当前世界环境

介绍

自20世纪60年代初以来，在鱼类和其他水生生物的组织中发现了外源化合物的残留物，引起了科学界对其在生物体中的生物积累的越来越多的关注。通过比较这些物质在生命系统中的积累程度和它们存在的介质，就可以预测这些物质在环境中会发生什么变化。还可以确定和比较这些化合物在活生物体体内的浓度程度。与其他外来物质一样，多氯联苯也会与生物体内的组织脂质发生反应，从长远来看，可能会破坏它们积聚的组织。文献表明，组织脂质是鱼类多氯联苯浓度的重要决定因素。¹这些物质不仅可以积累，而且可以通过各种食物链传递，正如它们在鸟类组织中的积累所表明的那样。²

这些物质的生物和非生物降解及其在水生生物中的生物蓄积潜力是指示环境破坏的重要因素，此外还有外源物引起的毒性。^3、4不同的摄食习惯、栖息地以及水生生物在食物链不同营养水平上对外源物质进行生物转化的不同能力，以及化合物本身的分子量等各种因素，都可能导致水生生物中多氯联苯的不同生物积累，这可以从水生生物组织中发现的这些物质的不同浓度中看出。⁵

自然界中的污染物可能并不总是单独的化合物。相反，人们发现污染环境的是不同化合物的混合物。关于这种混合物的毒性对生物体的毒性作用的文献比作为这种混合物成分的单个化合物的毒性作用的文献多。多种多氯联苯的Aroclor®混合物经常用于鉴定和量化环境或生物样品中的多氯联苯，而只有很少的数据可用于单个同系物对生物体的影响。⁶

因此，一些工作者主张使用同系物特异性分析，而不是使用混合物。^{7 - 10}

生物浓度因子(BCF)是指一种化学物质在水生动物体内可能趋于积累的程度。有标准化的方案可用于评估鱼类中的BCF。此外，鱼类是人类食物中重要的蛋白质来源。由于这些原因，它们最适合作为BCF评估的试验生物。

BCF有助于确定化学品的疏水性。文献中有关于计算BCF的不同建议的评论和报告¹¹用鱼来去除重金属，如铬和铅Colisa fasciatus作为测试生物。^12、13本文还研究了各种氯代农药在不同鱼类组织中的生物蓄积及其估计。¹⁴此外,p . ticto(Ham.)计算并报道了氯代农药在其组织中的生物积累动力学和生物富集系数。¹⁵本文研究了多芳烃(PAHs)在动物组织中的生物蓄积及其生物富集动力学和BCF的估计波鱼daniconius^[16]和Puntius ticto。¹⁷对多氯联苯同系物在动物组织中的作用也进行了类似的研究波鱼daniconius。¹⁸

评估环境损害的各种主要组织似乎采用不同的标准来确定化学品对环境的危害程度。欧盟(欧洲联盟)将湿重BCF值超过100的任何化学品归类为"对环境有危险"，有可能发生生物积累，因为它可能损害生物体或以其为食的生物体的健康。欧盟的行政理事会——欧盟委员会(European Commission)建议，BCF值超过100，作为将某种化学品分类为有害物质的“触发因素”。另一方面，美国环保署认为BCF值超过1000是生物积累潜在影响的“高度关注触发器”。¹⁹加拿大将BCF值超过500的化学品视为“危险”，而超过5000的化学品则被归类为指示生物积累的化学品。因此，这类化学品被建议“实际消除”。^20.指导值为0.67 ng g¹供人食用的也被一些工人给予。²¹

