全 文 ：第24卷 第9期
2012年9月
Vol. 24, No. 9
Sep., 2012
生命科学
Chinese Bulletin of Life Sciences
文章编号：1004-0374(2012)09-1035-14
生物标志物(Biomarkers)在海洋环境监测中的研究与进展
蔡中华1*，陈艳萍2，周　进1，朱小山1
(1 清华大学深圳研究生院海洋学部，深圳 518055；2 广东省深圳市国家高级技术产业创新中心，深圳 518055)
摘　要：污染物的存在给海洋环境和生态健康带来了巨大的压力，如何监测这些污染物并对其毒性进行科
学的评价，成为当今环境科学关心的热点问题。生物标志物 (Biomarkers)是毒理学研究的重要工具，它能
对污染事件进行早期预警，并能在一定程度上评估生态风险。对近十多年来生物标志物的研究与应用进行
了回顾，总结了不同水平 (分子、细胞、个体、系统 )生物标志物的种类、特征、检测方法和应用特点，
并对现存挑战和未来发展趋向进行了展望，旨在系统的认识生物标志物，并为其在海洋环境监测中的合理
应用提供理论借鉴。
关键词：生物标志物；海洋环境；生态健康；环境监测
中图分类号：X834 文献标志码：A
Research and progress of biomarkers in marine environmental field
CAI Zhong-Hua1*, CHEN Yan-Ping2, ZHOU Jin1, ZHU Xiao-Shan1
(1 Marine Sciences Division of Ocean Science & Technology, Graduate School at Shenzhen, Tsinghua University,
Shenzhen 518055, China; 2 Shenzhen State High-Tech Industrial Innovation Center, Shenzhen 518057, China)
Abstract: A large number of pollutants are being released into marine environment, giving a high stress on the
marine ecosystem. How to monitor their toxicities and to evaluate their impacts has therefore become a hot issue in
marine environmental science. As an important indicator for biological processes, biomarker can be used widely in
environmental monitoring, and to some extent, ecological risk assessment. In this paper, we reviewed the progresses
and applications of biomarkers in marine environmental monitoring during the past decade. Various types of
biomarkers in different levels (molecular, cellular, individual, and ecosystem) as well as their properties and
application characteristics were summarized. The existing challenges and the future prospects for the application of
biomarkers in marine monitoring are also discussed. The purpose of this review is to understand the biomarkers
comprehensively and provide a theoretical reference for their applications in marine environmental protection.
Key words: biomarkers; marine environment; ecological health; environmental monitoring
收稿日期：2011-11-06
基金项目：国家自然科学基金(41106087, 21107058)；
国家重点基础研究发展计划 (“973”项目 ) (2012-
CB426500)；国家海洋局公益性项目(2012050209)；
深圳市科工贸委“中 -英”国际合作项目 ( Z YA -
200903260036A)
*通信作者：E-mail: caizh@sz.tsinghua.edu.cn
海滨通常都是经济发达地区，也是人类活动最
集中的地区。全球有超过 30亿的人口居住在海滨
地带 [1]；但是经济的快速发展和城市化程度不断提
高也给近海海洋环境带来了巨大的污染压力。来自
工业、农业和日常生活的各种污染物伴随自然 (风
力、雨水、地表径流 )、生物以及人类开发等最终
汇入海洋，使海洋成为了几乎所有污染物的终极
“汇”集地 [2]。污染物进入海洋后，不仅很大程度
