水生环境中OH-PCBs的来源、污染现状及其内分泌干扰机制研究进展

王梦圆; 史永富; 吴迪; 黄宣运; 冉茂霞; 方长玲; 娄晓祎; 田良良; 李思曼

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2022040707

水生环境中OH-PCBs的来源、污染现状及其内分泌干扰机制研究进展

1.
中国水产科学研究院东海水产研究所农业农村部水产品质量监督检验测试中心（上海），农业农村部东海渔业资源开发利用重点实验室，上海，200090
2.
上海海洋大学食品学院，上海，201306

通讯作者: Tel：021-65680121，E-mail：xyzmn530@sina.com;

基金项目:
国家自然科学基金（31501572）资助.

Research progress on the source and pollution status of OH-PCBs in aquatic environment and their endocrine disruption mechanism

1.
Fishery Products Quality Inspection and Test Centre (Shanghai), Key Laboratory of East China Sea Fishery Resources Exploitation, Ministry of Agriculture and Rural Affairs of China, East China Sea Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Shanghai, 200090, China
2.
College of Food Science and Technology, Shanghai Ocean University, Shanghai, 201306, China

Corresponding author: SHI Yongfu, xyzmn530@sina.com ;

Fund Project: the National Natural Science Foundation of China (31501572).

摘要: 羟基多氯联苯 (hydroxylated polychlorinated biphenyls，OH-PCBs) 是典型持久性污染物多氯联苯 (polychlorinated biphenyls，PCBs) 在环境中经多种机制氧化产生的主要产物之一，属于二代环境持久性污染物，在水生环境中被广泛检出（水体 <4.12 ng·g⁻¹，沉积物 <26.0 ng·g⁻¹，水生生物<1838.38 ng·g⁻¹）. 水生环境中OH-PCBs的来源主要包括两方面，一方面，PCBs在生物体内由细胞色素P450 (CYP450) 单加氧化酶系直接氧化或经氧化芳烃介导而产生OH-PCBs；另一方面，PCBs能够与大气中的羟基自由基发生反应转化为OH-PCBs，最终环境中的OH-PCBs经过雨水冲刷、大气沉降等作用进入水生环境中. 水生环境介质中痕量的OH-PCBs经食物链的传递和放大作用，不仅对水生生物的生理活动造成影响，而且能够通过水产品等食物途径进入到人体. 由于部分OH-PCBs的结构与天然雌激素、甲状腺激素等内分泌物质类似，在动物体内会导致一系列内分泌干扰效应，但其干扰机制仍未阐明；并且蓄积在生物体内的OH-PCBs能够进一步发生代谢转化，产生的多种代谢产物及其毒理效应有待进一步研究. 本文对目前OH-PCBs在水生环境中的污染现状、生物体内的蓄积及“再代谢”特征及其内分泌干扰效应机制研究进展进行综述，进而为OH-PCBs的暴露风险评价、蓄积代谢规律以及毒理学效应研究提供参考.
- 羟基多氯联苯 /
- 水生环境蓄积库 /
- 摄食暴露 /
- 再代谢 /
- 内分泌干扰.
Abstract: Hydroxylated polychlorinated biphenyls (OH-PCBs) are one of the main products of typical persistent pollutants, polychlorinated biphenyls (PCBs), produced by oxidation in the environment through various mechanisms, and are the second generation environmental persistent pollutants. This class of substances is currently widely detected in the aquatic environment (water < 4.12 ng·g⁻¹, sediment < 26.0 ng·g⁻¹, aquatic organisms < 1838.38 ng·g⁻¹). The sources of OH-PCBs in the aquatic environment mainly include two aspects. On the one hand, PCBs are directly oxidized by cytochrome P450 (CYP450) mono-additive oxidase system or mediated by oxidized aromatic hydrocarbons to produce OH-PCBs in living organisms; on the other hand, PCBs can react with atmospheric hydroxyl radicals to convert into OH-PCBs. Finally, the OH-PCBs in the environment are accumulated in the aquatic environment through the effects of rain erosion and atmospheric deposition. Since the structure of some OH-PCBs is similar to natural estrogen, thyroid hormone and other endocrine substances, it will cause a series of endocrine disrupting effects in animals. However, these interference mechanisms remain unclear. Moreover, the OH-PCBs accumulated in the organism can further undergo metabolic transformation, and the various metabolites produced and their toxicological effects need further study. This paper reviews the current pollution status of OH-PCBs in aquatic environment, the characteristics of accumulation and "re-metabolism" in organisms, and the research progress on the mechanism of endocrine disrupting effect. The purpose is to provide a reference for the exposure risk assessment, accumulation metabolism law and toxicological effect research of OH-PCBs.
- hydroxylated PCBs /
- aquatic environmental reservoir /
- ingestion exposure /
- re-metabolism /
- endocrine disruption.

锑是元素周期表第五周期中的一种类金属元素，其在环境中广泛存在。锑及其化合物会引起肝脏、皮肤、呼吸系统和心血管系统疾病^[1-2]，已被美国环境保护署(USEPA)^[3]及欧盟^[4]列为优先控制污染物。此外，国际癌症研究机构(IARC)认为三氧化二锑可能对人类有致癌作用^[5]。随着锑开采和应用相关的人为活动（例如采矿、冶炼矿石、燃烧煤炭、废弹药以及各类产品(如阻燃剂、合金、半导体、塑料)的生产使用）干扰加剧，锑污染日益严重^[6-10]。中国拥有丰富的锑资源，是世界上最大的锑生产国，约占全球锑总产量的90%^[11]，在全球锑排放中也扮演着重要角色。近些年来，锑污染事件在中国时有发生，对人们的健康安全造成了极大的威胁^[12]。

受锑污染的水体中锑浓度可高达几千到几万微克每升^[13]。水环境中的锑可被动植物富集，继而通过食物链在人体内积累，危害人类健康^[14]。水产品是居民，尤其沿海城市居民日常膳食的重要组成部分，现阶段有关中国水产品中的锑研究仍十分有限，仅对烟台海产品和湖南水产品中锑有报道^[15-19]。

