疫情的爆發和蔓延，讓人類愈發認識到生態健康的重要性。指出“小康全面不全面，生態環境質量很關鍵”，將實現全面小康建設和生態健康的重要標志—生態環境質量緊密聯系起來（方世南，2020）。

生態健康是人類自然環境、生產環境和生活環境及其賴以生存的生命支持系統的代謝過程和服務功能完好程度的系統指標。包括人居物理環境、生物環境和代謝環境的生態健康，人體和人群的生理和心理的生態健康，產業系統和城市系統代謝過程的生態健康；景觀、區域系統格局和服務功能的生態健康等（蔣正華，2005）。因此，生態健康與人類的生存和生活質量息息相關。

作為生態健康領域的*，北京易科泰生態技術有限公司*提出了“生態-農業-健康”的發展理念和戰略方向并為之實踐。憑借近20年科研設備引進和研發的豐厚經驗，北京易科泰向廣大科研單位、醫藥公司、檢測機構提供完備成熟的技術方案和服務，包括動物能量代謝測量（包括斑馬魚、大小鼠等各類實驗動物）、生物醫學成像、食品藥品檢測和藥用植物表型測量和中藥材鑒定等。

環境污染一直是生態健康領域關注的重點和著力解決的問題。環境污染物會對生物及生態系統產生損害，包括不同的層次：分子水平、亞細胞水平、細胞水平、組織水平、器官水平、個體水平、種群水平、群落水平、生態系統（孟紫強，2009）。動物能量代謝測量能夠評估動物個體水平的正常的生理范圍和對環境污染物的響應，具備毒性反應快速和低劑量敏感的特點，對于監測波動的污染物暴露、充當急性環境污染事件早期預警系統意義重大（Handy and Depledge, 1999）。

本文摘選了易科泰動物能量代謝測量技術在環境污染對動物影響的研究案例，囊括了昆蟲、鳥類、嚙齒類、水生無脊椎動物、魚類等動物。希望能為生態毒理學、環境科學等領域的科研工作者提供些許借鑒。

新煙堿（殺蟲劑）-蜜蜂

類尼古丁（Neonicotinoid），又稱“新煙堿”，是一類和尼古丁相關的神經毒性殺蟲劑的總稱。作為昆蟲煙酰乙酰膽堿受體（nAChRs）的激動劑，不可逆轉地與受體結合，導致昆蟲無法控制的肌肉活動、癱瘓，并終死亡。使用新煙堿殺蟲劑現在無處不在，由于其具備廣譜性、高殘留特點，導致非目標節肢動物暴露在其殘留藥物中，如蜜蜂種群大量消亡。

據報道，地球上約有8成開花植物需要蜜蜂幫忙授粉，蜜蜂存亡與糧食生產和生物多樣性高度相關，但很少有研究探討亞致命性接觸新煙堿類農藥如何影響蜜蜂代謝生理學，包括營養和能量平衡，這兩種平衡對維持蜂群健康都很重要。

美國農業部-ARS蜜蜂研究實驗室科學家對蜜蜂長期口服接觸噻蟲胺和吡蟲啉兩種亞致死濃度新煙堿藥物進行實驗，利用SSI昆蟲呼吸代謝測量系統測量蜜蜂在33℃下的二氧化碳排放情況，系統以150毫升/分鐘的干燥、無CO2的新鮮空氣通入RM8連接的8個呼吸室內，每個呼吸室記錄10分鐘，高氯酸鎂去除昆蟲產生的水汽后進入CA-10分析儀進行CO2排放測量分析。下圖展示了不同處理的代謝率測量結果，其中CLLO、CLHI代表低劑量和高劑量的噻蟲胺處理，IMLO、IMHI代表低劑量和高劑量的吡蟲啉。研究結果顯示，新煙堿藥物以復合和劑量依賴的方式改變了蜜蜂營養和代謝生理學，兩種化合物在低劑量減少蜜蜂的體重。低劑量噻蟲胺接觸導致蜜蜂的蛋白質、脂質、碳水化合物和糖原水平與新出現蜜蜂相似，高劑量噻蟲胺接觸降低了蜜蜂的脂質和糖原含量；高劑量的吡蟲啉暴露導致蜜蜂的代謝率下降，低劑量的吡蟲啉接觸導致蜜蜂分別攝入低水平的蛋白質和高水平碳水化合物的食物。結果表明，新煙堿干擾蜜蜂內分泌神經生理途徑。復合效應和劑量依賴效應可能代表決定觀測效應的化學結構差異，以及對蜜蜂生理學的復合效應閾值（Cook S, 2019）。

