持久性有機(jī)污染物對魚類生態(tài)毒性研究進(jìn)展

穆希巖，羅建波，黃 瑛，雷云雷，馮庚菲，李緒興，沈公銘，邱 靜，李應(yīng)仁*

(1．中國水產(chǎn)科學(xué)研究院資源與環(huán)境研究中心，北京100141;2．中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)與檢測技術(shù)研究所，北京100081)

持久性有機(jī)污染物(Persistent organic pollutants，簡稱POPs)，是指人類合成的能持久存在于環(huán)境中、通過食物鏈累積，并對動物和人類健康造成有害影響的化學(xué)物質(zhì)。POPs具備4種特性:高毒性、持久性、生物積累性和遠(yuǎn)距離遷移性［1］。它可通過空氣、水、土壤、食物鏈進(jìn)行廣泛傳播，在空氣、水體、土壤、生物體中都能檢測到POPs的存在［2］。POPs最大的特點(diǎn)是在食物鏈傳遞過程中具有生物富集和生物放大效應(yīng)［3］，因此對位于食物鏈頂端的人類構(gòu)成極大威脅。

水是持久性有機(jī)污染物在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化的重要介質(zhì)，POPs在水體中可通過遷移、吸附、沉降等作用及食物鏈對不同種類水生生物的生長、發(fā)育及生殖產(chǎn)生影響［4-5］。魚類作為水生態(tài)系統(tǒng)中最主要的脊椎動物，有極其重要的環(huán)境指示作用。筆者從急性毒性、發(fā)育毒性、神經(jīng)和行為毒性、內(nèi)分泌干擾作用等方面對POPs對魚類的生態(tài)毒性進(jìn)行了綜述，旨在為研究持久性有機(jī)污染物的生態(tài)毒理效應(yīng)提供一定的科學(xué)依據(jù)。

1 POPs簡介

2001年5月簽署的《斯德哥爾摩持久性有機(jī)污染物(POPs)公約》將第一批共12種化學(xué)物質(zhì)列入POPs名單中(Dirty dozen)，其中包括9種有機(jī)氯殺蟲(菌)劑(艾試劑、狄氏劑、異狄氏劑、DDT、氯丹、七氯、滅蟻靈、毒殺芬、六氯苯)、多氯聯(lián)苯(PCBs)和二噁英化合物(PCDDs和PCDFs)。

2009年，9種化合物被添加到POPs名單，其中包括全氟辛基磺酸及其鹽類(PFOS)、全氟辛基磺酰氯、4種有機(jī)氯農(nóng)藥(開蓬、林丹、α-六六六和 β-六六六)、多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)、五氯苯和六溴聯(lián)苯。

除已經(jīng)被明確列入POPs名單的化合物外，還有一些化學(xué)物質(zhì)也具備持久性有機(jī)污染物的性質(zhì)，屬于尚在討論中的準(zhǔn)POPs化合物，如硫丹、多環(huán)芳烴(PAHs)等。

2 POPs對魚類的急性毒性

魚類急性毒性試驗(yàn)是目前應(yīng)用最為廣泛的表征受試物毒性的魚類試驗(yàn)，是指在水中污染物濃度較高時，短期暴露(一般周期≤96 h)所引起的毒害效應(yīng)，致死率是常用的毒理終點(diǎn)。很多國際組織都頒布了魚類急性毒性試驗(yàn)的標(biāo)準(zhǔn)，如世界經(jīng)濟(jì)發(fā)展合作組織OECD頒布的的急性毒性試驗(yàn)指導(dǎo)，包括96 h魚類急性毒性試驗(yàn)［6］和96 h魚類胚胎急性毒性試驗(yàn)［7］以及美國國家環(huán)保總局EPA頒布的生態(tài)影響實(shí)驗(yàn)指導(dǎo)-魚類(淡水和海水)急性毒性試驗(yàn)［8］。目前急性毒性試驗(yàn)均以致死中濃度(LC50)和致死中量(LD50)作為最主要結(jié)果，通常采用Probit分析或Spearman-Karber法計算。近年來，環(huán)境毒理學(xué)工作者完成了大量以持久性有機(jī)污染物為供試物的急性毒性試驗(yàn)。

