環(huán)境中五氯酚對(duì)水生生物的毒理學(xué)研究進(jìn)展

熊 楠，姚小珊，周秀花，金士威

中南民族大學(xué)化學(xué)與材料科學(xué)學(xué)院，湖北 武漢 430074

五氯酚（pentachlorophenol，PCP）是目前普遍使用的有機(jī)氯化合物，肉眼觀察其為白色針狀晶體，稍稍加熱時(shí)有刺激性酚臭味，難溶于水，被大量用做防腐劑和殺蟲劑，PCP在水環(huán)境中性質(zhì)較穩(wěn)定，生物降解緩慢，并且不完全，美國(guó)環(huán)保署［1］將PCP列為優(yōu)先污染物。諸多研究已經(jīng)表明PCP會(huì)對(duì)水生生物具有氧化損傷、急性毒性、內(nèi)分泌干擾、遺傳毒性、細(xì)胞毒性［2-3］及發(fā)育毒性等［4］。在我國(guó)，PCP是殺滅釘螺的主要藥物之一，PCP的濫用將導(dǎo)致土壤、水源甚至于動(dòng)植物的污染，最終PCP還將通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，對(duì)人類健康將造成不可忽視的危害，國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)已將PCP列為第2B組致癌物［5］。2008年，國(guó)家環(huán)保局將PCP列為“高污染、高環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)”產(chǎn)品［6］。

PCP主要來(lái)自工業(yè)廢水，如除草劑、木材、防腐劑、生產(chǎn)廢水以及噴灑除草劑后的農(nóng)田退水。并且受污染土壤引起的地下水中也含有PCP，還可以通過(guò)水環(huán)境中其它氯代有機(jī)物好氧型生物降解產(chǎn)生PCP，最終這些受污染水體都流入水環(huán)境，PCP在水體中將對(duì)水生生物產(chǎn)生直接的危害，因此，PCP在水環(huán)境中的分布情況及其對(duì)水生生物的毒性效應(yīng)一直是人們關(guān)注的熱點(diǎn)。關(guān)于PCP對(duì)水生生物的毒理學(xué)研究，國(guó)內(nèi)外已經(jīng)發(fā)表了一些相關(guān)文章［7-10］，本文總結(jié)了PCP對(duì)水生生物毒理學(xué)研究的相關(guān)研究進(jìn)展，并對(duì)今后進(jìn)一步的探究做出了展望。

1 概 述

1.1 水環(huán)境中PCP的分布

PCP已經(jīng)成為典型的持久性有機(jī)污染物（per?sistent organic pollutants，POPs）的一種，在水環(huán)境中PCP污染普遍存在。Zheng等［11］為了研究PCP在不同地區(qū)的污染情況，對(duì)水環(huán)境中PCP的濃度及分布狀況做了調(diào)查和研究，研究結(jié)果顯示在20世紀(jì)70年代這個(gè)時(shí)期，西方大部分國(guó)家的水環(huán)境中PCP含量都較高，但是在20世紀(jì)末期這些國(guó)家的水環(huán)境中的PCP含量開(kāi)始逐漸的下降，這都是源于各個(gè)國(guó)家對(duì)PCP使用禁令的頒布。與這些國(guó)家相反的是，我國(guó)的地表層水和沉積物中的PCP的濃度依然在逐年升高。洞庭湖位于中國(guó)南部，湖面總面積約2 740 km2。湖深平均約6 m～7 m，最深的湖達(dá)31 m。這是中國(guó)淡水魚的重要來(lái)源。然而，血吸蟲在這個(gè)地區(qū)長(zhǎng)期存在。1960年為了控制通過(guò)釘螺傳播的血吸蟲病，噴灑了大量的五氯酚鈉（Na-PCP）。據(jù)估計(jì)，在該地區(qū)使用至少9.8×106kg的Na-PCP，洞庭湖中PCP的含量曾高達(dá) 103.7 μg/L［12］。盡管如此，自 1996 年以來(lái)，這一地區(qū)釘螺有減少，血吸蟲病得到一定程度上的控制，但仍有大量Na-PCP、PCP分布在湖泊環(huán)境中并積累在沉積物中［13］。PCP及其衍生物的持久性導(dǎo)致湖泊嚴(yán)重污染。胡建英等［14］對(duì)海河流域以及渤海灣水體和沉積物中PCP的污染狀況展開(kāi)了調(diào)查，研究發(fā)現(xiàn)海河流域和渤海灣水體PCP濃度范圍分別為0 μg/L～1.8 μg/L和0 μg/L～0.3 μg/L，而在沉積物中PCP的質(zhì)量濃度分別為0 ng/g～13.7 ng/g和0 ng/g～0.04 μg/kg。有研究表明，長(zhǎng)江流域曾長(zhǎng)期使用PCP殺滅釘螺，長(zhǎng)江南京段沉積物中PCP含量為 0.49 μg/kg～4.57 μg/kg［15］。在中國(guó)珠三角，河流沉積物中PCP的平均含量為7.93 ng/g。研究發(fā)現(xiàn)，中山魚塘沉積物中PCP含量最高（平均約為37.5 ng/g），其次是東莞（平均21.1 ng/g），在深圳（平均約3.69 ng/g）和順德（平均約2.20 ng/g）則較少［16］。

