基于IBR模型研究BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨的毒性效應

遲瀟，陳碧鵑，孫雪梅，朱琳，唐學璽，夏斌,*，曲克明

1. 中國海洋大學海洋生命學院，青島 266071 2. 中國水產科學研究院黃海水產研究所，農業部海洋漁業資源可持續發展重點實驗室，山東省漁業資源與生態環境重點實驗室，青島 266071 3. 青島海洋科學與技術試點國家實驗室，海洋生態與環境科學功能實驗室，青島 266237

多溴聯苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)是一類常用的溴代阻燃劑，由于其阻燃效率高、熱穩定性好、所需添加量小、對材料性能影響小及價格便宜等優點，被廣泛應用于電子、化工、建筑、紡織和石油等生產生活領域中[1]。作為添加型阻燃劑，PBDEs不會和聚氨酯、樹脂或者聚苯乙烯等物質形成穩定化學鍵而緊密連接，因此，在各種產品使用、廢棄、填埋、老化和降解等過程中，容易從這些產品表面揮發脫離，釋放到環境中，隨后通過大氣沉降和地表徑流等方式進入到海洋中[2-3]。如膠州灣養殖區海水中PBDEs含量范圍為ND～630.8 pg·L-1，其中，BDE-47為主要污染物[4]；中國香港附近海域水體中PBDEs的含量約為311～1 187 pg·L-1，達到ng·L-1水平[5]。研究表明，PBDEs屬于環境內分泌干擾物，對生物作用的主要靶器官有甲狀腺、肝臟和腎臟等，其毒理學效應主要表現為神經毒性、內分泌系統毒性、生殖發育毒性、免疫毒性和細胞毒性[6-8]。目前的研究主要集中于高濃度PBDEs對水生生物的毒性效應，但是關于環境濃度PBDEs對海洋生物的毒性效應研究還很少。

近年來，已在大量水生生物體內檢測到PBDEs，包括魚類、白鯨(Delphinapterusleucas)、環斑海豹(Phocahispida)和北極熊(Ursusmaritimus)等海洋哺乳類生物[9-11]，特別是在魚體內的富集情況尤為嚴重[12]。目前，已開展6種PBDEs同系物(BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-100、BDE-153和BDE-183)對斑馬魚(Barchydanioreriovar)的毒性效應研究[13]。但是PBDEs對海洋經濟魚類的毒性效應研究較少，魚類是海洋生態系統中的頂級群落，在海洋生態系統中起著重要作用，因此，研究PBDEs對海洋魚類的毒性效應具有重要意義。半滑舌鰨，屬鰈形目、舌鰨科、舌鰨屬，主要分布在我國渤海和黃海等近海海域，是我國重要的名貴海水魚類，也是近海增養殖品種，但是目前關于PBDEs對半滑舌鰨毒性效應的研究還未見報道。

綜合生物標志物響應(integrated biomarker response, IBR)指數能夠綜合所有的生物標志物對污染物的響應，轉換成一個“壓力指數”值，已經成功應用于評估石油烴等多種污染物的生物毒性效應研究中[14-15]。本文測定了不同暴露濃度下半滑舌鰨肝臟的超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)、過氧化氫酶(catalase, CAT)、谷胱甘肽過氧化物酶(glutathione peroxidase, GSH-Px)、雌激素受體(estrogen receptor, ER)和7-乙氧基-3-異吩唑酮脫乙基酶(7-ethoxyresorufin-o-deethylase, EROD)的活性以及丙二醛(malondialdehyde, MDA)含量，并運用IBR模型來研究BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨的毒性效應，為客觀評價PBDEs的海洋生態風險評估提供理論依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 材料與儀器

1.1.1 實驗生物及其馴養

半滑舌鰨購于萊州市金益源水產公司，體長為(3.0±0.5) cm，體重為(2.4±0.5) g。

實驗前，暫養3～5 d，自然死亡率低于1%；暫養過程中水溫22 ℃，連續充氣，每天喂食1次，每天更換1/3水量。

1.1.2 儀器與試劑

2,2’,4,4’-四溴聯苯醚(BDE-47)、2,2’,4,4’,5,5’-六溴聯苯醚(BDE-153)均購于AccuStandard公司(色譜純)。PBDEs微溶于水，以二甲基亞砜(DMSO)(色譜純，國藥集團化學試劑有限公司)為溶劑，配制每種PBDEs濃度為1 mg·L-1的母液，4 ℃下保存備用。實驗前，用F/2培養基依次稀釋成所需濃度的實驗溶液。

