مجله پژوهشهای جانوری (مجله زیست شناسی ایران)(علمی)

بررسی اثر استرس بنزوآلفاپایرن بر بافت های آبشش و سطوح کورتیزول پلاسما در ماهی شانک زردباله Acanthopagrus latus

نوع مقاله : مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 کارشناس ارشد دانشگاه علوم و فنون دریایی خرمشهر ، دانشکده علوم دریایی، گروه زیست شناسی دریا

2 عضو هیئت علمی دانشگاه علوم و فنون دریایی خرمشهر - مدیر گروه زیست شناسی دریا

چکیده

زمینه مطالعه: هیدروکربن‌های حلقوی آروماتیک از آلاینده‌های آلی محیط می‌باشند و می‌توانند بر آبزیان و اکوسیستم های آبی اثرات مخربی داشته باشند. هدف: مطالعه حاضر به بررسی اثر هیدروکربن بنزوآلفاپایرن (BaP) بر ساختار آبشش و تغییرات سطوح کورتیزول ماهی شانک زردباله (Acanthopagrus latus) پرداخته است. روش کار: ماهیان در سه گروه پایه، شاهد و تیمار بررسی شدند. درگروه تیمار از ایمپلنت داخل صفاقیmg/kg 50 بنزوآلفاپایرن به ازای وزن بدن در g µl/10 روغن نارگیل به ازای وزن بدن، در گروه شاهد g µl/10 روغن نارگیل به ازای وزن بدن استفاده شد و گروه پایه بدون دستکاری باقی ماند. 72 ساعت پس از ایمپلنت نمونه گیری صورت گرفت. برای نمونه گیری پس از بی هوش کردن ماهی، نمونه خون و کمان آبششی تهیه شد. نتایج: نتایج افزایش معنی دار سطوح کورتیزول پلاسما را در دو گروه شاهد و تیمار BaP نشان داد. ارزش گذاری تغییر بافت بیانگر آسیب سخت آبششی تحت تیمار BaP بود. نتیجه گیری نهایی: به نظر می‌رسد BaP با تغییر سطوح کورتیزول پلاسما و ایجاد عوارض آبششی می‌تواند در تنظیم اسمزی و تنفس ماهیان اختلال ایجاد نماید و از این طریق در ادامه در موازنه هیدرومینرال و بقای ماهی اثرات مخربی داشته باشد.

کلیدواژه‌ها

عنوان مقاله [English]

Effects of Benzo-α-Pyren exposure stress on the gill histology and plasma levels of cortisol in Yellowfin Seabream, Acanthopagrus latus

نویسندگان [English]

  • Sara Rastgar 1
  • Abdolali Movahedinia 2
  • Zahra Yarahmadi 1

2 Dean of the Department (Marine Biology) - Khorramshahr University of Marine Science and Technology

چکیده [English]

BACKGROUNGDS: Polycyclic Aromatic Hydrocarbons are environmental organic pollutants those may have destroying effects on aquatic organisms and aquatic ecosystems. OBJECTIVES: The present study investigated effects of Benzo alpha pyrene (BaP) as one of the most important hydrocarbons on gill structure and plasma cortisol levels in Yellowfin Seabream, Acanthopagrus latus. METHODS: Fish were divided to base, control and treatment groups. Treatment fishes received 50mg Bap per kilogram body weight dissolved in10µl coconut oil per gram body weight that were implanted peritoneal. Control group were implanted with coconut oil (10µl/g body weight) without BaP and whereas base group did not implant. Sampling was carried out 72 hours after implanting. At sampling time fish were anesthetized then blood and gill arch were sampled. RESULTS: According to the results plasma levels of cortisol significantly increased in both control and treatment groups. Histological investigation of the gill tissues showed intensive damages under BaP exposure stress. CONCLUSIONS: Bap exposure stress caused some alteration in plasma cortisol levels and increasing gill histopathological lesions. So according to the importance of these parameters for some vital process such as osmoregulation and respiration, consequently disorders in hydromineral balance and survival is expected.

