環境污染物造成魚類視覺缺陷的研究進展

魏書慧，張曉娜，汝少國

中國海洋大學海洋生命學院，青島 266003

近年來，環境污染物的視覺毒性備受研究者關注，越來越多的研究發現無眼、小眼和(眼組織)殘缺等視覺缺陷都與環境污染物的暴露有關[1-4]。如今，非感染性眼病如弱視、色盲等發病率呈上升趨勢。據報道，環境污染是導致視覺發育異常的重要原因[5-6]。視覺發育受損最終會影響動物的視覺功能，對其運動、捕食、逃避天敵和繁殖等活動產生不利影響，影響其在環境中的生存，進而影響種群的穩定[7]。本綜述總結了近10年來多環芳烴、多氯聯苯、多溴聯苯醚、重金屬、雙酚類化合物及其衍生物、全氟烷基化合物、農藥和殺蟲劑等幾類常見的環境污染物對魚類的視覺毒性效應及機制研究進展，為環境污染物的安全性評價提供更多的毒理學數據支撐。

1 魚類視覺系統的結構及功能(Structure and function of visual system in fish)

硬骨魚類的視覺系統較為發達，對攝食、集群等生命活動有著重要作用。其中，眼球是魚類視覺系統的重要組成器官，正常的視覺功能主要依賴于視網膜。硬骨魚類視網膜具有脊椎動物視網膜的典型結構，厚度通常在200～300 μm之間。光鏡下觀察，從脈絡膜至玻璃體可分為10層，依次為視網膜色素上皮層(retinal pigment epithelium, RPE)、感光細胞層(photoreceptor layer, PRL)、外界膜(outer limiting membrane, OLM)、外核層(outer nuclear layer, ONL)、外叢狀層(outer plexiform layer, OPL)、內核層(inner nuclear layer, INL)、內叢狀層(inner plexiform layer, IPL)、神經節細胞層(ganglion cell layer, GCL)、神經纖維層(nerve fibre layer, NFL)和內界膜(inner limiting membrane, ILM)。視網膜的特化程度以及視網膜各類細胞的形態結構和數量分布與魚類視覺功能的發達程度有著必然的聯系[8]。目前，研究較為深入的為斑馬魚的視網膜發生過程。受精后28 h(28 hours post fertilization, 28 hpf)，神經發育開始，斑馬魚視網膜中神經節細胞出現；30 hpf時，第一個視神經軸突出現；到48 hpf，神經節細胞的突觸逐漸延伸到達視頂蓋[9]，此時視錐細胞和視桿細胞視蛋白開始在腹側部分表達；50 hpf時INL開始出現無長突細胞和水平細胞[10]；55 hpf時ONL中出現視錐和視桿細胞的外段及其突觸末端[11]，視桿細胞和穆勒膠質細胞最晚分化[12]；60 hpf后雙極細胞開始出現；65 hpf時開始出現突觸帶；74 hpf后，突觸帶發育成熟，除視桿細胞外，其他與視覺相關的視網膜細胞也基本發育成熟[11]，此時視網膜可以進行視覺信息處理，視網膜初具功能[13]。

魚類的視覺功能幾乎完全由感光細胞介導。大多數硬骨魚的感光細胞由一種視桿細胞及4種視錐細胞構成。這4種視錐細胞分別為：對藍光敏感的長單錐視錐細胞、對紫外光敏感的短單錐視錐細胞、對紅光敏感的長雙錐細胞和對綠光敏感的短雙錐細胞，其中長雙錐和短雙錐細胞配對形成一個雙錐結構(對紅光敏感的長雙錐細胞占主要部分)。視蛋白由光感受器合成，決定視覺色素的光譜特征[14]。長單錐視錐細胞中含有藍光敏感視蛋白，由opn1sw2基因編碼；短單錐視錐細胞含有紫外敏感視蛋白，由opn1sw1基因編碼；長雙錐細胞中含有紅光敏感視蛋白，由opn1lw1和opn1lw2基因編碼；短雙錐細胞含有綠光敏感視蛋白，由opn1mw1、opn1mw2、opn1mw3和opn1mw4基因編碼。視錐細胞中含有的視錐視蛋白與明視覺相關；視桿細胞中含有視紫紅質視蛋白，由rho基因編碼，與暗視覺相關。

在視網膜感光細胞層內，視桿細胞核靠近內層視網膜與視錐細胞相鄰，視桿細胞外節突出超過視錐細胞的外節并整合入RPE中。感光細胞的發育如同其他類型的視網膜神經細胞一樣，也受內在因素和環境因素共同調節。視網膜祖細胞在環境信號影響下，經過一系列的競爭機制，產生所有可能的細胞類型。光轉導是視覺信號轉導系統的重要組成部分，光刺激被感光細胞的受體接受后，通過與受體偶聯的G蛋白激活視紫紅質，后者則捕獲光子并將其轉變為電信號，通過視網膜向神經節細胞傳遞，頂蓋是魚腦中高度發達的部分，視覺信息通過視交叉投射至對側頂蓋，軸突傳遞信號到大腦內，從而產生視覺[11]。

