海洋面积占全球面积的71%, 存储巨大的资源和能量, 为海洋生物提供了巨大的生存空间.海洋生态系统包含复杂的能量流动和环境变化过程, 因此, 海洋生态环境对人类生存发展有着至关重要的影响, 并且对全球气候变化起着关键的调控作用.随着人们对于海洋生态保护意识的增强, 我国开展了大量的海洋生态毒理学研究, 基于剂量-反应关系原理开展了多种毒性测试, 评估海洋污染物对于海洋生物和海洋生态系统的影响.本文就中国海洋生态毒理学近年来常用的毒性测试生物及其应用情况进行综述.

海洋生态毒理学是研究海洋环境污染物特别是化学污染物对海洋生态系统危害的规律及其防护的学科^[1], 其研究内容包括环境污染物对海洋生态系统中生物和非生物因素的影响, 及对生态系统物质流、能量流和信息流的毒性效应, 并综合评估其生态风险, 为制定海洋环境保护相关政策和污染防治措施提供科学依据^[1].海洋生态毒理学基于生态毒理学研究原理和研究方法, 通过对海洋生态系统及生物体在群落、种群、个体、细胞、基因和蛋白等不同水平进行一系列的污染物毒性测试, 获得剂量-反应关系, 并将结果外推至其他物种, 就污染物对海洋生态系统的影响进行风险评价^[2].在毒性测试中, 根据受试生物接触的污染物的剂量次数和暴露时间, 可分为急性、亚急性、亚慢性和慢性毒性试验.毒性测试的终点(endpoint) 包括致死、抑制活动、抑制生长、胚胎毒性、发育毒性、繁殖毒性、遗传毒性、神经毒性、行为习性的改变、种群密度和结构的改变、群落结构和物种多样性的改变、群落演替的改变等.此外, 还可以在毒性测试中探究污染物的毒代动力学、致毒机制、有害结局路径(adverse outcome pathway)、两种或多种污染物或环境因子的联合效应等^[3].

自1970年代末, 海洋生态毒理学在中国逐步发展.进入21世纪之前, 我国海洋生态毒理研究主要集中于多种重金属(如汞、镉、铜、铅、铬等)、放射性元素、有机锡、石油烃和农药等传统污染物的生物累积、生物放大和生物降解等过程, 以及对海洋生物光合作用、存活、生长、摄食、呼吸、行为、发育和繁殖等方面的毒性效应^{[4, 5]}.随着中国工业不断发展进步, 海洋环境污染问题逐渐加剧, 关于海洋生态毒理学的研究也随之深入, 其定义、研究目标及研究意义变得更为具体, 研究范围更为宽广.研究的污染物类型除传统海洋污染物外, 持久性有机污染物、新型有机污染物、纳米材料和微塑料等对海洋生态系统存在潜在风险的污染物成为研究的主要对象.同时, 研究方向往宏观和微观两方面深入拓展, 在宏观方面由个体水平拓展至生物种群、群落乃至生态系统; 微观方面则深入探讨污染物的对海洋生物的致毒机制, 例如利用新的分子生物学手段和多组学技术(基因组学、转录组学、蛋白质组学和代谢组学) 研究污染物对海洋生物生理功能、细胞代谢途径、基因转录和蛋白表达等方面的改变.

在受试生物的选择上, 早期研究体系中没有明显区分淡水和海水生物, 例如曾选用非洲鲫鱼、白鲢和鲤鱼等常见淡水鱼类开展海洋污染物的毒性测试^{[5, 6]}.随着海洋生态毒理学的不断发展, 人们逐渐意识到海水环境与淡水环境中的盐度、密度、pH值、溶解氧和离子浓度等理化参数存在明显差异, 这些差异会直接或间接地影响污染物的迁移和转化, 并且海水生物与淡水生物的生理特征也不尽相同, 这些导致了海水生物与淡水生物对于污染物的毒性响应存在差异^[7].因此, 在测试物种的选择上开始注意区分淡水种和海水种, 海洋藻类、海洋原生动物、海洋软体动物、海洋节肢动物、海洋鱼类等物种逐渐被广泛应用于毒性测试试验中.随着研究的不断进展, 海洋生态毒理研究中受试生物的种类更为丰富, 信息更加全面, 认知更加深入, 有利于更为全面地探究海洋生态环境变化对海洋生态系统的影响^[8].

在海洋生态毒理学研究中, 受试生物的选择对于正确评价毒性至关重要, 污染物的毒性评价需要从不同的营养级水平, 即初级生产者、初级消费者和捕食者中选择合适的生物进行研究, 以确保对生态风险评价的全面性^[9].

1983年, 吴玉霖等^[10]建议将毛蚶作为中国重金属污染检测的一种有效的指示生物.1997年, 周名江等^[5]提出将黑褐新糠虾作为中国海洋生态毒理试验的标准生物之一.21世纪以前, 海洋生态毒理受试生物种类尚有局限, 此后, 多类海洋生物物种被广泛应用于海洋生态毒理学研究之中.开展了急性和慢性暴露(包括单世代和多世代) 下的胚胎毒性、发育毒性、神经毒性、双或多因素联合毒性等多种类型的毒理研究, 并且结合分子和组学技术探究污染物的致毒和解毒机制, 建立并运用毒代动力学模型监测并预测污染物的生物累积.

目前, 我国海洋生态毒理研究中的受试生物已涉及海洋藻类、原生动物、轮虫动物、环节动物、软体动物、棘皮动物、节肢动物、头索动物(文昌鱼) 和海洋鱼类等九大门类(表 1).

表 1 (Table 1)

表 1 中国海洋生态毒理学研究中的受试生物 Table 1 Toxicity testing organisms applied in marine ecotoxicological studies in China 分类 海洋生物物种 文献 海洋藻类 海水小球藻、中肋骨条藻、三角褐指藻、新月菱形藻、球等边金藻、微型原甲藻、伪矮海链藻、威氏海链藻、杜氏盐藻、绿色巴夫藻、牟氏角毛藻和赤潮异弯藻 [11~16] 原生动物 扇形游仆虫 [17] 轮虫动物 褶皱臂尾轮虫 [18, 19] 环节动物 小头虫、双齿围沙蚕、可口革囊星虫和裸体方格星虫 [20~23] 软体动物 太平洋牡蛎、褶牡蛎、近江牡蛎、沿海牡蛎、葡萄牙牡蛎、香港牡蛎、九孔螺、蚵岩螺、方斑东风螺、波部东风螺、栉孔扇贝、海湾扇贝、马氏珠母贝、翡翠贻贝、绿唇贻贝、紫贻贝、毛蚶、菲律宾蛤仔、黑荞麦蛤和光滑河兰蛤 [24~43] 棘皮动物 马粪海胆、虾夷马粪海胆、黄海胆、光棘球海胆和中间球海胆 [44~49] 节肢动物 日本虎斑猛水蚤、安氏伪镖水蚤、蒙古裸腹蚤、火腿许水蚤、近亲真宽水蚤、红纺锤水蚤、黑褐新糠虾、东方新糠虾、日本新糠虾和卤虫 [15, 30, 50~57] 头索动物 白氏文昌鱼 [58~60] 海洋鱼类 海洋青鳉鱼、大弹涂鱼、黑鲷、尾紫红笛鲷、赤鲷、褐菖鲉、褐牙鲆和大黄鱼 [14, 15, 61~66]

