于艷艷,胡建英,彭 輝,萬(wàn) 祎,趙硯彬 (北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院,北京 100871)

長(zhǎng)期暴露于全氟十三酸的青鳉魚(yú)體內(nèi)分布和生物富集

于艷艷,胡建英*,彭 輝,萬(wàn) 祎,趙硯彬 (北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院,北京 100871)

研究了將青鳉魚(yú)長(zhǎng)期暴露于不同濃度的全氟羧酸類物質(zhì)全氟十三酸(PFTriDA)后的器官分布和富集系數(shù).結(jié)果顯示, PFTriDA最高富集在性腺;其次是卵、肝臟;濃度最低的部分是殘?bào)w.除了性腺之外,該器官分布與野生中華鱘的一致.在相同暴露濃度下,雄魚(yú)體內(nèi)各器官的PFTriDA的含量高于雌魚(yú),機(jī)理模型計(jì)算進(jìn)一步表明高母子傳遞系數(shù)是造成雌雄差異的可能原因.隨著PFTriDA暴露濃度的升高,魚(yú)體內(nèi)同一器官的生物富集系數(shù)(BCF)呈現(xiàn)下降趨勢(shì).

全氟化合物(PFCs)；全氟十三酸(PFTriDA)；器官分布；生物富集；青鳉魚(yú)

由于全氟化合物(PFCs)具有環(huán)境持久性、廣泛存在性和潛在的毒性,這類物質(zhì)已經(jīng)引起了廣泛的關(guān)注[1-2].但是到目前為止的研究更多地集中在全氟辛磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)物質(zhì)上[3-4].全氟十三酸(PFTriDA)是全氟化合物中的一種長(zhǎng)鏈全氟羧酸.野外調(diào)查證實(shí)[5],在中華鱘(Acipenser sinensis)體內(nèi),PFTriDA的濃度遠(yuǎn)高于PFOS和PFOA,并且母子傳遞系數(shù)高達(dá)5.5,可能影響處于敏感時(shí)期的胚胎的發(fā)育.一些體外、體內(nèi)毒性試驗(yàn)也表明[6-8]長(zhǎng)鏈全氟羧酸具有更強(qiáng)的細(xì)胞毒性,誘導(dǎo)肝臟中的氧化應(yīng)激反應(yīng),抑制脂肪酸β-氧化及PPAR下游基因表達(dá)等生物毒性.

生物富集系數(shù)(BCF)反映了機(jī)體從周?chē)h(huán)境中富集環(huán)境污染物的能力,是化學(xué)物質(zhì)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的關(guān)鍵因子之一[9].目前關(guān)于PFOS的研究發(fā)現(xiàn),其在實(shí)驗(yàn)室暴露條件下BCF值在210～5400之間[9-10].對(duì)于不同鏈長(zhǎng)PFCs的BCF的研究表明,與相同碳鏈的羧酸類物質(zhì)相比,磺酸類物質(zhì)具有較大的BCF值;對(duì)羧酸類物質(zhì)來(lái)說(shuō),BCF隨著鏈長(zhǎng)的增加而增加[9].但到目前為止,尚沒(méi)有關(guān)于PFTriDA的BCF的報(bào)道.以往的BCF研究往往局限于比較短的暴露時(shí)間.考慮到野生生物不同于實(shí)驗(yàn)室暴露,其終生暴露在化學(xué)物質(zhì)之中,并通過(guò)母子傳遞導(dǎo)致生物體在最敏感的胚胎時(shí)期遭受高濃度的PFCs暴露而影響繁殖,因此有必要通過(guò)整個(gè)生命周期暴露PFTriDA研究子代的BCF.

本研究將剛孵出的青鳉魚(yú)暴露于不同濃度的PFTriDA至繁殖期,檢測(cè)PFTriDA在不同器官包括肌肉、肝臟、性腺和卵中的濃度,并計(jì)算了該物質(zhì)在不同暴露濃度下的不同器官中的 BCF,為PFTriDA的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試劑

PFTriDA、全氟十二酸(Perfluorododecanoate Acid, PFDoDA),四丁基硫酸氫銨(TBAS)和二甲基亞砜(DMSO)購(gòu)自 Sigma公司(Louis, MO, USA)、色譜純的甲醇和甲基叔丁基醚(MTBE)購(gòu)自Fisher公司(New Jersey, USA).

