17α-甲基睪酮對麥穗魚性腺組織學的影響

劉少貞，朱玉婷，趙凌瑞

(山西農業(yè)大學 動物科技學院，山西 太谷 030801)

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17α-甲基睪酮對麥穗魚性腺組織學的影響

劉少貞，朱玉婷，趙凌瑞

(山西農業(yè)大學 動物科技學院，山西 太谷 030801)

摘要：環(huán)境雄激素17α-甲基睪酮(MT)在養(yǎng)殖業(yè)和醫(yī)藥等行業(yè)的廣泛使用，導致環(huán)境中存在一定濃度的MT。本文研究其對常見鯉科魚類麥穗魚性腺組織學及性腺指數(shù)的影響。結果表明，25 ng·L-1、50 ng·L-1和100 ng·L-1的MT暴露麥穗魚雌魚7 d、14 d和21 d后，均對雌魚的卵巢產(chǎn)生了不同程度的抑制作用，并且隨著MT濃度的增加抑制作用逐漸加強。 25 ng·L-1、50 ng·L-1和100 ng·L-1的MT分別暴露麥穗魚雄魚7 d、14 d和21 d后，組織學結果顯示50 ng·L-1MT處理組中雄魚性腺出現(xiàn)精卵巢(testis-ova)現(xiàn)象。50 ng·L-1MT暴露7 d的時候對雌魚的性腺指數(shù)造成顯著影響，延長暴露時間至14 d的時候雄魚性腺指數(shù)才顯著升高。綜上所述，中濃度的MT(50 ng·L-1)對麥穗魚的性腺指數(shù)和性腺組織學影響最為顯著。

關鍵詞：17α-甲基睪酮；麥穗魚；性腺；組織學

近年來，越來越多的學者研究環(huán)境內分泌干擾物(Endocrine Disrupting Chemicals, EDCs)對生物體的影響。1998年，日本環(huán)境署就列出了67種環(huán)境內分泌干擾物[1]，歐盟委員會在2000年列出564種有毒有機物質[2]。環(huán)境內分泌干擾物，又叫環(huán)境激素，包括環(huán)境雌激素和環(huán)境雄激素，主要是人類在生產(chǎn)生活中排放到自然環(huán)境中的有機外源性物質，其可通過干擾生物體內保持自身平衡和調節(jié)發(fā)育過程的天然激素的合成、分泌、運輸、結合、反應和代謝等過程，從而對生物體的生殖、神經(jīng)和免疫等系統(tǒng)的功能產(chǎn)生影響，內分泌干擾物會導致生物體的內分泌系統(tǒng)功能紊亂。動物實驗表明，外源雌激素EE2(25 ng·L-1)暴露28 d會使稀有鮈鯽的體重顯著減輕，同時，魚的體長顯著降低[3]。EE2暴露斑馬魚體重和體長也會受到顯著抑制[4]。Yoshida等人發(fā)現(xiàn)大鼠注射辛基酚(濃度為100 mg·kg-1)后體重顯著下降[5]。將除草劑阿特拉津(Atrazine，AT)拌入飼料中飼喂家蠶一段時間后，發(fā)現(xiàn)阿特拉津嚴重抑制了家蠶的生長，濃度越大抑制作用越顯著，尤其是當阿特拉津濃度達到0.40 mmol·kg-1，家蠶的體重已經(jīng)完全停止增長[6]。這些前人的研究主要都集中在環(huán)境雌激素對動物體長和體重等的影響上。而本文將從外源性雄激素入手，研究17α-甲基睪酮(17α-methyltestosterone, MT)對麥穗魚體長、體重、性腺重和性腺指數(shù)以及組織學的影響。

17α-甲基睪酮是EDCs的一種，屬于人工合成的雄激素[7,8]，在養(yǎng)殖業(yè)和醫(yī)藥等行業(yè)被普遍應用。低濃度的MT可以作為飼料添加劑促進魚類的生長發(fā)育，MT屬于雄激素，在生產(chǎn)單一雄魚方面有巨大的作用[9～11]。17α-甲基睪酮的廣泛應用，導致環(huán)境中的濃度越來越高，尤其是水環(huán)境中的MT濃度達到一定程度，嚴重危害到了水生生物的健康，同時危害到了人類的健康。MT在污水中廣泛存在，化學工廠的污水排放處檢測到了1.33 ng·L-1的MT[12]，2010年，北京地區(qū)檢測到4.1~7.0 ng·L-1的MT[13]。

