全 文 ：生态 科学20()3年05月第22卷第2期 望旦竖!竺!!!!!!!竺!!：!!!!：!垒!)!’_i二!翌
多氯联苯的环境毒理研究动态
聂湘平t暨南大学水生生物研究中心，广州510632)
【摘要】本文综述了当前国内外对多氯联苯这种持留性有机污染物环境生态毒理的研究现状，详细论述了多氯联苯自0
来源、分布、迁移变化等环境行为，特别强调了多氯联苯这种持留性确机污染物在生态系统中因食物网营养关系产0
的税累、寓集、放大进而影响人类健康的可能性，并对多氯联苯对生物影响的早期预警研究作了展望
关键词：多氯联苯；生态毒理：研究动态
中图分类号：R9946 文献标识码：A 文章编号：1008—8873(2003)02—17l—07
neadv蛐钟ine viro砌ental∞·t慨icolo甜ofpolycMori腑tedbiph蛐yls，NIEⅪang—ping(Rese州hceT1【er(一r
Hydrobiolog*JinarIUniVersjt*Guangzhou510632，Chjn曲
AbstrnctThep印ere“ewedadvallceandf11turedirectionofeco—toxicologyofPol chlo—n础dbiphenyls，di卵usscddct缸】ed
theresource，dis戚budon，咖sferd“gofPolychj响atedbiPhenyIs，especla¨ypayingmoreanentionst thepossi州iily‘，f
e矗ects()fPolychl嘶Ⅱatcdbiphenylsuponthehumanbeingdueto the计bio—accumulation，bio—concen订ationand
bio—magni6cadon廿1roughlheⅡopllic—anonljkefo dwebsInecologysystem
Keywords：P01vchl嘶natcdbiphenvls；Eco—to轴colozy；Advance
多氯联苯(P0lychlorinatedB phenyls)是联苯的
l～lo位卜的氢原子被一个或一个以上的氯原子取代
后形成的氯代烃类化合物，它由～系列氯化联苯的异
构体组成的一大类有机含氯化合物，其同分异构体和
同系物多达209种。通常简称PCBs，其结构式如下
图-I所示．其商品名在英国简称(Aroclor。)，在工业
上应用摄广泛的是胁clo，1254、1248、1260。多氯
联苯具有较高的辛醇．水分配系数，一般不溶于水，易
溶于脂溶性物质或吸附于颗粒性物质表面。
由于多氯联苯性能稳定，具有良好的化学稳定性、
热稳定性、阻燃性、导热性、绝缘性，自发明并实现
工业生产后长期以来被广泛用于各种生产领域，如变
压器、电容器的绝缘油，液压系统的传压介质，导热
系统热载体．以及润滑油、涂料、印刷墨水、塑料、
树脂、橡胶、油漆的添加剂等。据wHo统计报道，
自上个世纪二十年代开始生产以来，至八十年代末，
全世界生产了约2×10
7
c的工业多氯联苯，其中约31％
已排放到环境中去。由于多氯联苯的理化性质稳定，
非常难以降解(其半衰期长达40年左右)，加上其长
期积累以及其中某些异构体和同族体高度的生物富集
性和毒性．PCBs已造成了全球性的污染。
自1968年日本北九州福岗县发生了“米糠油事
件”后．多氯联苯对环境的影响和污染问题引起了人们
广泛的重视与研究。目前，各国均制定了严格的法律，
严禁PcBs的继续生产和使用。美国国家环保局(us
EPA)在1979年更将PCBs等七种工业混合物
(Arocl(，r)硎人优先监测物黑名单。2001年5月22
日联合国在瑞典召汗的环境大会上，150多各国家联
合签署_r《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公
约》，公约规定禁止使用12种高毒化学品，其一1tPcBs