1.2 暴露實(shí)驗(yàn)

青鳉魚(yú)(Medaka, Oryzias latipes)屬于Orange-Red品系.養(yǎng)殖和暴露期間條件為水溫(25±1)°C,水硬度(以 CaCO3計(jì))(81.1±1.2)mg/L, pH7.9±0.1,DO (7.8±0.3)mg/L.光周期控制在晝:夜=16h:8h.飼料為新孵化的活體鹵蟲(chóng)幼體,每天喂2次.

采用剛孵化的青鳉魚(yú)苗(0dph),暴露至繁殖期,約80d.PFTriDA配制成濃度為2500mg/L的DMSO溶液后,按梯度稀釋,以 DMSO溶液/水=0.002%(體積比)比例配制實(shí)驗(yàn)暴露用水.設(shè)計(jì)了6個(gè)PFTriDA暴露濃度梯度:0(對(duì)照組,用于去除背景值),0.04,0.2,1.0,5.0和50.0μg/L.每組養(yǎng)殖20對(duì)青鳉魚(yú)(雌雄各20條),設(shè)2個(gè)重復(fù).最初30d放在2L的結(jié)晶皿中,養(yǎng)殖水體積為1.5L,每天半量換水.后期每組挑選 16對(duì)發(fā)育較好的青鳉魚(yú)(雌雄各 16條)放置在方缸,采用流水裝置,養(yǎng)殖水體積為14L,每天流動(dòng)的水量為14L.暴露期間,每隔1周從各個(gè)實(shí)驗(yàn)組取100mL養(yǎng)殖水,用于檢測(cè) PFTriDA的實(shí)際暴露濃度;暴露至繁殖期約80d,清晨光周期開(kāi)始0.5h后,分別從各暴露組中隨機(jī)選擇 3條產(chǎn)卵的雌魚(yú),采集魚(yú)卵,用吸水紙分別吸干魚(yú)體表和魚(yú)卵水分,分別稱重,隨后解剖取肝臟和性腺及余下的殘?bào)w并分別稱重,同時(shí)隨機(jī)選擇 3條雄魚(yú),與雌魚(yú)處理方式相同.樣品均保存在-20℃,用于分析不同器官中的PFTriDA濃度.

1.3 濃度分析

低濃度組(0,0.04,0.2,1.0μg/L)水樣用離心機(jī)以9000r/min的轉(zhuǎn)速離心10min.取上清液100mL,加入內(nèi)標(biāo)PFDoDA后用Waters Oasis WAX(6cc, 500mg)萃取柱進(jìn)行富集.上樣前,依次用 4mL含有 0.5%(體積比)氨水的甲醇溶液、4mL的甲醇和4mL的純水活化WAX柱,然后以約10mL/min的速率上樣.然后用4mL的0.025mol/L乙酸鈉溶液(pH4)淋洗WAX柱以去除部分雜質(zhì),然后用氮?dú)鈱⑵浯蹈?再用4mL含有0.5%(體積比)氨水的甲醇溶液洗脫,氮吹濃縮至1mL,富集倍數(shù)為100倍.萃取液用 GHP濾器過(guò)濾后進(jìn)入 UPLC-MS/ MS分析.

高濃度組(5.0和50.0μg/L)水樣,采用液液萃取的方法進(jìn)行樣品預(yù)處理.水樣用離心機(jī)以9000r/min的轉(zhuǎn)速離心10min.取上清液500μL水樣到15mL的聚丙烯離心管,加入內(nèi)標(biāo)PFDoDA后依次加入1mL的0.5mol/L的TBAS溶液,2mL的 0.25mol/L的碳酸鈉溶液,混合均勻后加入5mL的MTBE,然后300r/min振蕩30min后,超聲波振蕩20min.3600r/min離心10min后,用巴氏吸管將上層有機(jī)相轉(zhuǎn)移到另一個(gè) 15mL的聚丙烯離心管中,重復(fù)提取過(guò)程2次并將上層有機(jī)相合并,氮吹濃縮至1mL.萃取液用GHP濾器過(guò)濾后進(jìn)入U(xiǎn)PLC-MS/MS分析.

