دانلود رایگان ترجمه مقاله بررسی مطالعات انجام شده بر روی آندروژن و استروژن در مراحل اولیه زندگی ماهی – وایلی ۲۰۱۱

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده

مقدمه

هورمون های طبیعی و سنتتیک در محیط

منابع انسانی

منابع حیوانی

مقایسه بین منابع انسانی و حیوانی

مروری مختصر بر تعیین جنسیت و تفکیک جنسیت در ماهی ها

ژن های دخیل در تعیین و تفکیک جنسیت

سایر ژن ها

مکانیسم های عمل هورمون

اثرات هورمو ها بر روی مراحل اولیه رشد

نتیجه گیری و توصیه هایی برای تحقیقات اینده

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

مقدمه
نگرانی رو به رشدی در خصوص هورمون ها در محیط وجود دارد. دلیل این است که هر دو هورمون های سنتتیک و طبیعی در محیط های آبی شناسایی شده اند. منابع اصلی هورمون ها شامل رواناب ها و فاضلاب حیوانی می باشند که به عنوان کود استفاده شده و یا به اب های ازاد وارد می شود. حتی در غلظت های پایین( قسمت در تریلیون یا میلیارد)، استروژن ها و اندروژن های سنتتیک دارای پتانسیل بالایی در ماهی های استخوانی به خصوص در مراحل اولیه رشد می باشند. ماهی ها به عنوان ارگانیسم های مدل برای مطالعه اثرات اندروژن و و استروژن استفاده می شوند با این حال بیشتر این تحقیقات در ماهی های بالغ انجام شده اند. منابع کمی در خصوص اثرات این هورمون ها بر روی ماهی ها در مراحل اولیه زندگی وجود دارد به خصوص در دوره های با حساسیت بالا نظیر تمایز جنسی.
هدف این مقاله بررسی و تعیین این است که در مورد اثرات هورمون های محیطی بر روی مراحل اولیه زندگی ماهی چه اطلاعاتی وجود دارد از جمله نتابع هورمون ها و شیوه های عمل هورمون ها. ما ابتدا به بررسی وضعیت هورمون ها در محیط و منابع بالقوه آن ها از جمله منابع ماهیی و حیوانی پرداختیم. در ابتدا به بررسی وضعیت دانش تعیین و تمایز جنسی در ماهی های استخوانی تحت تاثیر هورمون های محیطی می پردازیم. در نهایت خلاصه ای از مطالعات انجام شده به بررسی اثرات اندروژن ها و استروژن ها بر روی تمایز جنسی پس از مواجهه با جنین ماهی ها و لاور ان ها و ایده های تحقیقات اینده ارایه خواهدپرداخت.