敏銳的視覺對魚類運動、捕食或逃避捕食者等生命活動至關重要，而視覺缺陷(包括視覺功能障礙和視覺系統發育缺陷等)將會影響其生存和種群穩定[7]。目前已報道的評估視覺功能的方法主要包括眼動反應(optokinetic responses, OKR)、視動反應(optomotor response, OMR)、趨光反應、視覺刺激躲避行為和光暗循環運動等視覺行為實驗以及視網膜電圖[15-17]，其中OKR和OMR這2種行為學指標是簡單有效的視覺功能檢測方法[18]。視覺系統發育缺陷除包括眼睛減小、眼部色素減退等表型缺陷外，還包括視網膜組織學改變和視網膜神經發育異常(如感光細胞、神經節細胞及軸突發育缺陷等)，通過組織學切片可以檢測視網膜結構變化，如視網膜各層厚度和面積、視網膜細胞排列和數目等。此外，斑馬魚視覺缺陷突變體及轉基因模型可以用來研究視網膜病變及基因突變，如斑馬魚rep1突變致脈絡膜缺失模型、視網膜脈絡膜萎縮模型、色素性視網膜炎模型、視錐和視桿營養不良模型、視網膜纖毛病模型、糖尿病視網膜病變模型和斑馬魚白化突變體等[19]。

2 不同種類的環境污染物對魚類視覺系統的毒性效應及機制研究進展(Advances in visual toxicity effects of different kinds of environmental pollutants in fish and the underlying mechanism)

2.1 多環芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)

PAHs是一類普遍存在的環境持久性有機污染物，其主要來源不僅包括化石燃料、石油和木材等的燃燒，還包括城市廢物、工業廢水、石油泄漏、汽車尾氣和煤焦油生產等人為來源[20]。近年，在我國廈門沿海地區表層海水中檢出PAHs濃度為18.1～248 ng·L-1[21]，沉積物中PAHs的濃度為5.118 μg·g-1[22]。PAHs除具有心臟毒性和生殖毒性外[23-25]，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。研究表明，河豚魚的仔魚在0～192 hpf階段暴露于50 mg·L-1(以重油(heavy oil, HO)計)會導致孵化出的仔魚眼表面積減小、眼睛長寬比(縱向和橫向長度之比)改變，進而破壞其節律性運動，干擾仔魚的趨光性行為[26]。暴露于“深水地平線”(deepwater horizon, DWH)原油中的PAHs導致藍鰭金槍魚(Thunnusthynnus)、黃鰭金槍魚(Thunnusalbacares)和琥珀魚(Serioladumerili)等多種魚類仔魚的眼睛減小[27]。

近年來，很多研究報道了菲(phenanthrene, Phe)、苯并(a)芘(benzo[a]pyrene, BaP)、苯并(c)菲(benzo[c]phenanthrene, BcP)和萘(naphthalene, NAP)等典型PAHs的視覺毒性作用機制。一方面，PAHs可通過誘導細胞凋亡，影響魚類視網膜結構，進而影響其視覺功能。例如，Liu等[28]采用20、40和80 μmol·L-1的NAP染毒斑馬魚胚胎(6～144 hpf)，發現48 hpf仔魚眼部出現濃度依賴性的細胞凋亡，144 hpf仔魚視網膜GCL細胞數量減少，且分布不均，使得仔魚在光暗循環運動行為實驗中暗時段的游動速度明顯減慢。Xu等[29]研究發現，0.67 μg·L-1浮油染毒鲯鰍魚(6～48 hpf)可導致孵化后7～10 d(7～10 days post hatch, 7～10 dph)仔魚視網膜、INL和GCL直徑顯著增加，OMR反應減弱。Huang等[3]的體內和體外實驗結果表明，Phe可通過激活芳香烴受體通路，促進絲裂原活化蛋白激酶(Caspase 3)依賴性的凋亡，導致72 hpf仔魚視網膜、RPE的厚度和晶狀體的直徑顯著減小，進而影響斑馬魚的視覺行為。另一方面，PAHs還可以通過干擾魚類眼睛發育及光轉導通路相關基因表達，最終導致視覺系統發育缺陷和視覺功能障礙。研究報道，浮油暴露鲯鰍(Coryphaenahippurus)胚胎至96 hpf，能夠顯著下調光轉導通路相關基因rho、gnat2、pde6g和grk7表達量，干擾仔魚視紫紅質的再生，光轉導過程受抑制，進而損傷視覺功能[30]。Huang等[31]借助微陣列技術，發現BaP可通過干擾光轉導通路相關基因(opn1sw1、opn1mw1、gnat2、LOC100004285和arr3l等)以及感光細胞發育基因(per2、hspb6、chrna1、cyp1b1、cryba4、atoh8、zgc:73142、guk1和lin7a等)的表達，影響斑馬魚感光細胞的維持和光轉導過程，進而導致其視覺系統發育缺陷。在魚體內，BcP被代謝為3-羥基苯并(c)菲(3-OHBcP)，Chen等[32]將1 nmol·L-1的3-OHBcP注射入日本青鳉胚胎，發現其能通過上調lim2.5、lim2.4、bfsp2、bfsp1、crygmxl2、crygn2、crybb1l3、cryba1l2、crybb1和cryba1b等眼睛發育相關基因表達量，導致青鳉胚胎眼睛晶狀體不完整、眼睛顏色變暗等發育缺陷。

2.2 多氯聯苯(polychlorinated biphenyls, PCBs)