1.4 生物樣品處理

將各種生物樣品進(jìn)行組織勻漿后轉(zhuǎn)移到15mL的聚丙烯離心管,其余操作與高濃度組水樣處理方式相同.

1.5 LC-MS-MS分析

目標(biāo)物質(zhì)分離采用ACQUITY UPLC液相色譜儀(Waters, USA).為了消除UPLC管路和流動(dòng)相中本身存在的 PFCs對(duì)目標(biāo)物質(zhì)測(cè)定的干擾,將一根50mm的ACUITY UPLC BEH C18色譜柱(1.7μm粒徑,2.1mm×50mm,Waters, USA)聯(lián)接于溶劑混合器(Filter Mixer)與進(jìn)樣器六通閥之間,使UPLC中的PFCs雜質(zhì)在與樣品混合之前先于該色譜柱上保留一段時(shí)間從而與樣品中的目標(biāo)物質(zhì)相分離.PFCs的分離采用 100mm 的ACUITY UPLC BEH C18色譜柱(1.7μm 粒徑,2.1mm×100mm,Waters,USA).流動(dòng)相為甲醇與含5mmol/L乙酸銨的純水,流速為0.2mL/min.采用梯度分離,甲醇的比例在6min內(nèi)從10%線性提高到65%,然后在1min內(nèi)線性提高到75%,在以后的4min內(nèi)提高到100%,保持2min后回到初始比例平衡3min.柱溫為40℃,進(jìn)樣體積為5μL.

目標(biāo)物質(zhì)定量采用Quattro Premier XE串聯(lián)四級(jí)桿質(zhì)譜聯(lián)用儀(Waters Corp.,USA).質(zhì)譜采用ESI負(fù)離子源,MRM 監(jiān)測(cè)模式.質(zhì)譜操作參數(shù)設(shè)定:毛細(xì)管電壓 2.5kV;錐孔電壓 30V;倍增電壓650V;脫溶劑氣流量 800L/h;錐孔氣流量 50L/h;源溫度110℃;脫溶劑氣溫度350℃.

1.6 質(zhì)量控制

加標(biāo)回收率分別用未暴露的水樣和魚(yú)樣進(jìn)行.在 500mL自來(lái)水中加入 200ng/L的PFTriDA(n=3),用固相萃取柱富集,回收率為81%±10%,方法檢出限為 0.5ng/L,樣品內(nèi)標(biāo)回收率為 71%～97%;對(duì)于水樣的 MTBE萃取方法(n=3),在500μL自來(lái)水樣中加入5μg/L PFTriDA,加標(biāo)回收率為 94%±7%,方法檢出限為 0.5μg/L,樣品內(nèi)標(biāo)回收率為79%～119%;在0.3g魚(yú)體樣品中加入1μg/g PFTriDA(n=3),然后用MTBE萃取,加標(biāo)回收率為86%±12%,方法檢出限為1ng/g,樣品內(nèi)標(biāo)回收率為67%～114%.

為了消除方法空白,所用的器皿都分別用甲醇沖洗3次.另外每批樣品都帶1空白樣品,結(jié)果表明整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程沒(méi)有空白,并獲得了很好的儀器標(biāo)準(zhǔn)線(0,20,40,80,160,320,640,1200和 2400 pg/mL,R2＞0.99).

1.7 生物富集模型計(jì)算及數(shù)據(jù)分析

魚(yú)體中的污染物總量變化等于每天吸收的量再減去排出的量,可以用式(1)表示[11].

