تاثیر غلظت های تحت کشنده دیازینون بر بافت بیضه در ماهی گورخری (Danio rerio)

نوع مقاله: مقاله پژوهشی

نویسندگان

دانشگاه علوم کشاورزی و منابع طبیعی گرگان

چکیده

زمینه و هدف: دیازینون از سموم ارگانوفسفره پرکاربرد در مزارع کشاورزی است که جهت از بین بردن آفات و کرم ساقه خوار در مزارع استفاده می­شود. مطالعه حاضر با هدف بررسی اثر غلظت های تحت کشنده دیازینون بر بافت بیضه در ماهی گورخری (Danio rerio) انجام گرفت.
روش کار: بدین منظور۲۴۰ عدد ماهی نر با میانگین وزنی ۲/۰ ± ۰۵/۰ پس از ۲ هفته سازگاری با شرایط آزمایشگاه در ۳ تیمار تحت کشنده سم دیازینون که پس از انجام تست LC50 به ­ترتیب ۸/۰، ۶/۱ و ۲/۳ میلی­گرم بر لیتر و تیمار شاهد به مدت ۳۰ روز قرارگرفتند. در پایان دوره از بافت بیضه ماهیان نمونه برداری و سپس مقاطع بافتی تهیه شد.
یافته ها: در بررسی بافتی بیشترین ناهنجاری در دوز بالاتر(۲/۳ میلی­گرم بر لیتر) مشاهده گردید که کاهش اندازه گناد از مهم ترین آن می­باشد. در برش بافتی گروه شاهد بافت بیضه از اندازه و رشد مناسب برخوردار بوده و سلول­ها در مرحله رسیدگی جنسی قرار داشتند، در صورتی­که در تیمار ۸/۰ میلی­گرم بر لیتر آتروفی سلول­های جنسی بافت بیضه مشاهده شد. همچنین در این تیمار دیواره لوبول­ها نیز از بین رفته بود. در تیمار ۶/۱ میلی­گرم بر لیتر دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی، از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها مشاهده شد. در بالاترین غلظت سم، دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی، از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها و کاهش تعداد سلول­های جنسی مشاهده شده که این کاهش تعداد سلول­های جنسی و عوارض مشاهده شده موجب کاهش اندازه بافت بیضه نیز می­شود.
نتیجه گیری: این مشاهدات نشان­دهنده افزایش عوارض و ناهنجاری­های سم دیازینون بر بافت بیضه ماهی گورخری با افزایش غلظت سم می­باشد.

کلیدواژه‌ها


عنوان مقاله [English]

Effect of Sublethal Concentrations of Diazinon in Testicular Tissue in Zebrafish (Danio rerio)

چکیده [English]

Inroduction & Objective: Diazinon is an organophosphoric pesticide used in agricultural fields. The aim of this study was to evaluate the effect of sublethal concentrations of diazinon on testicular tissue in Danio rerio.
 Material and Methods:For this purpose, 240 male animals with mean weight of 0.20 ± 0.05 were subjected to 0.8, 1.6 and 3.2 mg / l of diazinon and control for 30 days.
Results: In histopathological study, the highest abnormality was observed in the highest dose (3.2 mg / l) and the most important abnormality was reduction in gonad size. In control group, the testicular tissue had adequate size and growth, and the cells were in the sexual maturity stage, but in 0.8 mg/ l, cellular atrophy and lose of lobular walls was observedIn 1.6 mg / l, the degeneration and atrophy of the sexual cells, destruction of shape and walls of the lobules was observed. At the highest concentration, the degeneration and atrophy of the sexual cells, destruction of shape and wall of the lobules and the decrease in the number of sex cells were observed. This decrease in the number of sexual cells results in reduction of testicular tissue size.
Conclusion: These observations indicate an increase in complications and anomalies with the increase in toxin concentrations

کلیدواژه‌ها [English]

  • diazinon
  • Testicular tissue
  • Danio rerio

مقدمه

 

