酚类物质对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应

Toxic effects of phenols on the growth and development of Rana chensinensis tadpoles

摘要

中国林蛙蝌蚪对水环境有极强的依赖性，水环境中的酚类物质可以通过中国林蛙蝌蚪的呼吸系统和皮肤进入其体内，影响蝌蚪的存活状况、生长发育和生理生化指标。因此中国林蛙蝌蚪可以用作监测水体环境的指示物种。从壬基酚、辛基酚和双酚A等酚类物质对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应进行阐述，为酚类污染物对两栖动物生长发育影响机理的深入研究奠定基础，为中国林蛙蝌蚪的生态保护和水环境监测提供科学依据。

Abstract

The tadpole of Rana chensinensis has a strong dependence on the water environment. The phenolic substances in water environment can enter the body through the respiratory system and skin of the tadpole of R. chensinensis， which can affect the survival status， growth and development， physiological and biochemical indicators of the tadpole， so it can be used as an indicator species for monitoring the water environment. The toxic effects of nonylphenol， octylphenol and bisphenol A on the growth and development of the tadpole of R. chensinensis are reviewed， which lays a foundation for further study on the mechanism of the effects of phenol pollutants on the growth and development of amphibians， and provides scientific basis for the ecological protection and water environment monitoring of the tadpole of R. chensinensis.

关键词

壬基酚 / 辛基酚 / 双酚A / 中国林蛙 / 蝌蚪 / 生长发育 / 毒性效应

Key words

nonylphenol / octylphenol / bisphenol A / Rana chensinensis / tadpole / growth and development / toxic effect

0 引 言

中国林蛙（Rana chensinensis）属两栖纲（Amphibia）无尾目（Anura）蛙科（Ranidae）蛙属（Rana），是国家重点保护野生药材物种，是国家保护的有益的或者有重要经济科学研究价值的陆生野生动物，2008年被列入《世界自然保护联盟》（International Union for Conservation of Nature， IUCN）濒危物种红色名录。近些年来，由于生产力水平和人们生活质量的不断提高，中国林蛙生存的水域及其周围环境受到工业废水和生活污水的严重污染，污染物降解后的物质主要为环境雌激素（EEs）^［1］，导致野生的中国林蛙种群数量趋于下降^［2］。EEs是指一类进入机体后，具有干扰体内正常内分泌物质的合成、释放、运输、结合及代谢等过程的物质，可以激活或抑制内分泌系统的功能，从而破坏维持机体稳定性和调控作用的化合物^［3］。EEs已成为继臭氧层、地球气候变暖之后的第三类环境问题^［4］。

EEs包括类似于雌激素的外源化学物质：壬基酚（NP）、辛基酚（OP）、双酚A（BPA）、己烯雌酚（DES）和乙炔基雌二醇等（EE2），以及环境中的内源性雌激素——雌酮（E1）、雌二醇（E2）和雌三醇（E3），其中的酚类物质对中国林蛙的生长发育具有一定的影响^［5］。因此，酚类化合物对中国林蛙的毒性研究工作近年来成为两栖类动物毒理生态学的研究热点。

本文综述了3种常见污水（包括工业废水、城市生活污水、农业污水和固体废物中有害物质溶解污水等）中酚类物质（壬基酚、辛基酚和双酚A）的毒理作用及其对中国林蛙蝌蚪造成的危害，为中国林蛙蝌蚪的生态毒理学等相关领域提供研究资料，并为自然水体环境的综合评价和酚类物质的污水治理提供一定的理论和实践依据。

1 壬基酚对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应

壬基酚（nonylphenol，NP）是一种酚类抗氧化剂，在工业生产中广泛应用于合成洗涤剂、增湿剂、添加剂、增塑剂等，在工业废水和生活污水中都含有该物质及其各种类型的降解物^［6］。一定浓度范围的NP可能通过干扰水生动物的内分泌活动影响其生长发育^［7］。

NP对两栖动物的生长发育具有一定的生态毒理学作用^［8］。在NP的急性毒性实验中，中国林蛙蝌蚪的半致死浓度（LC₅₀）随着NP暴露时间的延长而下降，在24~96 h的暴露时间下，其LC₅₀从0.24 mg/L逐渐降低至0.17 mg/L；中国林蛙蝌蚪的安全浓度（safe concentration， SC）随着NP暴露时间的延长而上升，在24~96 h的暴露时间下，其SC从0.017 mg/L逐渐上升至0.14 mg/L；在相同的暴露时间下，中国林蛙蝌蚪的死亡率与NP浓度呈线性正相关^［9］。在NP的慢性毒性实验中，10、30、60、100 μg/L的NP会降低中国林蛙蝌蚪生长发育的速度，中国林蛙蝌蚪的变态时间（从跗蹠部伸长期至变态完成期）随着NP浓度的增加而延长，并出现滞后现象，但其滞后时间与NP浓度之间无明显的线性关系；在10~100 μg/L的NP生长环境中，中国林蛙蝌蚪变态后幼蛙的体重会降低，但幼蛙长度差异不明显；在100 μg/L的NP生长环境中，中国林蛙蝌蚪均能完成正常的生长发育，从蝌蚪变态成幼蛙^［9］。

