杜　潔，張　怡，洪盼盼，趙美蓉

(浙江工業(yè)大學 環(huán)境學院，浙江 杭州 310014)

擬除蟲菊酯對斑馬魚氧化代謝相關(guān)基因表達影響

杜潔，張怡，洪盼盼，趙美蓉

(浙江工業(yè)大學 環(huán)境學院，浙江 杭州 310014)

摘要：研究選取兩種典型的擬除蟲菊酯類農(nóng)藥——氯菊酯(PM,Ⅰ型)和高效氯氟氰菊酯(LCT,Ⅱ型)，測定了藥物暴露后斑馬魚腎臟中氧化代謝相關(guān)的三大類核受體基因的mRNA表達水平：芳香烴受體(AhR)、過氧化物增殖物酶體激活酶受體(PPAR)和孕烷X受體(PXR).結(jié)果表明：LCT暴露可導致AhR2，PPARα和PXR上調(diào)， PM暴露則導致AhR1a和PXR表達的上調(diào)；兩種農(nóng)藥暴露均導致AhR1b下調(diào)；LCT在高質(zhì)量濃度下對基因的影響更強，PM在環(huán)境暴露質(zhì)量濃度下可產(chǎn)生一定效應.研究表明了LCT和PM對水生生態(tài)系統(tǒng)均存在生態(tài)風險，進一步揭示了擬除蟲菊酯類農(nóng)藥的毒性作用機制，為其生態(tài)安全及環(huán)境健康風險評估提供理論依據(jù).

關(guān)鍵詞：斑馬魚；擬除蟲菊酯類農(nóng)藥；高效氯氟氰菊酯；氯菊酯

擬除蟲菊酯類農(nóng)藥具有廣譜、低殘留、高效、中等毒性和能生物降解等特性，已經(jīng)成為替代高毒有機磷殺蟲劑農(nóng)藥的第二大殺蟲劑[1-2].到目前為止，全球銷售額上億美元的菊酯類殺蟲劑占全球市場比例20%，使用面積占整個殺蟲劑的25%[3].這些擬除蟲菊酯類農(nóng)藥雖然對哺乳動物是低毒的，但有對水生生物高毒性的缺點[1,4].最終進入自然水體環(huán)境中的菊酯農(nóng)藥絕大部分會吸附在懸浮固體及顆粒物上，這可能將延長其半衰期，增加天然水體中菊酯類農(nóng)藥對水生生物的生態(tài)風險[5].腎臟主要功能之一是清除體內(nèi)代謝產(chǎn)物及外源性化學物質(zhì)，在維持機體內(nèi)環(huán)境穩(wěn)定方面發(fā)揮著重要的功能，芳香烴受體(Aryl hydrocarbon receptor, AhR)、過氧化物酶體增殖物激活酶受體α(Peroxisome proliferators-activated receptor alpha, PPARα)、孕烷X受體(Pregnane X receptor, PXR)作為氧化代謝相關(guān)的重要受體基因均在腎臟中大量表達.Ghisari等指出，Hepa1.12cR細胞暴露在氯氰菊酯下將會影響其芳香烴受體(AhR)的功能[6].而Takeuchi等研究卻提出，十二種擬除蟲菊酯類農(nóng)藥并未發(fā)現(xiàn)對AhR的效應，但除蟲菊酯在體外實驗和體內(nèi)實驗里對PPARα均有明顯的激動效應[7].Abass等亦發(fā)現(xiàn)擬除蟲菊酯類農(nóng)藥能有效的激活人類PXR表達[8].

目前，對擬除蟲菊酯類農(nóng)藥已有大量的研究，大部分集中在其對生殖影響及毒性機制的研究上[9]，而對于其導致的代謝應激相關(guān)的基因表達變化的研究還有待完善.尤其是對于兩類擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對這三大類核受體基因表達影響的對比的相關(guān)研究較少.近年來，斑馬魚作為模式生物被越來越多的應用于脊椎動物的生長發(fā)育以及基因研究，并且廣泛用于藥品安全評估[10].實驗選取兩種具有典型代表的擬除蟲菊酯類農(nóng)藥：氯菊酯(PM，Ⅰ型擬除蟲菊酯)和高效氯氟氰菊酯(LCT，Ⅱ型擬除蟲菊酯)，以斑馬魚成魚為實驗對象進行毒性暴露實驗，研究兩種農(nóng)藥對斑馬魚腎臟中與氧化相關(guān)的三大核受體基因的表達變化情況，分析其作用機制，幫助完善擬除蟲菊酯類農(nóng)藥的毒性作用機制研究，推進其生態(tài)安全及環(huán)境健康風險評估發(fā)展，為政府制定合理的擬除蟲菊酯類農(nóng)藥環(huán)境風險管理措施提供科學依據(jù)和數(shù)據(jù)支持.