表 1 中国海洋生态毒理学研究中的受试生物 Table 1 Toxicity testing organisms applied in marine ecotoxicological studies in China

不同种类的受试生物对不同类型污染物的毒性敏感性存在差异.例如传统海洋污染物重金属已在多种海洋生物上开展毒性测试.已有研究表明日本虎斑猛水蚤、海胆和海洋青鳉鱼等受试生物对汞、镉等重金属的敏感性比扇形游仆虫和牡蛎高.其中, 日本虎斑猛水蚤、海胆和海洋青鳉鱼的胚胎发育期对重金属的毒性尤为敏感^{[35, 47, 67~71]}.在对石油烃类物质和燃油分散液毒性测试中, 通过比较抑制中肋骨条藻生长的IC₅₀(concentration for 50% inhibition), 抑制海胆胚胎发育的EC₅₀(concentration for 50% maximal effect) 和海洋青鳉鱼胚胎的LC₅₀(concentration for 50% lethality), 发现3个物种间的毒性敏感性大小顺序为：海洋青鳉鱼＞海胆＞中肋骨条藻^[72~74].而中肋骨条藻对传统海洋污染物三苯基锡(triphenyltin, TPT) 较海胆和日本虎斑猛水蚤更为敏感, TPT抑制中肋骨条藻生长的IC₅₀为0.56 μg ·L^-1, 而在海胆和日本虎斑猛水蚤中的LC₅₀则高了一个数量级.对持久性有机污染物——溴代阻燃剂六溴环十二烷(hexabromocyclododecane, HBCD) 进行毒性测试发现, HBCDs暴露日本虎斑猛水蚤和海洋青鳉鱼均诱导氧化胁迫, 影响发育, 两个物种对HBCDs的敏感性相似^{[50, 61]}.近年来, 纳米材料的毒性主要在中肋骨条藻、日本虎斑猛水蚤和扇形游仆虫等受试生物上进行测试, 这几种受试生物对纳米材料的毒性敏感性相当.例如, 在纳米氧化锌(nano-ZnO, nZnO) 暴露下, 中肋骨条藻的IC₅₀为3.6 mg ·L^-1[75], 而对日本虎斑猛水蚤的LC₅₀为2.4 mg ·L^-1[76]; 银纳米颗粒(silver nanoparticles, AgNPs) 抑制中肋骨条藻生长的IC₅₀为25.8 mg ·L^-1[77], 而对扇形游仆虫的LC₅₀为30.0 mg ·L^-1[17].此外, AgNPs等纳米材料在几种受试生物中的致毒机制比较相似, 大多通过诱导氧化胁迫, 或抑制生长, 或破坏细胞微结构, 或导致死亡.

因此, 不同受试生物对不同类型的污染物的毒性敏感性存在较大的差异, 而物种的敏感性是影响毒性评价的重要因素.为了更全面认知海洋污染物对海洋生态系统的影响, 需要对海洋生态系统中具有重要功能的多种受试生物进行全面的毒性测试, 同时深入探究致毒机制, 才能对海洋污染物的生态风险进行科学的评估.下文将对几种常用的海洋受试生物的应用情况进行介绍, 并对其中6种(类) 海洋模式受试生物的主要毒性数据进行总结.

浮游植物是海洋生态系统的重要组成部分, 是初级生产者, 光合作用是藻类最重要的生理功能之一.当污染物进入水体后, 海洋污染物常常会干扰海洋浮游植物的光合和呼吸.同时, 作为海洋初级生产者, 污染物会通过海洋藻类沿食物链进入海洋生态系统, 而不断发生生物富集和生物放大, 影响食物链中的物质传递.因此, 利用海洋藻类开展海洋生态毒理学研究具有重要意义.我国海洋生态毒理学发展之初, 就广泛利用海洋藻类开展毒性测试.

中肋骨条藻(Skeletonema costatum) 隶属于硅藻门(Bacillariophyta) 中心硅藻纲(Centricae) 圆筛藻目(Conscinodiscale) 骨条藻科(Skeletonemaceae), 属温带和热带海洋硅藻类, 是常见的浮游植物种类, 可适应广温广盐的环境.中肋骨条藻分布极广, 从北极到赤道、从外海高盐度到沿海低盐度水团均有分布, 在我国各海区均有出现.由于其作为海洋微藻对外界胁迫因素较为敏感, 且世代周期短, 对环境变化响应迅速, 在海洋生态毒理学研究中应用广泛.

当前, 国际标准化组织(International Organization for Standardization, ISO) 已公布了中肋骨条藻作为国际通用种的标准测试方法(ISO 10253:2016), 用于测定水环境介质对海洋藻类的生长抑制情况.我国现有毒性测试研究中, 多开展急性毒性及联合毒性测试, 通过测定中肋骨条藻在海洋污染物暴露胁迫下的生长速率、生长曲线、叶绿素含量、光合作用参数、光合和呼吸速率来评估污染物的毒性效应(表 2).近年随着纳米材料和技术的发展, 纳米颗粒物不断被排放, 进入到海洋环境中, 可能对海洋藻类产生毒性.利用中肋骨条藻对纳米颗粒物进行急性毒性测试, 发现AgNPs会诱导细胞内产生过多的活性氧化物, 降低细胞活力, 并且通过电镜扫描观察, 发现AgNPs会通过粘附在中肋骨条藻表面从而阻碍藻类的光吸收, 抑制其光合效率^[77]. nZnO暴露下, 中肋骨条藻细胞内锌的积累与生长抑制率具有良好线性关系, 且nZnO的毒性要大于普通块状ZnO^[75].此外, 当纳米颗粒物与海洋中其他污染物共存时, 也可能会产生联合毒性效应.例如, 利用纳米二氧化硅(nano-SiO₂, nSiO₂) 和汞对中肋骨条藻进行联合毒性测试, 发现nSiO₂本身对中肋骨条藻没有产生生长抑制作用, 但能够明显增强汞的毒性效应, 推测是由于nSiO₂具有极强的吸附能力, 吸附了汞离子的nSiO₂在藻类体内不断累积, 从而产生了协同毒性效应^[78].除了纳米颗粒, 近年来中肋骨条藻也被用来测试海洋微塑料的毒性, 不同粒径大小和不同材料的微塑料对藻类生长的抑制作用存在差异^{[79, 80]}.

