持久性有機(jī)污染物的海洋動(dòng)物胚胎毒理學(xué)研究進(jìn)展

周海龍,曲 瑩,董 方,蘇 文,韋雙雙,鄭繼平,薛欽昭

(1.中國(guó)科學(xué)院 煙臺(tái)海岸帶可持續(xù)發(fā)展研究所,山東 煙臺(tái) 264003;2.海南大學(xué) 農(nóng)學(xué)院,海南 ?？?70228;3.中國(guó)科學(xué)院海洋研究所,山東青島266071;4.中國(guó)科學(xué)院研究生院,北京100049)

持久性有機(jī)污染物(persistent organic pollutants,POPs)是指具有高毒性、持久性、生物蓄積性、半揮發(fā)性及長(zhǎng)距離遷移性等特性的天然或人工合成的有機(jī)污染物[1]。它可通過(guò)空氣、水、土壤、食物鏈進(jìn)行廣泛傳播,甚至能經(jīng)母乳傳遞給嬰兒[2]。無(wú)論是在空氣、水體、土壤、生物體中,還是在南極、北極都發(fā)現(xiàn)了 POPs的存在[3]。大量研究表明 POPs在食物鏈傳遞過(guò)程中具有生物富集和生物放大效應(yīng)[4],已嚴(yán)重威脅人類健康,例如:POPs對(duì)人的腦[5]、聽(tīng)力[6],免疫[7]、生殖[8]、神經(jīng)[9]等系統(tǒng)均有損害作用,POPs引發(fā)的環(huán)境污染問(wèn)題已引起國(guó)際社會(huì)廣泛關(guān)注。

就海洋環(huán)境而言,POPs可通過(guò)河流、陸源、污染排放、溢油及大氣沉降等途徑進(jìn)入海洋,導(dǎo)致海洋生態(tài)系統(tǒng)日趨惡化。POPs可直接對(duì)海洋動(dòng)物胚胎產(chǎn)生急性或慢性毒理效應(yīng),特別是低等海洋動(dòng)物,早期胚胎以浮游形式直接暴露于海洋環(huán)境,易受環(huán)境污染的影響。這對(duì)海洋動(dòng)物種群繁衍、群落結(jié)構(gòu)以及海洋生態(tài)系統(tǒng)等產(chǎn)生重要影響。胚胎期是海洋動(dòng)物整個(gè)生命周期中對(duì)POPs最敏感、最脆弱的一個(gè)時(shí)期,故研究POPs對(duì)海洋動(dòng)物的胚胎毒理不僅為揭示POPs在海洋動(dòng)物體中的生物富集和毒理機(jī)理具有重要的理論意義,而且在海洋動(dòng)物保護(hù)和繁育以及海洋生態(tài)環(huán)境恢復(fù)等領(lǐng)域具有重要的指導(dǎo)價(jià)值。本工作將對(duì) POPs在海洋動(dòng)物胚胎中的分布、毒理效應(yīng)和分子毒理響應(yīng)機(jī)制等方面進(jìn)行綜述和探討,為揭示POPs生態(tài)毒理效應(yīng)和海洋生態(tài)系統(tǒng)健康評(píng)價(jià)提供一定的科學(xué)依據(jù)。

1 POPs在海洋動(dòng)物胚胎中的分布

POPs屬于親脂疏水性物質(zhì),在生物體內(nèi)難降解,并呈現(xiàn)出生物富集和沿食物鏈生物放大效應(yīng),其含量在機(jī)體組織內(nèi)的分布與脂肪含量呈正相關(guān)[10]。中國(guó)學(xué)者對(duì)國(guó)內(nèi)幾種主要的貝類和魚(yú)類[10～13]研究表明,貝類體內(nèi)總多氯聯(lián)苯(Polychlorinated biphenyls,PCBs)、六六六(hexachlorocyclohexane,HCH)、滴滴涕(dichlorodiphenyltrichloroethane,DDT)質(zhì)量(濕質(zhì)量)比分別為:0.04～11.6 ng/g,5.70～30.2 ng/g,0.70～22.60 ng/g;魚(yú)體內(nèi) PCBs質(zhì)量(濕質(zhì)量)比為:1.25～16.4 ng/g。貝類和魚(yú)類POPs含量均低于海產(chǎn)品安全限量,其食用價(jià)值尚未受到影響。

