PFOS對(duì)斑馬魚胚胎及仔魚的生態(tài)毒理效應(yīng)

夏繼剛，牛翠娟 ，孫麓垠

(1.生物多樣性與生態(tài)工程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，北京 100875;2.重慶師范大學(xué)進(jìn)化生理與行為學(xué)實(shí)驗(yàn)室，重慶市動(dòng)物生物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 401331)

全氟辛烷磺酸(Perfluorooctane sulfonate，PFOS)是全氟類有機(jī)化合物(Perfluorinated compounds，PFCs)的代表物質(zhì)之一。由于具有疏水、疏油、耐高溫等特性，PFOS被廣泛應(yīng)用于紡織、皮革、地毯、防護(hù)涂料、表面活性劑、泡沫滅火劑、印染、金屬電鍍、食品包裝等行業(yè)以及化妝品、農(nóng)藥和醫(yī)藥品等產(chǎn)品的生產(chǎn)中［1］。PFOS化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，不易揮發(fā)，在環(huán)境中難降解，易在生物體內(nèi)蓄積且具毒性，為著名的持久性生物累積毒性(PBT，Persistent－Bioaccumulative－Toxic)類污染物質(zhì)［2－4］。2009 年 5 月，PFOS 作為一種新型持久性有機(jī)污染物(Persistent Organic Pollutants，POPs)被正式增列入《斯德哥爾摩公約》。如今，PFOS等POPs污染物已在全世界范圍內(nèi)的各類環(huán)境介質(zhì)、生物體和人體內(nèi)陸續(xù)被檢出，對(duì)POPs生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)的研究成為當(dāng)前生態(tài)學(xué)與環(huán)境科學(xué)的前沿和熱點(diǎn)問題之一［5－9］。

水生生態(tài)系統(tǒng)普遍存在著不同程度的PFOS污染，某些地區(qū)地表水PFOS濃度高達(dá)67μg/L，總的PFCs甚至高達(dá)17 mg/L［10］，我國長(zhǎng)江、嘉陵江以及三峽庫區(qū)江水均存在著不同程度的全氟化合物污染［11］，在長(zhǎng)江野生魚體內(nèi)還普遍檢測(cè)出了PFOS，長(zhǎng)江武漢段鯉魚(Cyprinus carpio)肝臟PFOS含量高達(dá)41.6μg/kg［12］。PFOS不但在自然水體中廣泛存在，在自來水中也能檢測(cè)到，廣州、深圳自來水中的PFOS含量已分別達(dá)到10.3 ng/L 和 14.8 ng/L［13］。PFOS具有環(huán)境內(nèi)分泌干擾作用［14－15］，可以導(dǎo)致斑馬魚(Danio rerio)肝臟卵黃蛋白原(vitellogenin，VTG)表達(dá)量顯著升高［16］;PFOS暴露還可以損傷細(xì)胞膜，導(dǎo)致胚胎分裂中的細(xì)胞發(fā)生自溶［17］;致使細(xì)胞線粒體能量代謝障礙、抑制細(xì)胞間隙連接通訊［18］;引發(fā)免疫與神經(jīng)毒性［19－20］等。PFOS 對(duì)仔魚生態(tài)毒理效應(yīng)的研究相對(duì)較少。

斑馬魚是一種小型熱帶淡水魚，在生態(tài)毒理學(xué)研究與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中，如今已被作為模式生物廣泛用于各類生物學(xué)研究和各種化學(xué)品的毒性測(cè)試，是水體污染檢測(cè)與評(píng)估的理想指示生物［21］。本文研究了PFOS暴露對(duì)斑馬魚胚胎及仔魚的生態(tài)毒理效應(yīng)，為評(píng)估PFOS的發(fā)育與行為毒性提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)動(dòng)物

性成熟斑馬魚購于北京中蔬大森林花鳥魚市場(chǎng)，于實(shí)驗(yàn)室條件下馴養(yǎng)適應(yīng)1個(gè)月，飼養(yǎng)方法參照Westerfield［22］。飼養(yǎng)及實(shí)驗(yàn)條件如下:實(shí)驗(yàn)用水為充分曝氣脫氯并經(jīng)過活性炭過濾的自來水，水溫(24±1)℃，pH 值(7.6±0.6)，溶解氧＞4 mg/L，總硬度 220—250 mg/L，光暗周期 14 L ∶10 D，飼養(yǎng)密度 ρ＜ 1 g/L。每日投喂2次冰凍紅蟲(北京綠環(huán)觀賞魚用品公司)，投喂15 min后，吸去殘餌。在實(shí)驗(yàn)前一晚，將雄魚(0.41±0.003)g、雌魚(0.49±0.004)g按雌雄比1∶1配對(duì)，過夜;次日光照開啟2h后移出親魚，收集受精卵，清洗除去殘余物，并暴露于不同濃度的PFOS溶液。