PCBs是另一類環境持久性有機污染物，主要來源于火災的不完全燃燒、變壓器廢油和電氣設備等的非法填埋和焚燒[33-34]、酸浴提取金屬所產生廢液[35]、船舶油漆和殘骸[36]等。已有研究報道，在我國長江三角洲水稻土壤中檢出的PCBs濃度高達2 726 pg·g-1[37]，此外，在江蘇省長江流域表層水中檢出的PCBs濃度已經超過了世界衛生組織環境質量標準的20 ng·L-1[38]。PCBs除具有生殖毒性、免疫毒性和心臟發育毒性外[39-41]，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。研究表明，斑馬魚胚胎暴露于0.25、0.5、0.75和1 mg·L-1的PCB-95(0～72 hpf)，會導致受精后5 d(5 days post fertilization, 5 dpf)仔魚眼睛顯著減小，干擾仔魚視覺刺激躲避行為，隨PCB-95濃度的升高，仔魚游泳速度呈劑量依賴性降低[42]。

目前的研究報道，PCBs主要通過影響感光細胞、視網膜神經節細胞等的發育和凋亡等，導致視網膜結構或功能受損，進而產生視覺障礙。Zhang等[43]報道，0.5 mg·L-1和1 mg·L-1的PCB-1254染毒斑馬魚胚胎至7 dpf，能夠顯著下調感光細胞發育基因opnsws1、opnsws2、crx和rho表達量，導致仔魚感光細胞發育異常，OMR顯著減弱。研究表明，sonic hedgehog (Shh)信號通路在視網膜發育過程中起重要作用。分泌細胞分泌Shh蛋白后，由靶細胞膜上的2種受體Ptch和Smo接收信號。Shh信號通路的下游核內因子主要為Gli蛋白家族，包含Gli1、Gli2及Gli3這3種轉錄因子。正常情況下，Ptch抑制Smo蛋白活性，從而抑制下游靶基因的轉錄。當Ptch與Shh結合后，解除對Smo的抑制作用，促使Gli蛋白進入核內激活下游靶基因轉錄[44]。研究發現，Shh蛋白主要由神經節細胞分泌，調節視網膜神經節細胞及感光細胞的發育，參與視網膜發育的諸多過程[45-47]。Shh通過調節pax2和pax6決定視泡遠近軸及腹側視網膜的發育從而影響視網膜分層[48]。Wei等[49]的體內和體外實驗結果表明，PCB-1254可通過抑制Shh信號通路相關基因(shha、shhb、gli1和gli2)表達，抑制視網膜神經節細胞(RGC-5)增殖，并促進其凋亡，進而導致視網膜發育異常。除此之外，microRNA(miRNA)在PCBs誘導的視網膜細胞功能損傷中也發揮著重要作用，PCBs可以通過作用于細胞外信號調節激酶(extracellular regulated protein kinases, ERK)和絲裂原活化蛋白激酶(mitogen activated protein kinase, MAPK)等途徑，誘導細胞凋亡，進而影響視覺功能。張曉倩等[50]報道，0.125、0.250、0.500和1.000 mg·L-1的PCB-1254暴露可通過miR-182靶向成纖維細胞生長因子FGF9激活MAPK/ERK信號通路，或通過miR-20b靶向成纖維細胞生長因子FGF2/生長因子受體結合蛋白GRB2，抑制MAPK/ERK信號通路，促進視網膜神經節細胞和感光細胞(661w)的凋亡，導致視網膜結構和視覺功能異常。

2.3 多溴聯苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)

PBDEs是一類新型持久性環境有機污染物，作為成本低廉的添加性溴代阻燃劑，廣泛應用于電子電器設備、自動控制設備、建筑材料和紡織品等的制造生產中。工業生產的PBDEs混合物主要包括3種：五溴二苯醚混合物(DE-71)、八溴二苯醚混合物(DE-79)和十溴二苯醚混合物。五溴二苯醚混合物包含BDE-47、BDE-99和BDE-100等，八溴二苯醚主要為BDE-183，十溴二苯醚主要為BDE-209。已有研究報道，我國廣東省清遠市龍塘鎮水樣檢出的PBDEs最高濃度為24.4 ng·L-1[51]。在我國珠江三角洲地區廢水中檢出的PBDEs濃度為3.3～2 496.4 ng·L-1[52]。PBDEs除具有心臟發育毒性、肝臟毒性[53]和生殖毒性[54]外，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。研究表明，450 ng·L-1和1 350 ng·L-1的BDE-47暴露導致10 dph日本青鳉仔魚OMR反應顯著減弱[55]。Zhao等[56]的研究表明，5、50和500 μg·L-1的BDE-47連續染毒斑馬魚胚胎(3 hpf～6 dpf)及間隔染毒斑馬魚胚胎(24 hpf～2 dpf, 3～4 dpf)，導致孵化出的仔魚光暗循環運動行為改變，其中最高濃度的BDE-47暴露導致5 dpf和6 dpf仔魚在黑暗時段的運動距離顯著減少。Dong等[57]報道，1、10和100 nmol·L-1的6-OH-BDE-47染毒斑馬魚胚胎至10 dpf，可導致30 hpf斑馬魚胚胎眼部黑色素出現劑量依賴性降低。

