汪和祥 李瑞嬌 張建祿 張春云 王立新 陳 緒 梁 昊 熊冬梅

(1.西北農(nóng)林科技大學(xué)動物科技學(xué)院水產(chǎn)科學(xué)系, 楊凌 712100; 2.陜西省水產(chǎn)研究與技術(shù)推廣總站, 西安 710086;3.陜西省秦嶺生態(tài)安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 陜西省動物研究所, 西安 710032)

三唑磷作為一種高效廣譜有機(jī)磷硫代磷酸酯類農(nóng)藥, 通過抑制乙酰膽堿酯酶活性破壞神經(jīng)系統(tǒng)功能而達(dá)到殺滅害蟲的效果, 在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中被廣泛用作殺蟲殺螨劑, 以提高棉花、水稻、小麥、茶葉、水果和蔬菜等多種作物產(chǎn)量[1—6], 此外, 在漁業(yè)上還被用作海水貝類養(yǎng)殖池的清塘劑[7]。據(jù)報(bào)道2013—2018年, 我國三唑磷年均用量約1萬噸[8]。三唑磷的大量使用造成農(nóng)產(chǎn)品和環(huán)境中的高殘留, 隨著地表徑流、污水排放和雨水沖刷等最終匯入江河或海洋[9,10], 且由于其半衰期較長, 進(jìn)入水體后短時(shí)間內(nèi)難以降解, 如印度運(yùn)河中三唑磷半衰期約為25d[11]。我國福建省九龍江中有5個(gè)采樣點(diǎn)的三唑磷濃度在100 ng/L以上, 最高濃度為1055 ng/L[10];東海中三唑磷的殘留濃度高達(dá)8530.50 ng/L[12]; 溫州蒼南縣某網(wǎng)箱養(yǎng)殖水體中檢測到三唑磷含量為0.011 mg/L[13]。

水體中三唑磷殘留對水生生物造成負(fù)面影響已引起學(xué)者們的密切關(guān)注。有研究表明三唑磷對水生生物具有較高毒性, 可引起多種水生生物中毒、氧化損傷、組織結(jié)構(gòu)破壞、miRNA表達(dá)水平變化甚至死亡[7,13,14—16]。三唑磷還可對魚類胚胎和仔魚產(chǎn)生影響, 如誘導(dǎo)稀有鯽(Gobiocypris rarus)胚胎及仔魚畸形率和死亡率增加, 導(dǎo)致其體長和心率下降[17], 造成草魚(Ctenopharyngodon idella)胚胎嚴(yán)重畸形和死亡[18]。三唑磷已成為嚴(yán)重威脅水生生態(tài)系統(tǒng)安全的污染物之一[14,19]。

三唑磷作為神經(jīng)毒物, 除了造成生物明顯的神經(jīng)損傷, 還具有環(huán)境雌激素效應(yīng), 影響受試動物的生殖功能[20]。例如大鼠(Rattus norvegicus)口服三唑磷引起卵泡閉鎖與顆粒細(xì)胞凋亡, 可能干擾雌激素/孕激素平衡, 對生育能力有潛在影響[21]; 雌性大鼠孕前口服三唑磷30d后產(chǎn)仔數(shù)略有減少, 造成子代皮毛發(fā)育顯著延遲、體重下降及子代性比顯著改變, 三唑磷影響雌性大鼠生殖性能[22]。此外, 三唑磷對褐飛虱(Nilaparvata lugens)和灰飛虱(Laodelphax striatellus)的產(chǎn)卵有顯著的刺激作用[23]。以上研究多聚焦于三唑磷的急性毒性試驗(yàn), 且所用三唑磷劑量遠(yuǎn)高于環(huán)境中的實(shí)際濃度, 而環(huán)境劑量三唑磷長期暴露對魚類生殖毒性鮮有報(bào)道。

