菲对水生动物生殖毒性的研究进展

谭 婷，潘鹏涛，吴航利，杨超超，杨 娜，王 佳，雷 忻*

(1.延安大学 生命科学学院；2.延安市生态恢复重点实验室，陕西 延安 716000)

随着石油化工产业的不断发展，多环芳烃污染状况有加剧的趋势将直接影响着动物的生殖发育和种族繁衍。菲(PHE)作为一种常见的多环芳烃类污染物，可通过食物、空气和皮肤等进入动物体，对动物有一定的致癌致敏性。PHE可通过地表径流等方式进入生态系统，通过食物链逐级放大效应，使得动物体内富集较高浓度的PHE。PHE作为性激素类化合物在动物体内发挥作用，危害细胞、组织和器官，威胁生物个体甚至种群。本文就目前PHE污染现状、对动物的生殖毒性及其主要作用机制进行综述和展望，为进一步认识菲的生殖毒性和菲污染状况的防治和改善提供理论基础。

1 菲的概述

多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)是一类稳定存在于自然生态环境中的污染物，原油和精炼石油也存在着较大比例的PAHs，这也是PAHs来源的主力军，PAHs的高持久性促使其成为水体环境中广泛存在的有毒污染物。PHE是自然环境中多环芳烃的一员，它的来源主要归于石油污染、碳氢化合物缺氧或低氧燃烧和热解，它对有机溶剂亲和度较高，不易溶于水，主要在人工合成有机染料等工业过程中会大量使用，由于其低溶解度和亲脂性对生物降解具有抵抗力，可以很容易地在水生动物组织中进行生物累积。

PHE作为自然环境中的污染物，是人类活动导致水环境中含量最丰富的多环芳烃之一。分布范围宽广，在水域、土壤和部分动物体等范围中都具有很高的化学检出率，城市集水区周围的PHE含量非常高，且它们的水平正在增加[1]。PHE主要通过水径流、大气沉积和石油泄漏输入到水环境中，据调查，目前在我国大部分区域性河流和水体下游流域中都可发现含有大量污染物PHE。例如：福建九龙江下游流域表层水体中PHE平均含量约为160～1370 ng/L[2]，闽江表层水体中PHE平均含量为1700 ng/L[3]，珠江澳门水域表层水体中PHE平均含量为101.1 ng/L[4]，厦门西港表层水体中PHE平均含量约为367 ng/L[5]，渭河干支流表层水体中测定得出PHE平均含量为238～7313 ng/L[6]。在国外报道了美国新泽西州表层水体中PHE平均含量分别达80～800 ng/L[7]，尼日利亚水域表层水体中PHE平均含量为146 ng/L[8]。废水中PHE及其相关代谢产物的富集会对水生动物产生有害影响，因此PHE的相关毒性受到了广泛的研究关注，且PHE具有生物积累性[9]，在自然环境中不断积累可对动物造成一定伤害，鉴于其持久性和高毒性，PHE对水生动物生殖的毒性影响值得高度关注。