近年來，許多研究報道了DE-71、BDE-47、BDE-99和BDE-209等典型PBDEs的視覺毒性及作用機制。PBDEs可以通過干擾眼睛發育相關基因的表達，損傷視網膜結構，從而導致魚類視覺功能障礙。Xu等[58]用500 μg·L-1的BDE-47染毒斑馬魚胚胎(3 hpf～6 dpf)，借助深度測序技術，發現BDE-47通過干擾眼睛發育相關基因(opn1sw1、rx2、crx和cdh4等)的表達，導致6 dpf仔魚視網膜感光細胞排列紊亂，INL厚度增大且細胞分布稀疏，最終影響視覺功能。另有研究表明，斑馬魚胚胎暴露于3.58 μg·L-1和31.0 μg·L-1的BDE-71，使15 dpf仔魚的INL面積顯著增大，而IPL面積及GCL細胞數量顯著減少，最終導致OKR和趨光行為加劇[59]。Zezza等[60]用1、10、25、50、75和100 nmol·L-1的BDE-47、BDE-99和BDE-209分別染毒斑馬魚胚胎至96 hpf，發現低濃度下的BDE-47和BDE-99及高濃度下的BDE-209暴露導致仔魚OPL面積減小，造成斑馬魚視網膜結構損傷，最終影響視覺功能。除了上述作用機制外，PBDEs還可以通過干擾視黃酸(retinoic acid, RA)、甲狀腺激素(thyroid hormones, THs)介導的視覺系統發育過程等，影響魚類的視覺發育，進而造成視覺毒性。

研究表明，RA在視覺系統發育、視原基形成、感光細胞的維持和增殖中起著重要的調節作用[61-63]。在脊椎動物中，RA在視網膜中合成[64]，促進RPE的發育，而RA供給不足或合成受抑制會影響感光細胞的發育[65]。乙醛脫氫酶(Aldh1a2和Aldh1a3)是催化視黃醛合成RA的關鍵酶[66]。感光細胞的外段含有視色素，由視蛋白及11-順視黃醛組成，遇光時后者轉變為全反式結構，從而啟動視網膜中的光轉導和RA循環。RA異構酶(retinal pigment epithelium-specific 65 kDa protein, RPE65)和卵磷脂視黃醇?；D移酶(lecithin retinol acyltransferase, LRAT)是參與RA循環中的關鍵酶，可以催化全反式視黃醇經過一系列變化轉變為11-順視黃醛，然后與視蛋白結合形成新的視色素，進入下一輪光化學反應循環[67]。研究發現，PBDEs可以通過干擾RA信號通路相關基因以及視蛋白基因的表達，導致視覺系統發育缺陷和視覺功能障礙。例如，DE-71染毒斑馬魚胚胎至120 hpf，能夠顯著下調仔魚RA信號通路相關基因(raldh2、rbp1a、rdh1、crbp1a、crabp2a和raraa等)表達量，干擾視黃醛和RA的再生，RA信號轉導過程受抑制，進而損傷視覺功能。此外，DE-71還能通過上調opn1sw1、opn1sw2和rho等視蛋白基因表達，干擾仔魚眼睛發育[68]。王超[69]的研究結果表明，BDE-47通過降低視黃醇飽和酶(retsat)、乙醛脫氫酶2型(aldh1a2)、細胞色素P450酶(cyp26a1)和視黃醇脫氫酶8a(rdh8a)等RA合成相關基因的表達量，導致斑馬魚體內RA代謝合成紊亂，影響斑馬魚視覺發育及視覺功能。

THs是對脊椎動物早期發育具有重要調控作用的一種內分泌激素，早期發育階段甲狀腺激素受體β(thyroid hormone receptorβ, TRβ)主要在視網膜的外核層表達，其中包含發育中的光感受器[70]。體外和體內實驗均發現，THs可以調節視網膜光感受器的分化、視錐細胞的形成及存活、視蛋白基因的表達等[71-73]。因此，干擾甲狀腺激素系統會影響其所調控的魚類眼睛發育，進而影響視覺能力和行為。研究表明，PBDEs可通過干擾THs調控的發育通路，誘導視網膜細胞凋亡，最終影響魚類視覺功能。例如，PBDEs及其羥基代謝物(OH-BDEs)的化學結構與內源性甲狀腺素(thyroxine, T4)和三碘甲狀腺原氨酸(triiodothyronine, T3)相似，Dong等[57]的研究表明，6-OH-BDE-47能夠模擬T3，通過降低thrβ轉錄水平，增加視網膜細胞凋亡，細胞增殖減少，RPE厚度降低且出現空隙，導致眼部黑色素沉著減少，最終影響斑馬魚的視覺行為。另外，李嘉偉等[74]的體外實驗結果表明，BDE-99和5-OH-BDE-99都可以與T3競爭性結合TRβ，10 nmol·L-1和100 nmol·L-1的BDE-99和5-OH-BDE-99暴露導致60 hpf斑馬魚仔魚thrβ的轉錄水平顯著降低，造成仔魚眼睛色素沉著減少，進而影響視覺功能。

2.4 重金屬

重金屬是水生生態系統重要的持久性污染物，其主要來源不僅包括自然風化、火山活動、植被釋放和土壤排放等，還包括化石燃料的燃燒，工業生產水泥、鋼鐵和有色金屬等人為來源。已有研究表明，世界各國河流與湖泊等水生生態系統均受到重金屬不同程度的污染。例如，巴基斯坦奇納布河水體中可溶性鉛(Pb)的濃度為188.2～206.9 μg·L-1，鎘(Cd)的濃度為22.3～33.6 μg·L-1，鉻(Cr)的濃度為76.7～196.8 μg·L-1，銅(Cu)的濃度為27.5～46.1 μg·L-1。王益平[75]研究發現，我國珠江流域廣東段水體溶解態重金屬Cr的濃度為1.695 μg·L-1，Cu的濃度為1.092 μg·L-1，錳(Mn)的濃度為1.061 μg·L-1，鋅(Zn)的濃度為3.611 μg·L-1，Cd的濃度為0.042 μg·L-1，Pb的濃度為0.077 μg·L-1。重金屬除具有免疫毒性、生殖毒性和內分泌毒性[76-78]外，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。例如，10 nmol·L-1和30 nmol·L-1的Pb染毒斑馬魚胚胎至24 hpf，導致成魚對視覺刺激的反應明顯減弱[79]。Hen Chow等[80]的研究結果表明，Cd染毒斑馬魚胚胎(4～24 hpf)，導致24 hpf斑馬魚胚胎小眼表型顯著增多，與對照組相比，7 dpf仔魚在明亮的環境中皮膚色素沉積增多，導致視覺介導的背景適應行為發生改變。