هورمون های طبیعی و سنتتیک در محیط
منابع انسانی
یک خلاصه ای از اطلاعات در خصوص هورمون های استروییدی در این مقاله در جداول ۱ و ۲ نشان داده شده است. یکی از منابع اطلاعاتی اصلی ، مربوط به کارخانه های تصفیه فاضلاب می باشد. زنان طیف وسیعی از استروژن های طبیعی را ترشح می کنند و زنان حامله، پس از قاعدگی و یائسگی به ترتیب ۳۱۱۵، ۶٫۷ و ۳٫۶ میکرو گرم استرادیول در هر روز ترشح می کنند. مردان تستوسترون (T)، دی هیدروتستوسترون، آندروستندیون و اندرسترون را به میزان ۸۱ میکروگرم در روز ترشح می کنند.( لیو و همکاران ۲۰۰۹). اگرچه مطالعات نشان داده است که کارایی حذف مرحله ای در کارخانه های تصفیه ای بیش از ۹۹ درصد است، فاضلاب دارای غلظت های هورمونی غیر ایمن می باشند(چیمریان و همکاران ۲۰۰۷). نتایج بدست امده توسط سیچمیرانو همکاران(۲۰۰۷) نشان داده است که فرایند های درمانی از محیط های رشد معلق ( فاضلاب فعال) استفاده می کنند و در حذف استروژن ها از فاضلاب موثر تر از بیو فیلم های استایتک هستند( بستر های آکنده). لیو و همکاران(۲۰۰۹) یک مروری را بر روی استروژن ها و اندروژن ها در فاضلاب swwtp در کشور های مختلف انجام داده اند. مرور ان ها نشان داده است که امریکا دارای بیشترین غلظت اندرو استرودیون ها می باشد( بیش از ۷۷۲۰ نانوگرم بر لیتر) و غلظت های T مشابه با مورادی است که در کانادا مشاهده شده است و غلظت های استروزن بالاتر از ۴۹، ۲۰ و ۱۴۰ نانوگرم بر لیتر برای استرون(E1), 17β‐E2 و استرودیول (E3)بوده است. مراکز بهداشت و درمان تولید هور مون های زیادی می کنند که منجر به SWWTP به دلیل ترشح بیماران و نیز پسماند های دارویی می شود. ناکرانیک و همکاران(۲۰۱۰) پی برده است که یک بار حجمی از هورمون های تولید شده ۹۲ میلی گرم در روز مطرح بوده است و این شامل بیش از ۶۵ درصد کل بار است. استروژنیته بالقوه فاضلاب های بیمارستانی حدود ۱۳۰ ng l-1 همانند ۱۷β‐E2 است. سیمیرجان و همکاران(۲۰۰۷) غلظت عهای بالاتر ۱۷β‐E2 را در فاضلاب در بیمارستان ها در مقایسه با دو منبع فاضلاب دیگر گزارش کرده اند. با این حال نمونه ها تحت مطالعات اندروژنی قرار گرفته اند.
علاوه بر سهم و نقش هورمون ها در محیط از فاضلاب تصفیه شده، هورمون ها به محیط از فاضلاب تصفیه نشده با جریان های ترکیبی فاضلاب و یا کاربرد بیوسلید ها به اراضی کشاورزی وارد شده اند. پلیار و همکاران(۲۰۰۹) به بررسی سهم CSO در بار های هورمونی در المان با جریان نمونه CSO و یک SWWTP پرداخته اند. آن ها نمونه ها را در هیدروگراف در طی ۱۱ سیل جمع اوری کرده و بار های ۱۷α‐ethinylestradiol (EE2), 17β‐E2 و E1 را به ترتیب بیش از ۱۲۲، ۷۸ و ۲۷۴ میلی گرم در هر رویداد اندازه گیری کردند. غلظت متوسط استروژن در جریان در این رویداد ها ca 5–۶ ng l-1 برای EE2 و ۱۷β‐E2 aوnd E1 بوده است. لاندکون و همکاران(۲۰۱۰) مرور منابعی را برای شناسایی غلظت های مواد شیمیایی در بیو سولید ها یا مواد زیست جامد انجام دادند و استروژن های شناسایی شده در بیو سولید ها شامل EE2, 17β‐E2 و E1 با بازه ۰٫۴۲-۱۷، ۰٫۳۱-۴۹ و ۱۵۰ میکرو گرم بر کیلوگرم و میانکین ۴٫۰۱، ۱۳٫۵ و ۱۰٫۹ میلی گرم بر کیلوکرم بوده است. در ۱۹۹۸ میلادی، سازمان حفاظت محیط زیست نشان داده است که ۲٫۸ میلیون تن بیو سولید به کار برده شده ست و براورد شده است که تا ۲۰۱۰، بیش از ۸٫۲ میلیون تن ماده خشک را می توان به کار برد. از این روی در سال ۲۰۱۰، میانگین ۰٫۲۳ تن استروژن وارد محیط از بیو سولید ها یا زباله های جامد شده است. ماکزیمم غلظت رواناب از خاک معمولا به ترتیب شامل ۰٫۰۱، ۰٫۰۳ و ۰٫۲۴ میکرو گرم بر لیتر بوده است و E1 نیز فرار ترین هورمون و EE2 غیر فرار ترین هورمون بوده است.
جدول ۱: فهرستی از استروژن ها و اندروژن های شناسایی شده در محیط. به جدول ۲ برای منابع و غلظت های خاص زیست میحطی گزارش شده مراجعه کنید

بخشی از مقاله انگلیسی:

