水环境毒理学.ppt

,Click to edit Master text styles,Second level,Third level,Fourth level,Fifth level,*,Click to edit Master title style,LOGO,Click to edit Master text styles,Second level,Third level,Fourth level,Fifth level,Click to edit Master title style,*,主要内容,水环境分子生物标志物,1,2,水体农药类内分泌干扰物,3,分子生物标志物,在监测,水体重金属中的应用,1.,水环境分子生物标志物,水 生生物与其生存环境构成相互依赖、相互影响的动态系统,水体污染对水生生物产生威胁,同时生物也会做出相应的反应和变化。因此水生生物反应和变化可作为水环境评价的良好指标。目前广泛使用的污染指示生物有藻类、藤壶、浮游生物、软体动物、甲壳类、贻贝、牡蛎等,以及各种鱼类,特别是各种底栖鱼类,如,:,牙鲆、蝶类。,近年来,细胞或分子水平上的生物标志物作为污染物暴露和毒性效应的早期预警指标受到广泛关注,并已成为国内外生态毒理学研究的热点之一,由于其具有特异性、预警性和广泛性等特点,在水环境生态风险评价中的应用日益广泛。国际毒理界对引起生物系统损伤的估算,包括污染物暴露、敏感性等生物标志物的研究极为重视,1.,水环境分子生物标志物,抗氧化酶用作生物标志物,抗氧化酶在参与活性氧的清除及机体的保护性防御反应中发挥巨大作用。超氧化物歧化酶,(SOD),是最先与活性氧自由基作用的酶,它可将超氧阴离子,(O,2,-,),分解为,H,2,O,2,和,O,2,过氧化氢酶,(CAT),又可继续分解,H,2,O,2,从而降低体内,H2O2,的浓度。除过氧化氢酶外,谷胱甘肽过氧化物酶,(GPx),也可利用,H,2,O,2,将还原型谷胱甘肽,(GSH),氧化生成氧化型谷胱甘肽,(GSSG),。谷胱甘肽硫转移酶,(GST),作为第二阶段解毒酶,可催化污染物与,GSH,结合,生成极性小分子物质,从而减轻其毒性。,生物体的抗氧化酶对污染物胁迫相当敏感,其活性变化可为污染物胁迫下的机体氧化应激提供敏感信息,因此,抗氧化酶被用作指示环境污染的早期预警,从而成为分子生态毒理学生物标志物研究的热点之一。,有机污染物如,2O#,柴油和,2,4-,二氯苯酚,(2,4-DCP),在较低浓度下便可引起机体的氧化应激和氧化损伤,13,SOD,、,GST,和,GSH,等对,2,种污染物的响应都很敏感,柴油和,2,4-,二氯苯酚在国家现行渔业用水标准以下,(0.005 mg/L),都能引起抗氧化酶活性。研究发现,Cu,在低于我国现行渔业水质标准,(0.01 mg/L),时,能对,GST,产生显著诱导,表明,GST,对,Cu,反应敏感,有潜力成为指示,Cu,污染的生物标志物。,1.,水环境分子生物标志物,其他酶蛋白作为分子标志物的研究,1,.,乙酰胆碱酯酶,(AchE),乙酰胆碱酯酶是一个经典的毒理指标,20,世纪,50,年代末,Weiss,就提出对自然水环境中极低浓度的有机磷杀虫剂,可用鱼脑或无脊椎动物的,AchE,活力受抑制程度来检测,这个方法随即为许多学者接受,在国内曾有这方面报道。现在一般已确认,20%,以上的,AchE,被抑制证明暴露作用的存在,50%,以上的,AchE,抑制表明对生物的生存有危害,这对检测非急性毒性极为有用。多年来,这项指标一直作为神经传导抑制剂的特异性生物标志物。最近报道表明这项生化指标也可指示单一重金属离子污染的存在和监测流动水体中有机农药含量及危害性。,1.,水环境分子生物标志物,2.,腺苷三磷酸酶,(ATPase),ATPase,是生物体内重要的酶,存在于所有的细胞中,包括多种由不同离子活化及存在于不同细胞结构中的,ATPase,在细胞的供能活动如离子平衡中起着重要作用。