多卤代芳烃的免疫毒性研究进展.doc

多卤代芳烃的免疫毒性研究进展.doc 多卤代芳烃的免疫毒性研究进展 摘要 多卤代芳烃化合物可作用于免疫系统的各方面从而引起免疫功能失调，在实验动物、野生动物及人类的研究中均 表 关于同志近三年现实表现材料材料类招标技术评分表图表与交易pdf视力表打印pdf用图表说话 pdf 现了不同的免疫毒性作用。由于多卤代芳烃在环境中的广泛存在及稳定性，其对动物及人的免疫毒性是目前研究的主要方面。本文对近年有关多卤代芳烃的免疫毒性的研究进展作一综述。 关键词 多卤代芳烃 免疫毒性 多卤代芳烃化合物(PHAHs)，包括多氯联苯(PCBs)，多氯苯并二恶英(PCDDs)，多氯二苯并呋喃(PCDFs)和2,3,7,8-四氯苯并二恶英(TCDD)等。由于性质稳定，PHAHs被广泛应用于工业部门及农药等生产中，是在环境中广泛存在的污染物。PHAHs对实验动物可引起致畸致突致变致癌毒性，是公认的人类可能致癌物，并有肝毒性、免疫毒性、发育毒性、甲状腺毒性、生殖毒性、酶及卟啉诱生等多种毒性作用。由于PHAHs性质稳定，不易分解，可在环境中长期存在，并可通过食物链进行富集，且可通过乳汁引起婴幼儿的超常量蓄积，故其对人体健康的影响值得关注[1-4]。对其免疫毒性的研究是目前研究的重点，本文对近年来PHAHs免疫毒性研究的新进展作一综述。 一、PHAHs对实验动物的免疫毒性研究 PHAHs对动物的免疫毒性，包括免疫抑制及免疫增强两种效应，且多以前者为主。两种免疫毒性均具年龄关系，在各种实验动物中，出生前受PHAHs作用产生的免疫毒性比成年后接受同剂量的PHAHs免疫毒性强。PHAHs可作用于免疫系统的各个方面，具有不同的毒性表现形式。主要表现为: 1.免疫抑制作用 (1)免疫系统的组织学改变:胸腺萎缩是PHAHs免疫抑制作用的特征性改变之一，胸腺萎缩的基本组织学改变是皮层淋巴细胞死亡和枯竭。胸腺萎缩是由Ah受体介导的毒性作用，其主要作用部位在胸腺上皮及基质，由于Ah受体活性在不同种属动物中的差异导致了胸腺萎缩程度及细微形态上的差异[2,4]。除胸腺细胞死亡外，Mcconkdy等人观察到体内TCDD可直接作用于胸腺从而引起胸腺细胞凋亡[3]，表明胸腺功能或胸腺前体细胞功能受损，出生前接触比成年期接触更为明显，除胸腺外，其他免疫器官如脾和淋巴结也可萎缩，伴淋巴细胞的减少和生发中心的减少，淋巴细胞功能受损[5]。 (2)细胞免疫的改变:PHAHs对细胞介导的免疫反应的抑制有剂量-反应关系。PHAHs对迟发性超敏反应的抑制是细胞免疫抑制的特征改变。Gehrs等对F344大鼠进行了免疫系统发育毒性的研 究，结果表明产前的TCDD暴露而引起的免疫毒性效应可持续至成年期，其中对牛血清蛋白的迟发性超敏反应的抑制可作为大鼠对TCDD介导的免疫毒性的生物标记物。同时，CD3+/CD4-CD8-细胞百分比下降及CD3+/CD4-CD8-细胞百分比增高在孕鼠及其后代3周内均可测出，是一敏感的指标，表明TCDD对大鼠免疫系统成熟有影响，可作用于未成熟及成熟的CD3+细胞[5]。Tryphonas等利用恒河猴进行实验，给予5组雌恒河猴口服PCB(Aroclorl254)0,5,40,80μg/kg体重/天，经23-55个月的染毒，结果显示在最低剂量组对绵羊红细胞的IgM和IgG抗体反应明显降低，在高剂量组T细胞亚群发生改变，Ts/Tc(CD8)细胞减少，TH/诱导细胞(CD4)细胞增加，CD4/CD8比例升高，对总淋巴细胞或总血清IgG,IgM,IgA水平无影响[6]。De sg/kg体重时即有明显升高[9]。Loo等发现PCB处理后的恒河猴在最高剂量组NK细胞活性升高，血清总补体活性(CH50)增加，在全实验过程中测量的血清皮质类固醇水平在PCB处理后未受影响[10]。 2.免疫增强作用 HCB(六氯苯)对大鼠有特殊的免疫增强作用，对小鼠则表现为免疫抑制作用。主要的免疫增强毒性表现为脾、淋巴等免疫器官重量增加，生发中心和淋巴细胞增加，细胞免疫中的迟发型超敏反应增强，抗体IgM生成增加，抗体介导的免疫反应增强，肺NK细胞活性下降[11,]。近期的研究表明HCB对大鼠的免疫刺激作用与其引发的自身免疫反应有关。Van loveren等将Le收集与整理，。刺激B细胞亚群引起这些自身抗体IgM的分泌增加，从而产生自身抗体，导致各种自身免疫疾病的产生[]。可见HCB不仅有一般的免疫抑制毒性，其免疫增强毒性对实验动物自身免疫疾病的发生有重要影响。 二、PHAHs对野生动物的免疫毒性 在自然中，PHAHs多以微量或限量的形式存在，并可通过食物链进行富集，故在食物链的较高级生物中PHAHs的蓄积量较高。对野生生物体内PHAHs的免疫研究以水生哺乳动物及以食鱼及水生生物的水鸟为主要研究对象，对PHAHs的免疫毒性的关注起于对较大规模的水生哺乳动物及鸟类死亡事件而引起的。