《Environmental Research》：Ecotoxicological insights into UV-P-induced immunotoxicity and bacterial infection risk in marine medaka (
Oryzias melastigma)
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苯并三唑类紫外线稳定剂（BUVs）的免疫毒性及其作用机制研究。在东海发现UV-P浓度最高（3344.64 ng/L），对海洋斑马鱼进行28天不同浓度（3.5/35/350 μg/L）暴露，检测免疫指标（ALP、IgM等）、组织病理学及转录组学，发现高浓度UV-P抑制免疫分子并引发肝、肠等组织损伤，关键通路如细胞色素P450和补体凝血级联显著失调，细菌挑战试验显示感染风险增加。本研究揭示了BUVs的慢性生态风险及分子机制。
李武|宋明山|文丽芳|魏思思|辛振琦|齐鹏志|严晓军|徐永久|郭宝英|王伟峰
浙江海洋大学海洋科学与技术学院，舟山316022，中国
摘要
苯并三唑类紫外线稳定剂（BUVs）是广泛存在且具有生物累积性的水生污染物。然而，它们的免疫毒性和潜在的分子机制在很大程度上仍未被探索。在本研究中，我们测量了东海中十种BUVs的浓度，并基于检测到的最高浓度选择了UV-P进行进一步研究。随后，我们将海洋小鲦鱼（Oryzias melastigma）暴露在环境相关浓度（3.5 μg/L）以及两种较高浓度（35 μg/L和350 μg/L）的UV-P下28天。在暴露结束后，我们检测了免疫学参数、组织病理学变化和转录组谱型。此外，我们还使用Pseudomonas fluorescens进行了细菌挑战试验以评估宿主的抵抗力。结果表明，碱性磷酸酶、免疫球蛋白M、C反应蛋白和补体成分3的水平最初有所增加，但随着UV-P浓度的升高而显著下降。在免疫组织（包括肝脏、肠道、肾脏和鳃）中观察到了组织病理学损伤。转录组分析显示，在UV-P暴露后，多个与免疫相关的通路中差异表达基因显著富集。主要受影响的通路包括细胞色素P450介导的代谢以及补体和凝血级联反应。24小时后的感染评估显示，UV-P暴露的鱼类中的细菌负荷和死亡率呈剂量依赖性增加。总体而言，这些发现表明UV-P会诱导免疫毒性并增加海洋小鲦鱼感染细菌的风险。本研究强调了BUVs可能带来的生态威胁，并为这些污染物的免疫毒性机制提供了宝贵的见解。
引言
苯并三唑类紫外线稳定剂（BUVs）是一类杂环芳香化合物，其特征是含有一个含有2-羟基苯基苯并三唑结构单元的酚环和烷基取代基。这些化合物通过一种互变异构驱动的能量转换机制表现出优异的紫外线（UV）吸收特性（300-400 nm）（Cantwell等人，2015a）。由于它们能够增强聚合物的耐久性、防止光老化并保护免受紫外线辐射，BUVs被广泛用于工业产品中（Parajulee等人，2018）。其中，UV-234、UV-328和UV-329被归类为高产量化学品（Wick等人，2016）。然而，通过制造废水和产品渗漏，它们不断释放到环境中。BUVs已在多种环境介质中被检测到，包括水生系统（地表水、废水、海水）（Liu等人，2014）、固体基质（沉积物、污泥、土壤）（Langford等人，2015）以及生物体（人乳、脂肪组织）（Wang等人，2015）。如今，BUVs已成为令人担忧的新兴污染物，对生态系统构成潜在威胁。越来越多的证据表明，BUVs具有多种毒性作用，包括发育毒性（Liang等人，2019）、神经毒性（Li等人，2024）、免疫毒性（Li等人，2020）和内分泌干扰效应（Feng等人，2020）。例如，UV-234会引发斑马鱼胚胎的氧化应激，延迟孵化并损害发育（Liang等人，2019）；UV-P通过抗雄激素活性破坏代谢稳态（Fent等人，2014）并改变与免疫相关的基因表达（如il6、il17a、il22）（Li等人，2019）；UV-328通过剂量依赖性的氧化应激加剧组织损伤（Hemalatha等人，2020）。此外，由于其持久性和毒性，UV-328被列入《斯德哥尔摩公约》附件A（ECHA，2023）。
