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多滷代芳烴的免疫毒性研究進展
國外醫學免疫學分冊1999年第22卷第5冊
同濟醫科大學環境醫學研究所
呂斌綜述 徐順清審閱
摘要 多滷代芳烴化合物可作用于免疫系統的各方面從而引起免疫功能失調，在實驗動物、野生動物及人類的研究中均表現了不同的免疫毒性作用。由于多滷代芳烴在環境中的廣泛存在及穩定性，其對動物及人的免疫毒性是目前研究的主要方面。本文對近年有關多滷代芳烴的免疫毒性的研究進展作一綜述。
關鍵詞 多滷代芳烴 免疫毒性
多滷代芳烴化合物（PHAHs），包括多氯聯苯（PCBs），多氯苯並二惡英（PCDDs），多氯二苯並呋喃（PCDFs）和2,3,7,8-四氯苯並二惡英（TCDD）等。由于性質穩定，PHAHs被廣泛應用于工業部門及農藥等生產中，是在環境中廣泛存在的污染物。PHAHs對實驗動物可引起致畸致突致變致癌毒性，是公認的人類可能致癌物，並有肝毒性、免疫毒性、發育毒性、甲狀腺毒性、生殖毒性、酶及卟啉誘生等多種毒性作用。由于PHAHs性質穩定，不易分解，可在環境中長期存在，並可通過食物鏈進行富集，且可通過乳汁引起嬰幼兒的超常量蓄積，故其對人體健康的影響值得關注[1-4]。對其免疫毒性的研究是目前研究的重點，本文對近年來PHAHs免疫毒性研究的新進展作一綜述。
一、PHAHs對實驗動物的免疫毒性研究
PHAHs對動物的免疫毒性，包括免疫抑制及免疫增強兩種效應，且多以前者為主。兩種免疫毒性均具年齡關系，在各種實驗動物中，出生前受PHAHs作用產生的免疫毒性比成年後接受同劑量的PHAHs免疫毒性強。PHAHs可作用于免疫系統的各個方面，具有不同的毒性表現形式。主要表現為：
1.免疫抑制作用
（1）免疫系統的組織學改變：胸腺萎縮是PHAHs免疫抑制作用的特征性改變之一，胸腺萎縮的基本組織學改變是皮層淋巴細胞死亡和枯竭。胸腺萎縮是由Ah受體介導的毒性作用，其主要作用部位在胸腺上皮及基質，由于Ah受體活性在不同種屬動物中的差異導致了胸腺萎縮程度及細微形態上的差異[2,4]。除胸腺細胞死亡外，Mcconkdy等人觀察到體內TCDD可直接作用于胸腺從而引起胸腺細胞凋亡[3]，表明胸腺功能或胸腺前體細胞功能受損，出生前接觸比成年期接觸更為明顯，除胸腺外，其他免疫器官如脾和淋巴結也可萎縮，伴淋巴細胞的減少和生發中心的減少，淋巴細胞功能受損[5]。
（2）細胞免疫的改變：PHAHs對細胞介導的免疫反應的抑制有劑量-反應關系。PHAHs對遲發性超敏反應的抑制是細胞免疫抑制的特征改變。Gehrs等對F344大鼠進行了免疫系統發育毒性的研究，結果表明產前的TCDD暴露而引起的免疫毒性效應可持續至成年期，其中對牛血清蛋白的遲發性超敏反應的抑制可作為大鼠對TCDD介導的免疫毒性的生物標記物。同時，CD3+/CD4-CD8-細胞百分比下降及CD3+/CD4-CD8-細胞百分比增高在孕鼠及其後代3週內均可測出，是一敏感的指標，表明TCDD對大鼠免疫系統成熟有影響，可作用于未成熟及成熟的CD3+細胞[5]。Tryphonas等利用恆河猴進行實驗，給予5組雌恆河猴口服PCB（Aroclorl254）0,5,40,80μg/kg體重/天，經23-55個月的染毒，結果顯示在最低劑量組對綿羊紅細胞的IgM和IgG抗體反應明顯降低，在高劑量組T細胞亞群發生改變，Ts/Tc（CD8）細胞減少，TH/誘導細胞（CD4）細胞增加，CD4/CD8比例升高，對總淋巴細胞或總血清IgG,IgM,IgA水平無影響[6]。De swart等發現動物受PHAHs作用後混和淋巴細胞反應（MLR）的損傷反應了T淋巴細胞對非已淋巴細胞的反應能力受損，可作為T淋巴細胞功能的敏感指標[7]。
