短鏈氯化石蠟急性暴露對SD雄性大鼠的組織病理學影響

李 勛，劉鈺晨，陳敏杰，李 佳，梁 勇，3*

（1.江漢大學 化學與環境工程學院，湖北 武漢 430056； 2.江漢大學 醫學院，湖北 武漢 430056；3.江漢大學 光電化學材料與器件省部共建教育部重點實驗室，湖北 武漢 430056）

正構烷烴氯化衍生物氯化石蠟（Chlorinated paraffins，CPs）從1930年開始生產。由于其具有的穩定性強、黏性高、耐火性好和低蒸氣壓的特點，被廣泛地應用于金屬切割添加劑和潤滑劑、油漆和密封劑的塑化劑、膠黏劑配方、塑料增塑劑和阻燃劑等中。目前我國已成為世界第一大CPs生產國，從2004年100千t/年到2007年600千t/年［1］。在中國CPs生產量和使用量逐年增加，在其使用過程中CPs可通過各種途徑揮發、擴散、遷移到大氣、水體、土壤和生物體內，造成環境污染。

由于正構烷烴的碳鏈上有許多氯原子可能取代的位點，氯化比例也不固定，正構烷烴在氯化過程中會產生無數種同系物、異構體、對映及非對映異構體［2］。按碳鏈長度不同可以分為短鏈氯化石蠟（碳鏈長度為10～13，SCCPs）、中鏈氯化石蠟（碳鏈長度為14～17，MCCPs）和長鏈氯化石蠟（碳鏈長度為 18～30，LCCPs）［3］。

CPs化學性質相對穩定、不易降解，對哺乳動物具有較低的急性毒性［4］。但是，CPs慢性暴露可以使大鼠和小鼠致癌風險增大［5］。MCCPs（平均含氯量為52%）亞急性暴露大鼠后，其肝臟重量增加［4，6-7］，肝細胞滑面內質網擴張［4］，肝微粒體細胞色素P450含量和混合功能氧化酶活性發生改變［6-7］，甲狀腺素濃度降低［8］，并且 UDP-葡萄糖醛酸轉移酶（UDPGT）的生成被誘導［9］。Poon等［10］用MCCPs對SD大鼠暴露13周后，肝重增加，肝細胞核大小不均一、核中出現空泡，肝細胞質不均一。就肝臟病變的程度而言，MCCPs產生的病變程度比LCCPs低。LCCPs可造成肝臟肉芽腫性炎癥及肝細胞壞死［4，11］。另外，Cooley等［12］用6種CPs分別對虹鱒幼魚暴露21 d后，發現其肝臟的組織結構均發生了明顯病理變化，其中C10H15.3Cl6.7和C11H18.4Cl5.6對肝臟的損傷最為嚴重，出現了大面積組織纖維化病變。CPs對肝臟造成的損傷程度可能與其碳鏈長度和含氯量有關［5，11］，其具體作用機制有待進一步研究。

CPs成分復雜，其中的SCCPs在近年來引起了世界環境保護工作者和世界衛生組織的特別關注。在2006年《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》將CPs混合物中的重要成分SCCPs寫入新增候選化學品，作為該公約增列持久性有機污染物（Persistent organic pollutants，POPs）中的一類化合物，聯合國環境規劃署POPs審查委員會在2008年對關于SCCPs的危害評估進行了審核。因此有必要對這種化合物進行進一步研究，以揭示這類化學品的環境健康影響。

在英國，1997年空氣中SCCPs含量為5.4～1085 pg/m3（平均濃度為 320±320 pg/m3）［13］，而2003年空氣中SCCPs含量為＜185～3430 pg/m3（平均濃度：1130 pg/m3）［14］。在加拿大圣勞倫斯河水、英格蘭河水與威爾士河水、日本河水中SCCPs含量分別為15.74～59.57 ng/L、＜0.1～1.7 μg/L、7.6～220 ng/L［15-18］。在安大略湖沉積物中農藥DDT的平均濃度低于SCCPs［19］。這表明，SCCPs是類似于傳統的持久性有機污染物。在1987年至1991年，白鯨體內SCCPs含量范圍為6.62～85.6 μg/g脂重（lipid weight，lw），其中肝臟中為 0.544～38.5 μg/g ww［20］。在挪威，貽貝中SCCPs含量介于14～130 ng/g ww，苔蘚樣品中檢測到了SCCPs（3～100 ng/g ww），揭示了SCCPs潛在的大氣環境遷移行為［21］。

