蔡富才,李艷楠,趙歡,楊大佐,陳雪,周一兵

(大連海洋大學遼寧省海洋生物資源恢復與生境修復重點實驗室,遼寧大連116023)

多毛類動物對多環(huán)芳烴的毒性響應及代謝研究進展

蔡富才,李艷楠,趙歡,楊大佐,陳雪,周一兵

(大連海洋大學遼寧省海洋生物資源恢復與生境修復重點實驗室,遼寧大連116023)

多環(huán)芳烴可富集在水生生物體內,進而通過食物鏈的放大作用危害人類,多毛類動物是已知能夠蓄積大量多環(huán)芳烴的物種,有關多毛類動物解毒代謝酶與抗氧化酶的活性及其基因表達水平作為多環(huán)芳烴監(jiān)測指標的研究已有大量報道,但有關多毛類動物如何代謝蓄積在體內多環(huán)芳烴的基礎理論研究目前尚處于初步階段。本研究中,綜述了近年來國內外有關多毛類動物對多環(huán)芳烴的毒性響應及代謝研究,多毛類動物對多環(huán)芳烴的代謝類似于脊椎動物,分為兩個階段,參與第一階段代謝的酶主要是細胞色素P450酶家族,而尿苷二磷酸葡萄糖醛酸轉移酶和磺基轉移酶被認為是第二階段代謝過程中起主導作用的酶類,針對目前研究中存在的問題,提出今后應加強多毛類動物對復合多環(huán)芳烴以及低劑量多環(huán)芳烴長期暴露的毒性響應研究,同時增強對不同多環(huán)芳烴的代謝研究。

多毛類動物;多環(huán)芳烴;毒性響應;代謝

多環(huán)芳烴 (polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是海洋環(huán)境中主要的有機污染物之一。目前,海洋環(huán)境中PAHs的主要來源包括大氣沉降物,石油及石油產品的溢出和滲流,以及工業(yè)和家庭生活污水的排放[1-2]。多環(huán)芳烴是一類含有兩個或兩個以上芳烴 (苯)環(huán)的碳氫化合物,該類物質具有高辛醇-水分配系數的特點,隨著苯環(huán)數量的增加,脂溶性增強,其具有很強的親脂特性,極易吸附于有機顆粒物上,進而蓄積在沉積質和有機體中[3]。有研究發(fā)現,PAHs可以在藻類、軟體動物和魚類等多種水生生物體中富集,并沿食物鏈呈現逐級放大[4-6],進而對人類和生態(tài)系統造成潛在的危害[7]。因此,對海洋環(huán)境中PAHs進行早期監(jiān)測及對污染生境的修復刻不容緩。多毛類動物在海洋沉積物中的分布十分廣泛,是海洋底棲動物的優(yōu)勢物種,可占海洋沉積物中生物量的40%[8]。

多毛類動物具有不易長距離遷移的特點,這使其極易通過直接接觸和主動攝食接觸到沉積質中的污染物。此外,多毛類動物是多種經濟魚蝦的餌料,可作為重要的載體將沉積質中的污染物通過食物鏈傳遞并放大,進而對高營養(yǎng)級生物產生潛在的危害。近年來,多毛類動物的特殊生態(tài)習性已引起了國內外學者的廣泛關注,多毛類動物作為標準測定生物在海洋沉積質污染評價中得到廣泛應用[9]。另外,據報道,一些種類的多毛類動物對重金屬、合成有機物、石油烴等持久性污染物具有較強的耐受和超富集作用[10-12],其可通過生物轉化的多個代謝途徑來維持機體對PAHs較高的生物可利用性[13],因此,部分種類的多毛類動物可作為近岸污染沉積質生境修復的物種加以利用。本研究中就目前多毛類動物對PAHs的毒性響應及其代謝機制的相關研究進行了綜述,并對其未來研究方向進行了展望。

1 多毛類動物對PAHs的毒性響應

細胞色素 P450酶系 (cytochromeP450, CYP450)是生物體中最重要的Ⅰ相代謝酶,參與很多內源及外源有機物質的代謝。CYP450家族較為龐大,包括 CYP1、CYP2、CYP3、CYP4等家族。其中CYP1、CYP2、CYP3家族主要參與外源性物質的代謝;CYP4家族除參與一些外源性有毒物質代謝外,還參與一些與生理功能有關的物質合成,如脂肪酸、膽固醇等;CYP4以后的家族主要參與內源性物質的代謝,如雌激素等[14-17]。迄今為止,在不同種類生物中發(fā)現的CYP450基因大約有12 456種[18]。生物體進行外源有機污染物代謝,除通過CYP450酶進行解毒外,還可通過氧化還原途徑進行解毒。已有研究表明,PAHs進入生物體后會被CYP450酶氧化代謝,形成親水性中間產物,這些中間代謝物會與以Ⅱ相代謝酶谷胱甘肽硫轉移酶 (Glutathione-s-transferase,GST)為代表的內源性分子結合,轉化為低毒代謝產物排出體外。在這一過程中亦會形成大量活性氧物質,這些物質會被包括超氧化物歧化酶 (Superoxide dismutase,SOD)、過氧化氫酶 (Catalase,CAT)、谷胱甘肽過氧化物酶 (Glutathione peroxidase,GSHPX)等抗氧化防御酶所清除[19]。生物體內解毒代謝及抗氧化成分會因污染脅迫的存在而改變[20]。近年來,有關多毛類動物對PAHs毒性響應的相關研究已有大量報道,主要集中在其解毒代謝酶與抗氧化酶方面。