研究氯代烃农药的作用机制时,人们发现,DDT,对,Na,、,K-ATPase,、,Mg-ATPase,有抑制作用,并对多种污染物与生物体,ATPase,的关系作了更广泛的研究。已发现多种水生生物包括鱼、虾、乌贼、水生昆虫以及鱼的多种组织,如鳃、肾、脑的多种,ATPase,对不同的污染物均有反应,如有机氯农药、增塑剂、多氯联苯、金属离子、炼油废水等。尽管对不同生物、不同组织作用程度有差异,这可能是由于各种生物、各种器官的敏感性不同所致,但这种作用的存在是毫无疑问的。无论是离体实验或活体暴露,都表明有一定的剂量,/,效应关系存在,有的还具有典型的毒性效应曲线。酶实验与生物体功能损伤的相关研究已进行了近,30,年,由于多种类型的水污染物对,ATPase,有抑制作用,至今仍是一项评价污染压力的参数。,1.,水环境分子生物标志物,3.,鱼血清酶,在临床医学上,测定血液中组织专一性的酶,是常用于诊断特定组织或器官损伤的方法。在水生态毒理学研究中,这些方法也被用于判断污染物的作用靶位,如用转氨酶、脱氢酶,(LDH),来反映水污染物对鱼肝的损伤,;,山梨醇脱氢酶仅存在于肝脏,因而血中的山梨醇脱氢酶也被用于指示某些化学物对肝脏的亚致死作用,;,碱性磷酸酶由于对金属盐敏感也被用作中毒指标。虽然这些酶不是污染物的直接作用靶位,但由于能反映一般毒物所引起的专一性的器官损伤,因而得到较为广泛的应用。,Folmar,提出,利用一系列鱼血清中非专一性的生化指标包括酶、电解质和激素等可很好地指示化学污染物慢性暴露的影响。,4.,蛋白磷酸酶蛋,白磷酸酶广泛存在于细胞中,对任何一种蛋白进行催化脱磷酸化作用。蛋白磷酸化与脱磷酸化是细胞内无所不在的反应,正是这两种反应的特定平衡协调着细胞内许多生化反应过程。若这两种反应中的任意一种改变了其活性,则由之而来的将是细胞内一系列生化反应的紊乱,包括肿瘤形成过程的促进。,1.,水环境分子生物标志物,5.,混合多功能氧化酶,(MFO),有 机体的非生物物质的转化包括,2,个阶段,:,第一阶段,亲脂性底物被细胞色素,P450,依赖性的混合功能氧化酶,(Mixed function oxidase,简称,MFO),代谢,将氧引入底物分子,;,第二阶段,内源性分子如葡萄糖醛酸、硫酸盐、谷胱甘肽等与被氧化的非生物物质结合,形成低毒而且易于排出的产物。这是非生物物质代谢的一般方式。生物体内解毒系统一个重要的特征是参与许多关键性解毒反应的酶是可通过暴露而诱导的,而许多环境污染物都是诱导物。因此,检测这种诱导作用,并用作指标来反映污染物暴露对生物的影响就成了分子生态毒理学研究的一个重要方面。,酶的催化活力是证明,MFO,诱导作用存在最早和最常用的方法。在正常鱼中,由于,EROD,和,AHH,活力很低,有时无法测出,因此,检测,EROD,和,AHH,催化活力是确定鱼中诱导反应的最灵敏的方法。对胚胎进行诱导剂微量注射可看到孵化后鱼苗中肝,EROD,的诱导。用酶活力测定证明诱导作用存在,其方法较为成熟,但是酶活性的表达需要酶蛋白的一定结构的维持及辅因子的存在。由于野外条件的限制,诱导剂和内源性物质的存在,这些都会影响酶活性的表达,而且当样品量较少时,(,如鱼卵、鱼苗,),酶活性测定较为困难。,1.,水环境分子生物标志物,展望：,目前,水体污染的生态风险评价研究正朝着多重性和实际性的方向发展。在现阶段的研究中,国内研究者的工作多集中在单一化合物和单一暴露途径的风险问题,这与现实的水体的生态系统不符合。作为要被研究的水生生物,往往暴露于来自多重途径的多种化合物的综合影响。而现在的研究多注重室内暴露和效应的关系,尚未很好地同野外实际相结合,另外对于水体中污染物对水生生物的毒性机理研究还不够深入。,因此,水环境中分子标志物作为污染的早期预警的研究要重点放在,:,多种因子的综合污染研究,;,生物标志物在野外水体的真实环境的早期诊断和生态风险评价的应用研究,;,污染物对分子标志致毒机理的深入研究。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,重金属具有亲脂性、高富集性和难降解性，进入水体后容易在水生生物体内积累，并随着生物营养级的升高而增大，增加重金属的潜在危害；水体中的重金属还能对生物产生显著毒性作用。