全 文 ：应 用 生 态 学 报 　2004 年 10 月 　第 15 卷 　第 10 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Oct . 2004 ,15 (10)∶1983～1987
D NA 加合物的形成、诊断与污染暴露指示研究进展 3
王美娥　周启星 3 3
(中国科学院沈阳应用生态研究所 陆地生态过程重点实验室 ,沈阳 110016)
【摘要】　随着人们对污染生态毒理效应认识水平的不断深入 ,DNA 加合物的研究日益受到重视. 本文首
先对 DNA 加合物的毒性机理与 DNA 加合物形成过程进行了分析 ;介绍了 DNA 加合物现有的诊断方法 ,
包括色谱2质谱法、32 P2后标记法、免疫学法和荧光测定法 ;最后对 DNA 加合物的污染暴露指示进行了论
述 ,指出 DNA 加合物作为有效的分子生物标记物是生态毒理学家用来预测污染物危害效应的警示信号.
关键词 　DNA 加合物 　生态毒理效应 　分子生物标记 　生态风险评价
文章编号 　1001 - 9332 (2004) 10 - 1983 - 05 　中图分类号 　X17115 　文献标识码 　A
Research advances in DNA adducts :Their formation ,diagnosis and pollution2exposure indication. WAN G Mei’
e ,ZHOU Qixing ( Key L aboratory of Terrest rial Ecological Process , Institute of A pplied Ecology , Chinese A2
cademy of Sciences , S henyang 110016 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2004 ,15 (10) :1983～1987.
With the cognitive penetration of ecotoxicological effects into a molecular level ,more attention has been paid to
the research on DNA adducts. This paper analyzed toxic mechanisms and formative processes of DNA adducts ,
and introduced in brief their diagnostic methods ,including chromatogram2mass spectrum method ,32 P post2label2
ing method ,immunology method and fluorescence method. The pollution2exposure indication of DNA adducts was
expounded as an effective molecular biomarker ,and thus ,DNA adducts could be used by ecotoxicologists as a good
caution signal in forecasting hazardous effects of pollutants.
Key words 　DNA adduct , Ecotoxicological effect , Molecular biomarker , Ecological risk assessment .
3 国家杰出青年科学基金项目 (20225722)和中国科学院知识创新工
程重要方向资助项目 ( KZCX222SW2416) .3 3 通讯联系人.
2003 - 07 - 21 收稿 ,2004 - 01 - 06 接受.
1 　引 　　言
随着人类制造的各种化学品在环境中的不断释放 ,生态
系统中在更多场合以更大的几率发生诸如多环芳烃、芳胺、
亚硝胺、氯化有机物、杀虫剂、除草剂、霉菌毒素及某些重金
属等构成的复合污染 [3 ,22 ,23 ,26 ] ,造成了对生物体在分子水平
上的胁迫效应 ,尤其是直接或间接地影响、损害生物大分子
(如遗传物质 DNA 及蛋白质) 及其结构的完整性 ,对生物体
产生更大的持久性危害作用 [4 ,9 ,21 ] .
DNA 加合物是在分子水平上发生的一类重要生态毒理
效应 ,属于遗传性分子生物标记. 许多具有低电子密度中心
的亲电化合物类污染物 ,可以与具有高电子密度的分子 (如
具有亲核中心的 DNA 分子) 反应 ,形成 DNA 加合物. Vodic2
ka 等[19 ]认为 DNA 加合物可能激发了一系列复杂的过程最
终导致基因突变和基因癌变. 早期研究认为 ,DNA 加合物在
基因癌变的起始阶段发挥了主要作用 ,而最近越来越多的试
验发现在癌变过程中的许多阶段都涉及基因损伤 ,由此可以
说明 DNA 加合物与癌变发生的多个过程有关. 它具有底物
专一性、预警性和广泛适用性 ,可直接揭示有毒物质在分子
水平上的作用. DNA 分子不同位点上所形成的具有不同生
物学特性的加合物 ,能指示出与毒性机理密切相关的毒性动
力学的变化及不同程度的生物学结果及遗传变异后果 ,因此
可以将 DNA 加合物作为生态毒理学的相关终点来评价遗传
毒性. 然而 ,加合物研究的应用不应仅局限于致癌、致畸上 ,
化合物的化学活性或 (和) 其代谢中间产物在很低的浓度下
也可能改变组织成分 ,并因此导致各种危害或疾病的产
生[20 ] .