1實驗材料和方法

1.1實驗試劑和器材

試劑：高效氯氟氰菊酯(Lambda-cyhalothrin， LCT， CAS No. 91465-08-6)和氯菊酯(Permethrin，PM，CAS No. 52645-53-1)標準品購自德國Dr.Ehrensorfer公司；DMSO(二甲基亞砜，CAS No. 67-68-5)購自Sigma-Aldrich公司，作為標準品儲備液的溶解劑使用；Trizol試劑購自ambion公司(USA)，氯仿、異丙醇、乙醇均為分析純或色譜純試劑；無酶水(RNase-free water)；反轉(zhuǎn)錄試劑盒(ReverTra Ace qPCR PT Kit，Code No. FSQ-101)和qRT-PCR試劑盒(SYBR? Realtime PCR Master Mix，Code No.QPK-201)均購自TOYOBO公司(Japan).

器材：實驗暴露魚缸(5 L)；水質(zhì)過濾器、曝氧器、水溫加熱棒；解剖鑷、解剖針、解剖剪；倒置立體顯微鏡(Nikon ECLIPSE Ti-S, Nikon DIGITAL SIGHT DS-U3, Japan)；超細勻漿器(FLUKO? Superfine Homogenizers F6/10，上海)；超微量紫外可見分光光度計ND5000 (BioTeke, Beijing, China)；ABI-7300 RT-PCR儀 (Applied Biosystems 7300 Real-Time PCR System, USA)；1.5 mL RNase-free離心管；MicroAmp? Optical 8-Tube Strip 和MicroAmp? Optical 8-Cap Strip.

1.2實驗動物

實驗使用模式生物——斑馬魚AB品系，實驗用成魚購買后經(jīng)馴化備用(馴化期超過一周).實驗用養(yǎng)殖水為除氯曝氧飲用水(含氧量大于80%)，養(yǎng)殖水經(jīng)循環(huán)過濾曝氧并每周更換.控制14 h光照/10 h黑暗條件，水溫27～30 ℃，每日投喂2～3次.養(yǎng)殖方法參照OECD (1992)及FISH EMBRYO TOXICITY ASSAYS (Lammer 2006).

1.3暴露實驗及樣品前處理

選取馴化后狀態(tài)良好的斑馬魚成魚，隨機挑取10條成魚放置在每個實驗暴露魚缸中.暴露時間為一周.設定兩種藥物實驗組質(zhì)量濃度均為空白，0.1，0.25，0.5，1.0 μg /L，每個實驗組設置三個平行.暴露結(jié)束后，每缸隨機選取4條暴露一周之后的斑馬魚進行活體解剖，取出每條斑馬魚腎臟，并分別編號保存于-80 ℃以備后續(xù)實驗使用.

1.4qRT-PCR 分析

取出凍存的組織樣品，置于冰上，分別用Trizol試劑按照產(chǎn)品說明書提取總RNA.提取RNA前，組織先用超細勻漿器低溫勻漿.提取的總RNA檢測質(zhì)量后使用反轉(zhuǎn)錄試劑盒獲得cDNA，低溫保存用于qRT-PCR基因分析.相關(guān)基因的表達按照qRT-PCR試劑盒說明書指導在ABI-7300 qRT-PCR儀上檢測完成.PCR反應引物序列經(jīng)NCBI(http://www.ncbi.nlm.nih.gov/)查詢驗證獲得，如表1所示.使用β-actin在實驗中作為確定目標基因相對表達量的管家基因.