کلیدواژه‌ها [English]

  • Histopathology
  • Hormone
  • Osmoregulation
  • Polycyclic Aromatic Hydrocarbon
  • Pollution

بررسی اثر استرس بنزوآلفاپایرن بر بافت های آبشش و سطوح کورتیزول پلاسما در ماهی شانک زردباله Acanthopagrus latus 

سارا رستگار، عبدالعلی موحدی نیا* و زهرا یاراحمدی

خرمشهر، دانشگاه علوم و فنون دریایی خرمشهر، دانشکده علوم دریایی، گروه زیست شناسی دریا

تاریخ دریافت: 3/1/91                 تاریخ پذیرش: 18/7/92

چکیده

زمینه مطالعه: هیدروکربن­های حلقوی آروماتیک از آلاینده­های آلی خطرناک برای موجودات زنده در محیط­های آبی می باشند. هدف: مطالعه حاضر به بررسی اثر هیدروکربن بنزوآلفاپایرن (BaP) بر ساختار آبشش و تغییرات سطوح کورتیزول ماهی شانک زرد باله (Acanthopagrus latus) پرداخته است. روش کار: ماهیان در سه گروه پایه، شاهد و تیمار  بررسی شدند. درگروه تیمار از ایمپلنت داخل صفاقیmg/kg 50 بنزوآلفاپایرن به ازای وزن بدن در g µl/10 روغن نارگیل به ازای وزن بدن، در گروه شاهد g µl/10 روغن نارگیل به ازای وزن بدن استفاده شد و گروه پایه بدون دستکاری باقی ماند. 72 ساعت پس از ایمپلنت نمونه گیری صورت گرفت. برای نمونه گیری پس از بی هوش کردن ماهی، نمونه خون و کمان آبششی تهیه شد. نتایج: نتایج افزایش معنی دار سطوح کورتیزول پلاسما را در دو گروه شاهد و تیمار BaP نشان داد. ارزش گذاری تغییر بافت بیانگر آسیب سخت آبششی تحت تیمار BaP  بود. نتیجه گیری نهایی: به نظر می­رسد BaP  با تغییر سطوح کورتیزول پلاسما و ایجاد عوارض آبششی می­تواند در تنظیم اسمزی و تنفس ماهیان اختلال ایجاد نماید و از این طریق در ادامه در موازنه هیدرومینرال و بقای ماهی اثرات مخربی داشته باشد.

واژه های کلیدی: هیستوپاتولوژی، هورمون، تنظیم اسمزی، هیدرو کربن حلقوی آروماتیک،آلودگی.

* نویسنده مسئول، تلفن: 06153533322، پست الکترونیکی:  amovahedinia@yahoo.com

مقدمه

 

منطقه خلیج فارس تامین کننده نیمی از نفت جهان است. در حدود 40 درصد از ترافیک تانکر­های نفتی جهان در خلیج فارس جریان دارد و سالانه 3 تا 8 میلیون تن پساب نفتی به این منطقه تخلیه می­شود (30). هیدروکربن­های نفتی مهمترین مواد سمی و آلاینده­های نفت خام هستند (16). اثرات بیولوژیک مخربی همچون آثار سرطان زایی و جهش زایی بالا در این ترکیبات به اثبات رسیده است، آبشش­ها اندام­های چندکاره­ای هستند که علاوه بر تبادل گاز­ها پروسه­های فیزیولوژیک مهم دیگری نظیر تنظیم اسمزی و یونی، موازنه اسید-باز (pH) و نیز دفع مواد زائد نیتروژنه را بر عهده دارند (3).

آبشش­ها حساسیت ویژه­ای به تغییرات فیزیکی و شیمیایی آب داشته و اندام اصلی در معرض آلاینده­ها به حساب می آیند (4). از شاخص هیستوپاتولوژیک به عنوان بیومارکر در تشخیص سلامت ماهیانی که در معرض آلاینده­ها قرار دارند در آزمایشگاه (26) و در محیط طبیعی (25) استفاده می­شود. از جمله بیومارکر­های مهم هیستوپاتولوژیک که در پایش یک اکوسیستم بکار گرفته می­شوند، بیومارکر­هایی هستند که به طور اختصاصی  اندام­های حیاتی نظیر آبشش­ها را درگیر می­کنند ­(6). آسیب­های بافتی وارده به آبشش در حقیقت با اختلال در فرآیندهای فیزیولوژیک، از قبیل نارسایی تنظیم اسمزی و تنفس همراه بوده که زنگ خطری برای سلامت ماهیان به حساب آمده و می­تواند آثار مخربی بر تداوم حیات آنها بگذارد (9; 23). از جمله مهمترین آلاینده­های آلی محیطی می­توان به هیدروکربن­های نفتی اشاره کرد. PAH­ ها به عنوان یکی از مهم­ترین آلاینده­های محیطی می­توانند سبب ایجاد استرس و بر هم زدن تعادل هومئوستاز بدن ,  و بروز  عوارض و آسیب­های بافتی متعددی شوند، که این اثرات در مورد بنزوآلفاپایرن با وزن مولکولی بالا شدیدتر است. این آلاینده اثر استرس بیولوژیکی خود را از طریق فعال کردن رسپتورهای (آریل هیدروکربن) (Aryl Hydrocarbon Receptor) اعمال می کند؛AhR  از خانواده فاکتور­های رونویسی هلیکس- لوپ- هلیکس می­باشد که مسیرهای بیوشیمیایی مربوط به دفع زنوبیوتیک­ها را راه اندازی می­نماید (20).  عوارضی  نظیر ادم و هایپر پلازی (Hyperplasia) سلول­های مخاطی از علائم اختصاصی تاثیر هیدروکربن­های نفتی به حساب می­آیند (14). درآبشش فلاندر­های جمع­آوری شده از مکان­های آلوده به PAH عوارضی مثل هایپر پلازی و هایپرتروفی سلول­های اپی تلیوم (Hypertrophy Of Gill Epithelium)، به هم چسبیدن لاملاها (Complete Fusion Of Lamellae) و افزایش تولید موکوزگزارش شده است (15).