1.1 解毒代謝酶

多毛類動物暴露于PAHs中,其CYP450酶首先會被誘導,從而使其活性升高。McElroy[21]研究發(fā)現,綠沙蠶 Nereis virens暴露于苯并芘 [benzo (a)pyrene,B(a)P]后,其消化道內微粒體中的CYP450活性與其他酶相比顯著升高。Lee等[22]研究發(fā)現,沙蠶 Nereis diversicolor暴露于濃度為10 μg/L的B(a)P下6 d后,其CYP450活性可增加3 倍;小頭蟲Capitella sp.Ⅰ在3～6周后也被檢測到體內CYP450活性顯著升高。Forbes等[23]在研究小頭蟲Capitella sp.Ⅰ對熒蒽的代謝后亦發(fā)現,與空白對照組相比,其體內CYP450活性被顯著誘導。相比于 CYP450酶活性的毒性響應研究,有關CYP450基因的毒性響應研究已有大量報道。多毛類動物暴露于PAHs中,其CYP450基因表達會出現相應的誘導變化。多毛類動物CYP450基因的表達量被發(fā)現與PAHs間存在明顯的 “劑量-效應”和 “時間-效應”關系,且低濃度PAHs的暴露可引起 CYP450基因表達顯著上調,多毛類動物CYP450基因對PAHs的暴露具有很強的敏感性。Rewitz等[24]首次從綠沙蠶腸組織中克隆到CYP4BB1和CYP342A1兩個cDNA序列,并使用Northern Bloting分析發(fā)現,B(a)P可誘導綠沙蠶CYP342A1基因表達顯著上調。Chen等[25]研究了在不同濃度 (0.2、0.8、2.0 mg/L)石油烴暴露下雙齒圍沙蠶Perinereis aibuhitensis CYP4基因表達的變化規(guī)律,結果表明,CYP4表達量隨暴露時間的延長呈上升趨勢,且與誘導濃度成正比,各濃度組暴露至第14天時,CYP4基因表達量均達到最高水平,分別為對照組的7.67、11.53、19.06倍,并與對照組有極顯著性差異。趙歡等[26]研究了不同濃度B(a)P(5、50 μg/L)對雙齒圍沙蠶CYP4基因表達的影響,結果顯示,雙齒圍沙蠶CYP4基因表達與B(a)P誘導濃度和暴露時間呈正相關,且隨著誘導濃度的增加和暴露時間的延長,表達量逐步上調。

鑒于多毛類動物CYP450基因對PAHs的敏感性,除可利用多毛類動物為PAHs的監(jiān)測提供依據外,還可為探究多毛類動物對PAHs的代謝分子機制提供一定參考。研究發(fā)現,PAHs可誘導多個CYP450基因同時出現表達上調,多毛類動物對PAHs的代謝可能是由多個CYP450基因共同參與解毒代謝的過程。J?gensen等[27]研究發(fā)現,芘可同時誘導綠沙蠶CYP4BB1和CYP342A1兩個基因表達上調。王振[28]在研究多齒圍沙蠶對B(a)P的毒性響應時發(fā)現,暴露于低濃度B(a)P (2.5 μg/L)中的多齒圍沙蠶 CYP2u、CYP3A和CYP4A基因表達均出現顯著性升高,而暴露于高濃度 B(a)P(50 μg/L)的 CYP2u、CYP3A和CYP4A基因表達均出現顯著性下降,其CYP4B基因表達在不同濃度B(a)P誘導下均無明顯變化,由此推測,CYP4B基因可能不參與CYP450酶的解毒效應。Zheng等[29]從多齒圍沙蠶體內克隆出CYP4BB2、CYP423A1和CYP424A1 3個序列全長,并探究了B(a)P暴露與這3個基因表達的相關性,結果表明,1.28 μg/L B(a)P會顯著誘導多齒圍沙蠶CYP4BB2、CYP423A1和CYP424A1基因的表達,當暴露至第4天時,與對照組相比,各基因轉錄水平分別上調了5.9、5.3和12.3倍。研究還發(fā)現,多毛類動物CYP450基因會因PAHs種類不同而出現選擇性表達,不同CYP450基因可能參與不同PAHs的代謝。Li等[30]在小頭蟲Capitella sp.Ⅰ中克隆獲得CYP4AT1和CYP331A1兩個基因序列全長,不同PAHs誘導下兩個基因的表達變化存在顯著性差異,不同濃度3-甲基膽蒽 (3-methylcholanthrene,3-MC)均可誘導CYP4AT1基因表達,其表達量是空白對照組的2～9倍,但不可誘導CYP331A1基因表達,而不同濃度的B(a)P和熒蒽可誘導CYP331A1基因表達,其表達量是空白對照組的2～3倍。由此推測,CYP4AT1基因可能在3-MC代謝中起重要作用,而CYP331A1基因可能在B(a)P和熒蒽代謝中起重要作用。Won等[31]從多齒圍沙蠶體內克隆出 CYP431A1、CYP432A1和CYP4DU1 3個基因,并發(fā)現 B(a)P暴露時, CYP431A1基因表達顯著上調,而 CYP432A1和CYP4DU1基因表達均未出現顯著上調;而原油暴露時,CYP431A1基因未出現顯著的轉錄上調, CYP432A1和CYP4DU1基因均出現顯著上調。由此推測,CYP431A1基因可能在B(a)P代謝中起重要作用,而CYP432A1和CYP4DU1基因可能在原油代謝中起重要作用。