NP不仅影响中国林蛙蝌蚪正常的生长发育，还对中国林蛙子代蝌蚪的生长发育和性腺分化具有一定的转代效应。将中国林蛙雌性成体暴露于2.5×10^-7、1.25×10^-7、5.0×10^-8 mol/L的NP环境中，其子代蝌蚪生长发育没有明显的滞后现象；如果将子代蝌蚪再暴露于相同浓度的NP环境中，则子代蝌蚪生长发育会出现显著的滞后现象，并随着NP浓度的增大，生长发育的滞后效应明显增强^［10］。将中国林蛙雌性成体暴露在一定浓度（2.5×10^-7、1.25×10^-7、5.0×10^-8 mol/L）的NP水体中60 d后，该雌性林蛙能够正常繁殖后代，将其子代蝌蚪饲养在没有NP的正常环境中，其子代蝌蚪的长度、体重、性别比例和生长发育的时间均没有发生显著性变化；但若将其子代蝌蚪饲养在5.0×10^-8~2.5×10^-7 mol/L的NP环境中，则子代蝌蚪的长度、体重、雌性比例和生长发育的时间均发生显著的变化，出现体长和体重减少、雌性比例升高、发育滞后的现象^{［10，11］}。在5.0×10^-8~2.5×10^-7 mol/L NP浓度范围的水体环境中，NP对中国林蛙雌性成体的卵子发育没有影响，对饲养在正常水体中的子代中国林蛙蝌蚪生长发育和性腺分化没有显著影响，但可直接影响饲养在此浓度范围中的子代中国林蛙蝌蚪的生长发育和性腺分化^{［10，11］}。

NP不仅对中国林蛙蝌蚪的生长发育具有相应的毒性效应，还对中国林蛙成体的性腺发育具有显著影响。将雄性中国林蛙暴露于1.0×10^-5、1.0×10^-6和1.0×10^-7 mol/L的NP水体中分别饲养10、20、30 d后，分别取其肝脏和精巢组织，用免疫组织化学方法检测雌激素受体（ER）、卵黄蛋白原（Vtg）和精巢中StAR蛋白的表达情况，用原位杂交检测肝细胞中ER mRNA和精巢Leydig细胞中StAR mRNA的表达，结果表明：相同暴露时间，雄性中国林蛙的ER、Vtg和ER mRNA的表达量随NP暴露浓度的升高而上调，且NP暴露浓度对其ER、Vtg和ER mRNA表达量的影响显著^{［12，13］}；相同NP暴露浓度，雄性中国林蛙的ER和Vtg的表达值随暴露时间的延长而增高的规律性不明显，提示NP可通过调高ER而诱导肝细胞合成Vtg^［13］；1.0×10^-5 mol/L的NP水体对雄性中国林蛙的StAR表达具有抑制作用，1.0×10^-6和1.0×10^-7 mol/L的NP水体可以增加雄性中国林蛙的StAR表达，并且StAR表达值随NP浓度的升高而增加；在1.0×10^-6mol/L的NP水体中暴露30 d后雄性中国林蛙的StAR表达值最大，NP对StAR表达具有累积效应，而1.0×10^-7mol/L的NP水体对雄性中国林蛙的StAR表达影响不显著，随暴露时间延长也不显示累积效应^［14］。

已有的实验结果^［8~14］表明：NP具有明显的雌激素效应，在一定浓度范围内，NP不仅影响中国林蛙蝌蚪正常的生长发育活动，还干扰中国林蛙雌雄成体的内分泌活动，从而降低中国林蛙雌雄成体的繁殖力。

NP在自然界水环境中具有持久性及生物蓄积性。通过工业生产被排到野生中国林蛙生活的水环境中，以捕食的方式进入中国林蛙的食物链，并且通过食物链逐级放大。它一旦进入中国林蛙幼体或成体体内之后，易通过血脑屏障，沉聚于脑组织中，作用于垂体和下丘脑，影响垂体激素及其调节因子的合成与释放，从而影响中国林蛙脑神经、内分泌系统的活动。神经系统受损将会扰乱中国林蛙的生理机能，如生长、发育和生殖等，从而导致野生中国林蛙对环境的适应能力下降。因此，工业生产中应严格规范地使用NP，降低其进入水环境的排放量，减少对野生中国林蛙种群正常生理和遗传方面产生的不良影响。