我國魚類以鯉科魚類為主，鯉科魚類對水環(huán)境水質污染比較敏感。麥穗魚(Pseudorasboraparva)是鯉科魚類中的一種小型魚類，原產(chǎn)于亞洲，具有個體小、適應環(huán)境能力強、廉價易得等優(yōu)點，是實驗魚類中較理想的實驗動物[14~16]。本研究采用外源性雄激素17α-甲基睪酮暴露麥穗魚成魚，通過對麥穗魚精巢和卵巢形態(tài)學的觀察以及性腺指數(shù)的計算，探討17α-甲基睪酮對麥穗魚性腺的影響，為17α-甲基睪酮的研究提供更多的理論基礎。同時，為廉價、易得的麥穗魚作為敏感毒性實驗材料提供可靠的理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1　實驗材料

麥穗魚(P.parva)采自山西農業(yè)大學思想湖，在實驗室暫養(yǎng)馴化一個月后，挑選體形勻稱、健康的個體用于本研究。所選麥穗魚體長(3.55±0.20) cm，體重(0.94±0.21) g。

1.2　儀器與藥品

17α-甲基睪酮購自 Sigma 公司；無水乙醇、苦味酸、冰醋酸、二甲苯購自天津市化學工業(yè)有限公司；蘇木精、伊紅購自南昌雨露實驗器材有限公司；石蠟切片機(LeicaRM2245)；顯微鏡成像系統(tǒng)(RCH1-NK50i)。

1.3　實驗設計

實驗設4個組，其中3個17α-甲基睪酮處理組，濃度分別為25、50和100 ng·L-1，1個0.001%(v/v)無水乙醇水溶液處理的對照組，每組3個重復。對照組和處理組每組分別有300尾麥穗魚(雌雄魚各150尾)，平均分配到3個重復的水族箱中進行暫養(yǎng)，每個水族箱里100尾魚，共計12個水族箱，1 200條魚。每天對水族箱進行定時換水吸污，換掉水族箱中一半的水，同時添加相應量的激素，使實驗水族箱中水的藥物濃度保持恒定。每天定時定量投喂飼料，并觀察實驗魚的健康狀況，對于出現(xiàn)死魚現(xiàn)象時將死魚及時撈出并做好記錄。水溫恒定在22 ℃。保持實驗室環(huán)境的清潔，盡量減少外界環(huán)境對麥穗魚的干擾。

1.4　取樣

分別經(jīng)過7 d、14 d和21 d的MT處理后，對處理組和對照組的麥穗魚進行解剖取樣。每次每缸隨機撈取15尾雌魚和15尾雄魚，吸水紙吸干魚體表面的水分，測量其體長和體重并記錄，隨后迅速摘取麥穗魚性腺稱重，并置于Bouin’s固定液(75 mL 苦味酸飽和溶液、25 mL 40%甲醛溶液和5 mL 冰醋酸)中固定。

1.5　生物學指標測定

MT分別處理麥穗魚7 d、14 d和21 d結束后，每個處理組和對照組分別測量15尾雌魚和15尾雄魚的體長、體重與性腺重，用性腺重量和體重計算麥穗魚的性腺指數(shù)。性腺指數(shù)(gonadosomatic index, GSI)計算公式為：

性腺指數(shù)(GSI)=[性腺重/體重]×100

式中，GSI為取百分數(shù)。

數(shù)據(jù)結果均以 mean ± SD出現(xiàn)。Student’s T檢驗進行顯著性分析。P<0.05表示差異顯著，用一個星號(*)表示，P<0.01表示差異極顯著，用兩個星號(**)表示。