,采用生物标志物作为敏感的生物效应“早期预警”工具，在环境质量评估中具有非常重要的意义。,Goksoyr,等提出：生物标志物是生物体暴露于亚致死剂量的有毒化合物时，在分子、细胞等水平上发生异常变化的信号指标。如果这些异常变化先于严重的结构损伤，标志物就有助于确定生物体所处的污染状态及其潜在危害，为严重毒性伤害提供早期警报。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,1.,乙酰胆碱酯酶（,AChE,acetylcholinesterase,）,乙酰胆碱酯酶,(AChE),是一个经典的毒理指标。而选用,AChE,指示重金属离子污染的研究目前只有少量报道。,AChE,的活性中心由酯解部位、阴离子部位和疏水性区域,3,个主要区域组成，其中酯解部位含有丝氨酸和组氨酸。有研究表明，重金属暴露引起有机体,AChE,活性降低的一个原因就是重金属共价结合乙酰胆碱酯酶活性位点的丝氨酸，直接导致酶的活性丧失，另一方面可能是由于酶中大量巯基与重金属结合引起空间构想变化，从而间接引起酶活性降低。,现有的研究结果表明，重金属会抑制暴露有机体的,AChE,活性，但多数是在水体重金属浓度较高或者长期暴露下才会产生，低浓度重金属或短期暴露条件对,AChE,活性的抑制不明显。与其它标志物（如金属硫蛋白）相比，,AChE,在敏感性和专一性方面均有差距，多种重金属对,AChE,联合毒性效应是今后的研究方向,。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,2.,抗氧化防御系统,抗氧化防御系统，又称活性氧（,ROS,）清除系统，是一类分子生态毒理指标。抗氧化防御系统主要由抗氧化酶（如超氧化物歧化酶,SOD,、过氧化氢酶,CAT,、谷胱甘肽过氧化酶,GPX,等）和抗氧化非酶物质（如谷胱甘肽,GSH,、维生素,C,和维生素,E,等）组成。另外，脂质过氧化物、总氧自由基的清除能力、,DNA,的氧化和氧化还原状态等也可作为氧化损伤的生化指标。有研究表明，金属暴露可导致氧自由基或活性氧（,ROS,）产物的增加，从而引起抗氧化酶活力变化或非酶物质含量的变化，可作为监测重金属污染胁迫的指示指标，间接或直接反映环境中重金属污染的存在。,Van der Oost,等提出海洋生物体内的抗氧化防御系统可以作为监测海洋污染状况的生物标志物，现在抗氧化参数已开始应用到野外环境监测中。但是抗氧化防御酶的活性能够随季节而发生变化，还会对环境中其它污染物质（如多环芳烃等）产生响应，获得重金属胁迫与抗氧化酶活性改变之间的剂量,效应关系仍然比较困难，这些均限制了抗氧化防御酶在环境监测中的应用。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,3.,腺苷三磷酸酶,(ATPase),腺苷三磷酸酶,(ATPase),是生物体内重要的酶，几乎存在于所有生物的细胞膜上，负责细胞内外的离子转运与交换，在细胞的供能活动（如离子平衡等）中起着重要作用。已有较多研究表明，水生生物体内多种,ATPase,对重金属离子的暴露非常敏感。体外暴露，重金属能够降低,ATPase,活性，而体内暴露可能涉及各种补偿机制或稳态机制，影响较为复杂。生物体,Na/K ATPase,活性与重金属暴露浓度或体内重金属含量之间不仅具有良好的剂量,效应关系和时间,效应关系，而且还具有组织差异性。,另外，,Ca,2+,-ATPase,也能对水环境中重金属胁迫产生响应。不同金属离子对,Ca,2+,-ATPase,活性的抑制效应不同，,Hg,2+,和,Cu,2+,影响最显著，,Zn,2+,和,Cd,2+,次之。这种抑制效应差异可能是由于金属离子与酶上特定的巯基（,-SH,）亲和力不同所导致，,Hg,2+,(Cu,2+,),与,Zn,2+,(Cd,2+,),相比有较高的巯基亲和力，因此对酶的抑制效果显著。