1.2 試劑

全氟辛烷磺酸(Perfluorooctane sulfonate，PFOS≥ 98%)購自(Sigma－Aldrich，Germany)。實(shí)驗(yàn)共設(shè)4個(gè)PFOS濃度梯度:對(duì)照(0)，0.1 mg/L，1 mg/L，10 mg/L。將 PFOS 以二甲基亞砜(Dimethyl sulfoxide，DMSO)為助溶劑，配置成0.5 g/mL的PFOS母液，4℃避光保存，待用。

1.3 暴露試驗(yàn)

挑選發(fā)育正常、大小相近的受精卵開展實(shí)驗(yàn)，將受精卵于受精后4h內(nèi)(囊胚期)暴露于不同濃度的PFOS污染液中。胚胎暴露在24孔細(xì)胞培養(yǎng)板中進(jìn)行，每孔放入3枚受精卵，并加入3 mL相應(yīng)濃度的PFOS暴露液，每12h更換新配制的相同濃度的PFOS暴露液1次，對(duì)照組DMSO體積濃度為0.002%，染毒期間水溫保持在(24±1)℃，光暗周期14 L ∶10 D。

以每孔處理為1個(gè)樣本(n=48)，分別于受精后的第72小時(shí)(72 hpf，hour post－fertilization)、84小時(shí)(84 hpf)、96小時(shí)(96 hpf)、108小時(shí)(108 hpf)、120小時(shí)(120 hpf)、144小時(shí)(144 hpf)統(tǒng)計(jì)孵化率、孵出仔魚畸形率(包括脊柱彎曲、心包囊腫、尾部畸形)及死亡率等;于受精后的第4天(4 dpf，day post－fertilization)、第8天(8 dpf)將斑馬魚仔魚于0.02%MS－222(tricaine methanesulfonate)中麻醉，解剖鏡下觀察記錄斑馬魚仔魚心率;于受精后的第 6天(6 dpf，day－post－fertilization)、第 9天(9 dpf)采用蔡氏顯微成像系統(tǒng)(Carl Zeiss AxioVision)對(duì)斑馬魚仔魚進(jìn)行拍照，并用圖像處理軟件AxioVision Rel.4.6.3測(cè)量仔魚體長(zhǎng)、頭長(zhǎng)、頭寬、吻寬等形態(tài)學(xué)參數(shù)。

斑馬魚仔魚行為測(cè)試在培養(yǎng)皿中完成，培養(yǎng)皿直徑為9 cm，內(nèi)盛有水或相應(yīng)濃度的PFOS暴露液30 mL，暴露液濃度與暴露期間濃度一致，水溫(24±1)℃。在培養(yǎng)皿下鋪有一層含有若干等大正方形小方格的紙(圖1)，每個(gè)方格邊長(zhǎng)約4.74 mm。試驗(yàn)時(shí)，將斑馬魚仔魚輕輕用吸管吸出，置入培養(yǎng)皿中，并適應(yīng)5 min，之后用攝像機(jī)(SONY DCR－SR200E，JAPAN)拍攝記錄斑馬魚仔魚的運(yùn)動(dòng)行為，連續(xù)拍攝5 min，錄像資料隨后在電腦上進(jìn)行分析，采集各行為指標(biāo)的發(fā)生頻次。本研究以5 min內(nèi)運(yùn)動(dòng)仔魚比例、仔魚的運(yùn)動(dòng)距離(游過的方格數(shù))、停頓頻率、最大持續(xù)運(yùn)動(dòng)距離、平均每次運(yùn)動(dòng)距離等指標(biāo)評(píng)價(jià)其運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)。分別于暴露第6天、第9天開展行為學(xué)實(shí)驗(yàn)，每尾斑馬魚仔魚僅用于一次實(shí)驗(yàn)操作。為減少人為誤差，錄像資料由專人負(fù)責(zé)記錄分析。

1.4 數(shù)據(jù)處理

應(yīng)用軟件SPSSfor Windows 16.0(SPSSInc.，USA)對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。首先對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)性和方差齊性檢驗(yàn)，采用單因素方差分析(ANOVA)和最小顯著差數(shù)法(LSD)檢驗(yàn)差異顯著性;若數(shù)據(jù)不符合正態(tài)分布或方差不齊，則采用Kruskal－Wallis檢驗(yàn)差異顯著性。χ2－檢驗(yàn)對(duì)“運(yùn)動(dòng)斑馬魚仔魚比例”進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。各組數(shù)據(jù)均用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示，顯著性水平設(shè)為α=0.05。

圖1 行為測(cè)試裝置示意圖Fig.1 Diagram of the grid pattern laid on the underside of a standard petri dish used as the behavioral testing arena