2 辛基酚对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应

辛基酚（octylphenol， OP）是一种精细化工方面的重要原料，应用于清洁剂、塑料制品、纺织原料、化学农药、化妆品及食物制品等不同的制造业，在自然水体环境中可以长期存在^{［15，16］}。OP也是一种亲脂性的有机化合物，可以被生物有机体快速吸收，并在生物脂肪组织中逐渐累积^［17］。由于OP在自然水域环境中不容易分解，因此，常在水生动物体内富集，干扰水生动物的正常生理活动，从而对水生动物产生一定的毒性效应^［18］。

中国林蛙蝌蚪生活在水域环境中，对水体中的OP反应较为敏感，OP可以通过干扰中国林蛙蝌蚪的内分泌活动，从而影响中国林蛙蝌蚪的生存状态。OP对中国林蛙蝌蚪的急性毒性实验结果表明^［19］：中国林蛙蝌蚪在不同浓度的OP溶液中表现出不同程度的中毒症状，暴露在浓度为4.5×10^-6和4.0×10^-6 mol/L OP水体中的中国林蛙蝌蚪，首先表现为快速游动，随后身体呈S形扭曲，失去平衡，游动停止，最后死亡。在相同暴露时间内，中国林蛙蝌蚪的存活率随着OP浓度的增加而减少；在相同OP浓度下，中国林蛙蝌蚪的存活率随着暴露时间的延长而下降；暴露在浓度为5.0×10^-7~5.0×10^-6 mol/L OP水体中，存活率随着OP浓度的升高和暴露时间的延长而下降。暴露在OP水体中24~96 h的中国林蛙蝌蚪半数致死浓度从3.55×10^-6 mol/L降低至1.52×10^-6 mol/L；暴露96 h的中国林蛙蝌蚪安全浓度为1.52×10^-7 mol/L。

OP对中国林蛙蝌蚪的生长发育具有一定的抑制作用。OP对中国林蛙蝌蚪的慢性毒性实验结果表明^［19］：暴露在SC以下（1.0×10^-7、5.0×10^-8、1.0×10^-8和1.0×10^-9 mol/L）的OP水体中，OP浓度对中国林蛙蝌蚪存活率的影响不明显，但长时间暴露（20~40 d）在SC以下的OP水体中，中国林蛙蝌蚪的生长发育会出现不同程度的畸形，如身体扭曲、吻部出现泡状物和腹部肿胀等现象；暴露在1.0×10^-9~1.0×10^-7 mol/L OP水体中的中国林蛙蝌蚪，其跗蹠部伸长期、前肢伸出期和完全变态期的生长发育时间随着OP浓度的升高而延长，中国林蛙蝌蚪的体长和体重随着OP浓度的升高而下降。水体中的OP浓度（1.0×10^-8~1.0×10^-6 mol/L）对中国林蛙蝌蚪的发育时间、体长和体重影响显著，OP显著降低中国林蛙蝌蚪的体长和体重，延缓中国林蛙蝌蚪的发育^［20］。

OP对中国林蛙蝌蚪的性腺分化也具有显著影响。OP不仅能够增加中国林蛙蝌蚪的雌性比例，还会诱导其性腺中芳香化酶（P450arom）的表达，中国林蛙蝌蚪的雌性比例及性腺中P450arom的表达量随着OP浓度的增加而升高^［21］。OP能干扰中国林蛙睾丸组织中特异基因的转录，从而影响雄性中国林蛙睾丸的多种生理过程，包括诱导免疫应答、干扰甾体激素合成和影响精子发生^［22］。

OP不仅影响中国林蛙蝌蚪正常的生长发育过程，还对中国林蛙子代蝌蚪的生长发育具有显著的转代效应。在安全浓度范围内，OP对连续（亲代和子代）暴露和母体（亲代）暴露组中的中国林蛙F1代蝌蚪的孵化率和存活率影响不显著，但能不同程度地降低中国林蛙蝌蚪的体重和体长，延缓蝌蚪的发育时间，增加雌性蝌蚪的比例，并能诱导幼蛙性腺中P450arom的表达；OP暴露浓度的越高，对中国林蛙F1代蝌蚪的影响就越明显^［21］。

OP对中国林蛙的生长发育具有明显的雌激素效应。低浓度的OP（1.0×10^-9~1.0×10^-7 mol/L）对中国林蛙蝌蚪的生长发育具有一定的抑制作用，且随着OP浓度的升高和暴露时间的延长（24~96 h）而增强；在SC范围内，OP不仅会影响当代中国林蛙蝌蚪的生长发育、性腺分化以及性腺中P450arom的表达，而且还可能将这种影响通过母体传递给子代，影响子代中国林蛙蝌蚪的正常生长发育^［19~21］。

OP在具有持久性及生物蓄积性，通过工业生产被排到野生中国林蛙生存的水体中，通过生物累积影响野生中国林蛙的生长发育和繁殖。OP可导致精子质量和数量下降，性激素水平和性行为异常，从而影响野生中国林蛙雄性生育能力。此外，OP是一类具有较强雌激素活性的内分泌干扰物，可通过干扰中国林蛙内分泌活动来影响其生长发育、性腺分化和内分泌等生理活动，这种影响还可以通过母体传递给子代中国林蛙。

