壬基酚聚氧乙烯醚對成年雄性斑馬魚HPG軸相關基因表達的影響

姜錦林,劉仁彬,張宇峰,梁 霞,單正軍

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壬基酚聚氧乙烯醚對成年雄性斑馬魚HPG軸相關基因表達的影響

姜錦林1*,劉仁彬1,2,張宇峰2,梁 霞1,單正軍1

(1.環境保護部南京環境科學研究所,國家環境保護農藥環境評價與污染控制重點實驗室,江蘇 南京 210042；2.南京工業大學環境學院,江蘇 南京 210009)

本研究以模式動物斑馬魚()為受試生物,采用半靜態水體暴露的方式研究了不同濃度壬基酚聚氧乙烯醚(NPEO)對斑馬魚雄性成魚下丘腦-垂體-性腺軸(HPG軸)的影響.結果顯示,考察濃度范圍內的NPEO暴露可以顯著上調斑馬魚腦中、、、、和基因,以及性腺中基因的相對表達量.和基因表達量對較低濃度NPEO暴露較為敏感,其中和基因表達量在低至0.001mg/L的NPEO暴露下即出現顯著上調.0.1和10mg/L NPEO暴露可以顯著抑制斑馬魚精巢中基因的表達量,而10mg/L NPEO暴露則可以顯著誘導基因的表達量.相關調控基因表達量的上調,表明NPEO暴露可以誘導下丘腦分泌,進而刺激垂體分泌.NPEO暴露誘導基因的表達,促進了內源雌激素的合成.同時,NPEO通過抑制表達,可能抑制睪酮(T)的合成,干擾斑馬魚精巢中原有的性激素平衡.斑馬魚精巢內雌激素水平升高負反饋給垂體,刺激垂體分泌促性腺激素.由此表明,考察濃度范圍內(0.001~10mg/L)的NPEO的暴露可以影響雄性斑馬魚成魚HPG軸的反饋調節.

壬基酚聚氧乙烯醚；雄性斑馬魚；內分泌干擾效應；HPG軸

壬基酚聚氧乙烯醚(NPEO),作為一種常見的非離子表面活性劑,廣泛應用于許多工業和農業產品,如洗滌劑、化妝品、造紙、印刷、紡織、農藥殺蟲劑、制藥、冶金、石油、合成橡膠、塑料、油漆甚至食品等產品的加工和生產[1-3].近些年來,NPEO全世界年均產量達到700000t左右[4],是全球使用量第二大的商用非離子表面活性劑[5].NPEO可以通過農藥使用、污泥農用和污水灌溉等多種途徑釋放到環境中[6],其本身和代謝產物的環境潛在影響引起人們廣泛關注.在自然環境中,NPEO易被降解成短鏈壬基酚聚氧乙烯醚、壬基酚(NP)和羧酸衍生物等多種代謝產物[7].其中,NP在廢水、地表水和沉積物中常被測出[8],已被證實具有類雌激素性質[9],其毒性遠遠高于母體本身.有學者[10-11]監測了2000年長江和嘉陵江重慶段中NPEO類和4-NP等污染物的濃度,發現四月份和十二月份河流中NPEO類是其中主要的污染物,且有著近似的剖面分布情況.總NPEO(包含不同氧乙烯鏈長度)濃度為6.9~97.6μg/L (四月份)和2.5~52.7μg/L(十二月份).但在七月份時NP變為河流中主要的污染物,濃度為1.7~7.3μg/L. NPEO及代謝產物還可以通過食物鏈在動物和人體內累積,對人體正常的激素分泌產生影響,造成雌性效應、致畸、致癌和致突變等多種效應,具有典型內分泌干擾物(EDCs)的特征[12-13].EDCs可以通過模仿天然激素作用、與天然激素相結合等方式干擾內分泌系統,影響生物正常發育和繁殖,導致產卵量和受精率下降[14-15].