POPs在海洋動(dòng)物胚胎中同樣存在富集作用,且存在時(shí)空性。M?enp? ?等[14]利用五氯苯酚(pentachlorophenol,PCP,0.051～0.056μmol/L)對(duì)鮭魚(yú)受精卵的生物富集試驗(yàn)表明,PCP在鮭魚(yú)胚胎內(nèi)的分布和代謝與胚胎發(fā)育階段具有密切聯(lián)系。胚胎發(fā)育晚期比早期多富集量多,這可能與胚胎發(fā)育晚期呼吸頻率和代謝活動(dòng)的加強(qiáng)有關(guān)。Broyles等[15]利用 2,3,4,5-四氯聯(lián)苯醚 (2,5,2′,5′-tetrachlorobiphenyl,TCB,500μg/L)對(duì)湖鱒進(jìn)行暴露實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明,當(dāng)在胚胎期進(jìn)行暴露時(shí),鮭魚(yú)卵黃囊富集TCB的能力最強(qiáng);但當(dāng)胚胎發(fā)育到卵黃囊仔魚(yú)階段才進(jìn)行暴露時(shí),結(jié)果發(fā)現(xiàn)70%的 TCB分布在機(jī)體組織中,而不在卵黃中,這說(shuō)明 TCB在組織中的分布還與暴露的時(shí)期有關(guān)。Broyles等[16]利用2,4,5,2′,4′,5′-六氯聯(lián)苯(2,4,5,2′,4′,5′-hexachlorobiphenyl,HCB)對(duì)湖鱒卵黃囊仔魚(yú)進(jìn)行暴露試驗(yàn),暴露3個(gè)月后,一部分 HCB從仔魚(yú)體內(nèi)消失。在第3個(gè)月時(shí),大量的HCB分布于消化器官?？傊?POPs在海洋動(dòng)物胚胎中的分布與胚胎發(fā)育階段和胚胎暴露的時(shí)間,以及各組織器官(可能與脂肪含量有關(guān))等因素有關(guān),其分布規(guī)律有待進(jìn)一步研究。

另外,POPs物質(zhì)在海洋動(dòng)物體內(nèi)的分解代謝是一個(gè)非常復(fù)雜的過(guò)程,受多種因素的影響,包括動(dòng)物的種類,POPs物質(zhì)的類型,代謝途徑等。目前,科學(xué)家們雖已對(duì) POPs的降解進(jìn)行了大量的探索,但還沒(méi)找到一種理想的POPs降解辦法。值得注意的是海洋多毛類動(dòng)物(如沙蠶)對(duì)多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)等 POPs物質(zhì)具有很強(qiáng)的富集能力,J?rgensen等[17]報(bào)道,它們不含有芳香烴受體(aryl hydrocarbon receptor,AHR)同源物,說(shuō)明它們對(duì)POPs物質(zhì)的代謝存在不同的機(jī)制;對(duì)這一機(jī)制開(kāi)展深入研究,或許是人類攻克 POPs污染問(wèn)題的一個(gè)新突破口。

2 POPs的胚胎毒性

海洋動(dòng)物胚胎多數(shù)在海水中生長(zhǎng)發(fā)育,且對(duì)POPs物質(zhì)非常敏感[18]。目前,主要就2,3,7,8-四氯二苯并二惡英(2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-pdioxin,TCDD)、DDT、PCB、苯并[a]芘 (Benzo[a]pyrene,B[a]P)、PAHs等POPs物質(zhì)對(duì)斑馬魚(yú)、貽貝等模式動(dòng)物的胚胎發(fā)育毒性進(jìn)行了大量的研究,主要體現(xiàn)在胚胎形態(tài)及其心血管系統(tǒng)毒性作用等方面。雖然這些研究主要是針對(duì)少數(shù)模式動(dòng)物,但對(duì)海洋動(dòng)物胚胎毒理的研究仍具有重要的指導(dǎo)意義。

2.1 對(duì)胚胎形態(tài)的毒性作用

POPs對(duì)胚胎形態(tài)具有嚴(yán)重的損害作用,主要表現(xiàn)為胚胎水腫、出血、局部貧血和生長(zhǎng)發(fā)育延緩,心血管發(fā)育和功能受損,頜畸形、死亡等現(xiàn)象[19];另外,Teraoka等[20]報(bào)道,TCDD對(duì)斑馬魚(yú)(Danio rerio)胚胎下頜軟骨的生長(zhǎng)發(fā)育也有影響。Antkiewicz等[21]報(bào)道將斑馬魚(yú)胚胎暴露于 TCDD,通過(guò)三維立體測(cè)量發(fā)現(xiàn):受精后72 h(hours post-fertilization,hpf)心臟組織體積顯著減小,特別是在受精后48 h時(shí),心臟細(xì)胞總數(shù)量顯著減少,這說(shuō)明心臟是 TCDD作用的一個(gè)重要靶器官。Kammann[22]和 Helder等[23]進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn),TCDD的胚胎毒性還存在著明顯的劑量效應(yīng)關(guān)系,低質(zhì)量濃度(0.1 ng/L)時(shí)導(dǎo)致生長(zhǎng)延緩,進(jìn)一步影響早期生長(zhǎng)發(fā)育;高質(zhì)量濃度(10 ng/L)時(shí)導(dǎo)致水腫甚至死亡。