为更全面地了解中国沿海城市水产品中锑的赋存特征及其食用风险，本研究对中国8个典型沿海城市(盐城市、杭州市、舟山市、宁波市、台州市、温州市、福州市、深圳市)市售水产品中锑含量进行了检测，基于每日摄入评估量(EDI)及目标危害系数(THQ)对通过食用水产品摄入锑引起的潜在健康风险进行了评估，并根据各类水产品对THQ的贡献为中国沿海城市居民提供了水产品消费建议。

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1 样品采集和预处理

2019年2月至2020年5月，从中国8个典型沿海城市的当地菜市场共采集了124个水产品样品（盐城市：鱼类10个，贝类10个，虾1个；杭州市：鱼类16个，贝类7个，虾1个；舟山市：鱼类4个，贝类10个，虾1个；宁波市：鱼类4个，贝类7个，虾1个；台州市：鱼类2个，贝类4个，虾1个；温州市：鱼类4个，贝类8个，虾1个；福州市：鱼类6个，贝类12个，虾1个；深圳市：鱼类4个，贝类8个，虾1个）。针对每一个鱼类或贝类及虾类样品，采购1—3条或1.5 kg左右的量。采集的水产品运送至实验室后，测量样品长度，对于每个采样点的每一种虾类及贝类样品，随机各取8个进行长度测量，取平均值。用纯水清洗去除水产品表面泥沙等杂质，沥干后取贝类的可食用部分、鱼肉或虾肉，经冷冻干燥后，用研磨机研磨混匀，储存于−20℃冰箱。冷冻干燥前后称量样品重量以计算样品水分。样品脂肪含量根据中国食品安全国家标准（GB5009.6—2016）食品中脂肪的测定方法^[20]进行测定。对部分鱼类的其他部位(肝脏、鱼鳃、鱼皮、鱼籽)进行同样处理，用于锑在鱼体内的累积分布特征研究。

1.2 分析方法

根据中国食品安全国家标准（GB5009.137—2016）食品中锑的测定方法^[21]进行水产品中锑的测定。具体步骤：称取0.2—0.5 g冷干样品于微波消解罐中，加入5 mL硝酸、1 mL过氧化氢后进行微波消解。冷却后，加入20 mL水，加热赶酸至0.5—1 mL，将消化液转移至10 mL容量瓶中，用纯水定容至刻度。随后，取5 mL消化液，加入1 mL盐酸(30%，V/V)和1 mL预还原剂(10% (M/V)硫脲+10% (M/V)抗坏血酸)，稀释定容至10 mL。静置30 min后使用原子荧光光谱仪(AFS-9750，北京海光仪器有限公司)检测。

1.3 质量保证与质量控制

国家标准物质，扇贝成分分析标准物质(GBW10024)，购于中国计量科学研究院，用于确保检测方法的准确性。通过上述分析方法测定的扇贝标准物质中锑含量为(16.1±1.32)ng·g⁻¹，接近其参考值14 ng·g⁻¹。另外对样品进行加标回收实验，100—200 ng·g⁻¹加标水平下，锑的加标回收率在85%—98%范围内。水产品中锑的检出限（以3倍信噪比计）为0.13 ng·g⁻¹。在每批样品分析过程中，均增设了国家标准物质、平行样、加标回收及对照空白分析。所有数据均扣除空白。所有样品测定值的相对标准偏差值（RSD_{n = 3}）均小于10%。

1.4 健康风险评价

为评估通过食用水产品摄入锑对人体健康产生的潜在风险，对每日摄入评估量(Estimated daily intake EDI, μg·kg⁻¹·d⁻¹)进行了计算，计算公式如式(1):

$\mathrm{E}\mathrm{D}\mathrm{I}=\sum (C\times \mathrm{I}\mathrm{R})\times {10}^{-3}/\mathrm{B}\mathrm{W}$

$(1)$

式中，C表示水产品中的锑含量(ng·g⁻¹)，IR表示水产品的每日摄入量(g·d⁻¹)，BW表示人体平均体重(kg)，以60 kg作为成人平均体重。不同人群的水产品摄入量差异较大，本文综合2020年中国统计年鉴^[22]、中国膳食指南^[23]以及Gulkowska等的研究^[24]，将IR分为一般摄入量（47.7—75.6 g·d⁻¹）、推荐摄入量（75 g·d⁻¹）、高摄入量（235 g·d⁻¹），并将Gulkowska等研究^[24]中不同类型水产摄入量占比(鱼类、贝类和虾的占比分别为44.7%、32.3%、23.0%)应用于上述3种摄入量，以进行更准确的评估。

采用目标危害系数(Target hazard quotient, THQ)评估锑暴露的非致癌风险。如果THQ<1，表明评估项目对居民没有明显的健康风险。如果THQ≥1，则评估项目对人体存在有潜在的健康风险，应采取防护措施。THQ越高意味着经历长期非致癌性危害的可能性越高。THQ计算公式如式(2)。

$\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}=\sum (C\times \mathrm{I}\mathrm{R})\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times {10}^{-3}/(\mathrm{R}\mathrm{f}\mathrm{D}\times \mathrm{B}\mathrm{W}\times \mathrm{T}\mathrm{A})$

$(2)$

式中，EF为暴露频率(365 d·a⁻¹)，ED为总暴露时间(70 a)，RfD为口服参考剂量，TA为非致癌物的平均接触时间(ED×365 d·a⁻¹)。美国环境保护署(USEPA)规定锑的口服参考剂量为0.4 μg·kg⁻¹·d⁻¹^[25]。

1.5 数据统计分析

采用SPSS 18.0软件对实验数据进行统计分析。Kolmogorov–Smirnov检验表明，目标数据不符合正态分布。因此，采用Kruskal–Wallis H检验来评估锑含量在城市或物种间的显著差异性。当锑含量存在显著差异时，使用Mann-Whitney U检验来确定组间的差异。使用Spearman相关性分析探讨锑含量与个体身体特征(长度、重量、水分和脂肪含量)的关系，当P<0.05时，差异具有统计学意义。本文中样品的锑含量均以湿重计。样品中目标物含量低于检出限时，以0代替，便于数据统计分析。