除Ⅰ相解毒酶CYP450酶外,多毛類動物的Ⅱ相解毒酶GST酶對PAHs的毒性響應也已有報道。多毛類動物的GST酶活性及基因表達水平對PAHs的暴露具有很好的指示作用。王振[28]發(fā)現,不同濃度B(a)P(2.5、50.0 μg/L)均會引起多齒圍沙蠶GST活性出現上升。Catalano等[32]研究了0.1 mg/L和0.5 mg/L的B(a)P暴露下沙蠶Hediste diversicolor GST酶活性的變化,亦發(fā)現不同濃度B (a)P均會引起GST酶活性上升。Bouraoui等[33]、Banni等[34]先后研究了100 μg/L B(a)P暴露下沙蠶H.diversicolor GST酶活性的變化,并分別于第12、24、36、48 h測定了其活性,發(fā)現GST酶活性與暴露時間呈正相關,且隨暴露時間的延長酶活性逐步升高。Won等[31]研究發(fā)現,多齒圍沙蠶暴露于原油時,其GST-omega和GST-sigma基因表達均顯著上調。

1.2 抗氧化酶

多毛類動物體內抗氧化酶對PAHs的毒性響應也已有大量報道。研究發(fā)現,多毛類動物抗氧化酶活性與PAHs間亦存在明顯的 “劑量-效應”和“時間-效應”關系,各種抗氧化酶的活性變化均對PAHs的暴露具有較好的指示作用。Pérez等[35]比較了蛤蜊Scrobicularia plana和沙蠶N.diversicolor抗氧化酶對不同濃度PAHs的毒性響應,發(fā)現兩者體內CAT、GSH-PX酶均出現不同程度的毒性響應變化。孫福紅等[36]研究發(fā)現,沙蠶 N.diversicolor暴露于110 μg/L的石油烴5 d后,其體內SOD酶活性顯著低于對照組。Catalano等[32]研究了0.1、0.5 mg/L的B(a)P暴露下沙蠶H.diversicolor CAT、GSH-PX酶活性的變化,發(fā)現這兩種抗氧化酶活性均出現顯著性誘導。王振[28]在研究B(a)P脅迫下多齒圍沙蠶抗氧化酶活性變化時發(fā)現,低濃度B (a)P(2.5 μg/L)暴露下,多齒圍沙蠶 SOD、CAT、GSH-PX活性被顯著性誘導,而GSH活性則受到顯著性抑制;高濃度B(a)P(50 μg/L)暴露下,SOD、CAT、GSH-PX活性被顯著性誘導, 而GSH同樣被顯著性抑制。趙歡等[26]在研究 B (a)P對雙齒圍沙蠶抗氧化酶活性影響時發(fā)現,在低濃度B(a)P(5 μg/L)暴露下,SOD、CAT和GSH-PX活性均隨B(a)P誘導時間的延長而逐步升高;在高濃度B(a)P(50 μg/L)暴露下,SOD酶活性隨 B(a)P濃度的增加出現抑制,CAT和GSH-PX酶活性則與B(a)P濃度呈正相關。王麗麗等[37]在研究 B(a)P脅迫對雙齒圍沙蠶 SOD、CAT活性影響時亦發(fā)現,SOD、CAT酶活性與PAHs間存在明顯的 “劑量-效應”關系。多毛類動物抗氧化酶基因對PAHs的毒性響應也有所報道,Won等[31]將多齒圍沙蠶暴露于原油時發(fā)現, 其Cu/Zn-SOD、Mn-SOD和CAT基因表達出現明顯的轉錄上調,并由此表明,多齒圍沙蠶體內SOD和CAT基因的表達水平可作為海洋溢油監(jiān)測的重要生物指標。

綜上所述,多毛類動物解毒代謝及抗氧化酶對PAHs具有很強的敏感性,其體內CYP450、GST、SOD、CAT等酶的活性及基因的分子表達水平已作為對海洋環(huán)境中 PAHs進行監(jiān)測的重要生物指標[38]。

1.3 毒性響應機制

研究發(fā)現,PAHs進入生物體內可通過芳香烴受體 (aryl hydrocarbon receptor,AHR)介導調控通路對機體產生毒性效應。對脊椎動物AHR基因結構和基本功能的研究表明,AHR通道在其對PAHs毒性效應的調控中發(fā)揮著重要作用[39]。在脊椎動物中AHR主要介導CYP1A1和CYP1A2基因的誘導,其配體包括多鹵代芳烴類和PAHs,如二惡英、B(a)P等。AHR在未與配體結合前與熱休克蛋白90(heat shock protein 90,HSP90)、AHR相互作用蛋白 (ahr lnteracting protein,AlP)和其他蛋白結合,當PAHs等誘導劑進入胞質后先與AHR結合,使AHR構象發(fā)生改變并與HSP90或AIP解離,結合了配體的AHR再與芳香烴受體核轉運因子 (ahreceptor nuclear translocator,ARNT)形成異二聚體,異二聚體進入細胞核與CYP1A1增強子結合,AHR羧基端的轉錄激活域與其他轉錄因子形成轉錄起始復合物,啟動CYP1A1 mRNA的表達[40](圖1)。