魚類是水生生態(tài)系統(tǒng)中的重要組成部分, 是水生食物鏈中的高級消費(fèi)者, 對水域生態(tài)環(huán)境具有重要的指示作用。斑馬魚(Danio rerio)作為模式生物之一, 具有體型小、繁殖周期短、雌雄特征明顯、體外受精和胚胎透明等優(yōu)勢, 被廣泛用作發(fā)育生物學(xué)和毒理學(xué)研究的受試生物[24,25]。

本研究將3月齡雌性斑馬魚暴露于環(huán)境濃度三唑磷21d, 探究其對親代生殖力、子代胚胎發(fā)育及親子代氧化應(yīng)激的影響, 旨在評估三唑磷對淡水生態(tài)系統(tǒng)的風(fēng)險(xiǎn), 積累三唑磷對魚類的亞慢性毒理試驗(yàn)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)試劑

三唑磷(純度98.9%, CAS: 24017-47-8)購于成都艾科試劑公司, 三唑磷母液(107μg/L)以二甲基亞砜(DMSO, 99.5%)為助溶劑進(jìn)行配制, 并于4℃黑暗條件保存, 暴露期間取母液用除氯自來水配制所需濃度。本試驗(yàn)所用試劑均為分析純等級。

1.2 實(shí)驗(yàn)魚

三月齡野生型斑馬魚購自中國科學(xué)院水生生物研究所(湖北武漢)。實(shí)驗(yàn)魚在正式試驗(yàn)開始前于(26±1)℃的循環(huán)除氯自來水中馴養(yǎng)適應(yīng)2周, 光暗周期為14h∶10h(明/暗), 每日投喂商品飼料2次, 日投喂量不超過體重的2%。

1.3 毒性試驗(yàn)與自然繁殖及采樣

在馴養(yǎng)結(jié)束后隨機(jī)挑選健康的雌性斑馬魚進(jìn)行暴露試驗(yàn), 并記錄初始體重。前文提到三唑磷的半衰期約25d且自然水域檢測到的殘留濃度為8.53 μg/L[11,12], 因而本文選擇環(huán)境劑量三唑磷(10 μg/L)進(jìn)行21d亞慢性暴露, 以0.001% (v/v)DMSO作為溶劑對照組。每個(gè)處理組設(shè)3個(gè)重復(fù), 每個(gè)重復(fù)9尾魚,每48h更換暴露液總體積的1/2。暴露試驗(yàn)期間保持與馴養(yǎng)期間相同的喂養(yǎng)條件, 暴露結(jié)束后稱量雌魚終末體重(n=3), 同時(shí)將全部雌魚與未暴露雄魚置于清水中按1∶1配對, 次日早晨7:00繁殖產(chǎn)卵, 產(chǎn)卵持續(xù)2h后收集受精卵并用清水洗滌兩次以備后續(xù)試驗(yàn)。受試雌魚均只進(jìn)行一次配對產(chǎn)卵。雌魚在產(chǎn)卵結(jié)束2h后立即以間氨基苯甲酸乙酯甲磺酸鹽(MS-222, 100 mg/L)進(jìn)行麻醉, 解剖并取出肝臟, 液氮速凍后存于-80℃用于酶活測定等, 同時(shí)取出性腺并稱重, 用于計(jì)算性腺成熟系數(shù)(GSI;n=27), 然后將未產(chǎn)卵雌魚的性腺固定于波恩氏液。