درحال حاضر استفاده از آفت­کش­ها به میزان زیادی افزایش یافته که از عمده­ترین مواد آلاینده محیط­های آبی و عامل مسمومیت آبزیان به­شمار می­روند(۶،۴۵). دیازینون یک سم ارگانوفسفره غیرسیستمیک است(۱۵) که جزو سموم تماسی و نفوذی بوده(۳) و در مزارع کشاورزی و باغ مرکبات، برای از بین بردن آفات و کرم ساقه­خوار استفاده می­شود(۱۸). این سم به­راحتی می­تواند شسته و وارد آب­های زیرزمینی، سطحی و در نهایت محیط­زیست آبزیان شود و بر گستره­ی وسیعی از آبزیان غیر هدف از جمله ماهی­ها، پستانداران و بی­مهرگان آبزی تاثیر گذارد(۳۰). از آن جایی که آبزیان دارای سطوح تماس فیزیولوژیک بالا ازجمله خون در آبشش با آب می­باشند، بنابراین سموم به سرعت از طریق آبشش جذب خون شده و وارد اندام­هایی مانند کبد، کلیه و گناد و برخی از اندام­های دیگر می­شود(۳۱). مکانیسم اثر سم دیازینون مهار شدن کلیه آنزیم­ها به­ویژه آنزیم استیل­کولین­استراز است(۲۶) که روی اعصاب مرکزی اثر مخرب برجای گذاشته و می­تواند موجب مرگ جنین در مراحل اولیه بارداری شود(۳۶، ۳۴، ۲۷). هم چنین در غلظت­هایی که کشندگی ندارد باعث سایر اختلالات بیولوژیکی و اکولوژیکی مانند عقیم کردن، کاهش هماوری و تولیدمثل، عدم رشد کافی در موجودات می­شود(۲). سم دیازینون اگرچه پس از استفاده در مزارع به سرعت تجزیه می­شود ولی تحت شرایط خاص، پایین بودن دما، رطوبت پایین، قلیائیت بالا و فقدان فعالیت تجزیه­ای میکروبی(۱۲) معمولاً به مدت ۱۴-۱۲ هفته در خاک به صورت فعال باقی مانده و پس از برخورد با پوست و مخاط به آسانی جذب می­شود(۱۶،29). با این که بسیاری از متابولیت­های فعال این سموم در بدن دفع می­شوند ولی مقدار باقی مانده آن در بافت­های مختلف ازجمله در اندام­های جنسی می­توانند تاثیر منفی برجای گذارند(۹). تاثیر بر سلول­های جنسی نر، افزایش ناهنجاری در ساختار اسپرم افرادی که در معرض این گونه سموم هستند، آتروفی شدن سلول­های لایدیگ، کاهش سطح تستوسترون سرم خون، کاهش قطر سلول­های ژرمینال، هم چنین گاهی افزایش و گاهی کاهش قطر مجاری اسپرم­ساز از جمله مواردی است که در بعضی از مطالعات گزارش شده است(۱۸، ۹). این گونه عوارض تنها به جنس نر اختصاص ندارد. سم دیازینون در جنس ماده نیز موجب کاهش قطر تخمدان، ایجاد بافت نکروز در تخمدان، افزایش فولیکول­های آترتیک و تخریب اووسیت­های بالغ می­شود(۳۳). علم بافت­شناسی به مطالعه ساختمان­های کوچک گیاهان و جانوران پرداخته و در هیستوپاتولوژی یا آسیب شناسی بافتی هدف اصلی شناخت و تشخیص بیماری­ها از طریق تغییرات مرضی در بافت­ها می­باشد. به همین دلیل مطالعات هیستوپاتولوژی نیز اهمیت به سزایی در تشخیص، سبب­شناسی و پیشگیری از بیماری­ها داشته و کاوش­ها یا یافته­های بافت­شناسی امکان افزایش دانش ما در مورد اثرات آلاینده­ها روی ماهی­ها را توسعه می­بخشد(۷). مطالعات مختلفی در رابطه با اثر آلاینده­ها بر بافت بیضه از جمله اثر سم دیازینون در ماهی سفید(۵)، ماهی کپور(۱۱)، ماهی Lepomis macrochirus(۱۹)، علف کش رانداپ در ماهی قزل­آلا(۲۳)، نیتریت در ماهی گورخری(۳۲) و میکروسیستین لوسین در ماهی مداکا(۴۴) و ماهی گورخری(۴۱) توسط محققین مختلف بررسی شده است. بااین­وجود، با توجه به گزارشات مختلف در رابطه با شیوع بالای اختلالات تولیدمثلی و هم چنین به دلیل ساختار فعال و بسیار حساس بافت های زاینده از جمله بیضه و دستگاه تولیدمثلی به عوامل خارجی و استفاده از سم دیازینون در کشاورزی، در مطالعه حاضر به بررسی تأثیر غلظت­های تحت کشنده سم دیازینون بر بافت بیضه ماهی گورخری(Danio rerio) به عنوان گونه مدل پرداخته شده است. ماهی گورخری یک گونه کوچک از ماهیان استخوانی آب شیرین متعلق به خانواده­ی Cyprinidae از راسته Cypriniformes، بومی منطقه هیمالیا می­باشد که به­راحتی در آزمایشگاه نگهداری و پرورش می­یابد. جنس نر و ماده از هم جدا و قابل تشخیص است و جنس­های نر دارای بدنی دوکی شکل می­باشند(۴). این گونه ماهی به جهت سهولت در نگهداری و هزینه پایین، باروری بالا، در دسترس بودن کامل توالی ژنوم، دستکاری راحت، همولوگ بودن بسیاری از ژن­های این ماهی با پستانداران، وجود سویه­های جهش­یافته و شباهت بالای ژنتیکی، فیزیولوژیکی و فارماکولوژیکی با انسان به یک گونه مدل و محبوب تبدیل شده است(۴۰، ۲۸، ۲۵، ۲۴، ۲۰، ۱۷، ۱۳). به همین جهت مطالعات زیادی با استفاده از این گونه مدل در راستای ارزیابی عملکرد تولیدمثلی در محور هیپوتالاموس، هیپوفیز و گناد صورت گرفته است(۴).