降低了海洋环境质量，对海洋生物和海岸生态系统
产生了严重影响，而且也会对我们人类自身的健康
带来潜在的伤害 [3]。进入 21世纪以来，全球海洋
环境，特别是海岸带环境进一步恶化，海洋保护机
构国际海洋现状计划 (IPSO) 2011年 4月完成的一
份调查报告显示，全球气候变暖和海洋污染日益加
剧正把海洋生物推向大规模灭绝的边缘。如何有效
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地保护海洋生态环境，可持续的开发利用海洋资源，
已成为世界各沿海国家共同面临的问题。
对环境污染物的有效控制是保护海洋环境生态
可持续健康发展的重要环节，其基础是对污染物
的认知和监测。尽管物理、化学参数的监测结果
能提供有关海洋环境中污染物的浓度或污染水平
(contamination level)的信息，但物化监测并不能实
现对环境中所有化学污染物的测定，更难以阐明污
染特别是多种污染物复合污染所造成的生物种群、
群落乃至生态系统层面的影响 [4-7]。因此，人们对
环境污染的监测，从过去的基于化学检测的污染物
监测 (contaminant monitoring)向基于生物学分析的
效应监测 (effect monitoring)转变 [4,7]。与以往相比，
现代环境监测显然不仅需要了解环境中污染物的量
度水平 ,更要能够反映污染物暴露下，生物体乃至
生态系统受到的影响及其响应。
污染物对生态系统的影响，无论最终后果多
复杂、多严重，其最早期的作用必然是从生物个体
开始的，在细胞 -组织 -器官 -个体 -种群 -群落 -
生态系统各个层次上逐步反映出来 (图 1)。从暴露
到效应产生，及其在食物链中的传递，都反映了生
物系统与污染物的相互作用，这些效应发生在分子、
细胞及个体水平上，使生物体产生生理、生化和功
能上的变化。采用现代生物学方法和技术研究污染
物及其代谢产物与这些变化的关系，发掘生物标志
物的方法应运而生 (图 1)。将生物标志物应用于环
境监测中，通过生物标志物的使用和测定，将能获
得有关化学暴露、生物响应和污染效应之间的定性
和定量相互关系的信息，甚至能了解不同生物标志
物以及生物标志物与个体、种群以上水平响应之间
的相互关系 [10-11]，从而对海洋环境进行预警与评价，
并最终获得对环境保护、资源开发和可持续发展等
具有指导意义的科学依据。近年来，生物标志物在
海洋环境监测中的研究和应用日益受到重视，发展
迅速。本文将对生物标志物在海洋环境监测中的研
究和应用现状，以及生物标志物应用于海洋环境监
测中时存在的问题及其未来的发展前景进行综述，
期望能为海洋环境监测的研究与发展提供借鉴。
1　海洋环境中生物标志物种类
1.1　基因类标志物
严重、长期的污染可以导致生物体核酸的损伤，
图1 环境风险管理生态毒理评价中基于生物标记物的整合策略[8-9]
蔡中华，等：生物标志物(Biomarkers)在海洋环境监测中的研究与进展第9期 1037
部分核酸的损伤可以遗传给后代，导致物种畸形，
甚至物种灭绝，常见的核酸损伤包括 DNA链的断
裂、加合、核仁的损伤等。Ching 等 [12]通过室内暴
露实验，证实苯并芘 (3 ppb)对贻贝的 DNA产生损
害，使得部分核酸呈现不可逆断裂。Wise 等 [13]发
现纳米银造成青鳉鱼的染色体非整倍性增加，并对
后代造成遗传损害。他们推测，DNA的变异表征
在某种尺度上可反应海域受持久性有机污染的严重
程度。日本学者发现，与非污染海区相比，铁矿场
附近 (富含各类重金属 )的海区其无脊椎动物肝胰
腺的 DNA加合现象变得更为频繁与紊乱，导致自
然条件的进化压力增加和物种多样性下降 [14]。德国
学者也发现，三文鱼 DNA加合现象可用于莱茵河
污染源的预警 [15]，且认为分子水平 (DNA或 RNA)
的指示物具有清晰、明确、特异性更强的特点，它
避免了后续翻译与修饰过程中的干扰。我国学者
Fang等 [16]从香港海域采集了翡翠贻贝，然后将其
放到受多环芳烃类 (polycyclic aromatic hydrocarbons,
PAHs)、污染程度不同的 4个地方，检测贻贝鳃组
织中 DNA加合物和总 PAHs浓度的相关性，结果
发现同一地点采集的贻贝鳃组织中， DNA加合程度
与组织中总 PAHs含量呈线性相关。Large 等 [17]将
软体动物暴露于苯并芘，测定了长效和短效两种结
果，长期暴露中 DNA 断线率能适当恢复，而短
期暴露下动物消化腺的 DNA断裂率和核仁异常率
陡增。Schmidt 等 [18]指出，尽管目前 DNA的损伤
受到品种差异、剂量差异和污染物种类差异的影响，
但从综合角度来看，它依然是一盏有效的“红绿灯”
用以指示海洋污染的状况和对生物的遗传毒害。
1.2　蛋白类标志物
在已知的生物标志物中，蛋白类分子报道最多，
其中尤以各种酶类为甚，包括脱毒酶、抗氧化酶、
激素代谢酶等。在这些酶系中，不同的生物个体有
不同的敏感度，各类抗氧化酶系统对不同的污染物
也表现出一定的偏好性。它们所扮演的生物标志物
角色受多种因素 (生物种类、污染物类别、剂量、
时效等 )的影响，各自的特点与应用分述如下。
1.2.1　抗氧化酶类
机体应对外源环境胁迫的第一道防线主要由各
类抗氧化酶系组成。抗氧化防御体系是动物体内重
要的活性氧 (ROS)清除系统，主要包括抗氧化酶以
及小分子抗氧化剂。抗氧化防御系统的一个重要特
征是其活性或含量可随污染的胁迫而发生改变，因
而其活性和含量的变化可间接反映环境胁迫的存