2 結(jié)果

2.1 胚胎孵化率

PFOS暴露對(duì)斑馬魚108 hpf的胚胎孵化率影響顯著(χ2=20.1;P=0.017)，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚108 hpf胚胎孵化率顯著下降(P=0.002)(圖2);PFOS暴露對(duì)斑馬魚胚胎120 hpf的孵化率影響顯著(χ2=20.8;P=0.013)，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚120 hpf胚胎孵化率顯著下降(P=0.04)(圖2)。120 hpf之后，各處理組均不再有新的斑馬魚仔魚成功孵出。10 mg/L PFOS暴露組120 hpf的孵化率較108 hpf的孵化率顯著升高(P=0.03)，其余各組120 hpf的孵化率與其108 hpf的孵化率相比無顯著性差異(P＞0.05)，表明10 mg/L PFOS暴露致使斑馬魚胚胎孵化延遲。

2.2 仔魚畸形率、死亡率

PFOS暴露6 dpf對(duì)斑馬魚孵出仔魚死亡率與畸形率的影響見圖3。PFOS暴露對(duì)斑馬魚仔魚死亡率影響顯著(χ2=93.6，P＜0.001)，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚死亡率顯著升高(P＜0.001)，其余各組與對(duì)照組相比無顯著性差異(P＞0.05)。PFOS暴露對(duì)斑馬魚仔魚畸形率影響顯著(χ2=97.6，P＜0.001)，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚畸形率顯著升高(P＜0.001)，其余各組與對(duì)照組相比無顯著性差異(P＞0.05)。

圖2 PFOS暴露對(duì)斑馬魚胚胎孵化率的影響Fig.2 Hatching rate of zebrafish embryos at 108 hpf and 120 hpf upon exposure to different concentrations of PFOS

圖3 PFOS暴露6 dpf對(duì)斑馬魚死亡率與畸形率的影響Fig.3 Mortality and deformation rate of zebrafish larvae at 6 dpf upon exposure to different concentrations of PFOS

2.3 仔魚心率

PFOS暴露對(duì)斑馬魚仔魚心率的影響見圖4。PFOS暴露4 dpf對(duì)斑馬魚仔魚心率影響顯著(F=27.1，P＜0.001)，暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚心率增加。PFOS暴露8 dpf對(duì)斑馬魚仔魚心率影響顯著(χ2=22.8，P＜0.001)，PFOS暴露8 dpf后，10 mg/L PFOS暴露組斑馬魚仔魚死亡率接近100%，一定濃度范圍內(nèi)，斑馬魚仔魚心率隨PFOS暴露的升高而增加。

2.4 仔魚運(yùn)動(dòng)行為

2.4.1 PFOS暴露6 dpf對(duì)斑馬魚仔魚運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)的影響

PFOS暴露對(duì)運(yùn)動(dòng)斑馬魚仔魚比例影響顯著(χ2=9.05;P=0.029)，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致運(yùn)動(dòng)仔魚比例顯著增加(P=0.026)(圖5)。PFOS暴露6 dpf對(duì)斑馬魚仔魚的最大持續(xù)運(yùn)動(dòng)距離影響顯著(F=3.40;P=0.025)，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚單位時(shí)間內(nèi)的最大持續(xù)運(yùn)動(dòng)距離顯著增加(P=0.028)(圖5B)。

圖4 PFOS暴露4 dpf和8 dpf對(duì)斑馬魚仔魚心率的影響Fig.4 Heart rate of zebrafish larvae at 4 dpf and 8 dpf upon exposure to different concentrations of PFOS

圖5 PFOS暴露6dpf對(duì)運(yùn)動(dòng)斑馬魚仔魚比例和最大持續(xù)運(yùn)動(dòng)距離的影響Fig.5 Proportion of motile individual and Maximum distance of continuous locomotion in zebrafish larvae at 6 dpf upon exposure to different concentrations of PFOS

2.4.2 PFOS暴露9 dpf對(duì)斑馬魚仔魚運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)的影響

PFOS暴露9 dpf后，10 mg/L PFOS處理組斑馬魚仔魚死亡率達(dá)到100%。PFOS暴露9 dpf對(duì)斑馬魚仔魚運(yùn)動(dòng)行為的影響見圖6。PFOS暴露9 dpf對(duì)斑馬魚仔魚運(yùn)動(dòng)距離的影響顯著(F=33.3，P＜0.001)，斑馬魚仔魚運(yùn)動(dòng)距離隨PFOS暴露濃度升高而減少(F=31.7，P＜0.001)。PFOS暴露9 dpf對(duì)斑馬魚仔魚停頓頻率的影響顯著(F=33.3，P＜0.001)，停頓頻率隨PFOS暴露濃度升高而下降。PFOS暴露9 dpf對(duì)斑馬魚仔魚平均每次運(yùn)動(dòng)距離的影響顯著(χ2=8.55，P=0.014)，1 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚平均每次運(yùn)動(dòng)距離顯著減少(P=0.001)。PFOS暴露9 dpf對(duì)斑馬魚仔魚最大持續(xù)運(yùn)動(dòng)距離的影響顯著(χ2=6.78，P=0.034)，最大持續(xù)運(yùn)動(dòng)距離隨PFOS暴露濃度升高而增加(圖6)。