PAH ها همچنین می­توانند بر سطوح پلاسمایی هورمون­هایی مانند کورتیزول اثر بگذارند (27).  از آنجایی که کورتیزول مهمترین هورمون کورتیکواستروئیدی در ماهی است و وظایف فیزیولوژیک مختلفی از جمله تاثیر بر واسطه­های متابولیسمی (29) و تنظیم اسمزی (19) را برعهده دارد اختلال در سطوح پلاسمایی کورتیزول موجب آشفتگی در وظایف مهم این هورمون شده،که این آشفتگی می­تواند در اختلالات اسمزی موثر باشد.

ماهی شانک زرد باله از گونه­های اقتصادی و تجاری ساحلی محسوب می­شود که به صورت دستجات محدود از ساحل تا عمق50 متری سکونت دارند.  از آنجایی که اکوسیستم های  ساحلی مهم ترین مکان های  آلوده به  PAH محسوب می شوند و با توجه به این که  مطالعات بافت شناختی و هیستولوژی یک ابزار مفید برای ارزیابی درجه آلودگی به ویژه برای اثرات مقادیر زیر کشنده آلاینده­ها در شرایط مزمن است، هدف از این مطالعه  تشخیص اثر رهایش آرام دوز مشخصی از هیدروکربن بنزوآلفاپایرن ( به عنوان یک مدل آزمایشگاهی ) بر بافت آبشش ماهی شانک زرد باله که یکی از اولین اندام­های هدف آلاینده­هاست با استفاده از  روش امتیاز دهی و توجه به توسعه تغییرات پاتولوژیک و همچنین تغییرات هورمون کورتیزول به عنوان شاخصه استرس پرداخته شده است.

مواد و روشها

ماهیان: ماهیان شانک زرد باله (Acanthopagrus latus) از منطقه خور موسی (خلیج فارس) با میانگین وزنی 7.28± 156.04 (45n=) با استفاده از قلاب صید شدند. دوره آداپتاسیون در مرکز تحقیقات ماهیان دریایی جنوب (بندر امام خمینی) به مدت 1 هفته در شرایط نوری و دمای طبیعی و در تانک های 300 لیتری انجام و تا 24 ساعت قبل از نمونه برداری به مقدار 1% وزن بدن غذادهی شدند.

طراحی آزمایش: ماهیان به سه گروه پایه، شاهد و تیمار تقسیم شده، با استفاده از محلول  2-فنوکسی اتانول 2/0 درصد بیهوش و وزن شدند؛ در گروه تیمار مقدار mg/kg  50 بنزوآلفاپایرن به ازای وزن بدن محلول در g µl/10 روغن نارگیل به ازای وزن بدن ایمپلنت داخل صفاقی گردید. در گروه شاهد تنها ازایمپلنت g  µl/10روغن نارگیل به ازای وزن بدن استفاده شد؛ و در گروه پایه هیچ گونه تغییری انجام نشد. از هر گروه 3 روز پس از کاشت ایمپلنت نمونه گیری صورت گرفت. دوز مورد استفاده در این مطالعه بر اساس مطالعات قبلی که بر روی اثرات وابسته به مدت زمان تاثیر و در معرض قرارگیری و نیز غلظت هیدروکربن های نفتی و مشتقات آنها بر چندین بافت و پروسه سلولی صورت گرفته، انتخاب شد (1; 7; 12).