表1　基因引物序列

1.5數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)分析使用統(tǒng)計學軟件SPSS 19.0和Origin 8.0進行統(tǒng)計分析并作圖，所有數(shù)據(jù)均以平均值± SE(標準誤)表示，利用T值檢驗和單因素方差分析用于對照組和實驗組的顯著性分析，當P<0.05時認為具有顯著性差異，以*標注顯示.

2結(jié)果與分析

2.1對芳香烴受體(AhR) 基因表達的影響

作為一種配體誘導的轉(zhuǎn)錄因子，AhR不僅可以在免疫系統(tǒng)發(fā)揮重要功能，還可以作為各種環(huán)境毒素(多環(huán)芳烴類化合物)的受體介導毒性反應，參與輻射、感染、炎癥和氧化應激等應激刺激，介導多種細胞毒性反應和重要的生物學過程，如信號轉(zhuǎn)導、細胞分化、細胞凋亡、腫瘤演進、生長發(fā)育和再生等.為更深入的研究對比Ⅰ型和Ⅱ型擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對AhR的影響，對AhR家族的三個亞型AhR1a，AhR1b，AhR2分別進行了研究.將兩種類型的擬除蟲菊酯類農(nóng)藥暴露后對斑馬魚成魚體內(nèi)AhR表達情況進行對比，結(jié)果如圖1所示.

從圖1可以看到：圖1(a)中，兩種擬除蟲菊酯類農(nóng)藥在高質(zhì)量濃度均導致了AhR1a表達的變化，而且其作用是相反的.LCT暴露導致AhR1a表達變化了1.18倍，0.73倍，0.49倍，分別在0.25，0.5，1.0 μg/L；PM暴露則導致AhR1a表達上調(diào)1.25倍和1.44倍，分別在0.5 μg/L和1.0 μg/L；圖1(b)中，LCT高質(zhì)量濃度暴露組AhR1b表達下調(diào)0.72倍和0.50倍，分別在0.5 μg/L和1.0 μg/L；而PM暴露并沒有明顯的影響AhR1b mRNA水平的變化；圖1(c)中，LCT暴露后AhR2表達上調(diào)1.27倍和0.37倍，分別在0.5 μg/L和1.0 μg/L；PM暴露組則在0.25 μg/L暴露后AhR2表達上調(diào)了1.33倍，其他質(zhì)量濃度暴露并無明顯變化.

綜合以上結(jié)果，Ⅰ型和Ⅱ型擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對斑馬魚體內(nèi)AhR mRNA水平的影響的作用機制和效應水平都是不同的.LCT暴露可能會抑制AhR1a和AhR1b基因的表達，卻能使AhR2基因的表達輕微上調(diào)；PM暴露則可能主要是通過對AhR1a基因表達的上調(diào)進而影響斑馬魚體內(nèi)生物進程.AhR1a曾被認為是非功能性的受體[11]，但Goodale等[12]研究指出在體內(nèi)AhR1a具有不同于AhR2途徑的對CYP1A表達的獨立調(diào)控，盡管作用機制仍有待闡明.這也解釋了擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對AhR的影響可能因為其類型不同而產(chǎn)生不同的作用機制及結(jié)果.

圖1　LCT和PM暴露后斑馬魚體內(nèi)AhR mRNA水平變化情況Fig.1　The AhR mRNA level change in zebrafish after exposure to LCT and PM

2.2對過氧化物酶體增殖物激活酶受體(PPAR)基因表達的影響

PPARα是細胞核受體超家族PPARs家族的三大亞型之一.激活PPARα可以對很多缺血再灌注損傷的器官提供保護作用，其參與細胞凋亡的調(diào)節(jié)，可能與抑制氧化應激和炎癥反應及增強肝臟抗氧化能力有關(guān).將兩種類型的擬除蟲菊酯類農(nóng)藥暴露后對斑馬魚成魚體內(nèi)PPARα表達情況進行對比，結(jié)果如圖2所示.

圖2　LCT和PM暴露后斑馬魚體內(nèi)PPARα mRNA水平變化情況Fig.2　The PPARα mRNA level change in zebrafish after exposure to LCT and PM

圖2中，LCT高質(zhì)量濃度暴露組PPARα表達上調(diào)1.61倍和1.81倍，分別在0.5 μg/L和1.0 μg/L.PM暴露后PPARα表達上調(diào)1.20倍和1.14倍，分別在在0.1 μg/L和0.25 μg/L；其中，在1.0 μg/L PM暴露后斑馬魚體內(nèi)PPARα表達下調(diào)0.80 倍.