2.5 仔魚生長(zhǎng)

PFOS暴露對(duì)斑馬魚仔魚生長(zhǎng)的影響見表1。PFOS暴露6 dpf對(duì)斑馬魚仔魚體長(zhǎng)(F=18.8，P＜0.001)、頭長(zhǎng)(F=9.02，P＜0.001)、吻寬/體長(zhǎng)(F=4.61，P=0.006)、吻寬/頭長(zhǎng)(F=7.79，P＜0.001)等影響顯著，對(duì)頭寬、吻寬等無顯著影響(P＞0.05)(表1)。PFOS暴露9 dpf后，10 mg/L PFOS濃度處理組斑馬魚仔魚死亡率達(dá)到100%。PFOS暴露9 dpf有導(dǎo)致斑馬魚仔魚體長(zhǎng)、頭長(zhǎng)下降的趨勢(shì)，然而未達(dá)到顯著水平(P＞0.05);PFOS 暴露 9 dpf對(duì)頭寬(χ2=9.81，P=0.007)、吻寬(F=13.5，P＜0.001)、吻寬/體長(zhǎng)(F=10.6，P＜0.001)、吻寬/頭長(zhǎng)(F=4.86，P=0.012)等均影響顯著(表1)。其中，斑馬魚仔魚吻寬/體長(zhǎng)、吻寬/頭長(zhǎng)隨PFOS暴露濃度的升高，呈現(xiàn)出先下降后升高的趨勢(shì);例如，PFOS暴露6 dpf，0.1 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚吻寬/體長(zhǎng)顯著下降(P=0.027)，1 mg/L和10 mg/L PFOS暴露組與對(duì)照組相比無顯著性差異(P＞0.05);PFOS暴露9 dpf，0.1 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚吻寬/體長(zhǎng)顯著下降(P＜0.001)，而1 mg/L PFOS暴露組與對(duì)照組相比無顯著性差異(P＞0.05)(表1)。

圖6 PFOS暴露9dpf對(duì)斑馬魚仔魚運(yùn)動(dòng)行為的影響Fig.6 Locomotor behavior of zebrafish larvae at 9 dpf upon exposure to different concentrations of PFOS

表1 PFOS暴露對(duì)斑馬魚仔魚生長(zhǎng)的影響Table 1 Growth of zebrafish larvae at 6 dpf and 9 dpf upon exposure to different concentrations of PFOS

3 討論

PFOS廣泛存在于水生生態(tài)系統(tǒng)，其污染如今已經(jīng)成為全球性的環(huán)境問題［1，9，23］。有研究表明，PFOS對(duì)浮游動(dòng)物群落和大型水生植物浮萍(Lemna gibba)的無可見效應(yīng)濃度(No－observed－effect concentration，NOEC)分別為3 mg/L和0.2 mg/L［24］。Van Gossum 等［25］的研究表明，PFOS暴露1個(gè)月和4個(gè)月對(duì)豆娘(Enallagma cyathigerum)幼蟲活動(dòng)水平的NOEC分別為0.1 mg/L與0.01 mg/L。本研究中，PFOS暴露對(duì)斑馬魚仔魚心率、運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)、吻寬/體長(zhǎng)、吻寬/頭長(zhǎng)等的最低可見效應(yīng)濃度(Lowest－obvious－effective concentration，LOEC)為0.1 mg/L，表明斑馬魚仔魚心率、運(yùn)動(dòng)行為、吻寬/體長(zhǎng)、吻寬/頭長(zhǎng)等對(duì)PFOS較為敏感，是評(píng)估水體PFOS污染敏感而有效的生物標(biāo)志物。0.1 mg/L已接近某些地區(qū)水體PFOS的污染水平［10］，加之PFOS的難降解性及其在生物體的易蓄積性［3，8］，PFOS對(duì)野生動(dòng)物和人類健康的潛在威脅不容忽視。