نمونه گیری: در زمان نمونه­گیری، ماهیان به کمک محلول 2-فنوکسی اتانول 2/0  درصد بیهوش و خون­گیری بوسیله سرنگ هپارینه از سیاهرگ ساقه دمی انجام شد، نمونه خون با دور6000  در دقیقه به مدت 7 دقیقه سانتریفوژ و پلاسمای حاصله به منظور مطالعات سرولوژیک بدون تاخیر در نیتروژن مایع منجمد و سپس به فریزر 80- منتقل گردید. برای بررسی­های بافتی کمان دوم آبششی هر ماهی برداشته و در محلول بوئن به مدت 24 تا 48 ساعت فیکس شد سپس نمونه ها تا انجام سایر مراحل بافت شناسی به الکل 70% منتقل گردید.

سنجش سطوح پلاسمایی کورتیزول: غلظت هورمون کورتیزول به روش الایزا با استفاده از کیت تجاری DIMETRA (ساخت ایتالیا) اندازه گیری شد (28).

هیستوپاتو لوژی: از قطعات 2 تا 3 سانتی متری بافت­های فیکس شده، پس از انجام مراحل معمول بافت شناسی (آبگیری، شفاف سازی، نفوذ پارافین، قالب­گیری) برش هایی با ضخامت 5 میکرون تهیه  و با روش هما توکسیلین- ائوزین رنگ آمیزی شد. اسلاید­های تهیه شده با استفاده از میکروسکوپ نوری بررسی و به کمک دوربین دیجیتال عکس برداری شدند (24). در صد تغییرات هیستولوژیک در آبشش بر اساس ارزش گذاری تغییر بافت (DTC)  (Degree Of Tissue Change) طبق روش اصلاح شده   Cerqueira  و Fernandes (2002) و  Negreiros,و همکاران (2011)  صورت گرفت. تعیین شد. در این روش تغییرات هر ارگان بر اساس مراحل تدریجی آسیب بافتی طبقه بندی می شود: در مرحله I تغییراتی مشاهده می­شود که وظایف نرمال بافت را تغییر می­دهند. مرحله IIشامل آسیب­های سخت زیادی به بافت است و مرحله  IIIچندین آسیب سخت را شامل می شود که غیر قابل جبران هستند. ارزش DTC از فرمول زیر حساب می­شود:

DTC=(1×∑ I)+(10×∑II)+(100×∑III)

اگر مقدار به دست آمده بین 0 تا 10 باشد اندام وظیفه خود را به خوبی انجام می­دهد. مقدار عددی بین 11 تا 20، آسیب اندک وارده به اندام، مقدار عددی 21 تا 50 ، تغییرات متوسط را نشان میدهد. مقادیر بین 50 تا 100 آسیب سخت را نشان داده و مقدار 100 به بالا نشانه وجود آسیب های برگشت ناپذیر است (جدول 1).

 

 

جدول1- DTC بر اساس طبقه بندی اصلاح شده (2; 21).

هایپرتروفی اپی تلیوم، لیفتینگ سلول های اپی تلیوم، نفوذ  لوکوسیت ها به فضای ادمی، نازک شدن اپی تلیوم، هایپرپلازی در سلول های اپی تلیوم، هایپرپلازی نامنظم در اپیتلیوم، به هم چسبیدن دم لاملا های ثانویه، ، به هم چسبیدن دم لاملا های اولیه، هایپرتروفی و هایپرپلازی سلول های موکوسی، خالی شدن یا ناپدید شدن برخی سلول های موکوسی، هایپرتروفی یا هایپرپلازی سلول های کلراید، ظاهر شدن سلول های کلراید در لاملاهای ثانویه، اتساع مویرگ های لاملایی، بزرگ شدن رگ های خونی فیلامتی، تنگی سینوسی، از هم پاشیده گی لاملا.

مرحله I

آنوریسم ، خون ریزی همراه با از بین رفتن اپی تلیوم، خون مردگی، افزایش بیش از حد ضخامت بافت، به هم چسبیدن کامل لاملا های ثانویه.

مرحله II

تصلب بافت ها، نکروز.

