持久性有机污染物多溴联苯醚的生殖毒性研究进展

2021-07-06 17:25杨俊花孙诗谣孙玲伟凌阿茹饶钦雄赵志辉
上海农业学报 2021年3期
关键词:睾丸生殖氧化应激

杨俊花,孙诗谣*,孙玲伟,凌阿茹,饶钦雄,赵志辉**

(1上海市农业科学院农产品质量标准与检测技术研究所,上海201403;2上海市农业科学院畜牧兽医研究所,上海201106)

多溴联苯醚(Polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)是一类含溴芳香族化合物,共209种同系物,包括四溴联苯醚(BDE-47)、五溴联苯醚(BDE-99)、六溴联苯醚(BDE-153)、八溴联苯醚(BDE-183)和十溴联苯醚(BDE-209)等[1-2]。PBDEs具有阻燃、热稳定、持久蓄积和难降解等特性,因价格低廉,在工业生产中常被用作阻燃剂或绝热材料添加到塑料制品、纺织品、电子设备和密封黏胶等产品中,以优化产品性能[3-4]。

自20世纪80年代以来,随着电子产品的使用频率急剧上升,PBDEs在带来经济效益的同时也引起了严重的环境污染和生物安全等问题。资料显示,在香港附近海域、珠江入海口等区域均检出PBDEs污染,而流经中国最大规模电子垃圾拆卸地的广东东江段PBDEs含量更高,为珠江入海口的2倍[5-6]。在内陆水域,中国淮河流域中PBDEs水平急剧上升,电子垃圾拆解地汕头红树林湿地也检测出PBDEs深度污染,其中BDE-99和BDE-209可能已对汕头红树林沉积物的生态环境产生负面影响[7]。PBDEs极难降解,其残积颗粒悬浮、沉积于空气、土壤及河流海洋中,经过迁移作用易富集于生物体内,最终通过食物链进入动物或人体[8-9]。可见,PBDEs的污染已经对生态环境安全构成了巨大的威胁,其不同的暴露途径对人类健康也产生很大影响。

近年来,PBDEs除在空气、土壤和水资源等环境介质中被检出外,在人体的血液、头发、母乳和脐带血中也被检出[10-12]。电子垃圾拆解区为重点暴露区域,调查发现,PBDEs宫内暴露会对胎儿生长发育带来不利影响,其中BDE-47、BDE-99及BDE-153检出率达100%,BDE-28、BDE-100、BDE-154、BDE-183和BDE-209在各试验组中的检出率均高于对照组[13]。对孕妇进行是否了解日常生活化学用品信息问卷调查发现,多数人认为普及PBDEs等环境污染物危害知识是医生或政府的职责,对其潜在生殖危害和预防意识非常薄弱[14-15]。因此,明确PBDEs的生殖毒性效应对于提升民众对此环境污染物的关注度和保护自身及后代健康生长发育具有重要意义。目前,关于PBDEs毒性效应研究,主要集中在神经发育毒性、内分泌干扰毒性、免疫毒性和致癌效应等,但有关生殖毒性特别是详细的毒性机制研究报道有限。鉴此,基于已有材料对PBDEs的生殖毒性研究予以概述,重点关注PBDEs对睾丸、精子、子宫、卵巢、胚胎、内分泌等生殖发育毒性及诱导生殖细胞凋亡等毒性机制方面。

图1 多溴联苯醚的分子结构式Fig.1 Molecular structure of polybrominated diphenyl ethers(PBDEs)

1 PBDEs简介

PBDEs化学通式为C12H(0—9)Br(10—1)O,分子结构如图1所示,沸点310—425℃,熔点290—306℃,是一类含溴芳香族化合物,常被添加到电子、纺织、塑料和建筑材料等产品中作为阻燃剂。目前,已知共有209种同系物,工业上常见的有四溴联苯醚(BDE-47)、五溴联苯醚(BDE-99)、六溴联苯醚(BDE-153)、八溴联苯醚(BDE-183)和十溴联苯醚(BDE-209)。其中BDE-47的毒性最强,BDE-209的毒性最弱[16]。BDE-47、BDE-99、BDE-153、BDE-209等9种PBDEs已被《斯德哥尔摩公约》列为持久性有机污染物,BDE-209被我国原环境保护部、工业和信息化部、卫生计生委公布的《优先控制化学品名录(第一批)》列为优先控制化学品[17-18],目前仅有BDE-209被批准使用。PBDEs具有亲脂性高、疏水性强的特质,可以蒸发于空气,沉积于土壤和水体中,极易通过食物链在高等生物体内富集,产生不同的毒性效应[19-20]。同时,PBDEs在人和动物的肝脏、肠道等器官内可通过脱溴或羟基化进行降解。有研究表明,PBDEs在生物体内能代谢生成羟基化(HO-PBDEs)和甲氧基化(MeO-PBDEs)产物,而经脱溴或羟基化后,可产生更强的毒性作用[21]。

