水生动物标志物评价镉污染的研究进展

李 筝，李 慧，李 莉，高 岩，周传江，孔祥会

( 河南师范大学 水产学院，河南省水产动物养殖工程技术研究中心，水产动物疾病控制河南省工程实验室，河南 新乡 453007 )

水生动物标志物评价镉污染的研究进展

李 筝，李 慧，李 莉，高 岩，周传江，孔祥会

( 河南师范大学 水产学院，河南省水产动物养殖工程技术研究中心，水产动物疾病控制河南省工程实验室，河南 新乡 453007 )

镉污染；生物标志物；水生动物

镉是广泛存在于自然环境中的一类化学元素，其化合物易溶于水，采矿业和含镉工业周边水体往往镉含量较高，对周围环境造成了极大危害[1]。环境中高含量的镉，可对生物机体造成严重影响，导致多种器官出现肿瘤，损伤DNA，影响DNA修复及促进细胞增生，导致机体出现畸变、癌变、突变[2]。由于生物体对镉胁迫的调节能力有限，而且在体内不易通过转换作用形成有效排泄，容易在生物体内蓄积并最终通过食物链影响到人类的健康。当前，全世界每年向环境中释放镉的总量为30 000 t，其中82%～94%进入土壤，继而部分随着降雨进入水体。2007年 “镉大米”事件导致人们对镉污染再次广泛关注，农业部稻米及制品质量监督检验测试中心的抽查结果显示，在所抽检样品中，约10%的样品镉含量超标。镉是生物生长发育的非必需元素，几乎对所有水生动物都有毒性[3-4]。水体中的镉通过呼吸、消化、体表渗透等途径进入水生动物体内[5]。作为大多数终生生活于水体中的水生动物来说，因缺乏主动离开水体的能力，只能被动暴露于镉超标的水体中，其组织器官、生理机能甚至遗传特性必将发生相应的变化。生物标志物是生物体受环境污染物严重损害之前，在生物体分子、细胞和个体水平上出现的异常化的生物学特征[6]。生物标志物可以对严重镉毒害提供早期预警，不仅有助于确定生物体所受影响及潜在危害，还可用于监测环境中污染物水平。生物标志物的种类繁多，且缺乏统一的标准加以区分，戴伟[7]根据有毒物质对水生生物毒性效应将重金属生物标志物分为暴露生物标志物、效应生物标志物和易感性生物标志物。笔者通过综述水生动物标志物评估镉污染的研究进展，以期对镉污染的早期预警和生态控制提供参考依据。

1 暴露生物标志物

暴露生物标志物一般采用测定生物体内特定污染物或其代谢物，或者与生物分子相互作用形成的产物来监测环境污染物。研究表明，水环境中随着重金属暴露剂量的增加及暴露时间的延长，鱼体内重金属的蓄积量随之增加，且呈剂量—效应关系[8-9]。张乾通[10]对镉污染区域的鱼类、软体类、甲壳类、藻类生物体内镉含量检测显示，镉超标率为：藻类>软体类>鱼类>甲壳类。克氏原螯虾(Procambarusclarkii)在镉暴露9 d后，镉在肝胰腺、鳃和肌肉中富集量依次为肝胰腺>鳃>肌肉，富集量与暴露时间和水体中镉含量分别呈现正相关[11]。根据张玄可[12]的研究，鲇鱼(Silurusasotus)的体长或体质量与其年龄密切相关，鲇鱼体内镉含量测定中，在一定年龄范围内，镉含量随着体质量或体长的增加而明显增加。徐青[13]对5个地区淡水鱼、甲壳类及贝类重金属含量研究中，对5个采样区的重金属含量进行了差异性检验，发现镉含量存在显著性差异(P<0.01)，其中，镉的平均含量在湘江最高；比较 5 个地区鱼种中的重金属含量，与其他4个地区相比，湘江中鱼体镉含量明显偏高；比较淀山湖地区淡水鱼、贝类、甲壳类生物间的重金属含量差异，对于镉的含量，发现物种间存在显著差异(P<0.05)。由此可见，不同地区、不同物种、不同组织中水生动物重金属镉蓄积量存在明显差异。

重金属在生物体内的蓄积受多种因素影响，如生物种类、个体大小、组织器官以及环境因素等。因此，在对水产动物进行重金属含量检测和评估时，必须综合考虑多种因素才能得到更准确的结论。