表 2 (Table 2)

表 2 中肋骨条藻(Skeletonema costatum) 在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 2 Application of Skeletonema costatum in marine ecotoxicological studies in China 研究类型 污染物名称 毒性效应及致毒机制 文献 急性毒性 四溴联苯醚(BDE-47) IC50(96 h)=293.0 μg·L-1; 主要致毒机制为诱导氧化胁迫, 抑制光合参数, 进而抑制生长 [81] 急性毒性 1-辛基-3-甲基咪唑溴([C8mim]Br) IC50(96 h)=39.9 mg·L-1; 主要致毒机制为诱导氧化胁迫, 抑制光合参数, 进而抑制生长 [82] 急性毒性 原油、燃料油分散液和添加溢油分散剂后的乳化液(WAF) 燃料油WAF、燃料油DWAF、原油WAF和原油DWAF的IC50(96 h)分别为10.9、0.5、3.0和7.0 mg·L-1 [73] 急性毒性 纳米氧化锌(nZnO) IC50(96 h)=3.6 mg·L-1; 主要致毒机制为增加细胞内的总锌含量, 进而抑制生长 [75] 急性毒性 银纳米颗粒(AgNPs) IC50(24 h)=25.8 mg·L-1; 主要致毒机制为诱导氧化胁迫, 抑制光合系统光化学转化效率和光合蛋白表达 [77] 急性毒性 纳米二氧化钛(nTiO2) IC50(96 h)=50.0 mg·L-1; 主要致毒机制为抑制光合系统功能 [83] 急性毒性 微塑料(mPVC)和塑料碎屑(bPVC) 主要致毒机制为抑制生长及光合作用, 且微塑料的毒性与粒径大小相关; mPVC (1 μm) 具有生长抑制毒性; 50.0 mg·L-1暴露96 h后的抑制率为39.7%, 叶绿素含量及光合效率显著降低 [80] 急性毒性和协同毒性 UVR和Cu2+ UVR和Cu2+协同暴露降低光合作用 [84] 急性毒性和联合毒性 UV和PAH(萘、菲、蒽、荧蒽、芘) 萘、菲、蒽、荧蒽和芘的IC50(72 h)分别为(489.0±6.5)、(47.0±5.5)、(39.0±2.4)、(18.0±2.9) 和(24.0±2.0) μg·L-1; UV照射增强多环芳烃的毒性 [13] 急性毒性和联合毒性 纳米铜(nCu)和碳纳米管(CNTs) CNTs的毒性低于nCu; CNTs可以通过吸附铜离子并与其发生聚集, 而降低nano-Cu对中肋骨条藻的生长和光合作用的胁迫毒性 [85] 急性毒性和联合毒性 纳米二氧化硅(nSiO2)和Hg2+ IC50(72 h)=36.8 μg·L-1; nSiO2本身没有对中肋骨条藻产生生长抑制作用, 但能够明显增强Hg2+对中肋骨条藻的毒性 [78] 急性毒性和联合毒性 聚苯乙烯(PS)和三苯基锡(TPT) 20.0 mg·L-1的0.1 μm和5.0 μm PS存在下, TPT的IC50值分别从0.6增加到0.9和0.7 μg·L-1, PS可降低TPT的毒性效应 [86] 急性毒性和联合毒性 三氯生(TCS)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS)、聚氯乙烯(PVC和PVC800) 微塑料和TCS均有显著的生长抑制毒性; 微塑料的抑制效应大小为：PVC800＞PVC＞PS＞PE; TCS与微塑料的联合毒性强弱顺序为：PVC800＞PS＞PVC＞PE [79] 急性毒性和联合毒性 海洋酸化和Cd2+ 海洋酸化促进中肋骨条藻的生长, 并显著减轻镉毒性 [87] 急性毒性和联合毒性 海洋酸化和苯并(a)芘(BaP) 高浓度BaP (10.0 μg·L-1) 对中肋骨条藻的生长和光合作用有显著抑制效应, 低浓度(1.0 μg·L-1和0.1 μg·L-1) 无效应; 海洋酸化不影响BaP对中肋骨条藻的毒性 [88]

表 2 中肋骨条藻(Skeletonema costatum) 在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 2 Application of Skeletonema costatum in marine ecotoxicological studies in China

原生动物是一类最原始、最低等和最简单的单细胞真核动物, 种类繁多, 分布广阔, 数量庞大, 是水生环境中最重要的生态类群之一, 具有复杂的生物群落结构.原生动物作为自然界食物网中最底端的消费者, 在物质循环和能量流动过程中起到重要作用^[89].与此同时, 原生生物对栖息地的环境因素敏感度极高, 在海洋环境中可以敏感地感知污染物的毒性, 在生态环境监测中可作为指示生物, 因此也被应用于各类毒性测试中^[90].

纤毛虫是原生动物中分布最广泛且物种多样性最高的一类, 扇形游仆虫是一种进化地位较高等的海洋类纤毛虫, 被称为最复杂的单细胞生物^[91].扇形游仆虫(Euplotes vannus) 生活于海水环境中, 隶属于原生动物界(Protista) 纤毛门(Ciliophora) 旋毛纲(Spirotrichea) 游仆目(Hypotrichia) 游仆科(Euplotida) 游仆虫属(Euplotidae).扇形游仆虫个体小, 在海洋环境中分布广泛; 野外采样简单, 实验室培养容易, 且生长周期短, 繁殖速度快; 结构简单, 其细胞膜直接与外界接触, 细胞的反应能够及时反映环境变化扇形游仆虫属真核生物, 较原核生物结构更为复杂, 毒性测试结果可以类推至更多的海洋生物.此外, 在部分极端环境下, 也有原生动物存活, 可以满足部分极端生态毒理研究的需求^[92~95], 因此被推荐应用于海洋生态毒理测试研究中.

目前, 我国多利用扇形游仆虫开展急性毒性测试, 通过死亡率、生长曲线和生物量评估污染物毒性效应(表 3). 例如, Ruan等^[96]利用海水扇形游仆虫和淡水草履虫分别开展苯酚的急性毒性测试, 对比两者的抗氧化酶活性和种群增长动态, 发现两个物种在毒性作用下生理状态的时间序列存在差异, 并结合毒代动力学模型预测苯酚的慢性毒性效应剂量.赵晓欢等^[95]初步探究了纳米金属颗粒的细胞毒理学性征, 对纳米铜(nano-Cu, nCu) 和纳米氧化铜(nano-CuO, nCuO) 暴露下的扇形游仆虫进行活体观察, 发现暴露1h后扇形游仆虫运动状态和形态发生不同程度的改变, 处理3 h后, 细胞破裂, 死亡, 认为nCu和nCuO会破坏细胞结构, 如线粒体、细胞核等, 并通过引起细胞氧化应激反应导致致死效应.