近年來，很多研究報道了汞(Hg)、Pb和Cd等典型重金屬的視覺毒性及作用機制。重金屬可以通過促進氧化應激，誘導細胞凋亡，導致魚類視網膜結構改變，最終影響視覺功能。Avallone等[81]的研究結果表明，0.3 mg·L-1和3.0 mg·L-1的Cd染毒成年斑馬魚30 d，導致神經纖維層明顯增厚且有空泡，感光細胞層出現空白區域，GCL和ONL細胞凋亡增多，視網膜結構受損，導致成年斑馬魚視覺躲避逃逸反應改變。曾建平[82]的研究表明，染Pb培養胎兒RPE細胞系(fRPE-13)及成人RPE細胞系(ARPE-19)，可造成RPE細胞產生氧化應激，最終導致RPE細胞凋亡或壞死。Hg被存在于環境中的細菌甲基化，轉化為甲基汞(MeHg)。Pereira等[83]在鯔魚(Lizaaurata)大腦、眼壁和晶狀體中發現高水平MeHg積累，進一步研究表明，MeHg可能通過降低過氧化氫酶(catalase, CAT)、超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)和乙酰膽堿酯酶活性，促進氧化應激，增加氧化損傷，干擾神經傳遞過程從而發揮眼部毒性[84]。重金屬也可以通過干擾Shh信號通路相關基因表達，影響視網膜神經元分化，從而影響視覺功能。例如，Hen Chow等[80]研究表明，Cd能夠干擾shh的轉錄水平，導致神經節細胞和光感受器細胞數量減少，影響視網膜神經發育，干擾軸突形成，最終影響視覺功能。crestin是一種泛神經嵴標記物[85]，常用于指示神經嵴或黑色素細胞的形態發生。重金屬還可以通過干擾crestin的表達量，影響神經嵴和色素細胞的形成，進一步影響眼睛發育和視覺功能。Zhang等[86]借助高通量分子篩選技術發現，Cd通過降低crestin的表達量，阻斷神經嵴的發育，抑制了色素細胞的形成，導致斑馬魚頭眼發育不全和色素減退表型，最終影響視覺功能。

2.5 雙酚類化合物及其衍生物(bisphenol analogues, BPs)

BPs是一類結構相似(具有2個羥苯基)的物質，主要包括雙酚A(bisphenol A, BPA)、雙酚S(bisphenol S, BPS)、雙酚F(bisphenol F, BPF)、雙酚AF(bisphenol AF, BPAF)、四氯雙酚A(tetrachlorobisphenol A, TCBPA)和四溴雙酚A(tetrabromobisphenol A, TBBPA)等[87-88]。BPs作為工業產品的原材料，廣泛應用于環氧樹脂、嬰兒奶瓶、熱敏紙、硫化物和殺蟲劑、皮革鞣劑、染料分散劑和纖維添加劑等[89-90]。據報道，BPs在世界各國水、沉積物等多種環境介質中被檢出[91]。例如，在中國太湖中檢測到的BPA和TBBPA濃度范圍分別為73～678 ng·L-1和1.7～7.1 ng·L-1，平均濃度分別為217 ng·L-1和3.5 ng·L-1[92]；日本Tamagawa河采集的水樣中BPF的濃度為2.85 μg·L-1；而在印度Adyar河中檢測到的BPS濃度高達7.20 μg·L-1[93]。此外，我國珠江河口沉積物中BPA濃度范圍為9.48～143 ng·L-1[94]。BPs除具有免疫毒性、神經內分泌毒性和生殖毒性[95-96]外，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。例如，Inagaki等[97]的研究結果表明，200 μg·L-1的BPA染毒日本青鳉(自1 dpf開始)，導致4 dpf青鳉仔魚眼睛色素沉著顯著增多。Fraser等[98]的研究表明，斑馬魚胚胎暴露于BPS(6～118 hpf)，導致96、100和118 hpf仔魚光暗循環運動行為改變。

近年來，一些研究報道了BPS和TBBPA等雙酚類化合物的視覺毒性及作用機制。一方面，BPS通過干擾視蛋白基因的表達，影響光感受器的發育，進而影響視覺功能。Liu等[99]的研究表明，1、10、100和1 000 μg·L-1的BPS長期染毒斑馬魚胚胎，干擾了120 dpf雄性斑馬魚感光細胞視蛋白基因(opn1sw1、opn1sw2、opn1mw1、opn1lw1和rho)的表達，導致感光細胞排列不規則，從而減弱了斑馬魚的視覺追蹤能力。另一方面，BPS還可以通過促進細胞凋亡，破壞視網膜結構，最終導致視覺行為異常。視網膜凋亡通常由促凋亡基因bax和抗凋亡基因bcl-2介導[100]，bcl-2表達下調表明細胞凋亡增多。BPS長期染毒斑馬魚胚胎至其性成熟，通過降低bcl-2的轉錄水平，誘導視網膜細胞凋亡，導致成年雄性斑馬魚IPL、GCL和視網膜厚度減小，最終導致OMR和OKR減弱[99]。此外，Gu等[101]的研究也表明，0.3 mg·L-1和3.0 mg·L-1的BPS染毒斑馬魚胚胎至6 dpf，導致6 dpf仔魚細胞凋亡增加，視網膜結構改變(RPE出現空洞，GCL細胞排列稀疏)，顯著減弱了仔魚的運動行為。