丙二醛試劑盒、超氧化物歧化酶試劑盒、谷胱甘肽試劑盒、谷胱甘肽硫轉移酶試劑盒、谷胱甘肽過氧化物酶試劑盒、過氧化氫酶試劑盒、考馬斯亮藍總蛋白試劑盒和標準蛋白均購自南京建成生物工程研究所。

1.2 實驗設計

本實驗設置5、500和50 000 ng·L-1這3組實驗濃度，并設有空白對照組、溶劑對照組，每組3個平行。其中，5 ng·L-1為環境濃度[16]。暴露時間為15 d，挑選體長相近、健康的半滑舌鰨用于實驗，每組放入半滑舌鰨幼魚15尾，實驗期間每天早上適量投喂1次飼料，24 h不間斷微量充氣。采用半靜水接觸染毒法，每隔24 h換相同濃度的新鮮試驗液。實驗開始后，于1、5、7和15 d隨機選取一尾，將隨機撈取的樣本魚麻醉后在冰盤上進行解剖，取出肝臟并去除表面附帶的結締組織，在4 ℃生理鹽水中漂洗干凈，用濾紙拭干表面水分，稱取適量樣品。生理鹽水作為勻漿介質，在冰水浴條件下，用勻漿器制成10%的肝臟組織勻漿液。在4 ℃、2 000 r·min-1下離心15 min，上清液即為粗酶液，用于酶活性測定。測定用試劑盒均購于南京建成生物工程研究所，并使用酶標儀進行測定。

1.3 測定方法

SOD通過黃嚷吟及黃嚷吟氧化酶反應產生超氧陰離子自由基，后者與胺鹽可形成亞硝酸鹽，在顯色劑的作用下呈現紫紅色，在450 nm處可測定其吸光度值。SOD活性單位定義：每毫克組織蛋白在1 mL反應液中，SOD抑制率達50%時所對應的酶量。

GSH-Px可以促使H2O2與還原性谷胱甘肽(GSH)反應生成H2O和氧化性谷胱甘肽(GSSG)，而GSH可與二硫代二硝基苯甲酸作用，生成的5-六代二硝基苯甲酸陰離子呈現黃色，在412 nm處測吸光度，從而得到GSH-Px活性。GSH-Px活性單位定義：每毫克蛋白質每分鐘扣除非酶反應，使GSH濃度降低1 μmol·L-1為一個酶活力單位。

CAT分解H2O2的反應通過鉬酸銨而中止，剩余的H2O2與鉬酸銨作用產生淡黃色的絡合物，可在405 nm處測定其生成量，由此計算H2O2的反應量，計算CAT活性。CAT活性單位定義：每毫克組織蛋白每秒鐘分解1 μmol的H2O2的量。

MDA與硫代巴比妥酸(TBA)反應生成紅棕色產物，在532 nm處有最大吸收峰，可測定此波長處的吸光值，從而確定MDA含量。

用純化ER捕獲抗體包被微孔板，制成固相抗體，微孔中加入ER，與辣根過氧化物酶(HRP)標記的檢測抗體結合，形成抗體-抗原-酶標抗體復合物，經過徹底洗滌后加底物3,3’,5,5’-四甲基聯苯胺(TMB)顯色，在450 nm波長下測定吸光度，從而確定ER含量。

EROD酶采用快速終止熒光光度法，在催化劑作用下，催化7-乙氧基-異吩噁唑酮轉化成為熒光代謝產物異吩唑酮，經代謝后富集，異吩唑酮的量與EROD活性成正比，可以通過測定熒光密度得到EROD活性。EROD活性單位定義：用每分鐘每毫克蛋白產生的9-羥基-3-異吩唑酮相對量來表示。

1.4 IBR計算方法

(1)

式中：xi’為xi均一化后的值。

各階段生物標志物的得分(Bi值)計算公式為：

Bi=Z+|xmin|

(2)