AHR通道在無脊椎動物中也已得到認證。Du 等[41]在研究馬氏珠母貝Pinctada martensii對芘的毒性響應時發(fā)現,馬氏珠母貝體內存在AHR且能與芘結合,從而誘導其體內CYP4基因表達,但目前尚未發(fā)現多毛類動物體內含有AHR同源物, J?rgensen等[13]認為,多毛類動物可能是由其體內其他核受體與PAHs相結合,進而調控CYP轉錄,合成CYP酶參與PAHs第一階段的代謝 (圖2)。

圖1 AHR通道的調控機制[42]Fig.1 Regulation mechanism of AHR pathway[42]

圖2 多環(huán)芳烴生物轉化和消除過程[13]Fig.2 Processes that participate in the biotransformation and elimination of PAHs[13]

2 海洋多毛類對PAHs的代謝

與無脊椎動物相比,有關脊椎動物對PAHs的代謝過程研究比較全面和透徹[43]。有機物質在脊椎動物體內的代謝主要分為兩個階段:Ⅰ相代謝和Ⅱ相代謝,最后代謝產物 (polycyclic aromatic hydrocarbons metabolite,PAHm)經膜轉運蛋白排除細胞外。首先,在Ⅰ相代謝酶 (細胞色素 P450 酶)的作用下,外源物質通過氧化、還原和水解等作用,在其分子上引入一官能團 (如羥基、硝基和羧基等);其次,在Ⅱ相代謝酶 [如GST、葡萄糖醛酸轉移酶 (glucuronyltransferase,GT)、磺基轉移酶 (sulfotransferase,ST)和N-乙?；D移酶 (n-acetyltransferase,NAT)以及各種甲基轉移酶 (methyltransferase,MT)等]的作用下,該官能團與生物內源性的水溶分子結合 (如谷胱甘肽、葡萄糖醛酸等),以提高有機物質的極性,易于排出體外;最后,Ⅰ相和Ⅱ相的PAHm經由一類存在于細胞膜上依賴膜轉運蛋白排出細胞外 [圖3, 以B(a)P的代謝為例]。研究表明,多毛類動物對PAHs的代謝過程基本類似于脊椎動物對PAHs的兩個階段代謝過程[44-45]。

圖3 苯并芘代謝途徑[46]Fig.3 Benzo(a)pyrene metabolic pathways[46]

2.1 多毛類動物對PAHs的Ⅰ相代謝

目前,在探究多毛類動物對PAHs的代謝過程中,首先能夠判斷PAHm的含量和單氧酶的活性,因此,大多數研究主要先通過測定代謝過程中上述二者數據,并以此來確定PAHm和參與代謝的相關酶類,從而推測多毛類對PAHs的代謝過程。大量研究已證實,CYP450酶是多毛類動物對PAHs的第一階段代謝過程中起主導作用的酶[21-23]。在探究多毛類動物對PAHs代謝的Ⅰ相PAHm過程中,有關PAHm含量的數據表明,多毛類動物對PAHs的代謝能力存在物種特異性差異。Palmqvist 等[47]在研究熒蒽暴露下小頭蟲Capitella sp.Ⅰ體內蓄積情況時發(fā)現,其體內蓄積的熒蒽約有18%轉化為I相親水性PAHm;Bach等[48]研究表明,當小頭蟲Capitella sp.Ⅰ暴露于30 μg/g熒蒽15 d后,其體內蓄積的熒蒽約有20%轉化為Ⅰ相親水性PAHm。相比之下,與其親緣關系最近的Capitella sp.S體內蓄積熒蒽僅有約3%轉化為Ⅰ相親水性PAHm。上述結果表明,同一屬不同多毛類物種對熒蒽的代謝能力存在差異。

Rust等[49]比較了B(a)P暴露下,6種多毛類下體內B(a)P的轉化率,結果顯示,暴露7 d后, Spio setosa、Nereis succinea、N.virens、Nephys incise、Cirriformia grandis和Clymenella torquata對B(a)P轉化率分別為92%、85%、72%、27%、14%和6%,這表明不同多毛類物種對體內蓄積的B(a)P的代謝能力存在較大差異。McElroy等[50]研究了3羥基-苯并芘 [3-hydroxy-benzo(a)pyrene,3HB(a)P]暴露下4種多毛類N.succinea、Pectinaria gouldii、Haploscolopolous sp.和Capitella sp.Ⅰ的轉化率,發(fā)現它們對3H-B(a)P的生物轉化率依次為96%、7%、38%和42%,表明不同多毛類物種體內蓄積3H-B(a)P的代謝能力也存在較大差異。

研究表明,多毛類動物對PAHs的代謝能力存在較大的物種差異性,目前對這種物種特異性差異尚未有明確研究。Driscoll等[51]研究了3種多毛類動物Leitoscoloplos fragilis、N.diversicolor、Scolecolepides viridis對PAHs的代謝后發(fā)現,多毛類動物對PAHs的代謝過程中,物種特異性差異不僅體現在對PAHs的代謝能力上,也體現在代謝活動中對CYP450酶活性的誘導上。J?rgensen等[45]認為,代謝的第一階段通常是整個代謝過程中起限制作用的過程,CYP450酶是代謝第一階段中的關鍵酶,其活性變化的差異可能引起不同多毛類動物對PAHs的代謝能力存在差異。