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,4.DNA,损伤,脱氧核糖核酸,(DNA),存在于所有活的有机体中，携带遗传信息。任何非程序的,DNA,分子结构改变都会导致严重的生物学上的突变。一些环境化学物质和物理因子被分类定为遗传毒性物质，这些物质能够损伤,DNA,分子结构，通常伴随着不利于生物完整性的影响。因此特殊类型的,DNA,结构损伤可以视为污染暴露的生物标志物,。,一些常见的由遗传毒物引起的,DNA,结构修饰总结见表,1.,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,另外，检测,DNA,结构损伤也是分子生物标志物的重要研究内容。,目前主要的检测手段有：,DNA,断链检测（彗星试验、碱性解链实验、非程序,DNA,合成试验）、微核试验,(PCE),、,DNA,加合物试验（,32P,后标记法）、,DNA,甲基化水平,等。,Garman,等将海胆胚胎分别暴露于,3,种重金属溶液,(As,5+,、,Ni,5+,、,Cr,6+,),中，,48 h,后，畸变和,DNA,蛋白质交联,(DPCs),率增加。,3,种重金属致畸的最低可观察效应浓度分别是,As,5+,(0.011 mgL,-1,),、,Ni5+(0.40 mgL,-1,),、,Cr,6+,(2.5 mgL,-1,),；导致,DPCs,反应的最低可观察浓度分别是,As,5+,(0.023 mgL,-1,),、,Ni,5+,(8.0 mgL,-1,),、,Cr,6+,(10.0 mgL,-1,),；海胆胚胎受金属暴露后,DPCs,水平均显著增加，其中,As,和,Ni,两种金属与,DPCs,之间存在剂量,效应关系。朱国念等发现混合重金离子的毒性作用会引发鲫鱼鳃和肝脏组织细胞,DNA,断裂，,DNA,修复过程中掺入大量标记过的,3H-,胸腺嘧啶核苷，浓度低时掺入量明显高于对照组，而高浓度时掺入量反而降低；肝脏,DNA,总甲基化水平升高也表明鱼组织细胞,DNA,的断裂。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,5.,金属硫蛋白,(Metallothioneine,，,MT),金属硫蛋白,(Metallothionein,，,MT),是一种富含金属,(Ag,、,Au,、,Bi,、,Cd,、,Hg,、,Zn,等,),和半胱氨酸的低分子质量的蛋白质，,MT,在体内被金属和其它因素诱导而合成，具有重要的生物学功能，如清除体内自由基、防止机体衰老；重金属调节和解毒功能；参与体内微量元素的代谢；增强机体对应激的适应能力等。,MT,分子中含有大量巯基,(-SH),，而巯基与金属离子具有很强的亲和力，因此,MT,分子对金属尤其是有毒的重金属如,Ag,、,Cd,、,Cu,、,Hg,和,Zn,等有很强的结合力。生物体调节必需金属元素已具有一定的,MT,基础水平，当周围环境中和生物体内的金属含量超过一定浓度时，才能诱导合成新的,MT,，且这种诱导水平与环境中的金属浓度有直接相关性。根据这一特性，有研究者提出利用水生生物,MT,水平作为水生生物受重金属胁迫的分子生态毒理学诊断指标，凭此进行水环境的监测、管理和保护。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,通过野外实验，发现生物体内,MT,水平对水环境中重金属具有指示作用。,Linde,等从污染区和对照区分别采集的生物样品中发现，污染区褐鳟鱼,(,Salmo trutta,),和欧洲鳗鲡,(,Anguilla anguilla,),肝脏,MT,含量均高于未污染区，并且两个区褐鳟鱼肝脏,MT,水平具有显著的统计学差异，从而提出褐鳟鱼肝脏,MT,适合作为指示重金属污染的生物标志。,但是，,MT,对重金属暴露的响应可能会受到多方面因素干扰。例如，生物体接触的金属浓度过高，暴露时间过长，金属结合蛋白的合成过程会被严重干扰。