1.2 PCP在水生生物體內(nèi)的蓄積

PCP具有較高的生物蓄積性，難降解，水環(huán)境中殘留的PCP將大量富集在水生生物體內(nèi)，PCP及其Na鹽可以經(jīng)過(guò)生物體表層肌膚、呼吸道、消化道吸收，在生物體的肝、腎中含量較高，在脂肪、肌肉和腦中的含量較少。因此，PCP在水生生物體內(nèi)的濃度可以直接反映水環(huán)境受PCP的污染情況。生物富集系數(shù)（bioconcentration factors，BCF）用來(lái)表示污染物在生物體內(nèi)的生物富集作用的大小，是描述污染物在生物體內(nèi)累積趨勢(shì)的重要指標(biāo)。Tachikawa等［17］將淡水青鳉魚和海水青鳉魚暴露在一定濃度的PCP中，結(jié)果顯示淡水青鳉魚和海水青鳉魚的BCF值分別為1 680和370，該研究發(fā)現(xiàn)鹽度可以影響PCP在青鳉魚體內(nèi)的富集大小。Kondo等［18］研究發(fā)現(xiàn)青鳉魚體內(nèi)的PCP濃度與其在水環(huán)境中的濃度呈負(fù)相關(guān)，魚體內(nèi)的PCP濃度隨其在水環(huán)境中的降低而增加，同時(shí)，他們的研究也發(fā)現(xiàn)PCP在魚體中累積能力較2，4-DCP（2，4-二氯苯酚）和2，4，6-TCP（2，4，6-三氯酚）更高，且PCP對(duì)青鳉的BCFs值隨著水體的pH的增大而減小。據(jù)報(bào)道，當(dāng)水體中pH從9降低到5.5時(shí)，金魚體內(nèi)PCP的生物富集因子從10增加到125［19］。因此，在評(píng)估PCP對(duì)水生環(huán)境的不利影響時(shí)，必須考慮水的pH值。研究發(fā)現(xiàn)暴露在含PCP水溶液中48 h后，鯽魚膽囊對(duì)PCP的富集系數(shù)高達(dá)11 365。PCP會(huì)在草魚膽汁內(nèi)大量積累，并且90%以上為結(jié)合態(tài)，暴露時(shí)間越長(zhǎng)，PCP濃度增加，48 h殘留量達(dá)到 904 mg/kg，BCF 為 6 027［20］。在 2003 年至 2004年期間，Ge等［21］在江蘇省收集的 55種魚，蝦，螃蟹，青蛙和海龜?shù)葮悠罚瑴y(cè)定樣品體中PCP濃度。PCP濃度范圍從小于方法檢測(cè)限（method detec?tion limit，MDL）0.5 μg/kg 至 61 μg/kg（以單位濕重計(jì)），江蘇省55個(gè)樣本PCP濃度平均值為5.2 μg/kg。許曉國(guó)等［22］研究了江蘇常州市金壇區(qū)的魚塘，發(fā)現(xiàn)在使用過(guò)PCP的水體中，PCP在魚肉中平均殘留度為 0.22 μg/kg，最高為 0.35 μg/kg（以單位干重計(jì)），在魚膽汁中平均殘留度為94.19 μg/L，最高達(dá)167.30 μg/L，高于沒(méi)有使用過(guò)PCP的魚塘魚肉和膽汁中PCP的殘留度。

2 PCP對(duì)水生生物的作用機(jī)制和毒性效應(yīng)

2.1 氧化損傷

目前，關(guān)于PCP對(duì)水生生物的氧化損傷毒性效應(yīng)研究有很多，利用PCP引起的機(jī)體生化效應(yīng)的改變作為敏感的生物指標(biāo)（生物標(biāo)志物），來(lái)評(píng)價(jià)PCP毒性，從而進(jìn)一步為環(huán)境監(jiān)測(cè)，提供科學(xué)依據(jù)。李偉民等［23］以超氧化物歧化酶（superoxide dismutase，SOD）、谷胱甘肽（glutathione，r-gluta?myl cysteingl+glycine，GSH）、一氧化氮合成酶（ni?tric oxide synthase，NOS）、丙 二 醛（malondialde?hyde，MDA）等為生物指標(biāo)，研究了PCP對(duì)鯽魚肝臟的氧化損傷，在暴露低濃度（0.016 mg/L）的PCP溶液15 d后，觀察發(fā)現(xiàn)在鯽魚肝細(xì)胞中MDA含量提高，SOD活性和GSH含量均降低，表明PCP造成了鯽魚肝臟的氧化損傷效應(yīng)。類似的，張民等［24］通過(guò)細(xì)胞體外毒性實(shí)驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)PCP對(duì)鯽魚血液淋巴細(xì)胞會(huì)造成毒性影響，在PCP濃度為500 μg/L、1 000 μg/L分別暴露，暴露結(jié)果發(fā)現(xiàn)乳酸脫氫酶（lactate dehydrogenase，LDH）相對(duì)釋放量顯著性增加，LDH釋放量與五氯酚濃度及暴露時(shí)間呈正相關(guān)，LDH可作為研究PCP對(duì)鯽魚細(xì)胞毒性的指標(biāo)。一些實(shí)驗(yàn)室為研究PCP對(duì)肝細(xì)胞氧化損傷和凋亡的影響，采用鯽魚肝細(xì)胞原代培養(yǎng)模型，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明PCP使得鯽魚肝臟細(xì)胞MDA含量上升的同時(shí)也會(huì)導(dǎo)致鯽魚肝細(xì)胞中GSH含量發(fā)生下降，細(xì)胞內(nèi)ROS（活性氧，早已被認(rèn)為是破壞代謝的副產(chǎn)物）顯著增加，這表明了PCP會(huì)通過(guò)影響活性氧ROS的含量來(lái)誘導(dǎo)肝臟細(xì)胞出現(xiàn)凋亡［25］。王輔明等［26］為篩選檢測(cè)低濃度五氯酚對(duì)水生生物毒性效應(yīng)較敏感的指標(biāo)，研究了PCP對(duì)鮈鯽的SOD、GSH、熱激蛋白（heat shock protein，HSP）70活性的影響。在相同暴露時(shí)間下，隨著PCP暴露濃度的不斷增大，SOD的活性呈現(xiàn)出先受抑制后被激活的趨勢(shì)，GSH和HSP70的含量則無(wú)明顯變化；在相同暴露濃度下，SOD的活性隨PCP暴露時(shí)間的延長(zhǎng)也表現(xiàn)為開(kāi)始被激活后又被抑制的趨勢(shì)，GSH和HSP70的含量則無(wú)明顯變化。所以，低濃度PCP暴露下與GSH、HSP70的含量相比，SOD的活性更好地反映了PCP對(duì)鮈鯽幼魚的氧化損傷效應(yīng)，說(shuō)明SOD的活性可作為評(píng)價(jià)低濃度PCP對(duì)水生生物毒性效應(yīng)的指標(biāo)。Luo等［27］利用電子順磁共振技術(shù)，發(fā)現(xiàn)鯽魚在PCP暴露后可以誘導(dǎo)鯽魚肝臟內(nèi)產(chǎn)生羥基自由基，并且PCP濃度與羥基自由基之間存在濃度效應(yīng)關(guān)系，在0.05 mg/L PCP染毒7天后，谷胱甘肽/氧化型谷胱甘肽（GSH/GSSG）比值與對(duì)照組相比有明顯下降趨勢(shì)，說(shuō)明PCP可以導(dǎo)致鯽魚體內(nèi)產(chǎn)生氧化應(yīng)激反應(yīng)。房彥軍等［28］通過(guò)蛋白質(zhì)組學(xué)的研究發(fā)現(xiàn)，存在39個(gè)差異表達(dá)蛋白可能與PCP肝臟毒性效應(yīng)有關(guān)的，并應(yīng)用質(zhì)譜鑒定技術(shù)（mass spectrometry，MS）對(duì)其中18個(gè)差異蛋白進(jìn)行了鑒定。這些差異蛋白主要體現(xiàn)在脂類代謝與轉(zhuǎn)運(yùn)、線粒體能量代謝和氧化應(yīng)激等生物學(xué)過(guò)程當(dāng)中，這些蛋白都能作為稀有鮈鯽肝臟毒性效應(yīng)的標(biāo)志物。