在研究多毛類動物對PAHs的代謝過程中,除對PAHm進行定量分析外,進行定性分析也是必不可少的,這對探究多毛類動物對PAHs的代謝過程起著至關重要的作用。然而,一些研究發(fā)現, PAHs在多毛類動物體內代謝過程中會形成幾個不同的Ⅰ相PAHm,并且每個Ⅰ相PAHm最后會形成不同的Ⅱ相PAHm,要鑒定所有PAHm存在一定難度。McElroy等[50]應用高效液相色譜法詳細研究了B(a)P在多毛類動物N.succinea體內的代謝過程,發(fā)現B(a)P在第一階段形成了3種PAHm,分別為7,8-二醇苯并芘、7-羥基苯并芘、1,6 或3,6-二羥基苯并芘。Forbes等[52]通過高效液相色譜法研究發(fā)現,熒蒽在小頭蟲Capitella sp.Ⅰ體內經第一階段代謝后可形成30多個不同的波峰,但只從這些波峰中鑒定出3-羥基熒蒽和8-羥基熒蒽這兩種Ⅰ相 PAHm。Giessing[44,53]、J?rgensen 等[45]研究芘在沙蠶N.diversicolor和 N.virens體內的代謝過程中發(fā)現,沙蠶對PAHs的Ⅰ相代謝僅形成一種PAHm,即1-羥基芘。相比于前兩個研究,芘在沙蠶體內進行Ⅰ相代謝僅形成一種中間代謝物,這可能與PAHs分子結構有關。

2.2 多毛類動物對PAHs的Ⅱ相代謝

目前,多毛類動物對PAHs的第二階段代謝的相關酶類和PAHm尚未最終確認。已有研究表明,糖苷化反應可能是無脊椎動物Ⅱ相代謝的重要途徑。與GST酶相比,尿苷二磷酸葡萄糖醛酸轉移酶 (Uridine diphosphoglucuronyltransferase,UDPGT) 和ST酶被認為是多毛類動物對PAHs的第二階段代謝過程中起主導作用的酶類。Giessing等[44]證明了在沙蠶N.diversicolor體內可形成葡萄糖醛酸結合物,J?rgensen等[45]發(fā)現與之親緣關系較近的沙蠶N.virens體內也存在葡萄糖醛酸結合物。在其他的海洋無脊椎動物中 (貝類和甲殼類),糖苷化反應被認為主要是由UDPGT參與催化的反應。另一個重要的Ⅱ相代謝酶ST酶在一些研究中也已經被鑒定。Simpson等[54]在對兩種海洋蛤蜊 Meloidogyne arenaria和Protothaca staminea暴露于芘和1-羥基芘中10 d后發(fā)現,芘-1-硫酸鹽是其主要的Ⅱ相PAHm。Giessing[44]和 J?rgensen[45]先后對沙蠶N.diversicolor和N.virens體內1-羥基芘第二階段PAHm進行了研究,還發(fā)現了第二階段的終產物除包括芘-1-葡萄糖醛酸苷、芘-1-葡萄糖苷外,還有芘-1-硫酸鹽存在 (圖4),但與其他已經過鑒定的Ⅱ相 PAHm相比,硫酸鹽PAHm一般較少[44-45,53,55]。相比之下,芘-1-葡萄糖醛酸苷是其主要的Ⅱ相PAHm。

圖4 芘在綠沙蠶體內的生物轉化途徑[45]Fig.4 Proposed biotransformation pathway of pyrene in Nereis virens[45]

3 問題與展望

3.1 毒性響應方面

(1)關于多毛類動物對PAHs的毒性響應研究主要集中在單一的PAHs化合物上,而在實際海洋環(huán)境中,PAHs多以復合物形式存在。Chen等[25]、Won等[31]、孫福紅等[36]進行了多毛類動物對石油烴的毒性響應研究,這對探究多毛類動物對復合PAHs污染物的毒性響應有一定參考意義,但石油烴中除包括多環(huán)芳烴等主要有機化合物外,還包括少量其他有機物,如硫化物、氮化物、環(huán)烷酸類等,這不利于精確評價多毛類動物對復合PAHs污染物的毒性響應。因此,今后應加強多毛類動物對復合PAHs污染物的毒性響應研究,這將有助于利用多毛類動物自身的特殊生態(tài)屬性對海洋環(huán)境中PAHs進行精確地監(jiān)測。

(2)關于多毛類動物對PAHs的毒性響應研究大多采用短期暴露方式,且設置的污染物濃度多高于其在實際環(huán)境中的含量,這忽略了污染物低劑量長期暴露作用。目前污染物低劑量長期暴露的研究尚不多見,對此忽略將導致海洋環(huán)境污染風險監(jiān)測與評價方法體系存在重大缺陷。因此,今后應開展污染物低劑量長期暴露試驗。

(3)目前尚未有研究發(fā)現,多毛類動物體內含有AHR同源物,多毛類動物對PAHs的毒性響應機制研究仍停留在猜測階段,對此方面的研究可作為今后重要研究方向之一。

