持久性有機污染物對魚類生態毒性研究進展

穆希巖，羅建波，黃 瑛，雷云雷，馮庚菲，李緒興，沈公銘，邱 靜，李應仁*

(1．中國水產科學研究院資源與環境研究中心，北京100141;2．中國農業科學院農業質量標準與檢測技術研究所，北京100081)

持久性有機污染物(Persistent organic pollutants，簡稱POPs)，是指人類合成的能持久存在于環境中、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物質。POPs具備4種特性:高毒性、持久性、生物積累性和遠距離遷移性［1］。它可通過空氣、水、土壤、食物鏈進行廣泛傳播，在空氣、水體、土壤、生物體中都能檢測到POPs的存在［2］。POPs最大的特點是在食物鏈傳遞過程中具有生物富集和生物放大效應［3］，因此對位于食物鏈頂端的人類構成極大威脅。

水是持久性有機污染物在環境中遷移轉化的重要介質，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、發育及生殖產生影響［4-5］。魚類作為水生態系統中最主要的脊椎動物，有極其重要的環境指示作用。筆者從急性毒性、發育毒性、神經和行為毒性、內分泌干擾作用等方面對POPs對魚類的生態毒性進行了綜述，旨在為研究持久性有機污染物的生態毒理效應提供一定的科學依據。

1 POPs簡介

2001年5月簽署的《斯德哥爾摩持久性有機污染物(POPs)公約》將第一批共12種化學物質列入POPs名單中(Dirty dozen)，其中包括9種有機氯殺蟲(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種有機氯農藥(開蓬、林丹、α-六六六和 β-六六六)、多溴聯苯醚(PBDEs)、五氯苯和六溴聯苯。

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

2 POPs對魚類的急性毒性

魚類急性毒性試驗是目前應用最為廣泛的表征受試物毒性的魚類試驗，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，致死率是常用的毒理終點。很多國際組織都頒布了魚類急性毒性試驗的標準，如世界經濟發展合作組織OECD頒布的的急性毒性試驗指導，包括96 h魚類急性毒性試驗［6］和96 h魚類胚胎急性毒性試驗［7］以及美國國家環保總局EPA頒布的生態影響實驗指導-魚類(淡水和海水)急性毒性試驗［8］。目前急性毒性試驗均以致死中濃度(LC50)和致死中量(LD50)作為最主要結果，通常采用Probit分析或Spearman-Karber法計算。近年來，環境毒理學工作者完成了大量以持久性有機污染物為供試物的急性毒性試驗。

2．1 有機氯農藥 有機氯農藥的使用歷史悠久，其毒性和環境持久性早已為人類所認識，因此以有機氯農藥為測試物的魚類急性毒性試驗早已在世界范圍內展開，其急性毒性數據也較為充足。POPs名單中有機氯農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，其余多種有機氯農藥對魚類的96 h LC50值基本都在1～100μg/L范圍內，其中異狄氏劑和硫丹的毒性相對更高。參照國家環保總局制定的《化學農藥環境安全評價試驗準則》-“魚類毒性試驗”中制定的魚類急性毒性分級標準［9］，以96 h LC50值為依據，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 有機氯農藥類POPs對魚類的急性毒性試驗結果

2．2 多氯聯苯 目前，多氯聯苯(PCBs)對魚類急性毒性的研究主要以幾種商用PCBs混合標準品(Arochlor X)為主，對PCB單體的研究較少。PCBs混標中，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種混標對割喉鱒魚均為低毒［10］。多氯聯苯單體中以類二噁英多氯聯苯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境污染物，其中以2，3，7，8四氯二苯并二噁英(TCDD)毒性最強，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］研究發現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 多溴聯苯醚 已報道的多溴聯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 多環芳烴 研究表明，多環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對魚類的發育毒性

形態學方法在評價外源毒物對試驗生物早期胚胎發育影響的試驗中發揮著重要作用，許多環境模式生物(如斑馬魚等)的胚胎發育過程基本上呈全透明狀態，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學異常。另外，這些魚類胚胎發育較快，受精后幾天內主要器官原基會基本形成，可以全程、完整觀察和研究其內部所有器官和結構的變化。Nagel將魚類胚胎發育試驗的毒理學終點劃分為三類:致死性毒理學終點(Lethal)、亞致死性毒理學終點(Sublethal)和致畸性毒理學終點(Teratogenic)。致死的毒理學終點包括卵凝滯、發育停滯、無心跳等;亞致死的毒理學終點包括孵化延遲、心跳減緩或停止、自主運動次數減少等;致畸效應包括脊柱彎曲，尾部畸形等［31］。