2.2 急性毒性效應(yīng)

PCP屬于環(huán)境激素類物質(zhì)［29］，對(duì)大多數(shù)魚類，PCP都有很強(qiáng)的毒性。例如，Johnson等［30］研究表明PCP對(duì)斑點(diǎn)叉尾鮰、虹鱒、太陽(yáng)魚、黑頭軟口鰷、大馬哈魚的96h半數(shù)致死濃度（LC50）分別為68 μg/L、52 μg/L、32 μg/L、205 μg/L 和 68 μg/L。Min 等［31］研究發(fā)現(xiàn)，PCP對(duì)細(xì)鱗斜頜鲴和青魚的96 h的LC50值分別為 0.09 mg/L 和 0.10 mg/L。洪華嫦等［32］研究了不同質(zhì)量濃度的PCP對(duì)斜生柵藻的毒性效應(yīng)，結(jié)果表明在暴露 24 h，48 h，72 h，96 h和 120 h后PCP對(duì)斜生柵藻的半最大效應(yīng)濃度（EC50）分別為0.883 mg/L，0.283 mg/L，0.225 mg/L，0.168 mg/L 和0.192 mg/L，并且PCP質(zhì)量濃度越高斜生柵藻生長(zhǎng)受抑制程度越強(qiáng)，當(dāng)PCP的質(zhì)量濃度超0.50 mg/L時(shí)，斜生柵藻的生長(zhǎng)基本完全受到抑制。2005年，鄭敏等［33］用PCP染毒斑馬魚來(lái)進(jìn)行胚胎發(fā)育毒性效應(yīng)研究。研究結(jié)果顯示PCP對(duì)發(fā)育不超過(guò)6 h的斑馬魚胚胎具有明顯的抑制效應(yīng)，可以導(dǎo)致胚胎畸形發(fā)育甚至是發(fā)育終止。斑馬魚胚胎的致死效應(yīng)敏感強(qiáng)度隨著PCP對(duì)發(fā)育48 h斑馬魚胚胎作用時(shí)間的增長(zhǎng)而增大。其中，LC50值最小的是0 hpf（hours past fertilization，hpf）組，為70.8 μg/L；LC50值最大是 24 hpf組，為831.8 μg/L。潘建林等［34］研究發(fā)現(xiàn)PCP對(duì)小蝦的24 h和48 h的LC50分別為80 mg/L和67.5 mg/L，并且PCP對(duì)大蝦的24 h和48 h的LC50分別為750 mg/L和500 mg/L。有研究報(bào)道，五氯酚對(duì)花翅羽搖蚊幼蟲96 h及10 d的LC50分別為 20.6 mg/kg和 12.5 mg/kg［35］。

2.3 內(nèi)分泌干擾

PCP的激素作用影響水生生物的繁殖、發(fā)育和生長(zhǎng)，并且PCP不易被氧化，易富積在生物體內(nèi)，對(duì)水生生物具有很強(qiáng)內(nèi)分泌干擾效應(yīng)，會(huì)導(dǎo)致水生生物生長(zhǎng)畸形，并影響后代繁殖及發(fā)育［36］。

2.3.1 生殖毒性 佟鈺杰等［37］進(jìn)行PCP對(duì)大型溞蛻皮影響的實(shí)驗(yàn)，來(lái)研究PCP的環(huán)境激素作用，結(jié)果表明PCP可抑制大型溞的蛻皮過(guò)程，使大型溞蛻皮時(shí)間延長(zhǎng)。0.01mg/L PCP染毒大型溞48 h，攝食率會(huì)受到顯著的抑制［38］。有研究發(fā)現(xiàn)，如果將離體培養(yǎng)的斑點(diǎn)叉尾鮰肝臟細(xì)胞暴露于PCP中，卵黃蛋白原（vitellogenin，VTG）在雄魚肝臟細(xì)胞中的表達(dá)將會(huì)增加，這個(gè)研究發(fā)現(xiàn)表明了PCP可能具有潛在的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)［39］。類似的研究還有，如對(duì)日本青鳉進(jìn)行PCP染毒試驗(yàn)，經(jīng)過(guò)28 d暴露試驗(yàn)，日本青鳉體內(nèi)的芳烴受體活性、雌激素受體活性以及繁殖行為都會(huì)受到PCP的影響。在200 μg/L PCP以下濃度暴露28 d后，日本青鳉雌魚血液中的VTG含量水平和雌魚的產(chǎn)卵量均有所降低，而雄魚血液中VTG明顯提高［40］。Zha等［40］研究發(fā)現(xiàn)PCP染毒日本青鳉能引起雌激素受體和芳香烴受體激活一致的效應(yīng)，將100 μg/L PCP染毒超過(guò)2周時(shí)，雌性青鳉的產(chǎn)卵能力和平均繁殖力會(huì)發(fā)生顯著下降，在F1代時(shí)，200 μg/L PCP影響了后代的孵化率和孵化期，會(huì)造成了嚴(yán)重的生殖損害。研究發(fā)現(xiàn)，在0.01 mg/L PCP暴露下，青魚生長(zhǎng)率為52.0%，與對(duì)照組相比其生長(zhǎng)率稍有減小，但并無(wú)顯著性的差異。當(dāng)暴露濃度增加到0.02 mg/L PCP時(shí)，其生長(zhǎng)率明顯下降到42.5%，當(dāng)暴露濃度最高達(dá)到 0.08 mg/L PCP 時(shí)，其生長(zhǎng)率僅為 14.2%［41］。