等7种化合物在2025年前将在全世界范围内完伞禁止
牛产和使用，P|CBs在环境中的行为及其毒理已成为
人们关注的热点之 。目前的研究可分为以F几个方
面。
1 PcBs的环境行为研究
由于PCBs理化性质的高度稳定性、难降解性和
憎水性，使其在环境中表现出高度的残留惟。尽莆早
在1960s年代～些发达国家均制定了严格的法律，严
禁PCBs的继续生产和使用。但已生产和排放进人环
境的PCBs对环境产生的影响在相当长的时问内仍将
会继续存在。其在环境中的残留变化以及可能则人类
健康的影响是人们最先关注的问题之。
1l PcBs的来源．含量、分布
PCBs是人类自己发明制造出来的化合物．其最至
要也最直接的污染源就是来自工业生产过程中的使
用：(1)含PCBs工业废水废渣的排放：(2)含PCBs
的工业液体的渗漏；(3)从密封存放点渗漏或表：垃圾
场堆放沥滤；(4)由于焚化含PcBs的物质而释放到
大气中；(5)增塑剂中的PcBs的挥发。
除了工业直接排放污染源外，影响更广泛的次生
污染源主要来自以下几个途径：(1)PCBs的一个重要
途径是从污染的陆源沥滤而来”⋯，尤其是工、Ip密集
区，由于在工业生产过程中使用了PcBs，或I：业区中
一些含有PcBs的电器制品如蓄电器和变压器的泄漏
基金项日胥整RGc
作者简介：聂湘平(1966—1，男，博士，主要研究方向为环境，}物学
2003．05．0】收稻．0∞3一∞．20接受
万方数据
C1。7
生态科学
图。1氯联苯分子结构通式
Hgl Them川ecules打ucLureofpolychlonnatedbiphenyls
造成了在丁业区PcBs的浓度很高，在雨水淋溶下，
可造成更广泛的污染。(2)大气干湿沉降是水体、土
壤污染的另一个主要来源，也是大气净化PcBs的一
重要途径，通过雨水冲洗和干、湿沉降这一过程实现
了污染物从大气向水体或土壤的转移”’。据报道流人
北美苏必利尔湖的PcBs有85％～90％是来自大气沉
降，密歇根和Hudson湖中的PcBs，其大气沉降贡
献也有58％～63％”“。(3)PcBs还可能作为工业生
产副产品出现，这些工业生产品在使用过程中有意无
意的排放也会引起PcBs污染⋯。自1930s年代以来，
氯酚一直被广泛地用做杀虫剂、杀菌剂、木材防腐剂
等，在我国曾大量生产五氯酚及其钠盐，用于血吸虫
防治和木材防腐，据报道国产五氯酚及其钠盐含有共
平面PcBs和PcDDs，PCDFs等巨毒物质”⋯。
点源污染PcBs的来源主要来自工业生产过程中，
而含PcBs的物质的焚烧以及大气雨水的于湿沉降则
是面源污染的主要来源，虽然大的点源污染的可能性
在减少，但目前仍在使用的一些含有PCBs电器产品
报废后处置不当而造成污染也可能是新的污染来源
f1J。我国生产PCBs累计近万吨，其中90％用作电力
电容器的浸渍剂。而由于电力电容器广泛运行在我国
各大电网中，变电站内PcBs的污染，特别是一些废
弃的设备渗漏值得重视”·。
进入环境中的PCBs由于受气候条件、水文地质
和生物等因素的影响，在不同的环境介质间发生一系
列的迁移转化，最主要的归趋可能是土壤、河流和海
洋水体的沉积相。沉积物可看作是PcBs的储存库，
尤其是水生系统，沉积相作为参与地球化学循环的重
要贮存器，随着原发污染源的消失，在今后几十年内
甚至更长时间内，它有可能作为第二污染源将再次将
PcBs释放到环境中。
关于多氯联苯在环境中的含量与分布也是多氯联
苯早期研究中的重点工作内容，国内早期比较多地集
中在对水体、底泥、土壤、鱼类等环境和生物体中残
留凋查分析。蒋可等(1988)报道了某地区由于废旧
变压器中含有的PcBs变压器油处理不当而引起r变
电站内部局部污染，部分土壤样点检测含国盘74()22
ppm，两年T=龄以上的T人多数有不正常反应如肝炎、
皮肤病及心动过缓等症状”】。我国第—：松花江tf，水体
PCBs的检出率达31．5％，平均含量为o013ppb：底
泥中检出率为100％，平均含量达0．12～1．(J5ppb；鱼