PFOS具有發(fā)育毒性。PFOS暴露可以損傷細(xì)胞膜，增加細(xì)胞膜的流動(dòng)性與通透性［26］。葉露等發(fā)現(xiàn)高濃度(＞240 mg/L)PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚胚胎分裂中的細(xì)胞發(fā)生自溶而卵凝結(jié)死亡，抑制胚胎原腸胚的形成［17］。Bots等的研究表明，PFOS暴露導(dǎo)致豆娘孵化率降低、幼蟲發(fā)育遲緩、死亡率升高，并降低變態(tài)成功率;幼蟲對(duì)PFOS的敏感性較卵高出1000倍，其NOEC分別為0.01 mg/L與10 mg/L［27］。Shi等的研究表明，PFOS暴露可以導(dǎo)致斑馬魚胚胎細(xì)胞凋亡和發(fā)育畸形增多，p53和Bax等細(xì)胞凋亡相關(guān)的基因表達(dá)量顯著升高［28］。本研究中，PFOS暴露對(duì)斑馬魚胚胎孵化率影響顯著，10 mg/L PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚胚胎孵化延遲，孵化率下降、為對(duì)照組的81%，PFOS暴露6 dpf還導(dǎo)致斑馬魚仔魚累積畸形率和死亡率升高，研究結(jié)果與Bots等［27］和Shi等［28］相一致。此外，4 dpf和8 dpf斑馬魚仔魚心率隨PFOS暴露濃度的升高而增加，呈劑量依賴的毒理學(xué)效應(yīng)。心率的增加可能與PFOS暴露引發(fā)的應(yīng)激反應(yīng)有關(guān)，也可能是PFOS暴露導(dǎo)致的斑馬魚仔魚發(fā)育障礙、心臟畸形、心率不齊所致［28］，PFOS暴露還有可能通過改變細(xì)胞膜表面勢(shì)能影響細(xì)胞膜上的Ca2+通道，從而對(duì)心肌細(xì)胞產(chǎn)生毒性［29］。

PFOS具有行為毒性。行為是動(dòng)物響應(yīng)外界環(huán)境變化的整體終端反應(yīng)，是環(huán)境污染物質(zhì)對(duì)動(dòng)物在分子、生化、生理水平上產(chǎn)生效應(yīng)的綜合體現(xiàn)，故而可為POPs的毒理學(xué)效應(yīng)提供重要的生態(tài)指示［30－32］。運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)與動(dòng)物的健康和適合度密切相關(guān)，是評(píng)估POPs污染重要的生物標(biāo)志物［31，33］。多環(huán)芳烴菲(phenanthrene)暴露顯著影響烏頰魚(Sparus aurata)的活動(dòng)水平，0.05 mg/L和0.1 mg/L菲暴露可以分別導(dǎo)致烏頰魚不運(yùn)動(dòng)個(gè)體的比例達(dá)到23.2%與38.6%，Correia等認(rèn)為烏頰魚主要采取運(yùn)動(dòng)對(duì)策還是解毒對(duì)策存在一個(gè)能量分配上的權(quán)衡(trade－off)，其活動(dòng)水平的降低是因?yàn)樾枰ㄙM(fèi)更多的能量用于對(duì)毒物的降解［34］。Van Gossum等研究表明，PFOS暴露顯著抑制豆娘幼蟲的活動(dòng)水平，并導(dǎo)致其有效取食能力以及逃避被捕食風(fēng)險(xiǎn)的能力降低［25］。此外，殺蟲劑樂果(dimethoate)暴露可以導(dǎo)致步行蟲(Pterostichus cupreus)運(yùn)動(dòng)時(shí)間、平均運(yùn)動(dòng)速度、運(yùn)動(dòng)路徑長(zhǎng)度等表觀活動(dòng)水平的指標(biāo)降低，同時(shí)導(dǎo)致其停頓頻率以及轉(zhuǎn)向次數(shù)等增加［35］。本研究中，PFOS暴露顯著影響斑馬魚仔魚的運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)，導(dǎo)致6 dpf和9 dpf仔魚的最大運(yùn)動(dòng)持續(xù)距離增加，特別是10 mg/L PFOS暴露組斑馬魚仔魚出現(xiàn)明顯的行為異常，運(yùn)動(dòng)的個(gè)體首先是長(zhǎng)時(shí)間的停頓，然后表現(xiàn)出突發(fā)性的、神經(jīng)質(zhì)的、迅速的轉(zhuǎn)圈游動(dòng)等異常的運(yùn)動(dòng)行為，這可能是由于PFOS暴露干擾了仔魚中樞神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育、破壞了膽堿能系統(tǒng)功能所致［36］;PFOS暴露9 dpf導(dǎo)致斑馬魚仔魚的總體活動(dòng)水平降低，表現(xiàn)為單位時(shí)間內(nèi)的運(yùn)動(dòng)距離、停頓頻率、平均每次運(yùn)動(dòng)距離等均隨PFOS暴露濃度的升高而減少，呈劑量依賴的毒理學(xué)效應(yīng)，研究結(jié)果與Van Gossum等［25］和Correia等［34］相一致。目前，PFOS影響魚類運(yùn)動(dòng)行為的確切機(jī)制尚不明確。近期的研究表明，PFOS影響新生小鼠腦神經(jīng)元生長(zhǎng)和突觸發(fā)生相關(guān)的重要蛋白的表達(dá)，導(dǎo)致海馬CaMKII、GAP－43以及突觸素水平增加［19］，并且影響大鼠海馬鈣依賴的信號(hào)分子的基因表達(dá)(例如NR2B、CaM、CaMKIIα以及CREB等)，從而可能導(dǎo)致動(dòng)物運(yùn)動(dòng)缺陷［37－38］。