2 效应生物标志物

效应生物标志物指示污染物对生物体健康状况的损害效应，它可以解释污染物毒性效应的分子反应[7]。效应生物标志物大部分是酶类，还有一些大分子物质，研究主要集中在在分子及细胞水平上。

2 .1 氧化应激和氧化损伤生物标志物

水环境中镉等重金属的存在，对水体生态系统造成严重的危害。许多污染物可参与生物体内的氧化还原循环，产生大量的活性氧，从而导致机体内DNA断裂、脂质过氧化、酶失活等氧化应激[14-15]，对生物体造成严重影响。因此，需氧生物依赖机体抗氧化防御系统以阻止氧化损伤。抗氧化防御系统的一个重要特征是其活性成分或含量可由于污染的胁迫而发生改变，因而常作为环境污染胁迫的指标[16]，以评价环境污染水平。抗氧化指标用于生物标志物的主要有超氧化物歧化酶、过氧化氢酶、过氧化物酶、谷胱甘肽以及小分子抗氧化物质等。超氧化物歧化酶是细胞内最有效的抗氧化酶之一，是生物体内清除活性氧，从而保护机体组织的第一道防线，生物体可通过超氧化物歧化酶等应激变化来调节或抵抗氧化胁迫[14]。研究表明，水生动物在重金属镉胁迫下，超氧化物歧化酶活性会升高来抵御外界刺激，但是在重度胁迫下，超氧化物歧化酶会降低，这时生物积累大量活性氧自由基，导致机体受损[17-19]。在对克氏原螯虾研究中，过氧化氢酶活性随镉含量而改变，当轻度镉胁迫时过氧化氢酶活性升高，重度胁迫下活性降低，导致机体受损，可能是重度胁迫下，机体自我修复能力受到损伤[20]。重金属镉进入鱼体后，引起鱼体氧化应激反应，产生大量活性氧自由基，诱导脂质过氧化损伤产物丙二醛产生[21]。丙二醛是脂质过氧化的最终分解产物，可以反映脂质过氧化程度。贾景涛等[22]对不同水平饲料镉对尼罗罗非鱼(Oreochromisniloticus)肝胰脏抗氧化能力的影响研究中，镉水平在0～400 mg/kg的5个处理中，罗非鱼肝胰脏中丙二醛的量随镉含量升高而升高，并具有剂量—效应关系，说明随着镉水平升高，罗非鱼肝胰脏氧化损伤程度随之增加。镉暴露南方鲇 (S.meridionalis)生理指标研究中，通过对过氧化氢酶和超氧化物歧化酶的活性，谷胱甘肽和丙二醛的含量测定，结果显示，随着时间和含量的增加，抗氧化酶的活性先升后降，随着镉含量增加脂质过氧化损伤随之增加[23]。在镉暴露尼罗罗非鱼研究中，不同暴露组肝脏组织中超氧化物歧化酶、过氧化氢酶、谷胱甘肽含量显著高于肾脏、脾脏、肌肉和鳃，同时，肝脏组织中超氧化物歧化酶和过氧化氢酶的活性与水体中镉暴露含量呈现明显的剂量—效应关系[24]。

酶活性易受外界因素影响，抗氧化酶活性变化间接反映生物受镉污染程度。选取抗氧化酶作生物标志物时，必须考虑多种因素的影响，保证试验结果可靠。活性氧在生物体内存在时间短且含量很低，很难检测，因此，以活性氧做生物标志物的报道极少，大多采用测定脂质过氧化产物间接反映活性氧含量。

2.2 乙酰胆碱酯酶

乙酰胆碱酯酶是大部分水生动物感受器和主要神经传递物质，其活性的抑制或诱导均能对动物体造成毒性效应，因此，可作为特异性生物标志物，评估神经传导活动。南方鲇受到Cd2+暴露14 d，脑中乙酰胆碱酯酶活性最初显著降低，然后恢复到正常水平[25]。泥鳅(Misgurnusanguillicaudatus)在0.3 mg/L Cd2+暴露下，脑中乙酰胆碱酯酶活性显著降低，且暴露时间越长，脑中乙酰胆碱酯酶活性越低[26]。