在，是环境污染胁迫的重要指标之一。近年来海洋
污染日益严重，关于海洋动物抗氧化防御系统的研
究也是生态毒理学研究的热点 [9]，包括乙氧基异吩
恶唑 -脱乙基酶 (ethoxyresorufin-O-deethylase, EROD)、
谷胱甘肽硫 -转移酶 (glutathion-s-transefrase, GST)、
超氧化物歧化酶 (superoxidedismutase, SOD)等。EROD
直接参与外源亲脂物质的代谢，其活性可被多氯联
苯 类 (polychlorinated biphenyls, PCBs)、PAHs、 有
机锡类等内分泌干扰物显著诱导 [19]。法国海洋监
测系统已将鲽鱼体内 EROD作为检测 EDCs的生物
标志物 [20]。GST、谷胱甘肽过氧化物酶 (glutathion
epeorxidases, GPx)是抗氧化系统中的重要酶类，起
到生物转化和解毒的作用。鲫鱼、大弹涂鱼、梭鱼
体内的 GST、GPx酶等反应水平与水体中 2，4-二
氯苯酚、双酚 A(BPA)、重金属等的污染状况密切
相关 [21-22]。SOD的主要作用是清除自由基，减少自
由基对机体的伤害。BPA、PCBs、谷硫磷等都可
诱导鱼体内 SOD活性，在鱼类中有学者将野生环
境中肝脏 SOD活性作为评估水体受污染情况的参
照 [23]。与 SOD分子相似，其他两种抗应激酶 GST、
GPx也是反映胁迫状态的良好指示。本实验室中，
我们证实九孔鲍的这两种酶分子及其胚胎模型也可
用于预警塑料源污染物 (邻苯二甲酸酯 )以及人工
纳米颗粒对海洋环境的污染 [24-25]。
1.2.2　细胞色素P450酶系
细胞色素氧化酶 (CYP450)是机体中催化外来
物进行代谢的主要酶系，主要作用是通过氧化反应，
清除异质类物质 ( 包括药物和环境污染物 ) 并将
其排出体外。在 CYP450超家族中有多个亚家族，
其中最广泛应用于环境毒理学研究的有两类——
CYP1A和 CYP19。在 CYP1A的研究中发现，它能
够对呋喃、PCBs、PAHs、TCDDs等外来物质进行
生物转化。肝脏细胞色素 CYP1A酶系的诱导已经
被提出作为评价环境污染状况的最灵敏的生物标志
物之一，如美国学者通过检测海獭体内 CYP1A
活性，来反映流域内遭受多环芳香烃和油污染的程
度 [24]；韩国学者把鲶鱼CYP1A作为检测周边海域 β-
萘黄酮化合物污染的生物标志物 [25]；法国也选择
了两种海水鱼的 CYP1A活性作为监测水体 PAHs
和 PCBs的指标 [26]。CYP19是重要的芳香化酶，多
用于脊椎动物 (海洋爬行类、两栖类和鱼类 )毒理
学研究。Keller 和 McClellan-Green[27]通过体外模型
实验研究了阿特拉律对绿海龟睾丸细胞的毒性情
况，证实海龟睾丸细胞芳香化酶活力上调，CYP19
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的活力与阿特拉律的浓度呈现良好的效 -量关系。
Gunderson 等 [28]报道牛蛙脑组织中芳香化酶，表明
CYP19的变化能较好的表征受除草剂污染的程度。
Hemmer 等 [29]进一步通过蛋白指纹图谱技术证实暴
露于激素类污染物的鲤科鱼类 (红鲈 )，其肝脏
CYP蛋白有很强的响应，其中 CYP19呈现极显著
相关 (P<0.01)。
1.2.3　乙酰胆碱酯酶(AChE)
AChE是生物神经传导中的一种关键酶，在神
经传导中执行着重要的功能。该酶降解乙酰胆碱，
终止神经递质对于突触后膜兴奋刺激作用，保证神
经信号分子在生物体内正常的转导 [30]。AChE上拥
有与有机磷、氨基甲酸酯类化合物的作用位点，当
这两类化合物与 AChE结合后，会造成酶催化部
位的磷酰化与氨基甲酰化，使其对乙酰胆碱的乙酰
化作用无法进行，从而破坏正常的神经传导过程。
1986年，首次从电鳐 (Torpedo californica)中克隆
了 AChE的 cDNA [31]。这以后，随着 X衍射技术、
基因重组与点突变技术的应用，使人们在分子水平
上对 AChE有了深入的认识，并且推动了基于 AChE
的生物传感器研究。海洋环境毒理学研究中，乙酰
胆碱酯酶被研究人员认为是针对有机磷最为敏感、
特异的指示剂 [32-34]；目前已研发了 AChE生物传感
器用于自然水体中有机磷的监测和预警 [35-36]。
1.2.4　金属硫蛋白
重金属是水源污染的主要组成部分。暴露在
一定水平的重金属污染物中的水生生物会表现出生
理生化过程的异常反应，这些为重金属生物标志物
的寻找提供了依据。金属硫蛋白 (metallothionein，
MT)存在于大多数动物体内，富含半胱氨酸 (30%)，
通过半胱氨酸残基与金属 (Ag、Cd、Cu、Hg、Zn)
键联，利用自由基在生物体内担当净化剂，防止过
高重金属产生的毒害作用。重金属能够激活MT基
因的转录，因而MT可作为金属暴露的生物标志物。
自 1957年 Margoshes和 Vallee在镉蓄积的马肾中
发现MT以来，人们对MT的结构、性质、功能等
方面进行了诸多研究 [37]。在海洋生物领域，目前人
们已在近 50种软体动物和甲壳类等无脊椎动物中
发现了这种蛋白 [38]，如贻贝 (Myfilus edulis)、牡蛎
(Oystrea edulis)、扇贝 (Argopectensirradias) 、海胆
(Echinoidea)以及蟹类等 (Portunus trituberculatus)。