PFOS暴露抑制仔魚生長(zhǎng)。PFOS暴露可能通過“下丘腦－垂體－甲狀腺軸(hypothalamus－pituitary－thyroid axis)”干擾甲狀腺機(jī)能，并最終影響到肝臟胰島素樣生長(zhǎng)因子IGF－I的合成，進(jìn)而影響動(dòng)物生長(zhǎng)［39－40］。PFOS暴露對(duì)早期甲狀腺發(fā)育相關(guān)的基因影響顯著，能夠?qū)е耯hex表達(dá)量升高，而對(duì)pax8的影響呈現(xiàn)“倒U型”非單調(diào)劑量－效應(yīng)［28，41］。本研究中，PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚體長(zhǎng)下降或有下降的趨勢(shì)，研究結(jié)果與Du等［16］和Shi等［28］相一致。PFOS暴露還導(dǎo)致斑馬魚仔魚吻寬顯著減小或有減小的趨勢(shì)，對(duì)仔魚吻寬/體長(zhǎng)、吻寬/頭長(zhǎng)的影響顯著。6—9 dpf是斑馬魚仔魚從內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)到混合營(yíng)養(yǎng)的食性轉(zhuǎn)化階段，是仔魚死亡敏感期，吻寬和吻寬/體長(zhǎng)的大小可以間接反映出斑馬魚仔魚的攝食能力，PFOS暴露導(dǎo)致吻寬和吻寬/體長(zhǎng)減小，將可能導(dǎo)致斑馬魚仔魚攝食能力與存活率降低。

綜上所述，PFOS對(duì)斑馬魚胚胎及仔魚具有顯著的發(fā)育與行為毒性。PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚胚胎孵化率下降、孵化延遲、心率增加、仔魚死亡率與畸形率升高、并抑制仔魚生長(zhǎng);仔魚的運(yùn)動(dòng)表現(xiàn)受PFOS影響顯著，暴露引起仔魚的異常行為增多、活動(dòng)水平下降;此外，PFOS暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚吻寬和吻寬/體長(zhǎng)減小，將潛在的影響其攝食能力進(jìn)而影響生存適合度。

［1］Zhang S，Lerner D N.Review of physical and chemical properties of Perfluorooctanyl sulphonate(PFOS)with respect to its potential contamination on the environment.Advanced Materials Research，2012，518－523:2183－2191.

［2］Beach SA，Newsted J L，Coady K，Giesy J P.Ecotoxicological evaluation of perfluorooctane sulfonate(PFOS).Reviews of Environmental Contamination and Toxicology，2006，186:133－174.

［3］Gobas F A，de Wolf W，Burkhard L P，Verbruggen E，Plotzke K.Revisiting bioaccumulation criteria for POPs and PBT assessments.Integrated Environmental Assessment and Management，2009，5(4):624－637.

［4］van Asselt E D，Rietra R，R?mkens P，van der Fels－Klerx H J.Perfluorooctane sulphonate(PFOS)throughout the food production chain.Food Chemistry，2011，128(1):1－6.

［5］Mhadhbi L，Rial D，Pérez S，Beiras R.Ecological risk assessment of perfluorooctanoic acid(PFOA)and perfluorooctanesulfonic acid(PFOS)in marine environment using Isochrysis galbana，Paracentrotus lividus，Siriella armata and Psetta maxima.Journal of Environmental Monitoring，2012，14(5):1375－1382.

［6］Steenland K，Tinker S，Shankar A，Ducatman A.Association of perfluorooctanoic acid(PFOA)and perfluorooctane sulfonate(PFOS)with uric acid among adults with elevated community exposure to PFOA.Environmental Health Perspectives，2010，118(2):229－233.

［7］Lin A Y C，Panchangam SC，Ciou P S.High levels of perfluorochemicals in Taiwan's wastewater treatment plants and downstream rivers pose great risk to local aquatic ecosystems.Chemosphere，2010，80(10):1167－1174.

［8］Yang L P，Tian SY，Zhu L Y，Zhang Y H.Bioaccumulation and distribution of perfloroalkyl acids in seafood products from Bohai Bay，China.Environmental Toxicology and Chemistry，2012，31(9):1972－1979.