体中检出率为lOO％，含量达6．4～214ppb”l，球江二三
角洲东江、西江、北江三大江河段均可检出PcBs”“。
PcBs在自然水体中一般含量都在ppb级甚至ppt级，
其检测对仪器的要求较高．在我国对PcBs的，￡留含
量分布和归趋的研究开展的还不够广泛和深入。
国外在】980s年代初对PcB的研究比较多侧重于
其环境行为．如PCBs在环境中分布、迁移、变化及
在生物体内富集和放大，尤其是对人体健康的影响。
1977年美国usEPA和通用公司联合资助Jf与2H约州
环境保护署合作开展了哈德逊河PcBs监测项||’埘
哈德逊河的上、F游水体、底泥、鱼体中PcBs含量
分布变化等进行了长达lO年的监测调查，井l【对水
体、鱼体中PCBs同系物含量组成进行r分析，经渊
查哈德逊河中的含量已超过食品与药物管理恩FDA)
规定的5．0ppm可接受标准o“。因为多氯联琴在工业
中的应用在欧洲发达国家比较早也更广泛，所以其污
染程度相对我国等发展中国家也就要严重和普遍。
chevrduilM．etal(1987)研究了法国塞纳河的PcBs
污染状况，采样点覆盖了塞纳河200km及其-1二要支
流，包括PCBs的季节变化、来源及在底泥、水体之
间的迁移变化。结果表明，塞纳河的水体中PcBs含
量变化丰水期为50～150ng·∥、枯水期为500
n2．L1，而这个时期饮水公司80％的水取自搴纳河
水，这样有可能对人体健康构成了威胁”“。stuartJ．et
al(1992)调查研究了英国环境中土壤、淡水、海水、
海底沉积物、牧草、排污水中的PCBs的含量、来源、
分布、迁移、归趋等环境行为。残留于环境中的PCBs
其中93．1％留存于在土壤，海水中3．5％，底泥中2．1％．
淡水牧草排污水及人体约为1．4％【4“，一般PcBs在未
直接受污染的土壤中一般在lo一～10。，而在I。、阻污染
区可高达10～。日本生产电器元件的工厂附近{．壤中
PcBs含量为5．10×10～，而在我国西藏未受PcBs直
接污染的土壤中PcBs含量仪为o．625×io一～
3．50l×10。9㈣。
大量的研究调查已证明，PCBs现在已成为一种
全世界广泛分布的环境污染物，从大气到海洋，从湖
泊、江河到内陆池塘，从遥远的南极大陆到荒冰的雪
域高原，从苔藓，谷物等植物到鱼类飞鸟等动物，甚
万方数据
聂湘平，等：多氯联苯的环境毒珲研究动态
至人奶血液巾无处／ii在，含量从几个ppt到几百个ppm
不等，确的含量已远远超过美国FDA标准”⋯。
】，2 PcBs迁移、变化和生物富集
PCBs在环境介质中的迁移、变化和生物富集等
变化过程是环境学研究的重点之一。多氯联苯属于非
离f型他合物，在水中的溶解度很低，其Kow在1矿～
108范围内．除一小部分溶解外，大部分的PCBs都附
着在悬浮颗粒物上，最后进入沉积相，冈此通过各种
途径沉降到沉积物中是PcBs的主要迁移方式⋯l。～
般认为沉积是去除水体中PCBs的有效途径，但颗粒
束缚的PcBs大部分都参与到再循环过程中，这使得
PcBs在环境中的迁移转化问题变得更加复杂。
Gschwend等学者认为控制疏水性有机化合物在永生
环境中归趋的主要过程之一是这些有机物在溶解和吸
附状态间的转化”q。PcBs在颗粒物上的吸附程度与
颗粒大小和本身的溶解度成反比．同时与颗粒的有机
碳含量成正比。目前有关PcBs的吸附行为研究进行
较多的是分配理论。有机碳吸附系数Koc与溶解度
s，正辛醇脉分配系数Kow的关系可用下式表示：10窟
K0c=alogS+b或logKoc=clogKow+d式中a，b，c，d为
常数．随吸附环境的不同而改变。Ⅵ，0()d(1987)年研
究了水体底泥中PcBs解吸附过程及生物吸收过程，
不同PcBs的解吸过程与PCBs的清除是与辛醇，水分
配系数(比。)呈负相关mJ。影响PcBs分布、迁移的
因素还有很多，如沉积物的组成(如颗粒粒径。有机
碳含量)和沉积物环境特征(如水深，水体运动)以