贻贝 MT 水平已经广泛应用于海洋环境重金属
的污染情况的监测，MT主要存在于贻贝消化腺及
鳃等滤水器官。以镉暴露为例，MT的活力在不同
器官中的分布为：内脏 (包括消化腺 )>鳃 >外套
膜 >肌肉 [39]。目前为止，大多数研究习惯将整个
软体组织中 MT含量来反映重金属 (如镉 )污染的
程度。
1.2.5　激素代谢蛋白
卵黄蛋白原 (vitellogenin, VTG)是一类重要的
激素类蛋白生物标志物。经过近 20年的研究，世
界经济合作与发展组织已将卵黄蛋白原作为监测环
境雌激素化学物理想的标志物 [40]。内源性雌激素或
外源性雌激素能刺激卵生动物肝细胞产生 VTG，经
血液运输到卵巢，经过修饰后以卵黄蛋白形式储存
于卵母细胞，为胚胎的发育提供能量。在卵生脊椎
动物中，VTG的合成依靠雌激素对肝细胞的诱导和
刺激。雄性或幼年动物在人工雌激素或低剂量的类
雌激素长期作用下，都能诱导体内 VTG的生成。
目前 VTG作为环境雌激素类生物标志物已得到广
泛应用，具有高特异性、高灵敏性、高适用范围等
优点。在类雌激素的刺激下，培养的虹鳟肝细胞可
被诱导出 VTG mRNA [41]；相似地，雄性鳍鱼暴露
于 100 mol/L 17α-雌二醇 26 d后，可诱导出 VTG
并且最少可维持 1个月 [42]。经过雌二醇处理的雄
性罗非鱼 VTG合成和分泌都提高了 [43]；雌蟹血清
中 VTG浓度与底泥中各类污染物的浓度呈现正相
关 [44]；除了实验室的应用，野外实验 VTG作为生
物标志物也得到广泛开展。澳大利亚通过侦测鲈形
目血清中 VTG水平来预警雌激素污染情况 [45]；英
国利用三文鱼 VTG的 mRNA表达来反映环境内分
泌干扰物的多寡 [46]；西班牙利用 ELISA方法检测
VTG水平的高低来评估野生鲱鱼受环境污染物的影
响程度 [47]；此外，意大利科研人员发现地中海黑旗
鱼和金枪鱼体内高水平的 VTG，显示了污染物对顶
端食物链动物带来了潜在的生态风险 [48]。
其他激素加工类生物标志物还包括卵膜蛋白
(zonaradiata protein, Zrp) [49]、卵壳蛋白 (egg-shell protein,
ESP) [50]、透明带蛋白 (zonapeullcida, ZP)以及卟啉
(rphyrins)等 [18]。这几种蛋白也是雌鱼体内特有的
蛋白，由雌激素刺激产生。与 VTG相似，具有雌
激素效应的化学物质 (如 POP、PCBs、壬基苯酚等 )
能够诱导雄性斑马鱼、金鱼、比目鱼、胖头鲤、虹
鳟产生 Zrp、ESP、ZP等肽类分子 [51]。尽管这些蛋
白分子与 VTG相比在特异性和适用性上有一定的
差距，然而，在污染物日益繁多的海洋环境，它们
的发现有助于人们对激素类污染物进行初步评价，
并将逐渐成为极具价值的污染物预警信号 [29]。
蔡中华，等：生物标志物(Biomarkers)在海洋环境监测中的研究与进展第9期 1039
1.2.6　其他相关蛋白
在海洋生物中，还有很多非特异性酶的活性可
以作为监测环境污染的指标。谷丙转氨酶 (GPT) 主
要通过氨基转移参与蛋白质代谢，当海洋中的 Cu、
Pb、Hg等金属浓度增加时，可以引起海洋动物 (如
牡蛎 )体内 GPT的变化 [52]。ATPase也是一类非特
异性酶。它与氧化磷酸化、离子转运、神经冲动传
递等生理生化活动密切相关。DDT 对Na/K-ATPase、
Mg2+-ATPase有抑制作用，并对其他污染物与生物
体 ATPase的关系作了更广泛的研究，发现多种生
物包括鱼、鳗鲡、鲍体内 ATPase对不同污染物均
有反应，且呈现一定的剂量 -效应关系 [53-54]。Pinsino
等 [55]通过野外实验证实海胆体内 Na/K-ATP酶活高
低可用于指示污染物的毒副作用。
1.3　细胞类生物标志物
1.3.1　微生物细胞生物荧光
1997年，Thomulka 和 Lange [56]利用海洋弧菌
作为模型评价，借助其在不同水体环境下自身的发
光特性，来评价硝基苯和三硝基苯的复合污染。
Wiles 等 [57]证实弧菌和桡足类的荧光素酶是一种监
测和量化环境胁迫的良好方法。伴随基因工程技术
的发展，微生物生物荧光基因被外源克隆和重组表
达，已转入载体细胞进行海洋环境实时、在线的预
警与评估系统 [58]。近些年来，微生物细胞作为生物
标志物使用已经突破了生物荧光的局限，有了进一
步的发展，包括重金属毒性的检测 [59]、深部海底缺
氧环境的指示 [60]、养殖水体的健康评价 [61]以及人
为活动对近岸的扰动预测等 [62]。
1.3.2　溶酶体和过氧化物酶体
当生物体内的污染物累积到一定程度，细胞会
产生相应的代谢和毒性反应，细胞内的变化可以作
为环境监测中暴露和效应的生物标志物。溶酶体膜
的不稳定可被用作环境胁迫的标志物，溶酶体体积
的变化是一般环境胁迫综合作用的一个良好指标 [63]。
当不同的污染源出现时 (包括有机的、无机的和金
属的 )，溶酶体就会发生相应变化，可使用自动图
象分析系统计算溶酶体的大小，它已经成为评价环
境污染对水生物影响的一种敏感、简便、快速的技
术 [16]。在奥斯陆和巴黎共同开发的联合评价监测项
目中它也被推荐用作生物效应的评估指标 [64]。此外，
过氧化物酶体增生也已作为有机污染物如多环芳烃
污染的特殊标志物 [65]。需要指出的是，过氧化物酶
体作为生物标志物在指示海洋环境污染中具有高灵
敏度的特点，但特异性相对逊色 [66]。
1.3.3　免疫细胞
这类生物标志物多应用于依赖非特异性免疫进