目前POPs對生物早期生命階段的影響已經成為持久性有機污染物對魚類毒性的研究重點，已有研究發現POPs能夠誘導魚類胚胎發育過程中出現一系列不良反應，包括多種重要器官發育異常和一些生理指標的變化。

3．1 POPs對魚類心臟發育的影響 心臟是大部分硬骨魚胚胎發育過程中的第一個功能性器官，同時也是魚類胚胎試驗的重要毒理學終點［32-33］。除心臟發育形態以外，評價魚類胚胎心臟發育的指標還包括心率和血液循環等。迄今為止，多種持久性有機污染物被證實能夠影響魚類的心臟發育，包括多氯聯苯、多溴聯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時出現明顯的心包水腫，而當PCB-126濃度達到128μg/L時還能進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時出現心率下降。與PCBs和PBDEs相比，TCDD對魚類心臟發育的影響更強。最近研究發現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)胚胎出現顯著的心包水腫［35-36］，而0．22μg/L劑量下的TCDD能夠誘導50%的鯽魚(Carassius auratus)胚胎出現心包水腫［19］。此外，有研究發現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影響心臟發育的劑量進一步降低，有研究發現1 ng/L的TCDD處理14 d后稀有鮈鯽仔魚出現顯著的心包水腫［39］。另外，PFOS、PFOS-K以及林丹在達到一定劑量時也能夠導致魚類胚胎心率下降［24，37］。

3．2 POPs對魚類骨骼發育的影響 體節是魚類胚胎早期發育的重要器官，其發育狀態直接影響后續脊柱發育，并決定了孵化后仔魚的質量。研究發現，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發育率明顯下降［40］，而0．1 mg/L 的林丹就能造成金鯛(Sparusaurata)胚胎骨骼發育異常［41］。除抑制體節發育外，有些POPs還能對魚類胚胎的脊柱發育造成影響，其中多溴聯苯醚類的單體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脊柱彎曲［26］;32μmol/L的BDE-49能夠導致斑馬魚胚胎的尾部出現彎曲［42］。多氯聯苯混標Arochlor-1254和TCDD也能對魚類脊柱發育造成影響，其效應濃度分別為0．25 mg/L和50．00 ng/L［43-44］。

3．3 POPs對魚類頭部和眼睛發育的影響 POPs還能夠干擾魚類胚胎頭部和眼睛的發育，其中多氯聯苯類對魚類頭部和眼睛發育影響明顯。研究發現，125 ng/g的PCB-77處理16 d后底鳉(Fundulus heteroclitus)仔魚出現嚴重的顱面畸形，畸形率達到31%［45］。2 500和5 000 pg/g的PCB-126也能夠引起底鳉仔魚出現顱面畸形，畸形率分別達到22%和68%，其中一些中毒嚴重的個體還會出現上、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膜發育異常，包括視網膜感光細胞排列不規則、視網膜層分化延遲以及感光外節發育受阻，當Arochlor-1254暴露濃度達到0．25 mg/L時，即可出現上述癥狀［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)胚胎下頜發育遲緩［48］。

3．4 POPs對其他魚類發育指標的影響 孵化率與孵化后仔魚的質量有直接關系［49］，是胚胎發育階段的重要毒理學指標。多種POPs已經被證實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育早期的重要器官，為胚胎和尚不能開口取食的仔魚發育提供營養物質，一旦卵黃囊受到影響就會嚴重阻礙胚胎發育。近年來的毒理學研究發現，胚胎心臟發育異常及孵化延遲都可能與卵黃囊的病變有關［50］。研究表明，一些持久性有機污染物能夠引起魚類胚胎卵黃囊畸形或病變，有研究發現16μg/L的PCB-126能夠誘導斑馬魚胚胎出現卵黃囊水腫［34］。TCDD也能引起鯽魚卵黃囊出現類似畸形，該效應的 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，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，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對魚類的神經毒性和行為毒性