SCCPs的毒性效應正受到國際上的密切關注。但在國內還沒有對SCCPs毒性做系統性研究。筆者選擇了SCCPs含量不同的兩種商品化CPs（CPsⅠ和CPsⅡ）作為模式化合物，比較研究它們對SD大鼠的毒性效應，借以初步評估SCCPs的毒性大小。

1 材料與方法

1.1 試劑

兩種商品化CPs（CPsⅠ和CPsⅡ），由中國科學院生態環境研究中心提供，二者的SCCPs含量分別為38.22%和0.08%，含氯量分別為52%和42%，純度≥95%。CPsⅠ以濃度1、5和10 mg/mL溶于玉米油中，CPsⅡ以濃度10 mg/mL溶于玉米油中，避光4℃保存。實驗中所用的化學試劑均為分析純。

1.2 實驗材料和暴露方法

4周齡清潔級SD大鼠，購自華中科技大學同濟醫學院，體重160～180 g，雄性。飼養于江漢大學實驗動物中心動物房（溫度：（20±2）℃，濕度：40%～60%，晝夜循環12 h/12 h）。經適應性飼養一周，確認正常后納入實驗。按體重隨機分為5組，每組4只，即對照組（玉米油）、10 mg/kg·d（CPsⅠ）、50 mg/kg·d（CPsⅠ）、100 mg/kg·d（CPsⅠ）和100 mg/kg·d（CPsⅡ）。每天定時灌胃1次，按照10 mL/kg體重的標準計算灌胃量，連續染毒14 d。

1.3 組織病理學觀察

對照組和暴露組大鼠在染毒14 d后，以頸椎錯位法處死，解剖后取出肝臟、腎臟、肺臟和心臟，用生理鹽水清洗干凈，侵入10倍體積的10%甲醛溶液中固定，常規石蠟包埋，做5 μm薄片，HE染色。在光學鏡顯微鏡下觀察。

2 結果

2.1 CPs對大鼠體重及攝食量的影響

實驗期間，各組動物活動正常，生長發育良好，未出現明顯不良反應和中毒癥狀，暴露組大鼠的重量、總進食量和食物利用率（大鼠每攝入100 g飼料所增加的體質量克數）與對照組相比均無顯著性差異（表1～3）。

表1 CPs對大鼠體重的影響 /g

表2 CPs對大鼠攝食量的影響 /g

2.2 CPsⅠ和CPsⅡ染毒大鼠組織臟器病理觀察

圖1為CPs暴露14 d后大鼠肝臟病理切片。實驗結果表明，CPsⅠ和CPsⅡ暴露后均引起大鼠肝損傷。隨著CPsⅠ濃度的增加，肝損傷現象越明顯。與對照組相比，10 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組大鼠肝臟中出現肝細胞腫脹的現象（圖未顯示）；50 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組的肝臟出現少量肝細胞水樣變性、胞質疏散（圖1B）；100 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組肝臟出現大量肝細胞水樣變性、胞質疏散（圖1C）。而100 mg/kg·d的CPsⅡ暴露組肝臟也出現了肝細胞水樣變性、胞質疏散（圖1D）。

圖1 CPs暴露14 d后雄性SD大鼠肝臟病理切片實驗結果，HE×200

圖2為CPs暴露14 d后大鼠腎臟病理切片。結果顯示，與對照組相比，10 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組腎臟無明顯變化，腎小球分布正常，各級腎小管正常（圖未顯示）；50 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組腎臟中腎小管腫脹，腎小球分布正常；100 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組腎臟中腎小管腫脹，腎小球萎縮。同時，100 mg/kg·d的CPsⅡ暴露組亦出現腎小球玻璃樣變現象。

圖2 CPs暴露14 d后SD大鼠（雄）腎臟病理切片實驗結果，HE×200

從病理切片可見，CPsⅠ和CPsⅡ暴露14 d后對雄性SD大鼠肺臟造成明顯損傷。實驗結果顯示，與對照組相比，100 mg/kg·d的CPsⅠ暴露組肺臟組織中出現炎癥細胞浸潤（圖3B），100 mg/kg·d的CPsⅡ暴露組肺臟組織中出現肺泡隔增厚，炎癥細胞浸潤（圖3C）。