3 双酚A对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应

双酚A（bis⁃phenol A，BPA）是一种重要的化工原料，广泛被应用于增塑剂、环氧树脂和抗氧化剂等的生产当中。高浓度的BPA具有急性毒性效应，可直接导致水体中动物的死亡^［23］；低浓度的BPA可干扰水生动物的内分泌机能，导致水生动物生长发育和生殖机能异常，从而影响种群的正常繁殖活动^［24~33］。

在BPA的急性毒性实验中^［26~28］，中国林蛙蝌蚪染毒后身体扭曲，失去平衡能力，蝌蚪体表黏液增多，排泄物增加。在BPA安全浓度（1.0×10^-5 mol/L）以上，相同暴露浓度（2.8×10^-5~3.6×10^-5 mol/L）下，中国林蛙蝌蚪死亡率随着BPA暴露时间的延长而递增，相同暴露时间（24、48、72、96 h）内，中国林蛙蝌蚪死亡率随着BPA浓度的上升而递增，蝌蚪的死亡率与BPA浓度呈线性正相关，中国林蛙蝌蚪的半致死浓度随着BPA暴露时间的延长而下降，SC为0.88×10^-5 mol/L；在安全浓度以下，BPA浓度对中国林蛙蝌蚪的变态成活率没有影响，但导致幼蛙体长减小、体重明显降低，延长中国林蛙蝌蚪的变态时间，且变态时间随着BPA浓度（在SC以下）的上升而明显延长。

在BPA的慢性毒性实验中^{［27，28］}，暴露在不同浓度BPA（1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L）下中国林蛙蝌蚪的跗蹠部伸长期、前肢伸出期和完全变态期均明显出现不同程度的滞后现象，且各期的滞后时间均随浓度由低到高（1.0×10^-7、1.0×10^-6、1.0×10^-5 mol/L）呈增加趋势；在各浓度组之间，中国林蛙蝌蚪体长随BPA浓度的增加而减小；暴露在不同浓度BPA（1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L）下中国林蛙蝌蚪的体重均有不同程度的减少，但体重与BPA浓度之间无明显变化规律。

在BPA的隔代实验中^［28］，在BPA的安全浓度范围（1.0×10^-7~1.0×10^-5 mol/L）内，BPA浓度不会影响中国林蛙子代蝌蚪的孵化率；暴露在不同浓度BPA（1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L）下中国林蛙子代蝌蚪出现发育时间滞后、体重降低的现象，而体长未出现显著变化，且此现象在发育后期的高浓度组中尤为明显；母体在BPA暴露后，中国林蛙子代幼蛙性腺形态和显微结构未出现显著变化，母体⁃子代连续在BPA中暴露，中国林蛙雌性比例极显著上升，仅子代暴露，中国林蛙雌性比例明显上升，且随子代暴露的BPA浓度增加而显著；母体暴露后中国林蛙子代幼蛙肝脏中均出现卵黄蛋白原的表达，且随母体暴露的BPA浓度增加而显著。

BPA不仅影响中国林蛙蝌蚪的生长发育，还影响其雄性个体生殖细胞发育、生殖活动和幼体的雌性比例。将雄性中国林蛙暴露于1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L BPA水体中分别饲养3、5、7 d后，取其精巢组织，用原位末端转移酶法（TUNEL）和甲基绿⁃派诺宁法（Methyl Green⁃Pyronine） 检测生精细胞凋亡，用免疫组织化学方法检测生精细胞的Bax和Bcl⁃2表达情况，结果表明：暴露在BPA水体中的中国林蛙生精细胞凋亡指数（apoptotic index， AI）均显著升高，且中国林蛙生精细胞AI随暴露浓度（1.0×10^-7~1.0×10^-5 mol/L）的增加或暴露时间（3、5、7 d）的延长而增高；不同BPA暴露浓度（1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L）下，中国林蛙Bax表达量上调、Bcl⁃2表达量下调，且各BPA暴露浓度下的表达量差异均显著；中国林蛙生精细胞AI与Bax/Bcl⁃2表达量呈正相关^［29］。各BPA暴露浓度（1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L）下雄性中国林蛙生精细胞均出现了凋亡现象，且生精细胞凋亡的数目随着BPA浓度和暴露时间（3、5、7 d）的增加而增加^［30］。将中国林蛙蝌蚪暴露于1.0×10^-5和1.0×10^-6 mol/L BPA水体中分别饲养变态，不仅两组浓度下的幼蛙雌性比例明显增加，也可诱导中国林蛙出现雌雄同体现象，但雌雄同体的比例与BPA浓度之间无明显变化规律^［26］。