مواد و روش­ها

از مرکز تکثیر و پرورش ماهیان زینتی شصت کلاً گرگان بچه ماهیان گورخری نر با سن حدود ۲ ماه خریداری و به مرکز تحقیقات آبزی پروری شهید فضلی برآبادی دانشگاه علوم کشاورزی و منابع طبیعی گرگان منتقل شدند. پس از ۲ هفته سازگاری ماهی­ها با تراکم ۴۵ عدد در هر آکواریوم شیشه ای ۲۵۰ لیتری که ۲۵ لیتر از آن آبگیری شده بود به طور تصادفی در ۴ تیمار و ۳ تکرار رهاسازی شدند. به منظور هوادهی آکواریوم­ها از سنگ هوا و تنظیم دمای آب در ۲۶ درجه سانتی گراد از هیتر برقی استفاده شد. میانگین pH آب ۳/۸ بود. ماهی­های گورخری در طول مدت نگهداری و دوره مطالعه با استفاده از غذای بیومار(فرانسه) تغذیه شدند. در روز اول شروع آزمایش، تزریق سم درون آب انجام شد و هر ۴۸ ساعت یک­بار تا حدود ۹۰ درصد از آب آکواریوم تعویض و سم تجدید شد. میزان LC50 برای سم دیازینون پس از انجام تست LC50 در آکواریوم­ها و با توجه به خصوصیات فیزیکوشیمیایی آب، ۱۶میلی گرم بر لیتر در نظر گرفته شد که میزان ۰، ۵، ۱۰ و ۲۰ درصد از LC50 مورد نظر که به ترتیب ۰، ۸/۰، ۶/۱ و ۲/۳ میلی گرم بر لیتر محاسبه شدند، برای تیمارها استفاده شد. پس از ۳۰ روز مواجهه ماهی ها با سم دیازینون و پایان دوره آزمایش ۶ ماهی به طور تصادفی از هر تیمارها صید و با استفاده از پودر گل میخک ۵/۰ گرم بر لیتر بیهوش و کشته شدند. نمونه‌برداری از گناد ماهیان نر جهت مطالعات بافت‌شناسی و تعیین مرحله رسیدگی جنسی در هرکدام از تیمارها انجام و در فرمالین فیکس شد. بافت­های گناد تثبیت‌شده در فرمالین ۱۰% پس از ۲۴ ساعت به الکل ۷۰ % منتقل شد. سپس آب­گیری با افزایش اتانول(۷۰، ۸۰، ۹۰، ۱۰۰ و ۱۰۰%) انجام و در ادامه در زایلن وارد شدند. تمامی این مراحل توسط دستگاه پاساژ بافت تحت برنامه تعریف ‌شده برای این کار صورت گرفت. بافت­ها سپس با پارافین(دمای ذوب C˚۵۸-۵۶) بر روی قالب­های تیشیو­تک قالب­گیری و پارافینه شدند(۲۳). از قالب­های پارافینِ با استفاده از دستگاه میکروتوم برش­هایی باضخامت μm۵ تهیه و پس از قرار دادن بر روی لام، به مدت نیم ساعت در آون (C˚۶۰) قرار داده شد تا پارافین اضافه از روی بافت حذف شود. نمونه­ها پس از پارافین­زدایی و جایگزینی آن با زایلن به­وسیله سری­های کاهشی اتانول(۱۰۰، ۹۰و ۷۰) آب­دهی مجدد و با استفاده از محلول­های هماتوکسیلین و ائوزین رنگ­آمیزی شدند. بافت­های تهیه‌شده مجدداً به آون منتقل‌شده تا خشک شوند. تمامی مواد مورداستفاده در این مراحل محصول شرکت مرک بود. درنهایت با استفاده از چسب هیستوفلوید بر روی لام­های تهیه‌شده لامل چسبانده شد(۲۱). سپس اسلایدهای بافت­های تهیه‌شده توسط میکروسکوپ اینورت(مدل نیکون TS100) آزمایشگاه ماهی­شناسی دانشکده شیلات و محیط­زیست موردمطالعه قرار گرفت و سپس با استفاده از میکروسکوپ اینورت، از نمونه­ها عکس­هایی با بزرگ­نمایی(X10) تهیه و عکس­ها به‌صورت کیفی بررسی گردید.  