截止目前,關于NPEO降解產物NP對魚類毒性效應的研究比較多[16],劉曉麗等[17]研究了NP對斑馬魚精巢組織及性激素合成酶基因表達的影響,發現NP可以誘導斑馬魚精巢中內源雌激素合成和雌激素受體的表達,提高雌激素效應.但關于NPEO暴露干擾魚類內分泌系統的研究較少,研究表明NPEO具有一定雌激素活性,Metcalfe等[18]觀察到100μg/L的NP1EO和NP2EO混合暴露組導致一條雄性青鳉出現雌雄間性,NPEO對魚類內分泌干擾效應的作用機制還不明確.本研究在基因轉錄水平上研究NPEO對斑馬魚雄性成魚的影響,應用實時熒光定量PCR方法,檢測魚體下丘腦一垂體一性腺軸(HPG軸)相關調控基因的相對表達量,以期通過基因表達的變化,揭示NPEO干擾斑馬魚內分泌系統可能的毒性作用機制.

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

儀器:體視顯微鏡(Leica,S8APO),全自動電泳系統(Bio-Rad,Experion),凝膠成像分析系統(Bio-Rad, Gel Doc XR+),PCR儀(Bio-Rad,DNA Engine),熒光定量PCR儀(Bio-Rad,CFX96TMOptics Module).

試劑:壬基酚聚氧乙烯醚(CAS號:9016-45-9,分析純),購自阿拉丁化學公司;17β-雌二醇(CAS號: 50-28-2,>99%),購自Sigma-Aldrich公司;丙酮(CAS號:67-64-1,分析純),購自上海凌峰化學試劑有限公司.

1.2 受試材料和暴露實驗

斑馬魚購自南京大學模式生物研究中心,平均體重(0.315±0.064)g,均為性成熟雄性個體,在環境保護部南京環境科學研究所斑馬魚實驗系統中心馴養2周以上,馴養魚用水為曝氣處理24h以上的自來水,水質硬度為136~144mg/L(以CaCO3計),溶解氧飽和濃度保持在80%左右,pH值為7.8±0.2.每天定時投喂新鮮孵化的鹵蟲無節幼體()2次,投喂量以飼料在5min內被吃完為準.

NPEO暴露設計:斑馬魚馴養結束后,參考OECD測試準則230對斑馬魚進行暴露處理[19].以丙酮為助溶劑,將NPEO配制成母液,濃度為500mg/L.設置5個NPEO試驗濃度組,分別為0.001, 0.01,0.1,1, 10mg/L,NPEO暴露劑量根據預試驗及相關文獻報道而設計[18,20],濃度最高組丙酮含量為0.01%.設置一個空白對照組、一個溶劑對照組和一個80μg/L的雌二醇(E2)試驗組,每個濃度組設置3個平行組.E2實驗組作為陽性對照組,E2是一種強效的雌激素,能對魚類產生間性性腺(卵巢-睪丸)[18].試驗在10L(含8L暴露液)的玻璃缸中進行,每個平行組隨機放入40尾試驗用魚.采用半靜態試驗,48h更換一次試液,水溫控制在(25±2)oC,光照周期14:10h.暴露周期為21d,試驗期間每天喂食3次.暴露21d后取樣,取樣時將斑馬魚置于冰上,凍僵后快速取腦和精巢組織,液氮冷凍后,放在-80℃冰箱中保存待用.

1.3 熒光定量PCR實驗步驟

1.3.1 總RNA提取與檢測 利用Invitrogen TRIzol Reagent從斑馬魚腦和精巢組織中提取總RNA,測定總RNA在260和280nm的吸收值,計算OD260/OD280比值,測得比值均介于1.8~2.0,可用于后續反轉錄實驗.將提取的斑馬魚組織的總RNA進行1.0%瓊脂糖凝膠電泳,可觀察到清晰的28S、18S和5S rRNA條帶,說明所提取的總RNA完整性較好,可繼續進行后續試驗.

1.3.2 cDNA合成 根據HiScript? 1ST strand cDNA Synthesis kit的說明進行反轉錄,反應體系為10μL.在一個RNase-free離心管里按如下體系加入反應液(10mL):總RNA(1pg~500ng) 1mL,4×gDNA wiper Mix 2mL,RNase-free water 5mL.用移液器輕輕吹打混勻后短時離心,PCR儀上42℃反應2min.在第1步的反應管中直接加入5×qRT SuperMixⅡ 2μL,用移液器輕輕吹打混勻后短時離心,按以下程序進行逆轉錄反應:25℃10min,42℃ 30min,85℃ 5min.所得cDNA產物可在-20℃儲存或立即用于qRT-PCR反應.