及其在间隙水的分布均可影响PcBs在沉积物中的变
化，其中有机碳总量和颗粒粒径的影响最大。疏水性
有机物在沉积相中的迁移过程主要受有机碳吸附系数
Koc的影响，系数Koc小，则溶解度大，易于迁移，
反之Koc大，大部分束缚在颗粒物上则不利于迁移。
Forrnica等人利用同位素标记方法测量了PcBs在底
泥中的迁移行为，64d后PcBs的迁移深度不超过1
cm，说明陀Bs在沉积相中的迁移性很弱“⋯。
一般河流水体中PCBs浓度较低，而沉积物中含
量较高，两相之间的分布迁移受各种因素影响，如水
文、地质、温度等。￡Ⅲson(1983)年研究了PCBs
从底泥到水体．从水体到空气的迁移变化，控制这～
变化过程的冈素包括温度、水流、生物扰动等”⋯。
BreIIlleeta1(1993)年研究解吸是pcBs由底泥向湖
水转移的一个重要机制。法国塞纳河和美国哈德逊河
几项研究认为河水中PcBs浓度与流量呈负相关，而
美国福克斯河PCBS浓度与流量呈正相关，因为福克
斯河流量大水流较急更多地冲起底泥，加大了PcBs
的解吸。此外，同系物组成随PcBs总浓度变化而变
化，J】CBs浓度下降，同系物组成向高氯物质多格局
变化，水温也有影响，温度高时低氯物质较多⋯1：
PcBs通过生物吸收进入生态系统，在食物链中
的迁移变化过程是环境生物学最为关心的一个环节。
由j二PcBs的水溶性很小，脂溶性大，容易吸收富集
于生物体内中，特别是生物体脂肪组织中，其在生物
体不同部位的含量随脂量的不同丽异，在含脂量高的
脏器中含量明显要高，在生物体内富集系数高达
105【“j。Jacobetal(1994)用了8年时间研究l，cBs
在鳗鱼(Ang““缸∞g“讹)自然生长条件下以及人工
实验窒条件F，体内的排除过程，结果表明商氯PCBs
几乎不排除，生物放大作用非常明显⋯‘Brem】e
(1995)年研究r瑞士南部埃姆河及Jam《on湖中
PcBs在水体及鱼体中的分布以及鱼体富集陶索
(BcFs)，发现低氯PcBs的BcFs要小于高氯I，cBs
的BcFs”⋯。而生物吸收最多为2～4个氯的PcBs(
尽管PCBs在水体中一般含量较低(在ppt水平)．但
一旦被生物吸收在就有可能在生物体内积累并通过食
物链放大几十万倍，从而对生物及人构成威胁。
1．3 PcBs的降解
在自然条件下，PcBs的降解主要有光降解阳生
物降解。safe等人研究了PCBs在波长为280～32()nm
紫外光下可产生芳烃自由基和氯自由基，观察到?，2，
6，6邻位氯碳键的断裂优先发生”’”J。对于所有多氯
联苯，其吸收带都大于280nm。在PcBs的光解脱氯
反应中，氯含量高的比含量低的PcBs，更易发乍光
解反应且反应速度更快。而对于生物降解刚好相反，
因为生物降解的性能主要取决了：碳氢(c．H)键的数
目，氯原子数量越少，碳氢(C．H)键的数目越多，
越容易进行生物氧化””。
PcBs的生物降解过程最开始也是最重要的·一步
是厌氧还原脱氯。一般认为．PCBs生物降解分艄步，
第一步生成吸收波长在∈=400nm的黄色中问产物；
第二步该中间产物裂解为氯代苯甲酸⋯’。Bremle
(1995)年研究低氯易为微生物降解同时也更具有水
溶性，也更易挥发”⋯。PcBs分子中含氯原子数fj越
多，则其在土壤水环境系统中生物降解速度就越慢．
因为PcBs的分子量越高，则它的吸附分配系数Kd
就越大，这使得可逆吸附于土壤固定相的PcBs解吸
并扩散到外部水相所需时问越长，相应PcBs波降解
的速度也就越慢；另外．PcBs在土壤固定相中停留
时间的增长，使得PcBs与土壤有机质反应被十壤屏
蔽的量也相应的增加了。PcBs的吸附特性，对PCBs
万方数据
生态科学
在土壤水环境系统中生物降解过程起着非常重要的作
t}}{，这是控制PCBs在系统中总降解速度的关键因素
之一。
2 PcBs的生态毒理研究
PC!Bs这类具有亲脂性、难降解性和高富集性的物