另外，,MT,在生物体内的诱导具有组织差异性，肝脏是,MT,合成的主要器官，诱导效果优于其它部位。,Lecoeur,等研究,Cd/Cu,暴露对双壳类斑马贻贝,(,Dreissena polymorpha,),的影响，发现该生物体的,MT,指标与,Cu,的相关性并不显著，认为测定的是生物全部组织样品，掩盖了特征器官的一些显著反应。除此之外，水体盐度、季节变化、生物种类等内外因素均可影响,MT,的含量，从而导致,MT,研究经常出现试验结果不一致性的情况，可见利用生物体内,MT,作为接触重金属污染的生物标志物仍需进行广泛而深入的研究。,2.,分子生物标志物,在监测水体重金属中的应用,（,1,）生物有个体差异和种间差异性。选择不同生物体内分子标志物监测水体重金属污染，发现同样暴露条件下的标志物变化规律并不相同，各实验室之间的数据无法横向比较，甚至得到相反的结论。为了监测规范化和监测结果的可重复性，离体生物标志物以及“标准化”生物标志物将会成为今后研究的热。,（,2,）生物标志物对重金属响应过程容易受到外界环境因素如温度、盐度、,pH,以及体内因素如年龄、性别等的影响。因此可考虑综合应用多种生物标志物诊断重金属对水生生态系统产生的影响。,（,3,）加强重金属对水生生物致毒机理方面的研究。水体中重金属可在生物体内积累并随着生物营养级的升高而放大，某些重金属还能在生物体内发生转化，毒性增强。研究重金属的致毒机理有助于解释生物体受重金属胁迫后体内各种标志物的变化规律，以便完整地评价重金属的生态风险性。,展望：,3.,水体农药类内分泌干扰物,1996,年,3,月,Colborn,等对人工合成化学品在环境和食品中的残留、积累以及对人类内分泌特别是生殖功能的干扰提出了警告,在世界范围内引起了对内分泌干扰物,(endocrine-disrupting chemicals,简称,EDCs),的高度重视和广泛的研究,.,近年来,环境内分泌干扰物对人类和野生生物的有害影响已成为了国际性的热点问题,.,美国国家环保局,(USEPA),在,1998,年,8,月公布了筛选出的内分泌干扰物,从,86000,种商用品和化学品中筛选出了,67,种,(,类,),危及人体和生物的“内分泌干扰物质”,.,这些化合物性质差异极大,既有难降解的二噁英、多氯联苯、有机氯农药、邻苯二甲酸酯,又有易分解的极性除草剂、杀虫剂,还有金属有机化合物、洗涤剂降解物等,.,其中,农药类有,44,种,(,包括,2,种代谢中间产物,),几乎占三分之二,这些农药被称为农药类内分泌干扰物,(endocrine disrupting pesti-cides)(,如表,1).,3.,水体农药类内分泌干扰物,3.,水体农药类内分泌干扰物,1,.,农药类内分泌干扰物的特点,1.1,性质特点,农药类内分泌干扰物一般具有亲脂性、化学性质稳定、不易被降解、易挥发和残留期长等特点,.,可通过生物富集和食物链的放大作用引起体内富集,.,进入机体以后,生物半衰期较长,可在机体内长期蓄积,难以生物降解,不易被排出甚至根本不被排出。,1.2,结构特点,农药类内分泌干扰物包括有机氯类,有机磷类,氨基甲酯类,除虫菊酯类,二硫代类,及其他不同类的农药,.,这些不同类的农药类内分泌干扰物虽然具有不同的化学结构,但具有相似的内分泌干扰功能。,3.,水体农药类内分泌干扰物,1.3,作用特点,由于农药类内分泌干扰物应用普遍,在环境中存在广泛,导致机体长期处于低剂量暴露中,.,尽管农药类内分泌干扰物与天然激素相比效应强度较低,但由于正在发育的机体内分泌系统尚缺乏反馈保护机制抑或因为幼体的激素受体分辨能力不如成体的那样高,使得孕期、幼年动物和人体对激素水平远较成体敏感,激素水平的微量改变即可影响动物终生,.,而且由于亲代的暴露,可通过不同方式导致子代早期产生不可逆的损害.即使暴露发生在胚胎前期、胎儿期、或新生儿期,有时直到后代成熟,甚至到中年期才能表现出明显的损害,由于其影响的迟发性而不易引起人们的注意.,2,.,水环境中的农药类内分泌干扰物的存在,随着人们对环境类内分泌干扰物的筛选和研究的深入,许多农药被归到内分泌干扰物类而受到环境科学界的广泛关注.