2.3.2 甲狀腺毒性 在20世紀(jì)90年代，研究顯示PCP有潛在甲狀腺破壞作用［42］。Schwarz等［43］研究發(fā)現(xiàn)，在PCP暴露下，會(huì)引起鯉魚體內(nèi)的甲狀腺激素（T3和T4）水平產(chǎn)生顯著的變化，激素含量水平的變化會(huì)干擾到鯉魚的甲狀腺內(nèi)分泌系統(tǒng)。研究進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)，相比于T4，PCP與甲狀腺轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白TTR更易結(jié)合，PCP的這種結(jié)合能力會(huì)導(dǎo)致到達(dá)靶器官和靶細(xì)胞的甲狀腺激素水平降低［44］。Schuur等［45］研究發(fā)現(xiàn)，PCP會(huì)對(duì)脫碘磺基轉(zhuǎn)移酶的活性產(chǎn)生影響，其作用機(jī)理是通過(guò)抑制碘甲狀腺原氨酸的硫酸化，對(duì)甲狀腺激素的正常代謝產(chǎn)生影響。有研究發(fā)現(xiàn)，慢性暴露于低濃度PCP的水環(huán)境中會(huì)改變斑馬魚血漿甲狀腺激素水平，以及下丘腦-垂體-甲狀腺軸和斑馬魚肝臟中甲狀腺激素信號(hào)傳導(dǎo)和代謝相關(guān)基因的表達(dá)，導(dǎo)致斑馬魚發(fā)育異常［46］。

2.4 遺傳毒性

有研究發(fā)現(xiàn)，在PCP暴露下，PCP會(huì)造成鯰魚染色體出現(xiàn)結(jié)構(gòu)性損傷，例如染色單體呈現(xiàn)出斷裂、偏離中心、環(huán)狀以及非整倍構(gòu)造。這表明PCP對(duì)水生生物有一定的遺傳毒性作用［47］。Pavlica 等［48］利用微核法研究PCP分別對(duì)鸚鵡螺蝸牛和斑馬貽貝的基因毒性時(shí)發(fā)現(xiàn)，PCP可以造成鸚鵡螺蝸牛和斑馬貽貝非常明顯的微核率。并且，當(dāng)PCP≥80 μg/L時(shí)對(duì)斑狀貝 DNA損傷明顯增加［49］。與此同時(shí)，F(xiàn)arah等［50］研究證實(shí)了PCP和2，4-二氯酚（2，4-Dichlorophenol，即 2，4-DCP）同樣具有遺傳毒性，暴露在這兩種有機(jī)污染物中，都會(huì)誘導(dǎo)斑點(diǎn)叉尾鮰微核頻率。并且PCP的毒性要高于2，4-DCP。2006年，Zhao等［51］以卵黃蛋白原作為標(biāo)志物，利用幼年金魚肝細(xì)胞原代培養(yǎng)來(lái)研究PCP和TCDD（tetrachlorodibenzo-p-dioxin，四氯二苯并-p-二噁英）的抗雌激素效應(yīng)。研究發(fā)現(xiàn)PCP和TCDD可能會(huì)與雌二醇競(jìng)爭(zhēng)性結(jié)合雌激素受體，從而干擾卵黃蛋白原表達(dá)，對(duì)金魚幼體有顯著的遺傳毒性。并且，采用五氯酚及其鈉鹽對(duì)鯉魚腎細(xì)胞DNA體內(nèi)和體外進(jìn)行染毒實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，處理組尾距、慧尾長(zhǎng)、Olive尾距、慧尾長(zhǎng) DNA均高于對(duì)照組［52］。馬永鵬等［53］根據(jù)PCP對(duì)稀有鮈鯽血細(xì)胞和肝細(xì)胞DNA的影響的研究發(fā)現(xiàn)，PCP會(huì)破壞稀有鮈鯽血細(xì)胞和肝細(xì)胞DNA結(jié)構(gòu)，使其出現(xiàn)斷裂、遷移，并且會(huì)明顯損傷其血細(xì)胞和肝細(xì)胞DNA。研究表明，當(dāng)暴露于含有PCP水環(huán)境中時(shí)，PCP的濃度越高，PCP對(duì)稀有鮈鯽胚胎CYP1A基因和p53基因mRNA的誘導(dǎo)性表達(dá)影響越大，基因被誘導(dǎo)的程度越大，該結(jié)果說(shuō)明CYP1A基因和p53基因的誘導(dǎo)表達(dá)可以作為評(píng)價(jià)PCP毒性作用的敏感指 標(biāo)［54］。