1.6　石蠟切片的制作

麥穗魚精巢和卵巢經(jīng)過Bouin’s固定48 h，采用梯度濃度的乙醇脫水，二甲苯透明，分別經(jīng)過熔點為54~56 ℃的軟蠟和熔點為56~58 ℃的硬蠟進行組織浸蠟，最后用硬蠟包埋，包埋后過夜，包埋組織的蠟塊充分凝固后經(jīng)過修塊，手動石蠟切片機制成6 μm的蠟帶，經(jīng)過展片、貼片、烘片等步驟，最后采用蘇木精-伊紅(H-E)染色，中性樹膠封片后置光學顯微鏡下觀察并拍照。

2結果

2.1　生物學指標

25、50和100 ng·L-1的MT分別處理麥穗魚7、14和21 d后，對于雌魚而言，只有50 ng·L-1的MT處理7 d后，性腺重量和性腺指數(shù)顯著小于對照組，延長暴露時間到21 d時，雌魚體長顯著小于對照組的體長，雌魚25 ng·L-1和100 ng·L-1處理組的體長、體重、性腺重和性腺指數(shù)與對照組相比并沒有顯著的變化(表1)。

表1　麥穗魚生物學指標a

注：表中的數(shù)據(jù)均以mean ± SD顯示，星號代表與對照組之間存在顯著差異(*,P< 0.05;)，向上(↑)和向下(↓)的箭頭表示平均值升高和降低，沒有箭頭和星號的表示數(shù)據(jù)與對照組無顯著差異

Note：Data are expressed as mean ± SD. Asterisks indicate significant difference from the control groups (*,P< 0.05). The arrows ‘↑’ or ‘↓’ indicate the significant up-regulation or down-regulation of the morphological data. Absence of the arrows ‘↑’ or ‘↓’ indicates no significant difference between exposure groups and control groups

對于雄魚而言，僅有50 ng·L-1的MT處理14 d后，雄魚的性腺指數(shù)與對照組相比顯著降低(見表1)，而雄魚25 ng·L-1和100 ng·L-1的MT處理組的體長、體重、性腺重和性腺指數(shù)與對照組相比并沒有顯著的變化(表1)。

2.2　組織學結果

25 ng·L-1、50 ng·L-1和100 ng·L-1的MT暴露麥穗魚7 d、14 d和21 d后，雌雄魚的性腺發(fā)育都受到了不同程度的抑制，MT處理使得性腺中成熟的卵細胞或者精子比例下降(圖1，圖2)。隨著MT處理時間和濃度的不同，精巢和卵巢的變化也是不一樣的(圖1，圖2)。

2.2.1麥穗魚卵巢組織學結果

17α-甲基睪酮處理麥穗魚雌魚7 d，石蠟切片結果顯示，對照組的麥穗魚卵巢發(fā)育良好，成熟卵細胞(Voc)較多，初級卵母細胞(Poc)、次級卵母細胞(Coc)所占整個卵巢的細胞正常(圖1A1)。25 ng·L-1的MT處理組的麥穗魚也具有成熟的卵細胞，且成熟卵細胞的比例變化不是很明顯(圖1A2)。而50 ng·L-1的MT處理組，發(fā)現(xiàn)麥穗魚卵巢里未成熟細胞(Poc和Coc)所占比例明顯增多，成熟卵細胞(Voc)比例降低較明顯(圖1A3)。當MT濃度達到100 ng·L-1時，卵巢中成熟的卵細胞(Voc)已經(jīng)觀察不到了，只能觀察到次級卵母細胞和初級卵母細胞(圖1A4)。

17α-甲基睪酮處理雌魚14 d，對照組的雌魚卵巢發(fā)育良好，成熟卵細胞數(shù)量較多，卵細胞發(fā)育正常(圖1B1)。在25 ng·L-1的MT暴露下麥穗魚卵巢中初級卵母細胞(Poc)和次級卵母細胞(Coc)數(shù)量增多，成熟卵細胞(Voc)已經(jīng)觀察不到了。在50 ng·L-1的MT處理雌魚后，麥穗魚卵巢中只能觀察到初級卵母細胞(Poc)，連次級卵母細胞都觀察不到了(圖1B3)。在100 ng·L-1的MT處理組，只有極少數(shù)量的次級卵母細胞(Coc)，卵巢中充斥著大量的初級卵母細胞(Poc)，并且如圖1B4所示，細胞的數(shù)量增加，細胞個體變小(圖1B4)。

