三种典型POPs对紫贻贝不同组织DNA损伤的比较研究

周海龙, 张林宝, 曲 莹, 邵立娜 刁晓平, 郑继平, 薛钦昭

（1. 中国科学院 烟台海岸带研究所, 山东 烟台 264003; 2. 海南大学 农学院, 海南 海口 570228; 3. 中国科学院 研究生院, 北京 100049）

三种典型POPs对紫贻贝不同组织DNA损伤的比较研究

周海龙1,2,3, 张林宝1,3, 曲 莹1,3, 邵立娜1, 刁晓平2, 郑继平2, 薛钦昭1

（1. 中国科学院 烟台海岸带研究所, 山东 烟台 264003; 2. 海南大学 农学院, 海南 海口 570228; 3. 中国科学院 研究生院, 北京 100049）

采用彗星电泳技术, 比较研究了Aroclor 1254、BaP、DDT三种典型POPs对紫贻贝（Mytilus edulis）鳃、性腺、消化腺细胞的DNA损伤效应的差异, 以期为进一步评价这三种典型POPs遗传毒理机制及其预警监测提供科学依据。结果表明, Tail DNA%是评价DNA损伤的理想指标, 另外, 在急性毒性试验中, 这三种POPs对紫贻贝鳃、性腺、消化腺细胞的DNA损伤作用均存在显著时间-剂量-效应关系,其中, BaP的DNA损伤作用最大, 鳃和消化腺细胞对毒性作用较敏感。同时, 对不同组织细胞的敏感性差异原因及其在环境监测中的应用进行了探讨。

POPs; 紫贻贝（Mytilus edulis）; 彗星电泳; DNA损伤

持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,POPs）是指具有高毒性、持久性、生物蓄积性、半挥发性及长距离迁移性等特性的天然或人工合成的有机污染物[1]。可通过空气、水、土壤、食物链传播, 甚至还能经母乳传递给婴儿[2]。近年来我国海域环境污染日益严重, 据王泰等[3]报道: Aroclor 1254、苯并[a]芘（Benzo[a]pyrene, BaP）、滴滴涕（Dichlorodiphenyltrichloroethane, DDT）在我国属于三种典型POPs。这三种典型POPs同时还属于环境雌激素[4], 具有较强的“三致效应”, 对中枢神经、血液、淋巴细胞等也具有损害作用[5]。而紫贻贝对POPs有极高的富集作用, 是一种重要的指示生物[6]。因此, 研究这三种典型POPs对紫贻贝不同组织的遗传毒性作用, 对于理解POPs毒理机制具有重要意义。

彗星电泳（Comet assay）又称单细胞凝胶电泳（Single-Cell Gel Electrophoresis, SCGE）, 最早由Singh等[7]于1988年建立的一种检测DNA遗传损伤的技术;该技术灵敏、简便、快速及样品用量少、无放射性等优点, 已广泛应用于DNA损伤、细胞凋亡、生态毒理等领域。本文探索改进彗星电泳条件, 研究三种典型POPs对紫贻贝不同组织的 DNA遗传损伤作用, 为海洋动物保护、种群繁衍及预警检测打下一定基础。

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

DYY-6C型电泳仪（北京六一仪器厂）; Olympus IX81荧光倒置显微镜（Olympus公司）。

低熔点琼脂糖凝胶、吖啶橙（Acridine orange, AO）为 Promega公司生产; Tris、二甲基亚砜（Dimethyl Sulfoxide, DMSO）、曲拉通 X-100 （Triton X-100）、均为上海生工生物有限公司分装, 美国 Amresco公司生产; Aroclor 1254、BaP、DDT、台盼兰均为Sigma公司生产, 上海生工生物有限公司分装; 其他试剂均为国产分析纯。

1.2 紫贻贝及其训养

紫贻贝采自烟台四十里湾海域, 挑选健康、活力强的个体, 体长（7 cm±1.5 cm）。实验前驯养7 d, 训养期间饲喂小球藻（2次/d）。

1.3 实验设计

实验容器为20 L聚乙烯桶, 在桶中加入10 L过滤海水, 然后用保鲜膜封口减少水分挥发, 维持POPs浓度。POPs用DMSO配制成一定浓度的储备液。根据预实验和参考资料[8,9], 三种POPs高、中、低浓度分别设置为: 10、50、200 μg/L。每个试验组随机挑取15只紫贻贝进行实验, 另随机选取15只做为溶剂对照组（DMSO浓度为0.01%）, 在整个试验过程中, 每天在固定时间投饵、换水各 1次。这三种POPs只有在高浓度第7天发现1～2只紫贻贝死亡。在第3、5、7天, 每个试验组分别取3只紫贻贝解剖,分离细胞, 为彗星电泳作准备。