1.3.3 熒光定量PCR 將cDNA樣品.實時熒光定量PCR反應體系為20μL:10μL Faststart Universal SYBR Green Master,4μL cDNA模板(反轉錄后按1:10稀釋),2μL引物(6mmol/L),4μL RNase-free water.反應條件如下:95℃ 10min,1個循環;95℃ 10s,55℃ 3s,40個循環,4℃保存.3次重復實驗以減少誤差.溶解曲線的分析是為了確保各步反應只有一個片段進行擴增.選擇基因作為內參基因,進行實時熒光定量PCR測定,目標基因和參照基因擴增效率都接近100%且相互間效率偏差在5%以內.選取11種與內分泌干擾系統相關的基因,檢測了其相對表達量.基因名稱、引物序列和引物序列號見表1.

表1 基因名稱、引物序列和引物序列號

1.4 數據統計分析

相對基因表達量采用2-ΔΔCt法進行計算,其中ΔΔCt由公式(1)計算得到:

ΔΔCt=[(Cttarget-Ctactin)t-(Cttarget-Ctactin)0] (1)

式中:Ct表示循環閾值;Cttarget表示目標基因的Ct值;Ctactin表示內參基因的Ct值;t代表任意時間點;0表示經基因校正后1倍量的目標基因表達.

熒光實時定量得到的數據進行單因素方差分析(ANOVA).所有實驗數據采用SPSS19.0統計軟件處理分析,利用方差分析檢驗實驗組和對照組各組織中不同時間點的數據顯著性差異,用Tukey法檢驗計算值,當<0.05(*)時認為差異顯著,<0.01(**)認為差異極為顯著.

2 結果

2.1 NPEO對斑馬魚促性腺激素釋放激素基因及其受體基因mRNA表達的影響

圖1 NPEO對斑馬魚腦中GnRH2(a)、GnRH3(b) mRNA表達的影響

整個試驗過程中,對照組和處理組都未觀察到受試魚行為和形態的異常.由圖1可以看出,與對照組相比,1,10mg/L的NPEO可以使斑馬魚腦中基因的表達量顯著增高,但在低濃度NPEO和E2的處理下沒有出現顯著性變化,所有濃度NPEO和E2對斑馬魚腦中基因的表達影響均不顯著.

由圖2可知,斑馬魚腦中基因的相對表達量與NPEO的濃度呈明顯的正相關.與對照組相比,在0.01mg/L的NPEO作用下,斑馬魚腦中、基因的相對表達量即發生顯著影響,10mg/L的NPEO對斑馬魚腦中、基因表達量的影響極為顯著.NPEO暴露對斑馬魚腦中基因表達量的影響較為敏感,所有濃度組對其相對表達量的影響都很顯著.

2.2 NPEO對斑馬魚促性腺激素基因及其受體基因表達的影響

由圖3可知,在低濃度的NPEO作用下,斑馬魚腦中基因的表達量與對照組相比無明顯的影響,僅在10mg/L的NPEO作用下,斑馬魚腦中基因的表達量出現顯著性上調.NPEO可以誘導斑馬魚腦中基因表達量的上調,其中0.001和10mg/L處理組對其表達量影響顯著,0.01,0.1和1mg/L對其表達量影響極為顯著.

由圖4可知,NPEO對斑馬魚精巢中基因的表達量與對照組相比無明顯的影響,但E2對其影響極為顯著.0.001mg/L的NPEO暴露可以顯著上調斑馬魚精巢中基因的表達量,0.01mg/L的NPEO暴露對其表達量的影響極為顯著,其他濃度暴露組均無明顯影響.