3.2 代謝方面

(1)在探究多毛類動物對PAHs的代謝過程中,大多數研究以芘作為PAHs的代表物,由于芘具有緊湊的分子結構,不易被氧化,在生物體內第一階段代謝過程中未形成環(huán)氧化物,所以可能忽視了諸如NAT、MT等轉移酶在第二階代謝過程中的重要性。因此,今后應增加其他PAHs化合物的研究,從而完善多毛類動物對PAHs的代謝研究。

(2)關于多毛類動物對PAHs的第二階段代謝過程研究相對于第一階段較少,并且有較少可靠數據表明,多毛類動物對PAHs的第二階段代謝過程類似于脊椎動物同期。早期有關研究表明,多毛類動物的第二階段代謝過程甚至與其相近物種不同,而關于多毛類動物對PAHs的代謝機制研究仍集中在少數多毛類物種上。因此,在今后的研究中應增加其他多毛類物種,以加強多毛類動物對PAHs的第二階段代謝過程研究,這對完善多毛類動物對PAHs的代謝機制研究起著至關重要的作用。

[1] Haritash A K,Kaushik C P.Biodegradation aspects of polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs):a review[J].Journal of Hazardous Materials,2009,169(1-3):1-15.

[2] 張晶,林先貴,曾軍,等.植物混種原位修復多環(huán)芳烴污染農田土壤[J].環(huán)境工程學報,2012,6(1):341-346.

[3] Chen Yuyun,Zhu Lihong,Zhou Rongbing.Characterization and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon in surface water and sediment from Qiantang River,China[J].Journal of Hazardous Materials,2007,141(1):148-155.

[4] Xu Fuliu,Wu Wenjing,Wang Junjun,et al.Residual levels and health risk of polycyclic aromatic hydrocarbons in freshwater fishes from Lake Small Bai-Yang-Dian,Northern China[J].Ecological Modelling,2011,222(2):275-286.

[5] Bandowe B A M,Bigalke M,Boamah L,et al.Polycyclic aromatic compounds(PAHs and oxygenated PAHs)and trace metals in fish species from Ghana(West Africa):bioaccumulation and health risk assessment[J].Environment International,2014,65(2): 135-146.

[6] 梁慧姣,劉小龍,白莉,等.多環(huán)芳烴在水生環(huán)境食物鏈中的研究進展[J].安徽農業(yè)科學,2014,42(29):10261-10265.

[7] Darnerud P O,Atuma S,Aune M,et al.Dietary intake estimations of organohalogen contaminants(dioxins,PCB,PBDE and chlorinated pesticides,e.g.DDT)based on Swedish market basket data [J].Food and Chemical Toxicology,2006,44(9):1597-1606.

[8] 杜永芬,徐奎棟,孟昭翠,等.南海小型底棲動物生態(tài)學的初步研究[J].海洋與湖沼,2010,41(2):199-207.

[9] Matozzo V,Gagné F,Marin M G,et al.Vitellogenin as a biomarkerof exposure to estrogenic compounds in aquatic invertebrates:a review[J].Environment International,2008,34(4):531-545.

[10] Amiard J C,Geffard A,Amiard-Triquet C,et al.Relationship between the lability of sediment-bound metals(Cd,Cu,Zn)and their bioaccumulation in benthic invertebrates[J].Estuarine, Coastal and Shelf Science,2007,72(3):511-521.

[11] ?？∠?蔣玫,李磊,等.灘涂貝類養(yǎng)殖區(qū)底質硫化物的去除及修復[J].農業(yè)環(huán)境科學學報,2013,32(7):1467-1472.

[12] Tian Yulu,Liu Hongjun,Wang Qixiang,et al.Acute and chronic toxic effects of Pb2+on polychaete Perinereis aibuhitensis:morphological changes and responses of the antioxidant system[J].Journal of Environmental Sciences,2014,26(8):1681-1688.

[13] J?rgensen A,Giessing A M B,Rasmussen L J,et al.Biotransformation of polycyclic aromatic hydrocarbons in marine polychaetes [J].Marine Environmental Research,2008,65(2):171-186.

[14] Goldstone J V,McArthur A G,Kubota A,et al.Identification and developmental expression of the full complement of cytochrome P450 genes in zebrafish[J].BMC Genomics,2010,11:643.

[15] Kirischian N,McArthur A G,Jesuthasan C,et al.Phylogenetic and functional analysis of the vertebrate cytochrome P450 2 family [J].Journal of Molecular Evolution,2011,72(1):56-71.

[16] Uno T,Ishizuka M,Itakura T.Cytochrome P450(CYP)in fish [J].Environmental Toxicology and Pharmacology,2012,34(1): 1-13.

[17] Negishi M,Iwasaki M,Juvonen R O,et al.Structural flexibility and functional versatility of cytochrome P450 and rapid evolution [J].Mutation Research/fundamental and Molecular Mechanisms of Mutagenesis,1996,350(1):43-50.

[18] Nelson D R.Progress in tracing the evolutionary paths of cytochrome P450[J].Biochimica et Biophysica Acta(BBA)-Proteins and Proteomics,2011,1814(1):14-18.