1.4 彗星电泳

彗星电泳方法参照Singh等[7]的方法并略加改进,采用自制微型电泳槽, 单层凝胶的方法。制胶前用0.5%台酚蓝染色法检测细胞活力（≥85%）。30 μL细胞悬液与 0.7%的 200 μL低熔点琼脂糖（LMA）混合,取其中80 μL低熔点琼脂糖凝胶-细胞悬浮液铺于自制微型电泳槽中, 每个样品重复3次。

1.5 数据处理

利用CASP1.2.2软件[10]分析彗星图像, Olive尾距（Olive tail moment, OTM）、尾部 DNA 含量（tail DNA%）是目前国际上普遍使用的评价指标, tail DNA%, 即尾部DNA荧光强度/（头部DNA荧光强度＋尾部 DNA荧光强度）×100%。尾长反映了 DNA移动的距离, 尾距（TM）＝尾部重心至头部重心距离×尾部DNA百分比。

用SPSS16.0对数据进行分析, 然后进行相关分析。最后采用用单因素方差和SNK-q法分析染毒组与溶剂对照组数据之间的差异。

2 结果

2.1 紫贻贝各组织细胞对POPs DNA损伤敏感性的分析

通过彗星电泳各指标间的相关分析发现, tail DNA%、尾长、尾矩、Olive尾距4个指标间存在较高的相关性, 说明 CASP1.2.2软件分析结果可靠。另外,tail DNA%是国际上普遍采用的评价指标, 不受单位影响, 因此本实验利用它作为DNA损伤的评价标准。比较各剂量染毒组与溶剂对照组发现（见表1、2、3）: 除了第3天DDT低、中浓度组对性腺细胞和Aroclor 1254在低浓度组对消化腺细胞DNA损伤效果不显著外, 其他试验组对各组织细胞的DNA损伤均显著（P＜0.01）。

2.2 不同POPs对紫贻贝各组织细胞DNA损伤的比较

不同POPs由于理化特性的差异, 毒性作用各不相同, 比较各剂量染毒组与溶剂对照组发现（表1、2、3）: 在 Aroclor 1254、BaP、DDT 这三种 POPs中, BaP各剂量组与对照组的DNA损伤均显著; 而在第3天时, DDT低、中浓度对性腺细胞的 DNA损伤较小,Aroclor 1254对消化腺细胞DNA损伤较小, 未达显著水平（P＜0.01）。因此, 可以看出这 3种 POPs中,BaP对紫贻贝各组织细胞 DNA损伤作用最强, 而Aroclor 1254、DDT对紫贻贝各组织的DNA损伤作用相对较小（图1）。

图 1 三种 POPs暴露后第 5天分别对紫贻贝鳃细胞的DNA损伤作用（各POPs浓度均为10 μg/L（200×））Fig. 1 The DNA damage of blue mussel gill exposed to three POPs at the fifth day

3 讨论

3.1 彗星电泳技术的改进

虽然彗星电泳具有很多优点, 并在生态毒理学等领域得到了广泛应用, 但在高通量和标准化两个方面仍需进一步改进: 前者可通过利用多孔彗星电泳载玻片来实现[11], 从而提高工作效率; 后者需要从彗星电泳的各个环节加以改进, 其中, 如何挑选具有代表性的彗星细胞, McAr等[12]指出应采用系统随机抽样法（Systematic Random Sampling, SRS）, 所谓系统随机法就是从某个点开始进行取样, 沿着“Z”字形进行取样。另外, 在分析具体某个彗星图像时,Ritter等[11]指出应对彗星各参数标准化, 包括彗星的宽度、形状、头部的位置等。目前, 国际上普遍采用tail DNA%、OTM 作为评价指标。本实验通过对尾部DNA含量、尾长、尾矩、Olive尾距这四个指标进行相关分析发现它们之间存在较高的相关性,

