琥珀酸脫氫酶抑制劑類殺菌劑水生生態毒理學研究進展

李 紅, 敬同坊, 李同賓, 李北興,3,4, 慕 衛*,,3,4

(1. 山東農業大學 植物保護學院，山東 泰安 271018；2. 山東省蔬菜病蟲生物學重點實驗室，山東 泰安 271018；3. 山東省高校農藥毒理與應用技術重點實驗室，山東 泰安 271018；4. 山東省農藥環境毒理研究中心，山東 泰安 271018)

琥珀酸脫氫酶抑制劑類 (succinate dehydrogenase inhibitors，SDHIs) 殺菌劑通過抑制病原菌線粒體呼吸電子傳遞鏈上的蛋白復合體II，阻斷三羧酸循環和線粒體電子傳輸系統，干擾菌體的呼吸作用[1-4]，從而達到抑菌/殺菌的目的。SDHIs屬于廣譜性殺菌劑，對作物上的灰霉病、白粉病、霜霉病、銹病及紋枯病等多種病害有良好的防效[5]，已成為目前殺菌劑市場的主體類別，是全球各大公司開發的重要目標[6]。目前，該類殺菌劑代表品種氟唑菌酰胺 (fluxapyroxad)、啶酰菌胺(boscalid)、苯并烯氟菌唑 (benzovindiflupyr)、氟唑環菌胺 (sedaxane) 及氟唑菌苯胺 (penflufen)等2016年的銷售額已達數億美元，這些殺菌劑對水稻病害均有一定的防效，其中氟唑菌苯胺已登記用于水稻紋枯病防治，其他藥劑也有逐步應用于水稻田的趨勢[7]。據國際純粹與應用化學聯合會(International Union of Pure and Applied Chemistry，IUPAC) 報道，大部分SDHIs殺菌劑對哺乳動物、鳥類、蜜蜂和蚯蚓等環境生物相對安全，但對水生生物具有較高的毒性[8]。因此隨著此類殺菌劑應用范圍的擴大和在環境中暴露風險的增加，其對水生生物的毒性效應及毒理學機制研究也受到了廣泛的關注。本文擬從SDHIs殺菌劑對水環境的污染狀況及其對水生生物的毒性效應出發，就該類殺菌劑的水生生態毒理學研究進展進行綜述，以期為加強SDHIs殺菌劑的使用管理，降低其對水生生態系統的風險提供理論依據。

1 SDHIs殺菌劑對水環境的污染狀況

SDHIs殺菌劑廣泛應用于農業生產，易通過滲透、地表徑流、大氣漂移等多種途徑進入水體，對水環境造成污染。研究表明，在不同地區水體中均可檢測到SDHIs殺菌劑 (表1)。

表1 部分SDHIs殺菌劑在不同地區水體中的殘留量Table 1 Residues of SDHI fungicides in water bodies of different regions

Moreno-González等[14]調查發現，SDHIs殺菌劑可通過地表水道輸入到地中海沿岸潟湖，并且其每年總輸入量可占到水道污染物總輸入量的70%以上。Gulkowska 等[15]在瑞士格拉特河 (Glatt River) 的地表水和廢水中發現了8種SDHIs 殺菌劑：聯苯吡菌胺 (bixafen)、啶酰菌胺、氟吡菌酰胺 (fluopyram)、氟酰胺 (flutotanil)、氟唑菌酰胺、吡唑萘菌胺 (isopyrazam)、氟唑菌苯胺及吡噻菌胺(penthiopyrad)。Rice 等[13]研究了氟酰胺在高爾夫球場球道徑流中的轉移情況，發現在模擬的暴雨徑流結束時，轉移到球場外徑流中的氟酰胺為 37～1 413 μg/L，平均為 (798 ± 84) μg/L。噻呋酰胺(thifluzamide) 目前已廣泛應用于中國、日本、墨西哥及巴西等地，并且在中國黑龍江和河南省玉米土壤以及韓國河道等地已被檢測到[16]。Wei等[17]在中國江蘇省南京稻田施用有效成分為108 g/hm2劑量的噻呋酰胺后，發現其在稻田中的初始沉積量為3 908.8 μg/L，降解半衰期 (DT50) 為28.64 d。Hand等[18]研究發現，吡唑萘菌胺在天然水體中的降解速度相對較慢，DT50值估算為62 d，在黑暗的水沙系統中其半衰期甚至可超過1年。有研究表明，吡唑萘菌胺在實驗室有氧土壤環境中的DT50值為40～976 d[19]。氟唑菌酰胺在水和沉積物系統中也具有較高的持久性，其DT50值超過157.6 d[20]。聯苯吡菌胺在環境中不易降解，其DT50值在壤土中為105 d，在砂壤土中為316 d，在淤泥壤土中為1 235 d以上，在水中為82 d以上[21-22]。綜上可見，SDHIs殺菌劑在水環境中的暴露風險較高，對水生生態系統存在一定威脅。