2. 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 水产品中的锑含量

采自国内8个典型沿海城市的124份市售水产品样品中锑的检出率为64.5%，其含量范围为<0.13—37.8 ng·g⁻¹（平均值5.70 ng·g⁻¹，中位值2.89 ng·g⁻¹），远低于中国香港食物掺杂(金属杂质含量)规例标准(锑的最高限量值为1000 ng·g⁻¹)^[26]，表明中国沿海城市水产品污染程度低。山东烟台市水产品锑的检测结果同样也表明该沿海城市海产品中未出现锑污染^[15]。现阶段国内外对于水产品中锑污染情况的其他研究主要集中在矿区^{[6-7, 27-30]}，这些地区锑污染严重，例如湖南锡矿山，作为世界上储量最大的锑矿，当地鱼体中锑平均含量则达15 ng·g⁻¹（59.8 ng·g⁻¹干重，以75%含水率换算）^[6]，受采矿污染的南非Olifants河中鱼体内锑的最高含量更是高达28600 ng·g⁻¹ ^[29]，远远高于本次研究鱼体中锑的最高含量（7.40 ng·g⁻¹）。

不同城市市售水产品中锑含量分布如图1a所示，其平均含量由高到低排序为舟山市(12.7 ng·g⁻¹)、宁波市(10.2 ng·g⁻¹)、温州市(6.94 ng·g⁻¹)、深圳市(6.84 ng·g⁻¹)、盐城市(3.59 ng·g⁻¹)、福州市(3.21 ng·g⁻¹)、台州市(2.42 ng·g⁻¹)、杭州市(2.27 ng·g⁻¹)。经Kruskal–Wallis H检验发现各个城市之间水产品中的锑含量并无显著差异(P<0.05)，这与之前关于这些地区水产品中汞和硒的研究结论一致^[31]，这一现象可归因于多种因素，包括：(1)研究中的采样城市主要集中在中国东部；(2)市场所售的水产品多为人工养殖产品，其生长时间较短，对于污染物的累积时间较少；(3)沿海海洋系统中的锑含量被海流均匀化；(4)一些水生生物对锑的积累能力较弱，即使采样地点受到人为污染，生物体中的锑浓度也可能很低^[14]。

图 1 (a)中国八个沿海城市水产品中和(b)三类水产品（鱼、贝类及虾）中的锑含量

Figure 1. Concentrations of Sb (a) in aquatic products from eight coastal cities in China, and (b) in three categories (fish, shellfish and shrimp)

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不同类别水产品中锑的赋存具有明显差异。锑在贝类和虾中的检出率分别达98.5%和87.5%，而鱼中检出率仅为16.0%。鱼肉中锑的含量(平均0.57 ng·g⁻¹)明显低于贝类(9.40 ng·g⁻¹)和虾(7.30 ng·g⁻¹)(图1b)，这可能与不同生物的锑积累转化能力、生活习性及栖息环境有关。现阶段对此研究较少，有研究指出锑的毒理作用及生物行为与砷相似^{[6, 32]}。贝类对于砷的同化吸收能力要比鱼类强^[33-34]，推测贝类对于锑的同化吸收能力也可能比鱼类强。底栖生物对锑的累积能力比浮游生物强^[18]，贝类大多栖息于水底沉积物中，沉积物通常沉积了大量重金属和类金属，贝类更容易通过接触沉积物富集锑。在贝类中，腹足类的锑含量(平均值13.5 ng·g⁻¹)高于双壳类(8.57 ng·g⁻¹)，可能是由于腹足类通常以藻类及双壳类为食。

为揭示个体对水产品中锑累积的影响，本研究对锑含量与个体身体特征(长度、重量、水分和脂肪含量)进行了Spearman相关性分析。如图2所示，仅在贝类脂含量与锑含量之间存在有明显的负相关性(y=−1.5856x+15.9793, N=66, R²=0.12, P<0.05)，并未发现锑含量和其他身体特征之间存在显著相关性，说明个体身体特征对水产品中锑积累的影响较小。

图 2 水产品样品个体身体特征与锑含量之间的相关性(NS表示无显著相关性)

Figure 2. Relationship between individual body characteristics and concentrations of Sb in the aquatic product samples

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2.2 鱼体不同部位中的锑含量

由于生物体不同部位对金属的吸收、调节、储存、生物转化和排泄作用不同，锑在鱼体不同器官或组织中的分布具有差异性。如表1所示，在大多数样品中，鱼鳃中锑的检出率和含量较高，其后是肝脏和肌肉，鱼皮和鱼籽中锑均无检出。这一结果与先前的研究结果一致^{[6, 19]}。鱼鳃中的锑含量高于其他器官，这可能与鱼鳃的离子调节作用有关。由于鱼鳃组织表面积大，含有大量的主动运输泵，可从外部水环境运输离子进来，同时鳃组织可以分泌黏液，是捕获金属的结合点。此外，鱼鳃具有排泄作用，会导致更多的锑被转运至鱼鳃中^[19]。关于砷、铜等金属的研究发现，当经由食物暴露途径时，鱼鳃中的金属浓度通常低于其他器官^[35-36]。在本研究中，鱼鳃中的锑浓度较高，而包括肝脏在内的其他器官中的锑含量很低（大多低于检出限），暗示着所研究鱼摄入锑的主要途径并非食物暴露途径，鱼体中锑主要来源于水体中锑。

表 1 中国市售鱼体不同部位中的锑含量

Table 1. Concentrations of Sb in different parts of the marketed aquatic products in China

品种Species	部位Parts	锑含量/(ng·g⁻¹)Sb concentrations	品种Species	部位Parts	锑含量/(ng·g⁻¹)Sb concentrations
罗非鱼	肌肉	ND. ^a	昂刺鱼	肌肉	ND.
	肝脏	2.47		肝脏	ND.
	鱼皮	ND.		鱼皮	ND.
	鱼鳃	14.7		鱼鳃	35.3
珍珠斑	肌肉	ND.	鮰鱼	肌肉	1.60
	肝脏	ND.		肝脏	ND.
	鱼皮	ND.		鱼皮	ND.
	鱼鳃	3.77		鱼鳃	14.3
桂鱼	肌肉	ND.	龙头鱼	肌肉	ND.
	肝脏	1.84		肝脏	2.37
	鱼皮	ND.	鲫鱼	肌肉	ND.
	鱼鳃	25.9		鱼皮	ND.
鳊鱼	肌肉	ND.		鱼籽	ND.
	肝脏	7.32	黄鱼	肌肉	ND.
	鱼皮	ND.		鱼皮	ND.
	鱼籽	ND.		鱼籽	ND.
^a ND (not detected) 表示未检出.