式中:Cb為魚(yú)體濃度;Cw為水體濃度;Gw為每天交換的水體;Ew為PFTriDA的吸收效率;Wb為魚(yú)體重; kd為排泄系數(shù);kegg為母子傳遞系數(shù);Wegg為卵的質(zhì)量,當(dāng)雄魚(yú)時(shí)Wegg=0,由于精子相對(duì)于卵質(zhì)量很小,忽略不計(jì).

慢性暴露的結(jié)果使PFTriDA基本處于平衡狀態(tài),魚(yú)體濃度保持不變,則式(1)可改寫(xiě)為式(2).

根據(jù)魚(yú)類代謝能量,Gw可由式(3)計(jì)算.

式中: MT為總代謝能量;Eox為氧氣利用率, 0.45[11];Cox為培養(yǎng)水體中氧氣含量.

MT和魚(yú)體的重量和溫度有關(guān),可以用式(4)表示:

式中: T為絕對(duì)溫度,K.

而水中氧氣濃度由式(5)計(jì)算:

數(shù)據(jù)分析采用 SPSS統(tǒng)計(jì)軟件包.數(shù)據(jù)顯著差異分析采用獨(dú)立樣本 t檢驗(yàn),顯著性水平為0.05.所有數(shù)據(jù)和圖表均以“平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差”方式表示.

2 結(jié)果與討論

2.1 PFTriDA在青鳉魚(yú)體內(nèi)器官分布

暴露期間養(yǎng)殖水中 PFTriDA的實(shí)測(cè)濃度(n=6,括號(hào)中數(shù)值為設(shè)計(jì)濃度)分別為 0.08± 0.03(0.04)、0.25±0.07(0.2)、1.32±0.20(1.0)、5.17± 4.23(5.0)和43.72±6.87(50.0)μg/L.

PFTriDA在雌魚(yú)體內(nèi)不同器官中的濃度順序是性腺＞卵＞肝臟＞殘?bào)w(圖1),除了性腺之外,其器官分布與野生中華鱘一致[5].除最高暴露濃度組(50.0μg/L)外,雌魚(yú)性腺中 PFTriDA濃度高于魚(yú)卵中濃度.這是因?yàn)樵诒緦?shí)驗(yàn)中雖然雌魚(yú)性腺充滿了各個(gè)時(shí)期的卵細(xì)胞,但成熟卵細(xì)胞在排出體外時(shí)會(huì)吸水導(dǎo)致體積有所增加,從而使卵中PFTriDA的濃度要低于性腺中濃度.母子傳遞系數(shù)(ELR)用卵中PFTriDA的濃度和母體肝臟中濃度的比值來(lái)表示[5].PFTriDA在0.04,0.2,1.0,5.0和50.0μg/L的暴露濃度下,母子傳遞系數(shù)分別為1.51±0.60,1.00±0.47,1.25±0.33,0.92±0.26和6.79± 0.92.值得注意的是在 50.0μg/L暴露組,PFTriDA的母子傳遞系數(shù)高達(dá) 6.79,甚至超過(guò)野生中華鱘的5.5,有關(guān)機(jī)理需要進(jìn)一步研究.

圖1 不同暴露濃度下各器官PFTriDA 的濃度Fig.1 PFTriDA concentrations in different tissues at different exposure concentrations