雙酚類化合物的衍生物TBBPA可以與甲狀腺激素受體相互作用，干擾甲狀腺激素系統，從而影響眼睛發育和視覺功能。Baumann等[102]用0、100、200、300和400 μg·L-1的TBBPA染毒斑馬魚胚胎，發現TBBPA通過干擾trα、tpo等甲狀腺系統相關基因的表達量，導致5 dpf斑馬魚仔魚眼睛的相對大小顯著減小，RPE色素沉積減少，隨TBBPA濃度的增加，仔魚OKR呈劑量依賴性減弱，且仔魚趨光性行為也發生改變。進一步借助微陣列技術，Baumann等[103]發現TBBPA還可以通過干擾魚類光轉導和RA循環通路相關基因(pde6a、pde6h、arr3a和rpe65a等)的表達，影響斑馬魚光轉導和RA循環過程，從而影響視覺功能。

2.6 全氟烷基化合物(perfluoroalkyl substances, PFASs)

PFASs由一個全氟化的長碳主鏈組成，末端基為羧基、醇或磺酸基，屬于新型的持久性有機污染物。全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)和全氟辛烷磺酸(perfluorooctanesulfonic acid, PFOS)是2種典型的長碳鏈PFASs[104]，因其優良的耐高溫、耐水解、耐微生物降解及強酸強堿等特性，廣泛應用于潤滑劑、油漆、化妝品和消防泡沫等工業和消費品中[105-106]，目前在世界各國河流、湖泊及飲用水中均有檢出。例如，五大湖中PFOA的檢出濃度范圍為7～50 ng·L-1[107]，而在美國田納西河下游PFOS的檢出濃度達100 ng·L-1[108]。此外，在萊茵河-魯爾河地區飲用水中PFOA的檢出濃度高達519 ng·L-1[109]。據報道，PFOA除具有生殖毒性和免疫毒性外，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。研究表明，高濃度的PFOA(414 mg·L-1)暴露導致24 hpf斑馬魚胚胎眼部出現細胞凋亡，誘導120 hpf斑馬魚仔魚DNA損傷增加，導致仔魚在光暗循環運動行為中暗時段的游動速度明顯減慢[110]。另有研究表明，0.5、2.0和4.0 mg·L-1的PFOS染毒斑馬魚胚胎(6～96 hpf)，導致24 hpf斑馬魚胚胎眼部發生細胞凋亡，最終導致5 dpf仔魚光暗循環運動行為改變[111]。

全氟丁烷磺酸(perfluorobutane sulfonate, PFBS)是一種新出現的水生污染物，短碳鏈的PFBS作為PFOS的替代物，廣泛用于商業和工業產品的生產[112]，據報道，我國湖北省唐潯湖中PFBS的平均檢出濃度高達8.0 μg·L-1[113]。近年來，很多研究報道了PFBS的視覺毒性及作用機制。一方面，PFBS可以通過影響神經遞質系統，干擾視覺信號轉導，最終影響視覺功能。視網膜各細胞層間豐富的突觸連接對視覺信號的轉導、整合和放大具有重要作用[68]，視覺信息在視網膜回路中的傳遞是由多種神經遞質協同介導的。Chen等[114]在青鳉眼中發現高水平PFBS積累，進一步研究表明，PFBS可以通過擾亂谷氨酸、γ-氨基丁酸、乙酰膽堿(acetylcholine, ACh)、去甲腎上腺素和腎上腺素等神經遞質系統，干擾視覺信號傳遞過程，進而影響視覺功能。另一方面，PFBS還可以通過干擾魚類眼睛發育相關基因表達，最終導致視覺系統發育缺陷和視覺功能障礙。Chen等[114]發現PFBS暴露導致青鳉晶體蛋白表達降低，干擾眼球晶狀體和角膜的發育，最終導致青鳉視覺功能異常。此外，PFBS可以通過干擾RA循環通路相關基因表達，進而影響視覺功能。如Hu等[115]用PFBS(0、10和100 μg·L-1)染毒成年雌性斑馬魚28 d，發現PFBS能夠干擾RA循環關鍵基因(rdh1、crbp2a、raldh2和cyp26a等)的表達，擾亂RA循環代謝過程，最終影響斑馬魚視覺功能。

2.7 農藥和殺蟲劑

有機磷農藥(organophosphate pesticides, OPs)具有高效、快速、廣譜性的特點，常被作為高效殺蟲劑和植物生長調節劑而廣泛用于農業生產中，是世界上生產和使用最多的農藥品種之一。研究表明，在農藥施用過程中，僅有1%左右作用于靶生物，其余的或殘留于土壤，或通過間接途徑進入水環境，對水生生物造成較大的危害。常見的OPs有毒死蜱(chlorpyrifos, CPF)和馬拉松等。CPF作為一種廣譜OPs，廣泛應用于農業和城市的害蟲防治及草坪維護等，還可用作建筑物周圍或建筑物下的殺蟲屏障[116]。意外泄漏、未經處理排放廢水和噴濺等均會導致大量CPF隨雨水沖洗經地表徑流最終進入水生生態系統[117-119]。研究表明，2010—2011年在馬來西亞運河水域CPF的檢出濃度范圍為28～44 μg·L-1[120]。馬拉松屬于另一種OPs，其在世界各地區的地下水中的檢出濃度范圍為2.62～105.2 μg·L-1[121-122]。