表 3 (Table 3)

表 3 扇形游仆虫(Euplotes vannus) 在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 3 Application of Euplotes vannus in marine ecotoxicological studies in China 研究类型 污染物名称 毒性效应及致毒机制 文献 急性毒性 氨 LC50(2 h)=7 870.5 mg·L-1 [97] 急性毒性 呋喃西林 主要致毒机制为降低存活率, 诱导氧化应激酶基因表达或者酶活性; 呋喃西林(0~24.0 mg·L-1) 暴露96 h, 相同时间, 不同浓度下存活率存在显著差异; 同一浓度, 不同时间点存活率也存在显著差异 [98~100] 急性毒性 纳米铜(nCu)和纳米氧化铜(nCuO) nCu和nCuO对扇形游仆虫均有急性致死毒性和生长抑制毒性; nCu的LC50(6 h)=345.3 μg·L-1, EC50(18 h)=0.3 μg·L-1; nCuO的LC50(6 h)=1.4×106 μg·L-1, EC50(18 h)=72.1 μg·L-1; 毒性强弱顺序为：nCu＞nCuO [95] 急性毒性 银纳米颗粒(AgNPs) LC50(12 h)=(30.0±2.0) mg·L-1; 主要致毒机制为诱导氧化胁迫, 导致线粒体功能障碍 [17] 急性毒性和联合毒性 微塑料(mMPs/nMPs)和Cd2+ Cd2+的LC50(24 h)=44.5 mg·L-1; 镉和微塑料毒性使得生物量减少, 微塑料加剧了镉的生物积累和氧化应激 [67]

表 3 扇形游仆虫(Euplotes vannus) 在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 3 Application of Euplotes vannus in marine ecotoxicological studies in China

轮虫是无脊椎动物中最常见的假体腔动物, 分布广泛, 体型微小, 一般无色透明, 生殖率高, 繁殖快, 周期短, 具有较高的种群密度和增长率, 且对多种有毒物质具有较强敏感性, 既可作为水质变化的生物指示物, 也可用于探究物种形成和种群群落变化.周文礼等^[101]探究了3种赤潮藻对褶皱臂尾轮虫的急性毒性致死率和种群增长参数的影响.赤潮藻塔玛亚历山大藻对褶皱臂尾轮虫的生长发育有明显影响, 降低其繁殖率, 缩短其平均寿命^[102].此外, 褶皱臂尾轮虫也被应用于重金属和有机污染物的毒性测试中^{[19, 103~105]}.

多毛纲是环节动物中最多且较原始的一类, 除极少数淡水生活外, 均为海水生活种.在生态习性上, 多毛纲分为自由生活的, 可进行爬行、钻穴、游泳或远洋生存的游走类(errantia), 和不能自由生活营固定穴居的隐居类(sedentaria).多毛纲常见沙蚕(Hediste diversicolor) 是栖息在河口潮间带滩涂和浅水区的最重要和最丰富的品种之一, 扮演着重要的生态角色^{[106, 107]}.

多毛类的生存环境属污染物易于高浓度聚集的潮汐带内, 因此极易与污染物发生接触^{[108, 109]}, 如重金属、持久性有机污染物、微塑料等.生物摄入是海洋微塑料(microplastics, MPs)进入食物网的重要途径, 微塑料可沿食物链进行传递, 从低营养级生物向高营养级生物传递; 同时, 由于微塑料粒径小、相对比表面积大且表面疏水, 易于富集环境中其他污染物并与其发生结合作用, 而产生联合毒性^{[110, 111]}, 当前已知微塑料与重金属^[112]、有机污染物^[113]和纳米颗粒物^[114]具有复合毒性作用机制.利用双齿围沙蚕(Perinereis aibuhitenisis) 进行MPs和苯并[a]芘[benzo(a)pyrene, BaP] 的毒性探究, 发现两者单一和联合毒性胁迫均可以激活氧化应激水平, 且两者间具有一定的协同毒性效应^[115].同时, MPs会对双齿围沙蚕产生氧化胁迫作用, 并影响其呼吸速率和排氨率^[23].

星虫目隶属于环节动物门, 星虫是蠕虫状海洋无脊椎动物, 体细长, 多底栖生活, 其中可口革囊星虫俗称海丁、沙虫, 为我国的特有种, 是我国红树林区的大型底栖经济动物之一.目前可口革囊星虫(Phascolosoma arcuatum) 和裸体方格星虫(Sipunculus nudus) 已被应用于重金属毒性测试中, 通过急性毒性试验已探究了镉、锌、铅、铜和汞等多种重金属的毒性作用.有研究发现, 镉和锌暴露可口革囊星虫48 h和96 h后存在明显的相互拮抗作用^{[21, 116, 117]}, 并且会影响其耗氧量和氨排泄功能^[20].

软体动物中的双壳类和腹足类生物, 如牡蛎、贻贝、扇贝、蛤蜊和螺等, 其野生群体或海水养殖资源都是我国重要的沿海水产经济物种.各类软体动物在海洋生物毒性测试中也得到广泛应用.20世纪90年代末, 美国将牡蛎和贻贝等作为近海海洋环境污染指示生物, 用于监测重金属在海洋环境中的富集情况^{[118, 119]}, 目前, 太平洋牡蛎(Crassostrea gigas) 和蓝贻贝(Mytilus edulis) 均为国际标准化组织(ISO) 推荐测试生物.近年来, 我国利用太平洋牡蛎、褶牡蛎、近江牡蛎、沿海牡蛎和香港牡蛎等开展了众多海洋生态毒理学研究, 包括毒性测试、环境监测和毒代动力学研究等(表 4).

表 4 (Table 4)