在相同暴露濃度下雄魚(yú)體內(nèi)各器官的PFTriDA的濃度高于雌魚(yú)(圖1),特別是50.0μg/L暴露組中雌魚(yú)體內(nèi)的PFTriDA濃度遠(yuǎn)低于雄魚(yú),這一結(jié)果與PFOA暴露黑頭呆魚(yú)的結(jié)果相似[12],但是卻不同于 PFOS暴露黑頭呆魚(yú)的結(jié)果[13].一些相關(guān)研究闡述了PFCs在雌雄魚(yú)體內(nèi)的差異性富集.Schult等[12]進(jìn)行了經(jīng)口攝入PFOA后,其在黑頭呆魚(yú)體內(nèi)的吸收和排泄的性別差異的研究,認(rèn)為性激素誘導(dǎo)的有機(jī)陰離子轉(zhuǎn)移通道的變化導(dǎo)致了 PFOA在魚(yú)體內(nèi)包括腎小管重吸收和分泌的腎運(yùn)輸活性的雌雄差異,從而使得PFOA在雌魚(yú)體內(nèi)的清除速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于雄魚(yú).這一結(jié)果與實(shí)驗(yàn)室暴露大鼠的結(jié)果一致[14-15].而Gerald等[13]也認(rèn)為是化學(xué)物質(zhì)排泄速率的性別差異導(dǎo)致了PFOS在雌雄魚(yú)體內(nèi)濃度的差異.并通過(guò)驗(yàn)證試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),PFOS、PFOA、PFDA、PFDoDA這4種物質(zhì)在雄性虹鱒魚(yú)體內(nèi)的排泄速率要遠(yuǎn)高于雌魚(yú),導(dǎo)致雄魚(yú)體內(nèi)濃度低于雌魚(yú).這與本研究的結(jié)果相反.另外,母子傳遞也可能是導(dǎo)致 PFCs雌雄差異性的主要原因.Greg等[10]通過(guò)實(shí)驗(yàn)室暴露發(fā)現(xiàn),斑馬魚(yú)經(jīng)歷過(guò)1個(gè)生殖周期后成魚(yú)體內(nèi)大約10%的PFOS通過(guò)母子傳遞的方式傳遞到魚(yú)卵中,使得魚(yú)卵中PFOS的濃度[(116±13.3)μg/g]遠(yuǎn)高于成魚(yú)[(72.1±7.6)μg/g].青鳉魚(yú)雌魚(yú)性成熟之后在雄魚(yú)的刺激下,每天都會(huì)產(chǎn)卵,而PFTriDA的高母子傳遞系數(shù)可能使雌魚(yú)通過(guò)卵排泄大量的PFTriDA,從而導(dǎo)致雌魚(yú)體內(nèi)PFTriDA濃度低于雄魚(yú).

表1 長(zhǎng)期暴露后PFTriDA在青鳉魚(yú)不同器官的生物富集系數(shù)(BCF)Table 1 Bioconcentration factor (BCF) of PFTriDA in different tissues of medaka after long-term exposure

2.2 PFTriDA在青鳉魚(yú)卵及其他器官中的BCF

表1列出了PFTriDA暴露80d后在青鳉魚(yú)不同器官的BCF.PFTriDA在雌魚(yú)體內(nèi)的BCF是11.0～686.6,低于其在雄魚(yú)體內(nèi)的 BCF(12.6～1046.4).由于 PFCs具有很強(qiáng)的親水性(pKa＜0.5)[16],以及優(yōu)先與蛋白質(zhì)結(jié)合,使得其富集機(jī)理不同于傳統(tǒng)的持久性有機(jī)污染物的親脂性分配過(guò)程,可能是由于與體內(nèi)不同器官的蛋白質(zhì)結(jié)合導(dǎo)致.例如有研究表明[17-18,25],PFCs在肝臟中的高濃度富集是因?yàn)榕c肝臟中的蛋白如肝臟脂肪酸結(jié)合蛋白(L-FABP)結(jié)合.而 PFCs在卵中的高濃度富集原因目前尚不清楚,Peng等[5]發(fā)現(xiàn),PFCs的母子傳遞系數(shù)和蛋白結(jié)合能力有顯著相關(guān)性,表明 PFCs在魚(yú)卵中的高濃度富集可能也是同一些蛋白如卵黃蛋白結(jié)合導(dǎo)致.