2 SDHIs殺菌劑對水生生物的毒性效應研究現狀

SDHIs殺菌劑大量施用后，易進入到水體環境并對水生生物造成一定的威脅。由于大多數SDHIs殺菌劑對水生生物毒性均較高，因此其對水生生物的毒性評價受到了廣泛的關注，相關研究主要集中在對水生生物的急性致死效應、亞致死效應和慢性毒性效應，以及在器官組織、生理生化和基因水平的毒理學作用機制等方面。

2.1 在水生生物體內的富集

農藥通過水體環境進入水生生物體內，易在生物體內富集[23]。目前已有大量在施用區域水生生物體內檢測到SDHIs殺菌劑殘留的報道。Smalling等[24]在試驗區域的水、魚和沙蟹樣品中，以及在89%的沉積物樣品中均檢測到了啶酰菌胺殘留。Tsuda等[25]報道，氟酰胺在日本東沿海地帶的北部流域琵琶湖 (Lake Biwa) 及亞納梅訥河 (Yanamune River) 沿岸地區藍鰓魚 (bluegill) 和石田螺 (himetanishi)中的殘留量均低于2 μg/kg。臧曉霞等[26]研究發現，啶酰菌胺可在成年斑馬魚體內富集，并于28 d時達到峰值，其生物濃縮因子 (BCF) 值接近36，表明啶酰菌胺可能通過食物鏈對人類健康構成潛在威脅。林琎[27]報道，將斑馬魚分別暴露于0.745、0.149和 0.014 9 mg/L的氟吡菌胺中192 h 后，其BCF值分別為33.65、26.39和193.25，表明農藥在水中的暴露濃度對其生物濃縮因子存在一定影響。農藥可以通過多種途徑在生物體內富集，水生生態系統中的農藥可通過浮游植物轉移至魚等生物體內，最終通過食物鏈轉移至人類[28-29]，當其富集量達到一定程度后即可能會對人類健康造成威脅。因此，農藥在水生生物體內的富集性是其環境安全評價的重要指標[30]。

2.2 對水生生物的急性致死效應

大部分SDHIs殺菌劑對不同水生生物的致死效應均較強，其急性毒性表現為中毒到劇毒 (表2)。Zhou等[31]研究發現，將斑馬魚胚胎暴露于50 μg/L的苯并烯氟菌唑，其死亡率達到75%以上。經1 000 μg/L的吡唑萘菌胺處理后，熱帶爪蟾胚胎的生存率低于60%[32]。Qian等[33]發現，采用高于1 400 μg/L的啶酰菌胺處理可顯著抑制小球藻的產生。Yao等[34]研究發現，10 000 μg/L氟唑環菌胺處理組，斑馬魚受精72 h之后的死亡率高達100%；經5 000 μg/L的氟唑環菌胺處理96 h后，斑馬魚胚胎孵化率為0。