BPA不仅影响中国林蛙蝌蚪的生长发育，还影响其雄性成熟个体生殖系统的生理功能。将雄性和雌性中国林蛙暴露于1.0×10^-7和1.0×10^-8 mol/L BPA水体中分别饲养62 d后，观察并统计雌性排卵、雄性排精情况及胚胎的孵化率，结果表明：BPA浓度对雌性中国林蛙成体排卵没有影响；BPA能抑制雄性中国林蛙成体的排精，组织切片观察，精巢中仅少量精子脱落在管腔中，大部分精子仍附着在生精小管的支持细胞上，未能排放^［31］。将雄性中国林蛙暴露于1.0×10^-5、1.0×10^-6、1.0×10^-7 mol/L BPA水体中分别饲养10、20、30 d后，分别取其肝脏组织，用免疫组织化学方法检测ER和Vtg的表达情况，用原位杂交检测肝细胞中ER mRNA的表达，结果表明：各BPA浓度下雄性中国林蛙肝细胞中均有ER mRNA阳性反应，相同暴露时间，雄性中国林蛙的ER和Vtg的表达量随BPA暴露浓度的升高而增高，且BPA暴露浓度对其ER和Vtg表达量的影响显著；相同BPA暴露浓度，雄性中国林蛙的Vtg表达量随暴露时间的延长而增高，而ER表达值则无显著性变化^［32］。将中国林蛙雄性成体分别在精原细胞增殖期、精母细胞成熟分裂期和精子形成期暴露于浓度为1.0×10^-7和1.0×10^-8 mol/L BPA水体中分别饲养30 d后，用免疫组织化学方法检测精巢中P450arom和ER的表达情况，结果表明：P450arom和ER在中国林蛙精巢Leydig细胞和Sertoli细胞中均存在不同程度的表达；在精巢的3个发育时期，BPA均可导致P450arom和ER表达上调；BPA对P450arom的诱导作用不显著，而对ER的表达量显著，其中在精子形成期的作用最强^［33］。

BPA是一种对中国林蛙生殖腺结构产生影响的雌激素物质。BPA能够抑制精子发生，甚至会在同一个体生殖腺内同时出现精巢样和卵巢样的嵌合体结构。就生殖腺还未分化的中国林蛙而言，由于BPA浓度及暴露时间长短的不同，其生殖腺可能向卵巢、精巢或嵌合体结构分化^［26］。

BPA是一种典型的持久性有毒环境污染物，经工业生产被排入到野生中国林蛙生活的水环境中，通过生物累积影响野生中国林蛙种群正常的生长发育以及繁殖活动，并诱发遗传变异。此外，BPA具有类雌激素和抗雌激素活性，可与雌激素受体结合，干扰野生中国林蛙体内雌激素的合成、代谢和活动，从而影响中国林蛙机体的正常生理功能。因此，工农业生产应降低BPA在水环境的排放量，减少对野生中国林蛙种群正常生理和遗传方面的负面影响。

4 其他酚类物质对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应

除了NP、OP和BPA对中国林蛙蝌蚪生长发育的具有雌激素作用，能够产生一定的毒性效应外，五氯酚（pentachlorophenol，PCP）、2，4⁃D丁酯（2，4⁃D⁃butyl ester）及其他酚类物质也会对中国林蛙蝌蚪生长发育产生一定的毒性。五氯酚是一类非常普遍的环境类雌激素，容易在生物体内蓄积，具有很强的雌激素效应^［34］。2，4⁃D丁酯是一种激素类传导型除草剂，进入水体后对中国林蛙蝌蚪具有一定的毒性作用，其中具毒性效应的物质主要为除草剂2，4⁃D丁酯和其代谢中间体2，4⁃二氯苯酚^［35］。

在PCP的急性毒性实验中，中国林蛙蝌蚪的半致死浓度随着PCP暴露时间的延长而下降，在24~96 h的暴露时间下，其LC₅₀从4.18 mg/L逐渐降低至2.17 mg/L，其SC为1.00 mg/L；中国林蛙蝌蚪的存活率随着PCP浓度的升高（1.0~6.0 mg/L）和暴露时间（24、48、72和96 h）的延长而相应降低；在PCP的SC以下，PCP浓度对中国林蛙蝌蚪的发育时间有明显的滞后性，但对相同发育期的中国林蛙蝌蚪的体长和体重并没有明显影响^［34］。在2，4⁃D丁酯、2，4⁃D和2，4⁃二氯苯酚的急性毒性实验中，中国林蛙蝌蚪的半致死浓度随着2，4⁃D丁酯、2，4⁃D和2，4⁃二氯苯酚暴露时间的延长而下降，在24~96 h的暴露时间下，2，4⁃D丁酯的LC₅₀从5.28 mg/L逐渐降低至4.53 mg/L，其SC为1.27 mg/L；2，4⁃D的LC₅₀从276.89 mg/L逐渐降低至267.55 mg/L，其SC为79.37 mg/L；2，4⁃二氯苯酚的LC₅₀从17.06 mg/L逐渐降低至11.48 mg/L，其SC为4.75 mg/L；中国林蛙蝌蚪的存活率随着2，4⁃D丁酯、2，4⁃D和2，4⁃二氯苯酚浓度的升高和暴露时间的延长而相应降低；按LC₅₀值分析3种农药对中国林蛙蝌蚪的毒性影响，毒性为2，4⁃D丁酯>2，4⁃二氯苯酚>2，4⁃D，中国林蛙蝌蚪对2，4⁃D的耐受性最强^［36］。