磷酸三苯（增塑劑）-鵪鶉

磷酸三苯（TPHP）是一種常用的增塑劑和阻燃劑，并已被鑒定為加拿大聯邦化學公司的潛在高風險化學品管理計劃（加拿大環境部，2016年）。TPHP可以通過家庭和工業活動進入環境。因為TPHP是一種添加阻燃劑，它很容易被釋放到空氣、土壤以及廢水中。現有文獻表明TPHP暴露可以導致魚類代謝和內分泌紊亂。TPHP在魚類和哺乳動物中是一種潛在的內分泌和代謝干擾物，但對鳥類研究較少。        

本研究評估了TPHP對日本鵪鶉孵化參數的影響，包括畸形發生率、甲狀腺功能、生長和代謝。實驗通過卵母細胞注射暴露，孵化成功后連續5天每天口頭接觸紅花油 （對照） 或溶解于載劑的TPHP低（5 ng TPHP/g）、中（50 ng TPHP/g）、或高 （100 ng TPHP/g） 劑量。低TPHP劑量代表野生鳥蛋中的濃度；中高劑量為低劑量濃度的10倍和20倍，代表未來環境TPHP濃度的潛在增加。盡管對甲狀腺相關基因的mRNA表達沒有影響，TPHP暴露增強了高TPHP雄性的甲狀腺結構，但在雌性中抑制甲狀腺結構和活性（所有TPHP雌性），以及循環游離三碘甲狀腺素（僅高TPHP雌性）。與甲狀腺變化一致，與對照組相比，中高TPHP小鵪鶉的休息代謝率（≤13%，下右圖）和生長（≤53%）顯著降低；中TPHP雄性和高TPHP雌性明顯個頭較小。觀察到的甲狀腺效應和抑制的幼鳥的生長和代謝率表明，TPHP可能對野生鳥類的健康產生不利影響。實驗中采用FMS便攜式呼吸代謝系統測量個體的代謝率（M.F.Guiguenoet al., 2019）。

毒死蜱（農藥）-田鼠

毒死蜱（CPF）是一種常用的有機磷殺蟲劑，CPF的生物活性產生更具神經毒性的CPF-oxon，抑制乙酰膽堿酯酶活性，導致膽堿能神經元反復放電，使得昆蟲異常興奮、痙攣、麻痹、死亡。嚙齒動物棲息于農田，因此其暴露風險很高。雖然它們不是目標生物，殺蟲劑可能不會總是殺死非目標生物，但它們會降低它們的生理性能。有機磷殺蟲劑暴露會改變嚙齒類動物的體溫調節，這可能會削弱動物應對不利熱環境的能力。

農用化學品可能對非目標生物造成不利影響。動物能量代謝率可以通過影響食物消耗、生物轉化和毒物的消除率來影響其對農藥的易感性。文中使用實驗進化來研究能量代謝速率和接觸有機磷殺蟲劑毒死蜱（CPF）對野生嚙齒動物田鼠的產熱能力內在差異的影響。實驗對象分別劃分為四個高游泳誘導有氧運動能量代謝（A）組和四個未選擇對照（C）。在 A 組中，產熱能力以大冷誘發的耗氧率（VO2 cold）衡量，高于C組；在通過食物持續接觸 CPF或通過口服量帶單劑量后，產熱能力降低，但僅在接觸后不久測量時降低。VO2冷暴露測量24小時后，反復暴露不受影響。此外，單劑量灌胃可減少食物消耗和體重損失。重要的是，CPF的不良反應在實驗組和對照組之間沒有區別。因此，接觸CPF對該物種的熱調節性能和能量平衡有不利影響。其影響是短暫的，其影響大小與能量代謝的內在水平不相關。即使沒有嚴重的中毒癥狀，在惡劣的環境條件下，如寒冷和潮濕的天氣，健康狀況也會損害(Dheyongera et al., 2016)。

文中嚙齒類產熱能力評估使用SSI呼吸代謝測量技術以2000毫升/分鐘的流速，以拉氣方式測量動物在23至37攝氏度的耗氧量，詳細的技術方案請咨詢易科泰生態技術有限公司。

原油（水溶性部分）-大型溞

商業化的微小生物體高通量呼吸測量系統的問世使得水生無脊椎動物、魚類等水生動物的胚胎呼吸測量變得高效。高通量呼吸測量系統測量時單個樣品被放置于氣密性良好24孔板的微孔里（相當于24個呼吸室），每個孔內部都配備有可無損測量氧氣、可重復利用的氧氣傳感貼片，用來實時測量耗氧率（上圖）。為了實現高通量，該套系統可以被升級成包含10件讀取器/24孔板的串聯組合，以實現同時測量240個組織的呼吸。