DNA 加合物的测定为诊断、监测及分析亲电类污染物
的暴露提供了一种有效的手段. 诊断、测定生物体内 DNA 加
合物及其水平的最初目的 ,就是为了监测生态系统中污染物
的暴露量 ,正是由于生物组织的暴露剂量是风险评价的一个
重要参数 ,定量测定致癌、致畸化合物形成的 DNA 加合物变
得十分有必要. 并且由于致畸的发生没有临界值 ,甚至在远
低于可测生态效应产生的剂量条件下 ,还可能出现不可接受
的风险[18 ] ,因此 ,需要利用高度灵敏的方法来探测、鉴别及
定量遗传毒性物质的暴露量.
我国在有关人体或动物体 DNA 加合物方面的研究相对
较多 ,这些替代性动物主要是大鼠、老鼠、兔子、豚鼠和狗等
实验动物 ,但总体上来说无论在数量与质量、广度与深度上
与国外均有较大差距 [4 ,13 ,17 ,18 ] . 近年来 ,我国还开展了一些
水生生物如鱼类的脑组织和肝组织 DNA 加合物的研究 ,但
对土壤动物尤其是土壤2植物系统中 DNA 加合物应用的研
究甚少[5 ,17 ,24 ] . 为了推进土壤2植物系统污染生态学研究向
微观方向发展[24 ,25 ] ,我们对 DNA 加合物的形成、诊断与污
染暴露指示研究作一综述.
2 　DNA加合物的形成
211 　毒性机理
DNA 加合物的形成是遗传毒性物质导致生物体遗传毒
性的前提 ,含有 DNA 加合物的 DNA 分子未能被修复或被细
胞错误地复制 ,将会导致一系列基因突变而产生遗传毒性.
大多数遗传毒性化学物质如 PAHs 在生物体内一般首先经
过存在于许多生物组织中的混合功能细胞色素氧化酶 P450
的代谢. 它们形成 DNA 加合物的途径有 2 种 :1)通过单电子
氧化途径 ;2)通过混合功能细胞色素氧化酶 P450 的激活. 一
些化合物由单电子氧化途径活化并且生成嘌呤加合物 ,大多
数通过单电子氧化途径形成的 DNA 加合物具有不稳定的糖
苷结构 ,能自动地使嘌呤脱落而形成一无嘌呤位点 ,这个位
点被认为 DNA 分子上的一个致突变损伤 ,同时这些无嘌呤
位点也有可能是一些化合物致癌的主要原因 [2 ] .
据报道 , PAH2DNA 加合物可以出现在许多基因中. 对
人和实验动物的研究表明 ,出现在 ras 族基因的 DNA 损伤
最有可能导致癌变 ,扩增野生 ras 族基因的第三者 2、13、56、
61 密码子或使以上密码子发生突变都可以使 ras 基因转变
为致癌基因. Ross 和 Nesnow[15 ]的研究发现 ,多种 PAH2DNA
加合物都能导致 ras 突变 ,并且在很多情况下 ,同一种 PAH
在不同组织甚至不同物种中形成的加合物是一致的. 对噬菌
体 ras 基因和其它体外试验发现 , ras 基因的变异可以被解
释为在 DNA 聚合酶的作用下插入了 1 个脱氧腺苷与无嘌呤
的位点配对. 专性的 PAH2DNA 加合物与 ras 基因突变之间
存在显著的构效关系 ,然而剂量2效应关系并不显著 [2 ] . B[ a ]
P 的代谢物 BPDE能与 DNA 的亲核位点鸟嘌呤的外环胺基
端共价结合 ,产生特异突变 ,包括碱基的插入、缺失、移码突
变及碱基替换突变 [15 ] . 苯乙烯及其代谢物的 DNA 加合物则
被认为是苯乙烯的遗传毒性机理之一 ,并且苯乙烯的 DNA
加合物与其它遗传毒性生物标记的相关性在人体细胞体外
培养试验中的研究已有大量报道 ,人体外周淋巴细胞 ( PBL)
在 400～600μmol·L - 1浓度范围的 SO 中处理 24h ,细胞的存
活率随着浓度的增加而降低 ,而次黄嘌呤核苷酸转移酶
( HPRT)基因的突变、O62SO2鸟嘌呤 DNA 加合物及 DNA 链
断裂随浓度的增加而增加 ,此外在较高浓度的 SO 具有明显
的细胞毒性效应. 并且有研究发现 O62SO2鸟嘌呤 DNA 加合
物与 DNA 的单链断裂 ( SSB) 有显著相关性 ,但是未发现与
HPR T 基因的突变频率有关 [19 ] .