5 结 论

综上所述，酚类物质（尤其是NP、OP和BPA）对中国林蛙蝌蚪的生长发育能够产生毒性效应。NP、OP及BPA对中国林蛙不同幼体发育阶段均具有急性毒性效应，在各自的SC以上均可导致中国林蛙蝌蚪直接死亡，死亡率与暴露浓度和时间呈正相关，说明这三种酚类物质在机体内均具有累积效应；在SC以下随着NP、OP及BPA浓度的增加，中国林蛙蝌蚪的生长发育速度随之减缓，相同浓度的NP、OP及BPA对中国蝌蚪的急性毒性强度由高到低依次为：NP>OP>BPA；NP、OP及BPA不仅影响中国林蛙蝌蚪正常的生长发育过程，还对中国林蛙子代蝌蚪的生长发育具有显著的转代效应。此外，NP、OP和BPA均属于环境内分泌干扰物，对中国林蛙蝌蚪都具有雌激素效应。在各自的SC以下，可不同程度地降低中国林蛙幼体的体长和体重，延缓生长发育和变态时间，但不直接导致中国林蛙幼体的死亡，说明这三种酚类物质在机体内累积的同时也有可能存在降解过程；饲养在NP、OP和BPA水体中的中国林蛙蝌蚪其性腺发育也会受到一定的影响，通过影响雌性个体卵巢和雄性个体精巢的正常发育，从而影响成体的繁殖活动。已有的研究结果为酚类污染物对中国林蛙生长发育影响机理的深入研究奠定基础，为中国林蛙蝌蚪的生态保护和水环境监测提供科学依据。

参考文献

[1] 都韶婷, 金崇伟, 刘越. 水体类固醇雌激素污染现状研究进展[J]. 环境科学, 2013, 34(9): 3358⁃3367.

[2] Du S T, Jin C W, Liu Y. A review on current situations of steroid estrogen in the water system [J]. Environmental Science, 2013, 34(9): 3358⁃3367.

[3] 王国强. 重金属离子对中国林蛙蝌蚪的毒性效应研究进展[J]. 环境保护前沿, 2018, 8(5): 366⁃369.

[4] Wang G Q. Toxic effects of heavy metals ions on Rana chensinensis tadpoles [J]. Advances in Environmental protection, 2018, 8(5): 366⁃369

[5] 李杰, 司纪亮. 环境内分泌干扰物质简介[J]. 环境与健康杂志, 2002, 19(1): 83⁃84.

[6] Li J, Si J L. Introduction of environmental endocrine disruptors [J]. Journal of Environment and Health, 2002, 19(1): 83⁃84.

[7] 贾毅娜, 梁刚. 环境雌激素对生殖腺及卵黄蛋白原影响的研究进展[J]. 生物技术通报, 2013(6): 46⁃52.

[8] Jia Y N, Liang G. Research progression of animal gonad and vitellogenin under the influence of environmental estrogens[J]. Biotechnology bulletin, 2013(6): 46⁃52.

[9] 杜克久, 徐晓白. 环境雌激素研究进展[J]. 科学通报, 2000, 45(21): 2241⁃2251.

[10] Du K J, Xu X B. Research progress of environmental estrogens [J]. Chinese Science Bulleti, 2000, 45(21): 2241⁃2251.

[11] Mosconi G, Carnevali O, Franzoni M F, et al. Environmental estrogens and reproductive biology in amphibians [J]. Gen Com Endocrinol, 2002, 126(2): 125⁃129.

[12] Lorenz S. Toxicology: E. U. shift endocrine disrupter research into overdrive [J]. Science, 2003, 300(5622): 1069.

[13] 胡燕金, 许梦漾, 龚剑, 等. 壬基酚对环境中动物危害的研究进展[J]. 环境科技, 2012, 25(4): 53⁃58.

[14] Hu Y J, Xu M Y, Gong J, et al. Research progress on harm of nonylpheol to animals in environments [J]. Environmental Science and Technology, 2012, 25(4): 53⁃58.

[15] 郑晓晶, 张育辉. 壬基酚对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应[J]. 生态学杂志, 2008, 27(8): 1332⁃1336.

[16] Zheng X J, Zhang Y H. Toxicity effects of nonylphenol on tadpoles Rana chensinensis growth and development [J]. Chinese Journal of Ecology, 2008, 27(8): 1332⁃1336.