2.3 腺苷三磷酸酶及相关代谢酶

水产动物体内酶活性常作为健康养殖和水环境质量评估的指标。镉可影响代谢酶活性，甚至使酶活性受到抑制，常见代谢酶主要包括腺苷三磷酸酶、转氨酶、乳酸脱氢酶、碱性磷酸酶等，这些代谢酶对重金属胁迫非常敏感，可作为生物标志物评价镉损害程度。腺苷三磷酸酶存在于各种生物膜结构上，负责离子跨膜运输，在维持生物电现象、保持生理平衡和非电解质运输中具有非常重要的作用，可作为多种水污染物胁迫的指标[27]。镉暴露下，鲫鱼(Carassiusauratus)鳃和肝脏的Na+/K+-腺苷三磷酸酶活性呈剂量—效应关系[28]。谷丙转氨酶和谷草转氨酶是重要的氨基转移酶，广泛存在于动物细胞线粒体中，在机体蛋白质代谢中起重要作用。碱性磷酸酶在生物体核酸、蛋白质和脂类等物质代谢中起重要的作用。镉对日本沼虾(Macrobrachiumnipponense)的毒性研究中，随着镉含量的升高，肌肉中谷丙转氨酶和谷草转氨酶活性逐渐降低，说明Cd2+对日本沼虾两种转氨酶活性的影响具有明显剂量—效应关系，也反映出镉离子对日本沼虾组织结构的伤害程度[29]。

采用抗氧化酶、乙酰胆碱酯酶以及各种代谢酶作为生物标志物评价时，应考虑酶活性与生物种类、器官组织、生理状态等有关，而且还受外界因素(温度、盐度、酸碱性等)的影响，以酶作为生物标志物时，应结合其他指标进行镉污染评价，以便获得更可靠的结果。

2.4 热休克蛋白基因家族

热休克蛋白基因家族是一系列应对环境胁迫的基因总称[30-32]。热休克蛋白一方面参与机体一些重要的细胞生理活动，如蛋白质转位、折叠和装配；另一方面，当各种因素诱导热休克蛋白合成后，其可稳定细胞结构，维护细胞正常生理功能，提高机体相应的适应能力[33]。热休克蛋白基因家族包含诸多成员，如热休克蛋白20、热休克蛋白60、热休克蛋白70、热休克蛋白90等，这些成员不仅对热应激有比较敏感的反应，且对多种胁迫均有显著的应答反应，如重金属胁迫。Elran等[34]检测了镉胁迫下海葵(Nematostellavectensis)的转录组变化，结果表明包括热休克蛋白在内的多个基因家族成员均发生了改变。Kim等[35]研究了日本剑水蚤(Tigriopusjaponicus)在重金属镉胁迫下引发热应激蛋白家族成员的表达，多个热休克蛋白成员对镉产生了不同的表达变化，其中热休克蛋白 20和热休克蛋白70成员对镉等产生了比较明显的表达变化，这两个基因被认为是水生生物重金属胁迫的新型生物标志物。Choi等[36]研究了在重金属镉胁迫下长牡蛎(Crassostreagigas)热休克蛋白90发生显著变化，发现热休克蛋白基因家族在应对不利环境下的多重角色。露斯塔野鲮(Labeorohita)在镉胁迫下，其肾脏、肝脏中热休克蛋白47、热休克蛋白60、 热休克蛋白70、 热休克蛋白78、热休克蛋白90均有上调表达[37]。Jiang等[38]研究镉胁迫对鲤鱼(Cyprinuscarpio)热休克蛋白的影响，结果显示,镉胁迫不仅可以引起肝脏和脑组织中热休克蛋白60、热休克蛋白70和热休克蛋白90 mRNA 表达水平上升，而且还可引起热休克蛋白60、热休克蛋白70和热休克蛋白90蛋白水平上升，表明重金属暴露能够引起鱼体肝脏和脑组织热休克蛋白的过表达。

2.5 遗传毒性生物标志物

脱氧核糖核酸携带的遗传信息，是生物体内重要的遗传物质。自然界中一些化学物质和物理因子可损伤脱氧核糖核酸分子结构[39]。镉可造成机体内细胞脱氧核糖核酸损伤，进而引发毒性作用[40]。因此，将脱氧核糖核酸损伤作为重金属污染的生物标志物。微核试验和彗星试验常用来检测脱氧核糖核酸损伤的程度。