圖4 NPEO對斑馬魚性腺中FSHR(a)、LHR(b) mRNA表達的影響

2.3 NPEO對斑馬魚細胞色素P450酶相關基因表達的影響

由圖5可知,斑馬魚精巢中基因的表達量與NPEO暴露濃度存在負相關關系,其表達在0.1和10mg/L的NPEO暴露濃度下受到顯著抑制，而10mg/L的NPEO暴露則可以顯著誘導斑馬魚精巢中基因的表達.

圖5 NPEO暴露對斑馬魚精巢中性激素合成相關酶基因表達的影響 Fig.5 Effects of NPEO exposure on the expression of steroidogenic genes in testis of zebrafish

3 討論

魚類感受外部刺激,促使下丘腦分泌促性腺激素釋放激素(GnRH),GnRH的釋放會激發腦垂體合成并釋放促性腺激素(GtH).GtH包括促卵泡生成素(FSH)和黃體生成素(LH),它們通過血液循環到達性腺,促使性腺產生性類固醇激素,進而影響配子的發育,調節生殖行為[21].同時性激素也可以反饋給下丘腦和垂體,腦中相應部位接受到反饋調節信號后會自我調節,以應對外部環境對機體產生的刺激[22].如此反饋與負反饋,調節著魚類的生殖和繁殖活動,這就是調控魚類配子形成和性腺成熟的下丘腦-垂體-性腺軸[23].

本研究中,特定濃度的NPEO暴露對基因、基因、基因、基因和基因表達量的影響與E2對這些基因表達量的影響基本一致,顯示出NPEO對斑馬魚具有類雌激素效應.下丘腦-垂體-性腺軸控制性類固醇激素的合成,影響激素的釋放及其在靶器官的效應,再通過反饋作用影響到神經系統.促性腺激素釋放激素在HPG軸中起著至關重要的作用[24].與垂體前葉的促性腺激素分泌細胞處的受體結合,從而調節促性腺激素的合成和分泌.根據國際通用標準,區分為()、()和()三種類型.斑馬魚中只有和兩個亞型[25].本研究結果顯示,NPEO暴露顯著上調了斑馬魚腦中、、、基因的相對表達量,其中10mg/L的NPEO暴露對和的影響均極為顯著.Ji等[25]發現雙酚S暴露同樣可以上調雄性斑馬魚腦中和基因的相對表達量,進而影響促性腺激素的產生.說明NPEO可能通過誘導下丘腦產生,與垂體上的受體結合,進而影響促性腺激素相關基因的表達水平.需要注意的是,斑馬魚腦中和基因表達水平的變化會對性激素平衡產生干擾[26].

促性腺激素由垂體分泌,作用于性腺,刺激生殖細胞的生長、發育、成熟和排出.在硬骨魚中發現的兩種促性腺激素最初被命名為GtH I和GtH II, Bogerd等[27]提議將魚類的GtH I和GtH II分別命名為FSH和LH,得到了大家廣泛的認可.在雄魚中,FSH決定精巢支持細胞的增值以及促進精子細胞的成熟,而LH則作用于精巢中的間質細胞,調節精子發生的最后階段[28].性激素的合成和分泌受到上游的調控,研究表明魚類的功能與哺乳動物類似[26].Han等[29]發現DE-71暴露可以增加斑馬魚垂體中、基因,從而刺激精巢中和的表達,影響類固醇激素的產生.本研究中也觀察到類似DE-71暴露后產生的效應,NPEO暴露上調了斑馬魚、和基因的表達量,說明下丘腦分泌的對垂體的分泌產生影響,進而影響雄性斑馬魚精巢組織的正常發育.與基因表達量的變化相比,基因表達對NPEO的暴露響應更加敏感.低濃度的NPEO暴露可能僅通過改變雄激素的合成來干擾斑馬魚精巢中原有性激素的平衡,10mg/L的NPEO暴露可以同時改變雌、雄激素的合成,從而加強對斑馬魚內分泌系統的干擾.此現象的具體作用機制尚不確定,有待進一步研究.