现有文献表明，与其他国家相比，发达国家在多氯联苯的生物浓缩方面做了更多的工作。对多氯联苯及其命运的研究较少，可用于印度环境。在印度的许多地方，人们食用整鱼，其他食肉动物也以整鱼为食，包括鸟类，尽管鱼的肌肉是最受欢迎的食用部分。由于这个原因，建议在食用鱼之前彻底分析鱼的所有部分。因此，详细研究多氯联苯在全鱼体内的生物积累与环境的关系变得非常重要。鉴于此，本研究试图检测和确定多氯联苯在各器官中的分布及其生物浓度动力学。本研究利用两种PCB同系物PCB 126和PCB 169分别为3,3 '，4,4 '，5-五氯联苯和3,3 '，4,4 '，5,5 ' -六氯联苯测定了它们在淡水鱼鳃、肝脏、肠道和肾脏组织中的生物富集动力学和BCFp . ticto。

Bioconcentration动力学

对于不可生物降解的化学物质，生物浓缩过程通常可以解释为化学物质在生物体的脂质及其周围的水之间的被动分配。因此，这个过程可以被恰当地描述为“一级双室(水和水生生物)模型”。通常，鱼类或其他水生生物对持久性化学物质的吸收和随后的消除可以用下面的公式(1)来描述。


在哪里

k₁摄取速率是恒定的吗¹

C_W水中的化学物质浓度是mg g吗¹

k₂消除或净化的速率是恒定的吗¹

C_F鱼体内的化学物质浓度是毫克克吗¹。

在稳态时，

可采用式(2)计算BCF值。


估算bcf

为了估计BCF，测试生物，p . ticto在这种情况下，必须暴露在恒定化学浓度的水中一段适当的时间，使用连续的流动系统，直到它们达到稳定状态。实际上，对于许多疏水化学物质，任何短时间的暴露都不足以达到这种理想的稳定状态。因此，动力学方法仍然是估计这种“真实”BCF值的唯一可用方法。

材料与方法

实验生物，即实验所需的试验鱼，是从附近的淡水水体中获得的。PCB同系物:Dr.的PCB 126和PCB 169。本研究采用德国制造的Ehrenstorfer，而采用二氯甲烷作为溶剂。²²使用一种土著设计的恒定剂量装置使鱼接触多氯联苯，并按照标准做法进行连续的生物测定研究。²³还保持了适当的控制。实验用的稀释水经脱氯处理，其特性见(表1)。

标准方法²⁴对水的理化参数进行了分析。采用美国赛默飞世尔科学仪器公司(thermo Fisher Scientific Instruments, San Jose, CA95134, usa)的热痕量超气相色谱仪(GC)，配备电子流量控制(EFC)，并配备赛默飞世尔科学TSQ量子GC三重四极杆质谱仪(MS)，用于估计不同暴露时间内不同组织中的PCB浓度。使用色谱作为分析工具的标准程序，如文献所述，被遵循。²⁵

表1:稀释水特性

参数	值*
温度℃	25日- 27日
pH值	7.5 - -8.2
总碱度为CaCO3.	156 - 190
总硬度以CaCO计3.	142 - 172
以CaCO计的硬度3.	80 - 94
以CaCO计的硬度3.	62 - 78
溶解氧	6.9 - -7.3
钙作为Ca	32-38
镁为Mg	在14到18岁
钠作为Na	36-38
钾为K	2 - 4
氯化物为Cl	126
*除温度和pH值外，以上所有数值均以毫克为单位1。

组织提取

按照标准程序，分别从鱼的鳃、肝、肠和肾的称重样本中提取多氯联苯，以二氯甲烷为溶剂。多氯联苯与其他有机化合物一起被共同提取。因此，需要一个适当的清理程序来去除任何其他有机化合物，以防止它们干扰对多氯联苯含量的正确估计。这样的清理程序需要任何合适的助滤剂，如活性炭，硅酸，Celite, florisil，氧化铝等，适当地包装在玻璃柱中。这些助滤剂通常是硅酸盐，有助于选择性吸附。用合适的助滤剂填充的色谱柱能够保留所有干扰化合物，包括脂类，并且只有多氯联苯从色谱柱中洗脱。本研究采用英国科赫实验室生产的Celite 545助滤剂进行。²⁶Celite 545是一种由硅藻土经过提纯和煅烧而成的白色至灰白色粉末，分子式为CNa₂O_3.。