式中：|xmin|為各階段生物標志物均一化處理后的數據最小值的絕對值，Bi值大小在星狀圖中以輻射線的長度代表，星狀圖面積(即圖中由相鄰生物標志物的輻射線圍成的星狀圖面積Ai之和)按照下式計算：

(3)

式中：

Ai=Bi/2sinβ(Bicosβ+Bi+1sinβ)

(4)

β=arctan(Bi+1sinα/Bi-Bi+1cosα)

(5)

式中：n為生物標志物數量，β為相鄰兩輻射線圍成的三角形的夾角，α為相鄰的2條輻射線夾角，α=2π/n；Bn+1=B1。

1.5 數據處理與分析

所有數據均以平均值±標準差(Means±SD)表示，應用SPSS 16對數據進行分析，采用One-way ANOVA對數據進行單因素方差分析，并用Duncan’s進行顯著性差異，顯著性水平P<0.05。

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟SOD活性的影響

BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟SOD活性的影響如圖1所示。空白對照組半滑舌鰨肝臟組織中SOD活性在實驗期間基本保持不變，溶劑對照組的SOD活性基本保持不變，與空白對照組沒有顯著差異。BDE-47暴露下，5 ng·L-1濃度組的SOD活性與對照組相比變化不大，在7 d時SOD活性略有升高但無顯著性差異；500 ng·L-1濃度組的SOD活性先升高后有所降低，在1 d和3 d時顯著升高，分別為45.62 U·mg prot-1和48.39 U·mg prot-1，在7 d和15 d時SOD活性雖然有所降低但仍高于對照組；而50 000 ng·L-1濃度組SOD活性在暴露之后迅速降低，在3 d以后，顯著低于對照組。BDE-153暴露下，5 ng·L-1濃度組的SOD活性略有浮動但無顯著變化；500 ng·L-1濃度組的SOD活性在1 d時迅速升高，后逐漸降低；而50 000 ng·L-1濃度組SOD活性在暴露之后迅速降低，在7 d以后，顯著低于對照組。

圖1 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟超氧化物歧化酶(SOD)活性的影響(n=3)注：*表示顯著性差異，P0.05。Fig. 1 Effects of BDE-47 and BDE-153 on superoxide dismutase (SOD) activity in liver of Cynoglossus semilaevis Gunther (n=3)Note: * indicates significant differences, P0.05.

2.2 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟GSH-Px活性的影響

BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟GSH-Px活性的影響如圖2所示。空白對照組半滑舌鰨肝臟GSH-Px活性基本保持不變，溶劑對照組的GSH-Px活性也基本保持不變，與空白對照組無明顯差異。在BDE-47暴露下，5 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性無顯著變化；500 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性迅速升高后逐漸降低，在1 d時GSH-Px活性為32.81 U·mg prot-1，顯著高于對照組，隨后逐漸降低至對照組水平；50 000 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性隨時間增長不斷降低，在7 d和15 d時分別為15.61 U·mg prot-1和13.60 U·mg prot-1，顯著低于對照組。在BDE-153暴露下，5 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性無顯著變化；500 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性先升高后降低，在1 d時GSH-Px活性為31.36 U·mg prot-1，顯著高于對照組，隨后逐漸降低；50 000 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性逐漸降低，在7 d和15 d時分別為16.90 U·mg prot-1和16.62 U·mg prot-1，顯著低于對照組。

圖2 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟谷胱甘肽過氧化物酶(GSH-Px)活性的影響(n=3)注：*表示顯著性差異，P0.05。Fig. 2 Effects of BDE-47 and BDE-153 on glutathione peroxidase (GSH-Px) activity in liver of Cynoglossus semilaevis Gunther (n=3)Note: * indicates significant differences, P0.05.