研究表明，雖然SDHIs殺菌劑的作用機理相同，但是其對水生生物的毒性效應卻存在一定差異，主要表現在以下幾方面：1) 不同品種SDHIs殺菌劑對同一種水生生物的毒性不同。報道顯示，啶酰菌胺對斑馬魚胚胎的96 h-LC50值為1 260 μg/L，毒性等級為中毒[35]，而吡唑萘菌胺對斑馬魚胚胎的96 h-LC50值為230 μg/L，為高毒[36]，二者毒性相差5倍。此外，啶酰菌胺和吡唑萘菌胺對大型溞的48 h-LC50值相差200倍以上[37-38]。2) 同一種SDHIs殺菌劑對不同水生生物的毒性差異較大。如吡唑萘菌胺對鯉魚Cyprinus carpio的96 h-LC50值為26 μg/L，毒性等級為劇毒[37]，但是其對熱帶爪蟾Xenopus tropicalis的48 h-LC50值為2 870 μg/L，僅為中毒[32]。3) 同一生物不同生命階段對同種SDHIs殺菌劑的敏感性不同。如噻呋酰胺對斑馬魚胚胎、仔魚和成魚的 96 h-LC50值分別為 3 080、3 520和3 970 μg/L，敏感性順序依次為胚胎＞仔魚＞成魚[39]。吡唑萘菌胺對斑馬魚胚胎和成魚的96 h-LC50值分別為300和230 μg/L，敏感性順序為胚胎 ＞ 成魚[36-37]。啶酰菌胺對斑馬魚胚胎和成魚的96 h-LC50值分別為 1 260和1840 μg/L，胚胎的敏感性高于成魚[35]。不同生命階段斑馬魚對氟酰胺的敏感性依次為成魚 (LC50值 2 700 μg/L) ＞孵化 12 h 的仔魚 (3 910 μg/L) ＞受精后72 h的仔魚(4 090 μg/L) ＞胚胎 (5 470 μg/L)[40]。大量研究表明，同種SDHIs 殺菌劑對不同生命階段水生生物的毒性存在一定差異，盡管有一些藥劑對成魚的毒性更高，但是大多數情況下均為幼魚對藥劑的敏感性高于成魚，然而目前尚缺少系統比較分析SDHIs殺菌劑對水生生物毒性效應差異的研究報道，有待進一步研究和探討。

2.3 SDHIs殺菌劑對水生生物的亞致死效應及慢性毒性

除了SDHIs殺菌劑對水生生物的急性毒性外，研究者就其亞致死效應及慢性毒性方面也進行了大量研究。目前有關其亞致死效應的研究主要集中在影響水生生物的運動行為及誘導產生畸形癥狀等。Qian等[45-46]研究發現，暴露于2 500～2 900 μg/L啶酰菌胺和吡噻菌胺中的斑馬魚胚胎，受精24 h后其自由運動次數明顯高于對照組。目

前有關SDHIs殺菌劑對水生生物致畸作用的報道較多，其畸變類型主要表現為身體變形、小頭、眼睛晶狀體渾濁、色素減退、尾軸短縮、鰭窄小、心包水腫及卵黃囊水腫等特點。Wu等[32]的研究表明，采用500 μg/L的聯苯吡菌胺和吡唑萘菌胺處理熱帶爪蟾胚胎，畸形率可達100%，畸形表現包括眼睛晶狀體渾濁、色素減退、尾軸短縮和鰭窄小 (圖1)。Li等[47]研究發現，采用125 和375 μg/L的氟唑環菌胺處理，受精48 h后的斑馬魚胚胎表現出色素減退、尾畸形、脊柱彎曲和卵黃囊水腫等畸形變化。Yao等[34]發現，采用氟唑環菌胺處理斑馬魚胚胎/幼魚，在2 500、3 000、3 500、4 000和5 000 μg/L質量濃度下，受精5 d后的斑馬魚幼魚表現出身體變形、魚鰾充盈被抑制、小頭及心包水腫等畸形特征 (圖2)。Qian等[45]研究發現，在2 000、2 600和3 200 μg/L的啶酰菌胺處理下，可導致斑馬魚胚胎卵黃囊出現水腫，其面積高達0.5 mm2，比對照組增加了60%，并且在1 700～3 200 μg/L范圍內，處理組畸形率顯著高于對照組。

表2 SDHIs殺菌劑對不同水生生物的急性和慢性毒性數據Table 2 Acute and chronic toxicity of SDHI fungicides to different aquatic organisms