表 4 不同种牡蛎在中国海洋生态毒理学研究中的应用1) Table 4 Application of different species of oysters in marine ecotoxicological studies in China 研究类型 物种 污染物名称 毒性效应及致毒机制 文献 急性毒性 褶牡蛎(担轮幼虫) (Alectryonella plicatula) Hg2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+和Cr(Ⅵ) 对担轮幼虫期的毒性强弱顺序为：Hg2+＞Cu2+＞Ni2+＞Pb2+＞Cr(Ⅵ); LC50(96 h)为13、66、1 720、3 590和14 550 μg·L-1 [68] 急性毒性 褶牡蛎 (Alectryonella plicatula) Zn2+、Cd2+、Cu2+、Cr(Ⅵ)和Se(Ⅳ) 毒性强弱顺序为：Cu2+＞Se(Ⅳ)＞Cd2+＞Zn2+＞Cr(Ⅵ); LC50(96 h) 分别为2.6、4.1、8.8、81.8和378.1 mg·L-1 [35] 急性毒性 太平洋牡蛎 (Crassostrea gigas) Cu2+、Pb2+和Cd2+ 毒性强弱顺序为：Cd2+＞Cu2+＞Pb2+; LC50(96 h)分别为21.4、21.8和23.0 mg·L-1 [69] 急性毒性 近江牡蛎 (Crassostrea rivularis) Cu2+、Pb2+和Zn2+ 毒性强弱顺序为：Cu2+＞Pb2+＞Zn2+; Cu2+, Pb2+和Zn2+能诱导近江牡蛎SOD活性 [126] 急性毒性 太平洋牡蛎 (Crassostrea gigas) 11种丙溴磷农药和蒽 毒性强弱顺序为：辛硫磷＞甲基异硫磷＞丙溴磷＞对硫磷＞甲基对硫磷＞水胺硫磷＞速丙磷＞甲胺磷＞久效磷＞敌敌畏＞氧化乐果; LC50(96 h)依次为3.9、4.1、4.3、5.2、6.9、7.4、7.5、10.5、12.2、14.7和15.1 mg·L-1; 蒽的毒性大于丙溴磷农药 [127] 急性毒性 太平洋牡蛎 (Crassostrea gigas) 单壁碳纳米管(SWCNTs) SWCNTs暴露会对太平洋牡蛎的鳃和消化腺造成氧化损伤 [128] 亚慢性毒性 褶牡蛎 (Alectryonella plicatula) 脱硫海水中的Hg 暴露37 d, 生物富集系数为1.3×105; 牡蛎消化腺对THg的富集含量显著高于腮 [123] 亚慢性毒性 太平洋牡蛎 (Crassostrea gigas) 石油 胁迫30 d, LOAEL为50.0 mg·L-1, 结构损伤严重, 毒性效应明显 [129] 亚慢性毒性 葡萄牙牡蛎 (Crassostrea angulata) 双酚A(BPA) LC50(96 h)=(26.9±3.9) mg·L-1; 2.0 mg·L-1BPA暴露16 d后, 雌雄牡蛎性腺中积累的BPA约为对照组的160倍 [37] 亚慢性毒性 太平洋牡蛎 (Crassostrea gigas) 聚乙烯(PE)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET) 主要致毒机制为诱发氧化应激和影响甘油磷脂代谢过程, 脂质代谢、有氧代谢和凋亡途径相关基因表达显著上调; 但对牡蛎生理速率没有明显影响, 暴露21 d后, 高浓度(1 000.0 μg·L-1)毒害作用大于低浓度(10.0 μg·L-1); PET毒害作用大于PE [130] 亚慢性毒性和联合毒性 太平洋牡蛎 (Crassostrea gigas) 海洋酸化和Cd2+ Cd2+(10.0 μg·L-1) 暴露31 d, 鳃中Cd2的生物累积作用大于消化腺; Cd2与海洋酸化对于牡蛎的氧化应激、组织病理损伤和细胞凋亡有协同作用 [131] 毒代动力学 香港牡蛎 (Crassostrea hongkongensis) Cr(Ⅵ)、Ni2+、Cu2+和Zn2+ 48 d移植试验, 利用毒代动力学模型监测牡蛎体内的重金属积累; 摄取速率参数kf为Cr(Ⅵ) (0.000 35±0.000 21) g-1·d-1; Ni2+ (0.003 9±0.002 6) g-1·d-1; Cu2+ (0.65±0.25) g-1·d-1; Zn2+ (0.39±0.15) g-1·d-1 [38] 动力学模型 近江牡蛎 (Crassostrea rivularis) 沿海牡蛎 (Saccostrea glomerata) Cd2+、Se(Ⅳ)和Zn2+ 动力学模型预测重金属的暴露途径和生物累积; 两种牡蛎的重金属摄取速率参数kf为Cd2+：0.72 g-1·d-1和0.53 g-1·d-1; Se(Ⅳ)：0.060 g-1·d-1和0.064 g-1·d-1; Zn2+：2.05 g-1·d-1和1.21 g-1·d-1 [36] 1) LOAEL：最小有害作用剂量(lowest observed adverse effect level)

表 4 不同种牡蛎在中国海洋生态毒理学研究中的应用1) Table 4 Application of different species of oysters in marine ecotoxicological studies in China

牡蛎隶属于软体动物门(Mollusca) 双壳纲(Bivalvia) 牡蛎目(Ostreoida) 牡蛎总科(Ostreoidea) 牡蛎科(Ostreidae).作为最具代表性的海洋双壳贝类生物, 其多栖息于浅海或河口区域, 分布范围广泛, 营固着生活或运动范围较小, 具滤食性, 重金属污染物易于在体内发生富集, 富集能力显著优于鱼类和藻类, 在河口生态系统的物质循环和能量流动过程中起着重要作用, 是河口环境生态的理想指示生物^[120~122].例如, 为探究脱硫海水中汞对海洋环境的影响, 刘锡尧等^[123]利用梯度方法在厦门燃煤电厂脱硫海水排出口附近吊养褶牡蛎, 研究其对总汞和甲基汞的中、长期富集规律, 评估其暴露风险及毒性效应.此外, 毒代动力学模型也可实现对重金属在生物体内累积量的预测和分析.Tan等^[38]通过48 d的移植试验, 测定了香港牡蛎在铬、镍、铜和锌等重金属污染下的毒代动力学模型, 以推测重金属在生物体内的积累效应.

此外, 施华宏等^{[40, 41, 124, 125]}利用腹足类生物对有机锡污染导致的性畸变现象进行检测和研究, 提出可将分布广泛、性畸变特征明显和畸变程度较大的波部东风螺作为监测我国海洋有机锡污染的指示生物.

海胆(Echinoidea)隶属于棘皮动物门(Echinodermata) 海胆亚门(Echinozoa) 海胆纲(Echinoidea), 生物体呈球形、盘形或心脏形, 无腕, 是生活在海洋浅水区的无脊椎动物, 是海洋食物网关键的食草习性动物群体^[132], 在底栖生物群落的功能、动态和结构中起着重要作用^[133].

海胆的早期胚胎发育主要包括卵裂、囊胚、原肠胚、棱柱幼虫和长腕幼虫这5个典型的发育时期^[134], 各发育时期胚胎特点鲜明, 作为生物科学研究史上最早被使用的模式生物之一, 对探究生物的早期发育起了重要作用^[135].有研究显示, 它的配子和胚胎对于海水中存在的污染物具有良好的敏感性, 即使是极低浓度下, 其对毒物的敏感性也大于很多其他生物体^[136].因此, 海胆胚胎经常用于海水环境质量评估^[137~139]. 1995年美国环保署将海胆胚胎毒性试验方法列为标准的生物毒性测试方法, 同年海胆被列为海洋生态毒理学研究的模式生物^{[140, 141]}.

海胆作为海洋模式生物的优势总结如下^{[139, 142~147]}：无脊椎动物, 结构简单; 作为发育生物学的早期模式生物, 生活史清晰简单, 早期胚胎发育过程已有较为透彻充分的研究, 且发育模式与脊椎动物相同; 体外受精, 配子易获得, 胚胎透明易于观察; 早期发育阶段对污染物高度敏感; 生命周期长, 亦可以用于长期生态毒理监测.

目前, 已利用马粪海胆、虾夷马粪海胆、光棘球海胆、中间球海胆和黄海胆等测试重金属、农药、有机污染物、石油烃和燃油及溢油分散剂(WAFs) 等在急性和慢性暴露下的胚胎发育毒性、繁殖毒性和神经毒性等(表 5).例如, 刚锰^[148]对马粪海胆进行WAFs暴露30 d, 检测其胚胎发育周期内第2、4、8细胞期和囊胚期的抗氧化酶水平、基因组DNA的甲基化和损伤情况, 探究WAFs的分子毒理效应和遗传毒性机制.段美娜等^{[149, 150]}利用沉底重燃油对虾夷马粪海胆进行21 d暴露, 以性腺指数、繁殖力、卵细胞尺寸、受精子代畸形率和生长率等为测试指标, 发现海胆对沉底重燃油的富集过程存在性别差异, 且存在跨代毒性效应.

