學報，2009，44(3)：16-21．

[29] 張亞娟，劉存歧，王軍霞，等．鎘對日本沼蝦的毒性研究[J]．安徽農(nóng)業(yè)科學，2010，38(29)：16268-16270．

[30] Hamada F N，Rosenzweig M，Kang K，et al．An internal thermal sensor controlling temperature preference inDrosophila[J]．Nature, 2008，454(7201):217-220．

[31] Forbes V E．Genetics and Ecotoxicology [M]．Philadelphia， PA：Taylor & Francis，1998：151-168．

[32] Edwards H V，Cameron R T，Baillie G S．The emerging role of HSP20 as a multifunctional protective agent[J]．Cellular Signalling,2011，23(9):1447-1454．

[33] 劉建平，夏雅娟．重金屬對熱休克蛋白表達的影響研究進展[J]． 環(huán)境與健康, 2014，31(9)：844-846．

[34] Elran R，Raam M，Kraus R，et al．Early and late response ofNematostellavectensistranscriptome to heavy metals[J]．Mol Ecol,2014，23(19)：4722-4736.

[35] Kim B M，Rhee J S，Jeong C B，et al．Heavy metals induce oxidative stress and trigger oxidative stress-mediated heat shock protein (hsp) modulation in the intertidal copepodTigriopusjaponicus[J]．Comparative Biochemistry and Physiology， Part C,2014，166(65)：65-74．

[36] Choi Y K， Jo P G，Choi C Y． Cadmium affects the expression of heat shock protein 90 and metallothionein mRNA in the Pacific oyster，Crassostreagigas[J]．Comp Biochem Physiol C，2008,147(3):286-292．

[37] Sib S G, Shib S S, Jin W J．Immunotoxicological effects of cadmium onLabeorohita, with emphasis on the expression of HSP genes[J]．Fish & Shellfish Immunology，2016(54):164-171．

[38] Jiang X Y，Guan X T， Yao L L，et al．Effects of single and joint subacute exposure of copper and cadmium on heat shock proteins in common carp(Cyprinuscarpio)[J]．Biological Trace Element Research,2016,169(2)：374-381．

[39] Feder M E，Hofmann G E．Heat-shock proteins， molecular chaperones，and the stress response：evolutionary and ecological physiology[J]．Annu Rev Physiol,1999,61(1):243-282．

[40] 金春華，李明云，劉偉成，等．鎘脅迫對大彈涂魚(Boleophthalmuspectinirostris)血細胞遺傳損傷的研究[J]．海洋與湖沼，2010,40(1)：80-84．

[41] 邢衛(wèi)平，趙恒奎，姜宗榮．微核及微核試驗在遺傳毒理學中的應用[J]．安徽預防醫(yī)學雜志，2002，8(5)：317-320．

[42] 韓杰，許人驥，于慧慧，等．鎘對鯉遺傳毒性和外周血細胞數(shù)量的影響[J]．淡水漁業(yè)，2010,40(1)：16-20．

[43] 江星，張耀光，金星星，等．CdSe/ZnS量子點對雄性尼羅羅非魚紅細胞微核率及核異常率的影響[J]．安徽農(nóng)業(yè)科學， 2013，41(7)：2978-2981．

[44] 王楊科，王琦，路宏朝．鎘對鯽魚和泥鰍外周紅細胞微核的誘導效應[J]．江蘇農(nóng)業(yè)科學，2012，40(3)：203-205.

[45] 王曉宇，楊紅生，邢坤，等．鎘和汞脅迫對四角蛤蜊(Mactraveneriformis)血細胞的毒性損傷研究[J]．海洋與湖沼，2011，42(6)：850-856．

[46] 趙琳娜，陳薛釵，鐘儒剛．單細胞凝膠電泳技術檢測DNA損傷的方法及進展[J]．生物學雜志， 2013，30(3)：85-88．

[47] Mikhailova M V，Littlefield N A，Hass B S，et al．Cadmium-induced 8-hydroxydeoxyguanosine formation， DNA strand breaks and antioxidant enzyme activities in lymphoblastoid cells[J]．Cancer Letters，1997，115(2)：141-148．

[48] 陳寅兒，徐鎮(zhèn)．SCGE 技術檢測鎘對大彈涂魚外周血細胞DNA損傷[J]．基因組學與應用生物學，2010，29 (2)：369-374．

[49] 宋超，賈旭淑，陳家長．單細胞凝膠電泳檢測鎘對中華倒刺鲃肝細胞DNA的損傷[J]．江蘇農(nóng)業(yè)科學， 2013， 41(1)：275-277．

[50] 馬文麗，王蘭，何永吉，等．鎘誘導華溪蟹不同組織金屬硫蛋白表達及鎘蓄積的研究[J]．環(huán)境科學學報，2008，28(6)：1192-1197．

[51] 鄭軍恒，李海洋．金屬硫蛋白清除羥自由基功能的研究[J]．北京大學學報：自然科學版，1999，35(4)：573-576．

[52] 盛樟，竺俊全．水生動物金屬硫蛋白分子毒理學研究進展[J]．生物學雜志，2014，31(2)：77-81．

[53] 張保林，盧景雰，王文清，等．金屬硫蛋白與紅細胞的相互作用[J]．生物化學與生物物理進展，1994，21(5)：439-443．

[54] 安立會，鄭丙輝，付青，等．以梭魚金屬硫蛋白基因表達監(jiān)測海洋重金屬污染[J]． 中國環(huán)境科學，2011，31(8)：1383-1389．

[55] Gao A B，Wang L，Yuan H．Expression of metallothione in cDNA in freshwater crab，Sinopotamonyangtsekiense，exposed to cadmium[J]．Experimental and Toxicologic Pathology，2012,64(3)：253-258．

[56] 陳春亮，馬勝偉，王學鋒．汞、鎘離子急性污染對紫紅笛鯛肝臟金屬硫蛋白的脅迫效應[J]．農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報， 2014,33(8)：1493-1499．

[57] 李彩娟，王磊，凌去非．鎘脅迫對泥鰍金屬硫蛋白基因表達的影響[J]．水生態(tài)學雜志，2014，35(3)：88-93.