玻璃柱长300毫米，宽10毫米，一端有止旋塞。每柱用1.2 ml 0.5 M H酸化2g Celite₂所以₄在玻璃烧杯中不断搅拌，直到整个锡利特被浸湿。将丙酮和己烷的混合物20ml按10:90的比例加入润湿的Celite中，不断搅拌2-3小时，制成Celite浆液。首先将一小块玻璃棉在丙酮中彻底清洗后压入玻璃柱的末端。然后用玻璃棒压扁了的一端，将制备好的石英石浆液逐渐压紧在塞子上方，直到得到一个适当高度的柱。在柱顶加入1g无水硫酸钠，去除组织提取物中的水分。

许多纵队都是这样挤在一起的。然后用正己烷洗涤每个柱以去除所有丙酮的痕迹。每一种组织提取物均采用新鲜色谱柱。在二氯甲烷中充分混合后获得组织提取物。他们慢慢地被调入纵队。用旋塞控制塔的流出量。玻璃KD管用于收集柱中得到的洗脱液。收集完整洗脱液后，用二氯甲烷溶剂对色谱柱洗涤至少3-4次，确保萃取液中的pcb全部洗脱成功。已知使用这种方法可从组织样品中回收98-99%的多氯联苯。让河水达到近乎干燥的状态。 A known quantity of Dichloromethane was used to dilute the eluate for direct injection into the GC-MS. Other workers have also used this method of determination of PCB concentration, as indicated in literature.²⁷残渣浓度可以用脂重和湿重表示。²⁸

实验的细节

采用容量为20 L的玻璃水族箱进行研究，连续30天。稀释水被部分地填充在给药装置的储罐中。加入所需浓度的PCB后，将储液池的体积增大到20L，得到PCB溶液。水箱的流量被调整为在24小时内有20升这种多氯联苯溶液流入鱼缸。实验开始时，在每个鱼缸里放了20条鱼。使用的PCB 126浓度为17.5µl¹PCB 169的浓度为25µl¹除上述蓄水池外。在储液池中更换新鲜溶液，并按文献所述程序进行投料。²⁹每隔5天(5天、10天、15天、20天、25天和30天)将活鱼从水缸中取出，用于所研究的两种多氯联苯。然后鱼被宰杀并解剖。待研究生物积累的组织——鳃、肝、肠和肾，立即取出并保存在4°C的浮标固定液中。根据文献，在样品提取和清理之前，组织可以保存在4%福尔马林或浮标固定液中^[30]。在进行提取和清理之前，将固定液中的组织彻底清洗。它们被称重，并在一个封闭的容器中用二氯甲烷彻底混合。这样得到的提取物，然后处理进一步清理，通过Celite柱如上所述。

结果与讨论

生物浓度和器官分布

研究了四种组织中PCB 126和169的浓度p . ticto在增加的时间间隔，用GC-MS估计，如表2所示。

表2:各组织中PCB的浓度p . ticto

印刷电路板	曝光时间，天	PCB浓度，μg/g湿重
		吉尔	肠	肾脏	肝
PCB 126	5	0.00	1.88	0.00	2.54
	10	0.34	4.17	0.53	8.56
	15	8.98	6.08	0.68	9.98
	20.	16.85	8.28	0.88	12.12
	25	18.02	9.06	0.89	12.96
	30.	19.98	10.07	0.91	14.15
PCB 169	5	14.88	6.89	0.00	0.68
	10	25.57	9.84	0.57	1.79
	15	27.02	10.02	4.78	2.03
	20.	28.04	10.26	7.69	2.14
	25	29.54	11.98	8.89	3.14
	30.	30.61	13.23	12.50	4.73

结果表明，在不同组织中，PCB 126的最大累积量为19.98 μg¹鳃组织的湿重p . ticto，其次为14.15 μg¹， 10.07 μg¹0.91 μg¹湿重肝、肠和肾组织，与其水溶液浓度17.5µl相比¹。