2．1 有機(jī)氯農(nóng)藥 有機(jī)氯農(nóng)藥的使用歷史悠久，其毒性和環(huán)境持久性早已為人類所認(rèn)識，因此以有機(jī)氯農(nóng)藥為測試物的魚類急性毒性試驗(yàn)早已在世界范圍內(nèi)展開，其急性毒性數(shù)據(jù)也較為充足。POPs名單中有機(jī)氯農(nóng)藥對魚類的急性毒性見表1。除滅蟻靈、六氯苯、α-六六六和β-六六六幾種化合物以外，其余多種有機(jī)氯農(nóng)藥對魚類的96 h LC50值基本都在1～100μg/L范圍內(nèi)，其中異狄氏劑和硫丹的毒性相對更高。參照國家環(huán)?？偩种贫ǖ摹痘瘜W(xué)農(nóng)藥環(huán)境安全評價試驗(yàn)準(zhǔn)則》-“魚類毒性試驗(yàn)”中制定的魚類急性毒性分級標(biāo)準(zhǔn)［9］，以96 h LC50值為依據(jù)，艾氏劑、狄氏劑、異狄氏劑、DDT、氯丹、七氯、毒殺芬、林丹和硫丹對魚類為劇毒;開蓬對虹鱒魚(Oncorhynchus mykiss)為劇毒，對斑點(diǎn)叉尾鮰(Ictalurus punctatus)和黑頭呆魚(Pimephales promelas)為高毒;α-六六六對鯉魚(Cyprinus carpio)和金魚(Carassius auratus)為高毒;β-六六六對斑馬魚(Danio rerio)和孔雀魚(Poecilia reticulata)為中毒;六氯苯和滅蟻靈對魚類為低毒。

表1 有機(jī)氯農(nóng)藥類POPs對魚類的急性毒性試驗(yàn)結(jié)果

2．2 多氯聯(lián)苯 目前，多氯聯(lián)苯(PCBs)對魚類急性毒性的研究主要以幾種商用PCBs混合標(biāo)準(zhǔn)品(Arochlor X)為主，對PCB單體的研究較少。PCBs混標(biāo)中，Arochlor-1248對大彈涂魚的96 h LC50值為 295．15 μg/L，為高毒［16］;Aroclor-1254 對虹鱒魚的120 h LC50值為 142 μg/L［10］;Arochlor-1016 和 Arochlor-1242對虹鱒魚分別為高毒和劇毒［17］。Arochlor-1260、Arochlor-1262和Arochlor-1268對魚類毒性相對較低，3種混標(biāo)對割喉鱒魚均為低毒［10］。多氯聯(lián)苯單體中以類二噁英多氯聯(lián)苯PCB-126研究較多，其對2個生理階段的鰈魚仔魚96 h LD50值分別為29．7 ng/g 和219．8 ng/g［17］，對清江魚胚胎的3 d LC50值為 0．25 μg/L［18］。

2．3 二噁英 二噁英化合物屬于典型的高毒環(huán)境污染物，其中以2，3，7，8四氯二苯并二噁英(TCDD)毒性最強(qiáng)，其對斑馬魚仔魚的 150 h LC50值為 1．65 μg/L［19］，對青鳉魚胚胎的72 h LC50值僅為0．013 μg/L［20］，對金鯛的24 h LC50更是達(dá)到了4．37 pg/L［21］。其他有魚類毒性的二噁英化合物中，2，3，7，8-四氯二苯并呋喃(TCDF)對青鳉魚胚胎的72 h LC50值為0．016 μg/L［20］，對虹鱒魚胚胎的 168 h LD50值為 8．086 ng/g［22］;2，3，4，7，8 五氯二苯并呋喃(PeCDF)對虹鱒魚胚胎的 168 LD50值為 0．7 ng/g［22］。

2．4 全氟辛基磺酸及全氟辛基磺酸鹽 目前，全氟辛基磺酸(PFOS)對魚類毒性研究主要以對斑馬魚的研究為主。PFOS對斑馬魚胚胎毒性較低，48 h LC50和120 h LC50值分別為68和2．2 mg/L［23-24］。全氟辛基磺酸鹽類化合物中，全氟辛基磺酸鉀(PFOS-K)的魚類毒性研究較多，Hagenaars等［25］研究發(fā)現(xiàn)PFOS-K對斑馬魚胚胎為低毒，96 h LC50值為58．5 mg/L。胡芹等［26］報道了PFOS-K對黑頭軟口鰷的96 h LC50值為4．7 mg/L(中毒)。

2．5 多溴聯(lián)苯醚 已報道的多溴聯(lián)苯醚各單體對魚類的急性毒性毒性普遍較低，BDE-47對紅鰭東方鲀(Takifugu rubripes)、劍尾魚和斑馬魚仔魚的96 h LC50值分別為9．44 mg/L、2．75 mg/L 和 5．37 mg/L 均為中毒［27-29］。BDE-99、BDE-28和BDE-100對斑馬魚胚胎168 h LC50值分別為5．2 mg/L、3．6 mg/L 和 8．4 mg/L［30］。

2．6 多環(huán)芳烴 研究表明，多環(huán)芳烴單體萘和苊對黑頭呆魚的96 h LC50分別為1 730μg/L和6 140μg/L均為中毒［10］;芴對藍(lán)鰓太陽魚的96 h LC50為 760 μg/L，為高毒。苯并芘毒性較高［10］，其對金雕仔魚的 24 h LC50值僅為 0．81 μg/L［21］。