1.4 胚胎發(fā)育觀察

收集受精卵, 統(tǒng)計(jì)胚胎受精率。在體視鏡下(Phenix-XTL-3B)用數(shù)碼相機(jī)(ZXcamera-1600)觀察受精卵并測量卵徑、初孵仔魚體長。在胚胎發(fā)育48h后, 于光學(xué)顯微鏡(Motic-BA210LED)下測定胚胎心率。仔魚孵化出膜后24h統(tǒng)計(jì)孵化率及畸形率。胚胎受精率為每個(gè)重復(fù)中未受精胚胎數(shù)與總胚胎數(shù)的比值(n=3)。在統(tǒng)計(jì)受精卵直徑時(shí), 從每尾雌魚所產(chǎn)受精卵中選取30枚進(jìn)行測量, 計(jì)算每個(gè)重復(fù)中受精卵直徑平均值, 初孵仔魚體長以相同的方法進(jìn)行統(tǒng)計(jì)(n=3)。每尾雌魚所產(chǎn)胚胎隨機(jī)選取20枚統(tǒng)計(jì)心率, 用于計(jì)算每個(gè)重復(fù)的心率均值(n=3)。孵化率為每個(gè)重復(fù)中孵化胚胎數(shù)占受精卵總數(shù)的百分比(n=3)。初孵仔魚畸形率為每個(gè)重復(fù)中畸形個(gè)體數(shù)占總數(shù)的比例(n=3)。

1.5 卵母細(xì)胞各時(shí)相數(shù)量統(tǒng)計(jì)

未產(chǎn)卵雌魚卵巢于波恩氏液固定24h后進(jìn)行乙醇梯度脫水、二甲苯透明和石蠟包埋等, 將包埋塊切至5 μm厚度并進(jìn)行HE染色, 封片干燥后在光學(xué)顯微鏡下觀察并統(tǒng)計(jì)第1—5時(shí)相卵母細(xì)胞的數(shù)量,卵母細(xì)胞時(shí)相劃分采用劉敏等[26]方法。對照組和處理組各隨機(jī)選取6尾雌魚制作性腺切片(n=6), 每張切片計(jì)數(shù)視野不少于10個(gè)。

1.6 生化指標(biāo)測定

測定乙酰膽堿酯酶(AChE)、丙二醛(MDA)含量、超氧化物歧化酶(SOD)、谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)、谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶(GST)及羧酸酯酶(CarE)的活性來評估三唑磷處理后對雌魚及其子代氧化損傷和解毒酶活性。生化指標(biāo)測定試劑盒均購自南京建成生物工程研究所。分別從每個(gè)重復(fù)隨機(jī)選取3尾雌魚的肝臟(親代)和20尾初孵仔魚(子代)進(jìn)行混樣(n=3), 樣品按1∶9(重量體積比)加入生理鹽水并磨成勻漿, 參照試劑盒說明書測定以上指標(biāo)。

1.7 統(tǒng)計(jì)分析

采用卡方檢驗(yàn)比較已產(chǎn)和未產(chǎn)雌魚數(shù)占樣本總數(shù)比例的差異顯著性; 本試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用均值±標(biāo)準(zhǔn)差(mean±SD)表示, 并使用SPSS 23.0軟件以獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,P＜0.05為差異顯著。

2 結(jié)果

2.1 雌魚體重變化與性腺成熟系數(shù)

為評估三唑磷暴露21d后對雌魚生長的影響,測量了暴露期間雌魚體重增長量以及暴露后雌魚的性腺成熟系數(shù)(GSI)。對照組雌魚平均增重0.072 g,處理組雌魚平均增重0.070 g, 兩組無顯著差異(P＞0.05;圖1A)。對照組雌魚GSI為22.24%, 處理組雌魚GSI為23.37%, 與對照組相比差異不顯著(P＞0.05;圖1B)。

圖1 三唑磷暴露21d后雌魚體重增長量和GSIFig.1 Body weight gain and GSI in female fish after 21d of exposure to triazophos

2.2 產(chǎn)卵雌魚數(shù)及其產(chǎn)卵量

如圖2所示, 對照組27尾雌魚中產(chǎn)卵14尾, 未產(chǎn)卵13尾; 三唑磷處理組的產(chǎn)卵雌魚數(shù)為20尾, 7尾未產(chǎn)卵; 卡方檢驗(yàn)結(jié)果顯示, 處理組與對照組間無顯著差異(P＞0.05; 圖2A)。對照組雌魚平均產(chǎn)卵數(shù)為219.7粒, 而處理組雌魚產(chǎn)卵數(shù)顯著增加至250.2粒(P＜0.05; 圖2B)。