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2.3 食用风险评价

中国8个沿海城市居民锑的平均EDI、 THQ、及鱼类、贝类和虾对THQ的相对贡献占比见图3。3种水产品食用水平下采样城市居民锑的平均EDI分别为0.002—0.014、0.002—0.017、0.006—0.053 μg·kg⁻¹·d⁻¹，远低于由美国环境保护署规定的锑口服参考剂量(0.4 μg·kg⁻¹·d⁻¹)。同时，各个城市居民在3种消费模式下的THQ均小于1。该结果表明，即使是水产品高摄入人群，例如渔民，通过水产品消费所产生的锑暴露风险也可以忽略不计，人体健康不会受到危害。在绝大多数采样城市中，贝类食用是通过水产品摄入锑的THQ主要贡献来源，占比达到39.4%—88.4%，鱼和虾的占比分别在0.4%—13.7%和2.71%—55.2%范围内。因此，在考虑减少通过食用水产品摄入的锑时，可优先减少贝类的食用量。总体而言，对于中国沿海城市居民来说，水产品中锑污染水平处于安全限值以内，可以放心食用，不必担心水产品中的锑暴露风险。

图 3 一般、推荐、高的水产品食用水平下，中国八个沿海城市居民锑的(a)平均每日摄入评估量(EDI)、(b)目标危害系数(THQ)、及(c)鱼类、贝类和虾的THQ贡献比例

Figure 3. (a) Mean estimated daily intake (EDI), (b)target hazard quotient (THQ) of Sb from aquatic product consumption for residents in sampling cities in China under general, recommend and high intake consumption scenarios, and (b) relative contributions of fish, shellfish and shrimp to the THQ

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3. 结论(Conclusion)

本研究分析了中国8个典型沿海城市市售水产品中锑的分布特征及其食用风险。虽然在大多数市售水产品中能够检测到锑，但锑含量普遍较低。与空间区域因素及个体体征相比，物种、生活习性及栖息环境对水产品锑的积累起着更重要的作用。鱼鳃中锑含量较高，说明鱼鳃是鱼类累积锑的主要器官，同时暗示食物暴露并非鱼体摄入锑的主要途径。健康风险评估结果表明，所采样地区居民食用水产品所导致的锑暴露风险可以忽略不计。尽管如此，考虑到锑被广泛应用于各种工业行业，所造成的环境污染越来越严重，仍需要持续关注水产品中锑含量变化以防控相关健康风险。

图 1 近几年全球各地区人群中OH-PCBs的污染状况统计

Figure 1. Statistical results of the OH-PCBs contamination of people in various regions of the world in recent years

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图 2 不同数量Cl-取代基的单羟基PCBs和PCBs的lg P值及其拟合曲线（数据来源文献[5]）

Figure 2. lg P mean values of monohydroxy PCBs and PCBs with different numbers of Cl-substituents and their fitted curves （Data source: [5]）

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图 3 OH-PCBs在生物体内的代谢路径示意图

Figure 3. Schematic diagram of the metabolic pathway of OH-PCBs in the organism

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表 1 OH-PCBs在国内外各地区水生生物样本的污染现状

Table 1. Pollution status of OH-PCBs in aquatic biological samples in various regions at home and abroad

地区 Area	样品 Sample	浓度/（ng·g⁻¹, ww） Concentration	文献 References
中国上海	河虾	3.48—6.42	[42]
	乌鳢	0—4.12
	鳜鱼	2.75—6.41
中国东海	带鱼	0.004—0.09
	章鱼	0.03—0.60
	虎头鲨	0.27—1.04
	贻贝	< LOQ
	缢蛏	< LOQ
中国浙江省台州市	河虾	7.49—12.9	[36]
	黄颡鱼	6.02—12.95
	螺蛳	1.52—17.35
	鲫鱼	3.38—29.43
	泥鳅	16.98—49.93
五大湖地区	湖鳟	<0.105	[45]
美国底特律河	食肉/远洋鱼	1.40—171.60	[43]
美国底特律河	底栖鱼类	0.47—117.84	[43]
美国阿拉斯加州	弓头鲸（血液）	1.26—1.74	[46]
北大西洋西部	灰海豹（脑脊液）	1838.38	[44]
美国旧金山湾	海豹（肝脏）	20—690	[19]
俄罗斯贝加尔湖	海豹（血液）	0.71—4.6	[47]
加拿大安大略省	云斑鮰（血浆）	3.6	[48]
日本沿海	扇形双髻鲨	29—141	[49]
日本沿海	日本琥珀鱼	230—650	[49]
注：LOQ: limit of quantification.

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1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 样品采集和预处理
1.2 分析方法
1.3 质量保证与质量控制
1.4 健康风险评价
1.5 数据统计分析
2. 结果与讨论(Results and discussion)
2.1 水产品中的锑含量
2.2 鱼体不同部位中的锑含量
2.3 食用风险评价
3. 结论(Conclusion)

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羟基多氯联苯（hydroxylated PCBs, OH-PCBs）的母体化合物多氯联苯（polychlorinated biphenyls, PCBs）是斯德哥尔摩公约限制的首批持久性有机污染物（persistent organic pollutants, POPs）之一，曾被广泛应用于电力设备、化工、印刷等领域^[1-2]. 由于PCBs具有POPs属性（持久性、生物蓄积性、半挥发性以及生物毒性），自20世纪80年代被大批禁用后，至今在环境中仍难以被彻底消除^[3-4]. 环境中的PCBs经过一系列化学/生理生化反应能够产生羟基多氯联苯（hydroxylated PCBs, OH-PCBs）、甲磺基-PCBs、PCBs硫酸盐等多种二代持久性污染物^[5-7]. OH-PCBs是环境样品中最常见的PCBs的代谢/反应产物之一，酚羟基基团的加入使得分子的辛醇/水分配系数减小，从而在生物体内存在的PCBs向OH-PCBs的转化过程普遍被认为是一种有效的生物解毒途径^[8-9].