大部分SDHIs殺菌劑對不同水生生物的慢性毒性效應均較強，其毒性等級為中毒-劇毒 (表2)。已有研究表明，部分SDHIs殺菌劑長期暴露會造成水生生物繁殖力下降、受精率降低、發育異常、內分泌紊亂及神經毒性等慢性毒性效應。Qian等[48]報道，暴露于啶酰菌胺中28 d的斑馬魚，其體重及體長均明顯受到抑制。Vu等[12]研究發現：啶酰菌胺可明顯抑制雄性和雌性海洋兩棲類短吻鱷的體型大小，且在1 μg/L下處理42 d后，對雄性海洋兩棲類短吻鱷體長增長有抑制作用，但對雌性無顯著影響；與對照組相比，在40 μg/L 啶酰菌胺處理下，雄性海洋兩棲類短吻鱷頭部的長度降低了6.8%，而雌性頭部長度降低了12.6%。該研究表明，相對于雄性而言，啶酰菌胺對雌性兩棲類短吻鱷生長發育的影響更為明顯。此外，該研究還發現，啶酰菌胺能夠明顯抑制海洋兩棲類短吻鱷的繁殖，在處理28 d之后未見子代產生。Matsumoto 等[49]的研究表明，氟酰胺對大型溞存在一定的生殖毒性，可顯著抑制其第一代個體的大小。Aksakal 等[50]發現，采用5 000 和 10 000 μg/L的啶酰菌胺處理大型溞21 d，能夠明顯抑制其蛻皮頻率，并且延遲了第一次繁殖時間，降低了產卵量。Teng等[51]的研究表明，經50和1 000 μg/L的氟酰胺暴露60 d后，雌性斑馬魚的繁殖力顯著下降，并且1 000 μg/L 處理組斑馬魚的受精能力顯著降低，孵化率及其后代的生存率也受到了明顯抑制。此外，Teng等[52]還發現，氟酰胺可干擾斑馬魚胚胎甲狀腺相關氨基酸基因的表達，進而引起甲狀腺腺素水平改變，最終導致甲狀腺內分泌紊亂。姚鴻州[53]的研究表明，苯并烯氟菌唑、吡唑萘菌胺和氟唑環菌胺會破壞雌斑馬魚性類固醇激素的平衡，干擾內分泌系統，從而影響斑馬魚的生殖性能和發育；同時苯并烯氟菌唑、吡唑萘菌胺和氟唑環菌胺還可抑制雌斑馬魚乙酰膽堿酯酶 (AChE) 的活性而產生神經毒性。Wang等[54]研究發現，啶酰菌胺可干擾與斑馬魚胚胎神經發育和傳遞信號相關基因的表達，從而引起神經毒性。綜上可見，較低濃度的SDHIs殺菌劑暴露即可引起水生生物的慢性毒性，并且可能通過多種途徑對水生生物產生毒性效應。

3 SDHIs殺菌劑對水生生物的毒性作用機制

3.1 對水生生物組織病理形態的影響

在污染物的環境毒理學評價中，一般通過組織病理學技術研究農藥暴露對生物組織的損傷情況。Qian等[45]通過光學顯微鏡技術研究發現，經600和1 200 μg/L的啶酰菌胺暴露4 d后，斑馬魚幼魚的魚鰾未能膨脹，表明其充盈受到了明顯抑制。Yang等[55]利用組織切片和透射電鏡技術，研究了噻呋酰胺處理28 d對斑馬魚成魚肝臟組織的影響，組織病理學分析結果顯示，1 900 μg/L處理組出現了肝臟脂肪變性或空泡變性；通過透射電鏡進一步觀察發現，在19、190及1 900 μg/L噻呋酰胺處理下，斑馬魚肝臟超微結構中均出現了不同程度的內質網腫脹及核糖體破壞現象。Yang等[39]研究發現，噻呋酰胺暴露可導致斑馬魚肝臟細胞空泡化、壞死、脂肪變性、中心靜脈充血及肝竇淤血，導致腎臟組織出現腎間質壞死；透射電鏡下還可觀察到肝臟線粒體出現嵴退化、細胞膜破損、線粒體自身溶解、線粒體腫脹及溶酶體吞噬線粒體等毒性效應。姚鴻州[53]通過組織病理學觀察，發現吡唑萘菌胺、苯并烯氟菌唑和氟唑環菌胺暴露可對雌性斑馬魚腸道組織形態產生影響，導致腸道內絨毛破損，腸上皮細胞嚴重溶解脫落以及腸道絨毛和微絨毛結構遭到破壞。

綜上所述，SDHIs殺菌劑可對水生生物產生毒性效應，導致水生生物組織表現出不同程度的病理損傷，而藥劑對組織損傷情況的研究可作為評價污染物對水生生物毒害程度的指標之一。