2.5 細(xì)胞毒性

國(guó)內(nèi)外許多文獻(xiàn)已經(jīng)表明PCP對(duì)水生生物具有細(xì)胞毒性。例如，Dimich等［55-57］對(duì)鯽魚肝細(xì)胞進(jìn)行體外毒性試驗(yàn)，將鯽魚肝細(xì)胞暴露在低濃度PCP下并觀察不同濃度范圍對(duì)鯽魚肝細(xì)胞的毒性影響。結(jié)果表明，暴露在2.5 μg/L～100.0 μg/L PCP下，PCP對(duì)鯽魚肝細(xì)胞的活性沒(méi)有顯著性的效應(yīng)，但暴露在 500.0 μg/L～1 000.0 μg/L PCP范圍內(nèi)時(shí)，對(duì)肝細(xì)胞膜的完整性產(chǎn)生明顯的影響，說(shuō)明PCP對(duì)鯽魚肝細(xì)胞具有一定的毒性效應(yīng)。張民等［58］研究了PCP對(duì)鯽魚血液中淋巴細(xì)胞毒性作用。結(jié)果發(fā)現(xiàn)在500 μg/L和1 000 μg/L PCP暴露下，LDH相對(duì)釋放量明顯有所增加，這表明PCP破壞了鯽魚血液淋巴細(xì)胞的完整性。房彥軍等［59］將稀有鮈鯽肝細(xì)胞暴露在PCP中，透射電鏡檢測(cè)結(jié)果證實(shí)，無(wú)論是低濃度或高濃度暴露組，肝臟細(xì)胞核都產(chǎn)生嚴(yán)重?fù)p傷，核仁會(huì)擴(kuò)大，線粒體等細(xì)胞器遭到嚴(yán)重?fù)p壞，脂滴大量產(chǎn)生且變大。PCP會(huì)顯著抑制稀有鮈鯽肝細(xì)胞的正常生長(zhǎng)，且會(huì)損傷肝細(xì)胞DNA，由此可知PCP具有明顯的肝細(xì)胞毒性。Waneene等［60］進(jìn)行了雄性鯰魚肝細(xì)胞的體外培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，并利用熒光素二乙酸酯測(cè)定（fluorescein diace?tate，F(xiàn)DA）來(lái)評(píng)估細(xì)胞活力，并用Western Blot分析來(lái)評(píng)估暴露PCP后的卵黃發(fā)生素的表達(dá)。從該實(shí)驗(yàn)獲得的數(shù)據(jù)表明PCP的細(xì)胞毒性作用有較強(qiáng)的劑量-反應(yīng)關(guān)系。在PCP中暴露48 h后，PCP導(dǎo)致細(xì)胞活力降低50%所需的劑量（LD50）計(jì)算為1.987 μg/mL。 Constanze 等［61］用 虹 鱒 肝 細(xì) 胞（RTL-W1）來(lái)評(píng)價(jià)PCP及其代謝物四氯氫醌（tetra?chlorohydroquinone，TCHQ）體外細(xì)胞毒性作用機(jī)制，研究發(fā)現(xiàn)在一定程度上抗氧化劑（如抗壞血酸和槲皮素）能夠減弱PCP和TCHQ的細(xì)胞毒性作用，但特別是在較高的PCP和TCHQ濃度下，抗壞血酸和槲皮素對(duì)細(xì)胞的不利影響會(huì)增大。

2.6 胚胎、子代發(fā)育毒性

水生生物體對(duì)外部刺激的敏感性在整個(gè)生命周期中都有所不同，特別是對(duì)于魚類，胚胎和幼魚階段通常是生命周期中最敏感的時(shí)期［62］。Owens等［63］通過(guò)對(duì)青鳉的胚胎發(fā)育實(shí)驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，PCP會(huì)使得青鳉心血管發(fā)育畸形，每顆卵1 250納克的劑量的PCP就能將90%的胚胎致死。劉紅玲等［64］研究了PCP對(duì)斑馬魚胚胎發(fā)育影響，結(jié)果表明在0 hpf和24 hpf染毒試驗(yàn)，在48 h時(shí)五氯酚對(duì)斑馬魚胚胎都表現(xiàn)出最大的毒性，濃度越高，胚胎發(fā)育受抑制的現(xiàn)象越明顯。類似地，有研究也表明PCP會(huì)在大馬哈魚組織中積累，并且能夠影響和改變發(fā)育中的胚胎的生理學(xué)［65］。鄭敏等［66］采用了斑馬魚胚胎發(fā)育技術(shù)，對(duì)PCP的胚胎進(jìn)行染毒試驗(yàn)。結(jié)果證實(shí)PCP會(huì)抑制斑馬魚胚胎發(fā)育，會(huì)造成胚胎發(fā)育的畸形、死亡。Yin等［67］的研究表明在短期低濃度PCP暴露下，斑馬魚胚胎發(fā)育會(huì)產(chǎn)生畸形、死亡的原因之一，可能是PCP對(duì)斑馬魚胚胎發(fā)育產(chǎn)生抑制作用，增大了斑馬魚肝細(xì)胞中p53基因的點(diǎn)突變率。蔣琳等［68］將斑馬魚作為研究對(duì)象，對(duì)其進(jìn)行胚胎發(fā)育毒性測(cè)試，發(fā)現(xiàn)暴露在1 000 μg/L PCP下，斑馬魚胚胎發(fā)育顯著受阻，孵化率幾乎為零。熊力等［69］采用稀有鮈鯽的胚胎作為研究材料，觀察在PCP暴露下引起的胚胎發(fā)育變化，結(jié)果表明在PCP暴露下，稀有鮈鯽胚胎發(fā)育會(huì)延遲，并造成稀有鮈鯽多種畸形，如：脊柱彎曲、心包囊腫、胚胎卵凝結(jié)以及死亡等現(xiàn)象。該研究選擇CYP1A基因和抑癌基因p53作為生物標(biāo)志物，為進(jìn)一步在分子水平上探討PCP的胚胎毒性作用機(jī)制提供了基礎(chǔ)。Ting等［70］為了探索PCP對(duì)早期發(fā)育的影響和潛在機(jī)制，將斑馬魚胚胎暴露于濃度為0，20 μg/L和 50 μg/L的 PCP，之后又進(jìn)行了顯微鏡觀察和cDNA微陣列分析。研究結(jié)果表明，在胚胎發(fā)育初期PCP對(duì)斑馬魚胚胎產(chǎn)生類似Warburg效應(yīng)，受影響的胚胎具有發(fā)育遲緩的現(xiàn)象。

2.7 其他

PCP對(duì)水生生物還具有免疫毒性、致癌性、致突變性等毒性效應(yīng)［71］。Chen 等［72］研究發(fā)現(xiàn)，在PCP暴露下會(huì)降低鯽魚血清中的免疫球蛋白M（IgM）的質(zhì)量濃度，并產(chǎn)生很強(qiáng)的免疫毒性。這種繼發(fā)性效應(yīng)可能是由于PCP的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)造成的。近幾年，有關(guān)PCP致癌性對(duì)哺乳動(dòng)物的研究比對(duì)魚類的研究多，且主要是關(guān)于PCP的致癌性和魚類p53基因表達(dá)量的相關(guān)性研究。Zhao等［73］發(fā)現(xiàn)了斑馬魚的p53基因信號(hào)通路和人類調(diào)控機(jī)制類似。徐韻等［74］微核試驗(yàn)和斑馬魚胚胎發(fā)育試驗(yàn)表明，PCP-Na具有一定的致突變性。聶晶磊等［75］還研究發(fā)現(xiàn)PCP對(duì)金魚的Na+-K+-ATPase具有抑制作用，且有濃度依賴性，PCP濃度升高，抑制強(qiáng)度加大。Preston等［76］研究了PCP對(duì)萼花臂尾輪蟲（B.calyciflorus）的毒性作用，發(fā)現(xiàn)急性毒性LC50和繁殖毒性EC50值在靜水條件下分別從738 μg/L和1 082 μg/L減小到在流水條件下262 μg/L和136 μg/L。