OH-PCBs既能通过生物代谢转化而来，又能在自然环境条件下通过自发进行的化学反应形成^[10-11]. 因此，环境中OH-PCBs的来源主要可分为生物代谢途径和非生物过程转化途径. 细胞色素P450单加氧化酶（CYP450）是一个庞大的酶系家族，主要存在于肝脏^[12]，该酶系主要对药物及进入体内的其它外源性化合物进行催化氧化，是药物代谢的重要催化酶^[13]. PCBs通过食物摄入、呼吸作用、皮肤接触等过程进入生物体后，在CYP450的作用下，经氧化芳烃介导或在苯环上直接嵌入—OH基团而转化为OH-PCBs^{[8, 14-15]}. 近年来，越来越多的研究显示，PCBs通过大气进行远距离迁移过程中，部分低氯化PCBs以蒸汽形态存在，并能与羟基自由基（OH·）发生反应形成OH-PCBs^[11]. 两种来源的OH-PCBs经雨水冲刷、大气沉降、地表径流等途径汇聚于江、河、湖、海，从而使水生环境成为OH-PCBs等持久性污染物的主要蓄积库之一.

水生环境蓄积库中的OH-PCBs通过各级生物的不断富集，最终流向包括人类在内位于食物链顶端的生物. 通过对全球各地区研究人员调查结果的统计发现，在水产品摄入量较高地区的人群体内以及以水生生物为主要捕食对象的掠食类动物体内均发现有不同程度OH-PCBs的蓄积^[16-22]. 现有的研究结果表明，蓄积在动物体内的OH-PCBs会引发一系列毒性效应，例如内分泌干扰效应^{[2, 23-24]}、生殖毒性^[25]及神经行为毒性^[26]等. 作为公认的环境内分泌干扰物（environmental disrupt compounds, EDCs），内分泌干扰效应是OH-PCBs最典型的毒性效应. 研究发现，很多OH-PCBs与生物内源性分泌物（如：雌二醇、甲状腺素（thyroxine, T4）、三碘甲状腺原氨酸（triiodothyronine, T3））具有相似的结构特征或酶结合位点，推测该性质与OH-PCBs在血液中的持久残留性有关^[27-28]. 目前已经有很多学者针对OH-PCBs的内分泌干扰效应开展调查研究，并从不同角度剖析OH-PCBs的内分泌干扰活性^{[27, 29-30]}，但关于其发挥内分泌干扰作用的机理研究仍缺乏直接有力的证据. 随着相关研究的不断深入，越来越多证据表明残留在动物体内的OH-PCBs或具有比母体化合物更强的毒性，而关于OH-PCBs通过食物链进入生物体后的二次代谢过程及其生理危害缺乏系统性研究. 本文对水生环境蓄积库中OH-PCBs的污染现状、生物体内的蓄积传递特征及其内分泌干扰效应机制研究进展进行综述，为进一步研究OH-PCBs的生物有效性、在生物体内的二次代谢及其毒理学评价提供参考.

1. 水体、沉积物及水生生物中OH-PCBs的污染现状及来源（Current status and sources of OH-PCBs pollution in water, sediments and aquatic organisms）

在219种PCBs的同系物中，根据—OH基团在分子上位置的差异，可能共存在837种OH-PCBs^[5]. 具有半挥发性的PCBs以大气为介质进行远距离传输过程中，能够通过与大气中的OH· 反应产生OH-PCBs^[11]；同时，环境中的PCBs经各种生理活动（如呼吸、摄食、直接接触等）进入到动/植物体内，在CYP450系酶的催化下代谢产生OH-PCBs^[31]. 水生环境是众多持久性污染物的主要蓄积库之一^[32-33]，本文系统性地分析了水生环境蓄积库中OH-PCBs的主要来源途径及污染现状.

1.1. 水体、沉积物及水生生物中OH-PCBs的污染水平

水体、沉积物及水生生物是水生环境生态系统的重要组成部分，水生环境的污染对人类及其他高等动物的生命健康造成威胁^{[3, 34-35]}. 相比于PCBs，OH-PCBs由于—OH的加入增加了分子的极性^[8]，同时这也增加了OH-PCBs在水生环境中赋存的可能性. 然而，根据对现有文献的统计分析，关于水体OH-PCBs污染情况的可参考数据非常有限. 一方面，OH-PCBs分子的性质决定了其难以以游离态长期存在于水体；另一方面，目前常用的仪器分析方法的灵敏度不足以支持水体中存在的极其微量OH-PCBs的定量分析. 即便是在电子拆解典型污染水域，在7个不同采样点所采集的水样中，其中只有2个采样点的水样中检测到OH-PCBs（∑OH-PCBs, 4.12 ng·g⁻¹）^[36]. Ueno等^[37]采用气相色谱串联高分辨率质谱法对加拿大安大略省的雨水、雪水和地表水样进行了分析，采集的样品中PCBs和OH-PCBs均有检出，但含量非常低微，其中地表水样中OH-PCBs的平均检出浓度为22 pg·L⁻¹. 目前关于国内外环境水体中OH-PCBs的污染状况的监测，需要引起相关部门的更多关注.