نتایج

در تیمارهای مختلف ماهی­های گورخری پس از مدت ۳۰ روز مواجهه با سم دیازینون هیچ­گونه مرگ­و­میری مشاهده نشد. از مهم­ترین تغییرات رفتاری مشاهده شده در تیمارها عدم تعادل و کاهش اشتها بود که در غلظت­های بالاتر سم این علائم مشهودتر می­شد. در بررسی بافتی بیشترین ناهنجاری در دوز بالاتر(۲/۳ میلی­گرم بر لیتر) مشاهده گردید که کاهش اندازه گناد از مهمترین آن می­باشد. در برش بافتی گروه شاهد که در معرض سم دیازینون قرار نگرفته بودند بافت بیضه از اندازه و رشد مناسب برخوردار بوده و سلول­ها در مرحله رسیدگی جنسی قرار داشتند(شکل ۱)، در صورتی­که در تیمار ۸/۰ میلی­گرم بر لیتر آتروفی سلول­های جنسی بافت بیضه مشاهده شد. هم چنین در این تیمار دیواره لوبول­ها نیز از بین رفته بود(شکل ۲). در تیمار ۶/۱ میلی­گرم بر لیتر دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی، از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها مشاهده شد(شکل ۳). در بالاترین غلظت سم که میزان دوز آن ۲/۳ میلی­گرم بر لیتر بود دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی، از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها و کاهش تعداد سلول­های جنسی مشاهده شد(شکل ۴) که این کاهش تعداد سلول­های جنسی و عوارض مشاهده شده موجب کاهش اندازه بافت بیضه نیز می­شود. این مشاهدات نشان­دهنده روند صعودی عوارض و ناهنجاری­ها نسبت به افزایش غلظت سم می­باشد.

 

 

 

 

 

0شکل ۱-گروه شاهد برش بافتی بیضه. اندازه و رشد سلول­های طبیعی در بافت بیضه طبیعی

 

شکل 2- تیمار ۸/۰ میلی­گرم بر لیتر سم دیازینون. آتروفی شدن سلول­های جنس(فلش آبی). از بین رفتن دیواره لوبول­ها(فلش مشکی)

 

شکل 3- تیمار ۶/۱ میلی­گرم بر لیتر سم دیازینون. از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها(فلش مشکی). دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی (فلش آبی).

 

شکل 4- تیمار ۲/۳ میلی­گرم بر لیتر سم دیازینون. از بین رفتن شکل ودیواره لوبول­ها (فلش مشکی). دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی (فلش آبی).

 

 