圖2 三唑磷暴露21d后產(chǎn)卵雌魚數(shù)及其對應(yīng)的產(chǎn)卵量Fig.2 Number of spawning females and their corresponding spawning numbers after 21d of triazophos exposure

2.3 卵巢組織切片各時(shí)相卵母細(xì)胞數(shù)量

為探討三唑磷暴露對親代雌魚卵巢發(fā)育是否產(chǎn)生影響, 制作卵巢組織切片并統(tǒng)計(jì)各時(shí)相卵母細(xì)胞數(shù)量(圖3)。經(jīng)三唑磷暴露21d后, 處理組第1時(shí)相與第2時(shí)相卵母細(xì)胞數(shù)量與對照組相比差異均不顯著(P＞0.05)。處理組第3時(shí)相的平均卵母細(xì)胞數(shù)為5.7個(gè), 顯著低于對照組(7.5個(gè);P＜0.05)。對照組第4時(shí)相的平均卵母細(xì)胞數(shù)為2.8個(gè), 處理組為3.1個(gè),差異不顯著(P＞0.05)。對照組和處理組中第5時(shí)相卵母細(xì)胞平均數(shù)量分別為10和10.7個(gè), 與對照組相比, 處理組第5時(shí)相卵母細(xì)胞數(shù)量顯著增加(P＜0.05)。

圖3 三唑磷暴露21d后雌魚卵巢組織切片中Ⅰ—Ⅴ時(shí)相卵母細(xì)胞數(shù)量Fig.3 Number of oocytes in Ⅰ—Ⅴ phase in ovarian tissue sections of female fish after 21d of triazophos exposure

2.4 生化指標(biāo)

AChE 活性如圖4所示, 與對照組相比, 處理組雌魚肝臟中AChE活性顯著降低(P＜0.05; 圖4)。對于雌魚所產(chǎn)仔魚的AChE活力, 三唑磷處理組AChE活力較對照組有下降趨勢, 但差異不顯著(P＞0.05; 圖4)。

圖4 三唑磷暴露21d后雌魚肝臟及其所產(chǎn)仔魚AChE活性Fig.4 AChE activity in liver of female fish and their offspring after 21d of triazophos exposure

抗氧化指標(biāo)通過測定SOD、GPx活性和MDA含量來評估三唑磷暴露對雌魚及其子代造成的氧化損傷。三唑磷暴露21d后雌魚肝臟SOD活性顯著升高(P＜0.05), 但其子代SOD活性與對照組相比無顯著差異(P＞0.05; 圖5A)。處理組雌魚肝臟中MDA含量顯著增加(P＜0.05), 在其子代中也發(fā)現(xiàn)了類似結(jié)果(P＜0.05; 圖5B)。與對照組相比, 經(jīng)三唑磷處理的雌魚肝臟GPx活力顯著增加(P＜0.05), 而其子代GPx活力則顯著降低(P＜0.05; 圖5C)。

圖5 三唑磷暴露21d后雌魚肝臟及其所產(chǎn)仔魚部分抗氧化指標(biāo)的變化Fig.5 Changes of some antioxidant indices in liver of female fish and their offspring after 21d of triazophos exposure

解毒酶活性GST和CarE的活性被用來評估雌魚及其子代對三唑磷的解毒能力。與對照組相比, 處理組雌魚肝臟中檢測到GST活性顯著升高(P＜0.05), 然而其仔魚中GST活性顯著降低(P＜0.05;圖6A)。與對照組相比, 在三唑磷暴露后, 雌魚及其仔魚CarE活性顯著提高(P＜0.05; 圖6B)。

圖6 三唑磷暴露21d后雌魚肝臟及其所產(chǎn)仔魚的解毒酶活性Fig.6 Detoxification enzyme activity in the liver of female fish and their offspring after 21d of triazophos exposure

2.5 胚胎發(fā)育相關(guān)指標(biāo)