4．1 POPs對魚類的神經毒性 神經系統是重要的毒理學靶標，而神經系統損傷是許多毒物或藥物的中毒表現。有機氯殺蟲劑的作用方式之一就是通過侵入神經系統和實質性器官，使神經系統高度興奮引起抽搐，并可損害大腦神經細胞和肝臟等［52］。多氯聯苯類化合物的作用靶標之一也是神經系統［53］。因此，研究POPs對魚類的神經毒性具有重要意義。乙酰膽堿酯酶(AchE)存在于膽堿能神經末梢突觸間隙，特別是運動神經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遞質，如果不能及時清除，將導致神經過度興奮、抽搐等。因此，乙酰膽堿酯酶在神經傳遞過程中發揮著非常重要的作用［55-56］。AchE是一些神經毒劑的已知作用靶標，如有機磷和氨基甲酸酯類殺蟲劑的作用機理就是抑制昆蟲乙酰膽堿酯酶活性［57-58］。因此，測定AchE活性是評價神經系統損傷的重要指標。

研究發現，多溴聯苯醚類污染物能夠影響魚體內的乙酰膽堿酯酶活性，20μg/L的BDE-47和BDE-99暴露3 d后金魚體內乙酰膽堿酯酶活性顯著下降［59］。研究發現，0．5 mg/L的PBDEs混標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，同時伴有多個神經系統相關基因表達下調，該研究表明POPs不僅對直接與其接觸的魚類個體神經系統產生影響，而且其毒性還會延續到其子代［60］。

有機氯農藥硫丹和氯丹也被發現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 行為指標已經成為監測POPs對環境生物危害的有效指標。一方面，行為與生物的神經系統息息相關，一些神經系統的病變往往能夠在行為上有所體現;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。

有機氯農藥對魚類神經系統的影響，往往能反映在魚類行為變化上。Nandan等［65］研究發現林丹處理后的花斑腹麗魚(Etroplus maculatus)會出現過度興奮、突發性游動、抽搐和痙攣等多種行為異常，且這些毒性癥狀的出現頻率隨著林丹濃度升高和暴露時間延長而增強［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］。研究發現，硫丹能夠影響魚類對溫度的適應能力，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種魚產生該效應的LOEL值(最低可觀測效應水平)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。活躍度變化和游動減少是魚類行為毒性的2種主要癥狀。Timme-Laragy等研究發現 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，并伴有驚嚇反應異常等癥狀，但當暴露濃度升高到0．1～1．0μg/L仔魚活躍度和驚嚇反應則與對照組趨于一致，該結果表明低劑量POPs處理后可能會引起魚類出現一定應激行為。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。研究發現，32μmol/L的BDE-49處理后，6 dpf的斑馬魚仔魚的觸碰逃離反應明顯下降［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，該效應的21 d LOEC(最低可觀測效應濃度)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。PCB-126、PCB-77和PCBs混標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］。與多氯聯苯結果類似，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分泌腺，具有控制使用能量的速度、制造蛋白質、調節身體對其他荷爾蒙的敏感性等功能。甲狀腺能夠促進代謝過程和維持動物生長發育，尤其是對骨骼和神經系統的發育有明顯的促進作用。甲狀腺依靠制造甲狀腺素來調整這些反應，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)。這二者調控代謝、生長速率及其他生理系統。

目前多溴聯苯醚類污染物對魚類甲狀腺影響的報道較多，10μg/L的多溴聯苯醚混標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)的編碼基因表達上調，而甲狀腺受體編碼基因TRα和TRβ均下調［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，同時甲狀腺相關基因TG、TSHβ、TRα、TRβ以及甲狀腺過氧化物酶(TPO)等基因表達均出現異常［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基因dio2和nis表達下調，同時肝臟中甲狀腺相關基因表達上調［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］。

有機氯農藥和多氯聯苯也能夠對魚類甲狀腺造成影響，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下調，該效應的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］。與其他有機氯農藥的毒性效應不同，1 500μg/L的DDT處理后斑馬魚胚胎中T4含量顯著上調［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和甲狀腺激素結合蛋白(TTR)2種蛋白質編碼基因的表達;200μg/L的PFOS-K能夠進一步抑制促甲狀腺激素β和γ2種基因的表達［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的編碼基因表達下調［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)，其功能是促進性腺及其附屬結構的發育。卵巢能分泌雌激素。有些POPs自身具有類性激素性質，因此能夠干擾魚類性激素的分泌，阻礙性腺功能，進而對其生殖造成影響。