3.2 對水生生物酶活性及其他生化指標的影響

當生物體受到外源物質侵害或脅迫時，可能會產生氧化應激[56-58]，而生物體內氧化-抗氧化比例失衡則會造成氧化損傷。許多研究發現，SDHIs殺菌劑會改變水生生物抗氧化酶的活性，誘導氧化應激的產生。Yao等[34]的研究表明，氟唑環菌胺可影響斑馬魚的抗氧化酶系統，引起丙二醛(MDA) 含量增加及谷胱甘肽巰基轉移酶 (GST) 活性升高，同時抑制過氧化物酶 (POD)、超氧化物歧化酶 (SOD) 和谷胱甘肽 (GSH) 的活性，從而可能對斑馬魚細胞和組織產生破壞作用。Yao等[36]發現，采用吡唑萘菌胺處理斑馬魚仔魚4 d之后，可誘導其MDA、SOD、GST及GSH的活性明顯升高，導致斑馬魚產生氧化損傷。臧曉霞[58]發現，將斑馬魚暴露于啶酰菌胺中，可導致其肝臟和鰓中MDA含量增加，激發機體防御功能，誘發氧化應激，對斑馬魚產生氧化損傷，且隨著暴露時間延長及暴露濃度增大，鰓和肝臟中SOD、過氧化氫酶 (CAT )、POD及谷胱甘肽過氧化物酶(GPx) 活性在暴露前期隨濃度增大而升高，在暴露后期則隨濃度增大而降低。Qian等[33]研究發現，小球藻于啶酰菌胺中暴露96 h后，其活性氧 (ROS)含量水平及SOD活性升高，POD和CAT活性降低，標志著氧化應激和氧化損傷的產生。Qian等[48]研究發現，啶酰菌胺可誘導斑馬魚胚胎的凋亡相關酶caspase 3和caspase 9活性及肝臟中甘油三酸酯 (TG) 和膽固醇 (TC) 含量顯著升高，導致細胞凋亡和脂質代謝的發生。

此外，SDHIs殺菌劑還可對水生生物體內其他酶活性或蛋白含量產生影響。臧曉霞[58]研究發現，啶酰菌胺可提高斑馬魚成魚肝臟中丙酮酸激酶及己糖激酶活性，提高葡萄糖-6-磷酸酶的含量，同時抑制其琥珀酸脫氫酶 (SDH) 和線粒體復合物Ⅱ的活性，并推測這可能是導致糖代謝及能量代謝紊亂的潛在機制。同時Yang等[39]也發現，噻呋酰胺會抑制斑馬魚SDH 和線粒體復合物Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ的活性，造成機體能量供應不足，進而影響斑馬魚體內的循環功能或對其組織器官造成損傷。姚鴻州[53]研究發現，成年雌性斑馬魚暴露于苯并烯氟菌唑、吡唑萘菌胺和氟唑環菌胺后，會對其鈣調神經磷酸酶 (CaN)、AChE及腎上腺素等多種神經系統相關標志物造成影響，表明上述3種藥劑對成年斑馬魚具有潛在的神經毒性；同時這3種殺菌劑還對成年雌性斑馬魚的甲狀腺素 (T4) 和三碘甲狀腺原氨酸 (T3) 含量造成了影響，且對 T4 表現出濃度-誘導效應，對T3 表現出濃度-抑制效應，表明這3種殺菌劑對成年斑馬魚還具有潛在的甲狀腺干擾效應，可能對其發育產生影響；并且這3種藥劑還可導致雌性斑馬魚體內睪酮 (T) 和雌二醇 (E2) 含量下降，破壞雌魚的性類固醇激素平衡，表明其還具有潛在的內分泌干擾活性，可能影響斑馬魚的生殖性能和發育。Teng等[52]的研究也表明，暴露于氟酰胺的斑馬魚胚胎中T3和T4水平升高導致其甲狀腺激素失衡，從而引起發育毒性。