另一方面，PCB 169的最大累积量为30.61 μg¹鳃组织湿重次之，13.23 μg¹， 12.50 μg¹和4.73 g¹与25µl的水溶液浓度相比，分别在肠、肾和肝组织中的湿重¹。

从以上观察可以看出，PCB 169在鱼的鳃、肠和肾组织中积累程度较高p . ticto与PCB 126的累积量相比。

肝组织比肾组织积累了更多的PCB 126。然而，观察到PCB 169的相反趋势，其在肾脏中的积累多于在肝组织中的积累。现有文献报道，在决定生物积累速率时，可以考虑许多变量。⁵以上研究结果与文献报道一致。结果还表明，同一种化合物在不同组织中的积累速率不同，不同浓度的化合物在同一组织中的积累速率也不同。文献还表明，除了化合物的亲脂性和有关组织的脂肪含量外，其他因素也可能参与组织中的积累。³¹BCF、log BCF和计算出的log K之间的关系_噢为p . ticto在本研究中进行了评估。暴露于多氯联苯溶液5天后，多氯联苯126的累积量低于鳃和肾脏组织的可检测限度，而在相同的暴露时间内，多氯联苯169的累积量仅低于肾脏组织的可检测限度。

PCB 126和PCB 169的最大BCF值和最小BCF值对鳃组织的毒性最大p . ticto鱼暴露30天后。

生物浓缩动力学

BCF用于评估任何化学物质在水生生物体内积聚的倾向。一种化学物质在组织中的生物积累及其在活组织中积累的能力，被美国环境保护局(USEPA)视为制定有毒污染物排放标准的一个重要因素。污水处理厂也将这一指标作为制定此类污水处理标准的重要指标。美国环境保护署制定的鱼类和牡蛎的BCF测试指南³²以及ASTM(美国试验与材料学会)³³揭示了BCF的重要性。计算BCF通常采用回归方程，其一般公式如式(3)所示。

log BCF=a log K_噢+ b， (3)

其中a和b是经验确定的常数，而K_噢为正辛醇/水分配系数。

文献引用了水生生物的生物积累程度的计算，如在连续流动中暴露32天的黑头鱼、绿太阳鱼和虹鳟鱼。³⁴式(4)给出了log BCF与log K的关系_噢

log BCF = 0.85 log K_噢- 0.70, r²= 0.897 (4)

应用上述方程得到BCF与K之间的相关性_噢在研究的鱼类组织中。在给定的时间内不断增加的积累清楚地表明多氯联苯在鱼类组织中的积累，这种积累遵循增加的趋势，并被观察到分为两个不同的阶段。第一阶段，从接触开始约15天，表现出缓慢的积累，而在第二阶段，观察到快速的积累。这表明，建立过程的动力学是复杂的。考虑到所涉及的计算的复杂性，很难用数学方程来界定这种观测。

经常发现BCF与K表示的疏水性有很好的相关性_噢在对数尺度上建立线性关系是可能的。^35-38

文献表明，在化合物的不同性质中，污染物的分配系数是检验其被水生生物富集程度的最合乎逻辑的参数。³⁹文献报道了不同的生物浓缩趋势。^40-42鱼类组织的生物蓄积动力学常数以及所研究组织的计算BCF、log BCF和预测log Kow值分别见表3和表4。

表3:各组织的生物蓄积动力学常数p . ticto

印刷电路板	统计常量	吉尔	肠	肾脏	肝
pcb - 126	生物积累速率*	4.595	1.652	0.167	2.097
	拦截	-5.386	0．806	0.064	2.712
	R2	0.918	0.967	0.789	0.872
pcb - 169	生物积累速率*	2.617	1.095	2.581	0.697
	拦截	16.78	6.535	-3.297	-0.023
	R2	0.736	0.901	0.972	0.894
*µgg1组织的湿重