مرحله III


آنالیز آماری: پس از تعیین نرمالیته داده ها (داده ها > 05/0 ). مقادیر هورمون کورتیزول در سه گروه پایه، شاهد و تیمار با استفاده از آزمون One way ANOVA مورد مقایسه قرار گرفت، سطح معنی داری در این آزمون 05/0  تعیین شد. تحلیل داده ها و رسم نمودار با استفاده از نرم افزار Sigma stat v 3.5 انجام شد. برای بررسی عوارض هیستو پاتولوژیک مقدار DTC محاسبه شد.

نتایج

کورتیزول: هیچ گونه مرگ و میری در گروه های مورد مطالعه دیده نشد. همچنین تغییری در شنا و حرکات ماهیان در حین آزمایش مشاهده نشد. سطوح پلاسمایی کورتیزول نمونه­های شاهد نسبت به گروه پایه افزایش یافت و در گروه تیمار نیز نسبت به هر دو گروه شاهد و پایه افزایش معنی داری مشاهده شد (P <0.05 )، (شکل 1).

 

 

 

 

شکل 1- تغییرات سطوح کورتیزول پلاسما پس از مواجهه با BaP. *: اختلاف معنی دار با گروه پایه (P <0.05)، #: اختلاف معنی دار با گروه کنترل (P<0.05).

 

 

هیستوپاتولوژی: نتایج بررسی اسلاید­های بافتی بروز عوارضی در بافت آبشش شانک زرد باله در نتیجه تیمار با بنزوآلفاپایرن را نشان داد (جدول2)و( شکل 2). بیشترین عوارض مشاهده شده شامل: برآمدگی و هایپر پلازی اپی تلیوم لاملایی، به هم چسبیدن لاملا های ثانویه، ادم، اتساع مویرگ های لاملایی، هایپرتروفی سلول­های اپی تلیومی و خونریزی بودند. همچنین مقدار به دست آمده از فرمول DTC نشان داد که آسیب سختی به آبشش وارد شده است.

بحث

نتایج  این  مطالعه  افزایش  معنی  دار  سطوح   کورتیزول

پلاسما در ماهی شانک زرد باله پس از ایمپلنت بنزوآلفاپایرن را نشان می دهد.

جدول 2- محاسبه شدت DTC برای بافت آبشش.

مرحلهI

کنترل

*   *

تیمارBaP

*   *  *

مرحلهII

کنترل

#

تیمارBaP

*

 

مرحلهIII

کنترل

#

تیمار BaP

*

* : فراوانی اندک آسیب های بافتی( 1 تا 5)،  * * : فراوانی متوسط آسیب های بافتی(6 تا 20)،  * * * : فراوانی بالای آسیب های بافتی(21تا 50) و #: فاقد آسیب.

 

 

 

 

 

G

20µm 

 

H

20µm 

 

100 μm

E

*

*

F

*

20µm 

 

100 μm

A

B

20µm 

*

*

C

*

*

20µm 

 

D

20µm

 
 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 


شکل 2- عوارض بافتی ناشی از تیمار بنزوآلفاپایرن. A:آبشش های سالم گروه کنترل. B: برآمدگی اپی تلیوم لاملا (سر پیکان)، به هم چسبیدن سر لاملا های ثانویه (پیکان کوچک)، ظاهر شدن سلول های کلراید روی تیغه­های ثانویه( پیکان) خون ریزی (ستاره روشن). C: به هم چسبیدن سر لاملا همراه هایپرتروفی (پیکان)، ادم (ستاره تیره). D: بههم چسبیدن کامل لاملا­ ها. E: آنوریسم و خون مردگی( ستاره روشن)، برآمدگی اپی تلیوم لاملا (پیکان). F: برآمدگی اپی تلیوم لاملایی و ادم (پیکان)، خونریزی و اتساع مویرگ­های لاملایی (ستاره تیره). G: به هم چسبیدن سر لاملا ( پیکان). H : هایپرپلازی سر لاملا (پیکان). رنگ آمیزی H&E.

 