另外,就胚胎毒性敏感性而言,不同的海洋動(dòng)物之間也不同,十足類動(dòng)物對(duì)殺蟲(chóng)劑的毒性比海膽,海鞘更為敏感[24],真鯛(Pagrosomus major)對(duì) TCDD最為敏感[25]。值得注意的是,滴滴伊(DDE)393 mmol/L,苯并[a]芘(B[a]P)13.2 mmol/L對(duì)兩棲類動(dòng)物爪蟾的胚胎毒性不大,此濃度下其死亡率<10%,研究表明,這與它們的溶解度有關(guān)[26],而與TCDD被胚胎快速清除沒(méi)有關(guān)系[27]。導(dǎo)致胚胎毒性敏感性差異的原因,目前尚不清楚。

2.2 對(duì)心血管系統(tǒng)的毒性作用

心血管系統(tǒng)是胚胎發(fā)育毒性的第一個(gè)靶器官[28],心血管毒性除了與POPs的種類、劑量水平等因素有關(guān)外,還與海洋動(dòng)物自身的物種、性別、發(fā)育階段等因素密切相關(guān),呈現(xiàn)一種非線性關(guān)系[13]。Lema等[29]用多溴二苯醚47(Polybrominated diphenyl ethers,PBDEs 47)對(duì)斑馬魚(yú)胚胎進(jìn)行毒性試驗(yàn)發(fā)現(xiàn):受精后20 h左右,會(huì)產(chǎn)生發(fā)育毒性;48 h,導(dǎo)致心肌細(xì)胞數(shù)減少,心臟體積變小,同時(shí)還會(huì)出現(xiàn)胚胎浮腫、出血等次級(jí)效應(yīng);96 h,發(fā)現(xiàn)心動(dòng)過(guò)速,這由于房室傳導(dǎo)阻滯導(dǎo)致心率失常,說(shuō)明胚胎不同發(fā)育階段其胚胎毒性作用不同。另外,Handley-Goldstone等[30]進(jìn)一步研究表明,細(xì)胞色素氧化酶 P4501A(Cytochrome p450 1A,CYP1A),細(xì)胞色素氧化酶P4501B(Cytochrome p450 1B,CYP1B)及其它AHR通道基因也參與了 TCDD的毒理調(diào)控過(guò)程,通過(guò)改變肌鈣蛋白 T2和各種肌球蛋白的表達(dá),從而導(dǎo)致擴(kuò)張型心肌病。同時(shí),脂肪酸和類固醇類物質(zhì)代謝酶,核糖體和信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)蛋白均參與了 TCDD的胚胎期心血管毒性作用。

3 胚胎毒理機(jī)制的探索

胚胎毒理主要是由AHR通道基因及其相關(guān)信號(hào)通道相互協(xié)同作用調(diào)控的,其中AHR通道對(duì)于POPs的胚胎毒理調(diào)控具有重要作用。

3.1 A HR通道

對(duì)鮭魚(yú)[31]、大西洋鮭[32]、海豹[33]等多種海洋動(dòng)物A HR基因結(jié)構(gòu)和基本功能的研究表明,TCDD、HAH(halogenated aromatic hydrocarbons)、PAH等POPs毒性效應(yīng)大都通過(guò) AHR通道進(jìn)行調(diào)節(jié)[34～36]。