微核是由染色体和染色单体的无着丝粒断片，或纺锤体损伤后造成的染色体在细胞分裂中未包被于主核中。微核是细胞受遗传毒物作用后形成的，细胞中微核形成数量可用来评估污染物的遗传毒性[41]。尼罗罗非鱼在镉离子处理下核异常率和总核异常率在整个试验期间均与对照组有显著差异，且随着时间的延长呈上升趋势，在14 d时达到最大值[43]。王杨科等[44]对鲫鱼和泥鳅分别用含镉溶液处理，结果表明镉可诱导这两种鱼红细胞产生微核，并在一定条件下呈现剂量—效应和时间—效应关系。根据毛晓宇等[45]的研究，四角蛤蜊(Mactraveneriformis)不同含量镉暴露14 d后，各处理组微核率和总畸形核率随胁迫含量的增高而逐渐增大，表明重金属镉对四角蛤蜊血细胞造成了明显的遗传损伤。

彗星试验是一种常用于检测脱氧核糖核酸损伤的技术，它具有灵敏度高、经济、简便、快速等优点。近30年来，被广泛地应用于遗传毒理、环境监测、医学诊断、营养研究[46]。试验表明，镉进入水生生物机体后能造成机体多种细胞的脱氧核糖核酸单链、双链和脱氧核糖核酸—蛋白质交联，从而发挥其毒性作用。Mikhailova等[47]研究表明，镉能在较低浓度(5～35 mmol/L)诱导8-羟基脱氧鸟苷(8-OHdG)的形成，从而引起细胞核脱氧核糖核酸链断裂。陈寅儿等[48]应用彗星试验发现镉暴露对大弹涂鱼(Boleophthalmuspectinirostris)外周血细胞脱氧核糖核酸造成损伤。宋超等[49]运用该技术发现镉对中华倒刺鲃(Spinibarbusdenticulatus)肝细胞脱氧核糖核酸损伤作用，认为尾部DNA含量、尾长、尾矩、Olive尾矩4种检测指标在高含量组均与对照组之间存在显著差异，且呈现明显的剂量—效应关系。由于遗传毒性生物标志物可以直接揭示遗传物质在分子水平上的作用以及其引起的细胞和个体上破坏情况，并且具有专一性，因此广泛应用于毒理学研究中。

3 易感性生物标志物

易感性生物标志物指可反映机体先天具有或后天获得的对接触外源性物质产生的反应能力，既可与遗传有关，又可由环境因素诱发[7]。金属硫蛋白即为易感性生物标志物之一，是一类低分子量、富含半胱氨酸、能被金属诱导并能结合多个金属离子的功能蛋白[50-51]。金属硫蛋白作为指示水环境重金属污染的一种生物学指标，在生物体内对缓解重金属的毒性，参与微量元素的储存、运输以及增强机体免疫与应激能力、清除自由基等方面担负着重要的生理功能[52-53]。生物体内重金属含量与金属硫蛋白及基因表达水平之间存在典型的倒“U”型关系，即当重金属低于某一含量阈值时，金属硫蛋白会随着重金属剂量增加而上升；而一旦超出含量阈值，重金属就会对生物产生不可逆毒性，金属硫蛋白水平就会随着重金属含量增加而降低[54]。镉暴露后长江华溪蟹(Sinopotamonyangtsekiense)心脏、鳃丝和肝胰腺等组织中金属硫蛋白基因表达量随水体镉含量升高而上升，其中，肝胰腺金属硫蛋白基因表达量受镉诱导的倍数最高[55]。96 h Cd2+胁迫对紫红笛鲷(Lutjanusargentimaculatus)肝脏金属硫蛋白含量变化呈现明显的剂量—效应关系[56]。在0.143 mg/L Cd2+胁迫下，青鱼(Mylopharyngodonpiceus)金属硫蛋白含量在6 h和12 h内显著上升，呈现出一定时间—效应关系，12 h含量基本平衡，各组织金属硫蛋白含量顺序为肝脏>鳃丝>肌肉[19]。在泥鳅中，镉含量越高，或胁迫时间越长，则肝脏和鳃中金属硫蛋白基因的相对表达水平越高。在受到Cd2+胁迫时，金属硫蛋白大量表达，可降低Cd2+对机体造成的损伤，金属硫蛋白基因可以作为监测水环境中镉污染的生物标志物之一[57]。

4 新型生物标志物开发

4.1 基于高通量测序技术的新型标志物开发

高通量测序技术的快速发展，已逐渐成为重金属毒性机制研究中的一个常用技术。基因高通量测序技术产生了海量数据，可以从中挖掘出和重金属胁迫相关的新的基因及代谢通路，可能发现更多新型或潜在标志物。