細胞色素P450芳香化酶()是雌激素合成過程中的限速酶,它能催化雄激素向雌激素轉化,這一過程在魚類性腺發育中是必不可少的[30].魚類的P450芳香化酶具有和兩種結構不同的亞型,它們之間的相似性具有60%,基因主要在卵巢中表達,而基因則主要在腦組織中表達.基因編碼的細胞色素P45017α-羥化酶是類固醇激素生成過程中的重要酶,是體內雄激素合成的限速酶,所以在雄激素的生物合成過程中非常重要,分布于腎上腺和性腺的間質細胞中[31].劉曉麗等[17]報告了NP暴露對斑馬魚精巢中及基因表達量的影響,125μg/L的NP暴露可顯著上調基因的表達,250μg/L的NP暴露可導致基因的表達量顯著下調,干擾精巢原有的性激素平衡.NP主要表現為對斑馬魚精巢中內源性雌激素的干擾,但NPEO可能優先干擾雄激素的合成.本研究結果顯示,僅10mg/L的NPEO暴露顯著上調了斑馬魚精巢中基因的表達量,與NPEO對基因表達的影響保持一致.雄魚體內雌激素升高,可能反饋給垂體,刺激促性腺激素的分泌,這可能是本研究中雄魚垂體分泌促性腺激素增加的主要原因.0.1和10mg/L的NPEO暴露使斑馬魚精巢中基因的表達量顯著下調,同時誘導斑馬魚腦中基因的表達.HPG軸的控制不是單向的,腦垂體通過分泌作用于性腺,而性腺類固醇激素的變化也可能對下丘腦產生反饋作用.Baudiffier等[32]研究了抗真菌藥物克霉唑對斑馬魚精巢類固醇合成的影響,觀察到斑馬魚和基因的表達量發生上調,認為克霉唑抑制精巢中11-KT合成激活了/通路,引起腦垂體對精巢雄性激素合成的補償調節作用.NPEO抑制斑馬魚精巢中雄激素的合成激活了/R通路,NPEO暴露可能引發類似的補償作用,從而上調了斑馬魚腦中基因的表達量.NPEO可能通過干擾精巢中原有性激素的平衡,最終對斑馬魚內分泌系統產生不利的影響.

4 結論

4.1 NPEO暴露可以誘導下丘腦產生促性腺激素釋放激素,進而刺激垂體分泌促性腺激素.促性腺激素與其受體結合激活了內源雌激素的活性,促進了內源雌激素的合成.

4.2 NPEO通過抑制表達,可能抑制睪酮(T)的合成,影響斑馬魚精巢中的性激素平衡.雄魚精巢內雌激素水平升高負反饋給垂體,刺激垂體分泌促性腺激素,導致垂體分泌促性腺激素增加,從而對斑馬魚的HPG軸產生干擾,進而影響斑馬魚的生殖活動.

4.3 不同濃度的NPEO暴露對精巢中性激素平衡的影響略有不同,低濃度NPEO暴露對精巢中性激素平衡影響不顯著,0.1,1mg/L的NPEO 暴露主要通過抑制雄激素的合成干擾精巢中的性激素平衡,10mg/L的NPEO暴露對斑馬魚精巢中性激素平衡干擾顯著,增加雌激素合成的同時抑制雄激素的合成.

[1] 吳 偉,吳 滟,陳家長,等.壬基酚聚氧乙烯醚及壬基酚對魚肝EROD酶的體外誘導 [J]. 中國環境科學, 2005,25(1):125-128.

[2] 張 雙,劉 芳,李佳蔓,等.氮改性介孔碳的制備及其對水中壬基酚聚氧乙烯醚的吸附 [J]. 石油學報(石油加工), 2017,33:471-479.

[3] 顧宇翔.洗滌劑和化妝品中烷基酚和烷基酚聚氧乙烯醚的檢測進展 [J]. 日用化學工業, 2017,47:352-356.

[4] Gao D W, Li Z, Guan J X. Seasonal variations in the concentration and removal of nonylphenol ethoxylates from the wastewater of a sewage treatment plant [J]. Journal of Environmental Sciences, 2017,54:217- 223.

[5] 翟 彬,高 雅.介孔碳及其改性材料對壬基酚聚氧乙烯醚吸脫附性能的研究 [J/OL]. 環境科技, 2017,30:10-15+20.