表 5 (Table 5)

表 5 不同种海胆在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 5 Application of different species of sea urchins in marine ecotoxicological studies in China 研究类型 物种 污染物名称 毒性效应及致毒机制 文献 急性毒性 光棘球海胆 (Mesocentrotus nudus) Zn2+、Hg2+、Cu2+、Pb2+和Cd2+ 主要致毒机制为降低受精率、导致胚胎延滞和畸形, 对精子细胞造成超微结构损伤; 胚胎毒性作用大小为：Hg2+＞Cu2+＞Pb2+＞Zn2+＞Cd2+; 其中Hg2+的LOAEL为0.01 μmol·L-1, 其他4种重金属高一个数量级 [47] 急性毒性 马粪海胆 (Hemicentrotus pulcherrimus) 久效磷农药 主要致毒机制为抑制DRD1mRNA表达, 造成马粪海胆早期发育阶段多巴胺代谢异常, 多巴胺神经能系统发育和功能调控异常 [151] 急性毒性 虾夷马粪海胆 (Strongylocentrotus internedius) 草甘膦、百草枯、异菌脲、代森锰锌、三唑醇、霜霉威、百菌清和速克灵 主要致毒机制为抑制胚胎发育; 对四腕幼虫期胚胎发育抑制的EC50值大小分别为：草甘膦(4.0 mg·L-1)＞百草枯(10.4 mg·L-1)＞代森锰锌(20.8 mg·L-1)＞速克灵(55.4 mg·L-1)＞霜霉威(56.1 mg·L-1)＞异菌脲(86.3 mg·L-1)＞三唑醇(273.2 mg·L-1)＞百菌清(647.4 mg·L-1) [152] 急性毒性 黄海胆 (Glyptocidaris crenularis) 三苯基锡(TPT)和三丁基锡(TBT) TPT的LC50(96 h)=6.7 μg·L-1; TBT的LC50(96 h)=4.9 μg·L-1 [44] 急性毒性 海胆(购自大连海宝渔业有限公司) 白灵“919”浓缩型溢油分散剂和120#燃料油 主要致毒机制为延迟胚胎发育, 具有明显胚胎毒性; 分散液对不同时期的海胆胚胎抑制EC50：2细胞期394.0 mg·L-1、4细胞期254.0 mg·L-1、8细胞期106.0 mg·L-1和囊胚期33.3 mg·L-1; 乳化液对不同时期的海胆胚胎抑制EC50, 2细胞期205 mg·L-1、4细胞期106 mg·L-1、8细胞期85.0 mg·L-1和囊胚期5.27 mg·L-1 [72] 亚慢性毒性 马粪海胆 (Hemicentrotus pulcherrimus) 石油烃 暴露30 d, 当石油烃浓度＞50.0 mg·L-1时出现明显的DNA损伤; 暴露时间与甲基化程度呈正比关系 [148] 世代毒性 虾夷马粪海胆 (Strongylocentrotus internedius) 沉底重燃油 海胆对于重燃油的富集过程存在性别差异性和跨代毒性效应 [149] 世代毒性 海胆(购自大连海宝渔业有限公司) 重燃油HFO380污染的孔隙水 主要致毒机制为显著减低配子排除率和雌海胆繁殖力; 且亲代暴露毒性可传递给子代, 有遗传毒性效应 [150]

表 5 不同种海胆在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 5 Application of different species of sea urchins in marine ecotoxicological studies in China

节肢动物中的海洋桡足类和糠虾类, 由于个体小、生命周期短、易于培养和操作, 且对毒物具有较好的敏感性, 因此常被国内外应用于毒性测试研究中.其中已知的海洋桡足类大约有1200多种, 是第二大甲壳动物类群, 是海洋生态系统中重要的浮游动物群落组成, 在海洋次级生产力中占主要位置.同时, 桡足类作为幼鱼的食物, 本身食性复杂, 是浮游植物和更高营养级生物之间连接的纽带, 对海洋生态系统的能量流动和物质循环具有重要意义^[153~155].

早在1939年, 日本虎斑猛水蚤(Tigriopus japonicus) 已经被日本学者应用于探究氯化钾对性别分化的影响^[156].日本虎斑猛水蚤隶属于节肢动物门(Arthropoda) 甲壳纲(Crustacea) 桡足亚纲(Copepoda) 猛水蚤目(Harpacticoida), 属小型海洋底栖浮游动物, 生活在潮上带含较浅海水的岩石槽水洼中, 广泛分布于西太平洋近海, 在中国、日本和韩国附近海域均有分布, 具广温性广盐性.成体蚤体长约1.0 mm, 体色为棕色或桔红色, 雄性个体略小于雌性,具有执握肢, 可根据第一触角形态区分性别^[157].作为毒性测试生物, 该桡足类具备以下特点^[158~160]：个体小, 分布广泛, 可在实验室实现长期培养, 易于操作; 外壳颜色鲜明, 便于观察; 雌性产卵量大, 易于繁殖; 耐温性耐盐性强, 生存适应能力强, 甚至可以适应极端环境; 对毒物胁迫具有较好的敏感性; 世代周期短, 可以实现多世代长期慢性毒性测试; 此外, 日本虎斑猛水蚤的线粒体基因测序已完成, 转录组研究也已广泛开展, 有助于揭示污染物的致毒机制.

如表 6所示, 日本虎斑猛水蚤被广泛应用于进行急性毒性、单世代毒性、多世代毒性和联合毒性测试中, 已测试的污染物包括重金属、有机污染物、纳米材料和微塑料等, 以及两种污染物间的联合效应和污染物与环境因子变化(如海洋酸化、盐度变化)的联合效应等.例如, 有研究通过对日本虎斑猛水蚤进行海洋酸化和重金属汞的联合暴露试验^{[161, 162]}, 发现在多世代暴露下, 海洋酸化可以减轻汞的毒性效应, 并结合蛋白质组学进行代谢途径影响分析.有研究发现多世代暴露于低浓度(0.5~5 μg ·L^-1)的紫外吸收剂4-甲基苄亚基樟脑(4-methylbenzylidene camphor, 4-MBC) 加快了日本虎斑猛水蚤的发育速度^{[163, 164]}, 但显著降低其繁殖力; 且盐度影响4-MBC对日本虎斑猛水蚤的富集和毒性.