بحث و نتیجه گیری

با وجود این که سم دیازینون توانایی تجمع در بافت ماهیچه، کبد، گناد و آبشش را داشته(۳۷) و از این طریق می­تواند بر هوموستازی، رشد و رفتار ماهیان تأثیر گذارد(۸). بخشی از آن ممکن است در بافت­های مختلف بدن از جمله غدد جنسی تجمع پیداکرده و با تأثیر بر سلول­های غددجنسی موجب بروز ضعف و کاهش توان تولیدمثلی در آبزیان شود(۴۶، ۲۲). مطالعه انجام شده روی بافت بیضه ماهی گورخری در مواجهه ۳۰ روزه با غلظت­های مختلف دیازینون نشان­دهنده آسیب­های هیستوپاتولوژیکی در بافت بیضه می­باشد که با افزایش غلظت سم این آسیب­ها افزایش یافته و افزایش زمان مواجهه با سم نیز این عوارض و آسیب­ها را بیشتر کرده است. آسیب­های مشاهده شده در تیمار ۸/۰ میلی­گرم بر لیتر آتروفی سلول­های جنسی، از بین رفتن دیواره لوبول­ها و در تیمار ۶/۱ میلی­گرم بر لیتر دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی، از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها می­باشد. این عوارض در غلظت بالاتر سم دیازینون که ۲/۳ میلی­گرم بر لیتر بود افزایش یافته و روند وابسته به غلظت را نشان می­دهد. از بین رفتن شکل و دیواره لوبول­ها، دژنره شدن و آتروفی سلول­های جنسی و هم چنین کاهش تعداد سلول­های جنسی از جمله آسیب­های وارد شده به بافت بیضه در بالاترین غلظت می­باشد که در مقایسه با گروه شاهد سلول­ها در مرحله رسیدگی پایین­تر قرار داشته و اندازه گناد کاهش چشمگیری پیدا کرده است. مطالعات مختلفی در این رابطه صورت گرفته که تاثیر منفی آلاینده­ها بر بافت گناد را تایید می­کند. در مطالعه صورت گرفته توسط شموشکی و همکاران(۱۳۹۰) کاهش وزن گناد و شاخص گنادی ماهیان سفید در مواجهه با غلظت­های مختلف سم دیازینون مشاهده گردید که این امر می­تواند ناشی از تحلیل رفتن آن در اثر افزایش غلظت سم باشد. بررسی­های آسیب­شناسی نیز عوارضی مانند آتروفی، فیبروز و کاهش اسپرماتیدها در بیضه را نشان داد(۶). به هم خوردن مراحل رسیدگی چرخه سلولی، پراکندگی اسپرماتوگونیاها، افزایش نواحی بین لوبول­ها، خوشه­ای شدن اسپرماتوسیت­ها، پراکندگی ماده کروماتین و نازک شدن دیواره بیضه در غلظت­های پایین و تخریب گسترده اسپرماتوگونی­ها، خارج شدن برخی از اسپرماتوگونیاها از چرخه اسپرماتوژنزیز و افزایش نواحی بین لوبول­ها از جمله عوارض مواجهه ماهی قزل آلای رنگین­کمان با علف­کش رانداپ در دوزهای بالاتر می­باشد(۲۳). در بررسی صورت گرفته روی بیضه ماهی سفید تحت تاثیر غلظت­های مختلف دیازینون آسیب­های هیستوپاتولوژیکی مشاهده شد که با افزایش غلظت سم در بافت مشهودتر بود. در این بررسی با افزایش غلظت سم ضایعات وارد شده بر ساختمان لوبول­ها بیشتر شده و در نهایت منجر به مرگ سلول­های جنسی و توقف فرآیند اسپرماتوژنزیز شده است(۵). در بافت بیضه ماهی Lepomis macrochirus در مواجهه با ۶۰ میکروگرم در لیتر سم دیازینون کاهش قطر لومن، کاهش قطر لوله­های اسپرم و هم چنین کاهش قطر اسپرماتوگونی­ها از عوارض مشاهده شده می­باشد(۱۹). در ماهی کپور نیز بروز ناهنجاری­های ساختاری، از بین رفتن مجاری اسپرم بر و بافت بینابینی، تخریب سلول­های لایدیگ و آتروفی سلول­های بافت بیضه در معرض سم دیازینون مشاهده شده است(۱۱). بررسی بافت­شناسی و هیستوپاتولوژیک بافت بیضه در ماهی­های کپور که در معرض سم دیازینون قرار گرفته بودند ناهنجاری­های ساختاری از جمله از بین رفتن مجاری اسپرم بر و بافت بینابینی، دژنره شدن سلول­های لایدیگ و آتروفی سلول­های بافت بیضه را نشان داد. هم چنین فاگوسیتوز سلول­های آسیب دیده و در نتیجه پیدایش واکوئل­های سلولی در ساختار بافت بیضه نیز در ماهی تحت تیمار با دوز بالاتر مشاهده شد که در واقع پیدایش واکوئل­ها در سلول­های سرتولی و تغییرات آسیب شناسی بافت بیضه ظاهرا به علت فعالیت فاگوسیتوزی و تحلیل و تضعیف فعالیت سلول­های سرتولی می­باشد که این امر می­تواند باعث ایجاد وقفه در فرآیند اسپرماتوژنز و به تاخیر افتادن روند تولید و بلوغ اسپرماتوزوئید­ها شود(۱). Lin et al (2018) پس از افزایش غلظت نیتریت تغییرات پاتولوژیک را در ماهی گورخری مشاهده کردند که منجر به کاهش تراکم سلول و افزایش اجسام باقی مانده در سلول­های سرتولی و زیر ساخت شد(۳۲). این نتایج نشان­دهنده اختلال در روند اسپرماتوژنیک بود. تغییرات وابسته به غلظت بافت بیضه ماهی گورخری در مواجهه با میکروسیستین ـ لوسین آرژنین در مطالعه­ی Su et al (2016) کاهش چشمگیر میزان اسپرم بالغ، افزایش فضای بین سلولی و تخریب اپیتلیوم توبولی مانند سلول­های سرتولی بود(۴۱). کاهش تراکم سلولی و تخریب لوله­های اسپرمی هم در ماهی مداکا غوطه­ور شده در غلظت کم(۵ میکروگرم بر لیتر) میکروسیستن ـ لوسین آرژنین به مدت ۳۰ روز در مطالعه­یTrinchet et al (2011)  گزارش شده است(۴۴). Qiao et al (2013) وخامت سلولی و فضاهای خالی بین سلولی اپتیکی را در بیضه ماهی گورخری بالغ پس از مواجهه با میکروسیستن ـ لوسین آرژنین به مدت ۳۰ روزرا گزارش کردند(۳۵) که این نتایج و همچنین نتایج مطالعه Su et al (2016) وTrinchet et al (2011)  نشان دهنده­ی این امر می­باشد که سلول های اسپرماتوگونیا و سلول­های سرتولی احتمالاً از عوامل اصلی مواجهه با میکروسیستن ـ لوسین آرژنین در بافت بیضه می­باشند. در ماهی سلول­های سرتولی، سلول­های سوماتیک بیضه هستند و اسپرماتوژنز تنها زمانی اتفاق می­افتد که اسپرماتوگونیوم به طور کامل توسط پروتئین­های سیتوپلاسم سلول­های سرتولی در کیست­ها احاطه شده باشد. تحقیقات قبلی نشان داده­اند که سلول­های سرتولی نقش اصلی را در توسعه بیضه­ها و تولید اسپرم در ماهی­های استخوانی بر عهده دارند(۳۹، ۳۸). درواقع تنظیم غدد درون­ریز اسپرماتوژنز با فعالیت هورمون محرک فولیکول (FSH) و T در سلول­های سرتولی مرتبط است(۵). در مطالعات مختلف مشخص گردیده که سمیت دیازینون در گونه­های مختلف ماهیان متفاوت و به سن، جنسیت، اندازه بدن ماهی، شرایط آب­ و هوایی و فرمول آفت­کش، خصوصیات شیمیایی محیط و فاکتورهای دیگر بستگی دارد(۶). سم دیازینون به طور مستقیم روی بافت­ها و سلول­های جنسی اثر گذاشته و موجب آسیب­های مختلف در ساختار بیضه و رده­های مختلف سلولی در فرآیند اسپرماتوژنزیز و اختلالات هورمونی می­شود(۴۲). هم چنین علاوه بر تماس مستقیم بر بافت تولیدمثلی، دیازینون و سموم ارگانوفسفره قادر به ایجاد آسیب در مکانیسم­های فیزیولوژی تولیدمثل از طریق اختلال در محور هیپوتالاموس- هیپوفیز و گناد و تولید هورمون­های گنادوتروپینی نیز می­باشند(۱۰). سلول­های جنسی که از اجزاء اصلی در فرآیند اسپرماتوژنز می­باشند، کاهش تعداد و کیفیت آن ها در تولید اسپرماتوزوآهای سالم و بی­نقص و از طرفی کاهش تولید اسپرم سالم و فعال در قابلیت باروری مولدین نر تاثیرگذار خواهد بود. با این وجود بروز چنین تغییراتی در بافت بیضه کیفیت و بازماندگی محصولات جنسی را کاهش داده و در نهایت قابلیت باروری ماهیان نر کاهش می­یابد(۸). مطالعه حاضر که در آن آسیب­های هیستوپاتولوژیکی با افزایش غلظت سم افزایش یافته، نشان­دهنده تاثیر آلاینده­ها از جمله سم دیازینون بر انرژی تخصص یافته جهت رشد و تکامل غدد جنسی می­باشد. بافت بیضه یکی از نقاط اثر سم بوده که ماهی پس از مواجهه با آن دچار استرس شده و جهت برقراری هوموستازی و تعادل فیزیولوژیکی خود بیشترین انرژی را مصرف می­کند. بنابراین انرژی جهت ساخت و تکامل گناد کاهش یافته و سلول­های جنسی در مراحل پایین­تری از رشد قرار می­گیرند. در این­صورت حجم گناد نیز کاهش می­یابد.