3 POPs對魚類的發(fā)育毒性

形態(tài)學(xué)方法在評價外源毒物對試驗(yàn)生物早期胚胎發(fā)育影響的試驗(yàn)中發(fā)揮著重要作用，許多環(huán)境模式生物(如斑馬魚等)的胚胎發(fā)育過程基本上呈全透明狀態(tài)，因此能夠通過直接觀察或顯微觀察來檢測污染物引起的形態(tài)學(xué)異常。另外，這些魚類胚胎發(fā)育較快，受精后幾天內(nèi)主要器官原基會基本形成，可以全程、完整觀察和研究其內(nèi)部所有器官和結(jié)構(gòu)的變化。Nagel將魚類胚胎發(fā)育試驗(yàn)的毒理學(xué)終點(diǎn)劃分為三類:致死性毒理學(xué)終點(diǎn)(Lethal)、亞致死性毒理學(xué)終點(diǎn)(Sublethal)和致畸性毒理學(xué)終點(diǎn)(Teratogenic)。致死的毒理學(xué)終點(diǎn)包括卵凝滯、發(fā)育停滯、無心跳等;亞致死的毒理學(xué)終點(diǎn)包括孵化延遲、心跳減緩或停止、自主運(yùn)動次數(shù)減少等;致畸效應(yīng)包括脊柱彎曲，尾部畸形等［31］。

目前POPs對生物早期生命階段的影響已經(jīng)成為持久性有機(jī)污染物對魚類毒性的研究重點(diǎn)，已有研究發(fā)現(xiàn)POPs能夠誘導(dǎo)魚類胚胎發(fā)育過程中出現(xiàn)一系列不良反應(yīng)，包括多種重要器官發(fā)育異常和一些生理指標(biāo)的變化。

3．1 POPs對魚類心臟發(fā)育的影響 心臟是大部分硬骨魚胚胎發(fā)育過程中的第一個功能性器官，同時也是魚類胚胎試驗(yàn)的重要毒理學(xué)終點(diǎn)［32-33］。除心臟發(fā)育形態(tài)以外，評價魚類胚胎心臟發(fā)育的指標(biāo)還包括心率和血液循環(huán)等。迄今為止，多種持久性有機(jī)污染物被證實(shí)能夠影響魚類的心臟發(fā)育，包括多氯聯(lián)苯、多溴聯(lián)苯醚以及二噁英污染物。研究表明，16μg/L的PCB-126處理后斑馬魚胚胎在96 hpf時出現(xiàn)明顯的心包水腫，而當(dāng)PCB-126濃度達(dá)到128μg/L時還能進(jìn)一步引起胚胎心率下降［34］。4．5 mg/L的BDE-28處理后，斑馬魚胚胎心包水腫率明顯增加［27］;8 μmol/L(約為 3．9 mg/L)的BDE-49處理后，斑馬魚胚胎在6 dpf時出現(xiàn)心率下降。與PCBs和PBDEs相比，TCDD對魚類心臟發(fā)育的影響更強(qiáng)。最近研究發(fā)現(xiàn)50 ng/L和0．2μg/L的TCDD分別能引起斑馬魚胚胎和青鳉魚(Oryzias latipes)胚胎出現(xiàn)顯著的心包水腫［35-36］，而0．22μg/L劑量下的TCDD能夠誘導(dǎo)50%的鯽魚(Carassius auratus)胚胎出現(xiàn)心包水腫［19］。此外，有研究發(fā)現(xiàn)10 ng/L的TCDD能夠引起斑馬魚胚胎每搏輸出量及心輸出量降低，并伴有輕微的心包積液［37］，1μg/L的TCDD還能抑制斑馬魚胚胎心臟外膜的形成［38］。隨著暴露時間的延長，TCDD影響心臟發(fā)育的劑量進(jìn)一步降低，有研究發(fā)現(xiàn)1 ng/L的TCDD處理14 d后稀有鮈鯽仔魚出現(xiàn)顯著的心包水腫［39］。另外，PFOS、PFOS-K以及林丹在達(dá)到一定劑量時也能夠?qū)е卖~類胚胎心率下降［24，37］。

3．2 POPs對魚類骨骼發(fā)育的影響 體節(jié)是魚類胚胎早期發(fā)育的重要器官，其發(fā)育狀態(tài)直接影響后續(xù)脊柱發(fā)育，并決定了孵化后仔魚的質(zhì)量。研究發(fā)現(xiàn)，5 mg/L的林丹處理后，青鳉魚胚胎24～48 hpf期間的尾部分離率和體節(jié)發(fā)育率明顯下降［40］，而0．1 mg/L 的林丹就能造成金鯛(Sparusaurata)胚胎骨骼發(fā)育異常［41］。除抑制體節(jié)發(fā)育外，有些POPs還能對魚類胚胎的脊柱發(fā)育造成影響，其中多溴聯(lián)苯醚類的單體28、47和49均能對斑馬魚胚胎的脊柱造成影響。2．25 mg/L的BDE-28和BDE-47均能夠引起斑馬魚胚胎出現(xiàn)脊柱彎曲［26］;32μmol/L的BDE-49能夠?qū)е掳唏R魚胚胎的尾部出現(xiàn)彎曲［42］。多氯聯(lián)苯混標(biāo)Arochlor-1254和TCDD也能對魚類脊柱發(fā)育造成影響，其效應(yīng)濃度分別為0．25 mg/L和50．00 ng/L［43-44］。