[19] Wu Yuqiong,Wang Chongqang,Wang Yun,et al.Antioxidant responses to benzo[a]pyrene,tributyltin and their mixture in the spleen of Sebasticus marmoratus[J].Journal of Environmental Sciences,2007,19(9):1129-1135.

[20] 張景飛,王曉蓉.2,4-二氯苯酚低濃度長期暴露對鯽魚肝臟抗氧化系統的影響[J].環(huán)境科學,2003,24(5):136-140.

[21] McElroy A E.Polycyclic aromatic hydrocarbon metabolism in the polychaete Nereis virens[J].Aquatic Toxicology,1990,18(1): 35-50.

[22] Lee R F,Singer S C.Detoxifying enzymes system in marine polychaetes:increases in activity after exposure to aromatic hydrocarbons[J].Rapp P-v Reun Cons Int Explor Mer,1980,179:29-32.

[23] Forbes V E,Forbes T L,Holmer M H.Inducible metabolism of fluoranthene by the opportunistic polychaete Capitella sp.Ⅰ[J]. Marine Ecology Progress Series,1996,132:63-70.

[24] Rewitz K F,Kjellerup C,Jorgensen A.Identification of two Nereis virens(Annelida:Polychaeta)cytochromes P450 and induction by xenobiotics[J].Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology&Pharmacology,2004,138(1):89-96.

[25] Chen Xue,Zhou Yibing,Yang Dazuo,et al.CYP4 mRNA expression in marine polychaete Perinereis aibuhitensis in response to petroleum hydrocarbon and deltamethrin[J].Marine Pollution Bulletin,2012,64(9):1782-1788.

[26] 趙歡,趙新達,岳宗豪,等.苯并(a)芘對雙齒圍沙蠶抗氧化酶活性和細胞色素P450基因表達的影響[J].大連海洋大學學報,2014,29(4):342-346.

[27] J?rgensen A,Rasmussen L J,Andersen O.Characterisation of two novel CYP4 genes from the marine polychaete Nereis virens and their involvement in pyrene hydroxylase activity[J].Biochemical and Biophysical Research Communications,2005,336(3):890-897.

[28] 王振.多齒圍沙蠶(Periereis nuntia Savigy)對苯并(a)芘的毒性響應[D].汕頭:汕頭大學,2010.

[29] Zheng Senlin,Chen Bin,Qiu Xiaoyan,et al.Three novel cytochrome P450 genes identified in the marine polychaete Perinereis nuntia and their transcriptional response to xenobiotics[J].A-quatic Toxicology,2013,134-135:11-22.

[30] Li Bo,Bisgaard H C,Forbes V E.Identification and expression of two novel cytochrome P450 genes,belonging to CYP4 and a new CYP331 family,in the polychaete Capitella Capitata sp.I[J].Biochemical and Biophysical Research Communications,2004,325 (2):510-517.

[31] Won E J,Rhee J S,Shin K H,et al.Expression of three novel cytochrome P450(CYP)and antioxidative genes from the polychaete,Perinereis nuntia exposed to water accommodated fraction (WAF)of Iranian crude oil and benzo[a]pyrene[J].Marine Environmental Research,2013,90:75-84.

[32] Catalano B,Moltedo G,Martuccio G,et al.Can Hediste diversicolor (Nereidae,Polychaete)be considered a good candidate in evaluating PAH contamination?A multimarker approach[J].Chemosphere,2012,86(9):875-882.

[33] Bouraoui Z,Banni M,Ghedira J,et al.Evaluation of enzymatic biomarkers and lipoperoxidation level in Hediste diversicolor exposed to copper and benzo[a]pyrene[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2009,72(7):1893-1898.

[34] Banni M,Bouraoui Z,Clerandeau C,et al.Mixture toxicity assessment of cadmium and benzo[a]pyrene in the sea worm Hediste diversicolor[J].Chemosphere,2009,77(7):902-906.

[35] Pérez E,Blasco J,Solé M.Biomarker responses to pollution in two invertebrate species:Scrobicularia plana and Nereis diversicolor from the Cádiz bay(SW Spain)[J].Marine Environmental Research,2004,58(2-5):275-279.

[36] 孫福紅,周啟星,張倩如.石油烴、Cu2+對沙蠶的毒性效應及對其抗氧化酶系統的影響[J].環(huán)境科學,2006,27(7):1415-1419.

[37] 王麗麗,王軼男,宋瑩瑩,等.鎘、苯并(a)芘脅迫對雙齒圍沙蠶SOD、CAT活性及MDA含量的影響[J].海洋環(huán)境科學, 2015,34(1):17-22.

[38] Rhee J S,Won E J,Kim R O,et al.The polychaete,Perinereis nuntia ESTs and its use to uncover potential biomarker genes for molecular ecotoxicological studies[J].Environmental Research, 2012,112:48-57.

[39] Mandal P K.Dioxin:a review of its environmental effects and its aryl hydrocarbon receptor biology[J].Journal of ComparativePhysiology B,2005,175(4):221-230.

[40] Zhou Hailong,Zhang Linbao,Liao Chunyang,et al.Advances on toxicological mechanism of AhR pathway and early biomonitoring of persistent organic pollutants(POPs)in aquatic animals[J].A-sian Journal of Ecotoxicology,2010,5(1):9-17.