 

 

 

 

1-بنایی، م.، میرواقفی، ع.ر.، احمدی، ک.و.، عاشوری، ر. ۱۳۸۸. تاثیر غلظت تحت کشنده دیازینون بر تغییرات هیستوپاتولوژیک بیضه و تخمدان ماهی کپور معمولی(Cyprinus carpio). مجله بیولوژی دریا. سال اول. شماره ۲. ص ۲۶- ۱۴.

2-پژند، ذ. ۱۳۷۸. تعیین غلظت کشنده(LC5096h) سموم حشره کش دیازینون و علف کش بوتاکلر بر روی دو گونه از ماهیان خاویاری قره برون و ازون برون. پایان نامه کارشناسی ارشد رشته شیلات، دانشگاه آزاد اسلامی واحد لاهیجان. ص ۱۶- ۱۲.

3-خانجانی، ع.، پورمیرزا، م. سم شناسی. چاپ اول. دانشگاه بوعلی سینا. ۱۳۸۰، ۱۶۴ ص.

4-درویشی، م.، صفری، ر. ۱۳۹۷. ماهی گورخری(Danio rerio) به عنوان مدل ژنوتوکسیکولوژی. آبزیان زینتی. سال پنجم. شماره ۴. ص ۲۳-۳۴.

5-فداکارماسوله، ف.، مجازی امیری، ب.، میرواقفی، ع.ر.، نعمت الهی، م.ع. ۱۳۹۰. بررسی تاثیر تخریبی سم دیازینون بر ساختار بیضه ماهی سفید دریای خزر(Ruilus frisii kutum) با استفاده از تکنیک کشت بافت (در شرایط In Vitro). مجله منابع طبیعی ایران. سال شست و چهارم. شماره ۲. ص ۱۲۸- ۱۲۱.

6-محمد نژاد شموشکی، م.، سلطانی، م.، شریف پور، ع.، ایمانپور، م.ر.، بهارلویی، ا.، نعیمی، م.ا. ۱۳۹۰. بررسی اثر غلظت های تحت کشنده سم دیازینون بر بافت های گناد، مغز و قلب مولدین نر ماهی سفید(Rutilus frisii kutum Kamensky, 1901). مجله دامپزشکی دانشگاه آزاد اسلامی واحد تبریز. سال پنجم. شماره ۳. ص ۱۲۹۴- ۱۲۸۷.