2 PBDEs的生殖毒性

近年来,中国的不孕不育率有逐渐上升趋势,每年的不孕症发生率已达到15%—20%,而环境因素可能是威胁生殖健康的元凶[22]。调查发现,PBDEs的暴露水平可以影响被暴露群体的睾丸功能、精子活率、受孕率和母系及子代健康水平等[7]。探讨PBDEs的生殖毒性对预防生殖水平下降具有重要意义。

2.1 PBDEs的雄性生殖毒性

2.1.1 PBDEs对睾丸的毒性效应

睾丸是雄性生殖器的重要组成部分,在合成精子和分泌雄性激素过程中起重要作用,同时也是PBDEs生殖毒性的主要靶器官。有研究指出,BDE-47可使雄性小鼠睾丸组织产生细胞碎片和附睾间质炎性细胞浸润[23]。成年大鼠暴露不同剂量的BDE-209持续4周后会导致附睾质量下降,最高可下降22.5%,精囊腺质量显著增加[24]。PBDEs还可诱导子代生殖功能障碍,Sarkar等[25]观察到哺乳期母鼠分别暴露500 mg∕kg bw和700 mg∕kg bw BDE-209后,其子代小鼠睾丸和精囊腺相对质量显著下降,生精细胞变薄,生精管直径减小,小鼠附睾精子数量显著减少。深入研究发现,一方面BDE-209可以破坏睾丸组织的血睾屏障,通过上调睾丸雄激素受体α(androgen receptor,ARα)和下调血睾屏障相关蛋白claudin-11、occludin等的表达水平对小鼠产生生殖毒性[26]。另一方面,BDE-209干扰MAPKs通路相关蛋白p38、JNK的表达,即p-p38∕p38和p-JNK∕JNK比值上升,破坏血睾屏障紧密连接蛋白claudin-11的表达[27]。由此可见,PBDEs能影响睾丸形态、诱导炎症发生,其作用机制可能是PBDEs抑制睾丸组织相关连接蛋白的表达从而损伤血睾屏障。

2.1.2 PBDEs对精子的毒性效应

精子是由睾丸组织产生的生殖细胞,在动物有性生殖过程中发挥重要作用,精子畸形和活力低会直接影响雄性动物的生殖能力和生产价值。在过去的半个世纪里,男性精液中精子质量和数目显著下降,环境中PBDEs污染已经被认为是男性不育的主要原因,且已有研究报道,人类血清中PBDEs水平与精子数量和活力呈负相关[28]。周义军[29]分别用2 mg∕kg、10 mg∕kg及50 mg∕kg的BDE-209染毒大鼠,发现其生精细胞脱落,管腔堵塞,精子畸形率增加,出现香蕉型和无钩型等病理现象。Sarkar等[30]发现,与对照组相比,BDE-209处理的小鼠,精子数量和存活率显著降低,而BDE-47处理也可以使大鼠附睾精子数减少[31]。除此之外,Chen等[32]发现BDE-209可使水生生物斑马鱼的精子密度和雄∕雌性别比例下降,并且F1代斑马鱼也出现受精率降低和孵化延迟现象。可见,PBDEs可以诱发雄性动物的精子畸形,抑制精子活力,影响雄性动物的生殖功能。

2.2 PBDEs的雌性生殖毒性

2.2.1 PBDEs对子宫的毒性效应

子宫是雌性动物生育的主要生殖器官,其结构和功能的完整性是评估PBDEs对雌性生殖毒性的重要指标。有数据显示,在长达2年的隔天800 mg∕kg bw BDE-209给药暴露下,C57BL∕6小鼠子宫内检测出PBDEs残留,并且子宫绝对质量增加,表明暴露PBDEs可能会影响雌性动物子宫的结构和功能[33]。Dang等[34]发现200 mg∕kg bw的BDE-47给药24 h后能够使大鼠子宫湿重增加,而持续28 d给药450μg∕kg bw BDE-47后小鼠子宫内膜面积和肌层面积比值增加[35]。因此推断PBDEs对子宫存在毒性效应。但目前有关PBDEs对雌性子宫的毒性影响研究极少,缺乏相应的靶向机制研究,有待进一步深入研究与论证。