表 6 (Table 6)

表 6 日本虎斑猛水蚤(Tigriopus japonicus) Table 6 Application of Tigriopus japonicus in marine ecotoxicological studies in China 研究类型 污染物名称 毒性效应及致毒机制 文献 急性和慢性毒性 甲氨基阿维菌素苯甲酸盐 主要致毒机制为抑制产卵量, 毒性效应有性别差异; 雌性成体的LC50(96 h)=7 156.0 μg·L-1; 雄性成体的LC50(96 h)=3 637.0 μg·L-1; 连续暴露2个世代, 10 d产卵量受到显著抑制, LOAEL为0.5 μg·L-1 [165] 急性毒性和联合效应 Cu2+、Cd2+和海洋酸化 随着海水pH值降低, Cu2+和Cd2+对日本虎斑猛水蚤的LC50(96 h)都呈下降趋势; 在最低pH值6.5时, Cu2+的LC50(96 h)=0.6 mg·L-1, Cd2+的LC50(96 h)=6.3 mg·L-1 [70] 急性毒性和联合毒性 菲、芘和纳米二氧化钛(nTiO2) nTiO2 96 h暴露, 影响致死率的NOAEL为5.0 mg·L-1, LOAEL为20.0 mg·L-1 nTiO2和菲之间不存在明显的协同效应, 与芘之间存在显著的联合协同效应 [166] 急性毒性和联合毒性 Pb2+、Cd2+和纳米氧化锌(nZnO) Cd2+的LC50(96 h)=5.9 mg·L-1, Pb2+的LC50(96 h)=75.4 mg·L-1; nZnO (1.0 mg·L-1)增加镉和铅的毒性 [167] 急性毒性和联合毒性 纳米氧化锌(nZnO)和三苯基锡(TPT) nZnO的LC50(96 h)=2.4 mg·L-1, TPT的LC50(96 h)=4.1 μg·L-1; nZnO和三苯基锡联合暴露具有协同毒性效应 [76] 急性毒性和多世代毒性 六溴环十二烷(HBCDs) LOEC(96 h)＞800 μg·L-1, LOAEL为8.0 μg·L-1; 长期暴露诱导氧化胁迫, 造成DNA氧化损伤, 导致发育迟缓, 致死效应很低; α、β-HBCDs比γ-HBCD具有更高的诱导氧化应激的能力, α、β-HBCDs的致死毒性大于γ-HBCD; BCF大小顺序为：α-HBCD＞γ-HBCD＞β-HBCD [50, 168] 急性毒性和多世代毒性 4-甲基苄亚基樟脑(4-MBC) LC50(72 h)=92.9 μg·L-1, LOAEL为0.5 μg·L-1; 长期暴露诱导氧化胁迫, 导致发育毒性及生殖毒性, 且高盐度增加4-MBC的毒性 [163, 164] 多世代毒性 Hg2+ LOAEL为0.5 μg·L-1; 主要致毒机制为抑制无节幼体数量和繁殖力, 且汞毒性随着暴露世代增加而增强 [169, 170] 多世代毒性 Cd2+ LOAEL为2.5 μg·L-1; 长期暴露降低营养吸收, 诱导氧化应激反应, 影响细胞氧化还原稳态和代谢功能, 延缓无节幼体阶段的发育和成熟, 降低生殖力 [171] 世代毒性 聚苯乙烯(PS) LOAEL为0.2 mg·L-1; 世代暴露导致存活率和生殖力降低, 但受影响性状可在恢复世代中恢复 [172] 多世代毒性和联合毒性 海洋酸化和Hg2+ Hg2+单独暴露显著降低无节幼体数量; 海洋酸化单独暴露无明显影响, 但海洋酸化可以减轻Hg2+毒性 [161, 162] 1) NOAEL：无明显损害剂量(no observed adverse effect level)

表 6 日本虎斑猛水蚤(Tigriopus japonicus) Table 6 Application of Tigriopus japonicus in marine ecotoxicological studies in China

头索动物亚门的动物通常统称为文昌鱼, 是由无脊椎动物进化到脊椎动物的祖先, 是研究脊椎动物器官系统发育的理想模式生物.1923年, 厦门大学教授Sol Felty Light在Science上发表文昌鱼论文, 引起国际关注^[173].随后金德祥教授对厦门文昌鱼进行详尽考察, 并于1953年, 正式将厦门文昌鱼确定为Branchiostoma belcheri Gray^[174], 又称白氏文昌鱼.白氏文昌鱼作为我国特有的毒性测试物种, 已被应用于进行硒、铜、锌、铬和镉等多种重金属毒性测试中.有研究发现文昌鱼对重金属的毒性反应敏感, 即使是很低浓度的镉和锌都会对文昌鱼神经系统和抗氧化系统造成一定程度的损伤, 且低剂量重金属可以一定程度地促进文昌鱼生长, 而高剂量重金属则会造成文昌鱼中毒乃至死亡^{[58, 59, 175, 176]}.

鱼类是海洋生态系统的重要组成部分, 在海洋食物网中占据多个营养级, 对维持生态系统结构和功能的稳定具有重要作用, 其中, 海洋青鳉鱼、大弹涂鱼等被广泛应用于毒性测试中.

海洋青鳉鱼(Oryzias melastigma), 又名黑点青鳉, 海洋硬骨鱼类, 隶属于脊索动物门(Chordata) 脊椎动物亚门(Vertebrata) 辐鳍鱼纲(Actinopteri) 颌针目(Beloniformes) 异鳉科(Adrianichthyidae) 青鳉属(Oryzias).体长形, 侧扁, 背部平直, 腹部圆凸而窄, 体背青灰色, 腹部和各鳍灰白色.体侧上部有一条黑色条纹, 从鳃盖后缘延伸至尾柄中部, 源于巴基斯坦、缅甸、印度和泰国沿海.由于具有良好的模式生物特性, 国际生命科学学会(International Life Sciences institute, ILSI) 和健康和环境科学研究所(Health and Environmental Science Institute, HESI) 将海洋青鳉鱼胚胎认定为毒理学研究的重要模式生物, 此外, 国内外均有学者认为海洋青鳉鱼是一种理想的海水硬骨鱼模型^{[9, 177, 178]}.该鱼类作为模式生物具有以下几点优势^{[9, 179~181]}：广温广盐性, 环境耐受力强, 可适应各种不同的测试环境; 体型较小, 产卵量大, 易于进行实验室培养; 胚胎体积大, 且胚胎发育阶段性特征明显, 易于观测; 生长周期短, 2~3个月可由胚胎发育为成鱼, 且雌、雄鱼易辨别; 胚胎及仔鱼透明易于观测, 对污染物响应敏感, 可快速反应环境的污染状况.此外, 海洋青鳉与日本青鳉在系统发育上高度相似, 目前日本青鳉的全基因组测序已完成, 方便对海洋青鳉进行更为全面的基因及分子层面的探究, 与此同时, 性别由XX/XY染色体决定, 与人类相同^[178], 有助于将污染物对海洋青鳉鱼的致毒机制推导至人体.