圖1　麥穗魚暴露MT(25、50和100 ng·L-1)7、14和21 d卵巢橫切面Fig.1　Photomicrographs of transverse ovary sections of adult P. parva unexposed and exposed to MT　　H-E染色，標尺為150 μm，A1-C1為7、14和21 d的對照組卵巢，A2-C2為25 ng·L-1的MT暴露7、14和21 d后卵巢，A3-C3為50 ng·L-1的MT暴露7、14和21 d后卵巢，A4-C4為100 ng·L-1的MT暴露7、14和21 d后卵巢，Voc為成熟卵細胞，Coc為卵黃前期卵細胞(次級卵母細胞)，Poc為初級卵母細胞Hematoxylin and eosin stain, Scale bars, 150 μm. A1-C1, the ovary of control female fish (7, 14 and 21 days); A2-C2, the ovary of MT (25 ng·L-1) exposure for 7, 14 and 21 days; A3-C3, the ovary of MT (50 ng·L-1) exposure for 7, 14 and 21 days; A4-C4, the ovary of MT (100 ng·L-1) exposure for 7, 14 and 21 days. Voc, vitellogenic oocyte; Coc, cortical alveolus stage; Poc, perinucleolar oocyte

17α-甲基睪酮處理雌魚21 d，與對照組相比，25 ng·L-1的MT處理組，成熟卵細胞(Voc)比例有所降低(圖1C2)，初級卵母細胞(Poc)數(shù)量有所增加。50 ng·L-1的MT處理組與對照組相比，初級卵母細胞所占比例增多，成熟卵細胞比例下降(圖1C3)。高濃度MT(100 ng·L-1)處理組的雌魚卵巢與對照組相比，細胞數(shù)量增多，多數(shù)是發(fā)育初期的初級卵母細胞(Poc)，中間夾雜著少量的次級卵母細胞(Coc)，觀察不到成熟的卵細胞(圖1C4)。

2.2.2麥穗魚精巢組織學結果

石蠟切片結果顯示，50 ng·L-1的MT暴露麥穗魚雄魚7 d后，雄魚精巢中出現(xiàn)精卵巢(testis-ova)的現(xiàn)象(圖2C)。如圖2所示，可以觀察到微小的精子和精原細胞中間存在多個卵母細胞(Poc)。隨著MT暴露時間延長至14 d和21 d，反而沒有觀察到精卵巢的存在。25 ng·L-1以及100 ng·L-1的MT處理組暴露7 d均未發(fā)現(xiàn)有精卵巢，但明顯地觀察到成熟精子有所減少(圖2B, 2D)，由于除了50 ng·L-1的MT處理組之外的其他處理組的組織切片結果差異不是太大，因此本文只給出具有代表性的麥穗魚精巢圖片(圖2)。

圖2　麥穗魚暴露MT(25、50和100 ng·L-1)7 d后的精巢橫切面Fig.2　Photomicrographs of transverse testis sections of adult P. parva unexposed and exposed to MT　　H-E染色，標尺為50 μm，A為處理7 d的對照組精巢；B為25 ng·L-1的MT暴露7 d后精巢；C為50 ng·L-1的MT暴露7 d后精巢；D為100 ng·L-1的MT暴露7 d后精巢SZ為成熟精子，S為次級精母細胞Hematoxylin and eosin stain, Scale bars, 50 μm. A, the testis of control group (7 days); B, the testis of MT at 25 ng·L-1for 7 days；B, the testis of MT at 50 ng·L-1for 7 days；B, the testis of MT at 100 ng·L-1for 7 daysSZ, spermatozoa; S, spermatocyte

3討論與結論

本研究采用25、50和100 ng·L-1的17α-甲基睪酮(MT)處理麥穗魚成魚7 d、14 d和21 d，發(fā)現(xiàn)MT對麥穗魚性腺的發(fā)育具有不同程度的抑制作用，隨著處理濃度和處理時間的不同，對性腺發(fā)育的抑制程度也是不一樣的(圖1和圖2)。麥穗魚的體重在MT處理之后并沒有發(fā)生顯著的變化，可能由于本研究的暴露時間較短。而50 ng·L-1的MT雄魚處理組的性腺指數(shù)在14 d的時候顯著升高(P<0.05)，組織學結果顯示，50 ng·L-1的MT處理雄魚7 d時，精巢就發(fā)生重大的變化，兩個結果結合推斷，MT在雄魚體內是先影響精巢的形態(tài)，進而使精巢的大小發(fā)生變化，所以使得精巢向卵巢發(fā)育。