近年來，一些研究報道了CPF和馬拉松等典型OPs的視覺毒性及作用機制。一方面，CPF可以通過擾亂神經遞質代謝進而影響視覺功能。乙酰膽堿酯酶(acetylcholinesterase, AChE)存在于脊椎動物視覺系統的不同組織(角膜、脈絡膜、虹膜和視網膜等)中，對維持體內穩態發揮重要作用。神經遞質ACh由突觸前神經末梢分泌，釋放到突觸間隙后，被AChE迅速降解。Qiu等[123]用0.024 mg·L-1的CPF染毒青鳉4 d后導致青鳉眼部AChE活性顯著降低，造成乙酰膽堿的積累，進而損傷視覺系統，最終導致青鳉驚嚇反應(球體下落引起的視覺刺激)改變和視覺功能障礙。另一方面，CPF脅迫還可以通過誘導細胞凋亡進而影響魚類視網膜結構，最終影響視覺功能。Marigoudar等[124]的研究表明，0.04、0.09、0.15、0.29和0.56 μg·L-1的毒死蜱染毒尖吻鱸30 d，導致尖吻鱸體內SOD活性顯著降低，活性氧(reactive oxygen species, ROS)和細胞凋亡增多，造成ONL細胞間隙增加，視網膜各層(RPE、ONL和INL)連接疏松，GCL出現空泡，導致尖吻鱸視網膜結構受損，最終影響視覺功能。另有研究表明，CPF染毒遮目魚(Chanoschanos)30 d，導致其視網膜神經纖維層出現空泡，OPL、ONL和RPE等各層連接松散，視網膜組織和結構紊亂，最終影響其視覺功能[125]。馬拉松可以通過干擾甲狀腺激素系統，擾亂視網膜發育進而影響魚類視覺功能。研究表明，1.56、3.12和6.25 μg·L-1的馬拉松染毒塞內加爾比目魚(4～30 dph)，導致thrβ的轉錄水平和T4水平減少，干擾了THs對視網膜發育的調控，導致RPE厚度及面積顯著減小，進而影響其視覺功能[126]。

合成擬除蟲菊酯是農業和家庭害蟲防治中普遍使用的殺蟲劑之一。氯氰菊酯(cypermethrin, CP)屬于Ⅱ型擬除蟲菊酯殺蟲劑。據報道，CP除具有生殖毒性[127]、肝臟毒性[128]和心臟毒性[129]外，還能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。例如，Ranjani等[130]借助轉錄組技術分析發現，10 mg·L-1的CP染毒斑馬魚胚胎48 h，干擾了仔魚視覺系統發育相關基因(crygmd3、fabp11b、pax6a、pax2a、six3b和sox2等)的表達，最終影響其視覺發育及視覺功能。

2.8 其他環境污染物

近年來的研究也報道了丙烯酰胺(acrylamide, ACR)、三甲基氯化錫(trimethyltin chloride, TMT)、炔諾酮(norethindrone, NET)、磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPhP)、三苯基錫(triphenyltin, TPT)、對乙酰氨基酚(paracetamol, PAR)、三氯生(triclosan, TCS)、雙氯芬酸(diclofenac, DCF)、土霉素(oxytetracycline, OTC)和慶大霉素等其他環境污染物的視覺毒性及作用機制。

ACR是一種廣泛應用于工業的水溶性化學物質，可在煙草煙霧和高溫烹飪的淀粉類食品中形成[131-132]。TMT是工業和農業領域應用最廣泛的有機錫化合物之一，廣泛存在于土壤及水生系統中。研究表明，ACR和TMT也可以通過誘導細胞凋亡，改變魚類視網膜結構，最終影響視覺功能。例如，Albalawi等[133]的研究表明，1 mmol·L-1和2 mmol·L-1的ACR暴露導致斑馬魚胚胎sod1、sod2、catalase、gpx1和nrf2等抗氧化基因表達水平降低，同時SOD和CAT等抗氧化酶活性也顯著降低，ROS和丙二醛增多，誘導Caspase 3依賴性的凋亡，導致視桿細胞和視錐細胞的缺失，進而影響視覺功能。此外，Kim等[134]將斑馬魚胚胎暴露于2.5、5和10 μmol·L-1的TMT，發現5 μmol·L-1和10 μmol·L-1的TMT導致72 hpf斑馬魚仔魚眼內ROS增多，抗氧化酶相關基因(sod、cat、gpx1和hmox1等)表達下調，凋亡相關基因(tp53、bcl2、casp3、casp8、casp9和aif等)表達上調，細胞凋亡呈劑量依賴性增多，導致晶狀體、GCL、INL、ONL和RPE厚度減小，同時仔魚眼軸長度和眼表面積減小，最終導致120 hpf仔魚趨光反應改變。NET是一種合成孕激素，因其避孕、治療更年期癥狀等醫療用途而被廣泛使用，是廢水中排放最多的藥物之一[135-137]。TPhP作為有機磷阻燃劑，在環境介質中經常被檢出。NET和TPhP分別通過干擾光轉導相關基因及視蛋白相關基因的表達，抑制光轉導過程，導致仔魚視網膜發育及視覺功能損傷。Bridges等[138]用環境濃度(16、32、63、125、250、500和1 000 ng·L-1)的NET染毒斑馬魚胚胎，借助轉錄組學技術，發現500 ng·L-1的NET導致28 dph斑馬魚光轉導相關基因(arr3a、gngt1、gnat1、gnat2、pde6a、pde6b、grk、guca和rcvrn等)顯著下調，光轉導受抑制，最終影響視覺功能。van der Veen和de Boer[139]用0、0.1、1、10和30 μg·L-1的TPhP染毒斑馬魚胚胎(2～144 hpf)，發現10 μg·L-1和30 μg·L-1的TPhP顯著下調了144 hpf斑馬魚仔魚感光細胞視蛋白相關基因(opn1sw1、opn1sw2、opn1mw1、opn1mw2、opn1mw3、opn1mw4、opn1lw1、opn1lw2和rho)的表達水平，同時ONL、INL和IPL面積顯著減小，干擾視網膜發育，最終導致仔魚OKR和趨光反應呈劑量依賴性減弱。2012—2013年的一項調查表明，TPT作為稻田作物殺菌劑，在我國三峽庫區的最高檢出濃度為11.25 ng·L-1(以Sn計)[140]。研究表明，TPT可以通過干擾仔魚視網膜軸突發育進而影響其視覺功能。Xiao等[141]通過納米注射將斑馬魚胚胎暴露于TPT(0、0.8、4.0、20和100 ng·g-1，以TPT-Cl計)，發現4.0、20和100 ng·g-1(以TPT-Cl計)改變了5 dpf斑馬魚仔魚視網膜軸突發育相關基因(pax6和ephrinB1)的表達量，破壞了RA代謝，導致視網膜軸突發育缺陷，最終造成仔魚體表色素沉著增多，影響其視覺功能。