2 菲的生殖毒性

2.1 菲对水生动物生殖细胞发育的影响

PHE作为一种动物性激素类似物可造成动物雌雄配子数量减少，阻碍动物正常生殖和发育。动物受到PHE的污染后可引起动物生殖腺指数和生殖能力显著性下降，具体表现为动物性腺组织生长受到阻碍，导致发育不成熟，精巢内没有或只有若干成熟精子，精巢的小叶内多是次级精母细胞[10]；而雌性动物卵巢壁变厚，生殖腔变大，卵子成熟程度低。在接触PHE的动物中，腺泡结构受到严重影响：卵母细胞的早期发育阶段不再靠近腺泡壁，而是在腺泡腔中扩散，腺泡壁可见纤维化及两层上皮扩张，核动力源的网状结构出现破坏，腺泡中发现退化的前卵母细胞聚集，性腺中发现了较少的卵黄原性卵母细胞，并在腺泡中发现脂褐素为不规则形状和不均匀结构的蓝色颗粒，大量脂褐素分布在腺泡的细胞外间隙和核动力源内部[11]。此外，在腺泡壁的上皮细胞中发现脂褐素，并与腺泡外的免疫细胞，即所谓的体腔细胞结合。在性腺中均发现卵原细胞、卵黄原性和卵黄原性卵母细胞以及成熟卵子，并发现了聚集在腺泡中已退化的卵黄前体卵母细胞，观察到性腺腺泡结构的紊乱，主要是由于退化的卵母细胞聚集的结果[12]。在形态上，与发育后期相比，它们的特点是生发泡大，核质比高，体积小。卵黄发生前卵母细胞的生长和成熟受到抑制，而对成熟卵子无明显影响[13]。精子运动速度、运动史和受孕率受到的影响与PHE污染程度之间有着紧密联系，它促使生殖细胞形态和结构发生改变，如动物体内分泌生殖相关激素变化，动物自身繁殖效率降低，动物生殖相关细胞发育过程中产生阻碍等[14]。PHE可在很大比例上损伤生殖配子活性，并可降低雌雄配子结合率，提高畸形发生几率[15]，PHE的暴露会影响动物生殖细胞，进而影响动物生殖发育。

2.2 菲对水生动物性腺组织及内分泌的影响

PHE作为动物生存环境中的化学污染物，对动物生殖腺相对应结构和功能造成一定损伤。使用含PHE的食物对鱼类进行慢性生殖毒性实验，来检测和观察食用含PHE的食物对鱼类生殖结构卵巢发育的影响[16]。PHE可直接抑制由卵巢分泌类固醇生成的相关雌激素从而影响酶系统，进一步破坏动物体内与生殖结构密切相关激素的原有动态平衡[17，18]。从另一角度说，PHE作为一种环境内分泌干扰物，对动物正常生殖系统结构和功能造成严重影响，在PHE的作用下显著地抑制精巢和卵巢中的17β-雌二醇水平[19]。在水生动物中，睾酮、17β-雌二醇等类固醇激素在性腺发育过程中起着关键的调节作用，它们的变化会导致鱼类生殖系统发育阶段分子水平上的生理和生化上的变化，从而最终影响鱼类的生殖功能。脑垂体性腺轴的紊乱，包括降低血清中促性腺激素释放激素(GNRH)浓度并且减少性腺中激素的生物合成，是降低激素含量的原因，脑垂体性腺轴的紊乱首先表现于GNRH的表达受到干扰[20]。GNRH影响动物体内性激素的变化需要通过促性腺激素(GTH)作为中间枢纽，在此过程中具有复杂的调控机制，不仅会受外界有害物质的刺激，也会受到动物体内其他激素和控制因子的调节[21]。基于现有的研究，PHE对性激素的毒性效应响应到组织层次上的结果就是性腺发育受到抑制，在对褐菖鮋组织切片观察结果发现PHE对性腺组织生殖腺和一些附属器官发育不完全或迟滞作用[22]。PHE干扰动物体内生殖腺正常分泌性激素和黏液，使动物生殖系统功能受到损害，进而影响身体其他系统功能，对动物后代繁衍和种族延续造成损害[23-25]。环境内分泌干扰物在动物生殖受阻过程中起到了很大促进作用，还可导致动物机体产生一些相应并发症[26]。

2.3 菲对水生动物胚胎早期发育的影响

PAHs是空气、水甚至食物中普遍存在的污染物，人类和动物能够轻易地接触PHE[27]。近年来，在性腺、脑垂体、外周静脉血等检测到PHE，这预示动物胚胎面临着PHE的暴露，并通过一些PHE含量检测可得到验证[28]。