圖3 CPs暴露14 d后SD大鼠（雄）肺病理切片實驗結果，HE×200

由圖4可知，與對照組相比，各暴露組SD大鼠心臟組織結構正常，未見明顯的病理損傷。

圖4 CPs暴露14 d后SD大鼠（雄）心臟切片，HE×200

3 討論

CPs對生物體潛在危害的研究已開展多年。但是，在中國還沒有關于SCCPs對嚙齒動物毒性的研究。本文以兩種SCCPs含量不同的商品化CPs（CPsⅠ和CPsⅡ）對大鼠急性毒性暴露后，觀察到兩種CPs對大鼠均有一定毒性，主要表現為對大鼠肝臟、腎臟、肺部造成明顯損傷，且病變程度與暴露劑量有明顯的劑量效應關系。這與CPs對哺乳動物器官影響的研究具有相同結果［4，7］。

肝臟是動物體內的主要解毒器官，也是污染物蓄積和產生毒害作用的主要靶器官之一。當大鼠受到有毒物質暴露后，氧化脅迫作用可使肝臟組織的抗氧化系統作出反應，從而誘導或抑制肝臟代謝酶和多功能酶（如GST、過氧化氫酶、肝臟Ⅰ相代謝酶等）活性，并且可以增加體內過氧化物酶體數量，也可能導致代謝產物在肝細胞內積累；同時污染物對肝臟的毒害作用可能影響其糖原的代謝或減弱脂肪轉化為磷脂的能力，導致脂肪在肝臟內積累。本文中兩種CPs（CPsⅠ和CPsⅡ）中SCCPs含量分別為38.22%和0.08%，二者的含氯量分別為52%和42%。它們對大鼠暴露后，肝臟中肝細胞發生腫大及水樣變性。實驗結果顯示，隨著CPsⅠ暴露劑量的增加，肝損傷現象越來越明顯，表現出明顯的劑量效應關系。但高劑量的CPsⅠ和CPsⅡ之間的毒性沒有明顯差異。Nilsen等［7］用5種碳鏈長度和氯含量均不同的CPs暴露雄性SD大鼠7 d后，CP-149（C10-13，含氯量為49%）、CP-159（C10-13，含氯量為59%）及CP-171（C10-13，含氯量為71%）使大鼠肝臟中肝細胞腫大、過氧化物酶體增多和體積變大及滑面內質網擴增，并且沒有觀察到肝細胞壞死現象。CP-350（C14-17，含氯量為 50%）和 CP-549（C18-26，含氯量為49%）使肝臟產生的病理改變不及3種SCCPs改變程度深，由此認為肝臟的病變嚴重程度與碳鏈長度成反比，與含氯量成正比。該結果未能得到本實驗的證實。Bucher等人用CPs（碳原子在10～13之間，平均含氯量為60%）對大鼠暴露兩年后，出現了肝臟不同程度壞死［11］，而本實驗中CPsⅠ和CPsⅡ暴露14 d后，并沒有出現肝細胞壞死現象，可能與暴露時間過短有關。

腎臟是動物體內的主要排泄器官，機體在新陳代謝過程中產生多種廢物，絕大部分廢物通過腎小球血濾過、腎小管的分泌，隨尿液排出體外。Poon等［10］用 MCCPs對SD大鼠暴露13周后，在5000 ppm實驗組中雄鼠腎臟指數增加、尿N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶升高，并且腎小管上皮細胞細胞質中內涵體增加，透明滴聚集，導致腎小管腫脹、玻璃樣變。本實驗用商品化CPs暴露SD大鼠14 d后，100 mg/kg·d CPsⅠ暴露組腎臟中腎小管腫脹，腎小球萎縮；100 mg/kg·d CPsⅡ暴露組腎臟中腎小球玻璃樣變。這與前人的實驗結果相一致。Swenberg等［22］發現飽和的支鏈烷烴可以使透明滴在雄鼠腎小管中聚集。而CPs是通過飽和的支鏈烷烴加氯生成的，反應不完全，殘存少量飽和支鏈烷烴于混合物中，所以CPs對腎臟毒性可能是由于CPs中含有的少量飽和支鏈烷烴造成的。

本文通過對SD大鼠各個臟器的病理學觀察，初步比較研究了兩種SCCPs含量差別很大的商品化CPs產品的生物學效應。發現SCCPs含量差別很大的兩種CPs產品都可以造成SD雄性大鼠的肝臟、腎臟和肺臟出現明顯病變，而且病變程度與暴露劑量有明顯的劑量效應關系，但并不和SCCPs的含量成正比。CPs產生的毒性效應，一般都認為和烷烴的長度、含氯量、未氯化的烷烴、以及SCCPs含量相關，我們的初步結果表明，CPs的致毒機制，還需進一步深入研究，并不能僅僅簡單歸納是SCCPs所造成的。

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