[17] 李辉, 李忻怡, 张育辉. 壬基酚对中国林蛙生长发育的转代效应[J]. 陕西师范大学学报(自然科学版), 2010, 38(4): 79⁃83.

[18] Li H, Li X Y, Zhang Y H. Transgenerational effects of nonylphenol on growth and development of frog, Rana chensinensis [J]. Journal of Shaanxi Normal University (Natural Science Edition), 2010, 38(4): 79⁃83.

[19] 李辉. 壬基酚对中国林蛙生长发育的转代效应[D]. 西安: 陕西师范大学, 2010.

[20] Li H. Metabolizing effect of nonylphenol on growth and development of Rana chensinensis [D]. Xi’an: Shaanxi Normal University, 2010.

[21] 巨荣菊. 壬基酚对中国林蛙肝细胞中雌激素受体和卵黄蛋白原的影响[D]. 西安: 陕西师范大学, 2010.

[22] Ju R J. Effect of nonylphenol on estrogen receptor and vitellogenin in Rana chensinensis hepatocytes [D]. Xi’an: Shaanxi Normal University, 2010.

[23] 王宏元, 巨荣菊, 白瑶, 等. 壬基酚对雄性中国林蛙肝细胞中雌激素受体和卵黄蛋白原的影响[J]. 陕西师范大学学报(自然科学版), 2011, 39(6): 54⁃59.

[24] Wang H Y, Ju R J, Bai Y, et al. Effects of monylphenol on estrogen receptor and vitellogenin in hepatocytes of male frog Rana chensinensis [J]. Journal of Shaanxi Normal University (Natural Science Edition), 2011, 39(6): 54⁃59.

[25] 李忻怡, 王慧, 张育辉. 壬基酚对中国林蛙精巢中StAR表达的影响[J]. 环境科学研究, 2011, 24(5): 564⁃570.

[26] Li X Y, Wang H, Zhang Y H. Effects of nonylphenol on StAR expression in the testes of frog Rana chensinensis [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(5): 564⁃570.

[27] Routledge E J, Sumpter J P. Structural features of alkylphenolic chemicals associated with estrogenic activity [J]. J Biol Chem, 1997, 272(6): 3280⁃3288.

[28] Rey Vázquez G, Meijide F J, Da Cuña R H, et al. Exposure to waterborne 4⁃tert⁃octylphenol induces vitellogenin synthesis and disrupts testis morphology in the South American freshwater fish Cichlasoma dimerus (Teleostei, Perciformes) [J]. Comp Biochem Physiol C Toxicol Pharmacol, 2009, 150(2): 298⁃306.

[29] Myllymäki S A, Karjalainen M, Haavisto T E, et al. Infantile 4⁃tert⁃octylphenol exposure transiently inhibits rat ovarian steroidogenesis and steroidogenic acute regulatory protein (StAR) expression [J]. Toxicol Appl Pharmacol, 2005, 207(1): 59⁃68.

[30] Ying G G, Williams B, Kookana R. Environmental fate of alkylphenols and alkylphenol ethoxylates: a review [J]. Environ Int, 2002, 28(3): 215⁃226.

[31] 洪燕燕, 张育辉. 辛基酚对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应[J]. 生态毒理学报, 2010, 5(3): 343⁃350.

[32] Hong Y Y, Zhang Y H. Toxicity effects of octylphenol on growth and development of tadpoles (Rana chensinensis) [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2010, 5(3): 343⁃350.

[33] Xie L, Li X Y, Liang K, et al. Octylphenol influence growth and development of Rana chensinensis tadpoles via disrupting thyroid function [J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2019, 169: 747⁃755.

[34] 洪燕燕. 辛基酚对中国林蛙幼体生长发育的影响及其转代效应[D]. 西安: 陕西师范大学, 2011.

[35] Hong Y Y. The effect and generation separation effect of octylphenol on the growth and development of Rana chensinensis larva [D]. Xi’an: Shaanxi Normal University, 2011.

[36] Li X, Liu J, Zhang Y. Octylphenol induced gene expression in testes of frog, Rana chensinensis [J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2016, 128: 75⁃82.

[37] Vandenberg L N, Maffini M V, Sonnenschein C, et al. Bisphenol⁃A and the great divide: a review of controversies in the field of endocrine disruption[J]. Endocr Rev, 2009, 30(1): 75⁃95.

[38] Wistuba J, Brinkworth M H, Schlatt S, et al. Intrauterine bisphenol A exposure leads to stimulatory effects on Sertoli cell number in rats [J]. Environ Res, 2003, 91(2): 95⁃103.

[39] Hayashi H, Nishimoto A, Oshima N, et al. Expression of the estrogen receptor alpha gene in the anal fin of Japanese medaka, Oryzias latipes, by environmental concentrations of bisphenol A [J]. J Toxicol Sci, 2007, 32(1): 91⁃96.