（3）抗體介導的免疫反應的改變：受免疫抑制作用影響，抗體介導的免疫反應亦在PHAHs作用下降低。主要表現在自然抗體的產生及對免疫物的抗體反應受抑制。PHAHs可抑制大鼠對綿羊紅細胞的抗體反應。Lahvis等人發現海豚淋巴細胞對T依賴性抗原增殖反應的降低與血清PCB及DDT有正相關關系[8]。Ross等人在PVC大鼠中則證實PHAHs可引起淋巴細胞對血清卵白蛋白的抗體的反應受損，淋巴細胞大鼠對巨細胞病毒的特異性抗體的反應受損，大鼠對巨細胞病毒特異的T淋巴細胞增殖反應亦受影響[3]。Tryphonas等利用恆河猴進行的實驗中，經23-55個月的口服PCB（Aroclor1254）染毒，結果顯示在最低劑量組對綿羊紅細胞的IgM和IgG抗體反應明顯降低，對總淋巴細胞或總血清IgC,IgM,IgA水平無影響。進一步的研究表明Aroclor1254對B淋巴細胞功能無影響，因為對T細胞非依賴性肺炎球菌抗原的抗體反應無明顯影響，僅對T細胞抗原植物血凝素（PHA）和刀豆素A誘導的淋巴細胞增殖反應受抑制，對B細胞抗原美洲商陸（PWM）誘導的淋巴細胞增殖反應無影響[6]。De swart等人則證實抗原介導的淋巴細胞增殖反應和混合淋巴細胞反應（MLR）在PHAHs低劑量處理的海洋哺乳動物中受損[7]。
（4）非特異性免疫功能的改變：由于免疫抑制作用，PHAHs可降低實驗動物的非特異性免疫機能，主要是對微生物、腫瘤等的感染抵抗力降低，NK細胞功能降低。Ross等人用懷孕PVC大鼠進行研究，結果表明在孕期接受PHAHs的PVC大鼠，子代胸腺及脾細胞對抗原介導的T淋巴細胞增殖反應受損，大鼠巨細胞病毒在大鼠唾液腺的含量較對照組高，表明大鼠對巨細胞病毒感染引起的NK細胞反應性降低，對該病毒的抵抗力下降[9]，外週血單核細胞抗YAC-1腫瘤細胞的細胞毒性反應下降[3,4]。Vos等發現TCDD可引起實驗動物對細菌，病毒和原蟲的抵抗力下降[11]，小鼠感染流感病毒後的死亡率在一次口服TCDD低至10mg/kg體重時即有明顯升高[9]。Loo等發現PCB處理後的恆河猴在最高劑量組NK細胞活性升高，血清總補體活性（CH50）增加，在全實驗過程中測量的血清皮質類固醇水平在PCB處理後未受影響[10]。
2.免疫增強作用
HCB（六氯苯）對大鼠有特殊的免疫增強作用，對小鼠則表現為免疫抑制作用。主要的免疫增強毒性表現為脾、淋巴等免疫器官重量增加，生發中心和淋巴細胞增加，細胞免疫中的遲發型超敏反應增強，抗體IgM生成增加，抗體介導的免疫反應增強，肺NK細胞活性下降[11,12]。近期的研究表明HCB對大鼠的免疫刺激作用與其引發的自身免疫反應有關。Van loveren等將Lewis大鼠暴露于HCB後再用福氏完全佐劑致敏（可引起佐劑性關節炎）或加納豬鞘磷脂致敏後（可引起實驗性致敏性腦脊髓炎）可明顯產生自身免疫疾病，但對致敏性腦脊髓炎反應明顯加強，對佐劑性關節炎損害強烈抑制[11]。Schielen用Wister大鼠經HCB處理後對自身抗原產生抗體，抗單鏈DNA，自體DNA，大鼠IgG（相當于風濕病因子）和抗菠蘿蛋白酶處理的小鼠紅細胞（代表磷脂酰膽堿）的IgM水平升高，但IgG水平不變，他認為HCB刺激B細胞亞群引起這些自身抗體IgM的分泌增加，從而產生自身抗體，導致各種自身免疫疾病的產生[12]。可見HCB不僅有一般的免疫抑制毒性，其免疫增強毒性對實驗動物自身免疫疾病的發生有重要影響。
二、PHAHs對野生動物的免疫毒性
在自然中，PHAHs多以微量或限量的形式存在，並可通過食物鏈進行富集，故在食物鏈的較高級生物中PHAHs的蓄積量較高。對野生生物體內PHAHs的免疫研究以水生哺乳動物及以食魚及水生生物的水鳥為主要研究對象，對PHAHs的免疫毒性的關注起于對較大規模的水生哺乳動物及鳥類死亡事件而引起的。如1988年的歐洲引起20.000頭海港海豹和幾百頭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等人對美國佛羅裡達西海岸的杯鼻海豚樣本檢測發現，淋巴細胞對T依賴性抗原增殖反應的降低與血清PCB及DDT濃度有正相關關系[8]。Anguilar等人對地中海海豚的禽麻疹病毒瘟疫中的流行病學研究中發現死亡的條紋海豹其體內PCB的含量比幸存者要高得多[13]。同樣，1988年歐洲海岸海豹的大批死亡與PHOCA溫熱病毒（PVC-1）的感染有關，而在死亡的海豹體內也發現了比幸存海豹高得多的有機氯含量[14]。