利用基于高通量平台的转录组测序技术，可以在单个反应产生成千上万条转录本，对这些转录本进行表达量的分析和聚类，富集在对照组及处理组之间产生显著变化的基因及其代谢通路，从而筛选一系列可指示重金属胁迫效应的新标志物。

Elran等[34]利用转录组技术发现了应对镉暴露的Egr1, AP1 和 NF-κB等多个快速反应的转录因子。同时通过分析，首次发现并报道了Pcs1基因在重金属镉胁迫下的表达上调，对于缺少金属硫蛋白基因的动物，开展重金属胁迫研究提供了新的思路，扩展了人们对重金属毒性效应的理解。

4.2 基于微小核糖核酸测序技术开发新型标志物

微小核糖核酸是一类长21～24个核苷酸的小RNA分子，主要存在真核生物中，它们不编码蛋白质，可以和靶RNA结合，从而介导多个生物学过程。现有研究发现，微小核糖核酸调节多种细胞功能，在生物体细胞增殖、新陈代谢、凋亡及免疫中发挥重要作用[58-59]。

环境毒理学研究表明，当生物暴露于化学物质时，会引起相关的微小核糖核酸表达发生变化，从而引起其靶基因的表达改变[60]。许多研究已有报道，微小核糖核酸参与了镉胁迫过程[61-65]。Bao等[66]测定在重金属镉胁迫下泥蚶(Tegillarcagranosa)的微小核糖核酸变化，其中16个差异表达的微小核糖核酸RNA前体被识别，有5个差异表达的微小核糖核酸(Tgr-nmiR-8, Tgr-nmiR-21, Tgr-miR-2a, Tgr-miR-10a-5p和 Tgr-miR-184b)已通过荧光定量PCR的方法得以验证。

5 多种生物标志物的综合运用

采用多个生物标志物评价镉对缢蛏(Sinonovaculaconstricta)毒理学效应，可在一定程度上避免单一标志物引起的误差，对于全面评价污染物对生物的各种可能影响更具有价值[67]。付文超[68]建立综合生物标志物响应指数来评价研究区域重金属生态毒性。在北部湾沿岸采样检测表层沉积物中镉等7种重金属的存在形态(弱酸溶解态、可还原态、可氧化态、残渣态)的含量、总有机碳、粒径等因子，以及同步测定的文蛤(Meretrixmeretrix)鳃和内脏中12种生化指标(一些抗氧化酶、金属硫蛋白、乙酰胆碱酯酶、氧化型与还原型谷胱甘肽比值以及氧化逆境指数)[68]。通过分别计算，获得可反应环境损害的综合生物标志物响应指数，比较其灵敏性及可靠性，确定有效的指标体系，从而建立基于生物效应的北部湾潮间带沉积物重金属综合生态毒性评价模式。这种方法较传统风险评价方法更能反映沉积物重金属的生态毒性效应，且具有灵敏、可靠、方便、快捷及低成本优点，具有较好的应用前景，为开展重金属镉毒性效应研究评价体系，提供了新的思路及方法。

6 研究展望

目前，利用生物标志物评价水生动物镉胁迫时，大多采用单一暴露试验或单一指标测定。实际上，水体生态系统可能存在多种重金属[69-70]，其作用机制要比单一重金属复杂，比如近些年对多种海水水生生物毒理学的研究[71-74]。大多研究集中于试验生态毒理学，以实验室处理为主，对于野外水体环境中重金属污染早期诊断和生态风险评价的研究相对较少；水体中污染物对水生动物的毒性机理研究还有待深入。随着生物学新技术的发展，如CRISPR/Cas9技术[75]、TALEN技术[76]及NgAgo-gDNA[77]等新型基因编辑技术，对深入研究基因功能以及重金属胁迫作用机制创造了条件。今后，关于镉暴露生物标志物的研究，应集中于：(1)多种暴露途径综合研究以便全面准确评估复杂水体中镉的毒理学效应，从而筛选有效评价镉污染的生物标志物；(2)生物标志物多指标体系综合研究，以便准确有效地对镉污染早期诊断和生态风险进行评价；(3)采用现代生物学技术和方法，开发检测方便，响应灵敏的新型生物标志物，以有效防控镉污染带来的生态风险。