[41] Du Junqiao,Liao Chenghong,Zhou Hailong,et al.Gene cloning and expression analysis of AhR and CYP4 from Pinctada martensii after exposed to pyrene[J].Ecotoxicology,2015,24(7-8): 1574-1582.

[42] Mimura J,Fujiikuriyama Y.Functional role of AhR in the expression of toxic effects by TCDD[J].Biochimica et Biophysica Acta, 2003,1619(3):263-268.

[43] Yuan Lilai,Lv Biping,Zha Jinmiao,et al.Basal and benzo[a]pyrene-induced expression profile of phaseⅠand II enzymes and ABC transporter mRNA in the early life stage of Chinese rare minnows(Gobiocypris rarus)[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2014,106:86-94.

[44] Giessing A M B,Mayer L M,Forbes T L.1-hydroxypyrene glucuronide as the major aqueous pyrene metabolite in tissue and gut fluid from the marine deposit-feeding polychaete Nereis diversicolor[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2003,22(5): 1107-1114.

[45] J?rgensen A,Giessing A M B,Rasmussen L J,et al.Biotransformation of the polycyclic aromatic hydrocarbon pyrene in the marine polychaete Nereis virens[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2005,24(11):2796-2805.

[46] Shimada T.Xenobiotic-metabolizing enzymes involved in activation and detoxification of carcinogenic polycyclic aromatic hydrocarbons[J].Drug Metabolism&Pharmacokinetics,2006,21 (21):257-276.

[47] Palmqvist A,Selck H,Rasmussen L J,et al.Biotransformation and genotoxicity of fluoranthene in the deposit-feeding polychaete Capitella sp.I[J].Environmental Toxicology and Chemistry, 2003,22(12):2977-2985.

[48] Bach L,Palmqvist A,Rasmussen L J,et al.Differences in PAH tolerance between Capitella species:underlying biochemical mechanisms[J].Aquatic Toxicology,2005,74(4):307-319.

[49] Rust A J,Burgess R M,Brownawell B J,et al.Relationship between metabolism and bioaccumulation of benzo[a]pyrene in benthic invertebrates[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2004,23(11):2587-2593.

[50] McElroy A,Leitch K,Fay A.A survey of in vivo benzo[a]pyrene metabolism in small benthic marine invertebrates[J].Marine Environmental Research,2000,50(1-5):33-38.

[51] Driscoll S K,McElroy A E.Bioaccumulation and metabolism of benzo[a]pyrene in three species of polychaete worms[J].Environmental Toxicology and Chemistry,1996,15(8):1401-1410.

[52] Forbes V E,Andreassen M S H,Christensen L.Metabolism of the polycyclic aromatic hydrocarbon fluoranthene by the polychaete Capitella capitata species I[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2001,20(5):1012-1021.

[53] Giessing A M B,Lund T.Identification of 1-hydroxypyrene glucuronide in tissue of marine polychaete Nereis diversicolor by liquid chromatography/ion trap multiple mass spectrometry[J]. Rapid Communications in Mass Spectrometry,2002,16(16): 1521-1525.

[54] Simpson C D,Cullen W R,He T Y T,et al.Metabolism of pyrene by two clam species,Mya arenaria and Protothaca staminea[J]. Chemosphere,2002,49(3):315-322.

[55] Fillmann G,Watson G M,Howsam M,et al.Urinary PAH metabolites as biomarkers of exposure in aquatic environments[J].Environmental Science&Technology,2004,38(9):2649-2656.

Toxicity and metabolism of polycyclic aromatic hydrocarbons in polychaetes:a review

CAI Fu-cai,LI Yan-nan,ZHAO Huan,YANG Da-zuo,CHEN Xue,ZHOU Yi-bing

(Key Laboratory of Marine Bio-resources Restoration and Habitat Reparation in Liaoning Province,Dalian Ocean University,Dalian 116023,China)

Polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)endanger the health of human beings through the food chain due to accumulation in aquatic organisms.Some polychaetes have been known to accumulate and metabolise certain PAHs.The activity and gene expression level of metabolic enzymes and antioxidant enzymes in polychaetes have been reported as a good indication in PAHs monitoring in water.However,the metabolic mechanism in polychaetes is still unclear.The toxicity and metabolism of PAHs in polychaetes are summarized in the current paper,and the metabolism of PAHs in marine polychaetes was found to be similar to that in vertebrates,which includes two phases.In phase I,cytochrome P450 enzymes play an important role and uridine diphosphoglucuronyl transferase and sulfotransferase enzymes are considered to be the main enzymes in phaseⅡin polychaetes.Since there are some problems in the current research,the toxic effect of compound PAHs and low doses of PAHs in long exposure in polychaetes should be further investigated,especially the metabolism of different PAHs in polychaetes.

polychaete;polycyclic aromatic hydrocarbon;toxic effect;metabolism

X174

A

10.16535/j.cnki.dlhyxb.2017.01.020

2095-1388(2017)01-0119-08

2016-08-09

蓬萊19-3油田溢油事故海洋生態(tài)修復技術研究項目 (201005018);國家自然科學基金資助項目 (41306138);國家海洋公益性行業(yè)科研專項 (201305002,201305043)

蔡富才 (1991—),男,碩士研究生。E-mail:caifucai520@126.com

周一兵 (1957—),男,教授。E-mail:ybzhou@dlou.edu.cn