212 　形成过程
许多污染物是亲电化合物 ,它们具有低电子密度中心 ,
因此可以与具有高电子密度的分子 (如具有亲核中心的
DNA 分子或蛋白质分子 Y) 反应 ,形成生物大分子加合物.
大多数亲电子剂 ( RX) 的加合物形成机理是亲核替代 ,亲电
子基团通过亲核原子 (O、N、S 等) 的一对不共享的电子 (∶或
-
)与之形成一个新的共价键. 如式 (1) 所示被替代基团 ( X)
根据反应物性质的不同或被亲核基团 ( Y) 中和或带上了负
电 :
RX + ∶Y→R Y + ∶X (1)
有时候亲电子剂的替代基团 ( X) 是 R 的一部分 (如环氧乙
烯) .
整个反应的发生在原则上通过二个不同的与动力学有
关的反应过程来完成的 ,在 SN2 反应 (替代反应、亲核反应及
双分子反应)的过渡阶段 ,RX与 Y形成了活性的中间产物 :
SN2 :RX + Y- →[ X - R - Y] - →R Y + X - (2)
其反应速率与反应物的浓度有关.
在 SN1 反应 (替代反应、亲核反应及单分子反应) 过程
中 ,RX分解成 R + 和被替代基团 X - 时立即产生一个活性阳
离子中间产物 R + ,接着 R + 迅速与 Y- 反应 :
SN1 :RX →R + + X - (慢) (3a)
R + + Y- →R Y(快) (3b)
反应的第一阶段比较慢并且是速率限制的.
许多亲电化合物的反应是上述两种过程的结合 ,如果亲
核性较强 ,SN2 反应过程较重要. 这两种过程的主要差别是 :
当 R 为手性时 ,发生 SN2 反应时 ,结构往往发生反转 ,而在
SN1 反应过程中 ,发生外消旋作用. 以环氧乙烯为例 ,在中性
或碱性条件下 ,环氧化物发生 SN2 反应 ,此时替代物如碱基
基团对空间阻碍较小的环氧碳位发生攻击 ,在酸性条件下 ,
反应速率在水化离子及酸的催化下加快 ,环氧化物的质子化
致使环氧化物开环形成一个活性的碳位 ,其反应机制具有
SN1 特点. 一些与电子结合能力较强的替代物如乙烯或苯环
等能削弱环氧键的结合力 ,使被替代的碳位更容易发生反
应 ,尤其在随后受到酸催化的作用下. PAHs 加合物的形成就
是因为 PAHs 双环氧化物的苯环碳位上受到了亲核攻击. 图
1 表示 DNA 加合物形成过程及影响加合物水平的因素 [14 ] .
图 1 　DNA 加合物形成过程及其影响因素
Fig. 1 Formative processes and their influencing factors of DNA adducts.
　　醛类通过形成甲基化胺与亲核剂如胺发生可逆反应 ,生
成希夫基. 甲基碳的亲电性由于初始甲基氧的质子化而进一
步得到加强 ,这种质子激活的甲基碳原子能够与较弱的亲核
剂反应. 在酸性条件下 ,这些反应迅速形成. 与醛类相比 ,能
提供给亲电甲基碳原子电子的甲基化合物活性较弱 ,因此酮
类化合物的活性普遍较醛类弱.α,β2不饱和的醛类具有双重
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功能 ,由于具有活化的乙烯基 ,能与亲核基团反应 ,类似化合
物如丙烯酰胺[18 ] .
3 　DNA加合物的诊断
311 　色谱2质谱法
色谱2质谱法 [18 ]是目前最常用的诊断、检测及定量分析
加合物的方法 ,其原理是根据复杂样品中的各组分在流动相
和固相间具有不同的分配系数 ,当两相作相对运动时 ,各组
分便在两相中进行溶解、吸附、脱附的多次反复分配 ,达到彼
此分离的结果. 这种色谱分离技术与适当的检测手段 (如电
化学检测器等)相结合时 ,就构成了色谱分析法.