如1988年的欧洲引起20.000头海港海豹和几百头褐海豹死亡的瘟疫及1990,1991年地中海的海豚禽麻疹病毒流行病。Lahvis等人对美国佛罗里达西海岸的杯鼻海豚样本检测发现，淋巴细胞对T依赖性抗原增殖反应的降低与血清PCB及DDT浓度有正相关关系[8]。Anguilar等人对地中海海豚的禽麻疹病毒瘟疫中的流行病学研究中发现死亡的条纹海豹其体内PCB的含量比幸存者要高得多[13]。同样，1988年欧洲 海岸海豹的大批死亡与PHOCA温热病毒(PVC-1)的感染有关，而在死亡的海豹体内也发现了比幸存海豹高得多的有机氯含量[14]。Ross等人对海岸海豹进行了半现场研究。他们首先证实通常的免疫功能检验可以成功地运用于海豹的研究，并得到了相关的生物资料[20]。接着对海豹进行了捕获后喂养研究，以利于控制可影响免疫功能的各种外来影响。从一个相对污染低的区域捕获的海豹在喂养试验前有一年的适应期。结果表明经4,6月喂养后，海豹外周单核细胞对抗YAC-1肿瘤的自然细胞毒性下降，病毒特异的免疫反应受损，如刀豆素A，植物血球凝集素(PHA)和美洲商陆抗原(P)等介导的T淋巴细胞增殖反应在喂养6,10月后下降，而脂多糖(LPS)介导的反应未受影响，混合淋巴细胞反应(MLR)受损，迟发型超敏反应(DTH)亦受损， 表明受试动物的免疫系统对外来物的防御反应已受损[3,4]。为确定在海豹禁食期间体内脂肪化合物的变化是否会对海豹造成附加的免疫毒性，Ross等人还进行了15天的禁食试验，结果表明，尽管PCBs、DDT及其他污染物的血清浓度有显著的波动，并未检测到污染物介导的免疫功能的改变。可与Ah结合的PHAHs的血清浓度大多保持相对不变，提示慢性暴露于环境中的PHAHs可导致免疫功能损害，而相对短时间的禁食并不会加重这一损害。可见，PHAHs对野生动物的免疫系统有很大的影响。尤其对新生动物的免疫毒性更大，可引起宿主抵抗力下降，传染病的发生率及严重程度均可上升[4]。 三、PHAHs对人的免疫毒性 人处于食物链的最高一级。PHAHs的蓄积作用较为明显。由于PHAHs可通过乳汁转移，故其对婴幼儿的体内蓄积有重要影响。Schecter等估计美国普通人群中PCB样二恶英类化合物的蓄积量为8,17ngTCDD当量/每公斤脂肪重量，故二恶英类化合物在各组织的平均背景蓄积量为36,58ngTCDD当量/每公斤脂肪重量，平均母乳喂养的婴儿在生后第一年可摄入35,53pgTCDD毒性当量/kg体重/天[15]。早期的研究表明PHAHs对人体免疫系统有损伤作用。分泌，有剂量反应关系，且人扁桃体淋巴细胞的抑制反应表现比TCDD诱生EROD的剂量还低，表明人扁桃体淋巴细胞是对TCDD毒性作用的敏感指标[16]。Femolf等的研究表明人在暴露于PCB和多溴联苯醚(PBDE)后，细胞分裂剂诱导的淋巴细胞增殖反应或免疫球蛋白的合成在细胞内PCB或PBDE浓度达到10,5M时增多未受影响，故认为人外周淋巴细胞的部分功能如增殖反应及免疫球蛋白合成反应不是对PCB及PBDE敏感的指标[17]。Zober在职业暴露人群中的研究表明在体内PHAHs负荷为72ngTCDD当量/kg体重时未见淋巴细胞亚群的改变[25]。但对既往有大量二恶英暴露史人 群的流行病学研究中发现暴露者肠道感染，上呼吸道感染及霉菌感 染的发病率与油症病的严重程度和血清TCDD浓度成正相关[18]。 在大鼠的研究中发现可抑制大鼠对绵羊红细胞抗体反应的剂量并不 一定伴随淋巴细胞亚群的改变[19]。所以当免疫系统的功能已有改 变时淋巴细胞亚群可以并无改变，不能仅以淋巴细胞亚群的改变作 为显示免疫系统功能的唯一指标。在某些人群，如工业化国家的渔 民及加拿大北部的因纽特土族居民中已发现每日摄入高剂量的 PHAHs的人群，在后者中的母乳喂养婴儿发生传染病的频率与摄入 的PCB的含量的正相关关系已初步证实。从以上研究可推测人体免 疫系统是对PHAHs敏感的，PHAHs对人的免疫系统毒性作用以目 前的知识尚不能明确确定，需进行进一步的研究。 7-669 11 Van Loveren H et al.Toxical Appt.Pharmacol 1990:102:21-33 Schilen P et al.Toxical Appl,Phamacol.1990:2:233-243 13 Anguilar A et al.Sci.Total Environ,1994:154:237-247 14 Hall AJ et al.Sci Total Environ,1992:115:145-154 15 Schecter A et al.Environ Health Perspect.1994:102(suppll159-171) 16 ed,1994:51:479-486