表4:中各组织的BCF计算值、对数BCF及预测对数Kow值p . ticto

印刷电路板	曝光时间，天	鳃			肠			肾脏			肝
		供应量	日志供应量	日志K噢	供应量	日志供应量	日志K噢	供应量	日志供应量	日志K噢	供应量	日志供应量	日志K噢
PCB 126	5	0	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND
	10	3.41 x 10-11年	-10.47	-11.49	4 × 10-10年	-9.38	-10.21	5 × 10-11年	-10.28	-11.27	9 × 10-10年	-9.07	-9.85
	15	8.98 x 10-10年	-9.05	-9.82	6 × 10-10年	-9.22	-10.02	7 × 10-11年	-10.17	-11.14	1 × 109	-9.00	-9.77
	20.	1.69 x 109	-8.77	-9.50	8 × 10-10年	-9.08	-9.86	9 × 10-11年	-10.05	-11.00	1 × 109	-8.92	-9.67
	25	1.80 x 109	-8.74	-9.46	9 × 10-10年	-9.04	-9.82	9 × 10-11年	-10.05	-11.00	1 × 109	-8.89	-9.63
	30.	2.00 x 109	-8.70	-9.41	1 × 109	-9.00	-9.76	9 × 10-11年	-10.04	-10.99	1 × 109	-8.85	-9.59
PCB 169	5	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND
	10	2.56 x 109	-8.59	-9.29	ND	ND	ND	6 × 10-11年	-10.24	-11.23	2 × 10-10年	-9.75	-10.64
	15	2.70 x 109	-8.57	-9.26	1 × 109	-9.00	-9.76	5 × 10-10年	-9.32	-10.14	2 × 10-10年	-9.69	-10.58
	20.	2.80 x 109	-8.55	-9.24	1 × 109	-8.99	-9.75	8 × 10-10年	-9.11	-9.90	2 × 10-10年	-9.67	-10.55
	25	2.95 x 109	-8.53	-9.21	1 × 109	-8.92	-9.67	9 × 10-10年	-9.05	-9.83	3 × 10-10年	-9.50	-10.36
	30.	3.06 x 109	-8.51	-9.19	1 × 109	-8.88	-9.62	1 × 109	-8.90	-9.65	5 × 10-10年	-9.33	-10.15

(未检测到)

线性回归图，显示了在30天的测试期间，在鳃、肠、肝和肾组织中PCB 126和PCB 169的浓度与暴露时间的关系P.ticto，分别如图1至图4所示。

图1:暴露时间与鳃中PCB浓度关系的图形表示p . ticto， 点击这里查看图

图2:暴露时间与肠内PCB浓度关系的图示p . ticto， 点击这里查看图

图3:暴露时间与肝脏中PCB浓度关系的图形表示p . ticto， 点击这里查看图

图4:暴露时间与肾中PCB浓度关系的图形表示p . ticto 点击这里查看图

PCB 126的生物积累速率最高，为19.98µgg¹PCB 169的浓度最高，为30.61µgg¹在鳃组织中p . ticto。从BCF值的增加可以看出，多氯联苯的吸收率随着暴露时间的增加而增加。回归(右²)的值在0.789和0.967之间变化，而PCB 169的值在0.736和0.972之间变化，表明PCB浓度与进行试验生物暴露的时间之间具有相当高的相关性。本研究的实际结果证实了多氯联苯化合物的疏水性。此外，回归模型分布在BCF的大范围内，并且与K有很高的相关性_噢。

结论

本研究的显著特点是，两种同系物对PCB浓度的生物积累过程相对缓慢，且不同组织对PCB浓度的积累程度不同。这与对多氯联苯浓度的调查结果一致波鱼daniconius^[18]。测试的生物体在慢性生物测定条件下积累多氯联苯，生物浓度取决于暴露时间和介质中多氯联苯的亚致死浓度。与多氯联苯126相比，多氯联苯169的毒性明显更大，这可以从测试鱼组织中30天内累积的浓度中看出P.ticto。即使在周围环境中以最低浓度存在多氯联苯，在长期接触后也有在鱼类组织中积累的趋势，这是慢性毒性发作的一个指标。