3.1　MT對麥穗魚雌魚的影響

我們之前的研究表明，25、50和100 ng·L-1的MT會使稀有鮈鯽雌魚卵巢中成熟的卵細胞數(shù)量顯著減少[7]。本文的研究結果同樣表明不同濃度的MT處理麥穗魚會抑制雌魚卵巢的發(fā)育，但本文的實驗材料選擇的是易得，且分布極其廣泛的麥穗魚，這就使得本研究的結果在環(huán)境監(jiān)測和環(huán)境保護方面更具有實際的指導意義。MT處理7、14和21 d后，麥穗魚雌魚卵巢都有不同程度的退化，隨著暴露時間的增加，退化程度逐漸嚴重，同時，隨著MT暴露濃度的升高(25、50和100 ng·L-1)，卵巢退化的程度也是逐漸嚴重，麥穗魚雌魚卵巢在暴露MT后的退化和發(fā)育遲緩與前人研究黑頭軟口鰷和青鱂暴露MT后性腺組織學的研究結果是一致的[17，18]，本研究和前人的研究結果表明MT可以抑制魚類性腺的發(fā)育，阻礙生殖細胞的成熟。劉阿朋等人的關于MT影響稀有鮈鯽幼魚的性腺生長發(fā)育的實驗結果表明：在一定的濃度范圍內，MT能夠表現(xiàn)出明顯的雄激素特征, 可以發(fā)現(xiàn)在雌性稀有鮈鯽的卵巢里出現(xiàn)了大量成熟的精細胞, 從而改變了部分雌性稀有鮈鯽的性別[19]。陳興漢，李波等人研究關于甲基睪酮(200，600，1800，5400 μg·L-1)誘導羅非魚的實驗中，觀察到羅非魚出現(xiàn)了雄性化的現(xiàn)象，且其表現(xiàn)出的雄性率較高[20]。而本實驗尚未能在雌魚卵巢中發(fā)現(xiàn)精細胞，并沒有觀察到雌魚出現(xiàn)雄性化的現(xiàn)象，我們的研究結果只是顯示MT抑制卵細胞成熟，使卵巢中未成熟的卵細胞比例明顯增加，這主要是由于本研究所采用的MT濃度較低，并且前人的實驗材料選擇的是羅非魚仔魚，而我們選擇的是麥穗魚成魚，因此造成了我們的實驗結果與前人實驗結果的差異。很多學者研究過MT對日本青鱂幼魚、斑馬魚幼魚和羅非魚體內卵黃蛋白原(VTG)的影響，均發(fā)現(xiàn)MT能顯著地降低魚體內的VTG含量[21~23]，因此我們推測，MT是通過抑制體內的卵黃蛋白原的合成，進而抑制了雌魚卵巢的發(fā)育。

3.2　MT對麥穗魚雄魚的影響

麥穗魚雄魚經(jīng)25 ng·L-1、50 ng·L-1和100 ng·L-1的MT處理7 d、14 d和21 d后，在50 ng·L-1的MT處理組發(fā)現(xiàn)了精卵巢(testis-ova)現(xiàn)象，同時雄魚性腺指數(shù)比對照組雄魚的性腺指數(shù)顯著升高(P<0.05)。有學者過去在甲基睪酮對孔雀魚、瑪麗魚幼魚性逆轉的研究中發(fā)現(xiàn)，MT處理1周的幼魚性腺的組織學觀察中發(fā)現(xiàn)存在雌雄嵌合體，精原細胞和卵細胞出現(xiàn)在同一個性腺中[24]。Pawlowski等人的研究結果表明，黑頭軟口鰷雄魚暴露0.1~50 μg·L-1的MT后，精巢沒有發(fā)生明顯的變化，精子數(shù)量也沒有出現(xiàn)異常情況[12]。在MT暴露青鱂的實驗中，精巢在MT的濃度為22.5~188 ng·L-1暴露后無明顯的組織學變化，只有在MT濃度為380 ng·L-1的時候，青鱂的精巢才出現(xiàn)精卵巢(testis-ova)的現(xiàn)象[16]。這充分的表明，我們的實驗材料麥穗魚對環(huán)境中的MT更加敏感，這種分布極其廣泛，易于飼養(yǎng)的麥穗魚是更加合適監(jiān)測環(huán)境雄激素的敏感生物材料。