行自我保护的无脊椎动物或部分鱼类。以贻贝为例，
血淋巴介导的吞噬作用是清除体内异物的主要方
式，在金属微粒和纳米微粒的环境中，最为活跃的
生理运动由血淋巴来行使。Nicholson [67]通过实验
证实，贻贝暴露于 200 ppb的铜粒子环境中，实验
组血淋巴的吞噬活力比对照组高出 11倍，且细胞
溶酶体活性异常活跃。进一步推测在非溶性污染颗
粒中，血细胞的吞噬能力是一个良好的表征，它可
以帮助人们鉴别环境中的污染物是处于溶解状态还
是非溶解状态。
1.4　组织(器官)类生物标志物
1.4.1　性畸变
多种动物的性腺对多种环境内分泌干扰物非常
敏感，严重时可以导致性腺发生性畸变。所谓性畸
变就是某种性别的生物上出现了相反性别的特征，
这是由于环境激素的作用而导致的。如在海洋环境
中普遍存在有机锡污染，三丁基锡 (TBT)是常用的
抗污损涂料，它也是环境中一种很强的雌激素类
物质，在世界范围内超过 128种海洋腹足动物发现
了雌性动物出现雄性特征，而这些动物都对 TBT
污染具有敏感性 [68]。在一些严重事件中，性畸变可
以导致不孕或早熟。在一些研究中，荔枝螺的性畸
变就被逐渐发展成为监测 TBT的标志物 [69-70]。使
用性畸变作为生物标志物应注意以下几点：(1)性
畸变存在的同时还有可能受到动物内分泌系统的干
扰。(2) Evans 等 [71]证实 12%未接触过 TBT 的雌性
荔枝螺会产生性畸变。他们分析这可能暗示着一些
自然因素也会诱导性畸变的出现。(3)要注意种类
的选择，并不是所有种类都适合把性畸变作为生物
标志物。Galante-Oliveira 等 [72]曾证明：与狗岩螺、
荔枝螺以及鲍类等不同，鹅螺的性畸变与有机锡污
染不相关，虽然它们的组织里检测到较高浓度的有
机锡，但它们并不发生性畸变。
1.4.2　行为学生物标志物
除了在微观的基因、蛋白层面有响应外，生物
对环境的响应在宏观层面也常有所体现，即特定的
生物学行为。动物学家将这些特征视为生物标志物，
用以监测和判断生态环境受污染的类型与程度，其
中常见的指标有生长、心跳速率以及求偶行为等。
生长是水生动物最直观的行为表征，生长参数
(如 scope for growth, SFG)是最为常见的一个表征
指标 [73]。SFG作为指示物具有两个方面的优点：一
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是 SFG反应能学参数，它代表了能量的流向与多寡；
二是 SFG适合野外环境的使用，能综合指示出水
体受污染的情况。此外，使用 SFG参数能帮助我
们更好地认识生物多样性的下降和部分物种功能性
衰退的原因。因此，科研人员常利用 SFG来预报
水体的污染情况，并指出该参数是目前行为类标志
物中中最为直观、方便的指标之一 [74-75]。
第二类行为学标志物为动物心跳速率，其作为
biomarkers多见于模式生物斑马鱼的报道，早期的
研究发现急性污染物存在下，斑马鱼受到外界刺激，
表现为呼吸急促、心率异常，因而科学家将其心跳
指数作为早期污染条件下的一个指示物 [76]，并证实
心跳速率是毒物兴奋效应的起始反应。同样，实
验室进行的胚胎模型实验进一步证实了这一点，
Küster和 Altenburger[77]使用甲基对氧磷暴露斑马鱼
胚胎，发现实验组心跳趋缓、代谢滞后、胚胎分化
延迟。Thomaz 等 [78]指出，尽管心跳指数的使用还
有许多问题有待细化和深入，但它给生态学家提供了
一个参考：动物的心跳行为是一个候选的 biomarker。
除了上述两种行为学标志物外，繁殖行为也是
用做 biomarker的一个高频参数，其中尤以求偶行
为为甚。孔雀鱼是一种通过打斗和鲜艳外表来获得
异性的典型代表。然而，有研究发现受环境激素类
干扰物污染的水体，其雄性孔雀鱼失去了以往的艳
丽色泽，体表变得暗淡，且打斗欲望锐减，呈现出
消极的求偶行为 [79]。生活在英国南部海湾的三文鱼
曾一度表现出后代数量锐减，鱼类学家研究发现 :
与以往相比，雄性三文鱼在繁殖期间变得安静沉默、
筑巢 (nest-building)主动性锐减、对异性失去兴趣。
进一步探索其原因，发现主要是由于该河口受有机
磷农药污染所致，该类化合物作为抗雄激素物质在
起作用，而抑制了雄性性激素正常功能的发挥 [80]。
实验室的证据也表明，受长期低剂量抗雄激素类物
质作用的爪蟾，其求偶过程中雌雄抱对时间明显减
少 [81]。因而，行为生态学家认为求偶行为是一种潜
在的生物指示物，尤其是对于那些性激素类干扰物
而言。
1.4.3　其他类生物标志物
随着生态毒理学研究的不断深入，近年来在一
些非动物物种中发现了新的一些 biomarkers。如海
水植物，它们能够较好地反映某一海区受污染的情
况，尤其是重金属污染 [82]。Hutchins 等 [83]的研究
发现通过测定莱茵衣藻中铜的含量，能够反向推导
水体中铜的含量；由于植物相对固定的栖息环境，
适合于用作长期的原位监测。海洋微藻研究中，
Torres 等 [84]总结了前人利用藻类作为 bioindicators
的工作和藻细胞身上特殊的酶学标志物 (光合氧化
酶 Phase 1)。他们认为相比于鱼类、贝类、蟹类，
海藻具有更强的污染物累积和放大效应，且处于食
物链的底端，以它为指示生物更能反映源头的污染
状况。因此，目前针对藻类的研究异常活跃。对于
更为低等的原核生物如古菌 (archaea)，其特定的细
胞膜脂能很好的反映受污染情形，且这一标志物有