結(jié)果顯示：LCT可能是作為斑馬魚體內(nèi)PPARα的激動劑導致PPARα基因表達的上調(diào).Gohlke等認為，擬除蟲菊酯類農(nóng)藥通過包括PPAR在內(nèi)的信號通道而表現(xiàn)出其潛在內(nèi)分泌干擾物的代謝綜合[13].Takeuchi等亦指出擬除蟲菊酯類農(nóng)藥可能在體外實驗中成為PPARα的體外激活劑[14]，因此，LCT暴露可能能引起斑馬魚體內(nèi)的應激反應.有研究指出，PPARα能夠影響卵巢中芳香化酶mRNA的表達水平，進一步影響雌激素的合成[15-16]，因此，研究結(jié)果中LCT暴露導致PPARα表達的變化可能會進而影響性激素水平，而Ratnasooriya 等[17]研究亦發(fā)現(xiàn)LCT可能通過多重機制而導致雄鼠的性功能紊亂.相較之下，PM暴露對斑馬魚體內(nèi)PPARα mRNA水平在低質(zhì)量濃度時有輕微的上調(diào)作用，而高質(zhì)量濃度暴露下則出現(xiàn)輕微的抑制表達，這表明PM對PPARα表達的影響較小，而且PM對PPARα表達影響可能有低質(zhì)量濃度促進高質(zhì)量濃度抑制的作用.這可能也間接解釋了Oberoi等[18]研究表示PM沒有氧化應激效應，而Turkez等[19]研究卻顯示PM能夠誘導產(chǎn)生氧化應激效應.

2.3對孕烷X受體(PXR)基因表達的影響

作為“最主要的異物感受器”，在大多數(shù)情況下，PXR 通過促進藥物代謝酶和藥物轉(zhuǎn)運蛋白的表達來應對藥物與其他外來化學物質(zhì)，進而影響它們的生物轉(zhuǎn)化率并將其清除出體外.PXR調(diào)節(jié)CYP3A4酶的表達和活性的最關(guān)鍵的核受體之一，在被大量不同化學結(jié)構(gòu)的配體激活后，對于CYP3A4具有顯著的抑制或誘導作用，從而使機體免受毒害.將兩種類型的擬除蟲菊酯類農(nóng)藥暴露后對斑馬魚成魚體內(nèi)PXR表達情況進行對比，結(jié)果如圖2所示.

由圖3可知：LCT暴露和PM暴露均在不同程度上導致了PXR mRNA水平的上升，其中LCT暴露組中PXR表達上調(diào)1.40倍，1.47倍，2.33倍，分別在0.25，0.5，1.0 μg/L；PM暴露后PXR表達上調(diào)1.18倍，1.21倍，1.38倍，分別在0.1，0.25，1.0 μg/L.

圖3　LCT和PM暴露后斑馬魚體內(nèi)PXR mRNA水平變化情況Fig.3　The PXR mRNA level change in zebrafish after exposure to LCT and PM

眾所周知，PXR通過CYP3A和CYP2B感應外源性物質(zhì)的氧化代謝[20].Kojima等研究發(fā)現(xiàn)，十二種擬除蟲菊酯類農(nóng)藥均引導產(chǎn)生人和鼠的孕烷X受體(PXR)的激動效應[21].Shi 等[22]研究亦指出高效氰戊菊酯作為PXR配體與地塞米松對誘導CYP3A23的表達具有協(xié)同作用.Lemaire等[23]研究發(fā)現(xiàn)擬除蟲菊酯類農(nóng)藥(氯氰菊酯和氰戊菊酯)可能通過誘導CYP3A4和 CYP2B6引起hPXR的激動活性.Yang[24]等進一步研究指出，在人的肝細胞中，除胺菊酯外，所有擬除蟲菊酯類農(nóng)藥均能顯著誘導CYP3A4表達；但不同物種的PXR目標基因?qū)Σ煌臄M除蟲菊酯類農(nóng)藥的誘導感應程度也是不同的，例如， rPXR和hPXR(變異型)對功夫菊酯的響應和hPXR(野生型)不同.而該研究中功夫菊酯的誘導效應明顯強于氯菊酯也與研究結(jié)果相一致.