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

多溴聯苯醚類也被證實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。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，當暴露濃度達到0．5μg/L時血漿中雌二醇含量較對照組出現下調［85］。將斑馬魚胚胎長期暴露于5 ng/L的DE-71 120 d，F0代成魚產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］。研究發現，黑頭呆魚暴露于28．7μg/g的BDE-47 25 d后，雌魚的累計產卵量下降，同時雄魚精巢中成熟精子個數減少［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基因表達出現異常，其中低濃度BDE-209促進精子合成基因表達，而高濃度BDE-209抑制這些基因的表達，該結果表明POPs在不同濃度下對魚類的毒性效應可能存在差異［75］。

二噁英化合物和有機氯農藥也能影響魚類生殖系統。斑馬魚幼魚在TCDD飼喂處理后，VASA基因表達出現異常，卵巢發育受阻［89］。50 ng/L的TCDD處理斑馬魚后，出現雌性比例上升、卵巢發育受阻、產卵數量下降和受精成功率低等癥狀［44］。與斑馬魚的試驗結果類似，2～30 pg/L TCDD長期處理后的稀有鮈鯽也出現了雌性化的現象［39］。斑馬魚雄魚在DDT長期處理30 d后，精子數量顯著下降，影響濃度范圍為5～50μg/L。毒殺芬長期處理后，湖紅點鮭成魚所產胚胎受精率下降，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。研究發現，3 mg/L的PFOS-K處理虹鱒魚幼魚12 d后，魚體內雌二醇、睪丸以及11-睪丸素含量均顯著上升［91］。

5．3 POPs對魚類其他內分泌指標的影響 除對甲狀腺和性腺影響外，POPs還能影響魚類的其他內分泌過程。研究表明，多溴聯苯醚類能影響魚類視黃酸調節系統，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能夠促進多種編碼視蛋白的基因表達，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。多氯聯苯類污染物和有機氯農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，虹鱒魚幼魚體內總脂含量上升［93］。1 mg/kg的DDT處理140 d后，虹鱒魚體內總脂含量下降［94-95］。

6 展望

從急性毒性結果來看，絕大部分POPs對魚類具有一定的急性毒性，其中二噁英和有機氯農藥對魚類的毒性較大。多氯聯苯和多環芳烴類對魚類大多為中高毒。多溴聯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弱順序應為:二噁英類＞有機氯農藥＞多氯聯苯≈多環芳烴類＞多溴聯苯醚類≈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污染物都能對魚類的胚胎發育造成影響，包括抑制孵化、干擾骨骼發育、干擾心臟發育、致畸、抑制生長、干擾黑色素附著等方面。POPs能對魚類的神經系統和行為造成影響，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節造成影響，并進一步影響魚類發育和生殖。

盡管持久性有機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存在較大差異。一些POPs(如二噁英類和有機氯農藥)對魚致死能力極強，急性致死劑量低于1 μg/L;還有一些POPs(如多溴聯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的內分泌干擾作用。另外，從POPs對魚類毒性的整體研究發展趨勢來看，研究重點正在從致死效應和生長抑制等傳統毒理學終點向內分泌干擾、行為影響等更加敏感的非致死指標轉移。這些指標對于人們全面認識POPs的生態威脅和保護魚類資源更具指導意義。因此，在POPs治理、監測和魚類保護工作中，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污染物的生態影響十分重視，完成了大量的POPs魚類毒理學工作，但目前POPs對魚類毒性風險評價工作仍存在一定局限性:①一些持久性有機污染物如多氯聯苯和多溴聯苯醚等，單體個數過多，逐一進行毒理學試驗需要耗費大量的人力、物力和時間。②在實際環境中，POPs不止存在于水體中，其在沉積物中的含量往往更高［28，96］，但是目前國內外POPs沉積物暴露試驗數據很少。③毒理試驗中使用的魚類往往為國際標準中推薦的模式魚類，但是在污染水域中生存的往往是不同種類的魚，以環境模式魚種進行試驗得到的結果，其他魚種是否適用尚需進一步研究證明。

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)，以更真實地反映持久性有機污染物對魚類的影響。對于持久性有機污染物嚴重的水域，可采用環境取樣［99-100］和毒性鑒定［101］等方法，這些方法雖然不能準確測定每種污染物的具體影響，但能更好反映環境中魚類受POPs的影響情況，適于評價水域污染狀況。

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