生物體內不同代謝通路之間互相聯系并互相影響，如線粒體功能紊亂會直接導致氧化應激和細胞凋亡的產生，氧化應激可進一步導致免疫毒性，而免疫系統與內分泌系統具有密切關系[59-61]。SDHIs殺菌劑可影響水生生物多個代謝通路中的酶活性與蛋白含量，且已有很多研究表明，該類殺菌劑對水生生物的作用靶標可能是線粒體，故其導致的氧化應激和細胞凋亡可能與線粒體損傷有關，但該類殺菌劑對水生生物線粒體的具體作用機制還需進一步研究。

3.3 對水生生物基因表達水平的影響

生物體內相關基因的表達量變化可從核酸水平反映農藥對生物體的影響及作用機制，是環境毒理學領域常用的研究方法。已有研究表明，SDHIs殺菌劑可顯著影響水生生物不同代謝通路(氧化應激、細胞凋亡、能量代謝、脂質代謝、糖代謝、神經毒性及內分泌干擾等) 相關基因的表達水平。Teng等[52]研究發現，斑馬魚胚胎暴露于1 000和2 000 μg/L的氟酰胺中96 h后，其甲狀腺相關基因的轉錄和促甲狀腺激素受體 (TSHR) 蛋白表達水平發生改變，其中TRH(促甲狀腺素釋放激素)、Dio1(脫碘酶-碘甲狀腺素1型)、TRα(促甲狀腺素受體)、UGT1ab(尿苷二磷酸葡萄糖酸轉移酶) 和TPO(甲狀腺過氧化物酶) 基因表達水平下調，但TSHR基因表達水平上調，且TSHR蛋白表達水平也明顯升高，與其基因表達水平變化一致，最終導致斑馬魚甲狀腺內分泌系統紊亂。Wang等[54]研究發現，采用25 000 μg/L的啶酰菌胺處理斑馬魚胚胎48 h，能夠影響其神經發生和神經遞質相關基因的表達：下調gfap(膠質纖維酸性蛋白) 和gap43(生長相關蛋白)，上調nestin(巢蛋白)、neurogenin1(神經元素)、glula(谷蛋白亞基IA)、gad1b(谷氨酸脫羧酶1b)、dat(多巴胺轉運體) 和abat(氨基丁酸轉氨酶編碼因子) 基因表達水平，最終破壞斑馬魚的神經系統。Qian等[45]研究發現，用300、600和1 200 μg/L的啶酰菌胺處理斑馬魚胚胎96 h，會不同程度影響其細胞凋亡相關基因：上調p53(腫瘤抑制基因)、bax(Bcl-2相關凋亡調蛋白)、bcl-2(B細胞淋巴瘤蛋白2)、puma(p53上調細胞凋亡調節因子)、apaf-1(凋亡蛋白酶活化因子1)、caspase-3(半胱氨酸天冬氨酸蛋白酶3) 和caspase-9(半胱氨酸天冬氨酸蛋白酶9) 基因表達水平，并且該變化主要發生在心臟部位，最終引起斑馬魚胚胎的發育毒性和凋亡；同時其對脂質代謝相關基因也產生了一定的影響：hmgcra(羥甲基戊二酸輔酶為還原酶)、cyp51(14α-脫甲基酶) 和srebf1(甾醇調節元件結合因子) 基因表達水平上調，而pparα1(過氧化物酶體增殖物激活受體)、acca1(乙酰輔酶a羧化酶)和fas(脂肪酸合成酶) 基因表達水平下調，從而引起脂質代謝紊亂，最終影響能量代謝，產生發育毒性；同時對黑色素形成相關基因dct[多巴色素異構酶 (DCT) 重組蛋白]、foxd(轉錄因子叉頭框)、mitfa(小眼轉錄因子)、tyrp1a(酪氨酸酶相關蛋白1 a)、t y r p 1 b(酪氨酸酶相關蛋白1 b)、slc24a5(可溶性載體家族24，成員5)、pkc-β(蛋白激酶-β) 和myoVa(肌球蛋白-Va) 的表達也有不同程度影響，從而影響黑色素的分布，導致黑色素沉積。