افزایش سطوح کورتیزول پلاسما هنگامی که ماهی در معرض آلاینده های آلی قرار می­گیرد در بسیاری از ماهیان استخوانی نظیر هرینگ اقیانوس آرام (13) مشاهده شده است. برخی مطالعات تاثیر هیدروکربن های نفتی از جمله بنزوآلفاپایرن در افزایش سطوح کورتیزول پلاسما در ماهیان را نشان داده اند (27; 31). هر چند کاهش سطوح پلاسمایی کورتیزول پس از تیمار با PAH نیز گزارش شده است (31). بالا رفتن سطح کورتیزول پلاسما تحت کنترل هورمون آدرنوکورتیکوتروپین (ACTH) بوده که از هیپوفیز ترشح می­شود. به نظر می رسد ترشح ACTH در ماهیان تحت تحریک فاکتور کورتیکوتروپین (CRF) تولید شده در هیپوتالاموس است (11). با ورود PAH به درون بدن این آلاینده­ سبب فعال شدن رسپتورهای آریل هیدروکربن (AhR) در محور هیپوتالاموس- هیپوفیز- اینتررنال (HPI) شده (8)، فعالیت AhR سبب اختلال در محور HPI شده که این امر سبب تغییر در بیوسنتز کورتیزول و تنظیمات فیدبکی مربوط به آن می­ گردد (10; 19). بر اساس نتایج، سطوح کورتیزول گروه شاهد نیز بالاتر از گروه پایه بود که این نشان می­دهد تزریق در ماهیان ایجاد استرس کرده است، بنابرین تغییر سطوح کورتیزول گروه تیمار ناشی از استرس فیزیکی ایمپلنت و استرس شیمیایی بنزوآلفاپایرن است. یکی از عوارض مشاهده شده  ظاهر شدن سلول­های کلراید بر تیغه­های ثانویه است که می تواند نشان دهنده اختلال در عملکرد این سلول­ها در شرایط طبیعی باشد. همچنین با توجه به اینکه هورمون کورتیزول که در فعالیت و سنتز آنزیم Na+/ K+ ATPase نقش دارد (19) دستخوش تغییراتی شده است اختلال در این هورمون به همراه تغییر در عملکرد سلول­های کلراید می­تواند سبب آشفتگی در فعالیت آنزیم Na+ / K+ ATPase و به دنبال آن مختل شدن تنظیم اسمزی در آبشش ها گردد.

بررسی بافت آبشش در مطالعه حاضر نشان داد،  هیدروکربن بنزوآلفاپایرن سبب بروز برخی تغییرات و عوارض بافتی شده است که به نظر می­رسد این تغییرات به منظور سازگاری ماهی با حضور آلاینده و جلوگیری از ورود بیشتر آلاینده به درون خون رخ داده اند. Oliveira Ribeiro و همکارانش (2005) عوارضی نظیر هایپر پلازی و هاپیرتروفی، آنوریسم و به هم چسبیدن لاملا ها را در آبشش مار ماهی اروپایی پس از تیمار با آلاینده­هایی نظیر آفت­کش­ها، فلزات سنگین و هیدروکربن­های نفتی مشاهده کرده­اند (22). عوارضی نظیربرآمدگی  اپی تلیوم تیغه­های ثانویه ، هایپر پلازی و هایپرتروفی سلول های اپی تلیومی، به هم چسبیدن نسبی لاملا های ثانویه از جمله مکانیسم های دفاعی اند، که نتیجه آن افزایش فاصله بین محیط خارج و خون جهت ایجاد یک سد دفاعی برای جلوگیری از ورود آلاینده­ها می­باشد (5). بخش مهمی از عوارض آبششی ناشی از آسیب به سلول­های پیلار، در اثر  افزایش جریان خون به درون لاملاها می­باشد؛ که سبب آسیب به مویرگ­های لاملا و وقوع خون مردگی یا آنوریسم می گردد (24). آنوریسم در واقع مربوط به تخریب سلول­های پیلار در نتیجه اثر آلاینده­ بر شدت جریان خون یا اثر مستقیم آلاینده­ها بر آبشش می­باشد (18).تجمع خون در مویرگ­های لاملایی می­تواند به کاهش فضای بین لاملایی یا اتصال لاملاهای مجاور منجر شود. و بدین وسیله تا حدودی آسیب پذیری آبشش در زمینه نفوذ آلاینده­ها از طریق اپی تلیوم را کاهش دهد(17).

با توجه به نتایج، رهایش آرام بنزوآلفاپایرن در بدن شانک زردباله موجب بروز پاسخ­های استرس از جمله افزایش کورتیزول گشته و با جذب و انتشار آن در بدن سبب ایجاد پاسخ­های دفاعی و عوارض بافتی آبشش تحت تاثیر آلاینده یا در جهت کاهش نفوذ مواد آلاینده از طریق سطوح اپی تلیومی گشته است.