GSH-Px是機體內廣泛存在的一種重要過氧化物分解酶，它能催化GSH變為GSSG，同時促進H2O2的分解，分解產生的物質可以清除在細胞呼吸代謝過程中產生的過氧化物和羥自由基，使有毒的過氧化物還原成無毒的羥基化合物，從而保護細胞膜的結構及功能不受過氧化物的干擾及損害[23-24]。有研究發現，BDE-47和BDE-209對鯽魚(Carassiusauratusauratus)GSH-Px活性影響呈現顯著的劑量效應[22]。本實驗結果表明，5 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性無顯著變化，說明環境濃度的BDE-47和BDE-153不會對半滑舌鰨GSH-Px活性產生顯著影響；500 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性先升高后降低，這是由于低濃度刺激使得機體抗氧化系統清除體內產生的自由基，從而迅速抵御外界環境的刺激；但是50 000 ng·L-1濃度組中GSH-Px活性逐漸降低，在后期顯著低于對照組，說明在長時間的高濃度脅迫下，機體抗氧化系統出現損傷，使得其GSH-Px活性不斷降低。

2.3 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟CAT活性的影響

BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟CAT活性的影響如圖3所示。空白對照組與半滑舌鰨肝臟組織中CAT活性基本保持不變，溶劑對照組的CAT活性也基本保持不變，與空白對照組無明顯差異。在BDE-47暴露下，5 ng·L-1濃度組中CAT活性無顯著變化；500 ng·L-1濃度組中CAT活性在3 d內逐漸升高，在3 d時CAT活性顯著高于對照組，隨后降低，CAT活性顯著低于對照組；50 000 ng·L-1濃度組中CAT活性在3 d內隨時間增長不斷升高，明顯高于對照組，隨后降低，顯著低于對照組。在BDE-153暴露下，5 ng·L-1濃度組中CAT活性無顯著變化；500 ng·L-1濃度組中CAT活性在3 d內逐漸升高，但與對照組無顯著差異，隨后降低，顯著低于對照組；50 000 ng·L-1濃度組中CAT活性在3 d內隨時間增長不斷升高，顯著高于對照組，隨后下降，顯著低于對照組。

圖3 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟過氧化氫酶(CAT)活性的影響(n=3)注：*表示顯著性差異，P0.05。Fig. 3 Effects of BDE-47 and BDE-153 on catalase (CAT) activity in liver of Cynoglossus semilaevis Gunther (n=3)Note: * indicates significant differences, P0.05.

CAT是生物體內重要的抗氧化酶，可以促使H2O2分解為O2和H2O，排除生物體內的H2O2，從而保護細胞避免受到H2O2的損傷，是生物體內抗氧化防御系統的重要組成部分[25-26]。CAT活性也經常被用作監測環境污染物的生物標志物。研究表明，較低濃度的污染物對CAT產生誘導激活作用，可增強機體消除活性氧自由基的能力，高濃度污染物對CAT產生抑制是污染物對生物體的作用超過機體的適應能力而產生的中毒反應的前兆[27]；低濃度BDE-47可誘導黃孢原毛平革菌(PhanerochaetechrysosporiumBurdsall)細胞內CAT活性的升高[28]。本實驗結果表明，5 ng·L-1濃度組中CAT活性無顯著變化，說明環境濃度BDE-47和BDE-153不會對半滑舌鰨CAT活性產生顯著影響；500 ng·L-1濃度組中CAT活性先短暫升高后顯著降低，說明短暫的PBDEs脅迫刺激了機體的抗氧化系統，使其發揮功能從而清除體內的H2O2，但由于長時間的暴露，抗氧化系統受到了嚴重損傷，使其CAT活性無法恢復。

2.4 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟MDA含量的影響

BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟MDA含量的影響如圖4所示。空白對照組半滑舌鰨肝臟MDA含量基本保持不變，溶劑對照組的MDA含量基本保持不變，與空白對照組無顯著差異。在BDE-47暴露下，5 ng·L-1濃度組MDA含量與對照組無顯著差異；500 ng·L-1濃度組中MDA含量先升高后逐漸降低，在1 d時達到8.6 nmol·mg prot-1，顯著高于對照組，后逐漸降低，在15 d時與對照組無顯著差異；50 000 ng·L-1濃度組中MDA含量與對照組相比顯著升高，在1 d達到對照組含量的2倍，后在15 d中逐漸降低，但都顯著高于對照組。在BDE-153暴露下，5 ng·L-1濃度組MDA含量與對照組無顯著差異；500 ng·L-1濃度組中MDA含量先升高后逐漸降低，在1 d時達到7.99 nmol·mg prot-1，顯著高于對照組，后逐漸降低，在15 d恢復至對照組水平；50 000 ng·L-1濃度組中MDA含量顯著升高，在1 d達到12.23 nmol·mg prot-1，后在15 d中逐漸降低，但均顯著高于對照組。

圖4 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟丙二醛(MDA)含量的影響(n=3)注：*表示顯著性差異，P0.05。Fig. 4 Effects of BDE-47 and BDE-153 on the content of malondialdehyde (MDA) in liver of Cynoglossus semilaevis Gunther (n=3)Note: * indicates significant differences, P0.05.