在最低的暴露濃度組(0.04μg/L),PFTriDA在青鳉魚(yú)雌魚(yú)和雄魚(yú)肝臟中的BCF分別為1260.1± 871.8和2940.80±1793.03,遠(yuǎn)低于Martin等[9]的虹鱒幼魚(yú)短期暴露實(shí)驗(yàn)中 PFUnA、PFDoDA和PFTA(暴露濃度分別為 0.48,0.20和0.014μg/L,在肝臟中的BCF分別為4900,18000和30000)的BCF,但是和 PFDA(暴露濃度為 0.71μg/L,在肝臟中的BCF為1100)的BCF相似.根據(jù)Martin等[9]的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù),發(fā)現(xiàn)全氟羧酸在虹鱒幼魚(yú)肝臟中的 BCF隨著碳鏈的增加而增加,這樣PFTriDA的BCF應(yīng)該介于PFDoDA和PFTA的BCF之間,即18000～30000.這可能與實(shí)驗(yàn)動(dòng)物的物種差異性或暴露用魚(yú)的生長(zhǎng)期及暴露時(shí)期的選擇有關(guān).

圖2 青鳉魚(yú)不同器官中PFTriDA的暴露濃度與BCF之間的相關(guān)性Fig.2 Ln-linear correlation between exposure concentrations of PFTriDA and BCF in different tissues of medaka

PFTriDA在相同器官中的BCF隨著暴露濃度的增加而減小,暴露濃度與BCF之間有顯著的對(duì)數(shù)線性相關(guān)性(圖2).這一現(xiàn)象在以往的其他物質(zhì)PCP、2,4-DCP、TBT和4-NP研究中也有類似報(bào)道,是影響評(píng)價(jià)野外生物富集性及生態(tài)效應(yīng)的重要因素[19-21].而對(duì)本實(shí)驗(yàn)而言,可能是因?yàn)楦邼舛认碌腜FTriDA暴露使得體內(nèi)的血清白蛋白等與PFTriDA的結(jié)合能力趨近飽和(接近文獻(xiàn)報(bào)道的體外實(shí)驗(yàn)濃度5μmol/L[22]),從而使游離態(tài)比例升高而增加排泄能力、降低富集系數(shù).這一研究結(jié)果說(shuō)明以往的高濃度暴露實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)不能簡(jiǎn)單外推到野外環(huán)境中,而本研究為評(píng)價(jià)環(huán)境中PFTriDA的BCF提供了理論基礎(chǔ).

2.3 青鳉魚(yú)雌雄魚(yú)體內(nèi)濃度預(yù)測(cè)及解析

在長(zhǎng)期暴露的穩(wěn)態(tài)假設(shè)下,根據(jù)方法 1.7中所列方程(1-5)并結(jié)合相應(yīng)的暴露濃度,對(duì)青鳉魚(yú)雌雄魚(yú)體內(nèi)PFTriDA的濃度進(jìn)行了預(yù)測(cè).由于文獻(xiàn)中報(bào)道的排泄常數(shù)kd值[11]是在與0.04μg/L相似的濃度下獲得,為此對(duì)0.04μg/L暴露組青鳉魚(yú)體內(nèi)濃度進(jìn)行了預(yù)測(cè).表2列出了用于計(jì)算的各參數(shù)值.最終雌雄魚(yú)體內(nèi)的PFTriDA的預(yù)測(cè)濃度分別為 77.8,280.4ng/g,與魚(yú)體內(nèi)的實(shí)測(cè)濃度(雌魚(yú)101.1,雄魚(yú)236.4ng/g)比較接近(圖3).

表2 青鳉魚(yú)雌雄魚(yú)體內(nèi)濃度預(yù)測(cè)的各種參數(shù)Table 2 Parameters used to predict the internal concentration of PFTriDA in medaka

目前關(guān)于PFCs在生物體內(nèi)的性別差異性富集已經(jīng)在大鼠、魚(yú)體內(nèi)報(bào)道,其中激素水平對(duì)陰離子轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的競(jìng)爭(zhēng)作用可能是導(dǎo)致某些物種PFCs性別差異的重要原因[12,14].然而在具有高母子傳遞系數(shù)的卵生生物中,母子傳遞過(guò)程可能是導(dǎo)致性別差異性富集的另一重要原因[23].而本研究預(yù)測(cè)結(jié)果和實(shí)測(cè)結(jié)果都表明,PFTriDA在雌魚(yú)中的富集濃度遠(yuǎn)低于雄魚(yú),通過(guò)計(jì)算得到雌魚(yú)通過(guò)母子傳遞排泄的PFTriDA的量在總排泄量中所占的比重高達(dá) 65.3%,從而也證明母子傳遞是導(dǎo)致雌雄富集能力的差異性原因之一.