綜上所述，MT對麥穗魚精巢和卵巢的形態(tài)有著明顯的抑制作用，且MT濃度越高，麥穗魚性腺中成熟的性細胞越少，性腺退化越明顯。本研究結果表明，麥穗魚是值得進一步推廣的毒性試驗材料。

參考文獻

[1]Japan Environment Agency. Strategic Programs on Environmental Endocrine Disruptors’98 (SPEED’98)[R], Tokyo, Japan,1998.

[2]European Commission DG ENV. Towards the establishment of a priority list of substances for further evaluation of their role in endocrine disruption preparation of a candidate list of substances as a basis for priority setting. Final Report (Incorporating corrigenda to final report dated 21 June 2000)[R]. BKH Consulting Engineers, Delft, The Netherlands,2000.

[3]Zha J, Wang Z, Wang N, et al. Histological alternation and vitellogenin induction in adult rare minnow (Gobiocyprisrarus) after exposure to ethynylestradiol and nonylphenol[J]. Chemosphere, 2007, 66: 488-495.

[4]Van den Belt K, Wester P W, van der Ven L T M, et al. H. Effects of ethynylestradiol on the reproductive physiology in zebrafish (Daniorerio): time dependency and reversibility[J]. Environ Toxicol Chem, 2002, 21:767-775.

[5]Yoshida M, Katsuda S, Ando J, et al. Subcutaneous treatment of p-tert-octylphenol exerts estrogenic activity on the female reproductive tract in normal cycling rats of two different strains[J]. Toxicol Lett, 2000, 116:89-101.

[6]陳劍秋，戴璇穎，徐世清. 環(huán)境激素除草劑阿特拉津對家蠶生長發(fā)育的影響[J].中國蠶業(yè), 2007, 28(4): 13-17.

[7]Liu S, Wang L, Qin F, et al. Gonadal development and transcript pro filing of steroidogenic enzymes in response to 17α-methyltestosterone in the rare minnowGobiocyprisrarus[J]. J Steroid Biochem, 2014, 143: 223-232.

[8]Tillmann M, Schulte-Oehlmann U, Duft M, et al. Effects of endocrine disruptors on prosobranch snails (Mollusca: Gastropoda) in the laboratory. Part III: cyproterone acetate and vinclozolin as antiandrogens[J]. Ecotoxicology, 2001, 10: 373-388.

[9]Kitano T, Takamune K, Nagahama Y, et al. Aromatase inhibitor and 17a-methyltestosterone cause sex-reversal from genetical females to phenotypic males and suppression of P450 aromatase gene expression in Japanese flounder (Paralichthysolivaceus) [J]. Mol Reprod Dev, 2000,56: 1-5.

[10]Ong S K, Chotisukarn P, Limpiyakorn T. Sorption of 17 α-methyltestosterone onto soils and sediment [J]. Water Air Soil Pollut, 2012, 223:3869-3875.

[11]Rivero-Wendt C, Miranda-Vilela A, Ferreira M, et al. Cytogenetic toxicity and gonadal effects of 17α-methyltestosterone inAstyanaxbimaculatus(Characidae) andOreochromisniloticus(Cichlidae) [J]. Genet Mol Res, 2013, 12:3862-3870.

[12]Blankvoort B M G, Rodenburg R J T, Murk A J, et al. Androgenic activity in surface water samples detected using the AR-LUX assay: indication for mixture effects [J]. Environ Toxicol Pharmacol, 2005, 19: 263-272.

[13]Sun L, Liu Y, Chu X, et al. Trace Analysis of Fifteen Androgens in Environmental Waters by LC-ESI-MS-MS Combined with Solid-Phase Disk Extraction Cleanup[J]. Chromatographia, 2010, 9/10:867-873.