對乙酰氨基酚(paracetamol, PAR)、三氯生(triclosan, TCS)和雙氯芬酸(diclofenac, DCF)等屬于新興的藥物和個人護理品(pharmaceuticals and personal care products, PPCP)類環境污染物。DCF是一種消炎藥，PAR是一種止痛和退熱類藥物，TCS作為公認的高效廣譜抗菌劑，廣泛應用于醫藥、化妝品、洗滌劑以及日常護理用品等領域，其在中國和羅馬尼亞等國家的水環境(廢水、飲用水和河水等)中廣泛被檢出[142-144]。研究表明，TCS、DCF和PAR等PPCP均能夠對魚類的視覺發育和視覺功能造成有害影響。例如，0.4 mg·L-1和0.6 mg·L-1的TCS及3.38 μmol·L-1的DCF染毒斑馬魚胚胎均可導致96 hpf斑馬魚仔魚眼睛減小[145]。此外，TCS暴露可導致120 hpf斑馬魚仔魚對光刺激的反應延遲[146]。Nassef等[147]通過納米注射TCS(9 ng·egg-1)染毒青鳉胚胎，導致2 dpf青鳉胚胎眼睛色素沉著減少。同樣，PAR染毒斑馬魚胚胎也可導致72 hpf斑馬魚仔魚眼部色素沉積減少[148]。借助透射電子顯微鏡技術，張靈等[149]發現0.2 mg·L-1和0.4 mg·L-1的TCS暴露導致144 hpf斑馬魚仔魚IPL和OPL厚度減小，感光細胞數量及視網膜神經元之間連接減少，導致仔魚視網膜結構改變，最終影響視覺功能?？股厥怯晌⑸锘蚋叩葎又参锼a生的一類次級代謝產物，是具有抗病原體或其他活性的化學物質，且能作為一種促生長劑廣泛應用于畜牧及水產養殖業。土霉素(oxytetracycline, OTC)是一種四環素抗生素。在中國河流中，OTC的檢出濃度范圍為0.235～0.712 mg·L-1[150]。研究表明，長期暴露于OTC導致虹鱒眼中AChE活性被抑制[151]。慶大霉素是氨基糖苷類抗生素，慶大霉素處理導致斑馬魚仔魚視覺運動反應行為改變，影響其視覺功能[152]。

3 總結與展望(Summary and prospect)

本綜述總結了多環芳烴、多氯聯苯、多溴聯苯醚、重金屬、雙酚類化合物及其衍生物、全氟烷基化合物、農藥和殺蟲劑等幾類常見的環境污染物對魚類產生視覺毒性的效應及機制。這些污染物主要以視網膜為潛在靶點，通過增加細胞凋亡，干擾光感受器發育，造成視網膜結構損傷，進一步通過干擾光轉導及RA循環通路相關基因表達，造成魚類視覺功能異常。但是環境污染物對魚類視覺系統毒性效應及機制的研究多集中于體內實驗，今后可以結合體內和體外實驗深入研究，綜合評估環境污染物的視覺毒性，為環境污染物的安全性評價提供更多的毒理學數據支撐。

在魚類早期發育過程中，環境污染物的毒性效應可能受到暴露方式的影響。常見的暴露方式有連續暴露、早期脈沖暴露和間隔暴露等。一些疏水化學物質如PBDEs，它們在水中的含量很難保持恒定，生物和物理擾動可能使其分布以及毒理學影響更加復雜[153-154]。魚類在擾動區和非擾動區之間的游動類似于污染物的間隔暴露，這與連續暴露實驗不同。因此，間隔暴露不僅有利于研究污染物的作用方式，而且還具有重要的環境意義，值得研究者進一步去探索。通過比較不同暴露方式的結果，為進一步揭示環境污染物的視覺毒性效應及其潛在機制提供參考。