2.4兩種擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對斑馬魚體內(nèi)代謝影響

將Ⅰ型和Ⅱ型擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對斑馬魚體內(nèi)氧化代謝基因水平的影響進行整合，如圖4所示.從兩種農(nóng)藥對斑馬魚體內(nèi)氧化代謝主要相關(guān)基因中的5個基因可以看出：LCT主要通過AhR1a，AhR1b，PPARα，PXR對斑馬魚體內(nèi)的代謝產(chǎn)生影響，而其中PXR對LCT最為敏感，即使是低質(zhì)量濃度其基因表達水平也產(chǎn)生了變化；PM則主要通過AhR1a和PXR對斑馬魚體內(nèi)代謝產(chǎn)生影響，并且這兩個核受體基因表達在低質(zhì)量濃度時也均產(chǎn)生變化.不同配體、受體與不同化學物質(zhì)的親和度存在差異，這些研究結(jié)果可能與兩種擬除蟲菊酯類農(nóng)藥與相關(guān)的配體、受體的親和度有所差異關(guān)，最終可能導致出現(xiàn)不同的內(nèi)分泌干擾效應.對比兩個農(nóng)藥的作用情況可以看到，LCT的效應明顯大于PM，與Soderlund等的研究結(jié)果一致[25].這可能與其結(jié)構(gòu)中的α-氰基增加了其毒性有關(guān)，也可能與LCT比PM在生物體內(nèi)滯留期更長有關(guān)[26].

已有研究發(fā)現(xiàn)，自然水體中LCT的質(zhì)量濃度可達到0.3 μg /L，PM可達到0.4 μg /L[27-28]；河流底泥內(nèi)LCT的質(zhì)量濃度可達到58.7 ng /g，PM可達到91.4 ng /g[29].研究發(fā)現(xiàn)PM的效應雖然較LCT較小，但其在接近環(huán)境質(zhì)量濃度時就有一定的作用，而LCT在高質(zhì)量濃度的效應才更加明顯.而PM在水中的半衰期較LCT要長的多，這表明相較于LCT，PM雖然對水生生物毒性較低但其潛在危害依舊很大，而LCT的危害與其質(zhì)量濃度及接觸時間有關(guān).

圖4　基因表達對比分析Fig.4　The contrast analysis of genes expression

3結(jié)論

LCT和PM暴露均對斑馬魚體內(nèi)AhR，PPAR，PXR三大氧化代謝相關(guān)核受體基因表達產(chǎn)生影響.兩種擬除蟲菊酯類菊酯類農(nóng)藥的基因毒性大小為LCT大于PM，這可能與其結(jié)構(gòu)及生物體內(nèi)代謝及殘留時間有關(guān).此外，在高質(zhì)量濃度暴露斑馬魚時，LCT效應大于PM，而PM即使是在低質(zhì)量濃度也能產(chǎn)生一定的影響，盡管效應較低可能未必對斑馬魚機體功能產(chǎn)生影響.研究中使用的質(zhì)量濃度接近自然環(huán)境水體中的農(nóng)藥質(zhì)量濃度，這表明PM雖然毒性較低，但對水生生物依舊存在較大的生態(tài)風險，而且擬除蟲菊酯類農(nóng)藥易于吸附于底泥延長了其半衰期并能夠持續(xù)不斷的向水體釋放，這將進一步增加LCT和PM對水生生物體內(nèi)造成持久性的殘留毒性，增加其水生生態(tài)環(huán)境風險.

參考文獻：

[1]TU W Q, XU C, LU B, et al. Acute exposure to synthetic pyrethroids causes bioconcentration and disruption of the hypothalamus-pituitary-thyroid axis in zebrafish embryos[J]. Science of the total environment,2016,542:876-885.

[2]SCOTT J G, YOSHIMIZU M H, KASAI S. Pyrethroid resistance in Culex pipiens mosquitoes[J]. Pesticide biochemistry and physiology,2015，120:68-76.