[58] Bartel D P. MicroRNAs：genomics，biogenesis，mechanism，and function[J]．Cell， 2004，116(2)：281-297．

[59] Wheeler B M，Heimberg A M，Moy V N，et al．The deep evolution of metazoan microRNAs[J]．Evol Dev，2009，11(1)：50-68．

[60] 黃涵年，郭江峰．MicroRNA 在環(huán)境毒理學中的研究進展[J]．生命科學，2013，25(11)：1115-1120．

[61] Ding Y F，Zhu C.The role of microRNAs in copper and cadmium homeostasis[J]． Biochem Biophys Res Commun，2009，386(1)：6-10．

[62] Huang S Q，Peng J，Qiu C X，et al．Heavy metal-regulated new microRNAs from rice[J]． J Inorg Biochem,2009，103(2)：282-287．

[63] Zhou Z S，Liu Z P，Yang Z M．Genome-wide identification of medicago truncatula micrornas and their targets reveals their differential regulation by heavy metal[J]．Plant Cell Environ， 2012，35(1)：86-99．

[64] Zhou Z S，Yang Z M．Genome-wide identification of brassica napus micrornas and their targets in response to cadmium[J]．Journal of Experimental Botany，2012，63(12)：4597-4613.

[65] Jiao Y，Zheng Z，Du X，et al．Identification and characterization of microRNAs in pearl oyster by Solexa deep sequencing[J]．Mar Biotechnol,2013，16(1)：54-62．

[66] Bao Y， Zhang L， Dong Y， et al. Identification and comparative analysis of theTegillarcagranosahaemocytes microRNA transcriptome in response to Cd using a deep sequencing approachl[J]．PLoS One,2014，9(4)：e93619．

[67] 陸慧賢．水環(huán)境鎘對縊蟶毒理學效應的研究[D]．寧波：寧波大學，2011.

[68] 付文超．基于海灣沉積物重金屬有效態(tài)的文蛤生物標志物篩選與生態(tài)毒性評價[D]．青島：中國海洋大學，2014．

[69] 曾艷藝，賴子尼，楊婉玲，等. 廣東魴幼魚對銅、鎘脅迫的氧化應激響應及其指示意義[J]. 生態(tài)環(huán)境學報，2014,23(4):1972-1979.

[70] 姜東生，李梅，崔益斌. 重金屬和氯酚對霍甫水絲蚓的急性毒性及水環(huán)境安全評價[J]. 中國環(huán)境科學，2014,34(6):1572-1578.

[71] 劉旭佳，彭銀輝，林景超，等. 銅和鎘對方格星蟲的急性毒性研究[J]. 水產(chǎn)科學,2015,34(2):95-99.

[72] 李曉，王穎，吳志宏，等. 魁蚶對3種重金屬生物富集動力學研究[J]. 水產(chǎn)科學,2016,35(5):578-582.

[73] 彭雪，黃曉亮，陳思涵，等. 鎘、汞單獨及聯(lián)合脅迫對中華絨螯蟹的急性毒性[J].水產(chǎn)科學,2015,34(4):220-226.

[74] 高天然，周可新. 鎘脅迫下水生動物的生物標志物研究進展[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報，2017,33(4):297-307.

[75] Auer T O，Duroure K，De C A，et al．Highly efficient CRISPR/Cas9-mediated knock-in in zebrafish by homology-independent DNA repair [J]．Genome Research，2014，24(1)：142-153．

[76] Hiruta C，Ogino Y S T，Toyota K，et al． Targeted gene disruption by use of transcription activator-like effector nuclease (TALEN) in the water fleaDaphniapulex[J]．BMC Biotechnology，2014，14(1)：95．

[77] Gao F，Shen X Z，Jiang F，et al.DNA-guided genome editing using theNatronobacteriumgregoryiArgonaute[J]．Nature Biotechnology，2016,34(7):768-773．

ResearchProgressofCadmiumPollutionEvaluationbyAquaticAnimalBiomarkers

LI Zheng，LI Hui，LI Li，GAO Yan，ZHOU Chuanjiang，KONG Xianghui

( Engineering Technology Research Center of Henan Province for Aquatic Animal Cultivation, Engineering Lab of Henan Province for Aquatic Animal Disease Control,College of Fisheries,Henan Normal University,Xinxiang 450003,China )

cadmium pollution; biomarker; aquatic animal

10.16378/j.cnki.1003-1111.2017.04.021

S917.4

C

1003-1111(2017)04-0524-07

2016-08-24；

2016-10-26.

河南省高?？萍紕?chuàng)新團隊支持計劃項目(15IRTSTHN018);河南省國際合作項目(144300510017);河南省水產(chǎn)學重點學科項目；河南省教育廳項目(14B240001).

李箏(1980-)，女，碩士研究生；研究方向：水產(chǎn)動物免疫與疾病控制.E-mail: yuancai6598@163.com. 通訊作者:孔祥會(1968-), 男, 教授，博士；研究方向：水產(chǎn)動物免疫與疾病控制.E-mail: xhkong@htu.cn.