目前,欧美一些国家针对农药类内分泌干扰物在地表水和地下水的污染,做了许多有益的探索.针对各国水域特点和常用农药种类提出了地表水和地下水农药优先检测目录.,3.,水体农药类内分泌干扰物,USEPA公布的水环境中的129种优先污染物,分别具有不同的分子结构和理化性质,并且它们在水环境中有着不同的迁移、转化和积累历程,其归宿也不一样.因此,就需要弄清优先污染物在水环境各要素(水、底泥、生物)中的分布和归宿,进而选定优先采样的环境要素,3.,水体农药类内分泌干扰物,水体中的农药主要来自农药废水和雨刷大气中漂浮的农药粒子,它们在水中的含量虽不高,但因其在水体中残留时间长、有蓄积性,可促进慢性中毒,造成致癌、致畸、致突变等生理毒害,因而农药对水环境的污染已有许多研究,但多停留在常规检测或水质标准规定的几种指标的研究上,.,表,3,列出了在亚洲一些地区水环境,(,河流、湖泊,),底泥中几种农药类内分泌干扰物水平,(ng/g(,干重,).,在中国,农药生产和使用量大,使用面广,水环境中优先控制污染物黑名单中包括的农药有,HCHs,、,DDT,、敌敌畏、乐果、对硫磷、甲基对硫磷、除草醚、敌百虫等,.,对农药在地表水和地下水中多残留污染方面的研究工作起步较晚,对水环境中农药类内分泌干扰物的研究也较少,.,表,3,亚洲一些地区水环境,(,河流、湖泊,),底泥中几种农药类内分泌干扰物的水平,(ng/g(,干重,),比较,3.,水体农药类内分泌干扰物,3,农药类内分泌干扰物对人和野生生物健康的影响及其机理,3.1,对野生生物以及人类健康的影响,农药类内分泌干扰物对人和野生生物健康的影响,不仅在实验室里已经被确认,而且从对被暴露在农药类内分泌干扰物之中的野生生物或人群的调查中也得到了证实,.,农药是人类故意释放到环境中的化学物质,直接或间接危及人类自身的健康和发展,.,生活在受农药污染区域的野生生物如无脊椎动物、爬虫类动物、鱼类、鸟类以及哺乳动物是非常脆弱的,.,3.,水体农药类内分泌干扰物,在鱼类方面,:,英国科学家在污水处理厂下游的泻湖内发现了生殖器畸形的斜齿鳊鱼甚至发现一些雄鳟鱼睾丸发育迟缓,体内含一定浓度的卵黄蛋白质,;,在我国湖北省受农药污染的“鸭儿湖”中也发现了“疯鱼”和畸形鱼,.,在爬虫类方面,:,在一次三氯杀螨醇泄漏事故后,美国佛罗里达州某淡水湖中的短鼻鳄鱼数量急剧减少,;,雄性鳄鱼的阴茎普遍变小,;,雌性鳄鱼的卵巢畸形,卵都成熟不了,.,科学家检测了鳄鱼血液内的环境激素的水平,发现滴滴涕,(,为三氯杀螨醇的合成原料和代谢产物,),在它们身体内部残留较高,.,在两栖类方面,:,在我国武汉市发现了一只六条脚的青蛙,美国等国家也发现了一些畸形蛙,.,科学家对此进行了多年的研究,认为环境激素类杀虫剂污染了水源,导致畸形青蛙的出现,.,在鸟类方面,:,主要表现在使鸟类产蛋数量减少,蛋壳变薄,胚胎不易发育,;,美国五大湖的海鸥雌性化并患甲状腺瘤,白头鹰现在在北美丛林中不仅数量少,而且外形也不如以前威风,.,在哺乳类动物方面,:,损害精子从而使受孕和生殖能力明显下降,.,荷兰的海豹和加拿大的白海豚免疫功能下降、数量减少,;,挪威科学家对,90,头北极熊进行了调查,发现有,4,只幼熊既有雄性生殖器官,又有雌性生殖器官,成了两性熊等等,.,在人类方面,:,农药类内分泌干扰物能够对人类机体中荷尔蒙系统产生干扰,导致内分泌系统发生紊乱,男性精子数量减少,女性流产几率增加,患乳腺癌、子宫癌等恶性肿瘤以及子宫内膜疾病的患者明显增加,.,流行病学调查发现,:,许多农药接触者的染色体畸变率高于对照组,喷洒季节染色体的畸变率比非喷洒季节高,5,倍,.,3.,水体农药类内分泌干扰物,3.2,对人和野生生物的影响机理,农药类内分泌干扰物可以通过多种途径对人和野生生物的机能产生影响,它们能够与生物荷尔蒙的接受器相结合,模拟或者妨碍荷尔蒙的活性,甚至能够模拟或者妨碍那些合成或清除荷尔蒙的生化酶的活性,从而导致荷尔蒙的陡增或陡减,研究发现许多农药类内分泌干扰物具有雌激素活性,(,或者抗雄激素活性,),如,DDT,、,pp,-DDE,、甲氧,DDT,、氯丹、狄氏剂、硫丹、毒杀芬等能够与雌激素接受器相结合,.,一些农药类内分泌干扰物在较低水平也能诱导雌激素作用,.,一些农药类内分泌干扰物(如杀草强、代森锌、代森锰、甲草胺)能影响甲状腺的水平和功能.