水生环境蓄积库中的OH-PCBs可能会长期吸附在浮游生物等有机体或其他载体上，被低等生物捕食或经水体沉淀作用赋存于沉积物中；与此同时，蓄积在水生生物体内的部分OH-PCBs最终随着生物残骸进入水底沉积物. Ibeto等^[38]调查了尼日尔河水生环境中PCBs的含量，发现相比于河上游，河下游的鱼体及河底沉积物中的PCBs的浓度均较高，这说明PCBs等污染物在河底沉积物中的含量可能与河床地势等因素有关. Marek等^[39]对芝加哥的印第安纳港附近水域的表层沉积物中的OH-PCBs（0.2—26.0 ng·g⁻¹）浓度进行了测量，其结果表明任何曾受Aroclors污染的地区都可能存在OH-PCBs的污染. 国内学者对太湖水域的底泥分析发现，有多种OH-PCBs（e.g. 3-OH-PCB101）被检出（0.46—12.2 ng·g⁻¹）^[40]. 王帅等^[36]调查了浙江省台州市PCBs典型污染区底泥污染状况，在4个采样点所采集的底泥中均有OH-PCBs检出（ND—14.4 ng·g⁻¹）. 最新的一项调查研究表明，在特定区域内，进入环境的PCBs可能在特定条件影响下向某种OH-PCBs的同系物定向转化^[41]，该现象可能会影响OH-PCBs在水域附近人群/动物体内的蓄积浓度.

水生生物是水生环境蓄积库中OH-PCBs等污染物随食物链传递的主要载体，水生环境介质中的OH-PCBs通过水生生物的生理过程主动运输或被动扩散进入其体内，并通过食物链在不同营养层级的生物体内传递和蓄积. 本课题组前期在对上海地区淡水水产品及东海海域的野生生物样品中PCB101及其羟基化等代谢物进行调查时发现，不同生活习性和栖息环境的生物体所受污染程度存在较大差异（结果见表1）^[42]. 与该调查结果类似，对取自中国浙江省污染水域的水生生物样本进行分析过程中同样发现，底栖鱼类（e.g. 鲫鱼，3.38—29.43 ng·g⁻¹）以及多栖息于腐殖质淤泥中的鱼类（e.g. 泥鳅，16.98—49.93 ng·g⁻¹）体内蓄积浓度较高^[36]. 根据学者对美国底特律河中的不同种类的鱼的检测发现，OH-PCBs的蓄积浓度（0.47—171.6 ng·g⁻¹ ww）普遍高于国内的检测水平，但底栖鱼类与食肉/远洋鱼的污染水平未显示出显著差异^[43]. 相比于食物链底层水生生物，高等水生掠食动物体内OH-PCBs的蓄积量更高，例如在2009年关于北大西洋的调查结果显示在灰海豹体内检出33种OH-PCBs，累计浓度高达1838.38 ng·g⁻¹ ww^[44]. 国内外关于OH-PCBs在水生生物体内的污染情况统计结果见表1.

以上各调查研究结果表明，OH-PCBs的污染已经渗入各级水生环境蓄积库中，其分布不仅与水生环境区域位置、介质种类有关，而且与水生生物栖息环境及其所处食物链/网的营养层级均等存在相关性. 水生环境中赋存的OH-PCBs通过食物链对高级动物包括人类生命健康产生威胁，引起全球学者的关注. 对水生环境中OH-PCBs的来源进行系统性分析，有助于从根源上对局部地域污染情况的预防和治理.

1.2. 水生环境中OH-PCBs的来源

自然环境中的OH-PCBs主要源于PCBs的转化，该过程主要分为生物代谢转化和非生物转化. 一方面，PCBs可能通过生物体内的CYP450酶系的催化氧化转化为OH-PCBs；另一方面，大气等环境介质中存在的PCBs能够通过与OH· 发生反应进而转化为OH-PCBs.

1.2.1. 非生物转化途径

关于环境中OH-PCBs的非生物转化途径，目前领域内主要集中在关于PCBs与环境介质中OH· 反应的研究. 作为一种半挥发性有机化合物，PCBs在大气以较高浓度存在，该性质对其在环境中的迁移与转化具有深远影响. 大气中的OH· 主要来源于有水蒸气存在的条件下臭氧的光解，因而在对流层中有大量OH· 存在^[50]. OH· 具有高活性，几乎能与所有有机化合物发生化学反应. 据相关学者估计，每年通过与OH· 发生反应而从大气中去除的PCBs的量可能高达8300吨^[51]. Totten等^[52]报告了美国多个地区白天对流层气相PCBs的消耗情况，结合对OH· 日消耗率的观测结果，证明了PCBs的去除是通过与大气OH· 反应实现的. Mandalakis等^[53]通过研究提供了亚热带地区（克里特岛和希腊）气相PCBs与大气OH· 反应的直接证据. 研究发现，随着氯化程度的增加，PCBs的还原性减少，导致PCBs与OH· 的反应性下降. 最近，有国内学者使用量子化学和过渡态理论，计算了PCBs与OH· 反应的速率系数，其结果表明所选定的PCBs的半衰期均超过24 h^[11]. 值得注意的是，Brubaker等在实验室条件下研究了PCBs和大气中的OH· 之间的反应过程，证实了该反应能够产生OH-PCBs^[54].

1.2.2. PCBs在生物体内的羟基化代谢

P450酶系是普遍存在于动、植物及微生物的含血红素蛋白家族，参与体内类固醇、脂肪酸、部分维生素以及进入体内的大部分外源化学物（包括医药、污染物、天然化合物和其它化学品）的代谢^[12]. P450酶亚型在动物体的肝、肠、肺等多个器官均有表达，肮脏为外源化学物在动物体内进行生物转化的主要器官^[55]. 目前的研究普遍认为，PCBs在动物体内的代谢过程主要分为3个阶段：a. 分子的活化；b. 进一步反应并与生物体的内源性分子结合；c. 蓄积在组织中或被排出体外^{[6, 56]}. 产生OH-PCBs的第一阶段主要发生在肝脏，由P450酶催化直接或间接（经氧化芳烃介导转化）产生OH-PCBs，这两种氧化途径在早期已被证实^[57]. 因此，动物体内产生的OH-PCBs可能主要来源于PCBs在动物体内发生的第一阶段反应.

研究发现，PCB在生物体内的转化率和转化效率主要取决于分子中Cl—的数量和位置^[58]. 一般来说，联苯上Cl—的数量越少，代谢速率越快；与此同时，分子上的非氯取代位置也直接影响了P450酶催化第一阶段反应的发生. 分析对人体血清进行检测的数据发现，在4'- 位置的羟基化PCBs是在血清中发现的主要OH-PCB同系物^[59-60]. 此外，近年来关于PCBs在植物和细菌、酵母等低等生物体内通过P450酶催化氧化转化为OH-PCBs得代谢过程也已经被证实^[61-63].