檢測子代胚胎心率、仔魚孵化率和畸形率等作為評估三唑磷暴露雌魚后對所產(chǎn)子代的發(fā)育毒性指標(biāo)。與對照組相比, 三唑磷處理后雌魚所產(chǎn)胚胎受精率顯著降低(P＜0.05; 表1), 受精卵直徑顯著減小(P＜0.05; 表1)。對照組胚胎平均心率為110.1次/min, 而處理組胚胎平均心率顯著下降(103.2次/min,P＜0.05; 表1)。處理組胚胎孵化率與對照組相比無差異(P＞0.05; 表1)。與對照組相比, 處理組初孵仔魚體長顯著縮短(P＜0.05; 表1), 仔魚畸形率高于對照組7.2倍(P＜0.05; 表1), 處理組仔魚畸形如圖7,主要表現(xiàn)為脊柱彎曲及卵黃囊腫大。

表1 雌魚所產(chǎn)子代胚胎發(fā)育相關(guān)指標(biāo)Tab.1 Related indicators of embryo development of offspring produced by female fish

圖7 雌魚暴露于三唑磷21d后所產(chǎn)仔魚畸形圖Fig.7 Malformation of larvae when their parent female exposed to triazophos for 21d

3 討論

3.1 三唑磷暴露對受試動物生殖的影響

本研究中環(huán)境濃度三唑磷暴露21d后雌魚體重增長量與性腺成熟系數(shù)(GSI)無顯著變化, 但雌魚產(chǎn)卵量顯著增加(圖2B)。通過觀察卵巢組織切片來進(jìn)一步探討雌魚產(chǎn)卵量增加是否與卵巢中成熟期卵母細(xì)胞的數(shù)量有關(guān), 結(jié)果顯示處理組成熟期卵母細(xì)胞數(shù)量與對照組相比顯著增加(圖3)。在三唑磷的靶標(biāo)生物上發(fā)現(xiàn)類似的結(jié)果, 如三唑磷暴露對三種飛虱產(chǎn)卵有顯著的刺激作用[23], 導(dǎo)致褐飛虱的繁殖力增強(qiáng)[27]。但也有研究表明三唑磷降低受試動物的生殖力, 如雌性大鼠孕前口服三唑磷30d后產(chǎn)仔數(shù)略有降低, 幼崽在30d發(fā)育過程中體重減輕[22]。本研究表明環(huán)境相關(guān)濃度三唑磷暴露增強(qiáng)雌魚的產(chǎn)卵量, 這與飛虱上的研究結(jié)論相似, 卻與大鼠的研究結(jié)果相反, 這可能是物種差異導(dǎo)致。

3.2 三唑磷暴露對AChE、氧化應(yīng)激和解毒相關(guān)生化指標(biāo)的影響

乙酰膽堿酯酶(AChE)是以三唑磷為代表的有機(jī)磷農(nóng)藥的作用靶酶。三唑磷通過抑制中樞和周圍神經(jīng)系統(tǒng)中的AChE來發(fā)揮其作用[28]。據(jù)報(bào)道,三唑磷暴露可抑制鯉(Cyprinuscarpio)腦內(nèi)AChE 活性, 且抑制作用會隨著暴露濃度的升高而增強(qiáng)[29];三唑磷對金魚(Carassius auratus)腦、脾、腎和肝臟組織中AChE活性的抑制作用隨濃度的升高逐漸增強(qiáng)[16];三唑磷暴露雄性翡翠貽貝(Pernaviridis)15d后, 鰓中AChE活力顯著降低[30];稀有鯽胚胎和仔魚體內(nèi)AChE活性對三唑磷的響應(yīng)呈低劑量促進(jìn)高劑量抑制的模式[17]。本研究中三唑磷暴露21d后雌魚肝臟AChE活力顯著降低, 仔魚AChE活力也出現(xiàn)下降趨勢(圖4), 表明三唑磷對雌魚及所產(chǎn)仔魚造成了不同程度的神經(jīng)毒性。