杀草强是三嗪类除草剂,它能干扰甲状腺激素的合成从而导致甲状腺增生和甲状腺癌.甲草胺则可能导致甲状腺囊肿.一些农药类内分泌干扰物如(涕灭威、西维因)能够妨碍神经系统的活动,对生物体的神经系统产生毒害,从而影响大脑皮层、下丘脑、脑垂体等对激素的调节作用,导致激素的合成、释放、传输异常.如有机磷农药进入人体后,即与体内的胆碱酯酶结合,形成比较稳定的磷酰化胆碱酯酶,使胆碱酯酶失去活性,丧失对乙酰胆碱的积蓄,引起神经传导生理功能的紊乱,表现出一系列中毒症状.,3.,水体农药类内分泌干扰物,荷尔蒙在生命早期细胞分化过程中曾扮演着重要角色,.,在卵或者子宫中,内分泌干扰物能改变正常细胞的分化过程,.,成熟的动物也可能受影响,只不过幼嫩的生命对内分泌干扰物质更加脆弱,.,但是,在早期的暴露,不到生命后期是很难发现的,如对生殖能力的影响以及对癌症或其他疾病的免疫力的影响等到生命的后期才可能显现出来,.,农药类内分泌干扰物对荷尔蒙产生影响的可能机理是,:,(1),改变荷尔蒙的合成,.,农药类内分泌干扰物影响荷尔蒙的合成和代谢,.,在类固醇的生物合成过程中,有些化合物,(,如咪唑类农药和几种有机氯农药,),会阻滞特定酶的反应,;,从怀孕,14,天后的老鼠每天在,25 mg/kg,浓度的农药类内分泌干扰物暴露下,能导致孕期延长,成活率降低,可以得知这些农药阻滞了雌,(,甾,),二醇的合成,.,另外,雌激素的合成可被含芳香族的物质所阻滞,如多菌醇、肾上腺和退黑激素的合成会被二硫化碳所改变,能代谢产生二硫化碳的化合物有代森锌、代森锰等杀菌剂,.,3.,水体农药类内分泌干扰物,(2),改变荷尔蒙受体识别,/,结合,.,荷尔蒙受体识别,/,结合过程相当复杂,不仅有许多反馈机制,而且神经系统、内分泌系统、免疫系统相互连接,错综复杂,.,除了性荷尔蒙外,还有甲状腺荷尔蒙、黄体酮、肾上腺类固醇等多种荷尔蒙参与,.,荷尔蒙是通过细胞内的受体或膜结合受体与特定的靶组织直接相互作用,.,天然配体的特殊化合物对荷尔蒙的功能是关键的.细胞内的受体如性类固醇、肾上腺类固醇、甲状腺荷尔蒙,维生素D和视网酸,通过它们与特殊的DNA系列相互作用,以调节基因的运输.新的信使RNAs被合成加工并转变成新的蛋白质.,一些农药类内分泌干扰物,(,如甲氧滴滴涕、开蓬、滴滴涕,),通过貌似天然的配体作为竞争者、阻滞结合者或作为拮抗剂可改变此过程,从而干扰雌性受体的功能,.,抗菌剂烯菌酮之所以被认为具抗雄激素作用,是因为它的代谢物对雄激素受体有亲和作用,.,而有趣的是滴滴涕的代谢物,p,p,-DDE,被发现既可结合雄激素受体也能阻滞睾丸甾酮引导细胞的响应,.,3.,水体农药类内分泌干扰物,(3),改变荷尔蒙的储藏、释放和清理,.,农药类内分泌干扰物可能干扰了大脑中脑垂体的正常功能而产生多重影响,.,一些农药类内分泌干扰物可以通过妨碍大脑荷尔蒙的释放来控制其他内分泌腺的生长和活性,.,大部分的荷尔蒙在体内的储藏量并不多,大多数荷尔蒙释放到血浆中的速度反映了其形成的速度,.,一些荷尔蒙的释放依赖于第二信使通道的活性如,cAMP,、,4,5-,双磷酸酯和,Ca,2+,等,这些过程将改变血浆水平,(,有效性,),有些金属离子会干扰,Ca2+,的流动,从而干扰荷尔蒙释放,.,一些农药类内分泌干扰物能干扰膜的通信系统,.,例如,细胞的反映是依靠钙离子在膜中的流动,(,钙,/,调钙蛋白是依靠细胞反映开始的,),随金属阳离子,(,如铅、镉、锌,),的改变而变化,.,林丹能减少磷脂酰肌醇在膜中倒流,并因此能减少蛋白质激酶,C,的活性,.,荷尔蒙由合成的部位经淋巴、血液和细胞外