圖3 0.04μg/L暴露組青鳉魚(yú)雌雄魚(yú)體內(nèi)濃度預(yù)測(cè)值和實(shí)測(cè)值比較Fig.3 Predicted value and measured value of internal concentration of PFTriDA at 0.04μg/L treatment in medaka

3 結(jié)論

3.1 PFTriDA濃度最高的器官是性腺,其次是卵、肝臟,而在包括鰓、腦、腸道、肌肉等部分的殘?bào)w中的PFTriDA濃度最低.

3.2 在相同暴露濃度下,雄魚(yú)體內(nèi)各器官的PFTriDA的含量高于雌魚(yú),根據(jù)機(jī)理模型的計(jì)算結(jié)果推斷,高母子傳遞系數(shù)可能是造成雌雄差異的原因之一.

3.3 隨著 PFTriDA暴露濃度的升高,青鳉魚(yú)體內(nèi)同一器官的生物富集系數(shù)(BCF)呈下降趨勢(shì),這可能是導(dǎo)致風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)出現(xiàn)偏差的重要原因.

[1] Giesy J P, Kannan K. Global distribution of perfluorooctane sulfonate in wildlife [J]. Environmental Science and Technology, 2001,35(7):1339-1342.

[2] Giesy J P, Kannan K. Perfluorochemical surfactants in the environment [J]. Environmental Science and Technology, 2002, 36(7):146A-152A .

[3] Shoeib M, Harner T, Vlahos P. Perfluorinated chemicals in the Arctic atmosphere [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40(24):7577-7583.

[4] Scott B F, Spencer C, Mabury S A, et al. Poly and perfluorinated carboxylates in north American precipitation [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40(23):7167-7174.

[5] Peng H, Wei Q W, Wan Y, et al. Tissue distribution and maternal transfer of poly- and perfluorinated compounds in Chinese Sturgeon (Acipenser sinensis): Implications for reproductive risk [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(5):1868-1874.

[6] Zhang H, Shi Z, Liu Y, et al. Lipid homeostasis and oxidative stress in the liver of male rats exposed to perfluorododecanoic acid [J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 2008,227(1):16-25.

[7] Hickey N J, Crump D, Jones S P, et al. Effects of 18 perfluoroalkyl compounds on mRNA expression in chicken embryo hepatocyte cultures [J]. Toxicological Sciences, 2009, 111(2):311-320.

[8] Wei Y H, Shi X J, Zhang H X, et al. Combined effects of polyfluorinated and perfluorinated compounds on primary cultured hepatocytes from rare minnow (Gobiocypris rarus) using toxicogenomic analysis [J]. Aquatic Toxicology, 2009,95(1): 27-36.

[9] Martin J W, Mabury S A, Solomon K R, et al. Bioconcentration and tissue distribution of perfluorinated acids in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003,22(1):196-204.

[10] Sharpe R L, Benskin J P, Laarman A H, et al. Perfluorooctane sulfonate toxicity, isomer-specific accumulation, and maternal transfer in zebrafish (Danio rerio) and rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2010,29(9):1957-1966.

[11] Russell R W, Gobas F, Haffner G D. Maternal transfer and in ovo exposure of organochlorines in oviparous organisms: A model and field verification [J]. Environmental Science and Technology, 1999,33(3):416-420.

[12] Lee J J, Schultz I R. Sex differences in the uptake and disposition of perfluorooctanoic acid in fathead minnows after oral dosing [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(1):491-496.

[13] Ankley G T, Kuehl D W, Kahl M D, et al. Reproductive and developmental toxicity and bioconcentration of perfluorooctane sulfonate in a partial life-cycle test with the fathead minnow (Pimephales promelas) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2005,24(9):2316-2324.

[14] Kudo N, Katakura M, Sato Y, et al. Sex hormone-regulated renal transport of perfluorooctanoic acid [J]. Chemico-Biological Interactions, 2002,139(3):301-316.