MDA常被用作評估水生生物在毒物暴露下氧化應(yīng)激狀態(tài)的有效生物標(biāo)志物,以反映細(xì)胞和組織的損傷水平[31]。本研究中三唑磷暴露導(dǎo)致雌魚肝臟及其所產(chǎn)仔魚MDA含量顯著增加(圖5B), 表明雌魚肝臟及其所產(chǎn)仔魚均遭受氧化損傷。生物體內(nèi)存在多種機(jī)制保護(hù)機(jī)體免受外來物質(zhì)造成的應(yīng)激, 如抗氧化物。SOD-CAT系統(tǒng)提供了抵抗氧化應(yīng)激的第一道防線,其中SOD催化超氧陰離子自由基()和H+分別轉(zhuǎn)化為無毒的H2O2和O2,CAT則將H2O2分別轉(zhuǎn)化為無毒的H2O和O2[32,33]。在抗氧化過程中,GPx也發(fā)揮了關(guān)鍵作用,其主要以過氧化物為底物,將其催化還原為O2和H2O[34]。本研究結(jié)果顯示三唑磷暴露后雌魚肝臟SOD和GPx活性顯著提高(圖5A和5C), 提示機(jī)體抗氧化系統(tǒng)產(chǎn)生了應(yīng)答, 從而保護(hù)機(jī)體免受氧化損傷。前人也報(bào)道過類似結(jié)論, 經(jīng)有機(jī)磷農(nóng)藥毒死蜱暴露后凡納濱對蝦(Litopenaeus vannamei)體內(nèi)MDA含量上升, GPx活性顯著提高[35], 高濃度毒死蜱誘導(dǎo)翠鱧(Channa punctata)體內(nèi)MDA增加, SOD和GPx活力增強(qiáng)[36]。值得注意的是, 本文在仔魚體內(nèi)卻觀察到GPx活性顯著下降, SOD活性也呈下降趨勢(圖5A和5C)。據(jù)報(bào)道, 三唑磷對稀有鯽胚胎和仔魚酶活性的作用特征是低劑量刺激轉(zhuǎn)變?yōu)楦邉┝恳种芠17]。在本試驗(yàn)中仔魚酶活性變化與雌魚相反可能是由于仔魚對三唑磷更為敏感, 三唑磷暴露親代雌魚導(dǎo)致所產(chǎn)仔魚抗氧化系統(tǒng)受損, 氧化平衡被打破。另外,研究指出三唑磷暴露會造成金魚體內(nèi)的組織特異性抗氧化反應(yīng)[16], 本研究測定抗氧化指標(biāo)時(shí), 雌魚選取肝臟進(jìn)行測定, 仔魚由于肝組織精準(zhǔn)取樣困難則是全魚勻漿, 出現(xiàn)差異的原因也可能與組織特異性抗氧化反應(yīng)有關(guān)。

生物體內(nèi)存在多種解毒酶以維持機(jī)體正常生命活動, GST作為一種生物轉(zhuǎn)化酶, 可催化谷胱甘肽(GSH)與多種親電物質(zhì)或異種生物偶聯(lián)反應(yīng), 具有抗外來生物的活性, 從而保護(hù)組織免受氧化應(yīng)激[37—39]。CarE是生物體內(nèi)重要的解毒酶和代謝酶,它以水解和結(jié)合蛋白兩種方式對殺蟲劑解毒, 尤其對有機(jī)磷類殺蟲劑的代謝作用明顯[40]。在本研究中, 三唑磷暴露后雌魚肝臟GST和CarE活性顯著提高(圖6A和6B), 表明機(jī)體對三唑磷造成的毒性產(chǎn)生了響應(yīng), 解毒酶積極參與了對三唑磷的解毒過程。在仔魚中同樣觀察到CarE活性提高(圖6B), 表明仔魚對三唑磷的解毒也產(chǎn)生了響應(yīng); 與之相反,仔魚GST活性下降(圖6A)。前人研究表明三唑磷對稀有鯽胚胎和仔魚GST活性影響呈低濃度促進(jìn)、高濃度抑制的趨勢[17], 在本研究中仔魚GST活性下降可能的原因是仔魚對于三唑磷更為敏感, 較低劑量的環(huán)境濃度三唑磷暴露親代雌魚抑制仔魚GST活性。此外, 研究表明, 一些魚類對外來物的反應(yīng)過程中GST活性變化與GSH含量密切相關(guān)[41],如一種鮰(Ictalurus melas)汞暴露后觀察到GSH含量增加, 但GST活性降低[42]。本研究中三唑磷暴露后雌魚及所產(chǎn)子代GST活性變化的原因可能與GSH含量有關(guān), 這需要進(jìn)一步研究確定。