很好的特异性和重现性 [85]。除此之外，古菌及其分
子标志物也被用来探索物质循环的生物地球化学过
程 [86-87]。
2　环境监测中生物标志物的应用
生物标志物 (biomarkers)因其具有良好的效应
敏感性，且能反映体内实际情况而逐渐应用于有毒
有害物质的筛检中 [6]，有着广泛的应用前景。美国
环保局 (USEPA)已将 Biomarkers作为环境内分泌
干扰物的筛检手段之一，通过测量生物体在生理、
生化、细胞或行为中的表征差异，研究环境内分泌
干扰物对生物产生的毒理损伤及严重程度。
2.1　应用生物标志物，进行环境评估
生物标志物的变化可以反映生物系统在环境污
染物的作用下，发生在分子、细胞及个体水平上，
各种生化和生理功能的变化。这些变化往往首先在
分子水平上发生，然后依次向细胞 (生化 )、组织 /
器官和生物整体水平上蔓延。因此，对分子、生化
和生理水平上不同生物标志物进行测定，不仅有助
于确定生物体所暴露的环境的污染状态及其潜在危
害，还可为环境退化提供早期预警。表 1列举了生
物标志物在部分海区环境评价中的应用。研究结果
发现，生物标志物的变化与海区环境质量状况存在
直接的相关性，因此，生物标志物在评估外源性化
学物质对机体影响以及对早期环境退化作出判断时
具有独特的优势 ,对评价水体污染和水体生态系统
早期预警显得非常重要 [88]。
2.2　应用生物标志物监测环境污染物
不同的生物标志物对化学污染物具有不同的
特异性。有些生物标志物对一种或一类污染物具
有很高的特异性，这类生物标志物又被称为特异
性标志物，高特异性的生物标志物可用作生物传
感器，指示环境污染。例如氨基乙酰丙酸脱水酶
(aminolevulinic acid dehydratase, ALAD)的活性能被
重金属铅特异性的抑制，即铅暴露与 ALAD的活性
蔡中华，等：生物标志物(Biomarkers)在海洋环境监测中的研究与进展第9期 1041
抑制之间具有直接的因果相关关系，因此，ALAD
的活性抑制就被认为是指示环境中铅污染的特异性
生物标志物。同样，已经证实生物的 AChE能被有
机磷农药特异性抑制，因此，可以将 AChE作为特
异性生物标志物用于农业、食品、环境、军事等领
域中有机磷化合物的检测。目前，检测海洋生物
AChE活力已成为监测海水有机磷农药暴露的重要
手段 [113]。Xavier等 [114]在地中海西北部 Cannes海
湾不同区域围养鲈鱼 (Dicentrarchus labrax)，通过
测定鲈鱼肌肉 AChE活力来评价该海湾的有机磷化
合物污染程度。Rodriguez-Fuentes和Gold-Bouchot [115]
则尝试用罗非鱼脑 AChE的体外抑制作用来指示两
个墨西哥湾沉积物中的有机磷化合物污染。另外一
个特异性生物标志物是性兼性现象 (imposex)，这一
特殊的生殖特征仅限于有机锡 (TBT、TPT)类化合
物对腹足动物的影响，且不易受外界其他环境 (如
水温、盐度、地域差异等 )的干扰 [71]，室内试验与
野外试验有良好的重现性。目前这一指示物已被列
入丹麦 -挪威 -法国的国标检测法中 (即 Denmark’s
National Program for Monitoring and Aquatic Environ-
ment and the Joint Assessment and Monitoring Program
of the Oslo and Paris Commission)。与此相似的生物
标志物还有指示金属暴露的MT等。由于污染物暴
露与特异性生物标志物的变化之间具有直接的因果
关系，于是对这一类标志物的研究或监测就可以代
替化学分析，直接指示周边环境的污染物暴露。根
据这一原理，以特异性生物标志物为敏感元件开发
生物传感器，对该特定污染物进行监测，获得了世
界各国的高度重视。与常规化学分析方法相比，生
物传感器具有快速、简便、易于在线和现场检测等
优点，因而受到越来越多的关注，成为海洋环境监
测未来发展的重要方向之一。
遗憾的是，大多数的生物标志物没有这种特异
性。它们只是一般性的对污染物和环境因子的压力
作出响应。因此，此类生物标志物的变化只是报告
污染的发生或压力的存在，但不能具体指出受到何
种污染物的暴露或何种环境因子发生了改变。实际
上，没有一种生物标志物能够指示生物对环境中不
同化学污染物的暴露及其污染效应的全部信息。因
此，在环境监测计划中，应该采取一整套的包括特
异性和非特异性生物标志物在内的检测方法，对污
染物的潜在危害进行评估和预测。
3　生物标志物现存的挑战
3.1　理想生物标志物
尽管生物标志物在海洋环境污染监测中的应用
表1 生物标志物在部分海区环境评价中的应用
生物标志物 生物 海区 参考文献
基因毒性：DNA 损伤(加 贻贝、海星、海螺 北海沿岸、意大利沿岸、 [6, 11, 12, 89-93]
合物、双链断裂、染色 印度沿岸、北冰洋格
体异常)，微核形成 陵兰岛沿岸
混合功能氧化酶系如CYP1A 非常广泛：包括藻类、无 意大利沿岸海域、南非海域、 [6, 10, 84, 94-97]
(主要是EROD)等 脊椎和脊椎动物在内 北海沿岸、泰恩河口
AChE 酶活性抑制 非常广泛：包括无脊椎和 波罗的海、地中海等 [6, 10, 11, 92, 98-100]
脊椎动物在内
Metallothioneins 非常广泛：包括藻类、无 世界范围内 [6, 10, 11, 84, 91,
金属硫蛋白 脊椎和脊椎动物在内 92, 100-103]