PHE对动物胚胎早期发育的影响主要是三方面：一是PHE在胚胎早期发育过程中阻止器官建立，使其不能活到孵化或分娩时期；二是PHE在动物早期发育过程中改变或破坏器官功能，使动物发育受损；另外，PHE的一些衍生物在该时期作用于动物多个器官，影响胚胎发育。在PHE对动物胚胎早期发育毒性研究中，发现在动物胚胎发育两个阶段中对PHE污染尤为敏感。第一是在分裂早期，即PHE改变背腹轴的建立，这种破坏结果是过度背侧化的胚胎不能存活到孵化时期。第二个敏感时期是在心脏发育过程中，由于心脏易受化学污染物的影响，尤其是动物生存环境中的PHE污染[29]，心血管系统从大气中提取氧气很重要，用于向细胞线粒体输送氧气和调节心输出量以满足活性组织的代谢需求，所以心脏功能的破坏会影响动物的早期发育。在鱼类和其他脊椎动物中，能否正常存活的表现取决于心输出量的大小，表明污染物对心脏功能破坏是对动物胚胎的主要威胁，其中PHE导致的胚胎性心力衰竭的发病过程主要是通过两个途径：第一个途径是抑制内向整流钾通道的心脏电位活动，第二个途径是阻断心肌细胞内的钙循环，切断相关的接受受体或血浆钙泵[30-33]。除了影响心脏相关功能的发育外，原油中的多环芳烃PHE还被证明导致眼睛发育和功能中重要基因的失调，以及形态学上的失调即眼睛发育异常，眼睛发育相关基因(晶状体、珠状纤维和晶体)受损并引起视网膜细胞凋亡水平上升和增殖水平下降，最终引发视觉发育和功能障碍[34]，接触PHE导致的严重畸形包括颌骨复位、骨骼缺损、心包和卵黄囊水肿心脏功能不全[35-38]。这些毒性反应是由于动物的早期发育受到PHE污染影响。在哺乳动物体内，PHE发生反应产生的衍生物可对胚胎产生危害，这些结果表明在暴露于3-OHBcP的动物胚胎心脏发育受到损失，胚胎中较多基因受到影响。例如:PHE暴露使得斑马鱼胚胎眼发育先天性异常，PHE诱导细胞凋亡和减少细胞增殖，视网膜对视觉处理中心尤其是感光细胞损害较明显，趋光性反应受损[39]，并且动物肌肉发育相关基因表达，能量供应和应激反应蛋白在发育早期发生显著变化。PHE可以影响动物生长，诱导DNA损伤，扰乱行为和引起组织病理学损伤[40]。

3 菲影响水生动物生殖的干扰作用机制

3.1 菲对水生动物的遗传毒性作用机制

PHE可对水生动物造成两种类型DNA的损伤，一类是其中间活性代谢产物与动物细胞内的DNA通过共价方式结合在一起形成加合物[41]。首先PHE本身对电子具有非常强的亲和性[42]，可以和体内的其他生物大分子诸如DNA分子结构中的脱氧腺嘌呤及位于脱氧鸟嘌呤外环上的氨基以共价的方式结合而形成PHE-DNA加合物[43]；另一类DNA损伤是PHE在动物体内进行转化反应时能形成大量活性氧并造成氧化性DNA损伤[44]。其产生的原因主要是在体内进行转化反应时产生的大量物质，当动物体内无法及时进行清理时，这些物质会与动物体内的生物大分子发生氧化反应作用，对动物产生生殖毒性效应[45]。一方面PHE在动物体内代谢时所产生的中间活性产物本就可作为自由基代谢产物，这些代谢产物能够通过共价的方式联合动物细胞内的RNA、DNA，从而直接产生RNA加合物以及DNA加合物[46]，同时体内一些碱基会对产生这些加合物的作用位点进行切除从而直接使得DNA链断裂[47];另一方面，在动物细胞内氧化还原的过程中还能够产生大量的活性氧自由基，在一定范围内，活性氧自由基能被动物体内的超氧化物歧化酶、过氧化氢酶和谷光甘肽过氧化物酶等一系列抗氧化酶进行清除[48]，但当它们来不及完全消除活性氧自由基时，就会直接造成动物体内脂质过氧化、动物细胞RNA和DNA氧化损伤等不良结果[49]。

多环芳烃进入动物体内后，经过体内的环氧化物水解酶等作用代谢产生活化的醌类物质，诱导体内活性氧的大量产生，从而引起动物细胞的DNA氧化型损伤[50]。PHE对水生动物细胞造成DNA损伤，通过对水生动物遗传毒性来影响其幼体早期生长发育，且PHE对不同的动物所造成的DNA损伤也有细微差异[51]。