并且 Olive尾距与其他指标的相关系数最大, 与Kumaravel等[13]研究结果一致; 另外, 由于 Olive尾距有单位, 且不同图像分析系统给出的值不同, 而tail DNA% 可以很好克服这一问题; 因此, 本实验采用tail DNA%来指示DNA遗传损伤, 取得了理想的效果。

表1 第3天三种POPs对紫贻贝各组织细胞DNA的损伤（n=100,±SD）Tab. 1 The DNA damage of three blue mussel tissues exposed to three POPs at the 3rd day （n=100,±SD）

表1 第3天三种POPs对紫贻贝各组织细胞DNA的损伤（n=100,±SD）Tab. 1 The DNA damage of three blue mussel tissues exposed to three POPs at the 3rd day （n=100,±SD）

注: A、B、D分别表示Aroclor 1254、BaP、DDT, SD表示标准差; *: 表示在0.01水平显著, 下同

尾部DNA%（Tail DNA %）组别 POPs 鳃细胞 性腺细胞 消化腺细胞溶剂对照 1.54±0.40 1.44±0.55 1.81±0.77 A 3.75±1.30* 1.87±0.59* 2.16±0.73 B 8.04±1.91* 4.51±0.71* 6.54±1.10*低浓度D 2.81±0.62* 1.35±0.46 2.50±0.34*A 5.64±0.80* 2.86±0.57* 4.91±0.78*B 11.77±1.94* 5.72±2.03* 10.97±1.74*中浓度D 4.43±0.69* 1.73±0.87 3.95±1.00*A 12.54±1.40* 5.65±0.99* 9.44±1.62*B 22.88±2.33* 9.06±1.88* 19.15±1.43*高浓度D 10.40±1.63* 4.89±0.67* 8.30±1.14*

表2 第5天三种POPs对紫贻贝各组织细胞DNA的损伤（n=100,±SD）Tab. 2 The DNA damage of three blue mussel tissues exposed to three POPs at the 5th day （n=100,±SD）

表2 第5天三种POPs对紫贻贝各组织细胞DNA的损伤（n=100,±SD）Tab. 2 The DNA damage of three blue mussel tissues exposed to three POPs at the 5th day （n=100,±SD）

尾部DNA%（Tail DNA %）组别 POPs 鳃细胞 性腺细胞 消化腺细胞溶剂对照 3.86±0.57 2.80±0.47 3.89±0.72 A 15.37±1.23* 7.15±1.10* 10.37±1.83*B 17.93±2.65* 10.51±2.37* 14.33±2.50*低浓度D 14.19±1.53* 7.04±1.05* 13.43±2.07*A 18.09±1.61* 9.45±1.29* 13.85±1.26*B 24.92±3.17* 20.14±3.42* 22.70±3.31*中浓度D 19.70±1.46* 10.75±1.24* 18.98±1.35*A 19.43±2.31* 11.44±1.11* 16.61±1.28*B 39.05±1.96* 30.86±2.33* 36.35±2.56*高浓度D 25.19±1.10* 17.3±1.75* 23.39±1.99*

表3 第7天三种POPs对紫贻贝各组织细胞DNA的损伤（n=100,±SD）Tab. 3 The DNA damage of three blue mussel tissues exposed to three POPs at the 7th day （n=100,±SD）

表3 第7天三种POPs对紫贻贝各组织细胞DNA的损伤（n=100,±SD）Tab. 3 The DNA damage of three blue mussel tissues exposed to three POPs at the 7th day （n=100,±SD）

尾部DNA%（Tail DNA %）组别 POPs 鳃细胞 性腺细胞 消化腺细胞溶剂对照 7.23±1.80 6.24±1.01 7.42±1.30 A 21.32±1.95* 11.42±1.21* 16.94±1.66*B 27.29±1.75* 18.04±1.74* 24.65±1.24*低浓度D 19.21±1.37* 13.38±2.54* 16.26±2.82*A 28.45±2.23* 24.84±3.01* 25.12±2.98*B 30.03±3.47* 31.38±3.06* 31.74±2.47*中浓度D 29.22±1.64* 26.12±3.08* 28.17±2.59*A 39.56±2.11* 32.32±2.51* 37.47±2.83*B 44.43±2.43* 34.89±1.58* 40.12±2.61*高浓度D 38.83±1.81* 30.83±2.80* 36.83±3.23*