[3]華乃震.擬除蟲菊酯農(nóng)藥的進展和趨向[J].農(nóng)藥市場信息,2015,30:26-28.

[4]XIAO T T, SHI X Z, JIAO H F, et al. Selective and sensitive determination of cypermethrin in fish via enzyme-linked immunosorbent assay-like method based on molecularly imprinted artificial antibody-quantum dot optosensing materials[J]. Biosensors & bioelectronics,2016,75:34-40.

[5]LIU W P, GAN J Y, SCHLENK D, et al. Enantioselectivity in environmental safety of current chiral insecticides[J]. Proceedings of the national academy of sciences of the united states of america,2005,102(3):701-706.

[6]GHISARI M, LONG M, TABBO A, et al. Effects of currently used pesticides and their mixtures on the function of thyroid hormone and aryl hydrocarbon receptor in cell culture[J]. Toxicology and applied pharmacology,2015,284(3):292-303.

[7]TAKEUCHI S, IIDA M, YABUSHITA H, et al. In vitro screening for aryl hydrocarbon receptor agonistic activity in 200 pesticides using a highly sensitive reporter cell line, DR-EcoScreen cells, and in vivo mouse liver cytochrome P450-1A induction by propanil, diuron and linuron[J]. Chemosphere,2008,74(1):155-165.

[8]ABASS K, LAMSA V, REPONEN P, et al. Characterization of human cytochrome P450 induction by pesticides[J]. Toxicology,2012,294(1):17-26.

[9]楊燕,高葉玲,章曉鳳.聯(lián)苯菊酯對大鼠圍排卵期基因表達影響的對映體選擇性[J].浙江工業(yè)大學學報,2012,40(4):408-413.

[10]章曉鳳,張微,周聰.氟蟲腈和銅對斑馬魚早期發(fā)育的聯(lián)合毒性效應[J].浙江工業(yè)大學學報,2012,40(6):612-615.

[11]ANDREASEN E A, HAHN M E, HEIDEMAN W, et al. The zebrafish (Danio rerio) aryl hydrocarbon receptor type 1 is a novel vertebrate receptor[J]. Molecular pharmacology,2002,62(2):234-249.

[12]GOODALE B C, DU J K L, BISSON W H, et al. AHR2 mutant reveals functional diversity of aryl hydrocarbon receptors in zebrafish[J]. Plos one,2012,7(1):e29346.

[13]GOHLKE J M, THOMAS R, ZHANG Y, et al. Genetic and environmental pathways to complex diseases[J]. Biomed central systems biology,2009,3:46.

[14]TAKEUCHI S, MATSUDA T, KOBAYASHI S, et al. In vitro screening of 200 pesticides for agonistic activity via mouse peroxisome proliferator-activated receptor (PPAR)alpha and PPARgamma and quantitative analysis of in vivo induction pathway[J]. Toxicology and applied pharmacology,2006,217(3):235-244.

[15]LOVEKAMPSWAN T, JETTEN A M, DAVIS B J. Dual activation of PPAR alpha and PPAR gamma by mono-(2-ethylhexyl) phthalate in rat ovarian granulosa cells[J]. Molecular and cellular endocrinology,2003,201(1/2):133-141.

[16]TODA K, OKADA T, MIYAURA C, et al. Fenofibrate, a ligand for PPAR alpha 3, inhibits aromatase cytochrome P450 expression in the ovary of mouse[J]. Journal of lipid research,2003,44(2):265-270.

[17]RATNASOORIYA W D, RATNAYAKE S S K, JAYATUNGA Y N A. Effects of pyrethroid insecticide ICON (lambda cyhalothrin) on reproductive competence of male rats[J]. Asian journal of andrology,2002,4(1):35-41.

[18]OBEROI S, AHMED R S, SUKE S G, et al. Comparative effect of topical application of lindane and permethrin on oxidative stress parameters in adult scabies patients[J]. Clinical biochemistry,2007,40(16/17):1321-1324.

[19]TURKEZ H, TOGAR B, POLAT E. Olive leaf extract modulates permethrin induced genetic and oxidative damage in rats[J]. Cytotechnology,2012,64(4):459-464.