3．3 POPs對魚類頭部和眼睛發(fā)育的影響 POPs還能夠干擾魚類胚胎頭部和眼睛的發(fā)育，其中多氯聯(lián)苯類對魚類頭部和眼睛發(fā)育影響明顯。研究發(fā)現(xiàn)，125 ng/g的PCB-77處理16 d后底鳉(Fundulus heteroclitus)仔魚出現(xiàn)嚴(yán)重的顱面畸形，畸形率達(dá)到31%［45］。2 500和5 000 pg/g的PCB-126也能夠引起底鳉仔魚出現(xiàn)顱面畸形，畸形率分別達(dá)到22%和68%，其中一些中毒嚴(yán)重的個體還會出現(xiàn)上、下頜萎縮的情況［46］。近期研究表明Arochlor-1254能夠引起斑馬魚胚胎視網(wǎng)膜發(fā)育異常，包括視網(wǎng)膜感光細(xì)胞排列不規(guī)則、視網(wǎng)膜層分化延遲以及感光外節(jié)發(fā)育受阻，當(dāng)Arochlor-1254暴露濃度達(dá)到0．25 mg/L時，即可出現(xiàn)上述癥狀［43］。二噁英類化合物TCDD能夠抑制短吻鱘(Acipenser brevirostum)和大西洋鱘魚(Acipenser oxyrinchus)胚胎眼睛發(fā)育，抑制濃度分別為0．1 μg/L和1 μg/L［47］。此外，TCDD 還能造成真鯛(Pagrus major)胚胎下頜發(fā)育遲緩［48］。

3．4 POPs對其他魚類發(fā)育指標(biāo)的影響 孵化率與孵化后仔魚的質(zhì)量有直接關(guān)系［49］，是胚胎發(fā)育階段的重要毒理學(xué)指標(biāo)。多種POPs已經(jīng)被證實(shí)能夠抑制魚類胚胎孵化。BDE-47能夠抑制斑馬魚胚胎的孵化，該效應(yīng)的EC50值為20．3 mg/L［30］。5 mg/L 的 PFOS-K 能夠顯著抑制斑馬魚胚胎的孵化率［26］。1 280 pg/g 的 2，3，4，7，8 五氯代二苯并呋喃(PeCDF)能夠造成底鳉胚胎孵化率顯著下降［45］。

卵黃囊是魚類胚胎發(fā)育早期的重要器官，為胚胎和尚不能開口取食的仔魚發(fā)育提供營養(yǎng)物質(zhì)，一旦卵黃囊受到影響就會嚴(yán)重阻礙胚胎發(fā)育。近年來的毒理學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，胚胎心臟發(fā)育異常及孵化延遲都可能與卵黃囊的病變有關(guān)［50］。研究表明，一些持久性有機(jī)污染物能夠引起魚類胚胎卵黃囊畸形或病變，有研究發(fā)現(xiàn)16μg/L的PCB-126能夠誘導(dǎo)斑馬魚胚胎出現(xiàn)卵黃囊水腫［34］。TCDD也能引起鯽魚卵黃囊出現(xiàn)類似畸形，該效應(yīng)的 EC50值為 0．56 μg/L［19］。

生長抑制作用是大部分有毒化合物均具有的毒性效應(yīng)，與其他污染物一樣POPs能夠抑制魚類胚胎生長。研究表明，PCB-126、PCB-77和Arochlor-1254處理后的魚類胚胎孵化以后，仔魚體長較對照組明顯較短［45，47］。TCDD 在 0．1 μg/L劑量下就能抑制短吻鱘胚胎的體長生長［47］。320 pg/g PeCDF處理16 d后的底鳉與對照組個體相比體長生長明顯被抑制［45］。PFOS能夠抑制斑馬魚胚胎體長生長，LOEC值為410～430μg/L［51］。色素附著延遲是魚類生長被抑制的另一種體現(xiàn)，0．1 mg/L的林丹能夠顯著抑制金鯛胚胎24 h的色素附著率［41］。