MDA含量是反映機體抗氧化潛在能力的重要參數，可以反映機體脂質過氧化速率和強度，也能間接反映組織過氧化損傷程度[29]。已有研究發現，暴露于BDE-47的太平洋真寬水蚤(Eurytemorapacifica)和日本虎斑猛水蚤(TigriopusjaponicusMori)的MDA含量隨其濃度的升高而增加[30]；暴露于BDE-47的劍尾魚肝臟MDA含量隨濃度升高而增加[31]；暴露于BDE-209的雙葉杜鵑葉片的MDA隨其濃度升高而增加[32]。本實驗結果表明，5 ng·L-1濃度組中MDA含量無顯著變化，說明環境濃度BDE-47和BDE-153不會對半滑舌鰨MDA產生顯著影響；500 ng·L-1濃度組中MDA含量迅速升高，說明肝臟中抗氧化系統已不足以消除過量的自由基，肝臟受到損傷，導致MDA在肝臟中積累，含量迅速增加，但隨著暴露時間的延長，體內的抗氧化系統被激活，MDA被逐漸清除，使得其含量降低到正常水平，但MDA含量在高濃度組中暴露15 d時仍顯著高于對照組(P<0.05)，其原因可能是由于長時間的高濃度暴露，使其體內抗氧化系統的解毒能力受損，導致MDA在肝臟中積累而無法清除。

2.5 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟ER含量的影響

BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟ER含量的影響如圖5所示。空白對照組半滑舌鰨肝臟ER含量基本保持不變，溶劑對照組的ER含量基本保持不變，與空白對照組無顯著差異。在BDE-47暴露下，5 ng·L-1濃度組ER含量在15 d內無顯著變化，1 d中不同濃度組ER含量相差不大；隨時間增長，500 ng·L-1濃度組中ER含量逐漸升高，在3 d后顯著高于對照組；50 000 ng·L-1濃度組中ER含量從1 d開始隨時間逐漸升高，且顯著高于對照組。在BDE-153暴露下，5 ng·L-1濃度組ER含量在15 d內無顯著變化，1 d中不同濃度組ER含量相差不大，但隨時間增長，500 ng·L-1濃度組中ER含量逐漸升高，在7 d以后與對照組有顯著差異；50 000 ng·L-1濃度組中ER含量從3 d開始與對照組有顯著差異。

ER主要有2種亞型，可通過參與雌性脊椎動物中性腺組織基因的表達與調控，從而進一步影響雌性的第二性征、繁殖周期、生殖力及妊娠[33]。ER選擇性激活劑注射實驗證明，ER可以反饋抑制促性腺激素的表達[34]。目前，已有研究發現，BDE-47可以干擾細胞內ER從而影響雌激素相關基因的表達，產生內分泌毒性[35]；Dang等[36]也發現，BDE-47暴露可降低豬卵巢濾泡細胞中ER，從而加強了雌激素對卵巢的刺激作用，干擾動物性激素的作用。

圖5 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟雌激素受體(ER)含量的影響(n=3)注：*表示顯著性差異，P0.05。Fig. 5 Effects of BDE-47 and BDE-153 on the content of estrogen receptor (ER) in liver of Cynoglossus semilaevis Gunther (n=3)Note: * indicates significant differences, P0.05.

