水生生态系统中POPs的免疫毒理学研究进展

李风铃， 江艳华， 姚 琳， 王联珠， 翟毓秀

(农业部水产品质量安全检测与评价重点实验室 中国水产科学研究院黄海水产研究所， 山东 青岛 266071)

1 关于免疫毒理学

免疫毒理学的研究始于20世纪70年代，而正式作为在免疫学和毒理学基础上发展起来的毒理学分支学科是在20世纪80年代末，荷兰的Jeff Vos、美国的Mike Luster 以及Jack Dean被认为是免疫毒理学的鼻祖。免疫毒理学主要研究外源化学物、物理因素及生物因素对机体免疫系统的危害及其作用机制[1]。经过40多年的发展，围绕免疫毒理学的研究日渐成熟，目前已成为毒理学领域的一个重要研究方向。

外源性物质释放到环境后，对水生生物可表现出不同的毒性，如研究人员可从遗传毒理学、生殖毒理学、行为毒理学、神经毒理学以及免疫毒理学等方向展开研究。而免疫毒理学与其它毒理学研究方向最大的不同在于它常采用低于毒性反应的剂量研究外源物质对机体免疫功能的影响，是评价外源物质毒性最敏感的指标。

研究人员发现，在对不同的实验物种开展毒理学研究的过程中，外源性物质诱发生物体产生了一系列变化，其中，免疫机能失调的诱发比例越来越高。这可能会导致免疫应答的减弱、增加疾病感染或者肿瘤的发生几率。研究人员还发现，外源性物质对实验动物免疫系统的影响主要表现为免疫抑制。也就是说某种化合物的剂量可能并没诱导较大的毒性，然而却对机体的免疫器官或者细胞产生了免疫毒性[1]。这也是免疫毒理学研究的实验终点。当然，除免疫毒性外，过敏、超敏反应以及自我免疫疾病等，都属于免疫毒理学的研究范畴[2]。

然而，大多科研人员的兴趣多集中在外源化合物对实验动物的免疫调节上[2]。另外，目前，免疫毒性检测及评价的常规手段是借助于动物实验，周期相对较长，需要多种试验方法联合评价外源化合物引起的免疫功能的改变。因此，免疫毒性的检测及评价、生物标志物的筛选也是当前免疫毒理学研究的热点内容。然而，免疫毒理学研究的终极目标仍是对于免疫毒性机制的探索，这在很长的一段时间内都将是毒理学领域的重要研究课题。

2 POPs的污染及危害

持久性有机污染物(persistent organic pollutants，POPs)是人类合成的、具有环境持久性、生物累积性、长距离迁移能力和高毒性等特点，并可随食物链在动物和人体中累积、放大的一类污染物，它们具有较高的致癌、致畸、致突变“三致”效应，能够导致生物体内分泌紊乱、生殖及免疫机能失调以及其他器官的病变，因此，可对各类生物体产生大范围、长时间的危害[3]。POPs可分为杀虫剂如氯丹等、工业化学品如多氯联苯以及生产中的副产品如二噁英等三种类型。其污染来源主要为使用残留或者生产过程中的副产品。

最近几年，随着国际社会对食品安全问题的高度重视，POPs在食物源性水生生物中的残留及毒理学效应等相关领域受到密切关注。POPs的广泛使用，使得它们成为一类全球性污染物，甚至在偏远的极地地区也可检测到它们的存在。如全氟烷基类物质(PFAS)，研究人员发现其广泛残留于生物体内、水、沉积物以及大气中。其中，不同水体中的浓度范围在pg/ L～mg/ L之间，沉积物中的浓度为ng/g干重，而大气中的浓度一般在pg/m 3以内。对生物体而言，水生生态系统食物链上几乎所有营养级生物体内均可检出PFAS[4-7]。再如POPs另一成员多氯联苯(PCBs)，其污染状况亦不容乐观。国内水体以珠江三角洲最为严重，进一步对珠江河口蚌类等生物体内PCBs含量分析，结果也表明其残留已达到可能危害大量食用海产品人群健康的水平。中国太湖湖区、广东大亚湾、大连湾、珠江三角洲地区河流、珠江澳门河口等均不同程度地受到POPs 的污染[8]。在中国近海海域的生物体如牡蛎体内也频繁检出有机氯农药( OCPs) 、PCBs 等多种类的POPs[9]。