3.2 紫贻贝各组织细胞 DNA损伤敏感性的分析

POPs可通过接触、呼吸、消化等多种途径进入海洋动物体内, 从而对各组织产生毒性效应。大量研究表明, 海洋动物不同组织对同种或不同 POPs的 DNA损伤的敏感性不同, Rigonato等[9]利用彗星电泳研究甲磺酸甲酯（Methylmethane Sulfonate,MMS）对河蚬（Corbicula fluminea）血淋巴细胞、鳃细胞、消化腺细胞DNA损伤作用, 结果发现血淋巴细胞、消化腺细胞较敏感, 而鳃细胞DNA损伤具有较高的背景值。但在本实验中, 鳃细胞DNA损伤也很敏感, 这可能是因为鳃直接暴露于环境中, 不同环境影响了敏感性。各组织的敏感性差异原因主要有:①POPs进入海洋动物体内可通过接触、呼吸、食物等途径, 而鳃直接与海水接触, 最早受到海水中POP的毒性作用, 因此鳃对 POPs的毒性作用较敏感[14]; ②不同组织细胞, 其细胞膜结构以及 POPs代谢机制不同。其中消化腺是 POPs代谢和生物转化酶的主要场所[15]; ③分子水平上, POPs毒理机制主要通过 AhR通道来进行调控[16], 研究表明 AhR通道基因在海洋动物不同组织的表达调控同样具有差异性[17-18]。

另外, 从表1、2、3可以看出, POPs各试验组与对照组差异显著, 且随着染毒浓度增大和染毒时间延长, DNA损伤作用显著加剧。因此, 不同POPs对三种组织的DNA损伤作用存在显著的时间-剂量-效应关系, 与Ching等[19]报道结果一致。

目前, 关于海洋双壳类动物性腺细胞DNA损伤研究较少, Ganguly等[20]研究了烟草提取物对翡翠贻贝（Perna viridis）雄性性腺细胞 DNA损伤作用,Jing-jing 等[21]研究了 BaP （0.5, 3, 10μg/L）对栉孔扇贝（Chlamys farreri）性腺的遗传毒性作用, 结果发现其暴露12 h后DNA断链明显增加。由于受精是在海水中完成的, 因此, 这将对海洋低等动物繁殖造成严重影响[22], 如 Bacchetta等[23]研究表明 DDT影响斑马贻贝（Dreissena polymorpha）的繁殖性能, 导致雌性个体大量增加。因此, 开展相关研究对海洋动物种群保护及其繁衍具有重要价值。

3.3 紫贻贝组织敏感性在 POPs污染预警监测方面的应用

海洋双壳类动物（紫贻贝、翡翠贻贝、牡蛎等）具有固着、底栖, 分布广泛的特性; 另外, 彗星电泳条件简单, 样品量少, 周期短, 敏感性高。因此, 海洋双壳类动物鳃、消化腺、血淋巴细胞已被广泛应用于评价DNA损伤及海洋环境监测。Large, Shaw[24]和 Hamoutene等[25]利用紫贻贝鳃和消化腺细胞评价了BaP和石油烃的遗传毒性作用。Rank等[26]利用紫贻贝鳃和血淋巴细胞进行了遗传损伤研究; Siu Cao等[27]利用翡翠贻贝血淋巴细胞研究了BaP的遗传毒性作用。这些研究表明, 海洋双壳类动物鳃、消化腺和血淋巴细胞是理想的靶细胞, 本实验结果进一步证实了这一点。

此外, 血淋巴细胞操作方便, 因此, 评价 POPs的遗传毒性作用具有独特优势[28-29]。但同时具有温度依赖性[30], 检测结果易受温度影响, 因此, 在温度变化较大的情况下, 鳃和消化腺比血淋巴细胞检测效果更好。虽然彗星电泳在检测DNA损伤和预警监测环境污染方面具有灵敏、快速及样品量少等特点, 但该方法缺乏特异性, 即无法知晓 DNA损伤效应由何种POPs导致的, 因此, 为了更好地指示特种POPs污染, 需要借助于基因差异表达谱、微阵列等技术深入研究[31-32], 筛选特异分子标志物, 从而为海洋环境POPs预警监测提供科学依据。

[1] David O. 什么是持久性有机物染物? [C]//持久性有机污染物控制研讨会论文集. 北京: 国家环保局,2001: 9-10.