7-وثوقی، غ.، مستجیر، ب. ماهیان آب شیرین. تهران: انتشارات دانشگاه تهران. ۳۱۷ ص.

8.Abadin, H., Todd, D., Wohlers, D., Hard, C.M. (2009). Priority data needs for Diazinon. Syracuse Research Corporation, 75 p.

 

9.Abd, M.E.A., Sahlab, A., Abd, M.E.K. (1994). Influence of diazinon and deltamethrin on reproductive organs and fertility of male rats. DTW Deutsche tierarztliche Wochenschrift, 101(6);230-2.

10.Arcand‐Hoy, L.D., Benson, W.H. (1998). Fish reproduction: an ecologically relevant indicator of endocrine disruption. Environmental Toxicology and Chemistry: An International J, 17(1):49-57.

11.Banai, M.,Miryaghefi, A.R., Ashouri, R. (2009). Effect of sublethal concentration of diazinonon histopathological changes of male carp (Cyprnius carpio) testis. Lagoons conference in Azad university of Ahvaz, 127p.

12.Castano, A., Bols, N., Braunbeck, T., Dierick, P., Halder, M., Isomaa, B., et al. (1986). Diazinon hazards to fish, wildlife and invertebrates: a synoptic review. US Fish and Wildlife Service, US, 85;1-38.

13.Cerda, J., Conrad, M., Markl, J., Brand, M., Herrmann, H. (1998). Zebrafish vimentin: molecular characterisation, assembly properties and developmental expression. Europen Journal of Cell Biology, 77(3);175-187.

14.Chang, J., Liu, S., Zhou, S., Wang, M., Zhu, G. (2013). Effects of butachlor on reproduction and hormone levels in adult zebrafish (Danio rerio). Experimental and Toxicology Pathology, 65(1-2); 205-209.

15.Croucher, L., Jewess, P., Roberts, M.C. (2007). Metabolic Pathways of Agrochemicals: Part 2: Insecticides and Fungicides: Royal Society of Chemistry.

16.Dahlgren, J., Takhar, H., Ruffalo, C., Zwass, M. (2004). Health effects of diazinonon a family. Journal of Toxicology: Clinical Toxicology, 42(5);579-91.

17.Dooley, K., Zon, L.I. (2000). Zebrafish: a model system for the study of human disease. Development, 10(3);252-256.

18.Dutta, H., Meijer, H. (2003). Sublethal effects of diazinon on the structure of the testis of bluegill, Lepomis macrochirus: a microscopic analysis. Environmental pollution, 125(3);355-60.

19.Dutta, H.M., Maxwell, L.B. (2003). Histological examination of sublethal effects of diazinon on ovary of bluegill, Lepomis macrochirus. Environmental pollution, 121 (1);95-102.

20.Eisen, J.S. (1996). Zebrafish make a big splash. Cell, 87(6);969-977.

21.Fanta, E., Rios, F.S.A., Romão, S., Vianna, A.C.C., Freiberger, S. (2003). Histopathology of the fish Corydoraspaleatus contaminated with

sublethal levels of organophosphorus in water and food. Ecotoxicology and environmental safety, 54(2);119-30.

22.Fattahi, E., Jorsaraei, S.G.A., Parivar, K.,

 Moghaddamnia, A.A. (2010). The effects of a single dosage of Diazinon and Hinosan on the structure of testis tissue and sexual hormones in Mice. Yakhteh Medical Journal, 12 (3);405-410.

23.Figueiredo-Fernandes, A., Ferreira-Cardoso, J.V., Garcia-Santos, S., Monteiro, S.M., Carrola, J., Matos, P. (2007). Histopathological changes in liver and gill epithelium of Nile tilapia, Oreochromis niloticus, exposed to waterborne copper. Pesquisa Veterinária Brasileira, 27(3);103-9.

24.Gerlai, R., Lahav, M., Guo, S., Rosenthal, A. (2000). Drinks like a fish: zebrafish (Danio rerio) as a behavior genetic model to study alcohol effects. Pharmacology Biochemistry and Behavior, 67(4);773-782.

25.Goldsmith, P. (2004). Zebrafish as a pharmacological tool: the how, why, and chemical toxicity. Toxicological Sciences, 86;6-19.

26.Hamm, J., Wilson, B., Hinton, D. (1998). Organophosphate-induced acetyl cholin esterase inhibition and embryonic retinal cell necrosis in vivo in the teleost(Oryzias latipes). Neurotoxicology, 19(6);853-569.

27.Hatjian, B., Mutch, E., Williams, F., Blain, P., Edwards, J. (2000). Cytogenetic response without changes in peripheral cholin esterase

 enzymes following exposure to a sheep dip containing diazinon in vivo and in vitro. Mutation Research /Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 472(1);85-92.