当前最成熟的联用仪是色谱/ 质谱联用仪. 因此 ,该法的
优点是灵敏度高、特异性强、用于检测极微量加合物的存在
及研究其形成机理. GC2MC 和 LC2MC 在分析蛋白质加合物
中有重要作用. 快速原子轰击、连续流动快速原子轰击等技
术在质谱检测 DNA 加合物中具有关键作用 ,毛细管气相色
谱与质谱联合分析是目前灵敏度最高的技术之一 ,为了使被
修饰的碱基、核苷和核苷酸衍生成为具有良好的挥发性或热
稳定性 ,多采用三氟乙酰化物和乙酰五氟苯基化合物等作为
疏电子衍生物. 目前已研制出毛细管区带电泳分离与质谱联
用技术 ,并被应用于加合物的诊断、分离和检测.
312 　32 P2后标记法
Gupta 于 1982 年就建立 32 P 后标记法 (32 P2Postlabeling
Assay)来诊断、检测生物体中形成的 DNA 加合物 [6 ] . 它应该
是一种非常灵敏的诊断方法 ,灵敏度为 1 个 DNA 加合物/ 1
×109～1 ×1010核苷酸.
该法的基本原理是 ,与外源性物质形成加合物的单核甘
酸 ,可抵制酸酶的降解 ,并被标记上32 P ,从而通过放射性的
定量分析诊断、检测所形成的 DNA 加合物. 此法的优点是检
测能力强 ,应用范围广 ,可适用于检测不同类型的化学污染
物 ,如 PAH、芳香胺、烷基化物、不饱和醛类以及活性氧、紫
外线辐射等所引发的 DNA 加合物 ,尤其是可用于生态毒理
学研究中生物样品的加合物测定以及判断化合物的生态毒
性.尽管如此 ,32 P2后标记法还不是一个标准的方法 ,在定量
水平上存在局限性 ,因此有必要同其它检测方法结合起来进
行应用.
313 　免疫学法[5 ]
Sabtella 等于 1988 年创建了酶联免疫吸附测定法
( EL ISA) ,该方法用生物大分子加合物抗体 (单克隆体或多
克隆体)来诊断、检测靶组织中的相应加合物及其含量 ,可以
在特异的组织或细胞中进行定位研究. 其测定 DNA 加合物
的灵敏度为 1 个 DNA 加合物/ 1 ×107～1 ×108 核苷酸.
该方法的基本原理为抗原抗体反应 ,通常需要结合其它
的富集、分离及检测加合物的方法来得出最佳测定效果. 其
优点是费用低 ,简便易行 ,无须接触高水平的暴露量 ,适用于
大量人群流行病学调查的研究 ;其缺点为所需样本量大 ,抗
体间存在交叉反应 ,对于非抗原性加合物和未知抗原的加合
物不能进行检测.
314 　荧光测定法[5 ]
荧光测定法的原理是通过某些化合物的加合物具有荧
光特性而进行定量 ,其灵敏度为 1 个加合物/ 106～108 核苷
酸 ,所需样品量为 100μg 左右. 荧光法的优点是不破坏生物
大分子链 ,并可区分出加合物的不同立体异构体及大分子链
不同位点上的加合物. 荧光法还可用于研究 DNA 加合物的
形成或修复与时间之间的动态关系 ,但不适用于检测发光的
化合物. 此外 ,DNA 加合物的测定法还有碱洗脱法及 LM2
PCR 法等.
4 　DNA加合物的污染暴露指示
生物大分子加合物含量的测定一开始为了在致癌风险
评价中明确化合物的暴露剂量 ,以后逐渐被用作暴露量指
示. 在人群职业性遗传毒性暴露的研究中 ,蛋白质及 DNA 加
合物的测定表现出了在敏感性上的优越性 ,丙烯酰胺形成的
加合物水平与神经毒性症状有明显的剂量2反应关系 ,对有
机酸酐的研究也发现 ,蛋白质加合物水平与免役球蛋白的循
环水平有关[18 ] . 生物体内产生的活性氧 ( ROS) 对生物大分
子有严重的损伤作用 ,可以引起脂膜过氧化、蛋白质氧化及
DNA 结构的改变和链断裂. 在正常条件下 ,生物体内的
SOD、POD 和 CA T 的协同作用可以使生物体代谢产生的活
性氧维持在较低水平 ,而在环境污染胁迫下 ,生物体细胞的
活性氧消除酶系统的协调性遭到破坏 ,使细胞内的活性氧积
累 ,从而引起 DNA 的氧化损伤. DNA 的氧化加合物 82羟基
脱氧鸟苷 (82OH2dG)从接触苯的工人的尿液中被分离出来 ,
并且多个样本的分析表明 ,这种尿液加合物随着苯接触时间
的增加而增加. 还有研究发现尿液中 82OH2dG的剂量效应
关系十分显著 ,而且 82OH2dG的水平与淋巴细胞的微核形
成也有相关性[11 ] .