质，一旦进人生物体后很难排出体外，可能在生物体
中富集到一定的浓度并对生物产生毒性，所以对生物
体尤其是人体健康构成了极大威胁。PCBs对生物毒
性急性毒性不明显．一般更多的表现为对生物的亚急
性和慢性毒害作用。现在研究表明PcBs可影响到生
物体诸如免疫功能、激素代谢、生殖遗传等各个方面
代谢。
一般牛物体暴露于污染环境中，毒物被机体吸收
进入体内，首先经代谢、转化．并伴有一定程度的降
解排泄，或被代谢成无毒或低毒代谢物而陆续排除体
外，或转化为更毒的代谢物而作用于机体：其次毒物
或活倒叫弋谢物与其受体进行原发反应，使受体改性，
随后引起生物化学反应，如酶活性抑制、细胞膜破坏、
蛋白质合成受阻等：最后引起一系列生理的继发反应，
表现整个机体可观察毒性反应。因此污染物对生态系
统或个体的影响不论多复杂，最早的影响必然是从细
胞内分子水平上的作用开始的，然后逐步在器官、个
体、种群、群落、生态系统各个水平上反映出来。
因此，生物体对环境中有害化学物质的生物化学
响应(生物化学生物标记物质)可以作为测定暴露及该
生态系统中化学品毒性效应的指示剂。1987年美国国
家科学院国家研究委员会确定生物学标记物的定义为
“生物学体系或样品的信息指示剂(iIldicatorssignanng
eventsinbiologicalsvsterIlsorsamples)”，并将其划分
为三种类型：暴露标记、效应标记和易感性标记。利用
生物标志(Biomarker)作为环境中污染物效应的早期
警告指示物，这种早期的细胞水平的分子毒理反应具
有最大的预警作用，可以避免生物在更高水平的毒害
和不利影响。目前的研究主要可分为以下几个方面：
2．1 PcBs对混合功能氧化酶系统(MFO)影响
混合功能氧化酶系统存在所有的脊椎动物和大部
分无脊椎动物中，其作用是代谢非极性的亲脂性有机
化合物，包括各种内源性的和外源性生物物质和异生
物质。MFO包括细胞色素P450，NADPH一细胞色素
P450还原酶，磷脂。根据其催化活性可以表示为：7一
异氧基异吩恶唑o．脱乙基酶(ERoD)，7一乙氧基香豆
素．脱乙基酶(ECOD)，芳烃羟化酶(AHH)。环境异
生物的转化首先被细胞色素依赖的混合功能氧化酶代
谢，将氧引入底物分子：其次内源性分子如符光甘肽、
葡萄糖醛酸等与被氧化的异生物结合，形成低毒『酊易
排出的产物。在这一边化过程中各种酶的诱导活性变
化．蛋白质含量及相关mRNA水平的变化是现在研究
的热点之一。
细胞色素P450的变化作为一种环境污染物的生
物标记指示现已得到广’泛应用”l’“．，Hascheta1研究
报道了笼养鲶鱼(catfish)，大嘴鲈鱼(1argemou{hbass)
和野生killinsh暴露在含PCBs、PAH水中26 w，
与对照相比ERoD增加4倍、CYPlAl蛋白含壁增加
3倍、杂合cYPlAmRNA增加5倍：相应的大嘴鲈鱼
为5、I．4、O8倍；野生“lli6sh为3、2一一4、4～8倍
““。LⅢsen+et“(1991)报道肝细胞色素Iq50IA
(cYPlA)水平和乙氧基异吩恶唑酮．o．脱乙毖酶活
性(EROD)可被用作鲈鱼PcBs暴露的生物标志，
cYPlA蛋白的诱导和EROD活性被认为是平面PCB、
二噼英、多环芳烃等对鱼暴露的早期警告信号和敏感
生物响应”⋯。Gokso”etal(1992)报道鱼俸‘pcYPM
的减少被许多生物监测项目成功地用作检测舡某些
PcB同类物和其它共平面碳氢化台物中的暴露”“。
Forlin，e【“(1995)研究发现在PcB污染Janlsion湖
的水体中ERoD滔性、cYPlA及cYPlAfnRNA水平
显著增加”l。Blometal(1998)研究报道r受PcBs
污染Jamsion湖，笼养在湖中的幼年虹鳟鱼出现r肝
脏的乙氧基异吩嘴唑酮．O一脱乙基酶(EROD)活性下
降、肝损伤、胆管增生、肾上腺皮质组织的增生和繁
殖功能不全以及皮损伤和鳍损伤，虮鳟鱼的平均
EROD活度比上游较少污染的阿斯玻达门湖高2．6倍