确认

作者衷心感谢他的导师和导师，已故的Shanta Satyanarayan博士为他指明了撰写这篇研究文章的道路。

资金来源

本研究工作没有资金或财政支持。

利益冲突
作者没有任何利益冲突。

参考文献

1. Kayal。S.和Connell, D.W.。澳大利亚布里斯班河口生物群中的多环芳烃。河口、海岸和陆架科学。1995;40(5)， 475-493。
2. Kannan K, Hilscherova K, Imagawa T, Yamashita N, Williams L. L.和Giesy J. P.五大湖密歇根水域双冠鸬鹚和银鸥体内的多氯萘、-联苯、-二苯并-对二恶英和-二苯并呋喃。环绕。科学。抛光工艺。2001;35(3)， 441-447。
3. 因特网,c;斯杜丁格说,g;伯杰,g;波尔,美国;Bruckmann,美国;Cohors-Frensenborg, d;Johnke U . .生物积累的评估。光化层。1994;29(7)， 1501-1514。
4. 生物浓度因子在风险评估中的意义。光化层。1996;32(10)， 1897-1905。
5. Baumard p;Budzinski h;Garrigues p;Sorbe J.C.;Burgeot t;多环芳烃(PCBs)在各种海洋生物中的浓度与沉积物和营养水平的关系。海洋污染公报。1998;36(12)， 951-960。
6. Maack L.和Sonzogni W.C.威斯康星鱼中多氯联苯同系物的分析。拱门。环绕。污染。Toxicol。1988;17(6)， 711-719。
7. Duinker, j.c.， Schultz, d.e.和Petrick, G.选择氯联苯同系物用于环境样品的分析。海洋污染公报。1988;19(1)， 19-25。
8. 麦克法兰v.a.和克拉克j.u，多氯联苯同系物的环境发生、丰度和潜在毒性:同系物特异性分析的考虑。环境健康观点。1989;81年,225 - 239。
9. 田永平，田永平，田永平，田永平，等。多氯联苯、二苯并呋喃和二恶英在“玉树”多氯联苯中毒患者组织中的异构体特异性测定和毒性评价。毒理学与环境化学。1989;24(4)， 215 - 231。
10. 刘建军，李建军，李建军，等。鱼类中多氯联苯毒性当量的估算方法。环绕。毒物与化学研究实验室。2007;8, 1622。
11. 艾森赫欧，莫泽，P.生物蓄积测量和评价相关问题的评价。Ecotoxicol环境安全。1982;6, 131 - 136。
12. 库马尔等。淡水硬骨鱼体内铅的生物积累动力学和器官分布Colisa fasciatus。环绕。抛光工艺。1991;12日,731 - 735。
13. 张建平，张建平。镉在淡水硬骨鱼体内的生物积累动力学和器官分布Colisafasciatus。环境抛光工艺。1996;17日,391 - 398。
14. 李建军，李建军，李建军，等。有机氯农药在不同鱼类组织中的生物积累。环绕。研究。1982;56岁,201 - 213。
15. Satyanarayan S, Ramakant。氯代农药在植物组织中的积累动力学及生物富集系数Puntius ticto。环绕。科学。健康。2004;B 39(2)， 321-332。
16. Bhagade A.， Satyanarayan S.， Deshpande A.M.多环芳烃在树莓组织中的积累动力学及富集因子研究daniconius。国际科学与物理科学2013;二(特刊)，82-94。
17. 巴格德。多环芳烃在凤尾藻中的生物积累动力学及生物富集因子。Int J Res和Analytical Rev.。2019;6(1) 933-944。
18. 多氯联苯在淡水鱼体内的生物积累动力学及富集因子研究波鱼daniconius。Int。Res. J. Science and Engineering。2018;6(2)页43-53。