2. 水生环境中OH-PCBs在生物体内的蓄积分布及“再代谢”（Accumulation, distribution and “remetabolism” of OH-PCBs in organisms in aquatic environments）

3. OH-PCBs的内分泌干扰效应机制研究进展（Research progress on the mechanism of endocrine disrupting effect of OH-PCBs）

OH-PCBs被归为EDCs已有多年^[94-95]，经过多项研究证明，OH-PCBs在生物体引发的生殖毒性^{[25, 96]}、生长发育障碍^[97]、智力低下^[98-99]等多种毒理学效应似乎多与其产生的内分泌干扰效应有关. EDCs产生内分泌干扰效应的机制可分为3种，包括对调节激素水平相关酶的抑制、影响激素类物质的运输以及对与激素水平相关信号的干扰. 根据对相关研究的统计结果，关于OH-PCBs的内分泌干扰效应的研究主要围绕对雌激素和甲状腺激素的干扰，同时这也是目前该领域研究的热点.

3.1. 雌激素干扰效应

雌激素在雌性动物的生命周期扮演极其重要的角色，对雌性动物的生长、发育、代谢及生殖等生命活动起着调节作用. 雌激素的分泌和调节反馈机制复杂，同时也意味着体内雌激素水平可能被外源化学物从各个方面造成影响.

雌激素SULTs是一种在内分泌下游调节雌激素水平的酶，有多项研究证明，生物体内低浓度的OH-PCBs便能对雌激素SULTs产生抑制作用^[100]. Parker等^[101]调查了5种低氯化OH-PCBs对SULTs的影响，发现几种低氯化OH-PCBs是SULT1E1和SULT2A1的强效抑制剂，并有可能对细胞内雌激素相关的底物浓度的调节造成破坏. 研究人员在开展OH-PCBs对人体SULT亚型抑制能力的研究中发现，OH-PCBs对SULTs的抑制作用具有显著的浓度依赖性^[84]. Carlson等^[102]分别向虹鳟鱼的饲料中加入氯化程度不同的OH-PCBs（4-OH-PCB30、4-OH-PCB61）和天然雌激素（17β-雌二醇和雌酮），证明几种化合物均以剂量依赖的方式诱导血浆卵黄蛋白原（vitellogenin, VTG），且4-OH-PCB30的诱导效果比4-OH-PCB61更强.

OH-PCBs对雌激素分泌产生干扰过程中，除了暴露剂量外，OH-PCBs的氯化程度和—OH和—Cl基团的位置也决定了化合物的干扰能力. Nomiyama等^[103]通过体外原代培养的成年雄性爪蟾肝细胞研究了21种OH-PCBs的VTG诱导活性，且诱导活性较强的均为低氯化OH-PCBs，其中对羟基的活性最高，间氯取代酚环的OH-PCBs在VTG检测中未显示雌激素活性. Takeuchi等^[104]筛查了100种OH-PCBs对雌激素等类固醇类激素受体的活化/拮抗作用，结果显示分别有45种、6种OH-PCBs充当雌激素受体的激动剂和拮抗剂，且这些OH-PCBs多具有对羟基和邻位羟基结构. 与低氯化OH-PCBs的性质类似，学者在研究多溴联苯醚（polybrominated diphenyl ethers, PBDEs）羟基化代谢物的雌激素干扰效应过程中，低溴化的OH-PBDEs对雌激素水平的干扰力更强^[105-106].

研究显示，由于酚羟基的存在，OH-PCBs能够与一些激素类化合物的受体竞争性结合，进而影响激素水平^{[29, 107]}. 研究人员通过体外细胞实验证实了几种OH-PCBs对雄性激素（androgen receptor, AR）和雌性激素（estrogen receptor, ER）基因活性的影响（表现出抗雄激素和雌激素活性），具有雌激素活性的OH-PCBs对维生素代谢和钙的转运也造成干扰，同时各种迹象表明，OH-PCBs通过直接改变雄激素或雌激素介导的信号传导途径对雌/雄激素水平造成干扰^[108]. Cao等^[109]对比分析了PCBs、OH-PCBs及PCBs硫酸盐与ERγ结合的亲和力，显然OH-PCBs的亲和力有关，并推测可能与OH-PCBs能够和氨基酸G1u316和Arg247形成氢键有关. 随着研究的不断深入，已有学者比较分子场分析和比较相似性指数分析构建出OH-PCBs与ER的三维定量构效关系模型^[110]，为进一步揭示OH-PCBs与ER的相互作用机制提供便利.

3.2. 甲状腺激素干扰

甲状腺激素对动物生理活动的调节是无时无刻的，几乎遍布于机体的组织和细胞. 甲状腺激素的分泌主要受下丘脑-垂体-甲状腺（HPG）轴的调控，有效成分主要为T4、T3和降钙素，其中T4在血浆中含量最多. 分析化合物的结构发现，多种OH-PCBs具有与T4、T3极其相似的活性结合位点，主要通过竞争性与甲状腺素转运蛋白（transthyretin, TTR）等运载蛋白的特异性结合而造成TH分泌的紊乱^[111].

不同OH-PCBs同系物对TH的干扰效力取决于其结构特性. Lans等^[94]通过体外实验研究了OH-PCBs与T4竞争性结合TTR的特性，观察到测试的所有—OH在间位或对位的OH-PCBs的相对结合效力均高于T4. 该团队同时测试了OH-PCBs与TTR、甲状腺素结合球蛋白的结合效力，结果表明OH-PCBs能够有效结合TTR而竞争性抑制T4的结合^[95]. OH-PCBs通过竞争性与TTR结合而延长其在血液中的半衰期，不仅影响甲状腺激素水平，并且能够以结合体的形式透过血-脑、胎盘屏障进而造成更多毒理学效应^[112-113]. Otake等^[114]通过实验证明，产前宫内暴露OH-PCBs的浓度与新生儿体内T4的水平显著相关. 日本学者测量了被诊断为乳腺癌的女性（n=51）和健康孕妇（n=129）血清中OH-PCBs和TH水平，然而其分析结果表明OH-PCBs水平与患者体内的T4和T3的量没有显著相关性^{[71, 115]}. 与此不同的是，Hisada等^[24]在日本调查了79名孕妇妊娠早期体内OH-PCBs的浓度与TH、促甲状腺激素（thyroid stimulating hormone, TSH）水平之间的相关性，通过多元回归分析结果表明，一些OH-PCBs的浓度与新生儿体内TSH的浓度之间存在显著的正相关. 学者在对越南部分地区女性血液样本进行检测时发现，OH-PCBs的浓度与T4、T3呈正相关，而与TSH浓度呈负相关，这也说明不同OH-PCBs在影响机体TH水平过程中存在本质的区别^[116].