3.3 毒物暴露對胚胎發(fā)育的影響

許多研究證明毒物會導(dǎo)致受試動物發(fā)育異常。據(jù)報(bào)道, 大鼠口服三唑磷后其子代觀察到步態(tài)受損、前后肢癱瘓和發(fā)育過程中體重減輕等[22]。兩種殺蟲劑暴露21d后導(dǎo)致大型溞(Daphnia magna)體長縮短[43]。有機(jī)汞暴露導(dǎo)致斑馬魚仔魚眼睛發(fā)育異常、脊柱畸形和尾鰭彎曲[44], 汞短期暴露胚胎導(dǎo)致牙鲆(Paralichthys olivaceus)仔魚出現(xiàn)各種畸形[31]。高濃度三唑磷暴露草魚胚胎導(dǎo)致受精卵嚴(yán)重畸形和死亡、仔魚無法正常生存[18]。三種六色環(huán)十二烷暴露會造成斑馬魚胚胎心率降低, 導(dǎo)致仔魚畸形率和死亡率增加[45]。在三唑磷72h急性暴露后, 稀有鯽胚胎及仔魚死亡率和畸形率隨暴露濃度的增加而增加, 體長和心率隨暴露濃度的增加而逐漸降低[17]。在本試驗(yàn)中, 經(jīng)三唑磷暴露的雌魚所產(chǎn)子代中受精卵直徑減小、胚胎心率降低、初孵仔魚體長縮短及仔魚畸形率上升(表1), 這與前人探究毒物對胚胎和仔魚毒性的研究結(jié)果相似[17,18,31,44,45]。本研究還觀察到雌性斑馬魚經(jīng)環(huán)境相關(guān)濃度的三唑磷暴露后胚胎受精率降低(表1),表明對其所產(chǎn)子代也造成明顯毒性。在本研究中,環(huán)境濃度三唑磷暴露親代雌魚造成子代的氧化應(yīng)激, 推測子代胚胎發(fā)育不良可能是三唑磷誘導(dǎo)氧化應(yīng)激造成的, 這需要進(jìn)一步研究證實(shí)。此外, 本研究中三唑磷暴露后雌魚體重與GSI并無顯著變化,但雌魚產(chǎn)卵量卻顯著提高, 值得注意的是, 子代受精卵直徑與初孵仔魚體長顯著減小, 可能原因是當(dāng)親代雌魚在應(yīng)對污染物暴露脅迫的過程中, 通過增加子代數(shù)量及幼仔個(gè)體變小來維持穩(wěn)定的種群數(shù)量。

4 結(jié)論

綜上所述, 本研究表明環(huán)境相關(guān)濃度三唑磷暴露親代雌性斑馬魚可提高雌魚的產(chǎn)卵量, 抑制雌魚肝臟及所產(chǎn)仔魚體內(nèi)AChE活性, 誘導(dǎo)雌魚肝臟及其所產(chǎn)仔魚氧化應(yīng)激并提高雌魚和仔魚體內(nèi)解毒酶活性。此外, 親代雌性斑馬魚暴露于三唑磷導(dǎo)致其所產(chǎn)子代胚胎畸形、個(gè)體變小和心跳變緩等不良反應(yīng)。本研究結(jié)果積累了三唑磷對魚類的生殖毒性的基礎(chǔ)數(shù)據(jù), 可為合理評估三唑磷對淡水生態(tài)系統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)提供參考依據(jù)。