19. 根据有毒物质控制法(TSCA)第5节制定的生态毒性测试和评估方法。《水生毒理学基础:影响、环境命运和风险评估》，第2期^nd埃德·泰勒和弗朗西斯:华盛顿特区。1995;第23章，703-715。
20. 加拿大的环境。有毒物质管理政策-持久性和生物积累。加拿大环境部:渥太华，加拿大。1995.
21. 孔国勇、张国强、黄志强及黄明辉多环芳烃和有机氯农药在珠江三角洲鱼塘中的残留动态。2005;水的研究。39(9)， 1831-1843。
22. 不同提取方法对鱼类组织中氯残留(DDT型化合物和多氯联苯)的回收研究。环绕。污染。Toxicol。1974;12日,301 - 309。
23. Srinivasan m.v.， Dabadghao, S.B.实验室模型恒定加药装置。Ind.J。Env。健康, 1970;12日,178年。
24. Clesceri L.S.;Franson M.A.H.;伊顿,公元;水和废水检验的标准方法。20.^th编辑。APHA, AWWA, WPCF:华盛顿特区，美国。1998.
25. 王晓明，王晓明。玻璃毛细管气相色谱法在农药分析中的应用。Chromato。牧师。1980;6(3)。
26. 王晓明，王晓明，王晓明，等。一种从内脏材料中快速提取艾氏素、狄氏素和内啡肽的方法。j .采用AOAC公认的.1975;58(3)， 548。
27. Pointet K.和Milliet A. Camarague自然保护区鱼类全胆囊和全肝脏的GC/MS分析。光化层, 2000;40(3), 293 - 299。
28. 李金华。生物指示剂在水生环境中有机氯污染物定量分析中的应用。环绕。Pollut。1978;16, 169 - 180。
29. Murty a.s。农药对鱼类的毒性。博卡拉顿，佛罗里达州。1986.
30. 陈建军，陈建军，陈建军，等。固定化对肌肉组织中狄氏菌和P、PDDT提取的影响。公牛。环绕。污染。Toxicol。1973;9日,54。
31. 可汗m.a.q。水生环境中的农药。全会出版社:纽约、伦敦。1977.
32. 美国环境保护署，华盛顿特区鱼供应量。opts 850, 1730 epa 712-c-96-129、报告草稿；1996.
33. 欧洲生态毒理学和化学品毒理学中心，生物积累在环境风险评估中的作用:水生环境和相关食物网。技术报告:ECETOC:布鲁塞尔，比利时，67。1996.
34. 李建军，李建军，李建军，等。化学物质在鱼类体内的生物富集系数的测定与评价。加拿大渔业局, 1979;36岁,1040 - 1048。
35. 麦凯。生物浓度因子的相关性。环绕。科学。抛光工艺。1982;16, 274 - 278。
36. Spacie A.和Hamelink J.L.描述鱼类体内有机物生物浓度的替代方法。环绕。Toxicol。化学。1982;1, 309 - 320。
37. Hawker d . w, Connell d . w。一些水生生物对亲脂化合物的生物浓缩。Ecotoxicol。环绕。安全。1986;11日,184 - 197。
38. 张志强，刘志强，王德伟。鱼类对溴和氯苯的生物富集研究(坎亲近种）.水Res。1979;31日,61 - 68。
39. 聂利w.b.，布兰森d.r.， Blau G.E.。分配系数测量有机化学物质在鱼类体内的生物浓度势。环绕。科学。抛光工艺。1974;8, 1113。
40. 张建平，张建平。多氯联苯和滴滴涕在海洋鱼类组织中的生物积累。水生毒性。1979;Astm, STP 667。l标志;美国测试和材料协会(ASTM):费城。
41. 测定海洋生物的生物浓度潜势。一种稳定的方法。光化层。1977;11日,731 - 740。
42. A.有机氯农药在植物组织中的生物积累研究鲤属carpio。j .包围。科学。及健康部(B)2005;40岁,397 - 412。