4 POPs對魚類的神經(jīng)毒性和行為毒性

4．1 POPs對魚類的神經(jīng)毒性 神經(jīng)系統(tǒng)是重要的毒理學(xué)靶標(biāo)，而神經(jīng)系統(tǒng)損傷是許多毒物或藥物的中毒表現(xiàn)。有機(jī)氯殺蟲劑的作用方式之一就是通過侵入神經(jīng)系統(tǒng)和實(shí)質(zhì)性器官，使神經(jīng)系統(tǒng)高度興奮引起抽搐，并可損害大腦神經(jīng)細(xì)胞和肝臟等［52］。多氯聯(lián)苯類化合物的作用靶標(biāo)之一也是神經(jīng)系統(tǒng)［53］。因此，研究POPs對魚類的神經(jīng)毒性具有重要意義。乙酰膽堿酯酶(AchE)存在于膽堿能神經(jīng)末梢突觸間隙，特別是運(yùn)動神經(jīng)終板突觸后膜的皺摺中聚集較多，其功能主要在于能夠迅速水解乙酰膽堿［54］。乙酰膽堿是一種神經(jīng)遞質(zhì)，如果不能及時清除，將導(dǎo)致神經(jīng)過度興奮、抽搐等。因此，乙酰膽堿酯酶在神經(jīng)傳遞過程中發(fā)揮著非常重要的作用［55-56］。AchE是一些神經(jīng)毒劑的已知作用靶標(biāo)，如有機(jī)磷和氨基甲酸酯類殺蟲劑的作用機(jī)理就是抑制昆蟲乙酰膽堿酯酶活性［57-58］。因此，測定AchE活性是評價神經(jīng)系統(tǒng)損傷的重要指標(biāo)。

研究發(fā)現(xiàn)，多溴聯(lián)苯醚類污染物能夠影響魚體內(nèi)的乙酰膽堿酯酶活性，20μg/L的BDE-47和BDE-99暴露3 d后金魚體內(nèi)乙酰膽堿酯酶活性顯著下降［59］。研究發(fā)現(xiàn)，0．5 mg/L的PBDEs混標(biāo)DE-71長期處理斑馬魚成魚后，其繁殖的F1代仔魚乙酰膽堿酯酶活性明顯下降，同時伴有多個神經(jīng)系統(tǒng)相關(guān)基因表達(dá)下調(diào)，該研究表明POPs不僅對直接與其接觸的魚類個體神經(jīng)系統(tǒng)產(chǎn)生影響，而且其毒性還會延續(xù)到其子代［60］。

有機(jī)氯農(nóng)藥硫丹和氯丹也被發(fā)現(xiàn)能夠影響魚類乙酰膽堿酯酶活性，其中硫丹對翠鱧、斑馬魚和蟾胡子鲇(Clarias batrachus)體內(nèi)AchE的活性均有抑制作用，其影響濃度分別為8．10、0．17 和0．72 μg/L［61-63］。84 μg/L 的氯丹慢性處理后，印度囊鰓鲇(heteropneustes fossilis)肝臟中乙酰膽堿酯酶活性顯著下降［64］。

4．2 POPs對魚類的行為毒性 行為指標(biāo)已經(jīng)成為監(jiān)測POPs對環(huán)境生物危害的有效指標(biāo)。一方面，行為與生物的神經(jīng)系統(tǒng)息息相關(guān)，一些神經(jīng)系統(tǒng)的病變往往能夠在行為上有所體現(xiàn);另一方面，有些污染物能夠直接對生物的行動能力造成影響。

有機(jī)氯農(nóng)藥對魚類神經(jīng)系統(tǒng)的影響，往往能反映在魚類行為變化上。Nandan等［65］研究發(fā)現(xiàn)林丹處理后的花斑腹麗魚(Etroplus maculatus)會出現(xiàn)過度興奮、突發(fā)性游動、抽搐和痙攣等多種行為異常，且這些毒性癥狀的出現(xiàn)頻率隨著林丹濃度升高和暴露時間延長而增強(qiáng)［65］。五氯苯和毒殺芬短時間處理后，能引起虹鱒魚和食蚊魚(Gambusia affinis)游動失衡［66］。研究發(fā)現(xiàn)，硫丹能夠影響魚類對溫度的適應(yīng)能力，硫丹處理10 d后虹鱒魚和東方虹鱒魚(Melanotaenia duboulayi)對溫度的耐受能力下降，對2種魚產(chǎn)生該效應(yīng)的LOEL值(最低可觀測效應(yīng)水平)分別為0．5 和1．0 μg/L［67］。

對魚類而言，游動能力是行為研究的最重要部分?；钴S度變化和游動減少是魚類行為毒性的2種主要癥狀。Timme-Laragy等研究發(fā)現(xiàn) DE-71在0．001～0．01μg/L劑量下能夠引起大西洋鳉(Fundulus heteroclitus)仔魚活躍度下降，并伴有驚嚇反應(yīng)異常等癥狀，但當(dāng)暴露濃度升高到0．1～1．0μg/L仔魚活躍度和驚嚇反應(yīng)則與對照組趨于一致，該結(jié)果表明低劑量POPs處理后可能會引起魚類出現(xiàn)一定應(yīng)激行為。Chou等［69］研究表明643．6 ng/g的BDE-47飼喂處理后，斑馬魚幼魚最大游動速度并未變化，但其總游動距離和活躍程度較對照組相比均明顯下降。研究發(fā)現(xiàn)，32μmol/L的BDE-49處理后，6 dpf的斑馬魚仔魚的觸碰逃離反應(yīng)明顯下降［42］。1．8～90．0 ng/kg的 TCDD 長期飼喂處理后，虹鱒魚出現(xiàn)游動減少和食欲下降的癥狀［70］。DDT慢性處理后的斑馬魚雄魚，與對照組相比游動明顯減少，見到異性后的活躍程度也明顯下降［71］。日本青鳉魚胚胎在硫丹慢性處理后，孵化后仔魚移動頻率與對照組相比明顯下降，該效應(yīng)的21 d LOEC(最低可觀測效應(yīng)濃度)值為0．06 μg/L［72］。