［9］Armitage J M，Schenker U，Scheringer M，Martin JW，Macleod M，Cousins IT.Modeling theglobal fate and transport of perfluorooctane sulfonate(PFOS)and precursor compounds in telation to temporal trends in wildlife exposure.Environmental Science and Technology，2009，43(24):9274－9280.

［10］Moody C A，Martin JW，Kwan WC，Muir D C，Mabury SA.Monitoring perfluorinated surfactants in biota and surface water samples following an accidental release of fire－fighting foam into Etobicoke Creek.Environmental Science and Technology，2002，36(4):545－551.

［11］Jin Y H，Ding M，Zhai C，Wang L，Dong GH，Shu W Q，Zhang Y H，Saitou N，Sasaki K.An investigation of the PFOSand PFOA pollution in Three Gorges Reservoir areas of the Yangtze River and surface water of Wuhan areas.Ecology and Environment，2006，15(3):486－489.

［12］Brigden K，Santillo D，Allsopp M.Perfluorinated Chemicals，Alkylphenols and Metals in Fish from the Upper，Middle and Lower Sections of the Yangtze River，China.Greenpeace Research Laboratories Technical Note，2010.

［13］Jin Y H，Liu W，Sato I，Nakayama SF，Sasaki K，Saito N，Tsuda S.PFOSand PFOA in environmental and tap water in China.Chemosphere，2009，77(5):605－611.

［14］Han J，F(xiàn)ang Z Q.Estrogenic effects，reproductive impairment and developmental toxicity in ovoviparous swordtail fish(Xiphophorus helleri)exposed to perfluorooctane sulfonate(PFOS).Aquatic Toxicology，2010，99(2):281－290.

［15］Lau C，Anitole K，Hodes C，Lai D，Pfahles－Hutchens A，Seed J.Perfluoroalkyl acids:a review of monitoring and toxicological findings.Toxicological Sciences，2007，99(2):366－394.

［16］Du Y B，Shi X J，Liu CS，Yu K，Zhou B S.Chronic effects of water－borne PFOSexposure on growth，survival and hepatotoxicity in zebrafish:a partial life－cycle test.Chemosphere，2009，74(5):723－729.

［17］Ye L，Wu L L，Jiang Y X，Zhang CJ，Chen L.Toxicological study of PFOS/PFOA to zebrafish(Danio rerio)Embryos.Environmental Science，2009，30(6):1727－1732.

［18］Hu W Y，Jones P D，Upham B L，Trosko J E，Lau C，Giesy J P.Inhibition of gap junctional intercellular communication by perfluorinated compounds in rat liver and dolphin kidney epithelial cell lines in vitro and Sprague Dawley rats in vivo.Toxicological Sciences，2002，68(2):429－436.

［19］Johansson N，Eriksson P，Viberg H.Neonatal exposure to PFOSand PFOA in mice results in changes in proteins which are important for neuronal growth and synaptogenesis in the developing brain.Toxicological Sciences，2008，108(2):412－418.

［20］Qazi M R，Nelson B D，Depierre J W，Abedi－Valugerdi M.28－Day dietary exposure of mice to a low total dose(7 mg/kg)of perfluorooctanesulfonate(PFOS)alters neither the cellular compositions of the thymus and spleen nor humoral immune responses:does the route of administration play a pivotal role in PFOS－induced immunotoxicity?Toxicology，2010，267(1/3):132－139.

［21］Hill A J，Teraoka H，Heideman W，Peterson R E.Zebrafish as a model vertebrate for investigating chemical toxicity.Toxicological Sciences，2005，86(1):6－19.

［22］Westerfield M.The Zebrafish Book:A Guide for the Laboratory Use of Zebrafish(Danio rerio).Eugene:University of Oregon Press，1995:9－25.

［23］Zhao Z，Xie Z Y，M?ller A，Sturm R，Tang JH，Zhang G，Ebinghaus R.Distribution and long－range transport of polyfluoroalkyl substances in the Arctic，Atlantic Ocean and Antarctic coast.Environmental Pollution，2012，170:71－77.

［24］Boudreau T M，Wilson C J，Cheong W J，Sibley P K，Mabury S A，Muir D C，Solomon K R.Response of the zooplankton community and environmental fate of perfluorooctane sulfonic acid in aquatic microcosms.Environmental Toxicology and Chemistry，2003，22(11):2739－2745.

［25］Van Gossum H，Bots J，Snijkers T，Meyer J，Van Wassenbergh S，De Coen W，De Bruyn L.Behaviour of damselfly larvae(Enallagma cyathigerum)(Insecta，Odonata)after long－term exposure to PFOS.Environmental Pollution，2009，157(4):1332－1336.