Ross等人對海岸海豹進行了半現場研究。他們首先證實通常的免疫功能檢驗可以成功地運用于海豹的研究，並得到了相關的生物資料[20]。接著對海豹進行了捕獲後喂養研究，以利于控制可影響免疫功能的各種外來影響。從一個相對污染低的區域捕獲的海豹在喂養試驗前有一年的適應期。結果表明經4～6月喂養後，海豹外週單核細胞對抗YAC-1腫瘤的自然細胞毒性下降，病毒特異的免疫反應受損，如刀豆素A，植物血球凝集素（PHA）和美洲商陸抗原（PWM）等介導的T淋巴細胞增殖反應在喂養6～10月後下降，而脂多糖（LPS）介導的反應未受影響，混合淋巴細胞反應（MLR）受損，遲發型超敏反應（DTH）亦受損，表明受試動物的免疫系統對外來物的防禦反應已受損[3,4]。為確定在海豹禁食期間體內脂肪化合物的變化是否會對海豹造成附加的免疫毒性，Ross等人還進行了15天的禁食試驗，結果表明，盡管PCBs、DDT及其他污染物的血清濃度有顯著的波動，並未檢測到污染物介導的免疫功能的改變。可與Ah結合的PHAHs的血清濃度大多保持相對不變，提示慢性暴露于環境中的PHAHs可導致免疫功能損害，而相對短時間的禁食並不會加重這一損害。可見，PHAHs對野生動物的免疫系統有很大的影響。尤其對新生動物的免疫毒性更大，可引起宿主抵抗力下降，傳染病的發生率及嚴重程度均可上升[4]。
三、PHAHs對人的免疫毒性
人處于食物鏈的最高一級。PHAHs的蓄積作用較為明顯。由于PHAHs可通過乳汁轉移，故其對嬰幼兒的體內蓄積有重要影響。Schecter等估計美國普通人群中PCB樣二惡英類化合物的蓄積量為8～17ngTCDD當量/每公斤脂肪重量，故二惡英類化合物在各組織的平均背景蓄積量為36～58ngTCDD當量/每公斤脂肪重量，平均母乳喂養的嬰兒在生後第一年可攝入35～53pgTCDD毒性當量/kg體重/天[15]。早期的研究表明PHAHs對人體免疫系統有損傷作用。Wood等發現體外培養的胸腺細胞經TCDD作用後淋巴細胞增殖反應受抑制。Wood等發現TCDD並不直接影響美洲商陸細胞分裂劑誘導的增殖反應及抗體分泌反應，但TCDD可明顯抑制人扁桃體淋巴細胞及鼠脾細胞的本底增殖反應。進一步的研究表明分離的B細胞中，高密度B細胞（休眠細胞為主）和低密度B細胞（活化細胞為主）對TCDD有不同的反應性TCDD壓抑人扁桃體淋巴細胞及鼠脾細胞的增殖反應和IgM分泌，有劑量反應關系，且人扁桃體淋巴細胞的抑制反應表現比TCDD誘生EROD的劑量還低，表明人扁桃體淋巴細胞是對TCDD毒性作用的敏感指標[16]。Femolf等的研究表明人在暴露于PCB和多溴聯苯醚（PBDE）後，細胞分裂劑誘導的淋巴細胞增殖反應或免疫球蛋白的合成在細胞內PCB或PBDE濃度達到10～5M時增多未受影響，故認為人外週淋巴細胞的部分功能如增殖反應及免疫球蛋白合成反應不是對PCB及PBDE敏感的指標[17]。Zober在職業暴露人群中的研究表明在體內PHAHs負荷為72ngTCDD當量/kg體重時未見淋巴細胞亞群的改變[25]。但對既往有大量二惡英暴露史人群的流行病學研究中發現暴露者腸道感染，上呼吸道感染及霉菌感染的發病率與油症病的嚴重程度和血清TCDD濃度成正相關[18]。在大鼠的研究中發現可抑制大鼠對綿羊紅細胞抗體反應的劑量並不一定伴隨淋巴細胞亞群的改變[19]。所以當免疫系統的功能已有改變時淋巴細胞亞群可以並無改變，不能僅以淋巴細胞亞群的改變作為顯示免疫系統功能的唯一指標。在某些人群，如工業化國家的漁民及加拿大北部的因紐特土族居民中已發現每日攝入高劑量的PHAHs的人群，在後者中的母乳喂養嬰兒發生傳染病的頻率與攝入的PCB的含量的正相關關系已初步證實。從以上研究可推測人體免疫系統是對PHAHs敏感的，PHAHs對人的免疫系統毒性作用以目前的知識尚不能明確確定，需進行進一步的研究。
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校對時間：99-12-15 申啟榮
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