[1] 李雅贞，罗琳，晏洪铃，等．含磷材料对矿区铅镉污染土壤重金属形态转化的影响[J]．环境工程学报，2015，9(5)：2469-2472．

[2] 毛跟年，许牡丹，黄建文．环境中有毒有害物质与分析检测[M]．北京：化学工业出版社，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] 车志群，莫祖英，孙仁杰.DENG荧光定量PCR方法及分子标志物在海洋污染监测中的应用进展[J]．生态科学，2015，34(5)：233-240．

[7] 戴伟．水生动物重金属污染生物标志物的研究进展[J]．生态学杂志，2010，3(6)：116-119．

[8] 曾乐意．长江上游几种鱼类重金属含量及饲料铅对中华倒刺鲃的生理生态学影响[D]．重庆：西南大学，2012．

[9] 余杨，王雨春，周怀东，等．三峡水库蓄水初期鲤鱼重金属富集特征及健康风险评价[J]．环境科学学报，2013，33(7)：2012-2019．

[10] 张乾通．舟山渔场主要海产品重金属污染现状分析与评价[D]．杭州：浙江大学，2011．

[11] 张振燕．重金属在克氏原螯虾体内吸收与奮积特性及蓄积过程重金属间相互作研究[D]．南京：南京师范大学，2013．

[12] 张玄可．长江上游几种鲇形目鱼类镉含量及水体镉暴露对南方鲇的生理生态学影响[D]．重庆：西南大学，2015．

[13] 徐青．重金属污染在不同水体淡水鱼中的分布特征及健康风险评估[D]．上海：上海大学，2013．

[14] McCord J M，Fridovich 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] 焦传珍．铈对镉染毒泥鳅肝胰脏中超氧化物歧化酶和过氧化物酶活性的影响[J]． 水产科学，2009，28(12)：786-788．

[18] 宋志慧，王庆伟．Cu、Cd和Cr对斑马鱼联合毒性作用和生物预警的研究[J]．生态毒理学报，2011，6(4)：361-366．

[19] 赵汉取， 施沁璇，沈萍萍，等．低浓度 Cd2+胁迫对青鱼组织 SOD 活性和 MT 诱导的影响[J]．水生态学杂志，2014，35(2)：90-95．

[20] 呼光富，李忠，梁宏伟，等．镉对克氏原螯虾肝胰腺触角腺及鳃中SOD和CAT活性的影响[J]．农业环境科学学报，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] 贾景涛，瞿少伟，阙炳根．不同水平饲料镉对罗非鱼肝胰脏抗氧化能力影响的研究[J]．农业学报，2012，2(11)：52-56．

[23] 皇甫加清．镉对南方鲇抗氧化酶系统和脂质过氧化作用的影响[D]．重庆：西南大学，2011．

[24] 王小娇，胡国成，张丽娟，等．重金属镉胁迫对尼罗罗非鱼抗氧化酶系统的影响[J]．海洋环境科学，2016，35(5)：647-651.

[25] 张玄可，梁敏，程卫东， 等．Cd暴露对南方鲇氧化应激及脑胆碱酯酶活性的影响[J]．重庆师范大学学报：自然科学版，2015,32(1)：41-45．

[26] 李会．重金属 Fe3+和 Cd2+对泥鳅脑组织AChE 活性的影响研究[D]．聊城：聊城大学，2014．

[27] 徐立红，张甬元，陈宜瑜． 分子生态毒理学研究进展及其在水环境保护中的意义[J]．水生生物学报，1995，19(2)：171-185．

[28] 金叶飞，施维林，张信娣，等．LAS、Cd2+污染对鲫鱼鳃、肝脏SOD、Na+-K+-ATPase活性的影响[J]．甘肃农业大学学报，2009，44(3)：16-21．

[29] 张亚娟，刘存歧，王军霞，等．镉对日本沼虾的毒性研究[J]．安徽农业科学，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] 刘建平，夏雅娟．重金属对热休克蛋白表达的影响研究进展[J]． 环境与健康, 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] 金春华，李明云，刘伟成，等．镉胁迫对大弹涂鱼(Boleophthalmuspectinirostris)血细胞遗传损伤的研究[J]．海洋与湖沼，2010,40(1)：80-84．

[41] 邢卫平，赵恒奎，姜宗荣．微核及微核试验在遗传毒理学中的应用[J]．安徽预防医学杂志，2002，8(5)：317-320．

[42] 韩杰，许人骥，于慧慧，等．镉对鲤遗传毒性和外周血细胞数量的影响[J]．淡水渔业，2010,40(1)：16-20．

[43] 江星，张耀光，金星星，等．CdSe/ZnS量子点对雄性尼罗罗非鱼红细胞微核率及核异常率的影响[J]．安徽农业科学， 2013，41(7)：2978-2981．

[44] 王杨科，王琦，路宏朝．镉对鲫鱼和泥鳅外周红细胞微核的诱导效应[J]．江苏农业科学，2012，40(3)：203-205.