عوارض بافتی مشاهده شده از جمله هایپر پلازی و هایپرتروفی سلول­های اپی­تلیومی و همچنین برآمدگی اپی­تلیومی تیغه­های ثانویه سبب افزایش فاصله انتشار بین خون و محیط می­گردند. این عوارض در صورت وجود مواد آلاینده در محیط، می­توانند علی رغم کاهش کیفیت فعالیت آبشش، نفوذ مواد آلاینده را کاهش داده و از عوارض آسیب زننده به آن بکاهند. به نظر می­رسد علی رغم اینکه رهایش آلاینده با ایمپلنت­های کار گذاشته شده در داخل بدن صورت می­گیرد، مکانیسم­های پاسخ استرس مشابه آنچه در آلودگی محیطی پیش بینی می­شود، بروز می­یابد.بنابر این می توان از این مدل آزمایشگاهی برای ارزیابی اثر آلاینده ها بر بافت آبشش بهره برد که این امر امکان  پیش بینی عوارض ناشی از آلودگی را ماهیان به خصوص ماهیان ساحلی که در معرض آلاینده های بیشتری قرار دارند و مورد استفاده انسان قرار می گیرند، را فراهم می کند.

تشکر و قدردانی: این تحقیق در قالب طرح پژوهشی مصوب دانشگاه علوم و فنون دریایی خرمشهر انجام شده است.  مولفین بر خود لازم می دانند از کمکهای علمی آقای دکتر مرتضی بهنام رسولی (استاد دانشگاه فردوسی مشهد)،  سرکار خانم دکتر آهنگرپور (استادیار دانشگاه علوم پزشکی جندی شاپور) و همچنین کمک پرسنل و کارشناسان ایستگاه تحقیقاتی ماهیان دریایی بندر امام خمینی (ره)  به ویژه آقایان محمدرضا صحرائیان و مهندس مجتبی نجف آبادی، تشکر و قدردانی نمایند