3 結(jié) 語(yǔ)

綜上所述，PCP是具有POPs特性的化合物，能在水環(huán)境中長(zhǎng)期殘留，并在水生生物體內(nèi)大量累積，對(duì)生物體產(chǎn)生毒害作用，并最終經(jīng)食物鏈危及到人類的健康。但目前，有關(guān)PCP及其代謝物對(duì)水生生物體的毒性效應(yīng)和危害的研究，主要集中在一些浮游生物及魚類，而對(duì)于水環(huán)境中底棲生物的研究，較少見(jiàn)到相關(guān)報(bào)道。有限的研究大多數(shù)停留在組織、器官等整體水平，而在細(xì)胞水平和分子水平的深入研究有限，其致毒機(jī)理與作用機(jī)制還有待進(jìn)一步研究。因此有關(guān)PCP的水生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)，還有待于進(jìn)一步研究。本實(shí)驗(yàn)室將以底棲生物如夾雜帶絲蚓及我國(guó)特有的鯉科實(shí)驗(yàn)魚種稀有鮈鯽等為實(shí)驗(yàn)?zāi)Ｐ?，進(jìn)一步研究PCP對(duì)水生生物的毒理學(xué)效應(yīng)及作用機(jī)制。

參考文獻(xiàn)：

［1］UnitedStatesEnvironmentalProtectionAgency（USEPA）.Water quality criteria summary ecological risk assessmentbranch （WH-585） and human risk assessment branch（WH-550D）［R］.Washington DC：Health and Ecological Criteria Division，1991.

［2］WANG X,CHU Z,YANG J,et al.Pentachlorophenol molecule design with lower bioconcentration through 3D-QSAR associated with molecule docking ［J］.Environmental Science Pollution Research,2017,24（32）：25114-25125.

［3］BIANCHI E,LESSING G,BRINA KR,et al.Monitoring the Genotoxic and Cytotoxic Potential and the Presence of Pesticides and Hydrocarbons in Water of the Sinos River Basin, Southern Brazil ［J］. Archives of Environmental Contamination Toxicology，2017，72（3）：1-14.

［4］WANG F，CHEN YY ，LIN SB， et al.Chemical measurement of chlorophenol in water and gallbladder of fish［J］.Abroad Medicine Sanitation Fascicule，1997，24（3）：162-164.

［5］ZHU BZ， SHAN GQ.Potential Mechanism for Pentachlorophenol-Induced Carcinogenicity：A Novel Mechanism for Metal-Independent Production of Hydroxyl Radicals ［J］. Chemical Research in Toxicology，2009，22（6）：969-977.

［6］武麗輝.24種農(nóng)藥產(chǎn)品被列入“高污染、高環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)”產(chǎn)品名錄［J］.農(nóng)藥科學(xué)與管理，2008，29（6）：54-55.

［7］鄭敏.五氯酚對(duì)斑馬魚胚胎的毒性效應(yīng)研究［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，16（10）：1967-1971.

［8］高先軍，房彥軍，王彩紅，等.兩種典型氯酚類化合物暴露致稀有鮈鯽肝細(xì)胞的損傷效應(yīng)［J］.生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2009，4（5）：682-687.

［9］LEWANDOMSKIKK， CIES LIKIEWICZ W,KOBUSIńSKA ME，et al.Sorption of pentachlorophenol（PCP）in the marine bottom sediments-batch sorption experimentatvarying pressure［J］.Environmental Science and Pollution Research International,2018,1（2）：1-9.

［10］ZHOU M,ZHANG J,SUN C.Occurrence,Ecological and Human Health Risks,and Seasonal Variations of Phenolic Compounds in Surface Water and Sediment of a Potential Polluted River Basin in China［J］.International Journal of Environmental Research Public Health,2017,14(10)：1140-1153.

［11］ZHENG W，WANG X，YU H，et al.Global trends and diversity in pentachlorophenollevels in the environment and in humans： a meta-analysis［J］.Environmental Science&Technology，2011，45（11）：4668-4675.

［12］ZHENG M H，ZHANG B，BAO Z C，et al.Analysis of pentachlorophenol from water，sediments，and fish bile of Dongting Lake in China［J］.Bulletin of Environmental Contamination&Toxicology，2000，64（1）：16-19.

［13］ZHENG W， WANG X.Systematic review of pentachlorophenol occurrence in the environment and in humans in China：not a negligible health risk due to the re-emergence of schistosomiasis［J］.Environment International，2012，42：105-116.

［14］劉金林，胡建英，萬(wàn)諱，等.海河流域和渤海灣沉積物和水樣中五氯酚的分布［J］.環(huán)境化學(xué)，2006，25（5）：539-542.

［15］許士奮，蔣新，譚永睿，等.長(zhǎng)江沉積物中痕量氯代酚類化合物的測(cè)定［J］.環(huán)境化學(xué)，2000，19（2）：154-158.

［16］HONG H C，ZHOU H Y，LUAN T G，et al.Residue of pentachlorophenol in freshwater sediments and human breast milk collected from the Pearl River Delta，China［J］. EnvironmentInternational， 2005，31（5） ：643-649.

［17］TACHIKAWA M，SAWAMURA R，OKADA S，et al.Differences between freshwater and seawater killifish（Oryziaslatipesin the accumulation and elimination of pentachlorophenol. Arch. Environ. Contam）［J］.Toxicol，1991（21）：146-151.

［18］KONDO T，YAMAMOTO H，TATARAZAKO N，et al.Bioconcentration factor of relatively low concentrations ofchlorophenols in Japanese medaka［J］.Chemosphere，2005，61（9）：1299-1304.

［19］WANG L S.Organic pollutants chemistry［D］.Beijing：Science Press，1990.

［20］譚渝云.五氯苯酚（PCP）在魚體膽囊內(nèi)積累的研究［J］.水生生物學(xué)報(bào)，1996，20（增刊1）：221-228.

［21］GE J， PAN J， FEI Z， etal.Concentrations of pentachlorophenol（PCP）in fish and shrimp in Jiangsu Province，China［J］.Chemosphere，2007，69（1）：164-169.