”⋯。custeretaI(1996)调查研究了印地安纳一污水
处理，’‘附近的水鸭，水鸭体内PcBs含量与暴露时间
呈显著正相关，在暴露100d后．体内PcBs含量达
16mg·埏。1(湿重)，超过加拿大食用标准32倍(05
Ing·kg。)，并且cYrP-450依赖ERoD，PRoD活性
超过对照5倍m“。
2．2 PcBs与生物抗氧化防御系统的作用
在污染物的致毒机理中，人们发现许多外源性化
学物质是通过产生大量的活性氧自由基对机体产生多
种危害的，而产生活性氧的这些污染物的暴露对机体
内抗氧化作用的酶有诱导作用，这种抗氧化系统
(AntioxidaIltefense)包括：非酶系统中水溶性组
分如谷光甘肽(GsH)，维生素c；脂溶性成分如维生
素E、a一胡罗h紊；酶系统如谷光甘肽过氧化酶(GPx)．
超氧化物歧化酶(sOD)过氧化氢酶(ct)等。Huuskonen
(1995)报道过由于枵染物在野外的暴露而引起鲦鱼
万方数据
聂湘平，等：多氯联苯的环境毒理研究动态
体内第二阶段酶活性的降低，细胞内酶系统过氧化氢
酶(cAT)，过氧化物歧化酶(soD)以及谷胱苷肽还
原酶(GR)具有保护细胞不受异生物刺激的有害反应
性氧的危害作用””1。赵贤四(J992)研究了PcBs对
离体人红细胞毒性机理，尤其在自由基方面，
Aroclorl254呵直接作用于人体红细胞，导致02’的生
成，引起脂质过氧化反应”“。BlometaI(1998)研
究报道rJamsjon湖下游的幼年虹鳟鱼GsT活性低于
参照点。抗氧化酶当中的GR的活性在Ja丌lsjon湖高
j二在下游的布兰卡恩湖(BJankan)．cAT活性在各笼
养点没有差异”⋯。ottoetal(1996)比较研究了被PCBs
污染的hwrenceI己iver和没被污染的LaeLaP che水
体中大头鱼tBmwnbullhead)．被污染的Lawfence
River中鱼体内PcBs是LaeLaPeche的22倍。GsT
(s．￡ransferase)高3倍，soD酶活性也明显高于污染
水体的鱼，而肾脏中的cAT(catalase)及肌肉GPx
LGlutathioneperoxidase)以及肝肾、肌肉中TosH
(Tbtal2lutathjone)低r对照”⋯。
2．3 PcBs对生物体内分泌系统及生殖功能的干扰作
用研究
环境激素(Envimnmen诅lEs Dgens)是指影响和
扰乱生物体内分泌系统的有害物的总称，许多人工合
成的化学物质都具有激素作用，这些类激素物质包括
有机氯杀虫剂、多氯联苯及其羟基化代谢物、类二恶
堙化合物等，其中多数PCBs混合物表现出环境雌激
索作用mI。这些类雌激素环境擂染物的暴露，对人类
健康尤其是人类的生殖周期以及生殖功能都有不利的
影响””。在PcBs的代谢产物中经常会发现羟基化
PcBs存在，而后者可能会因邻位取代而与雌激素受
体有效地结合。其结构特征反应具有一定的环境雌激
素作用。某蝼羟基化PcBs(2，4，6．三氯_4．联苯醇和
2’，3’，4’，5。四氯4．联苯醇)具有雌激素活性，对小鼠雌
激素受体具有明显的亲和力，还可引起海龟的性逆转。
某些PCBs分r与天然甲状腺素很相似，对甲状腺素
产生干扰．ometa1(1998)报道了PCBs可导致斑
马鱼和虹鳟卵巢发育延缓，生殖力下降，延缓作用可
能是由于干扰了调控性腺发生的激素的作用．对PcBs
污染严重的皮吉特海峡地区的英国鲽鱼的研究表明，
鱼体内含有较高的卵黄磷蛋白水平下降、卵母细胞畸
形率增加．产卵率下降o“。许多研究表明PCBs和多
环芳烃对鱼类具有生殖毒性，抑制卵巢发育，降低性
腺体重系数(GsI)，降低鱼类血液中雌激素和卵黄蛋
白原含最．其中3，3’．4，4。一四氯联苯影响雌性成鱼的性
成熟和后代的成活率。另外PI：B单独存在活性很低，
但两中PcB同系物就表现出协同激活作用1⋯．Bremle
(1994)报道皮质类固醇代谢的改变影响着许多萤要