[6] 卜元卿,單正軍,智 勇,等.壬基酚聚氧乙烯醚暴露下赤子愛勝蚓(Eisenia foetida)的生理損傷 [J]. 生態與農村環境學報, 2013,29: 749-754.

[7] Wang Z, Yang Y, Sun W, et al. Nonylphenol biodegradation in river sediment and associated shifts in community structures of bacteria and ammonia-oxidizing microorganisms [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014,106:1-5.

[8] Zhang Q M, Wang F F, Xue C H, et al. Comparative toxicity of nonylphenol, nonylphenol-4-ethoxylate and nonylphenol-10- ethoxylate to wheat seedlings (Triticum aestivum L) [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016,131:7-13.

[9] Xu J, Li J M, Feng Z, et al. Neurotoxic effects of nonylphenol:a review [J]. Wiener Klinische Wochenschrift, 2013,125:61-70.

[10] Shao B, Hu J, Yang M, et al. Nonylphenol and nonylphenol ethoxylates in river water, drinking water, and fish tissues in the area of Chongqing, China [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology. 2005,48:467-473.

[11] Priac A, Morin-Crini N, Druart C, et al. Alkylphenol and alkylphenol polyethoxylates in water and wastewater: a review of options for their elimination [J]. Arabian Journal of Chemistry, 2017,41:4511-4523.

[12] 胡雪雷,周靜韻,段舜山.壬基酚與壬基酚聚氧乙烯醚對多刺裸腹溞的復合毒性效應 [J]. 生態環境學報, 2011,20:1725-1730.

[13] 鮑國芳,葉 瓊,童珈珈,等.兒童服裝中壬基酚聚氧乙烯醚的風險及管控 [J]. 印染, 2016,42:39-41.

[14] Cabaton N J, Wadia P R, Rubin B S, et al. Perinatal exposure to environmentally relevant levels of bisphenol A decreases fertility and fecundity in CD-1mice [J]. Environmental Health Perspectives, 2011, 119:547-552.

[15] 高明杰,張青樹.環境內分泌干擾物與自身免疫性疾病 [J]. 醫學信息(上旬刊), 2010,23:3260-3261.

[16] Jin X W, Wang Y Y, Jin W, et al. Ecological Risk of Nonylphenol in China Surface Waters Based on Reproductive Fitness [J]. Environmental Science & Technology, 2014,48:1256-1262.

[17] 劉曉麗,汪 奇,賈林芝,等.壬基酚對斑馬魚精巢組織及性激素合成酶基因表達的影響 [J]. 環境科學學報, 2011,31:2523-2529.

[18] Metcalfe C D, Metcalfe T L, Kiparissis Y, et al. Estrogenic potency of chemicals detected in sewage treatment plant effluents as determined by in vivo assays with Japanese medaka (Oryzias latipes) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2001,20:297-308.

[19] Organization for Economic Co-operation and Development. 21-day Fish Assay:A Short-Term Screening for Oestrogenic and Androgenic Activity, and Aromatase Inhibition [S]. OECD guideline 230, Paris, France, 2009.

[20] Balch G, Metcalfe C. Developmental effects in Japanese medaka (Oryzias latipes) exposed to nonylphenol ethoxylates and their degradation products [J]. Chemosphere, 2006,62:1214-1223.

[21] 云 丹,劉曉麗,程樂華,等.雙酚A對斑馬魚精巢性激素生成酶基因表達的影響 [J]. 生態毒理學報, 2014,9:81-89.

[22] 喻 亮.三種三唑類殺菌劑對斑馬魚的內分泌干擾效應研究 [D]. 杭州:浙江大學, 2013.

[23] Jie Hou, Li Li, Ning Wu, et al. Reproduction impairment and endocrine disruption in female zebrafish after long-term exposure to MC-LR: A life cycle assessment [J]. Environmental Pollution, 2016, 208:477-485.

[24] Okuzawa K, Gen K, Bruysters M, et al. Seasonal variation of the three native gonadotropin-releasing hormone messenger ribonucleic acids levels in the brain of female red seabream [J]. General and Comparative Endocrinology, 2003,130:324-332.

[25] Ji K, Hong S, Kho Y, et al. Effects of Bisphenol S Exposure on Endocrine Functions and Reproduction of Zebrafish [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47:8793-8800.