1.   Bagchi, D., Balmoori, J., Bagchi, M., Ye X, Williams CB, Stohs SJ. 2002. Comparative effects of TCDD, endrin, naphthalene and chromium (VI) on oxidative stress and tissue damage in the liver and brain tissues of mice. Toxicology 175:73-82
2.   Cerqueira CCC, Fernandes MN. 2002. Gill tissue recovery after copper exposure and blood parameter responses in the tropical fish Prochilodus scrofa. Ecotoxicology and environmental safety 52:83-91
3.   Cinar K, Aksoy A, Emre Y, Aşti RN. 2009. The histology and histochemical aspects of gills of the flower fish, Pseudophoxinus antalyae. Veterinary research communications 33:453-60
4.   Fernandes C, Fontaínhas-Fernandes A, Monteiro S, Salgado M. 2007. Changes in plasma electrolytes and gill histopathology in wild Liza saliens from the Esmoriz-Paramos coastal lagoon, Portugal. Bulletin of environmental contamination and toxicology 79:301-5
5.   Fernandes MN, Mazon AF. 2003. Environmental pollution and fish gill morphology. Fish adaptations. Enfield, Science Publishers:203-31
6.   Gernhöfer M, Pawert M, Schramm M, Müller E, Triebskorn R. 2001. Ultrastructural biomarkers as tools to characterize the health status of fish in contaminated streams. Journal of Aquatic Ecosystem Stress and Recovery (Formerly Journal of Aquatic Ecosystem Health) 8:241-60
7.   Gesto M, Tintos A, Álvarez R, Soengas JL, Míguez JM. 2009. Alterations in the brain monoaminergic neurotransmitters of rainbow trout related to naphthalene exposure at the beginning of vitellogenesis. Fish physiology and biochemistry 35:453-65
8.   Hahn ME. 1998. The aryl hydrocarbon receptor: A comparative perspective1. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Pharmacology, Toxicology and Endocrinology 121:23-53
9.   Hinton DE, Lauren DJ, Holliday T, Giam C. Liver structural alterations accompanying chronic toxicity in fishes: potential biomarkers of exposure, 1988, 28:
10. Hontela A. 2005. Adrenal toxicology: environmental pollutants and the HPI axis. Biochemistry and Molecular Biology of Fishes 6:331-63
11. Hontela A, Rasmussen JB, Audet C, Chevalier G. 1992. Impaired cortisol stress response in fish from environments polluted by PAHs, PCBs, and mercury. Archives of Environmental Contamination and toxicology 22:278-83
12. Hutz RJ, Wimpee BAB, Dasmahapatra A, Weber DN, Heimler I, Chaffin CL. 1999. Differential modulation by aromatic hydrocarbon receptor agonist of circulating estradiol-17β and estrogen-receptor DNA-binding capability in female rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Zoological science 16:161-6
13. Kennedy CJ, Farrell AP. 2005. Ion homeostasis and interrenal stress responses in juvenile Pacific herring, Clupea pallasi, exposed to the water-soluble fraction of crude oil. Journal of experimental marine biology and ecology 323:43-56
14. Khan R. 1995. Histopathology in winter flounder, Pleuronectes americanus, following chronic exposure to crude oil. Bulletin of environmental contamination and toxicology 54:297-301
15. Khan R. 2003. Health of flatfish from localities in Placentia Bay, Newfoundland, contaminated with petroleum and PCBs. Archives of Environmental Contamination and toxicology 44:485-92
16. Leonard JD, Hellou J. 2001. Separation and characterization of gall bladder bile metabolites from speckled trout, Salvelinus fontinalis, exposed to individual polycyclic aromatic compounds. Environmental toxicology and chemistry 20:618-23
17. Mallatt J. 1985. Fish gill structural changes induced by toxicants and other irritants: a statistical review. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 42:630-48
18. Martinez C, Nagae M, Zaia C, Zaia D. 2004. Acute morphological and physiological effects of lead in the neotropical fish Prochilodus lineatus. Brazilian Journal of Biology 64:797-807
19. McCormick SD. 1995. 11 Hormonal Control of Gill Na+, K+-ATPase and Chloride Cell Function. Fish physiology 14:285-315
20. Mimura J, Fujii-Kuriyama Y. 2003. Functional role of AhR in the expressionoftoxiceffectsbyTCDD. Biochim.Biophys.Acta 1619:263-8
21. Negreiros LA, Silva BF, Paulino MG, Fernandes MN, Chippari-Gomes AR. 2011. Effects of hypoxia and petroleum on the genotoxic and morphological parameters of Hippocampus reidi. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology
22. Ribeiro C, Vollaire Y, Sanchez-Chardi A, Roche H. 2005. Bioaccumulation and the effects of organochlorine pesticides, PAH and heavy metals in the Eel (Anguilla anguilla) at the Camargue Nature Reserve, France. Aquatic Toxicology 74:53-69
23. Smith CJ, Shaw BJ, Handy RD. 2007. Toxicity of single walled carbon nanotubes to rainbow trout,(Oncorhynchus mykiss): respiratory toxicity, organ pathologies, and other physiological effects. Aquatic Toxicology 82:94-109
24. Takashima F, Hibiya T. 1995. An atlas of fish histology: normal and pathological features. Kodansha Ltd.
25. Teh SJ, Adams S, Hinton DE. 1997. Histopathologic biomarkers in feral freshwater fish populations exposed to different types of contaminant stress. Aquatic Toxicology 37:51-70
26. Thophon S, Kruatrachue M, Upatham E, Pokethitiyook P, Sahaphong S, Jaritkhuan S. 2003. Histopathological alterations of white seabass, Lates calcarifer, in acute and subchronic cadmium exposure. Environmental Pollution 121:307-20
27. Tintos A, Gesto M, Miguez JM, Soengas JL. 2007. Naphthalene treatment alters liver intermediary metabolism and levels of steroid hormones in plasma of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Ecotoxicology and environmental safety 66:139-47
28. Tintos A, M´ıguez JM, Mancera JM, Soengas JL. 2006. Developmentof a microtitre plate indirect ELISA for measuring cortisol in teleosts, and evaluation of stress responses in rainbow trout and gilthead sea bream. J.Fish Biol. 68:251-63
29. Vijayan MM, Pereira C, Grau EG, Iwama GK. 1997. Metabolic responses associated with confinement stress in tilapia: the role of cortisol. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Pharmacology, Toxicology and Endocrinology 116:89-95
30. Vossoughi M, Moslehi P, Alemzadeh I. 2005. RESEARCH NOTE SOME INVESTIGATION ON BIOREMEDIATION OF SEDIMENT IN PERSIAN GULF COAST. International Journal of Engineering 18:45
31. Wendelaar Bonga S. 1997. The stress response in fish. Physiological Reviews 77:591-625
مجله پژوهشهای جانوری (مجله زیست شناسی ایران)(علمی)
دوره 28، شماره 2 - شماره پیاپی 2
تیر 1394
صفحه 161-169
  • تاریخ دریافت: 03 فروردین 1391
  • تاریخ بازنگری: 02 مهر 1392
  • تاریخ پذیرش: 18 مهر 1392