热休克(压力)蛋白家族如 蟹、虾、鱼、藻类等 世界范围内 [11, 84, 104]
HSP60、HSP70、HSP90
氧化胁迫与抗氧化防御反应： 非常广泛：包括藻类、无 世界范围内 [11, 84,91, 92, 105-107]
SOD、CAT、GST、GR、 脊椎和脊椎动物在内
GSH、TOSC
细胞膜完整性和细 海鱼和无脊椎动物 世界范围内 [11, 91, 109, 110]
胞溶质酶泄露(中
性红保留检验法)
性畸变(雄性化) 尤其是腹足类底栖生物 世界范围内 [11, 110-111]
雌雄间性、卵黄蛋白原和放射 海鱼和无脊椎动物 各国沿岸均有报道、北 [11, 93, 112]
状蛋白层诱导、雌激素受体 冰洋格陵兰岛沿岸
生命科学 第24卷1042
获得了广泛的研究；大量的生物效应检测技术也已
被发展出来并应用于海洋生物之中，有些甚至已经
在国际性海洋环境监测计划中得到应用。然而，生
物标志物作为海洋环境监测工具的应用仍处于起步
阶段 [11]，有关的理想生物标志物仍在筛选之中。现
有的研究报告指出，在海洋环境污染监测中，理想
的生物标志物应至少具备表 2中所列出的特性。
3.2　存在的问题
由于生态系统的复杂性，以及生物标志物受多
重因素的影响 (时效性、特异性、敏感性、不同生
物体内作用的多样性等 )(表 3)，要想获得理想的生
物标志物是不容易的。在实际的监测实施过程中仍
有一些需要值得重视的问题。
3.2.1　专一性问题
这是生物标志物问世以来讨论得最为激烈的问
题之一。众所周知，生命是一个复杂系统，一种 (或
一类 )生理活动的响应可能不是单一原因引起的。
例如，对环境胁迫的反应，温度、盐度、饥饿、惊
吓等都会引起体内氧化应激酶的变化，而慢性污染
条件也能观察到这一现象，因此，生物标志物的特
异性问题就存在质疑。综合目前的研究来看，只有
少数生物标志物特异性是相对保守的，代表性的有
如乙酰胆碱酯酶 [32]和性兼性现象 (imposex)[71]，能
针对某种或一类污染物作出响应，且在一定浓度范
围内呈现良好的剂量—线性关系。
3.2.2　有效性问题
预警的有效性最终体现在时间的长度和空间的
广度 [116]，因为生态评估是一个连续的过程，这就
要求预警工具在选择上应有更全面的考虑，如
indicators的选择，是鱼类，还是底栖类；是常驻物
种还是季节性洄游物种。对 biomarkers的选择，是
微观的效应分子 (基因、酶、细胞 )还是宏观的行
为特征 (存活、生长、繁殖、生物组成 )。这些都
是环境预警需要界定的参数。任何单一的组合都会
存在一定的局限性。例如，Frommel 和 Clemmesen [117]
使用 RNA：DNA预测波罗的海虾虎鱼幼苗生长是
否受抑制；Assic 等 [118]使用了 P450系统预测淡水
鱼是否受溴氰菊酯侵扰时，均发现这些 biomarkers
的信号强度与效应值呈现良好的相关性。然而，当
这些作者更换季节和地点再使用这套系统时，其相
关性波动很大，先前 40%的相关度降到了不到
15%。这说明时空尺度的变化弱化了单一 biomarker
的功能，这就需要开发更具缓冲能力的多参数、多
尺度的集成模型 (integrated model)。
3.2.3　尺度放大问题
生物标志物的发现多数是借助实验室的工作实
现的，这些被挖掘的指示物如何有效地应用于野外，
用以对真实环境中的污染物进行预警与评估，是生
态学家最为关切的问题。正如 Kunz 等 [119]所说的
那样“Biomarkers 的预测对象不应该仅仅局限于个
体水平，更应放大到群体、种群，直至生态系统水
平”。然而，生物标志物的尺度放大问题受各种条
件的限制，如生存条件、栖息地状况、遗传差异、
水体自净能力强弱等；更为重要的是野外水体中存
在多种污染物，这种复合的毒性效应难以单凭一种
或几种 biomarker 来体现，给生态风险评估带来难
度和复杂度。此外 Johnston [120]也通过野外实例证
实即使在选用较为成熟的 biomarkers时，也要了解
表2 选择的准则[9-11]
序号 特性 备注
1 生态相关性 同一生物不同水平上(例如亚细胞水平和生物整体水平)的生物标志物之间应存在某种联
系，如发生在亚细胞水平上的变化应该是整体生物水平上观察到的变化的指示
2 生物标志物必须与种群和生态效应存在互为因果的相互关系，如发生在整体生物水平上
的变化应该伴随着种群和生态系统水平上可观察到的变化
3 生物标志物应该代表对某种重要生物学过程的一种生物响应的测定
4 特异性 应该明确生物标志物响应的特异性以及例如季节、性别和温度等非污染来源的变化对生
物标志物响应的影响；应该明确生物标志物的响应在个体间的变化程度
5 敏感性 应该明确生物标志物响应在自然变化、敏感性和可重复性方面的本底值
6 适用性/可靠性 生物标志物应该在大的时间和空间尺度上都具有适用性
7 生物标志物应该经野外试验，验证是可靠而有效的
8 时间—效应依赖性 必须了解生物标志物响应的时间—效应依赖性
9 剂量—效应依赖性 生物标志物的响应应该与毒物的暴露水平存在相关关系，即生物标志物对毒物暴露的响
应应该呈现剂量—效应依赖性
10 经济性 生物标志物易于测定且成本较低
蔡中华，等：生物标志物(Biomarkers)在海洋环境监测中的研究与进展第9期 1043
表
3
代
表
性
标
志
物
在
剂
量
效
应
关
系
、
时
间
效
应
关
系
、
敏
感
性
、
特
异
性
、
生
态
相
关
性
上
的
概
况
[1
1]
生
物
标
志
物