[45] 王晓宇，杨红生，邢坤，等．镉和汞胁迫对四角蛤蜊(Mactraveneriformis)血细胞的毒性损伤研究[J]．海洋与湖沼，2011，42(6)：850-856．

[46] 赵琳娜，陈薛钗，钟儒刚．单细胞凝胶电泳技术检测DNA损伤的方法及进展[J]．生物学杂志， 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] 陈寅儿，徐镇．SCGE 技术检测镉对大弹涂鱼外周血细胞DNA损伤[J]．基因组学与应用生物学，2010，29 (2)：369-374．

[49] 宋超，贾旭淑，陈家长．单细胞凝胶电泳检测镉对中华倒刺鲃肝细胞DNA的损伤[J]．江苏农业科学， 2013， 41(1)：275-277．

[50] 马文丽，王兰，何永吉，等．镉诱导华溪蟹不同组织金属硫蛋白表达及镉蓄积的研究[J]．环境科学学报，2008，28(6)：1192-1197．

[51] 郑军恒，李海洋．金属硫蛋白清除羟自由基功能的研究[J]．北京大学学报：自然科学版，1999，35(4)：573-576．

[52] 盛樟，竺俊全．水生动物金属硫蛋白分子毒理学研究进展[J]．生物学杂志，2014，31(2)：77-81．

[53] 张保林，卢景雰，王文清，等．金属硫蛋白与红细胞的相互作用[J]．生物化学与生物物理进展，1994，21(5)：439-443．

[54] 安立会，郑丙辉，付青，等．以梭鱼金属硫蛋白基因表达监测海洋重金属污染[J]． 中国环境科学，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] 陈春亮，马胜伟，王学锋．汞、镉离子急性污染对紫红笛鲷肝脏金属硫蛋白的胁迫效应[J]．农业环境科学学报， 2014,33(8)：1493-1499．

[57] 李彩娟，王磊，凌去非．镉胁迫对泥鳅金属硫蛋白基因表达的影响[J]．水生态学杂志，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] 黄涵年，郭江峰．MicroRNA 在环境毒理学中的研究进展[J]．生命科学，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] 陆慧贤．水环境镉对缢蛏毒理学效应的研究[D]．宁波：宁波大学，2011.

[68] 付文超．基于海湾沉积物重金属有效态的文蛤生物标志物筛选与生态毒性评价[D]．青岛：中国海洋大学，2014．

[69] 曾艳艺，赖子尼，杨婉玲，等. 广东鲂幼鱼对铜、镉胁迫的氧化应激响应及其指示意义[J]. 生态环境学报，2014,23(4):1972-1979.

[70] 姜东生，李梅，崔益斌. 重金属和氯酚对霍甫水丝蚓的急性毒性及水环境安全评价[J]. 中国环境科学，2014,34(6):1572-1578.

[71] 刘旭佳，彭银辉，林景超，等. 铜和镉对方格星虫的急性毒性研究[J]. 水产科学,2015,34(2):95-99.

[72] 李晓，王颖，吴志宏，等. 魁蚶对3种重金属生物富集动力学研究[J]. 水产科学,2016,35(5):578-582.

[73] 彭雪，黄晓亮，陈思涵，等. 镉、汞单独及联合胁迫对中华绒螯蟹的急性毒性[J].水产科学,2015,34(4):220-226.

[74] 高天然，周可新. 镉胁迫下水生动物的生物标志物研究进展[J]. 生态与农村环境学报，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.

河南省高校科技创新团队支持计划项目(15IRTSTHN018);河南省国际合作项目(144300510017);河南省水产学重点学科项目；河南省教育厅项目(14B240001).

李筝(1980-)，女，硕士研究生；研究方向：水产动物免疫与疾病控制.E-mail: yuancai6598@163.com. 通讯作者:孔祥会(1968-), 男, 教授，博士；研究方向：水产动物免疫与疾病控制.E-mail: xhkong@htu.cn.