[15] Hundley S G, Sarrif A M, Kennedy G L. Absorption, distribution, and excretion of ammonium perfluorooctanoate (APFO) after oral dministration to various species [J]. Drug and Chemical Toxicology, 2006,29(2):137-145.

[16] Goss K U. The pK(a) values of PFOA and other highly fluorinated carboxylic acids [J]. Environmental Science and Technology, 2008,42(2):456-458.

[17] Heuvel J, Kuslikis B I, Vanrafelghem M J, et al. Disposition of perfluorodecanoic acid in male and female rats [J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 1991,107(3):450-459.

[18] Jones P D, Hu W Y, De Coen W, et al. Binding of perfluorinated fatty acids to serum proteins [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003,22(11):2639-2649.

[19] Kondo T, Yamamoto H, Tatarazako N, et al. Bioconcentration factor of relatively low concentrations of chlorophenols in Japanese medaka [J]. Chemosphere, 2005,61(9):1299-1304.

[20] Yang R Q, Zhou Q F, Jiang G B. Butyltin accumulation in the marine clam Mya arenaria: An evaluation of its suitability for monitoring butyltin pollution [J]. Chemosphere, 2006,63(1):1-8. [21] Lietti E, Marin M G, Matozzo V, et al. Uptake and elimination of 4-nonylphenol by the clam Tapes philippinarum [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2007,53(4): 571-578.

[22] Han X, Snow T A, Kemper R A, et al. Binding of perfluorooctanoic acid to ratand human plasma proteins[J].Chem. Res. Toxicol., 2003,16(6):775-781.

[23] Newsted J L, Beach S A, Giesy J P, et al. Pharmacokinetics and acute lethality of perfluorooctane sulfonate (PFOS) to the mallard and northern bobwhite [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2006,50(3):411–420.

[24] Morrison H A, Whittle D M, Metcalfe C D, et al. Application of a food web bioaccumulation model for the prediction of polychlorinated biphenyl, dioxin, and furan congener concentrations in Lake Ontario aquatic biota [J]. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1999,56(8): 1389-1400.

[25] 謝顯傳,王曉蓉,張幼寬,等.熒光光譜法研究全氟辛酸與牛血清白蛋白的相互作用 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué),2010,30(11):1496-1500.

Tissue distribution and bioconcentration of long-term exposure to perfluorotridecanoate acid (PFTriDA) in the medaka (Oryzias Latipes).

YU Yan-yan, HU Jian-ying*, PENG Hui, WAN Yi, ZHAO Yan-bin (College of Urban Environmental Sciences, Peking University, Beijing 100871, China). China Environmental Science, 2011,31(9)：1548～1554

While perfluorotridecanoate acid (PFTriDA), a long-chain perfluorinated carboxylic acid, has been widely detected in environment and wildlife in recent years, there is still lack of mechanism information on the tissue distribution and bioconcentration in fish. The tissue distribution and bioconcentration in the medaka (Oryzias Latipes) exposed to different concentrations of PFTriDA was assessed. The highest concentration of PFTriDA was detected in gonad, followed by egg, liver and carcass, which was similar to the tissue distribution in wild Chinese Sturgeon (Acipenser sinensis) except for gonad. For all tissues, male accumulated higher concentrations than female, which was demonstrated to be mainly due to high maternal transfer efficiency in adult female. The bioconcentration factor (BCF) was found to be decreased with increasing the exposure concentration of PFTriDA.

perfluorinated compounds (PFCs)；perfluorotridecanoate acid (PFTriDA)；tissue distribution；bioconcentration；medaka

X503.225,X835

A

1000-6923(2011)09-1548-07

2010-12-13

國(guó)家“973”項(xiàng)目(2007CB407304)

* 責(zé)任作者, 教授, hujy@urban.pku.edu.cn

于艷艷(1985-),女,山東文登人,山東師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院碩士研究生,北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院客座研究生,研究方向?yàn)镻FCs毒性效應(yīng)及機(jī)制.