[14]王曉南,劉征濤,閆振廣, 等.麥穗魚物種敏感性評價[J].環(huán)境科學,2013,34(6):2329-2334.

[15]秦玉麗,李林春,黃榮靜.麥穗魚的生物學特性及養(yǎng)殖技術[J].江蘇農業(yè)科學,2005(3):114-116.

[16]雷小青,嚴保華,姚毅,等.麥穗魚生物學特性及繁殖技術研究[J].江西水產(chǎn)科技,2013(2):16-18.

[17]Pawlowski S, Sauer A, Shears J, et al. Androgenic and estrogenic effects of the synthetic androgen 17α-methyltestosterone on sexual development and reproductive performance in the fathead minnow (Pimephalespromelas) determined using the gonadal recrudescence assay [J]. Aquat Toxicol, 2004, 68: 277-291.

[18]Kang I G, Yokota H, Oshimaa Y, et al. The effects of methyltestosterone on thesexual development and reproduction of adult medaka (Oryziaslatipes) [J]. Aquat Toxicol, 2008, 87:37-46.

[19]劉阿朋,查金苗,王子健,等.17α-甲基睪酮對稀有鮈鯽幼魚性腺發(fā)育與血清卵黃蛋白原水平的影響[J].生態(tài)毒理學報,2006(1): 255-258.

[20]陳興漢,李波,葉衛(wèi),等.甲基睪酮(MT)和加氫甲基睪酮(MDHT)浸泡法誘導尼羅羅非魚仔魚雄性化的對比研究[J].中山大學學報(自然科學)，2014, 53(5): 107-110

[21]Seki M, Yokota H, Matsubara H, et al. Effect of ethinylestradiol on the reproduction and induction of vitellogenin and testis-ova in medaka (Oryziaslatipes)[J]. Environ Toxicol Chem, 2002, 21: 1692-1698.

[22]Lazier C B, Langley S, Ramsey N B, et al. Androgen inhibition of vitellogenin gene expression in tilapia (Oreochromisniloticus) [J]. Gen Comp Endocrinol, 1996, 104:321-329.

[23]·rn S, Holbech H, Madsen T H, et al. Gonad development and vitellogenin production in zebrafish (Daniorerio) exposed to ethinylestradiol and methyltestosterone [J]. Aquat Toxicol, 2003, 65: 397-411.

[24]鄭曙明,陳章寶.甲基睪酮對孔雀魚、瑪麗魚性逆轉的研究[J].四川畜牧獸醫(yī)學院學報,1998,12(2):4-8.

(編輯：武英耀)

Effect of MT on gonadal histology ofPseudorasboraparva

Liu Shaozhen, Zhu Yuting, Zhao Lingrui

(CollegeofAnimalScienceandVeterinaryMedicine,ShanxiAgriculturalUniversity,Taigu030801,China)

Abstract:An increasing number of 17α-methyltestosterone (MT) has been released into our environment accompanied with the development of the breeding industry, pharmaceuticals industry and so on. Aiming to reveal these effects on fish gonadal histology and GSI, we firstly detected the histology of gonads and the GSI in adultPseudorasboraparvaupon exposure to 17α-methyltestosterone (MT) in the present study. AdultP.parvawere exposed to MT (25, 50 and 100 ng·L-1) for 7, 14 and 21 days. We observed the histological changes of ovary in each group of MT exposure. Meanwhile, the result of this study showed that the testis-ova were found in the male fish exposure of MT (50 ng·L-1) for 7 days. MT at 50 ng·L-1exposure femaleP.parvafor 7 days, the GSI was significantly decreased. However, the GSI was significantly increased in the group of MT (50 ng·L-1) exposure for 14 days. In conclusion, the histology of gonads and the GSI were significantly changed in the 50 ng·L-1of MT group.

Key words:17α-methyltestosterone；Pseudorasboraparva； Gonad； Histology

中圖分類號：X592

文獻標識碼：A

文章編號：1671-8151(2016)02-0147-06

基金項目：山西農業(yè)大學引進人才博士科研啟動費項目(2014YJ08)

作者簡介：劉少貞(1983-)，女(漢)，陜西西安人，講師，博士，研究方向：環(huán)境毒理學

收稿日期：2015-11-29修回日期：2015-12-09