［22］許曉國(guó).江蘇金壇魚塘水、底泥、魚體和漁民血中五氯酚暴露水平研究［D］.上海：復(fù)旦大學(xué)，2010：40-41.

［23］李偉民，尹大強(qiáng)，周巖，等.五氯酚對(duì)卿魚肝臟的氧化損傷［J］.農(nóng)村生態(tài)研究，2003，19（1）：40-42.

［24］張民，顧宇飛，顧穎，等.低濃度五氯酚對(duì)鯽魚血液細(xì)胞毒性的體外研究［J］.環(huán)境化學(xué)，2005，24（3）：302-305.

［25］DONG Y L，ZHOU P J，JIANG S Y，et al.Induction of oxidative stress and apoptosis by pentachlorophenol in primary cultures of Carassius carassius hepatocytes［J］.Comparative Biochemistry and Physiology Toxicology&pharmacology：CBP，2009，150（2）：179-185.

［26］王輔明，朱祥偉，馬永鵬，等.低濃度五氯酚暴露對(duì)稀有鮈鯽體內(nèi)SOD活性、GSH和HSP70含量的影響［J］. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2009，4（3）：415-421.

［27］LUO Y，WANG X R，JI L L，et al.EPR detection of hydroxyl radical generation and its interaction with antioxidant system in Carassius auratus exposed to pentachlorophenol［J］.Journal of Hazardous Materials，2009，171（1/2/3）：1096-1102.

［28］房彥軍.典型氯酚類化合物對(duì)稀有鮈鯽肝臟的毒性機(jī)理和機(jī)理研究［D］.北京：中國(guó)人民解放軍軍事醫(yī)學(xué)科學(xué)院，2010：41-58.

［29］UMEMURA T，KODAMA Y，KANKI K，et al.Pentachlorophenol（but not Phenobarbital） promotes intrahepatic biliary cysts induced by diethylnitrosamine to cholangio cystic neoplasms in B6C3F1 mice possibly due to oxidative stress［J］. Toxicologic Pathology，2003，31：10-13.

［30］JOHNSON W W，F(xiàn)INLEY M T.Handbook of acute toxicity of chemicals to fish and aquatic invertebrates［M］.Washington DC：US Department of Interior，F(xiàn)ish and Wildlife Service，1980：6-56.

［31］MIN K J， CHA C G.Determination ofthe bioconcentration of phosphamidon and profenofos in zebrafish （Brachydanioreio）［J］.Bull Environ Contam Toxicol，2000，65：611-617.

［32］洪華嫦，周海云，藍(lán)崇鈺，等.五氯酚對(duì)斜生柵藻的毒性效應(yīng)研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2003，16（6）：25-28.

［33］鄭敏，朱琳.五氯酚對(duì)斑馬魚胚胎的毒性效應(yīng)研究［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，16（10）：1967-1971.

［34］潘建林，宋勝磊，唐建清，等.五氯酚鈉對(duì)克氏原鰲蝦急性毒性試驗(yàn)［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2005，24（1）：60-63.

［35］鐘文環(huán)，張瑜，韓雨薇，等.沉積物中五氯酚對(duì)底棲生物的急慢性毒性效應(yīng)［J］.生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2015，10（1）：297-304.

［36］鄭星泉，瑪亞萍，江夕夫，等.血吸蟲病流行地區(qū)五氯酚的環(huán)境污染、人體接觸量及健康影響的研究［J］.衛(wèi)生研究，1997，26（1）：24-29.

［37］佟鈺潔.環(huán)境激素五氯酚對(duì)水生生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究［D］.天津：南開(kāi)大學(xué)，2003.

［38］GOKCEN J E.Investigating the potential impacts of chlorophenols on the Lake Baikal（Siberia，Russia）food web by employing Daphnia grazing bioassays and a Chlorella growth bioassay ［J］. Archives of Environmental Contamination and Toxicology，1998，34（3）：241-247.

［39］DORSEY W C，TCHOUNWOUP B.Pentachlorophenol induced cytotoxic， mitogenic， and endocrinedisrupting activitiesin channelcatfish，Ictalurus punctatus［J］.International Journal of Environmental Research and Public Health，2004，1（2）：90-99.

［40］ZHA J， WANG Z， SCHLENK D.Effects of pentachlorophenol on the reproduction of Japanese medaka （Oryziaslatipes）［J］. Chemico-Biological Interactions，2006，161（1）：26-36.

［41］JIN X W，ZHA JM，XU Y P， et al.Acute and chronic toxicities of three chlorophenols to Mylopharyngodonpiceus and plagiognathopsmicrolepis at early life stage［J］.Acta Scientiae Circumstantiae，2010，30（6）：1235-1242.

［42］VANDEN BERG K l.Interaction of chlorinated phenols with thyroxine binding sites of human transthyretin，albumin and thyroid binding globulin［J］.Chemico-Biological Interactions， 1990， 76：63-75.

［43］SCHWARZ E，HANKE W.The influence of atrazine and pentachlorophenol on the regulation of T4 and T3 in the blood of the carp（Cyprinuscarpio）［J］.Acta Endocrinologica-Bucharest，1987，114：16-17.

［44］VANDEN BERG K J.Interaction of chlorinated phenols with thyroxine binding sites of human transthyretin，albumin and thyroid binding globulin［J］.Chemico-Biological Interactions，1990，76（1）：63-75.

［45］SCHUUR A G，Bergman A，Brouwer A，et al.Effects of pentachlorophenol and hydroxylated polychlorinated biphenyls on thyroid hormone conjugation in a rat and a human hepatoma cell line［J］.Toxicology in Vitro，1999，13（3）：417-425.

［46］YU L Q，ZHAO G F，F(xiàn)ENG M，et al.Chronic exposure to pentachlorophenol alters thyroid hormones and thyroid hormone pathway mRNAs in zebrafish［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2014，33（1）：170-176.

［47］ALI M，NIAMAT A W.Effect of pentachlorophenol on chromosomes of a catfish，heteropneustesfossilis［J］.Indian Journal of Experimental Biology，1998，36（3）：304-307.

［48］MIRJANAP，GORANI V K，NATAOAV，et al.Detection ofmicronucleiin haemocytes ofzebra mussel and great ramshorn snail exposed to pentachorophenol［J］.Mutation Research， 2000，465：1145-1150.