[2] Swain W. Human health consequences of consumption of fish contaminated with organochlorine compounds[J]. Aquatic Toxicology, 1988, 11（3-4）: 357-377.

[3] 王泰, 张祖麟, 黄俊, 等. 海河与渤海湾水体中溶解态多氯联苯和有机氯农药污染状况调查 [J]. 环境科学, 2007, 28（4）: 730-735.

[4] 杜克久, 徐晓白. 环境雌激素研究进展 [J]. 科学通报, 2000, 45（21）: 2 241-2 251.

[5] 杨若明. 环境中有毒有害化学物质的污染与监测[M]. 北京: 中央民族大学出版社, 2001.

[7] Singh N, McCoy M, Tice R, et al. A simple technique for quantitation of low levels of DNA damage in individual cells [J]. Experimental cell research, 1988,175（1）: 184-191.

[8] Petridis P, Jha A, Langston W. Measurements of the genotoxic potential of （xeno-） oestrogens in the bivalve molluscScrobicularia plana, using the Comet assay [J].Aquatic Toxicology, 2009, 94（1）: 8-15.

[9] Rigonato J, Mantovani M, Jord O B. Comet assay comparison of differentCorbicula fluminea（Mollusca）tissues for the detection of genotoxicity [J]. Genetics and Molecular Biology, 2005, 28（3）: 464-468.

[10] Końca K, Lankoff A, Banasik A, et al. A cross-platform public domain PC image-analysis program for the comet assay [J]. Mut Res-Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 2003, 534（1-2）: 15-20.

[11] Ritter D, Knebel J. Genotoxicity testing in vitro -Development of a higher throughput analysis method based on the comet assay [J]. Toxicology in Vitro, 2009,23（8）: 1 570-1 575.

[12] McArt D, Wasson G, McKerr G, et al. Systematic random sampling of the comet assay [J]. Mutagenesis,2009, 24（4）: 373-378.

[13] Kumaravel T S, Jha A N. Reliable Comet assay measurements for detecting DNA damage induced by ionising radiation and chemicals [J]. Mutation Research/Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 2006,605（1-2）: 7-16.

[14] Pan L, Miao J, Wang J, et al. AHH activity, tissue dose and DNA damage in different tissues of the scallopChlamys farreriexposed to benzo [a] pyrene [J].Environmental Pollution, 2008, 153（1）: 192-198.

[15] Livingstone D. Organic xenobiotic metabolism in marine invertebrates [J]. Advances in comparative and environmental physiology, 1991, 7, 145-185.

[16] Zhou H, Qu Y, Wu H, et al. Molecular phylogenies and evolutionary behavior of AhR （aryl hydrocarbon receptor） pathway genes in aquatic animals: Implications for the toxicology mechanism of some persistent organic pollutants （POPs） [J]. Chemosphere, 2010,78（2）: 193-205.

[17] Hirose K, Morita M, Ema M, et al. cDNA cloning and tissue-specific expression of a novel basic helix-loophelix/PAS factor （Arnt2） with close sequence similarity to the aryl hydrocarbon receptor nuclear translocator（Arnt） [J]. Molecular and Cellular Biology, 1996, 16（4）:1 706-1 712.

[18] Jain S, Maltepe E, Lu M, et al. Expression of ARNT,ARNT2, HIF1α, HIF2α and Ah receptor mRNAs in the developing mouse [J]. Mechanisms of development,1998, 73（1）: 117-123.

[19] Ching E, Siu W, Lam P, et al. DNA adduct formation and DNA strand breaks in green-lipped mussels （Perna viridis） exposed to benzo [a] pyrene: dose-and time-dependent relationships [J]. Marine Pollution Bulletin, 2001, 42（7）: 603-610.

[20] Ganguly A, Goswami U. DNA damage in male gonad cells of Green mussel （Perna viridis） upon exposure to tobacco products [J]. Ecotoxicology, 2006, 15（4）: 365-369.

[21] Jing-jing M, Lu-qing P, Jing L, et al. Effects of benzo[a]pyrene on DNA damage and histological alterations in gonad of scallopChlamys farreri[J].Marine Environmental Research, 2009, 67（1）: 47-52.