[26] Liu X S, Ji K, Jo A,et al. Effects of TDCPP or TPP on gene transcriptions and hormones of HPG axis, and their consequences on reproduction in adult zebrafish (Danio rerio) [J]. Aquatic Toxicology, 2013,134-135:104-111.

[27] Bogerd J. Ligand-selective determinants in gonadotropin receptors [J]. Molecular and Cellular Endocrinology, 2007,260-262:144-152.

[28] Ji K, Liu X, Lee S, et al. Effects of non-steroidal anti-inflammatory drugs on hormones and genes of the hypothalamic-pituitary-gonad axis, and reproduction of zebrafish [J].Journal of Hazardous Material, 2013,254:242-251.

[29] Han X B, Lei E N, Lam M H, et al. A whole life cycle assessment on effects of waterborne PBDEs on gene expression profile along the brain-pituitary-gonad axis and in the liver of zebrafish [J]. Marine Pollution Bulletin, 2011,63:160-165.

[30] Zhao Y, Xie L, Yan Y. Microcystin-LR impairs zebrafish reproduction by affecting oogenesis and endocrine system [J]. Chemosphere, 2015, 120:115-122.

[31] Fernandes D, Schnell S, Porte C. Can pharmaceuticals interfere with the synthesis of active androgens in male fish? an in vitro study [J]. Marine Pollution Bulletin, 2011,62:2250-2253.

[32] Baudiffier D, Hinfray N, Vosges M, et al. A critical role of follicle-stimulating hormone(Fsh) in mediating the effect of clotrimazole on testicular steroidogenesis in adult zebrafish [J]. Toxicology, 2012,298:30-39.

Effects of nonylphenol ethoxylate exposure on genes expression along HPG axis of adult male zebrafish.

JIANG Jin-lin1*, LIU Ren-bin1,2, ZHANG Yu-feng2, LIANG Xia1, SHAN Zheng-jun1

(1.Key laboratory of Pesticide Environmental Assessment and Pollution Control, Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China；2.College of Environment, Nanjing Technology University, Nanjing 210009, China)., 2018,38(8)：3135~3142

In the present study, the semi-static exposure test method was used for elucidating the effects of different concentrations of nonylphenol polyethylene glycol ether (NPEO) on the hypothalamic-pituitary-gonadal axis (HPG axis) of adult male zebrafish (). The results showed that the expressions of,,,,andgenes in the brain, as well as the expression ofgene in the testis of zebrafish were significantly up-regulated under the exposure of NPEO at the experimental concentrations. The expressions ofandgenes were sensitively to the NPEO exposure at relatively low concentrations and the most sensitive biomarkers were the expressions ofandgenes, which were significantly induced under the exposure to 0.001mg/L of NPEO. The expression ofgene was significantly inhibited in the testis of fish exposed to NPEO at 0.1 and 10mg/L NPEO and on the contrary, the expression ofgene was significantly induced in the 10mg/L of NPEO group. Up-regulation ofgene indicated that the exposure to NPEO could induce the secretion ofin the hypothalamus and stimulate the secretion ofin the pituitary of zebrafish in turn. The exposure to NPEO could promote the synthesis of endogenous estrogen in zebrafish by up-regulating the expression ofgene and inhibit the synthesis of testosterone (T) by down-regulating the expression ofgene, and therefore disrupt the sexual hormone homeostasis in zebrafish. The increased levels of estrogen in the testis of zebrafish could produce the negative feedback to the pituitary gland and then stimulated the secretion ofin the pituitary, suggesting that NPEO at the experimental concentrations (0.001~10mg/L) could affect the feedback regulation of the HPG axis in male adult zebrafish.

nonylphenol ethoxylate；male zebrafish；endocrine disrupting effects；HPG axis

X592

A

1000-6923(2018)08-3135-08

姜錦林(1984-),男,浙江溫州人,副研究員,博士,主要從事污染生態毒理學研究.發表論文30余篇.

2018-01-05

國家科技重大專項項目(2017ZX07602-002)

* 責任作者, 副研究員, jjl@nies.org