[20]MAGLICH J M, STOLTZ C M, GOODWIN B, et al. Nuclear pregnane X receptor and constitutive androstane receptor regulate overlapping but distinct sets of genes involved in xenobiotic detoxification[J]. Molecular pharmacology,2002,62(3):638-646.

[21]KOJIMA H, SATA F, TAKEUCHI S, et al. Comparative study of human and mouse pregnane X receptor agonistic activity in 200 pesticides using in vitro reporter gene assays[J]. Toxicology,2011,280(3):77-87.

[22]SHI D, YANG D, YAN B. Dexamethasone transcriptionally increases the expression of the pregnane X receptor and synergistically enhances pyrethroid esfenvalerate in the induction of cytochrome P450 3A23[J]. Biochemical pharmacology,2010,80(8):1274-1283.

[23]LEMAIRE G, MNIF W, PASCUSSI J M, et al. Identification of new human pregnane X receptor ligands among pesticides using a stable reporter cell system[J]. Toxicological sciences,2006,91(2):501-509.

[24]YANG D F, WANG X L, CHEN Y, et al. Pyrethroid insecticides: isoform-dependent hydrolysis, induction of cytochrome P450 3A4 and evidence on the involvement of the pregnane X receptor[J]. Toxicology and applied pharmacology,2009,237(1):49-58.

[25]SODERLUND D M. Molecular mechanisms of pyrethroid insecticide neurotoxicity: recent advances[J]. Archives of toxicology,2012,86(2):165-181.

[26]KANEKO H. Pyrethroids: mammalian metabolism and toxicity[J]. Journal of agricultural and food chemistry,2011,59(7):2786-2791.

[27]BORTOLOZO F R, AGUIAR T R, HANSEL F A, et al. Peatland as a natural sink for pesticides from no-till systems in subtropical climate[J]. Agricultural water management,2016,163:19-27.

[28]YAN H Y, HAN Y H, DU J J. Combination of solid-phase extraction and dispersive liquid-liquid microextraction for detection of cypermethrin and permethrin in environmental water[J]. Analytical methods,2012,4(9):3002-3006.

[29]龔得春.梁灘河流域擬除蟲菊酯農(nóng)藥多介質(zhì)殘留和環(huán)境行為研究[D].四川：重慶大學城市建設與環(huán)境工程學院,2013.

(責任編輯：劉巖)

Effects of pyrethroids on the expression of oxidative metabolism related nuclear receptor genes in zebrafish

DU Jie, ZHANG Yi, HONG Panpan, ZHAO Meirong

(College of Environment，Zhejiang University of Technology，Hangzhou 310014，China)

Abstract:In this work, zebrafish were exposed to permethrin (PM, Type I) or lambda-cyhalothrin (LCT, Type II)， and then we measured the nephritic mRNA levels of three oxidative metabolism related to nuclear receptor gene, aryl hydrocarbon receptor(AhR), peroxisome proliferators-activated receptor(PPAR) and pregnane X receptor (PXR). The results showed that the expression of AhR2,PPARα and PXR were up-regulated after exposure to LCT, the expression of AhR1a and PXR were up-regulated after exposure to PM, and the expression of AhR1b was down-regulated after exposure to both pyrethroids. In addition, LCT exhibited greater effect on the gene than PM at higher concentrations and PM exhibited effect at its environmental exposure concentration. These results revealed that both LCT and PM have potential risks for the aquatic ecosystem health and further elucidated the underlying toxicology mechanism of pyrethroids pesticides in aquatic organisms, which hopefully can provide a foundation/further evidence for the ecological risk assessment.

Keywords:zebrafish; pyrethroids pesticides; lambda-cyhalothrin; permethrin

收稿日期：2015-11-23

基金項目：國家自然科學基金重點項目(21337005)；國家自然科學基金資助項目(21377119)

作者簡介：杜潔(1992—)，女，江西九江人，碩士研究生，研究方向為環(huán)境化學與毒理學，E-mail：dujie920324@163.com.通信作者：趙美蓉教授，E-mail：zhaomr@zjut.edu.cn.

中圖分類號：X171.1

文獻標志碼：A

文章編號：1006-4303(2016)03-0334-06