28.Hill, A.J., Teraoka, H., Heideman, W., Peterson, R.E. (2005). Zebrafish as a model vertebrate for investigating chemical toxicity. Toxicological Sciences, 86(1);6-19.

29.Konda, L.N., Czinkota, I., Füleky, G., Morovján, G. (2002). Modeling of single-step and multistep adsorption isotherms of organic pesticides on soil. J of Agricultural and Food Shemistry, 50(25);7326-31.

30.Kuivila, K.M., Foe, C.G. (1995). Concentrations, transport and biological effects of dormant spray pesticides in the San Francisco Estuary, California. Environmental Toxicology and Chemistry, 14(7);1141-50.

31.Lasheidani, M., Balouchi, S., Keyvan, A., Jamili, S., Falakru, K. (2008). Effect of butachlor on density, volume and number of abnormal sperms in caspian kutum(Rutilus Frisii Kutum). Research J of Environmental Sciences, 2; 474-482.

32.Lin, W., Guo, H., Li, Y., Wang, L., Zhang, D., Hou, J., et al. (2018). Single and combined exposure of microcystin-LR and nitrit results in

reproductive endocrine disruption via hypo thalamic pituitary-gonadal-liver axis.Chemo sphere, 211;1137-1146.

33.Maxwell, L.B., Dutta, H. (2005). Diazinon-induced endocrine disruption in bluegill sunfish, Lepomis macrochirus. Ecotoxicology and Environmental Safety, 60(1); 21-7.

34.Pina-Guzman, B., Solis-Heredia, M., Quintanilla-Vega, B. (2005). Diazinon alters sperm chromatin structure in mice by phosphorylating nuclear protamines. Toxicology and Applied pharmacology, 202(2);189-98.

35.Qiao, Q., Liu, W., Wu, K., Song, T., Hu, J., Huang, X. (2013). Female zebrafish(Danio rerio) are more vulnerable than males to microcystin-LR exposure, without exhibiting estrogenic effects. Aquatic toxicology, 142; 272-282.

36.Sánchez-Peña, L., Reyes, B., López-Carrillo, L., Recio, R., Morán-Martínez, J., Cebrián, M. (2004). Changes on sperm chromatin structure in organophosphorus agricultural workers. Toxicology and Applied Pharmacology, 196; 108-13.

37.Sapozhnikova, Y., Bawardi, O., Schlenk, D. (2004). Pesticides and PCBs in sediments and fish from the Salton Sea, California, USA. Chemosphere, 55 (6); 797-809.‏

38.Schulz, R.d.W., Menting, S., Bogerd, J., França, L.R., Vilela, D.A., Godinho, H.P. (2005). Sertoli cell proliferation in the adult testis evidence from two fish species belonging to different orders. Biology of reproduction, 73(5); 891-8.

39.Schulz, R.W., De França, L.R., Lareyre, J.J., LeGac, F., Chiarini-Garcia, H., Nobrega, R.H. (2010). Spermatogenesis in fish. General and comparative endocrinology, 165(3); 390-411.

40.Spitsbergen, J.M., Kent, M.L. (2003). The state of the art of the zebrafish model for toxicology and toxicopathology research-advantages and current limitations. Toxicologic pathology, 31(1-suppl); 62-87.

41.Su, Y., Li, L., Hou, J., Wu, N., Lin, W., Li, G. (2016). Life-cycle exposure to microcystin-LR interferes with the reproductive endocrine system of male zebrafish. Aquatic Toxicology, 175; 205-12.

42.Swanson, P., Dickey, J.T., Campbell, B. (2003). Biochemistry and physiology of fish gonadotropins. Fish Physiology and Biochemistry, 28(1-4); 53-9.

43.Teng, M., Qi, S., Zhu, W., Wang, Y., Wang, D., Dong, K., Wang, C. (2018). Effects of the bioconcentration and parental transfer of environmentally relevant concentrations of difenoconazole on endocrine disruption in zebra

fish (Danio rerio). Environmental Pollution, 233; 208-217.‏

44.Trinchet, I., Djediat, C., Huet, H., Dao, S.P., Edery, M. (2011). Pathological modifications following sub-chronic exposure of medaka fish(Oryzias latipes) to microcystin-LR. Reproductive toxicology, 32(3); 329-340.

45.Van Der Geest, H., Stuijfzand, S., Kraak, M., Admiraal, W. (1997). Impact ofa diazinon calamity in 1996 on the aquatic macroinvertebrates in the River Meuse, The Nether lands. Netherland J of Aquatic Ecology, 30 (4); 327-30.

46.Yilmaz, N., Yilmaz, M., Altuntas, I. (2012). Diazinon-induced brain toxicity and protection by vitamins E plus C. Toxicology and industrial health, 28 (1); 51-57.

47.Yu, L., Liu, C., Chen, Q., Zhou, B. (2014). Endocrine disruption and reproduction impairment in zebrafish after long‐term exposure to DE‐71. Environmental toxicology and chemistry, 33(6);1354-1362.‏