捕食能力下降是魚類行為異常的另一個體現(xiàn)。PCB-126、PCB-77和PCBs混標(biāo)Aroclor 1254均能抑制魚類的取食能力和效率，影響劑量分別為5 ng/g(PCB-126)、125 ng/g(PCB-77)和72 μg/g(Aroclor 1254)［45-46］。與多氯聯(lián)苯結(jié)果類似，二噁英污染物TCDD和PeCDF處理后，底鳉和大西洋鳉的捕食能力明顯下降［45-46］。

5 POPs對魚類的內(nèi)分泌干擾和生殖毒性

5．1 POPs對魚類甲狀腺的影響 甲狀腺是脊椎動物的重要內(nèi)分泌腺，具有控制使用能量的速度、制造蛋白質(zhì)、調(diào)節(jié)身體對其他荷爾蒙的敏感性等功能。甲狀腺能夠促進(jìn)代謝過程和維持動物生長發(fā)育，尤其是對骨骼和神經(jīng)系統(tǒng)的發(fā)育有明顯的促進(jìn)作用。甲狀腺依靠制造甲狀腺素來調(diào)整這些反應(yīng)，甲狀腺素包括三碘甲狀腺原氨酸(T3)和(四碘)甲狀腺原氨酸(T4)。這二者調(diào)控代謝、生長速率及其他生理系統(tǒng)。

目前多溴聯(lián)苯醚類污染物對魚類甲狀腺影響的報道較多，10μg/L的多溴聯(lián)苯醚混標(biāo)DE-71慢性處理后，斑馬魚胚胎的T4含量下降，同時伴隨促腎上腺皮質(zhì)激素釋放激素(CRH)、促甲狀腺激素(TSHβ)、甲狀腺激素和甲狀腺球蛋白(TG)的編碼基因表達(dá)上調(diào)，而甲狀腺受體編碼基因TRα和TRβ均下調(diào)［73］。相同濃度的DE-71處理150 d(從胚胎一直處理至成年)后的斑馬魚雌魚，及其所繁殖的F1代仔魚體內(nèi)的T4含量上升，同時伴隨下丘腦-垂體-甲狀腺通路中的多種基因表達(dá)量異常［74］。綜上可知，處于不同生命階段的魚類對POPs的毒性反應(yīng)可能存在差異。BDE-47處理21 d后，成年黑頭呆魚T4含量下降，同時甲狀腺相關(guān)基因TG、TSHβ、TRα、TRβ以及甲狀腺過氧化物酶(TPO)等基因表達(dá)均出現(xiàn)異常［30］。0．1～10．0 μg/L 的 BDE-209暴露21 d后，稀有鮈鯽(Gobiocyprisrarus)成魚腦中甲狀腺素相關(guān)基因dio2和nis表達(dá)下調(diào)，同時肝臟中甲狀腺相關(guān)基因表達(dá)上調(diào)［75］。1．92 mg/L的BDE-209也能引起斑馬魚胚胎T3和T4含量下降［60］。

有機(jī)氯農(nóng)藥和多氯聯(lián)苯也能夠?qū)︳~類甲狀腺造成影響，林丹慢性處理后印度囊鰓鲇血漿中碘、甲碘氨以及甲狀腺素含量均出現(xiàn)下調(diào)，該效應(yīng)的21 d LOEC值為25μg/L［76］。8 μg/L的硫丹處理4 d后，蟾胡子鲇血漿中二碘、三碘、四碘-甲狀腺氨酸含量均出現(xiàn)顯著下降［77］。500 mg/kg劑量的滅蟻靈飼喂處理1個月后，虹鱒魚血液中T3含量顯著下降［78］。與其他有機(jī)氯農(nóng)藥的毒性效應(yīng)不同，1 500μg/L的DDT處理后斑馬魚胚胎中T4含量顯著上調(diào)［79］。50μg/kg的Aroclor 1248處理21 d后，棕色大頭魚(Ameiurus nebulosus)雌魚和雄魚血液中的T3含量均顯著下降［80］。

全氟辛基磺酸及其鹽類也被證實(shí)能夠干擾魚類甲狀腺正常功能，100μg/L的PFOS-K能夠抑制斑馬魚胚胎中甲狀腺素受體a和甲狀腺激素結(jié)合蛋白(TTR)2種蛋白質(zhì)編碼基因的表達(dá);200μg/L的PFOS-K能夠進(jìn)一步抑制促甲狀腺激素β和γ2種基因的表達(dá)［81］。410～430μg/L的PFOS處理3 d后，斑馬魚胚胎中甲狀腺氨酸含量下降，二碘甲狀腺氨酸含量上升，同時伴隨甲狀腺素受體a、β的編碼基因表達(dá)下調(diào)［82］。