研究发现OH-PCBs不仅能抑制TH诱导的TR的转录激活^[117]，同时也可能会抑制TR介导的天然启动子的转录^[118]，并通过诱导脱碘酶或硫酸酯酶加快TH的排泄或代谢^[119]，说明OH-PCBs对TH的干扰是多途径的. 有学者从OH-PCBs在第二阶段反应产物（e.g. PCBs硫酸盐）的角度分析OH-PCBs对TH的干扰，通过实验证明，PCBs硫酸盐是人体TTR的高亲和力配体，并首次表明PCBs硫酸盐在PCBs诱导的TH水平紊乱中具有潜在的相关性^[120-121]. 最近的一项研究发现OH-PCBs进入动物大脑中，可能对尿素循环、脯氨酸相关化合物、嘌呤、嘧啶、谷胱甘肽和氨基酸的代谢有关^[34]，推测OH-PCBs对TH的干扰可能发生在HPG轴及其相关物质的合成、代谢通路等任意环节.

目前在OH-PCBs的内分泌干扰机制方面的研究中，关于其浓度对激素水平及相关转运蛋白的影响已经开展了较多的研究，且研究方法学较为成熟. 关于OH-PCBs等物质对激素分泌信号通路的影响效应需要进一步结合代谢组学和分子生物学方法开展深入研究，从而能够实现对OH-PCBs的内分泌干扰机制有较为全面的认识. 与此同时，最新的研究结果表明，生物体接触OH-PCBs后可能同时导致其体内存在母体化合物PCBs负荷^[89]，而关于两者的联合内分泌干扰效应是否对OH-PCBs发挥干扰效应产生影响，需要开展实验来说明.

4. 总结与展望（Summary and Prospects）

根据全球各地区的污染调查结果，水生环境蓄积库中的OH-PCBs通过食物链等途径向人类社会不断输出，OH-PCBs仍然是生态环境中不可忽视的危害因子. 我国作为临海大国和水产品消费大国，OH-PCBs对国民生命健康的影响应受到进一步关注. 在开展此篇综述查阅文献过程中，作者认为以下几个问题应当给予关注：

（1）与一些发达国家相比，国内对于水生环境及人群体内OH-PCBs的污染状况监测力度相对缺乏，可供参考的数据较少，借此倡导相关部门推进该领域的工作安排，并且应结合我国淡水水产品巨大消费量的特点，同时推进对淡/海水水生环境及相关人群的调查工作.

（2）越来越多的研究表明，食源性OH-PCBs是动物/人体内OH-PCBs的重要来源，但关于通过食物进入动物/人体后的蓄积、分布、迁移等药代动力学基本参数缺乏，且OH-PCBs进入机体后的“再代谢”路径有待进一步探索.

（3）目前关于OH-PCBs的内分泌干扰效应的研究较多，但还未能从本质上解释其发挥干扰效应的毒理机制，尤其是关于OH-PCBs对TH影响的研究多停留在剂量-效应关系层面，有待深入探索，并且根据目前的调查结果，OH-PCBs多与母体化合物PCBs同时出现在生物体，两者在产生内分泌干扰效应过程中的关系需要被进一步研究.

参考文献 (121)

水生环境中OH-PCBs的来源、污染现状及其内分泌干扰机制研究进展

通讯作者: Tel：021-65680121，E-mail：xyzmn530@sina.com;

Research progress on the source and pollution status of OH-PCBs in aquatic environment and their endocrine disruption mechanism

Corresponding author: SHI Yongfu, xyzmn530@sina.com ;

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1 样品采集和预处理

1.2 分析方法

1.3 质量保证与质量控制

1.4 健康风险评价

1.5 数据统计分析

2. 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 水产品中的锑含量

2.2 鱼体不同部位中的锑含量

2.3 食用风险评价

3. 结论(Conclusion)

期刊类型引用(2)

其他类型引用(0)

计量

出版历程

水生环境中OH-PCBs的来源、污染现状及其内分泌干扰机制研究进展

通讯作者: Tel：021-65680121，E-mail：xyzmn530@sina.com;

English Abstract

Research progress on the source and pollution status of OH-PCBs in aquatic environment and their endocrine disruption mechanism

Corresponding author: SHI Yongfu, xyzmn530@sina.com ;

全文HTML

1.1. 水体、沉积物及水生生物中OH-PCBs的污染水平

1.2. 水生环境中OH-PCBs的来源

1.2.1. 非生物转化途径

1.2.2. PCBs在生物体内的羟基化代谢

2.1. 水生环境中OH-PCBs的蓄积规律及人群膳食暴露风险

2.2. 内源性代谢产生的OH-PCBs在生物体内的二次代谢转化

2.3. 食源性OH-PCBs在生物体内的“再代谢”

3.1. 雌激素干扰效应

3.2. 甲状腺激素干扰

目录

全文HTML

1.1. 水体、沉积物及水生生物中OH-PCBs的污染水平

1.2. 水生环境中OH-PCBs的来源

1.2.1. 非生物转化途径

1.2.2. PCBs在生物体内的羟基化代谢

2.1. 水生环境中OH-PCBs的蓄积规律及人群膳食暴露风险

2.2. 内源性代谢产生的OH-PCBs在生物体内的二次代谢转化

2.3. 食源性OH-PCBs在生物体内的“再代谢”

3.1. 雌激素干扰效应

3.2. 甲状腺激素干扰