楊陽[62]研究發現，將斑馬魚暴露于噻呋酰胺中處理 28 d之后，對其凋亡相關基因：p53、bax、bcl-2、puma、apaf-1、caspase-3和caspase-9，免疫相關基因：CC-chem(CC型趨化因子)、C1C(趨化因子配體-1)、IL-8(白細胞介素8) 和IFN(干擾素)，脂質代謝相關基因：prl(泌乳刺激素)、dgat1b(甘油二酯酰基轉移酶)、mgstI(微粒體谷胱甘肽S-轉移酶1)、xdh(黃嘌呤脫氫酶)、insr(膜島素受體) 和ngf(神經生長因子)，糖代謝相關基因：prl、ide(胰島素降解酶)、sirt4(人去乙酰化酶4)、insr、ngf和xdh，線粒體相關基因：18rsrrn(18rs核糖體核糖核酸)、polgI(線粒體DNA聚合酶)、tk2(脫氧核酸激酶)、twinkle(線粒體DNA轉旋酶)、polrmt[線粒體DNA (mtDNA)指導的RNA聚合酶]、tfam(線粒體轉錄因子A)和mt-ndI(NADH泛醌氧化還原酶亞基1)，以及抗氧化相關基因：GPX(谷胱甘肽光氧化物酶)、cat(過氧化氫酶)、mn-sod(Mn-過氧化物歧化酶)、Cu/Zn-sod(Cu/Zn-過氧化物歧化酶) 均可產生不同程度的影響，損傷線粒體的結構和功能，引起斑馬魚的氧化損傷、細胞調亡、壞死及免疫應答，并認為這些作用可能是導致對斑馬魚毒性的潛在機制。此外該研究還發現，斑馬魚成魚暴露于1 900 μg/L的噻呋酰胺中28 d后，通過 “京都基因與基因組百科全書 (KEGG) ” 富集分析得到差異基因富集的通路為144個，其中上調基因富集的通路為85個，下調基因富集的通路為127個，且差異基因主要富集在代謝通路；基因本體富集分析(GO-THERM) 發現，差異基因主要集中在催化活性功能、有機體代謝過程類別及細胞器類別上；這些差異基因及通路可作為噻呋酰胺毒性檢測的指標供進一步研究，并為靶基因和靶通路的研究提供參考，同時為噻呋酰胺檢測試劑盒的開發提供了科學依據[62]。

上述研究表明，SDHIs殺菌劑可對水生生物氧化應激、脂質代謝、糖代謝、細胞凋亡、內分泌干擾、神經毒性及能量代謝等通路的基因表達產生影響，而基因表達水平變化可導致相關蛋白或者酶產生相應變化，其中部分基因，如抗氧化相關基因表達水平的變化與相應蛋白及酶活性的變化一致，說明該類殺菌劑對水生生物相關通路(酶活性、蛋白及基因等不同層面) 的影響可能是其對水生生物產生毒性的潛在機制。

4 研究展望

目前，已有許多研究報道了SDHIs殺菌劑對水生生物的毒性效應及毒性作用機制，這些工作對其科學合理使用和有效監管具有一定的參考價值，但相關工作仍處于探索階段。后續針對SDHIs殺菌劑對水生生物的毒理學研究，以下問題還有待進一步明確:

1) SDHIs殺菌劑對水生生物的毒性效應機制有待深入研究。關于SDHIs殺菌劑對不同水生生物的毒性差異，以及同一藥劑對同一水生生物不同發育階段的毒性差異等選擇性機制尚無合理解釋。目前有關SDHIs殺菌劑對水生生物器官毒性的研究主要集中在肝臟、腎臟、血液、鰓和腦上，但其關鍵致毒靶器官還有待明確。SDHIs殺菌劑對水生生物線粒體及相關通路的影響機制有待深入研究，盡管已知該類殺菌劑對真菌的作用靶標為線粒體，但是其對水生生物的毒性作用靶標是否為線粒體，以及其對水生生物不同器官及組織線粒體功能的影響程度是否存在差異等還有待明確。

2) 目前有關SDHIs殺菌劑對藻類、溞類、魚類等單一物種的毒性已有報道，但從生態系統的角度，對處于不同營養級生物的影響如何，以及是否存在級聯效應等還需要進一步評估。

3) 有關SDHIs殺菌劑對水生生物慢性發育毒性的研究甚少，未來應進一步評估該類藥劑慢性暴露后對水生生物生殖能力以及所產后代的影響。

4) 立足現有品種，開展SDHIs殺菌劑結構、劑型等與選擇毒性相關的研究，探索通過結構修飾、劑型改變和使用技術改進等措施降低該類藥劑對水生生物毒性的可行性。