［26］Hu W Y，Jones P D，DeCoen W，King L，F(xiàn)raker P，Newsted J，Giesy J P.Alterations in cellmembrane properties caused by perfluorinated compounds.Comparative Biochemistry and Physiology Part C:Toxicology and Pharmacology，2003，135(1):77－88.

［27］Bots J，De Bruyn L，Snijkers T，Meyer J，Van Wassenbergh S，De Coen W，De Bruyn L.Exposure to perfluorooctane sulfonic acid(PFOS)adversely affects the life－cycle of the damselfly Enallagma cyathigerum.Environmental Pollution，2010，158(3):901－905.

［28］Shi X J，Du Y B，Lam P K S，Wu R SS，Zhou B S.Developmental toxicity and alteration of gene expression in zebrafish embryos exposed to PFOS.Toxicology and Applied Pharmacology，2008，230(1):23－32.

［29］Harada K，Xu F，Ono K，Iijima T，Koizumi A.Effects of PFOSand PFOA on L－type Ca2+currents in guinea－pig ventricular myocytes.Biochemical and Biophysical Research Communications，2005，329(2):487－494.

［30］Weis JS，Smith G，Zhou T，Santiago－Bass C，Weis P.Effects of contaminants on behavior:Biochemical mechanisms and ecological consequences.Bioscience，2001，51(3):209－217.

［31］Scott G R，Sloman K A.The effects of environmental pollutants on complex fish behaviour:integrating behavioural and physiological indicators of toxicity.Aquatic Toxicology，2004，68(4):369－392.

［32］Xia JG，Niu C J，Pei X J.Effects of chronic exposure to nonylphenol on locomotor activity and social behavior in zebrafish(Danio rerio).Journal of Environmental Sciences，2010，22(9):1435－1440.

［33］Seebacher F，Walter I.Differences in locomotor performance between individuals:importance of parvalbumin，calcium handling and metabolism.The Journal of Experimental Biology，2012，215(Pt4):663－670.

［34］Correia A D，Goncalves R，Scholze M，F(xiàn)erreira M，Henriques M A R.Biochemical and behavioral responses in gilthead seabream(Sparus aurata)to phenanthrene.Journal of Experimental Marine Biology and Ecology，2007，347(1/2):109－122.

［35］Jensen C S，Garsdal L，Baatrup E.Acetylcholinesterase inhibition and altered locomotor behavior in the carabid beetle Pterostichus cupreus.A linkage between biomarkers at two levels of biological complexity.Environmental Toxicology and Chemistry，1997，16(8):1727－1732.

［36］Johansson N，F(xiàn)redriksson A，Eriksson P.Neonatal exposure to perfluorooctane sulfonate(PFOS)and perfluorooctanoic acid(PFOA)causes neurobehavioural defects in adult mice.NeuroToxicology，2008，29(1):160－169.

［37］Liu X，Liu W，Jin Y，Yu W，Wang F，Liu L.Effect of gestational and lactational exposure to perfluorooctanesulfonate on calcium－dependent signaling molecules gene expression in rats'hippocampus.Archives of Toxicology，2010，84(1):71－79.

［38］Onishchenko N，F(xiàn)ischer C，Wan Ibrahim W N，Negri S，Spulber S，Cottica D，Ceccatelli S.Prenatal exposure to PFOS or PFOA alters motor function in mice in a sex－related manner.Neurotoxicity Research，2011，19(3):452－461.

［39］Shi X J，Liu C S，Wu G Q，Zhou B S.Waterborne exposure to PFOS causes disruption of the hypothalamus－pituitary－thyroid axis in zebrafish larvae.Chemosphere，2009，77(7):1010－1018.

［40］Arsenault JT M，F(xiàn)airchild W L，MacLatchy D L，Burridge L，Haya K，Brown S B.Effects of water－borne 4－nonylphenol and 17 beta－estradiol exposures during parr－smolt transformation on growth and plasma IGF－I of Atlantic salmon(Salmo salar L.).Aquatic Toxicology，2004，66(3):255－265.

［41］Willingham E.Endocrine－disrupting compounds and mixtures:unexpected dose－response.Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2004，46(2):265－269.

參考文獻(xiàn):

［11］金一和，丁梅，翟成，王烈，董光輝，舒為群，張穎花，齊藤憲光，佐佐木和明.長(zhǎng)江三峽庫區(qū)江水和武漢地區(qū)地面水中PFOS和PFOA污染現(xiàn)狀調(diào)查.生態(tài)環(huán)境，2006，15(3):486－489.

［17］葉露，吳玲玲，蔣雨希，張超杰，陳玲.PFOS/PFOA對(duì)斑馬魚(Danio rerio)胚胎致毒效應(yīng)研究.環(huán)境科學(xué)，2009，30(6):1727－1732.