INTRODUCTION

There is growing concern about hormones in the environment. This stems from the fact that both natural and synthetic hormones have been detected in aquatic environments. Main sources of hormones are runoff from lands in which animal manure has been applied as a fertilizer and discharge of treated municipal wastewater into bodies of water. Even at low concentrations (parts per trillion to low parts per billion) synthetic estrogens and androgens can have high potency to teleost fishes, especially in sensitive early life stages. Fish have been used as model organisms to study the effects of androgen and estrogen exposure; however, much of this research has been conducted in adult fish. There is much less literature available on the effects of these hormones on fish at early life stages, especially during periods of enhanced sensitivity such as sex determination and differentiation. The purpose of this review is to determine what is currently known about the effects of environmental hormones on early life stage fishes, including potential sources of hormones and modes of hormone action. We begin the review with an overview of the state of hormones in the environment and their potential sources, including human and animal sources. We continue with an overview of the current state of knowledge of sex determination and sex differentiation in teleost gonachorist (unisexual) fishes, as these processes can be greatly influenced by environmental hormones. We then present a summary of studies that have examined the effects of androgens and estrogens on fish sex determination and differentiation after exposure of fish embryos and larvae, and conclude with ideas for future research.

NATURAL AND SYNTHETIC HORMONES IN THE ENVIRONMENT

Human Sources

A summary with information regarding steroidal hormones reviewed in this article is presented in Tables 1 and 2. One of the major sources of hormones to the environment is effluent from sewage wastewater treatment plants (SWWTP). Women excrete a range of natural estrogens, with pregnant, premenopausal and postmenopausal women excreting 3115, 6.7 and 3.6 µg 17β‐estradiol (17β‐E2) equivalence per day, respectively (Liu et al., 2009). Men excrete testosterone (T), dihydrotestosterone, androstenedione and androsterone at rates of 81 µg T equivalence  per day (Liu et al., 2009). Although studies have shown that aqueous phase removal efficiencies in treatment plants can be as high as 99%, effluents may still contain environmentally unsafe hormone concentrations (Chimchirian et al., 2007). The results obtained by Chimchirian et al. (2007) suggest that the treatment processes that employ suspended growth media (e.g. activated sludge) are more effective at removing estrogens from influent than static biofilms (e.g. packed beds). Liu et al. (2009) conducted a review of estrogens and androgens detected in SWWTP influent and effluent in several countries. Their review found that the USA had the greatest effluent concentrations of androstenedione (up to 7720 ng l−۱ ), T concentrations similar to those in Canada (up to 20 ng l−۱ ) and estrogen concentrations as high as 49, 20 and 140 ng l−۱ for estrone (E1), 17β‐E2 and estriol (E3), respectively. Healthcare facilities can contribute significant hormone loads to SWWTP due to patient excretion and pharmaceutical disposal. Nagarnaik et al. (2010) found that a hospital generated hormone mass loadings of 92 mg per day, with androgens constituting more than 65% of the total load. The potential estrogenicity of the hospital wastewater effluent was found to be 130 ng l−۱ as 17β‐E2. Chimchirian et al. (2007) reported significantly higher 17β‐E2 concentrations in influent to a SWWTP receiving hospital wastewater compared with two others only receiving municipal wastewater; however, the samples were not analyzed for androgens. In addition to the contribution of hormones to the environment from treated sewage, hormones also are released to the environment from untreated sewage by combined sewer overflow (CSO) events and the application of biosolids to agricultural fields. Pailler et al. (2009) investigated the contribution of CSO events to hormone loads in a stream in Germany by sampling downstream of nine CSO locations and a SWWTP. They collected stream samples over hydrographs during 11 flood events and calculated 17α‐ethinylestradiol (EE2), 17β‐E2 and E1 loads of up to 122, 78, and 274 mg per storm event, respectively. The average estrogen concentrations observed in the stream during these events were ca 5–۶ ng l−۱ each for EE2, 17β‐E2 and E1. Langdon et al. (2010) reviewed the literature to identify ranges of concentrations of chemicals in biosolids. The estrogens detected in biosolids were EE2, 17β‐E2 and E1 with ranges of 0.42–۱۷, ۰٫۳۱–۴۹ and nondetected–۱۵۰ µg kg−۱ , and means of 4.01, 13.5 and 10.9 µg kg−۱ , respectively. In 1998, the US Environmental Protection Agency (USEPA) estimated that 2.8 million dry tons of biosolids were land applied, and estimated that, by 2010, as much as 8.2 million dry tons could be applied (USEPA, 1999). Therefore, in 2010, an average of 0.23 tons of estrogens were potentially introduced into the environment from biosolids applications. The predicted maximum runoff concentrations from soils amended with biosolids were estimated to be 0.01, 0.03 and 0.24 µg l−۱ , respectively, with E1 expected to be the most mobile and EE2 the least mobile.