在AHR調(diào)控通路過(guò)程中,A HR主要對(duì)CYP1和CYP2進(jìn)行調(diào)控;其中CYP1A是一種外源性代謝酶,它往往被POPs所誘導(dǎo)。當(dāng) TCDD、PA H等物質(zhì)進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)后與AHR結(jié)合,然后A HR從熱休克蛋白90(heat shock protein 90,Hsp90)[37],X相關(guān)蛋白2(X-associated protein 2,XAP2)[38]和 23-ku的共伴侶分子(23-ku co-chaperone protein,p23)[39]組成的復(fù)合物解離,從細(xì)胞質(zhì)轉(zhuǎn)移到細(xì)胞核中,與芳香烴受體核轉(zhuǎn)位蛋白(AHR nuclear translocator protein,ARN T)結(jié)合形成AHR/ARNT異二聚體,最后作用于CYP1A等靶基因的異物應(yīng)答元件(xenobiotic response elements,XREs)序列,從而誘導(dǎo)靶基因的表達(dá)。同時(shí),芳香烴受體抑制子(Aryl Hydrocarbon Receptor Repressor,AHRR)具有抑制A HR功能活性的作用,從而二者形成一個(gè)調(diào)控反饋回路[40](圖1)。雖然 TCDD誘導(dǎo)異物代謝酶(xenobiotic metabolizing enzymes,XMEs)的機(jī)理研究已很清楚,但像畸胎發(fā)生,免疫抑制等生物學(xué)效應(yīng)A HR是如何參與調(diào)控的有待進(jìn)一步研究?？梢钥隙?TCDD的毒性作用是通過(guò)AHR通道激活靶基因所致[40]。

圖1 AHR通道的調(diào)控機(jī)制[40]

3.2 AHR對(duì)胚胎毒性的調(diào)控作用

A HR通道是海洋動(dòng)物胚胎對(duì) POPs物質(zhì)毒性調(diào)控的一個(gè)重要通道,且不同基因型其作用大小不同。Carney等[41]對(duì)斑馬魚(yú)進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)它具有AHR1(zebrafish aryl hydrocarbon receptor 1)和AHR2(zebrafish aryl hydrocarbon receptor 2)兩個(gè)基因,其中,zfAHR2具有轉(zhuǎn)錄活性,在調(diào)節(jié) TCDD的胚胎毒性的過(guò)程中發(fā)揮主要作用,而zfAHR1不具有調(diào)節(jié)功能。如果被TCDD過(guò)度激活表達(dá)則會(huì)導(dǎo)致心臟形態(tài)和功能的改變,甚至死亡。另外,Yamauchi等[25]利用 TCDD對(duì)真鯛胚胎毒性試驗(yàn)發(fā)現(xiàn):rsAHR2(red seabream AHR2)mRNA表達(dá)的水平與 TCDD存在劑量效應(yīng)關(guān)系,且rsAHR2和CYP1A mRNA間存在顯著正相關(guān);而 rsAHR1(red seabream A HR1)的表達(dá)不受影響,rsAHR1和CYP1A間也沒(méi)有這種關(guān)系。故可以看出,AHR2在海洋動(dòng)物胚胎毒性調(diào)控過(guò)程中發(fā)揮重要作用,而AHR1的作用相對(duì)較小。Carney等[42]進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn),斑馬魚(yú)胚胎毒性主要由zfARNT1(zebra fish aryl hydrocarbon receptor nuclear translocator 1)和zfA HR2進(jìn)行調(diào)節(jié),而zfAHR1和zfARN T2不具有調(diào)節(jié)功能,并且胚胎毒性不是通過(guò)zfCYP1A基因表達(dá)的增加來(lái)調(diào)節(jié)的。

另外,據(jù) Mimura等[40]報(bào)道,AHRR基因通過(guò)與ARNT形成異二聚體體與XREs作用,從而競(jìng)爭(zhēng)性抑制AHR基因的活性。但是,最近 Evans等[43]發(fā)現(xiàn),雖然AHRR與靶基因異物應(yīng)答元件會(huì)有助于抑制AHR的功能;但不是通過(guò)與ARNT結(jié)合或與XREs結(jié)合來(lái)抑制AHR基因功能,這里可能存在另外一種作用機(jī)制來(lái)反轉(zhuǎn)抑制(transrepression)AHR的功能,即通過(guò)蛋白與蛋白相互作用的方式來(lái)進(jìn)行抑制AHR基因的功能。究竟是通過(guò)何種機(jī)理抑制的,這可借助于嗎啉寡聚核苷酸(morpholino oligonucleotides)等基因敲除技術(shù)來(lái)進(jìn)一步探索AHRR在胚胎毒理過(guò)程中的作用。那么胚胎又是如何應(yīng)對(duì)來(lái)自POPs物質(zhì)的毒害作用呢?Welker等[44]研究表明,細(xì)胞色素 P4501A(CYP1A)和血紅素加氧酶1(hmox1)基因產(chǎn)物在胚胎發(fā)育過(guò)程中對(duì)于抵抗這類外源毒性物質(zhì)的毒性具有重要作用。