一些苯的代谢物能对生物体细胞也能产生氧化胁
迫[1 ,10 ,11 ] .对 DNA 的氧化损伤与细胞反应之间的联系作了
大量研究 ,结果发现体外培养细胞暴露在苯的代谢物中会产
生过氧化物而引起 DNA 链的断裂 ,并且与抑制氧化损伤的
过程一样 ,这种细胞反应也可以因过氧化氢酶的加入而抑
制.这些研究表明 ,苯导致细胞染色体的氧化加合物 82OH2
dG具有指示环境中苯暴露的作用. 对苯乙烯的研究中也发
现 ,苯乙烯可以通过氧化胁迫导致二次 DNA 损伤 ,如 Mar2
czynski 等[10 ]研究发现 ,接触苯乙烯的工人体内 82羟基脱氧
鸟苷含量显著比对照人群高.
决定生物大分子作为亲电子剂指示物的关键是该大分
子及所形成的加合物的稳定性. 慢性或间歇性暴露过程中加
合物的累积作用能够增加暴露分析的可信度 ,此外 ,明确有
关生物大分子的寿命能简化对亲电子化合物计量的定量计
算.
细胞核 DNA 是遗传毒性化合物及其代谢物致畸、致癌
的目标物 ,一些研究表明 ,在不同剂量化合物的处理下 ,各处
理间 DNA 和蛋白质加合物的起始含量呈有比例的变化. 但
是 ,随着时间的推移 ,DNA 加合物的含量发生了变化. DNA
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加合物含量的变化与化合物处理后的时间长短、DNA 修复
效率及化合物的毒动力学有关 [8 ] . 如对人体胚胎肺部纤维细
胞 ( HEL)的 SO 培养中发现 ,HEL 细胞在一系列浓度梯度的
SO 中分别培养 3h 或一整夜 ,培养时间为 3h 时 N72SO2鸟嘌
呤含量随着浓度的增加而增加 ,培养时间为 18h 时 ,N72SO2
鸟嘌呤含量降低了大约 3 倍. 以上结果表明 ,N72SO2鸟嘌呤
具有自发的修复过程. 由于同一种亲电子剂形成的 DNA 及
Hb 加合物具有不同的稳定性 ,这些加合物在急性暴露试验
后的不同时期的相对含量会发生变化 ,因此 ,必须在化合物
暴露后短时间内测定 DNA 和蛋白质加合物的含量. 亲电子
剂与 DNA 及蛋白质的反应速率处于同一数量级 ,但是 ,在生
物组织中 DNA 含量大大低于蛋白质 ,因此 DNA 含量测定较
困难. 如利用 P32后标记法对动物的研究中发现在致癌剂量
的苯处理条件下 ,无论是目标组织还是非目标组织都没检测
到 DNA 加合物 ,但是在高剂量的苯 (致癌剂量的 4 倍) 1 天 2
次处理动物的条件下 ,才检测到 DNA 加合物 ,1 天处理 1 次
仍然未发现 DNA 加合物 [14 ] .
对外来有毒物质进行暴露指示及风险评价时 ,分析化合
物的体内生物活性十分重要. 亲电子化合物 RX 的体内暴露
量的研究必须考虑 RX 在体内的酶和化学作用下的形成和
降解 (体现了 RX的生物可获得性) . 剂量的准确定义为投毒
一段时间后的 RX 的浓度 ,如图 2 所示的曲线下的面积
(AUC) ,剂量单位为 mmol·kg - 1·h - 1 ,方程如下所示 :
D =∫t0 [ R X ] ( t) dt (4)
式中 , D 为剂量 ; t 为反应后时间.
图 2 　生态系统中污染暴露剂量的概念
Fig. 2 Conception of pollution2exposure dosages to ecosystems.
　　 R X 与亲电位点 Y 的反应式如下 :
[ R X ] + [ Y ]
K Y [ R Y ] + [ X ] (5)
式中 , R Y 是加合物 ; KY 为二级速率常量.