近几年，由于POPs的大量使用，国内外学者从多个方面对其展开了毒理学研究。毒理试验表明，POPs具有肝脏毒性、生殖毒性、发育毒性、免疫毒性、内分泌干扰作用和潜在的致癌性，可引起生物体重降低、肝组织增重、肺泡壁变厚、线粒体受损、基因诱导、幼体死亡率增加以及易感染疾病致死等不良生物学效应[10-13]。研究发现，当成体米诺鱼暴露于全氟辛酸(Perfluorooctanoic acid，PFOA)时，精管细胞和卵巢出现了退化，表明PFOA具有一定的生殖毒性[14]。事实上，POPs的大部分种类均具有不同程度的生殖毒性。如双酚A，研究发现它可导致青鳉成鱼的产卵量减少、仔鱼孵出率降低以及雄性器官雌性化等[15]。Marsili等研究发现，PCBs对海豚的生殖系统也有损害作用[16]。研究人员还发现，许多种类的POPs也具有一定的雌激素效应，可以和雌激素受体微弱的结合，干扰生物体内分泌系统的正常功能[17-18]。另外，遗传毒理学实验表明，POPs可改变DNA碱基对的平均长度，打破DNA代谢的自我平衡，诱导DNA的损伤[19]。

可见，POPs对水体生态系统的污染形势已较为严峻。而有关POPs在水体环境及生物体内的残留及毒理机制也一直是最受关注的研究课题之一。

3 POPs的免疫毒理学研究进展

目前，POPs作为一类具有潜在危险的化合物已逐渐被了解，国内外研究人员也已从多方面对其展开了毒理学研究[20]，其中，免疫毒理学也有了些许报道，现将最近几年来的研究进展做一简要介绍。

已有研究发现，多环芳烃化合物(PAH)对啮齿类动物的免疫系统有一定损害，具体表现为淋巴器官萎缩，淋巴细胞增殖，T细胞的分化能力以及巨噬细胞的抗原提呈功能都不同程度地减弱。在对啮齿类动物开展的一些急性实验中，证明全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)的暴露会增加自然杀伤细胞(natural killer cell，NK)的活性，减少抗体的生产。另外也有实验表明B淋巴细胞的数目出现了减少[21-22]。

鱼的疾病同环境质量、环境污染物密切相关，许多鱼的疾病都与免疫因素相关。免疫系统是环境污染物最敏感的目标。在细胞或者亚细胞水平上环境污染物可以反映免疫系统在免疫个体、免疫失活或者免疫因子功能、免疫毒理学等方面的作用效应[23]。如Lacroix等人发现美国鲽鱼的免疫系统对污染物非常敏感，因此他认为在免疫毒理学领域，鲽鱼是非常合适的海洋生物模型[24]。不过，科研人员经过大量的比较分析，发现在免疫毒理学领域，小型鱼类如日本青鳉、斑马鱼等由于其本身无可替代的优势仍是使用比较广泛的实验室研究对象[25]。

针对水生生物开展的免疫毒理效应研究中，已涉及到POPs的众多种类，且研究角度多样，涵盖了免疫毒理学的大多研究内容。在对体液免疫、细胞免疫等方面的影响已有众多报道。如研究人员发现在鲍鱼中，较低剂量的苯并芘(BaP)即可影响免疫调节过程，对相关酶活性具有一定的抑制作用[26]。另有研究人员发现，将日本青鳉暴露于杀虫剂时，随着剂量的提升，抗体溶血空斑形成细胞(plaque forming cell，PFC)的数量出现不同程度的缩减，机体体液免疫的反应能力大大削弱[27]。而当虹鳟暴露于低剂量的杀虫剂时，吞噬细胞的数量明显增多，表明杀虫剂对虹鳟的免疫系统造成了一定的胁迫[28]。这与Chen等人的研究结果有些矛盾，他们的研究结果证明吞噬细胞的吞噬能力受到抑制或者不受影响[29]。然而，Shelley等认为污染物对机体免疫系统的调节是双向的，暴露浓度的不同完全可能出现截然相反的结果[28]。类似矛盾的现象出现在其他研究人员的报道中，如较低剂量的双酚A(BPA)、雌二醇(E2)和氢化可的松(HC)可诱导鲫鱼淋巴细胞的增殖，而高剂量的HC却抑制了淋巴细胞的增殖。与之相似，较低剂量的BPA显著促进了巨噬细胞的增殖，而稍高剂量的BPA抑制了巨噬细胞的增殖[30]。可见，污染物对于生物体免疫系统的影响较为复杂。