2.2.2 PBDEs对卵巢的毒性效应

卵巢位于盆腔内,是产生卵母细胞和雌性激素的重要器官,研究PBDEs对其结构与功能的影响,对揭示PBDEs的雌性生殖毒性具有非常重要的意义。近年来,在中国体外受精妇女卵泡液中发现有PBDEs生物蓄积的现象,其中BDE-99为主要成分[36]。西班牙一项有关妇女血清中PBDEs浓度与生殖能力关系的调查研究显示,PBDEs浓度与妇女怀孕期延长有关,可显著降低妇女生育能力[37]。在水生动物试验中,14 mg∕L的BDE-47可使褶皱臂尾轮虫休眠卵的产量显著增加,30 mg∕L的BDE-209也呈现类似的结果,表明BDE-47和BDE-209会干扰褶皱臂尾轮虫的有性生殖[38]。此外,BDE-47可使雌性大鼠卵巢芳香烃受体(aryl hydrocarbon receptor,AhR)mRNA和细胞色素P450家族蛋白(cytochrome P450 1A1,CYP1A1)的表达量较对照组显著升高[39],提示BDE-47可通过上调AhR和CYP1A1的表达增强对大鼠卵巢的毒性效应。可见,PBDEs对雌性动物卵巢组织的毒性作用主要源于其在组织中的蓄积,通过影响卵泡发育、干扰卵巢激素分泌及激素受体表达等因素产生相应的毒性效应。

2.2.3 PBDEs对胚胎的毒性效应

PBDEs具有很强的生物蓄积性,通过生物链的传递,其毒性效应极有可能扩大和迁移,近年来国内外也有报道PBDEs通过母体迁移,进而产生相应的胚胎毒性。母鸡-鸡蛋-育雏鸡过程中,PBDEs浓度递级升高[40]。斑马鱼染毒BDE-47后,其胚胎活性氧(reactive oxygen species,ROS)显著增高,并且产生不同程度氧化应激毒性[41]。同时BDE-47可抑制斑马鱼胚胎血管形成与生长[42],而斑马鱼染毒BDE-209后胚胎畸形率增加[43],BDE-99使大鼠胚胎活性氧表达水平上调,且胎儿骨骼发育迟缓且不良[44]。另外,向体外培养的小鼠卵母细胞中分别加入10 pg∕mL、20 pg∕mL、40 pg∕mL的BDE-209,卵母细胞的体外受精率降低,受精卵的早期发育延缓,并呈现显著的剂量效应[45]。李秋华等[46]分别采用100 mg∕kg、300 mg∕kg、500 mg∕kg的BDE-209染毒昆明小鼠,其体外受精的获卵率减少、受精率降低,严重干扰了小鼠的胚胎发育。可见,PBDEs具有较强的体内蓄积和母体迁移转化能力,不仅对母体存在威胁,同时会影响受精率及受精卵的生长发育,导致胎儿畸形及子代生殖系统发育异常等。

3 PBDEs引起生殖毒性的作用机制

3.1 PBDEs对生殖内分泌的影响

已有研究表明,PBDEs会干扰生殖细胞相关激素的分泌,与PBDEs的类雌激素结构密切相关,可作为拮抗剂或促进剂与雄激素、孕酮和雌激素受体结合,从而造成机体内分泌紊乱[47]。王汉永等[48]用BDE-209染毒青春期小鼠发现,随着BDE-209浓度的增加,小鼠血清中环磷酸腺苷(cyclic adenosine monophosphate,cAMP)和睾酮浓度呈下将趋势,睾丸连接蛋白(connexin-34,CX-34)表达下降,揭示BDE-209是通过干扰cAMP途径,抑制睾酮合成而产生生殖毒性效应。也有研究指出,PBDEs可竞争性地参与雌激素分泌,破坏雌性生殖系统平衡。如BDE-47、BDE-99、BDE-100和BDE-209等PBDEs混合物可促进猪卵巢颗粒细胞睾酮分泌[49]。BDE-47不仅可以提高蛤蜊睾酮∕雌二醇的比值,干扰生殖系统内分泌稳态[50],而且可以促进卵巢颗粒细胞与肥胖相关的脂联素分泌[51]。Karpeta等[52]也发现,BDE-47的代谢产物5-OH-BDE-47和6-OH-BDE-47可以通过激活芳香化酶(cytochrome P450 19,CYP19)的表达来刺激卵巢中雌二醇分泌。由此可见,PBDEs及其代谢产物会通过介导生殖激素的分泌而影响生殖系统,这可能是PBDEs产生毒性效应的途径之一。