目前关于BUVs的研究主要集中在淡水环境中，对其急性和发育毒性以及基因表达变化进行了大量研究（Kim等人，2011；Lai等人，2014）。相比之下，海洋生态系统的开放性和动态性使得采样、实验模拟和长期监测变得复杂，导致关于BUVs对海洋生物长期毒理学效应的数据匮乏（Montesdeoca-Esponda等人，2021；Zhao等人，2024a）。此外，以往的生态毒理学研究主要关注由远高于环境中的浓度引起的急性毒性（Fent等人，2014；Liang等人，2019）。相比之下，长期暴露于环境相关水平（即现场测量的浓度）下的慢性效应仍知之甚少。为了解决这些不足，我们在东海沿岸水域测量了十种常见的BUVs。其中，UV-P的浓度最高，这与之前的监测研究结果一致（Zhao等人，2024b；Li等人，2022）。来自不同地区的测量数据显示BUVs浓度存在明显的地理差异（Zhao等人，2024c）。例如，黄海和东海的UV-P平均浓度为1.42 ng/L（Zhao等人，2024c），长江中的浓度范围从未检测到到9.89 ng/L（Zhao等人，2024b），而在加那利群岛附近的海水中浓度高达141 ng/L（Montesdeoca-Esponda等人，2021）。尽管存在区域差异，UV-P在所分析的BUVs中始终显示出相对较高或最高的浓度。在本研究中，测得的UV-P浓度为3344.64 ng/L，这可能是因为我们的采样点靠近岸边。随着采样点靠近陆地，陆地污染源的影响加剧，导致近岸地区的BUVs浓度更高。Zhao等人（2024c）的报告也支持这一点，他们指出BUVs的浓度受陆地输入的影响，通常表现为近岸浓度较高，随着距离陆地的增加而降低。
基于监测结果，我们选择UV-P作为代表性BUV进行进一步的毒理学研究。为了评估其在海洋生态系统中的长期效应，我们使用海洋模式鱼Oryzias melastigma进行了28天的暴露实验。鱼被暴露在环境相关浓度（3.5 μg/L）以及两种较高浓度（35 μg/L和350 μg/L）的UV-P下，随后进行了24小时的Pseudomonas fluorescens细菌挑战试验，以模拟污染物-病原体的联合压力。本研究旨在通过免疫学、组织病理学和转录组端点的综合分析来阐明UV-P的慢性免疫毒性。通过将分子反应与功能和组织层面的结果相关联，我们的方法为推进海洋系统中BUVs的环境风险评估提供了多层次的视角。
实验鱼类维护
健康的成年O. melastigma（N = 800）从青岛Frayte生物技术有限公司（中国山东青岛）获得。这些鱼在实验室条件下在流动系统中饲养了六个月。培养条件标准化为盐度30‰、温度27 ± 1 °C和14小时光照/10小时黑暗的光周期。鱼以固定数量和频率（每天两次）喂食新孵化的卤虫（Artemia nauplii）。所有动物实验均获得了批准
东海中BUVs的测量浓度
表1列出了海水中十种BUVs的检测浓度。在目标BUVs中，UV-326、UV-360和UV-PS在所有样本中的浓度均低于检测限。UV-327仅在少数样本中以微量水平（0.57 ± 0.26 ng/L）被检测到，而UV-234、UV-320和UV-350的浓度非常低（< 0.5 ng/L）。相比之下，UV-329和UV-328的浓度分别为1.60 ± 1.42 ng/L和2.75 ± 0.64 ng/L。值得注意的是，UV-P的浓度
讨论
由于BUVs的持久性、生物累积性和毒性（PBT）特性，它们在各种环境介质中越来越被检测到（Tang等人，2018）。根据REACH（化学品注册、评估、授权和限制）法规，这些物质被列为高度关注物质（SVHC）（Apel等人，2018）。尽管大多数研究中报告的BUVs及其衍生物的浓度通常很低（ng/L），但大型河流会将这些物质带入海洋
结论
本研究表明，长期暴露于UV-P会通过干扰关键免疫分子的水平并在免疫组织中引起组织病理学损伤，从而在O. melastigma中诱导免疫毒性。转录组分析显示，UV-P的免疫毒性效应是通过破坏关键的免疫相关通路介导的，尤其是细胞色素P450介导的代谢和补体及凝血级联反应。此外，细菌挑战试验证实了UV-P暴露的影响
CRediT作者贡献声明
齐鹏志：资源提供。辛振琦：数据管理。徐永久：研究实施。严晓军：监督、资金获取。王伟峰：写作——审稿与编辑、项目管理、概念构思。郭宝英：监督、资金获取、概念构思。宋明山：写作——审稿与编辑、资源提供。李武：写作——初稿撰写、方法学设计、数据分析、概念构思。魏思思：数据验证。文丽芳：数据可视化
未引用的参考文献
Apweiler等人，2004；Hossam Abdelmonem等人，2024。
数据可用性
利益冲突声明
? 作者声明他们没有已知的可能会影响本文工作的竞争性财务利益或个人关系。
致谢
本研究得到了浙江省农业农村厅项目[项目编号2023SNJF065]和国家重点研发计划[项目编号2023YFD2401900]的财政支持。