POPs对生物体的免疫毒理效应不仅体现在免疫细胞或者组织的反应或功能的改变方面，同时免疫防御系统也会表现出强烈的免疫应答。PCBs是多氯联苯类污染物，常存在于食品中。经其注射的幼年及成体青鳉在14 d后出现了氧化应激反应，且幼鱼的敏感性明显高于成鱼。另外，研究人员还发现，幼鱼及成鱼中反映体液免疫能力的指标—AFC的数目均显著消减。可见，青鳉的免疫系统对于PCBs的胁迫是相当敏感的，且敏感程度与生物体的年龄有关[31]。Minh 等发现PCB对海豚的免疫系统亦具有抑制作用，使其极易感染病毒。如1990—1992年间的地中海斑纹海豚集体死亡事件，正是由于高浓度的PCB破坏了海豚的免疫系统，使其感染了麻疹流行病毒，导致其大批量死亡。酶活性也是反映免疫毒性的重要指标。较低剂量的POPs可能不会引发严重的免疫反应，但免疫相关酶系的活性却可能会出现明显的变化。有关全氟烷基类化合物的免疫毒理学研究也已经有了一些报道[32-33]。据王贺威等研究发现，全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)的胁迫对翡翠贻贝的系列抗氧化酶包括SOD、GSH以及MDA等均有显著影响，说明机体的抗氧化防御系统已经对污染物产生了应激反应，即免疫系统已经开始发挥免疫防御功能[34]。

在水生生物的免疫毒理学研究领域，目前而言，标志物常为一些结构性参数，如细胞数目、组织重量、形态、血清蛋白等。其中一些免疫参数已经成为有效的实用标志物，如免疫器官类脏器与体重的比值、淋巴细胞的数量以及血清免疫球蛋白IgG的含量等[35]。

4 免疫毒理学研究展望

近年来，世界范围内越来越强调外源性化学物质对生物体的安全性评价，尤其是在食品安全领域和环境安全领域，而在安全性评价中免疫毒理学发挥着越来越重要的作用。然而，至今为止，在不同的国家和地区评估外源化合物的免疫毒理效应仍没有统一的指南。因此，建立免疫毒理学的敏感性评价方法和常规评价程序显得尤为重要。

一般来说，研究生物体免疫系统的功能和活性需要有一系列的模型和免疫学分析，工作程序复杂且工作量较大，因此科研人员往往不会首先分析一种外源化合物的免疫毒性。而某些实验室对生物体免疫系统开展的常规短期实验(多至28 d)或亚慢性实验(多至90 d)其结果的可信度已遭质疑。另外，除了经济合作与发展组织(Organization for Economic Co-operation and Development，OECD)规定的常规研究方法之外，还有更多特定的试验方法或技术可以阐述外源化合物对免疫系统的毒性效应。例如，除了针对免疫抑制开展研究，还可以分析外源化合物和某些食物中的潜在过敏源引发的免疫毒性，这也是当前的研究空白。在诸如此类的研究中，具有完整免疫系统的动物模型显然可以更清楚地阐述对免疫系统的影响以及对人类健康的潜在影响[1]。而在水生动物毒理学领域，常用的一些小型模式鱼类如斑马鱼、青鳉等虽然具有其他生物无法替代的诸多优点，但由于其个体较小，器官和血液较难收集，将其用作免疫毒理学研究的模式生物具有一定局限性，这也是限制免疫毒理学研究的一个重要因素[36]。

免疫毒理学的研究已经涉及到多个方面，例如血液指标变化、免疫器官的重量和组织学变化等免疫毒理的定量试验，另外还有免疫功能分析等定性实验分析。然而，仍有一些研究领域免疫毒理学目前尚无涉及，如发育免疫毒理学。相比较于成熟个体的免疫系统，幼体的免疫器官对外源化合物的毒性可能更为敏感，因此，开展发育免疫毒理学的研究对于评估化合物的毒性更为直观。遗憾的是，在发育免疫毒理学和生殖免疫毒理学研究领域，可评估的效应指标仍比较有限[2]。

另外，如前面所述，评估免疫毒理效应的标志物常为一些结构性免疫参数，然而，对于分析低剂量污染物的免疫毒性而言，此类标志物显然不够敏感。因此，筛选免疫毒作用敏感指标亦是今后免疫毒理学领域的研究重点[37]。

目前，许多种类的POPs已经展开毒性鉴定和效应分析，然而POPs种类繁多，且随着工业的迅速发展，每年都有大量新的化学品合成，是否具有潜在的危害尚不得而知。而且，某些POPs即使已经开展了毒理学分析，但也仅限于某一或某几方面的研究，其他领域尤其是免疫毒理学的研究并无涉及。如全氟烷基类污染物，已存在多年，只是近年来被列入《斯德哥尔摩公约》才引起广泛关注，关于此类物质的毒理学研究已有报道，然而免疫毒理学方面的研究基本属于空白。因此，以上方面的研究工作给我们提出了挑战，也将是下一步毒理学研究领域的工作重点。

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