2.6 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟EROD活性的影響

BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟EROD活性的影響如圖6所示。空白對照組半滑舌鰨肝臟EROD活性基本保持不變，溶劑對照組的EROD活性基本保持不變，與空白對照組無顯著差異。在BDE-47暴露下，5 ng·L-1濃度組EROD活性在15 d內無顯著變化，1 d中不同濃度組EROD活性相差不大，但隨時間增長，500 ng·L-1和50 000 ng·L-1濃度組中EROD活性逐漸升高，在7 d時到達峰值，后在15 d時略有降低，均與對照組有顯著差異。在BDE-153暴露下，5 ng·L-1濃度組EROD活性在15 d內無顯著變化，1 d中不同濃度組EROD活性相差不大，但隨時間增長，500 ng·L-1和50 000 ng·L-1濃度組中EROD活性逐漸升高，在7 d時到達峰值，后在15 d時略有降低，但均與對照組有顯著差異。

圖6 BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨肝臟7-乙氧基-3-異吩唑酮脫乙基酶(EROD)活性的影響(n=3)注：*表示顯著性差異，P0.05。Fig. 6 Effects of BDE-47 and BDE-153 on 7-ethoxyresorufin-o-deethylase (EROD) activity in liver of Cynoglossus semilaevis Gunther (n=3)Note: * indicates significant difference, P0.05.

海洋魚類混合功能氧化酶的典型反應為包括芳烴羥化酶和EROD的反應，其中，EROD的反應更具代表性。在正常環境中，生物體內混合功能氧化酶的活性相對較低，但在外來某些特定的化學污染物的誘導下，它的活性異常增高[37]。結果表明，5 ng·L-1濃度組EROD活性無顯著變化，說明環境濃度劑量下的BDE-47和BDE-153不會對半滑舌鰨EROD活性產生顯著影響；500 ng·L-1和50 000 ng·L-1濃度組EROD活性都隨暴露時間的增長而不斷升高。目前，有研究表明，PBDEs對生物體內的EROD活性有影響，如McDonald[38]在研究BDE-71對雄性大鼠(Rattusnorvegicus)的毒性效應時，發現大鼠體內EROD活性增加。Eggens等[39]在研究紅鯔魚(Limandalimanda)體內的EROD活性時發現，魚體肝臟內多氯聯苯(PCB-28)的濃度與EROD活性存在良好的正相關關系。

2.7 IBR分析

由于各種酶活性在污染脅迫下，既有抑制，又有誘導，而且各種酶在生物毒性暴露響應中具有不同步性，表明不同的酶對污染物刺激的敏感程度有所差異，所以單一的酶活性不能很好地定量評價污染狀況。應該將各種酶以及其他的生物標志物結合起來，運用IBR指數消除隨機誤差和變化，才能準確客觀地評估海洋環境的污染狀況[40-41]。IBR值越大，表明生物受到的影響越大[42]。本文選擇SOD、CAT、GSH-Px、MDA、ER和EROD這6個指標進行整合，進行IBR分析。BDE-47和BDE-153暴露15 d時半滑舌鰨肝臟的星狀圖及IBR值如圖7所示，BDE-47和BDE-153的IBR值呈現出顯著的劑量效應，濃度越高，IBR值越大，表明BDE-47和BDE-153對半滑舌鰨生物體產生的毒性越大。另外，不同濃度BDE-47的IBR值均大于BDE-153組，這表明低溴代的BDE-47的毒性要高于高溴代的BDE-153。謝嘉[43]運用IBR模型評估BDE-47對牡蠣(Ostreagigasthunberg)的復合毒性效應，發現不同站位的長牡蠣組織中，生物標志物的響應值存在較大的空間差異。Kim等[44]運用IBR模型評估全氟辛烷磺酸和全氟辛酸對魚類的毒性效應，發現全氟辛烷磺酸的毒性效應要高于全氟辛酸。Zheng等[14]運用IBR對污染物進行毒性效應比較，發現鄰苯二甲酸二環己基酯毒性最大，鄰苯二甲酸二乙酯毒性最小。Xie等[45]研究了BDE-209及其與BDE-47和BDE-99的混合物對金魚(Carassiusauratus)的毒性效應，并測定了暴露4 d后的SOD等酶活生物標志物，運用IBR模型將多個生物標志物進行整合計算，用于定量評估不同PBDEs同系物的毒性效應：BDE-47>BDE-99>BDE-209。綜上所述，IBR模型能夠有效地對PBDEs的海洋環境風險進行科學評價。

圖7 BDE-47和BDE-153暴露下半滑舌鰨的綜合生物標志物響應指數(IBR)星狀圖和數值Fig. 7 The integrated biomarker response (IBR) star-shaped diagram and values of Cynoglossus semilaevis Gunther after exposure to BDE-47 or BDE-153

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