液运输到细胞作用的部位,至代谢失活和降解的部位,最后需要被清理,.,那些改变肝脏酶的农药类内分泌干扰物可影响荷尔蒙的清理,.,例如,:DDT,同系物是肝微粒体单氧酶活性的强烈诱导物,通过,DDT,同系物处理而诱导其活性,可能引起睾酮雄激素的增加,结果通过单氧酶系统加速内生雄激素的退化过程,.,类似地,有报道说,林丹会增加雌激素的清理,.,3.,水体农药类内分泌干扰物,4,.,水环境中农药类内分泌干扰物的迁移转化与降解,4.1,水环境中农药类内分泌干扰物的迁移转化,水环境中农药类内分泌干扰物主要来源于农业,通过土壤淋溶、地表径流、喷洒漂移、土壤侵蚀以及挥发等过程进入环境,.,影响农药向水环境迁移转化水环境中农药类内分泌干扰物主要来源于农业,通过土壤淋溶、地表径流、喷洒漂移、土壤侵蚀以及挥发等过程进入环境,.,影响农药向水环境迁移转化。,水环境中农药类内分泌干扰物的迁移转化主要取决于其本身的性质以及水环境的条件,.,它们可以通过吸附作用、挥发作用、水解作用、光解作用、生物富集和生物降解作用等过程进行迁移转化,.,水环境中农药类内分泌干扰物主要通过水生植物和动物对土壤径流中、稻田中以及工业废水中的农药进行富集再转移给鸟类、鱼类及人类,.,生物迁徙是另一种更有效的迁移途径,例如,鲑鱼可以通过洄游将海洋中的环境雌激素转移到阿拉斯加淡水湖泊,从而使环境雌激素浓度高出其他湖泊,2,倍,3.,水体农药类内分泌干扰物,4.2,水环境中农药类内分泌干扰物的降解,理论上只要环境生长条件适宜,所有生物源分子均可被微生物降解,.,然而,人工合成的化合物如农药类内分泌干扰物常带有官能团如氯取代基及自然界很少存在的新颖排列,从而增加了其难降解性,使之在环境中更加持久,.,由于水环境中农药类内分泌干扰物不容易被生物降解,因此极易通过食物链在生态系统内生物富集,.,环境中不易测出的微量或痕量农药经过,3,4,个营养级的富集即可达到惊人的浓度,.,农药类内分泌干扰物多为脂溶性的,均不易在环境中降解,并且在人体内也没有特定的代谢系统,因此容易在人体内蓄积,脂肪组织是其蓄积的主要场所。,3.,水体农药类内分泌干扰物,农药类内分泌干扰物的微生物降解的途径包括厌氧降解和好氧降解,水环境中以厌氧降解为主。微生物不同,进攻农药的生化途径不同,微生物对农药的攻击所产生的代谢产物毒性和移动性不同,一般对农药类内分泌干扰物的代谢产物比母体化合物毒性更高,移动性更强,而且一些中间代谢产物可积累于自然环境中,例如滴滴涕的残留物滴滴伊就是如此,可以长时期滞留于环境中,此外也影响到母体化合物的降解水平。农药因其分子结构和理化性质不同而对微生物降解的敏感性程度也表现出极大差异,苯环上氯原子数目和位置影响生物降解,苯环上取代氯原子数越多,降解越困难,其中以苯环上间位取代最难降解,.,例如,2,4,5-,涕的生物降解较,2,4-,滴慢。目前,在实验室研究农药类内分泌干扰物的降解较多,主要是研究水溶液中不同厌氧条件,不同,pH,值条件下的半衰期和稳定性,而真正自然条件下研究农药类内分泌干扰物在水环境中的降解较少。,农药对动物和人体的影响因其代谢途径的不同而不同,.,例如,目前已知的进入动物体内的农药类内分泌干扰物有,3,种可能去向,:,排出体外,;,被机体吸收,;,被降解成其他化合物,.,目前采取的对抗环境中农药类内分泌干扰物的对策是,:,除了停止生产或减小使用外,还需要采用各种方法来分解和消除环境中包括农药在内的所有内分泌干扰物,.,3.,水体农药类内分泌干扰物,结束语,：,农药类内分泌干扰物是使人类和生物的内分泌系统发生紊乱的特殊外来物质,它对人类和生物的荷尔蒙分泌机能有极大的破坏性,并可能给地球生态环境造成巨大的威胁,应引起我们的关注,.,水环境,(,特别是饮用水源,),中农药类内分泌干扰物与人类生活密切相关,而目前在水环境中农药类内分泌干扰物的研究中,对海洋环境的研究相对较多而对饮用水源的研究较少,建议政府有关部门以饮用水源为重点,拟定环境农药类内分泌干扰物对水环境影响的研究规划,.,Thank You!,