5．2 POPs對魚類性激素及生殖影響 魚類性腺主要指雄性的精巢和雌性的卵巢。精巢可分泌睪丸酮(睪酮)，其功能是促進(jìn)性腺及其附屬結(jié)構(gòu)的發(fā)育。卵巢能分泌雌激素。有些POPs自身具有類性激素性質(zhì)，因此能夠干擾魚類性激素的分泌，阻礙性腺功能，進(jìn)而對其生殖造成影響。

干擾生殖系統(tǒng)是多氯聯(lián)苯類污染物已知的重要毒性效應(yīng)。1歲齡的黑鲪(Sebastes schlegelii)暴露于0．16 mg/kg的PCB-153 12 h后，其體內(nèi)的雌二醇含量顯著上升;而當(dāng)黑鲪暴露于0．57 mg/kg的PCB-153 12 h后，其體內(nèi)的睪酮含量較對照組明顯下降［83］。研究發(fā)現(xiàn)，5～50μg/L的Aroclor 1254長期處理能夠?qū)е掳唏R魚雄魚精子數(shù)量下降，影響程度隨著其濃度的升高而增強(qiáng)［71］。

多溴聯(lián)苯醚類也被證實(shí)對魚類具有生殖毒性。50μg/L的DE-71慢性處理后，斑馬魚成魚產(chǎn)卵量明顯減少［84］。5～500 ng/L的DE-71長期暴露120 d后(從胚胎開始處理至成年)，斑馬魚雌魚血漿中雌二醇含量顯著下降，且下降程度隨暴露濃度升高而增強(qiáng)。斑馬魚雄魚在0．3～0．5μg/L的DE-71暴露后，血漿中睪丸酮含量顯著上升，當(dāng)暴露濃度達(dá)到0．5μg/L時血漿中雌二醇含量較對照組出現(xiàn)下調(diào)［85］。將斑馬魚胚胎長期暴露于5 ng/L的DE-71 120 d，F(xiàn)0代成魚產(chǎn)卵量和受精成功率與未暴露的成魚相比顯著下降，其繁殖的F1代胚胎的孵化率和成活率也明顯下降［86］。研究發(fā)現(xiàn)，黑頭呆魚暴露于28．7μg/g的BDE-47 25 d后，雌魚的累計產(chǎn)卵量下降，同時雄魚精巢中成熟精子個數(shù)減少［87］。0．01 μmol/L的BDE-209處理斑馬魚胚胎150 d后，斑馬魚成年后雄魚精子密度和活性均明顯低于對照組［88］。0．1～10．0 μg/L BDE-209暴露后，稀有鮈鯽成魚精子合成相關(guān)基因表達(dá)出現(xiàn)異常，其中低濃度BDE-209促進(jìn)精子合成基因表達(dá)，而高濃度BDE-209抑制這些基因的表達(dá)，該結(jié)果表明POPs在不同濃度下對魚類的毒性效應(yīng)可能存在差異［75］。

二噁英化合物和有機(jī)氯農(nóng)藥也能影響魚類生殖系統(tǒng)。斑馬魚幼魚在TCDD飼喂處理后，VASA基因表達(dá)出現(xiàn)異常，卵巢發(fā)育受阻［89］。50 ng/L的TCDD處理斑馬魚后，出現(xiàn)雌性比例上升、卵巢發(fā)育受阻、產(chǎn)卵數(shù)量下降和受精成功率低等癥狀［44］。與斑馬魚的試驗(yàn)結(jié)果類似，2～30 pg/L TCDD長期處理后的稀有鮈鯽也出現(xiàn)了雌性化的現(xiàn)象［39］。斑馬魚雄魚在DDT長期處理30 d后，精子數(shù)量顯著下降，影響濃度范圍為5～50μg/L。毒殺芬長期處理后，湖紅點(diǎn)鮭成魚所產(chǎn)胚胎受精率下降，1 095 d LOEC 為 3．5 mg/kg［90］。

全氟辛基磺酸鉀也具備干擾性激素分泌的作用。研究發(fā)現(xiàn)，3 mg/L的PFOS-K處理虹鱒魚幼魚12 d后，魚體內(nèi)雌二醇、睪丸以及11-睪丸素含量均顯著上升［91］。