3.2 菲影响水生动物的生殖内分泌作用机制

PHE能改变激素的生物合成和代谢，模拟天然类固醇，诱导或阻断生理反应并影响生殖或其他内分泌过程[52]。PHE会干扰动物体内性激素水平的相对动态平衡，进而造成动物内分泌紊乱，对动物造成生殖和发育毒性[53]。

PHE在动物体内发生干扰主要可分为两个阶段，第一个阶段是在混合功能氧化酶系进行反应，其中PHE进行生物转换反应，主要是在动物体内进行氧化、还原、水解等步骤[54]，在这个阶段形成菲相关极性基团，提高PHE的水溶性，形成第二阶段结合反应的条件；接着受到与代谢相关酶的催化，进一步生成相应代谢产物，这一过程加强代谢产物的形成并加速向体外排出，同时氧化还原循环反应在转换过程中发生。PHE之所以能导致动物中毒的原因是，PHE的化学结构中具有两个特殊的化学反应区域，一个“湾”区(bay-region)和一个“K”区(K-region)，这两个特殊的化学反应区域与菲所产生的生殖毒性效应有不可分割的联系[55]。

研究发现，PHE可通过与下丘脑-脑垂体-性腺轴相互作用来有效实现对内分泌的干扰[56]。GnRH调节垂体促性腺激素的分泌，包括促卵泡激素(FSH)和黄体生成激素(LH)，这些激素运输到性腺并诱导类固醇生成，产生性类固醇激素[57]。抑制动物体内生殖相关激素的正常代谢，造成脑垂体性腺轴的紊乱，如减少性腺中相关激素生物合成并降低血清中促性腺激素浓度含量是导致生殖相关激素失衡的原因[58，59]。其次，PHE通过受体介导来影响动物生殖。PHE可通过受体和细胞色素P450酶介导，而且主要是受体介导危害水生动物[60]。在大部分动物体都存在芳烃受体(AHR)。PHE通过与AHR结合途径致毒，PHE与AHR结合，再与EAHR核转录因子(ARH nuclear translator)结合诱导细胞色素P45101A(CYPlA)基因转译。PHE诱导P450mRNA迅速上升，蛋白和细胞色素P450亚酶CYPlA1(EROD)活性增加，从而产生诱导作用[61]。PHE可以作为一种配体进入细胞中，当配体PHE和雌激素受体结合后，会使原结合于受体上蛋白解离下来，而结合了配体PHE的雌激素受体发生构象变化，进一步调节蛋白质分泌或与其他蛋白作用，从而影响动物机体原有的激素动态平衡[62]。由于PHE特殊化学结构，使得自身相对于分子量较大的多环芳烃类物质，更易进入水体，被水生动物利用[63]。PHE在动物体内进行氧化还原循环等反应过程中，通过这些反应影响动物体内生殖相关激素的分泌，即干扰内分泌影响动物的正常繁殖，同时通过对激素的控制来影响水生动物胚胎的早期发育。

4 展望

随着区域性河流和水体的污染日趋严重，目前大部分对于PHE的研究都是有关PHE对动物的急性毒性方面，而PHE对动物生殖毒性的研究是较为少见。虽然已有部分研究针对PHE对水生动物的生殖毒性，但其具体的机制还有待于深入研究和总结；对于PHE本身的性质已经非常清晰，但对于其与其他生物因子共同作用在动物体内产生的联合毒性效应还比较模糊，在未来应该与多学科相互结合，利用发达的分子技术从分子和基因水平对PHE对水生动物的影响来进行研究，并且如何从更深层次、更丰富的角度去揭示菲对水生动物的生殖毒性效应及其作用机制是需要我们进一步探讨的热点。

PHE可对水生动物造成严重生殖毒性，在其污染治理方面也受到广泛的关注。通过现有文献可得[64]，有一系列修复措施，物理修复如添加抗毒害的一些必需元素，微生物修复如利用一些外源细菌进行修复，分子技术修复等。未来我们应该将各个学科综合利用，从污染源头、过程到修复从分子、细胞、组织和整体层次对PHE的污染防治方面进行全面研究。