[22] Jha A. Ecotoxicological applications and significance of the comet assay [J]. Mutagenesis, 2008, 23（3）: 1-15.

[23] Bacchetta R, Mantecca P. DDT polluted meltwater affects reproduction in the musselDreissena polymorpha[J]. Chemosphere, 2009, 76（10）: 1 380-1 385.

[24] Large A, Shaw J, Peters L, et al. Different levels of mussel （Mytilus edulis） DNA strand breaks following chronic field and acute laboratory exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. Marine Environmental Research, 2002, 54（3-5）: 493-497.

[25] Hamoutene D, Payne J, Rahimtula A, et al. Use of the Comet assay to assess DNA damage in hemocytes and digestive gland cells of mussels and clams exposed to water contaminated with petroleum hydrocarbons [J].Marine Environmental Research, 2002, 54（3-5）: 471-474.

[26] Rank J, Jensen K. Comet assay on gill cells and hemocytes from the blue musselMytilus edulis[J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 2003, 54（3）:323-329.

[27] Siu W, Cao J, Jack R, et al. Application of the comet and micronucleus assays to the detection of B [a] P genotoxicity in haemocytes of the green-lipped mussel（Perna viridis） [J]. Aquatic Toxicology, 2004, 66（4）:381-392.

[28] Klobu ar G, Pavlica M, Erben R, et al. Application of the micronucleus and comet assays to musselDreissena polymorphahaemocytes for genotoxicity monitoring of freshwater environments [J]. Aquatic Toxicology, 2003,64（1）: 15-23.

[29] Venier P, Maron S, Canova S. Detection of micronucleiin gill cells and haemocytes of mussels exposed to benzo [a] pyrene [J]. Mut Res-Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 1997, 390（1-2）: 33-44.

[30] Buschini A, Carboni P, Martino A,et al. Effects of temperature on baseline and genotoxicant-induced DNA damage in haemocytes ofDreissena polymorpha[J]. Mut Res-Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 2003, 537（1）: 81-92.

[31] Venier P, De Pittà C, Pallavicini A, et al. Development of mussel mRNA profiling: Can gene expression trends reveal coastal water pollution? [J]. Mutation Research-Fundamental and Molecular Mechanisms of Mutagenesis, 2006, 602（1-2）: 121-134.

[32] Veldhoen N, Lowe C, Davis C, et al. Gene expression profiling in the deep water horse musselModiolus modiolus（L.） located near a marine municipal wastewater outfall [J]. Aquatic Toxicology, 2009,93（2-3）: 116-124.

Received: Mar., 29, 2010

Key words:POPs; Blue mussel（Mytilus edulis）; Comet assay; DNA damage

Abstract:In this article, we compared the DNA damage in blue mussel gill, gonad and digestive gland cells that were exposed to Aroclor1254、BaP and DDT by comet assay. The results show that tail DNA% was a perfect parameter for DNA damage. In addition, there were significant time- and dose-dependent damage to the gill, gonad and digestive gland cells of blue mussel. Furthermore, the toxic effect of BaP was much more than the other two POPs; and gill and digestive gland cells were much more sensitive than gonad cells for the POPs toxicity. We also discussed the reason underlining the toxic sensitivity of different tissues and the significance of monitoring POPs in marine ecosystem. The results are helpful for assessing the toxic effects and exploring the toxicological mechanism of POPs.

（本文编辑:康亦兼）

Comparative study of the DNA damage in three tissues of blue mussel （Mytilus edulis） after exposure to three typical POPs

ZHOU Hai-long1,2,3, ZHANG Lin-bao1,3, QU Ying1,3, SHAO Li-na1, DIAO Xiao-ping2,ZHEN Ji-ping2, XUE Qin-zhao1
（1. Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China;2. Department of Biotechnology, College of Agriculture, Hainan University, Haikou 570228, China; 3.Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China）

X171.5

A

1000-3096（2011）02-0032-06

2010-03-29;

2010-09-10

中国科学院重大项目（KZCX2-YW-Q07-05, KZCX2-YWQ07-04）

周海龙（1977-）, 重庆人, 博士, 讲师, 研究方向为海洋环境毒理学, 电话: 0898-66180255, E-mail: hlongzhou@gmail.com; 薛钦昭,通信作者, 0535-2109020; E-mail: qzxue@yic.ac.cn