綜上可知,A HR通道在海洋動(dòng)物胚胎毒性調(diào)控過(guò)程中發(fā)揮著重要作用,但不同基因型在胚胎毒理調(diào)控過(guò)程中具有不同的作用,在海洋動(dòng)物胚胎中AHR和ARNT分別由AHR2和ARNT1基因型來(lái)進(jìn)行調(diào)控,而A HRR哪種基因型的作用更大以及其它動(dòng)物是否遵循相同的胚胎毒理調(diào)控機(jī)理目前還不清楚,有待更進(jìn)一步的研究。

3.3 毒性的協(xié)同作用

POPs的毒理調(diào)控是一個(gè)非常復(fù)雜的過(guò)程,除了與海洋動(dòng)物種類,POPs物質(zhì)種類,作用的時(shí)空性有關(guān)外,AHR受體還可與雌激素受體、低氧誘導(dǎo)受體、核因子B以及視網(wǎng)膜母細(xì)胞瘤蛋白等信號(hào)通道相互作用[45];進(jìn)而改變細(xì)胞增殖,細(xì)胞周期阻滯或細(xì)胞凋亡的方向[46],最后表現(xiàn)特定的胚胎毒理效應(yīng)。Ramakrishnan等[47]利用雙酚-A對(duì)青鳉胚胎暴露24 h,發(fā)現(xiàn)胚胎發(fā)育,孵化和成熟時(shí)間提前,這是由于雙酚-A通過(guò)甲狀腺激素通道改變了胚胎全局發(fā)育進(jìn)程。當(dāng)暴露24～96 h時(shí),發(fā)現(xiàn)CYP1A活性的抑制導(dǎo)致代謝的改變或增加A HR激動(dòng)劑的半衰期,從而增強(qiáng)AHR的活性,揭示出AHR與甲狀腺激素通道間存在協(xié)同作用。另外,Timme-Laragy等[48]利用PAHs同系物對(duì)斑馬魚(yú)胚胎作用,發(fā)現(xiàn) PAHs同系物同時(shí)作用增加了胚胎毒性作用。綜上可知,在海洋動(dòng)物胚胎POPs毒理調(diào)控過(guò)程中,不僅AHR受體與其它信號(hào)通道之間存在相互作用,而且 POPs同系物之間還存在協(xié)同作用。

4 展望

目前,POPs對(duì)海洋動(dòng)物胚胎毒理的研究,主要集中在胚胎形態(tài)毒性,以及相關(guān)酶類的生理生化方面,其胚胎毒理機(jī)制研究較少。分子機(jī)理研究主要利用受到POPs污染的污水、沉積物和有害氣體這一類復(fù)合物作為研究對(duì)象;且集中于A HR通道的單個(gè)或少數(shù)幾個(gè)基因。實(shí)際上,POPs胚胎毒性作用會(huì)影響一系列相關(guān)毒理基因的表達(dá),從而產(chǎn)生胚胎毒性作用,最終表現(xiàn)出胚胎畸形或死亡。究竟哪些基因參與這一表達(dá)調(diào)控過(guò)程,以及它們相互之間的時(shí)空表達(dá)關(guān)系又是如何作用的,這一系列問(wèn)題可望隨著分子生物學(xué)和分子生物技術(shù)的發(fā)展而不斷得到解決。

另外,中國(guó)海產(chǎn)品由于 POPs物質(zhì)含量超標(biāo)導(dǎo)致出口創(chuàng)匯受阻時(shí)有發(fā)生,解決這一問(wèn)題的關(guān)鍵在于要對(duì)海水水質(zhì)進(jìn)行早期的有效監(jiān)控,這一問(wèn)題需要從源頭抓起,而海洋動(dòng)物(如貽貝)胚胎是一種非常靈敏有效的環(huán)境污染生物指示物,將其用來(lái)監(jiān)測(cè)海水水質(zhì)具有獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)(胚胎量大,易獲取,檢測(cè)周期短,靈敏有效,且不受倫理觀念約束等)。同時(shí),它還可用于毒性物質(zhì)的篩選以及藥物的臨床前篩選研究。已有研究表明,用牡蠣胚胎對(duì)廢水或海水進(jìn)行毒性遺傳分析,是一種評(píng)價(jià)海洋環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的有效方法[49]。這些應(yīng)用都離不開(kāi)胚胎毒理機(jī)制的研究,故持久性有機(jī)污染物對(duì)海洋動(dòng)物胚胎毒理的研究具有重要意義。

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