如果是急性暴露试验 ,暴露剂量就是加合物的含量 ,此
时[ R Y ]/ [ Y ] 值和速率为常量 ,如方程 4 所示 ,假如加合物
含量由 nmol·g - 1球蛋白表示 ,那么速率常量单位为 [L·g - 1·
h - 1 ] .
D = 1KY
[ R Y ]
[ Y ] (6)
如果作为指示物的生物大分子具有较长的寿命 ,所生成
的加合物也较稳定 ,那么慢性或长期暴露剂量也可由方程
(4)计算 ,但是公式中必须考虑大分子的寿命校正系数 [18 ] .
遗传毒性化学物质的风险度与剂量呈线性关系 ,并随剂
量的增加而增加 ,没有安全临界值 ,但是 ,低于一定值可以认
为风险可接受. 乙烯氧化物及其它具有类似反应模式的化合
物 ,当 N2末端缬氨酸残基加合物水平高于 1～10 pmol·g - 1
Hb 时 ,被认为具有致癌风险 [7 ] .
有毒化学物质生物毒性的产生通常要经过一系列过程 :
与生物体接触 ;生物吸收和代谢 ;与 DNA 分子的结合和突变
等 ,最终对生物体产生严重的遗传毒害作用. 突变频率是与
激发癌变有关的一个关键因子 [12 ,16 ] . 靶器官的暴露剂量 (由
方程 (1)得出)与 DNA 突变加合物的最高水平成比例. 而在
低暴露剂量情况下 ,突变频率与剂量成比例. 根据目前的研
究结果 ,苯乙烯的 N12腺嘌呤加合物及 N72鸟嘌呤加合物可
以作为人群生物监测研究中的 2 个很好的生物标记. 尽管接
触人群的 DNA 加合物含量是十分低的 ,如果根据试验所得
的 N12腺嘌呤加合物的含量 018/ 109 核苷酸推算 (根据细胞
体外试验及小鼠肺部试验中得出的 N12腺嘌呤与 N7 鸟嘌呤
的比例) ,N72鸟嘌呤的含量也只不过 40/ 109 核苷酸左右. 但
是 ,这些苯乙烯专性 DNA 加合物与基因突变频率的关系值
得进一步研究.
5 　结 　　语
综上所述 ,目前 DNA 加合物的诊断与测定的主要作用
是化学污染物的暴露指示 ,尤其是对具有遗传毒性的化学物
质的暴露指示. 而把 DNA 加合物测定值转化为体内暴露剂
量的方法在生态风险评价研究中有重要的应用前景. 不仅如
此 ,DNA 加合物还能够应用于研究生态毒理学数据与流行
病学数据之间的相关性以及在分子生态学水平研究污染生
态过程 ,而正是后者有助于推进土壤2植物污染生态学研究
向微观方向发展[24 ,25 ] . 在生态风险评价过程中值得注意的
是 ,作为指示物的生物大分子及其与化学污染物形成的加合
物必须有足够的稳定性 ,并且加合物的诊断、测定具有可操
作性和可信性. 例如 ,亲电子剂与 DNA 分子及蛋白质分子如
Hb 的反应速率处于同一个数量级 ,而 Hb 在血液中的含量
大大超过 DNA 的含量 ;并且根据研究发现 ,能与蛋白质亲核
位点共价结合的化合物与 DNA 的亲核位点也能发生反应 ,
反之亦然 ;而且色谱法测定蛋白质加合物的技术远比测定
DNA 加合物的技术成熟和精确. 因此 ,在对生态系统健康风
险评价时 ,可以选择 Hb 等的蛋白质加合物的含量作为化合
物的体内暴露剂量. 但是 ,同时应该注意到不管应用哪一种
加合物 ,其本身也存在诸多不足之处 ,如加合物测定成本高、
特异性不够显著、灵敏度不够高等问题. 因此 ,无论从环境污
染的暴露指示 ,还是从生态毒理效应的分子机理探索 ,加合
物研究还须进一步深入.
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作者简介 　王美娥 ,女 ,1975 年生 ,在读博士生 ,现从事根2土
界面污染生态过程的研究 ,发表论文 5 篇. E2mail :wmeie 03
@ hotmail. com
789110 期 　　　　　　　　　　王美娥等 :DNA 加合物的形成、诊断与污染暴露指示研究进展