［49］PAVLICA M，KLOBUCAR G，MOJA N，et al.Detection of DNA damage in haem ocytes of zebra mussel using comet assay［J］.Mutation Research，2001，490（2）：209-214.

［50］FARAH M A，ATEEQ B，ALI M N，et al.Evaluation of genotoxicity of PCP and 2，4-D by micronucleus test in freshwater fish Channa punctatus［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2003，54（1）：25-29.

［51］ZHAO B，LIU Z T，XU Z F.Assessing the antiestrogenic activity of sodium pentachlorophenol in primary cultures of juvenile goldfish（Carassius auratus）hepatocytes using vitellogenin as a biomarker［J］.Journal of Environmental Sciences（China），2006，18（3）：519-524.

［52］陳海剛，李兆利，徐韻，等.五氯酚鈉對(duì)鯉魚腎細(xì)胞DNA損傷的體內(nèi)和體外研究［J］.環(huán)境與健康，2006，23（6）：515-517.

［53］馬永鵬，王燕，朱祥偉，等.基于SCGE的五氯酚對(duì)稀有鮈鯽DNA損傷的研究［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2010，30（2）：269-274.

［54］熊力，馬永鵬，毛思予，等.五氯酚對(duì)稀有晌鮈鯽胚胎毒性效應(yīng)研究［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2012，32（2）：337-344.

［55］DIMICH W H，HERTAZMAN C，TESCHKE K，et al.Reproductive effects of females expodsed to chlorophenate wood preservatives in sawmill industry［J］.Scandinavian Journal of Work Environment and Health，1996，22：267-273.

［56］REPETTO G，JOS A，HAZEN M J，et al.A test battery for the ecotoxicological evaluation of pentachlorophenol［J］.Toxicology in Vitro，2001，15（4/5）：503-509.

［57］DORSEY W，TCHOUMVOU P.Pentachlorophenolinduced cytotoxic， mitogenic， and endocrinedisrupting activitiesin channelcatfish，Ictalurus punctatus［J］.International Journal of Environmental Research and Public Health，2004，1（2）：90-99.

［58］張民，顧宇飛，顧穎，等.低濃度五氯酚對(duì)鯽魚血液細(xì)胞毒性的體外研究［J］.環(huán)境化學(xué)，2005，24（3）：302-306.

［59］房彥軍.典型氯酚類化合物對(duì)稀有鮈鯽肝臟的毒性效應(yīng)和機(jī)理研究［D］.北京：中國(guó)人民解放軍軍事醫(yī)學(xué)科學(xué)院，2010.

［60］WANEENE C，PAUL B.Pentachlorophenol-induced cytotoxic， mitogenic， and endocrine-disrupting activities in channel catfish，ictalurus punctatus［J］.International Journal of Environmental Research and Public Health，2004，1（2）：90-99.

［61］CONSTANZE P，HOLLENDER J.Cytotoxic effects of pentachlorophenol （PCP） and its metabolite tetrachlorohydroquinone（TCHQ）on liver cells are modulated by antioxidants［J］. CellBiology &Toxicology，2014（30）：233-252.

［62］MALLAT J. Fish gillstructural changes induced by toxicants and other irritants：a statistical review［J］.Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences，1985，42：630-648.

［63］OWENS K D，BAER K N.Modifications of the topical Japanese medaka（Oryziaslatipes）embryo larval assay for assessing developmental toxicity of pentachlorophenol and p， p'-dlichlorodiphenyl trichloroethane［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2000，47（1）：87-95.

［64］劉紅玲，周宇，許妍，等.氯代酚和烷基酚類化合物對(duì)斑馬魚胚胎發(fā)育影響的研究［J］.安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2004，4（4）：3-6.

［65］MAENPAA K，PENTTINEN O，KUKKONEN J V.Pentachlorophenol（PCP）bioaccumulation and effect on heat production on salmon eggs at different stages of development［J］.Aquatic Toxicology，2004，68（1）：75-85.

［66］鄭敏，朱琳.五氯酚對(duì)斑馬魚胚胎的毒性效應(yīng)研究［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，16（10）：1967-1971.

［67］YIN D， GU Y，LI Y， et al.Pentachlorophenol treatment in vivo elevates point mutation rate in zebrafish p53 gene［J］.Mutation Research/genetic Toxicology&Environmental Mutagenesis，2006，609（1）：92-101.

［68］蔣琳，周珍，胡俊，等.五氯酚和八氯代二苯并二噁英復(fù)合暴露對(duì)斑馬魚胚胎發(fā)育的毒性效應(yīng)［J］.生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2008，3（4）：370-376.

［69］熊力，馬永鵬，毛思予，等.五氯酚對(duì)稀有鮈鯽胚胎毒性效應(yīng)研究［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2012，32（2）：337-344.

［70］XU T， ZHAO J， HU P， et al.Pentachlorophenol exposure causes Warburg-like effectsin zebrafish embryos at gastrulation stage［J］. Toxicology and Applied Pharmacology，2014，277：183-191.

［71］MLLER G.Index of geoaccumulation n in sediments of the Rhine River［J］.Geojounal，1969，2（3）：108-118.

［72］CHEN X，YIN D，HU S，et al.lmmunotoxicity of pentachlorophenol on macrophage immunity and IgM secretion of the crucian carp（Carassius）auratus［J］.Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2004，73（1）：153-160.

［73］ZHAO X，LIU M，WU N，et al.Recovery of recombinantzebrafish p53 protein from inclusion bodies and its binding activity to p53 mRNA in vitro［J］.Protein Expression and Purification，2010，72（2）：262-266.

［74］徐韻，李兆利，李梅，等.五氯酚鈉的遺傳毒性效應(yīng)研究［J］.南京大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2007，43（4）：372-376.

［75］聶晶磊，劉鋒，周春玉，等.氯酚類化合物對(duì)金魚的急性和亞急性毒性研究［J］.環(huán)境科學(xué)研究，2001，14（3）：6-8.

［76］PRESTON B L，SNELL T W，F(xiàn)IELDS D M，et al.The effects of fluid motion on toxicant sensitivity of the rotifer brachionuscalyciflorus［J］.Aquatic Toxicology，2001（52）：117-131.