3.2 PBDEs引起氧化应激

氧化应激是机体抵御外来侵扰的关键防御体系,国内外多项研究表明,PBDEs的暴露会直接影响机体氧化应激系统的稳态。SPF级雄性SD大鼠分别染毒250 mg∕kg、500 mg∕kg和1 000 mg∕kg的BDE-209,大鼠睾丸组织一氧化氮(nitric oxide,NO)和一氧化氮合酶(nitric oxide synthase,NOS)水平升高,γ-谷氨酰转移酶(γ-Glutamyltransferase,γ-GT)活性降低,表明BDE-209能激发睾丸组织的氧化应激从而导致精子质量和数量降低[53]。Sarkar等[54]用不同浓度的BDE-209作用于哺乳期母鼠后,在其子代的睾丸和附睾组织中也取得了相似的结果,即氧化应激标志物血红素加氧酶-1(heme oxygenase-1,HO-1)水平升高,暗示PBDEs具有传代毒性效应。同时,雄性小鼠暴露BDE-209后,精子线粒体膜电位(mitochondrial membrane potential,MMP)下降,超氧阴离子(O2-)生成,H2O2浓度上升[55],血清睾酮水平下降,精子头部畸形率增加[56]。因此,氧化应激可能是激发PBDEs生殖毒性机制的关键步骤,但其具体机制仍有待进一步深入分析。

3.3 PBDEs诱导细胞凋亡

细胞凋亡是指为维持内环境稳定,由基因调控的细胞自主性有序死亡,其在保证个体正常生长发育和维持生理稳态过程中发挥着不可或缺的作用[57]。有报道指出,PBDEs可以诱导细胞凋亡的发生,如PBDEs暴露对睾丸支持细胞具有明显的毒性,可激发支持细胞的氧化应激进而诱导细胞凋亡发生[29],BDE-47可诱导秀丽隐杆线虫发生氧化应激而导致生殖细胞凋亡[58],表明PBDEs诱导生殖细胞氧化应激进而引起细胞凋亡可能是其产生生殖毒性的重要机制之一。另外,PBDEs还可能通过线粒体途径诱导生殖细胞凋亡,如BDE-47可通过降低线粒体融合蛋白(mitofusin1,MFN1)的基因表达而抑制人胎盘绒膜癌细胞(BeWo)增殖[59]。也可通过抑制线粒体蛋白(Atp synthase subunitβ,Atp5b,ubiquinol-cytochrome-c reductase complex coreprotein1,Uqcrc1)以及抗凋亡B淋巴细胞瘤-2蛋白(B-cell lymphoma-2,Bcl-2)表达,促使小鼠精原细胞线粒体肿胀及空泡化,进而诱导线粒体膜电位和ATP水平降低,线粒体功能受损,最终导致精原细胞凋亡[60-61]。此外,内质网应激也是PBDEs诱导细胞凋亡的重要途径之一,Zhou等[62]以虹鳟鱼性腺细胞(RTG-2)为模型染毒BDE-47,发现处理组细胞内质网应激凋亡通路主要因子葡萄糖调节蛋白78(glucose regulated protein78,GRP78)的表达上调,凋亡蛋白caspase-12等表达也上调。在体内试验过程中,低浓度BDE-47暴露时,SD大鼠卵巢内质网自噬被激活,通过清除错误蛋白进行自我保护,而高浓度BDE-47侵染时,内质网过度自噬并激发凋亡蛋白caspase-3,导致卵巢功能损伤及细胞凋亡[63]。综上所述,PBDEs可通过氧化应激、线粒体或内质网应激等途径诱导生殖相关细胞凋亡的发生,这可能是PBDEs产生生殖毒性效应的主要作用机制。

4 结论与展望

随着对PBDEs生殖毒性研究的深入,人们认识到被用作阻燃剂添加于建筑材料及商业产品中的PBDEs,其毒性、难以降解和持久生物蓄积等特性,以及通过空气、水和物种跨区域的迁移和沉积特征,与不孕不育症密切相关,可对人类和动物的生殖健康和子代健康形成潜在的风险[64-65]。有限的资料表明,PBDEs不仅可以造成雄性动物的生殖毒性,还会导致子宫、卵巢和胚胎毒性作用,其作用机制可能与PBDEs干扰生殖内分泌、引发氧化应激和诱导细胞凋亡等有关。除此之外,还存在一些新的问题有待解决:(1)PBDEs生殖毒性的关键靶标器官、靶组织、生物标志物、作用信号通路及调控机制等。(2)已有的生殖毒性研究主要集中于生殖细胞和实验动物,食物源性动物猪、家禽等作为PBDEs的传递载体,是否也存在相应的毒性效应。(3)PBDEs种类繁多,目前的生殖毒性效应研究多见于单一毒性,联合毒性研究缺乏,特别是PBDEs在生物体内还存在脱溴和羟基化代谢,多种PBDEs原型联合或与其代谢物联合的互作效应、分子机制等。(4)对于抵御PBDEs的毒性作用仍无可靠的解决方案,有待开发有效的防御机制。这些研究不仅能为全面解析PBDEs生殖毒性作用提供参考,也可为准确评估PBDEs的生殖风险,提出关键有效的防控措施提供理论支持。

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