目前, 海洋青鳉鱼胚胎已被广泛应用于毒性测试.Chen等^[182]通过全套原位杂交和免疫染色技术, 对海洋青鳉鱼的大脑、眼睛、心脏、胸鳍、胰腺、肝脏、肌肉和神经元系统进行了广泛的荧光分子标记, 描述了海洋青鳉鱼胚胎发展各阶段特征, 为海洋青鳉鱼在生态毒理学的应用提供基础参考数据.海洋青鳉鱼急性毒性、胚胎毒性、全世代或多世代慢性毒性测试方法已被用于测试多种海洋重金属、持久性有机污染物和新型污染物的毒性, 并对其致毒机制进行了一系列微观水平的探究(表 7).例如, 3种溴代阻燃剂HBCDs异构体, α-、β-和 γ-HBCD对海洋青鳉鱼胚胎的存活及孵化率没有显著影响, 但均导致一定的氧化胁迫, 影响发育, 造成幼体畸变并提高胚胎心率^[183].新型有机磷酸酯阻燃剂磷酸三(1, 3-二氯异丙基) 酯[tris (1, 3-dichloro-2-propyl)phosphate, TDCIPP]和磷酸三苯酯(triphenyl, TPhP) 长期暴露则通过影响海洋青鳉鱼骨骼发育基因的表达, 缩短其体长和胸鳍长度, 并造成脊柱弯曲^[184].对海洋青鳉鱼进行世代暴露发现BaP导致其昼夜节律紊乱进而干扰子代遗传, 产生遗传毒性效应^[185].

表 7 (Table 7)

表 7 海洋青鳉鱼(Oryzias melastigma)在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 7 Application of Oryzias melastigma in marine ecotoxicological studies in China 研究类型 污染物名称 毒性效应及致毒机制 文献 急性毒性 Cd2+、Hg2+、Cr(Ⅵ)和Pb2+ 主要致毒机制为显著降低胚胎孵化能力和心率, 并导致初孵仔鱼的发育畸形; 急性致死毒性强弱为：Hg2+＞Cd2+＞Cr(Ⅵ)＞Pb2+, LC50(96 h)分别为0.1、1.1、1.5和大于20.0 mg·L-1; 影响胚胎孵化和致畸毒性的毒性强弱为：Hg2+＞Cd2+＞Pb2+＞Cr(Ⅵ), LOAEL分别为24.0、147.0、200.0和235.0 μg·L-1 [71] 急性毒性 苯并(a)芘(BaP) BaP影响JAK-STAT和NF-κB信号通路 [190, 191] 急性毒性 120#燃料油分散液(WAFs) 主要致毒机制为导致胚胎死亡, 造成胚胎发育畸形、孵化率和心率下降; 胚胎期LC50(96h) 为3.4~4.0 mg·L-1 [74] 急性毒性 双酚S(BPS) 通过对比LC50, 海洋青鳉鱼对于BPS的敏感性高于其他水生生物; LC50(24 h)=16.8 mg·L-1; 当浓度为100.0 μg·L-1时, BPS表现出类似的促炎功能, 上调自由基的产生和细胞因子的表达 [192] 急性毒性 17α-乙炔雌二醇(EE2) EE2对鱼类的内分泌系统和免疫系统均有毒性作用 [193] 亚慢性毒性 聚氯乙烯(PVC) 初生和次生聚氯乙烯(106个·L-1) 暴露25 d, 胚胎畸形、仔鱼畸形, 其心率和孵化时间显著变化; 与初生聚氯乙烯相比, 次生聚氯乙烯表面粗糙, 形状不规则与鱼卵紧密接触会产生机械磨损, 导致其毒性效应更为显著 [194] 慢性毒性 Hg2+ 主要致毒机制为诱导氧化应激、细胞骨架组装功能障碍和代谢紊乱, 进而引起神经毒性, 且造成结构损伤; LOAEL为1.0 μg·L-1, 暴露60 d, 汞在大脑内大量积累 [184] 多世代毒性 苯并(a)芘(BaP) BaP (0.5 μg·L-1) 暴露, 后代与节律相关的基因被显著调控, 而出现昼夜节律紊乱; 同时造成DNA损伤, 父系暴露的后代比母系暴露的后代损伤情况更为严重, 且甲基化程度更高; 亲代经过暴露后的子代幼虫对BaP的毒性敏感性更高 [183] 多世代毒性 3种六溴环十二烷异构体α-、β-和γ-HBCD 主要致毒机制为HBCDs诱导海洋青鳉鱼胚胎的氧化胁迫, 造成畸形率升高, 影响心率, 并导致心脏凋亡; 影响胚胎发育的LOAEL为5.0 μg·L-1 [61, 185] 多世代毒性 磷酸三(1, 3-二氯异丙基)酯(TDCIPP)和磷酸三苯酯(TPhP) 影响海洋青鳉鱼骨骼发育, 缩短其体长和胸鳍长度, 并造成脊柱弯曲 [195]

表 7 海洋青鳉鱼(Oryzias melastigma)在中国海洋生态毒理学研究中的应用 Table 7 Application of Oryzias melastigma in marine ecotoxicological studies in China

大弹涂鱼(Boleophthalmus pectinirostris) 已被用于重金属和有机污染物毒性测试.例如镉和铅暴露会对大弹涂鱼的肝细胞造成不可逆的结构损伤^{[186, 187]}; BaP会显著抑制大弹涂鱼肝脏的谷胱甘肽过氧化物酶的活性^[66]; 而大弹涂鱼的肝脏和白肌在对二甲苯暴露下表现出不同的抗氧化机制^[188].Bo等^{[62, 189]}利用真鲷(Pagrus major) 先后探究了BaP暴露下鱼类的急性免疫调节响应和生物转化与免疫调节之间的相互作用.此外, 褐菖鲉(Sebastiscus marmoratus) 在三丁基锡(tributyltin, TBT) 暴露下, 毒性诱导脑细胞凋亡, 选择、感官和运动功能受到影响^[63].

近年来中国海洋生态毒理学不断蓬勃发展, 先进的现代组学技术及大数据模型构建不但为学科研究提供了前沿技术手段, 还为污染物致毒机制探究带来了突破.与此同时, 当前中国海洋生态环境问题也处在动态变化之中, 涉及海洋环境的自身变化、外源污染物的干扰、生态系统内在结构的改变和突发的污染或灾害等多个方面, 各因素间相互影响, 相互叠加, 相互制约, 而且伴随着全球气候变化, 海洋中复杂的生物过程也在不断变化.因此, 当前海洋生态毒理学研究在检测污染物毒性效应的同时应结合全球变化对于生物体及环境的影响, 探究多因子之间的相互作用(如协同、加成或拮抗效应).此外, 真实的海洋生态环境处于动态变化中, 而毒理学毒性测试的开展往往是在可控的实验室环境下, 那么可控的实验室测试环境与原位不可控的海洋生态环境存在哪些未知的差异, 又要如何填补其中的差别, 也将成为海洋生态毒理学未来发展的新挑战.由此, 研究者们应当深入了解并及时关注不同海域的区域特征和海洋生态环境的变化, 除进行实验室毒性测试和致毒机制探究外, 需监测和预测实际海洋生态环境中的环境因子变化和污染物在实际环境中的迁移转化.同时还需要了解不同海域海洋生态系统的结构和功能特征及其变化趋势, 确定各生态系统的关键物种, 选择合适的受试物种进行毒性测试和研究, 以期更全面更科学地评估污染物对海洋生态系统的生态风险, 更好地保护海洋生态环境.