剂
量
效
应

时
间
效
应

敏
感
性

特
异
性

生
态
相
关
性

经
济
性

备
注
噬
菌
作
用
/免
疫
活
性

已
对
一
些
污
染
物
有
描
述

相
当
快

中
等

各
种
类
型
的
污
染
物

与
疾
病
的
关
联
仍
需
深
入
研
究

低
—
中
等

疾
病
和
寄
生
虫
也
可
对
其
产
生
影
响
溶
酶
体
完
整
性
/中
性

已
对
一
些
污
染
物
有
描
述

相
当
快

至
少
比
急
性

低

因
果
关
系
还
没
建
立

中
等

可
能
的
干
扰
; 观
察
结
果
的
主
观
性

红
保
留




毒
性
敏
感

总
氧
自
由
基
清
除
能
力

没
有
广
泛
建
立

相
当
快

中
等

自
由
基
和
活
性
氧
物
质

与
脂
膜
和
D
N
A
伤
害
以
及
中
性

中
等

与
其
他
生
物
标
志
物
有
关
联

(如
M
T)






红
保
留
存
在
关
联
,但
其
生
态






相
关
性
仍
需
进
一
步
确
认

心
率

已
对
一
些
污
染
物
有
描
述

相
当
快

主
要
是
急
性

低

代
表
整
个
动
物
的
反
应

中
等

溶
解
氧
和
营
养
盐
的
状
态
会
有
影
响




毒
性
沉
积
物
生
物
检
测
*
已
对
一
些
污
染
物
有
描
述

长
期
(数
天

中
等
(投
饵

可
能
响
应
几
种
污
染
物

与
存
活
有
中
等
程
度
的
关
联

低
—
中
等

沉
积
物
类
型
可
能
会
有
影
响






或
数
月
)

进
食
率
)
酯
酶
活
性

定
量
化

相
当
快

高

中
等
—
高

没
有
完
全
建
立

低

有
机
磷
农
药
和
其
他
神
经
毒
性

化
合
物
芳
烃
代
谢
物
荧
光

定
量
化

短
期
(以
天

敏
感

高

没
有
完
全
建
立

低

指
示
对
PA
H
s及
其
代
谢
产
物
的
暴
露



数
计
)
金
属
硫
蛋
白
诱
导

定
量
化

长
期
(数
天

中
等

高

早
期
预
警
部
分
建
立

低
—
中
等

生
物
有
效
金
属
的
暴
露
与
危
害
；
需



或
数
月
)




要
控
制
外
源
影
响
因
素
微
核
形
成

没
有
广
泛
建
立

一
定
程
度

高

响
应
几
种
污
染
物

没
有
完
全
建
立

低

基
因
毒
性
物
质
的
暴
露
与
危
害
; 不





可
逆






确
定
变
化
性
畸
变
/雌
雄
间
性

对
TB
T
与
雌
雄
间

不
可
逆
转

高
敏
感
性

性
畸
变
对
TB
T暴

高

低

内
分
泌
干
扰
物
暴
露
与
危
害
;


性
之
间
已
定
量
化

(
性
畸
变
)
(
性
畸
变
)

露
的
高
特
异
性




应
该
结
合
组
织
化
学
分
析
*沉
积
物
生
物
检
测
所
用
生
物
: 沙
蠋
A
re
ni
co
la
m
ar
in
a.

生命科学 第24卷1044
它们之间的交互影响以利于对实验结果的把握。所
幸的是目前新发展的预测毒理学，借助生物矩阵和
生物信息学方法在这一问题上逐渐尝试，希望不久
的将来能带给环境学家解决这一问题的金钥匙 [121]。
3.2.4　成本问题
biomarkers以环境友好型生物监测身份的出
现，带给了传统监测方法新的曙光。它在某些方式
上弥补了化学手段的不足，具有一定的先进性。然
而，在实际应用的过程中，有人提出它的运行成本
依旧很高，并未能很好地克服对设备的高要求和对
成本的高依赖。例如，满足化学分析的样本 (水样、
底泥、沉积物 )，其取样过程相对简单，费用也相
对低廉；而满足生物分析的样本 (鱼类、底栖类、
微生物等 )则需要更多的辅助设备和操作程序，产
生的消耗也相对要大。另外，现代生物学技术 (分
子技术、环境宏基因组技术 )是 biomarker研究中
不可或缺的技术，这需要相应的设备作为支持，因
而投入也相应增加。最后，现行 biomarkers的数据
集中在有限的模式生物 (斑马鱼、青鳉、贻贝、海
胆、虾蟹 )，要丰富和扩充分子标志物的数据，需
要开发其他生物的基因组信息，这就给后续的建
库增加了成本。因此，现行的成本压力依旧是限制
biomarker应用的一个关键因素，或许这需要等待
更为普及和成熟技术的出现。
4　展望
目前，在世界范围内，基于生物标志物的生态
监测已在不同尺度的水体得到了应用并取得了不少
进展。然而，需要指出的是近十年来生物检测方法
的实际应用并没有像人们预先设想的那样快速，这
主要是由于生物标志物的使用中仍有不少工作需要
细化与深入，如专一性、特异性和准确性等。另外，
不同剂量、不同暴露时间、不同个体之间所反应出
来的应答情况也不一致，这给污染物的实际定性与
定量判断提出了挑战。
生物标志物的筛选与应用是一项多学科交叉的
系统工程，这要求科研人员在进行相关研究时，首
先，应具备系统学思维；其次，伴随高通量测序技术、
组学技术、生物芯片技术和生物传感技术等的快速
发展，综合应用生态毒理学、计算生物学、生物信
息学和计算机人工智能等技术开展数据的深度挖掘
以及开发基于生物标志物的高敏感性、高性价比便
携式环境监测设备将是今后的工作重点。在实际环
境中，生物主要暴露于复合环境污染，因此，未来
的研究重点将集中在复合污染暴露体系下的生物标
志物反应及其影响因素。当前，生物标志物作为海
洋环境监测工具的应用仍处于起步阶段，有关的研
究结果大多是描述性的，缺乏对数据的定量分析，
这就要求对所获得的不同的数据集合及其相关的解
释框架进行整合。构建基于生态过程的“仿真”模
型 (即虚拟细胞、器官、动物，甚至是功能性生态
系统 )将是达到上述目标的一种有力手段，这同时
也将进一步推进生物标志物在指示环境退化和污染
物暴露中的应用 [5]。最后，在实际的应用当中，应
充分考虑如何对各种参数进行优化，如何实现模型
的合理设计与反演，以保证其能够应对过程的复杂
性 (多变环境、线性关系、随机性、分析维度等 )，
确保结果的零失真和自我修正能力的发挥 [122]。
[参　考　文　献]
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