5．3 POPs對魚類其他內(nèi)分泌指標(biāo)的影響 除對甲狀腺和性腺影響外，POPs還能影響魚類的其他內(nèi)分泌過程。研究表明，多溴聯(lián)苯醚類能影響魚類視黃酸調(diào)節(jié)系統(tǒng)，227．6 μg/L的DE-71處理后，斑馬魚仔魚視黃醛含量顯著下降，下降率達(dá)41．3%;68．7和227．6 μg/L的DE-71處理后，斑馬魚仔魚視黃酸含量顯著下降，下降程度與DE-71濃度呈正比;與此同時，227．6μg/L的DE-71能夠促進(jìn)多種編碼視蛋白的基因表達(dá)，包括 zfrho、zfuv、zfred、zfblue 和 zfgr1［92］。二噁英化合物PeCDF長期(1 460 d)處理后，湖紅點(diǎn)鮭成年雌魚肝臟中維生素A和脫氫視黃醇含量下降，該影響的LOEC值為0．001 mg/kg。多氯聯(lián)苯類污染物和有機(jī)氯農(nóng)藥還能夠影響魚類脂類含量，51．5μg/kg劑量下的PCB-153處理32 d后，虹鱒魚幼魚體內(nèi)總脂含量上升［93］。1 mg/kg的DDT處理140 d后，虹鱒魚體內(nèi)總脂含量下降［94-95］。

6 展望

從急性毒性結(jié)果來看，絕大部分POPs對魚類具有一定的急性毒性，其中二噁英和有機(jī)氯農(nóng)藥對魚類的毒性較大。多氯聯(lián)苯和多環(huán)芳烴類對魚類大多為中高毒。多溴聯(lián)苯醚類和全氟辛基磺酸及其鹽類對魚類毒性較低。涉及的六類POPs對魚類的急性毒性強(qiáng)弱順序應(yīng)為:二噁英類＞有機(jī)氯農(nóng)藥＞多氯聯(lián)苯≈多環(huán)芳烴類＞多溴聯(lián)苯醚類≈全氟辛基磺酸及其鹽類。

除急性毒性外，已有報道表明大部分的持久性有機(jī)污染物都能對魚類的胚胎發(fā)育造成影響，包括抑制孵化、干擾骨骼發(fā)育、干擾心臟發(fā)育、致畸、抑制生長、干擾黑色素附著等方面。POPs能對魚類的神經(jīng)系統(tǒng)和行為造成影響，包括抑制魚體乙酰膽堿酯酶活性和抑制魚類活躍度、游動能力和取食行為等。此外，內(nèi)分泌干擾作用是POPs的重要影響之一，POPs能夠引起魚類甲狀腺和性腺激素調(diào)節(jié)造成影響，并進(jìn)一步影響魚類發(fā)育和生殖。

盡管持久性有機(jī)污染物對魚類均具有一定毒性，但它們引起的具體毒性效應(yīng)存在較大差異。一些POPs(如二噁英類和有機(jī)氯農(nóng)藥)對魚致死能力極強(qiáng)，急性致死劑量低于1 μg/L;還有一些POPs(如多溴聯(lián)苯醚和全氟辛基磺酸)致死能力較低，但在低劑量下同樣具備很強(qiáng)的內(nèi)分泌干擾作用。另外，從POPs對魚類毒性的整體研究發(fā)展趨勢來看，研究重點(diǎn)正在從致死效應(yīng)和生長抑制等傳統(tǒng)毒理學(xué)終點(diǎn)向內(nèi)分泌干擾、行為影響等更加敏感的非致死指標(biāo)轉(zhuǎn)移。這些指標(biāo)對于人們?nèi)嬲J(rèn)識POPs的生態(tài)威脅和保護(hù)魚類資源更具指導(dǎo)意義。因此，在POPs治理、監(jiān)測和魚類保護(hù)工作中，不僅要參考POPs的致死能力，而且要重視其非致死影響。

綜上所述，目前科研工作者對持久性有機(jī)污染物的生態(tài)影響十分重視，完成了大量的POPs魚類毒理學(xué)工作，但目前POPs對魚類毒性風(fēng)險評價工作仍存在一定局限性:①一些持久性有機(jī)污染物如多氯聯(lián)苯和多溴聯(lián)苯醚等，單體個數(shù)過多，逐一進(jìn)行毒理學(xué)試驗(yàn)需要耗費(fèi)大量的人力、物力和時間。②在實(shí)際環(huán)境中，POPs不止存在于水體中，其在沉積物中的含量往往更高［28，96］，但是目前國內(nèi)外POPs沉積物暴露試驗(yàn)數(shù)據(jù)很少。③毒理試驗(yàn)中使用的魚類往往為國際標(biāo)準(zhǔn)中推薦的模式魚類，但是在污染水域中生存的往往是不同種類的魚，以環(huán)境模式魚種進(jìn)行試驗(yàn)得到的結(jié)果，其他魚種是否適用尚需進(jìn)一步研究證明。

為了解決以上問題，今后的POPs水生生物毒理學(xué)工作可以考慮嘗試新的暴露方法(如沉積物暴露［97-98］等)，以更真實(shí)地反映持久性有機(jī)污染物對魚類的影響。對于持久性有機(jī)污染物嚴(yán)重的水域，可采用環(huán)境取樣［99-100］和毒性鑒定［101］等方法，這些方法雖然不能準(zhǔn)確測定每種污染物的具體影響，但能更好反映環(huán)境中魚類受POPs的影響情況，適于評價水域污染狀況。

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