的生化和生理功能(如繁殖)。皮质类阎醇向循环系统
释放的增加是鱼体响应一般性压迫的指标，疵浆中皮
质醇水平升高表明类圄醇有延缓性腺发育作用，PcB
很可能影响到鱼体的皮质类固醇代瓣激索代谢。“。
Angelaetal(1999)研究报道了加拿大大湖区的以鲱
鱼为食的海鸥胚胎与环境中的有机氯污染物和11iL液皮
质醇浓度以及·些中间代谢酶之问的关系，在研：判乜
力下，下丘脑一垂体一肾』．腺系统l刚)A)对有机舞污
染物有积极响J越，HPA激活会导致一系硎：坦折
PcBs、PAH等一些脂溶性异生物的胁迫)外瑚激素的
释放肾上腺皮质激素(AcTH)，进而影响到海鸥的乍
殖、免疫反应等”⋯。“etal报道了美吲伊力诺斯t萄部
-家j：厂大气、粉尘、及土壤表土中PCBs类化台物
对雌性小白鼠激素代驸的影响，大气、粉尘、及i．壤
表土的抽提物都明显降低r小向鼠血液中甲状腺索
(T。)的禽鼙水平，并且表现出明显的剂肇一反e、t曲
线关系，ERoD、PRoD、BRoD也表现出类似X：系，
同时还观察到甲状腺滤泡明显增夫o⋯。人体暴露于
PcBs环境中可影响到胎儿幼体的牛殖与发育，F耍
表征有致畸、上腭裂、智力损伤以及生殖儿下降”。
箍F这类污染物深远的负面作用，PcBs对乍物
生殖日l起许多环境科学家的重视，近年来发达国家对
PCBs等类雌激素环境有机污染物的研究非常活跃，
内容包括类雌激素环境污染物的种类、风险i中估_怯
及其作用机制等方面。目前联合国环境规划署对持久
性有机污染物已有全球性行动计划的部署。
2．4 PcBs与生物体内蛋白质、DNA形成加和物的致
突变作用
化学物进人体内后经体内酶系统活化后产生I}-间
代谢物，这类具有强亲电性的物质可≮脂类、饭F：质、
DNA、RNA的亲和中心发生反应，肜戚稳定的』蓝小
稳定的加和物。有毒物质与细胞相互作用形成共价结
合物被认为是化学致癌，致突变过程启动的关键步骤，
许多具有化学致癌，致突变的物质都可引起不同类型
的蛋白质、DNA加和物。目前致瘤‘『E试验表明pCB
是肿瘤引发剂，小鼠暴露于PcB环境中可引发肿瘸疫
病【5】。很多研究工作都已证明，许多环境致癌物足在
代谢过程中被活化为亲电}类物质，进丽与DNA或
蛋白亲核位置反应，并在反应过程中产牛代谢产物一
大分子加合物。人们认为蛋臼加合物足重要的计}最剂
(dosimeters)，便于科学考察个体之间的代谢差异。从
加合物的剂量反应关系、在生物体内存留时闻和取样
万方数据
76 生态科学
方便等力∞i来看，m红蛋白加合物是生物监测最有希
望的指标、因为异生物质在体内能与大分_『共价结合，
存留时间的长短取决于与其共价结合的大分子的生命
期，DKA的生命期依赖于化合物的稳定性和特殊掺复
系统， 般为半天到数倒，血浆蛋白为20d左右．血
红蛋白勾d个月。由于血红蛋白加合物与DNA加台
物之闯薛存着剂量关系，而在血红蛋白加合物中罕令
尚未发现它的修复系统，相比之F，血红蛋白加合物
更能代表体内水_甲。随着国际上对血红蛋白加合物研
究的深入，血红蛋白这一特异性指标可能作为生物监
测标记物，也是因为血红蛋白样品比较容易获得，而
且在慢性接触时具有蓄积J眭，用它作为生物监{：184标记
物具有实际应厢前途”J。
练r黟i述，今后PcBs的研究方向一方面应继续
开展PcB在环境，E态系统中的迁移、变化归趋研究；
另一方面应开展其环境毒理尤其是PcB的分子生态
毒理方面，建立早期低剂量灵敏的响应指标代表着其
目前的一个蘑要方向。
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作者： 聂湘平
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刊名： 生态科学
英文刊名： ECOLOGIC SCIENCE
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