[40] 吴虓飞. 双酚A对中国林蛙(Rana chensinensis)的毒性和性腺分化的雌激素效应[D]. 西安: 陕西师范大学, 2005.

[41] Wu X F. Acute toxicity of bisphenol A to tadpole (Rana chensinensis) and its estrogenic effect in the sexual differentiantion of gonad [D]. Xi’an: Shaanxi Normal University, 2005.

[42] 牛海岗, 王宏元, 张育辉. 双酚A对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应[J]. 生态毒理学报, 2009, 4(3): 408⁃414.

[43] Niu H G, Wang H Y, Zhang Y H. Toxicity effects of bisphenol A on growth and development of Rana chensinensis tadpoles [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(3): 408⁃414.

[44] 牛海岗. 双酚A对中国林蛙蝌蚪的毒性和隔代效应[D]. 西安: 陕西师范大学, 2009.

[45] Niu H G. Toxicity and generation separation effect of bisphenol A on Rana chensinensis tadpoles [D]. Xi’an: Shaanxi Normal University, 2009

[46] 林胜男, 张育辉, 李国庆, 等. 双酚A对中国林蛙生精细胞凋亡和Bax、Bcl⁃2表达的影响[J]. 动物学报, 2008, 54(5): 867⁃876.

[47] Lin S N, Zhang Y H, Li G Q, et al. Effects of bisphenol A on apoptosis of spermatogenic cells and expression of Bax and Bcl⁃2 proteins in the Siberian frog Rana chensinensis [J]. Acta Zoologica Sinica, 2008, 54(5): 867⁃876.

[48] 翟丽丽. BPA对雄性中国林蛙(Rana chensinensis)肝细胞中雌激素受体和卵黄蛋白原的影响[D]. 西安: 陕西师范大学, 2009.

[49] Zhai L L. Effect of BPA on estrogen receptor and vitellogenin in liver cells of Rana chensinensis [D]. Xi’an: Shaanxi Normal University, 2009.

[50] 王宏元, 王小平, 张育辉. 双酚A对中国林蛙排精和受精的影响[J]. 陕西师范大学学报(自然科学版), 2008, 36(4): 68⁃71.

[51] Wang H Y, Wang X P, Zhang Y H. Effects of bisphenol A on spermiation and fecundation of Rana chensinesis [J]. Journal of Shaanxi Norm al University (Natural Science Edition), 2008, 36(4): 68⁃71.

[52] 白瑶, 张育辉, 翟丽丽, 等. 双酚A诱导雄性中国林蛙肝细胞雌激素受体表达和卵黄蛋白原合成[J]. 动物学研究, 2011, 32(3): 317⁃322.

[53] Bai Y, Zhang Y H, Zhai L L, et al. Estrogen receptor expression and vitellogenin synthesis induced in hepatocytes of male frogs Rana chensinensis exposed to bisphenol A [J]. Zoological Research, 2011, 32(3): 317⁃322.

[54] 杨君, 张育辉, 王宏元, 等. 双酚A对中国林蛙精巢芳香化酶和雌激素受体的影响[J]. 陕西师范大学学报(自然科学版), 2011, 39(4): 69⁃74.

[55] Yang J, Zhang Y H, Wang H Y, et al. Effects of bisphenol A on aromatase and estrogen receptor in the testis of frog Rana chensinensis [J]. Journal of Shaanxi Norm al University (Natural Science Edition), 2011, 39(4): 69⁃74.

[56] 黄微薇, 雷振环, 孔凡丽. 五氯酚对兴凯湖林蛙传代效应的影响[J]. 科技创新导报, 2011, 8(29): 143⁃144.

[57] Huang W W, Lei Z H, Kong F L. The influence of pentachlorophenol on the generation effect of Xingkai Lake forest frog [J]. Science and Technology Innovation Herald, 2011, 8(29): 143⁃144.

[58] 刘蕊, 李德红, 李玲. 2, 4⁃二氯苯氧乙酸的研究进展[J]. 生命科学研究, 2004, 8(S2): 71⁃75.

[59] Liu R, Li D H, Li L. A review on the progress of 2, 4⁃dichlorophenoxyacetic acid [J]. Life Science Research, 2004, 8(S2): 71⁃75.

[60] 何慧, 张育辉. 3种酚类化学物质对林蛙蝌蚪的急性毒性效应[J]. 西北大学学报(自然科学版), 2007, 37(6): 1022⁃1025.

[61] He H, Zhang Y H. Acute toxicities of 2, 4⁃D(ester) and 2, 4⁃Dichlorophenol to Rana Chensinensis tadpoles [J]. Journal of Northwest University (Natural Science Edition), 2007, 37(6): 1022⁃1025.

基金资助

陕西省自然科学基金项目(2017JZ005)

陕西省教育厅自然科学基金项目(14JK2135)