芬蘭圖爾庫大學研究了原油水溶性部分（WSF）與可孤雌生殖的大型溞表型個體差異的關聯，包括劑量效應和世代影響。結果顯示（上圖）：暴露于30%WSF 48小時的大型溞的耗氧率變異性低于暴露10%WSF的大型溞和對照組，但三者的平均值沒有變化；未暴露和10%WSF暴露的大型溞F1和F2代耗氧率低于親本F0，且低于30%暴露的子代，表現出了因環境污染導致的世代影響。大型溞耗氧率的測定采用了80μL的24孔板系統，對每種處理的21個個體（3個世代，每個世代7個個體）進行了高通量呼吸測量(Nikinmaa et al., 2019)。

氧化銅納米粒子（防污涂層）-亞馬遜觀賞魚

氧化銅納米粒子（nCuO）廣泛應用于船的防污涂料并由此釋放到環境，對水生生物具有潛在的毒害作用。

巴西國家亞馬遜研究所的Braz-Mota等人測量了短鯛和霓虹燈魚兩種亞馬遜觀賞魚的耗氧率，借以研究兩種形態的銅——溶解態銅（Cu）和氧化銅納米粒子（nCuO）對其影響。研究發現兩種魚的代謝應激具有種特異性：僅暴露于Cu的霓虹燈魚耗氧率升高（nCuO未升高），而短鯛的兩種處理未見明顯變化。結合鰓滲透壓調節生理、線粒體功能、氧化應激和形態學損傷等方面的數據，論文揭示了兩種亞馬遜魚對兩種形態的銅的不同代謝響應，而代謝響應的不同和兩種魚的生活史有關，意味著污染物不同的毒性作用機制與不同的滲透壓調節策略有關（Braz-Mota et al., 2018）。

論文中代謝率/耗氧率（MO2）數據的采集使用了魚類呼吸代謝測量系統。測試魚放于70mL的玻璃呼吸室中，測量系統自動運行間歇、流通測量（automated intermittent flow respirometry），一個MO2數值的獲取包括3個階段：交換-等待-測量，每種處理的魚分別持續采集了4小時。

易科泰生態技術公司提供動物能量代謝測量研究全面解決方案：

1）果蠅等無脊椎動物能量代謝與活動觀測

2）脊椎動物能量代謝與行為觀測

3）實驗動物能量代謝測量與行為觀測

4）植入式實驗動物體溫與心率監測

5）實驗動物光譜成像分析

6）易科泰生態健康研究中心依托Ecolab實驗室，誠邀生物醫學、中醫藥合作實驗研究

參考文獻

1.蔣正華. 生態健康與科學發展觀[M]. 氣象出版社, 2005.

2.方世南. 生態健康與人民健康同構關系中的生態政治哲學蘊涵研究[J].蘭州學刊, 2020(3): 5-12.

3.孟紫強. 生態毒理學[M]. 高等教育出版社, 2009.

4.Handy R D, Depledge M H. Physiological responses: their measurement and use as environmental biomarkers in ecotoxicology[J]. Ecotoxicology, 1999, 8(5): 329-349.

5.Cook S . Compound and Dose-Dependent Effects of Two Neonicotinoid Pesticides on Honey Bee (Apis mellifera) Metabolic Physiology[J]. Insects, 2019, 10(1).

6.M.F.Guigueno,J.A.Head,R.J.Letcher,N.Karouna-Renier,L.Peters,A.M.Hanas,K.J.Fernie. Early life exposure to triphenyl phosphate: Effects on thyroid function, growth, and resting metabolic rate of Japanese quail (Coturnix japonica) chicks[J]. Environmental Pollution, Volume 253, October 2019, 899-908.

7.Dheyongera G, Grzebyk K, Rudolf AM, Sadowska ET, Koteja P. The effect of chlorpyrifos on thermogenic capacity of bank voles selected for increased aerobic exercise metabolism. Chemosphere. 2016;149:383-390.

8.Nikinmaa M , Suominen E , Anttila K . Water-soluble fraction of crude oil affects variability and has transgenerational effects in Daphnia magna[J]. Aquatic Toxicology, 2019, 211:137-140.

9.Braz-Mota S, Campos D F, MacCormack T J, et al. Mechanisms of toxic action of copper and copper nanoparticles in two Amazon fish species: Dwarf cichlid (Apistogramma agassizii) and cardinal tetra (Paracheirodon axelrodi)[J]. Science of the Total Environment, 2018, 630: 1168-1180.