張翼飛，曲夢杰，丁家瑋，陳思雨，王憶，邸雅楠,*

1. 浙江大學海洋學院，舟山 316000 2. 東部戰(zhàn)區(qū)海軍海洋水文氣象中心，寧波 315122

多環(huán)芳烴類化合物(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一類在環(huán)境中廣泛存在，具有至少1個苯環(huán)結構的持久性有機物，也是最早被確認具有潛在致癌性的一類環(huán)境污染物[1]。環(huán)境中的PAHs通過陸源性輸入、大氣沉降、海上事故泄漏等途徑匯入海洋，以溶解態(tài)、乳化態(tài)和懸浮顆粒態(tài)等存在。海洋生物通過呼吸、攝食等方式獲得PAHs，并進一步在Ⅰ相、Ⅱ相的多種生物酶催化下發(fā)生轉化、代謝[2]，其中大部分非極性和脂溶性的PAHs會形成水溶性更強的代謝產物，經過生物解毒排出體外[3]；少部分PAHs則通過代謝活化產生活性氧自由基(ROS)[4]。生物體內蓄積的PAHs及其代謝產物的總量一旦超出機體正常的承載水平，或者機體發(fā)生功能紊亂造成代謝所產生的ROS無法及時清除，機體防御體系失效，便會導致生物體內的DNA損傷、基因突變、細胞死亡、癌變等一系列生物毒性效應。相關的毒理學研究，尤其是PAHs的致癌效應，在哺乳動物體內開展的相對較多，對其致毒效應及產毒機制也有較為深入的了解。現(xiàn)有研究表明，海洋生物體內存在與高等生物代謝酶及信號傳遞活性分子序列高度保守的蛋白質與基因。如盤鮑(Haliotisdiscusdiscus)中谷胱甘肽還原酶(GR)的氨基酸序列與人類(Homosapiens)的相似度達到70.4%[5]；厚殼貽貝(Mytiluscoruscus)中谷胱甘肽S轉移酶(GST)的氨基酸序列與6種脊椎動物(如褐鼠、人類等)相比的相似度達42.79%[6]；生物體內應激響應的主要參與者熱激蛋白(HSP)家族的蛋白質和核酸序列在海洋雙殼類生物及高等生物體內也高度相似[7]，揭示在進化過程中高等生物保留了與海洋生物相似的生物轉化、信號傳導途徑與防御體系來進行PAHs的代謝及脅迫調控。

紛繁的海洋生物中，海洋雙殼類生物，尤其是海洋貝類，因其獨特的生理、生態(tài)特性，其健康程度可以指征當?shù)厮w環(huán)境狀況，如海洋貽貝可通過體內分泌的附著絲成簇固著在巖石等硬質表面，通過鰓組織的過濾功能濾食餌料，同時攝取水體中的其他顆粒物質，對脂溶性污染物具有很強的生物富集作用[8]；處于食物鏈的中間環(huán)節(jié)，能夠通過食物網(wǎng)將體內蓄積的物質向更高能級生物傳遞，威脅較高等生物甚至人類的健康等，成為公認的海洋環(huán)境監(jiān)測的模式生物之一。美國國家海洋和大氣管理局(NOAA)自1986年制定了貽貝監(jiān)測計劃，將海洋貽貝(Mytilussp.)、牡蠣(Crassostreavirginica)和斑馬貽貝(Dreissenasp.)作為模型物種，監(jiān)測易被生物體吸收、貯存、產生毒性效應并對人類健康具有潛在威脅的化學污染物的危害；其他各國及國際組織也利用海洋貝類作為典型海洋生物代表，在全球范圍內開展污染物遷移、轉化及消亡過程的研究[9]。

已有針對海洋貝類開展的體內、體外毒理學研究表明，PAHs可導致貝體內不同組織、不同生物水平的一系列毒性效應。其中一些亞致死毒性效應以及與其關聯(lián)的PAHs的種類和濃度，由于低于檢測標準，在常規(guī)的環(huán)境監(jiān)測中往往容易被忽視。此類PAHs不但會在海洋生物體內產生濃度的蓄積，也會引起生物損傷的蓄積，這些蓄積最終可通過食物鏈傳遞進一步威脅高等生物的生存安全，導致生態(tài)平衡失調。鑒于PAHs在海洋環(huán)境中大量存在的現(xiàn)狀，以及海洋貝類在海洋生態(tài)毒理學研究中的重要地位，本文綜述目前PAHs在海洋貝類多種生物水平產生的生物毒性效應及其檢測方法的研究進展，重點從個體生理特征、組織結構、細胞毒性和基因毒性4個層次展開，為進一步更有效地利用海洋貝類這一模型生物，針對不同研究目標篩選并組合海洋貝類不同的生物毒性檢測指標，深入開展PAHs對海洋生物的致毒效應與機制研究提供思路與檢測方法，為制定切實可行的環(huán)境監(jiān)測標準，保護海洋生物安全提供依據(jù)。

1 PAHs對海洋貝類個體生理的影響(Effects of PAHs on individual physiology of marine bivalve)

個體生理狀況是貝類的重要健康指標，PAHs通過改變生存環(huán)境而影響貝類的日常生理，如攝食行為、心臟壓力、生長速率、耗氧率、外殼開合頻率等。目前貝類的個體生理指標，如濾水率、心率、生長余力等指標已經建立了比較成熟的檢測體系[10-12]，被廣泛地應用于PAHs所造成的生物毒性效應研究中。對成體貝類而言，當環(huán)境PAHs濃度發(fā)生較大改變并維持一段時間，貝類的個體生理特征會發(fā)生可測的改變，這種改變能夠幫助平衡個體的能量與物質代謝以應對PAHs造成的脅迫，通常表現(xiàn)為個體心率加速、耗氧率增加、濾水率和生長余力降低[13-16]。同一種個體生理參數(shù)對于不同種類PAHs的響應有所不同，Bayne等[17]發(fā)現(xiàn)海洋貽貝(Mytilusedulis)的濾水率會隨著水體中懸浮有機物質的增多而增加；Gonzalez-Fernandez等[18]的研究卻表明，貽貝的濾水率會因為熒蒽的存在而顯著下降?？此泼艿难芯拷Y果是因為海洋貝類濾水率的變化，除了受污染物脅迫的影響外，還會受到生物本身種屬差異、營養(yǎng)狀況、健康水平、生命周期等個體生理狀況的影響。有學者提出，海洋貝類的濾食行為與水體中的餌料濃度直接相關，貝類的濾水率存在上限，當環(huán)境中的餌料量過高或者過低時，貝類根據(jù)正常生理機能的需要，通過改變?yōu)V水速率來適應食物匱乏、過剩以及其他環(huán)境因素的改變[19]。海洋貝類成體的個體生理狀況是否能夠及時、準確地反映生物體對PAHs等污染物的脅迫響應仍然存在爭議，在實際應用中通常會與其他生物毒性效應指標結合使用，或者僅用于PAHs毒性檢測上限閾值的確定。相比較而言，海洋貝類的胚胎與幼體發(fā)育過程中的生理變化更容易受到環(huán)境中PAHs的影響。在雙殼類胚胎發(fā)育的關鍵時期，如D形期，往往會因為環(huán)境中PAHs的存在而引起胚胎死亡、變態(tài)失敗、幼體存活率降低等改變，并呈現(xiàn)出顯著的劑量-效應相關性。其機制可能因為PAHs可作為內分泌干擾物而影響控制胚胎、幼體發(fā)育的關鍵激素類分子合成或競爭性抑制該類分子的活性[20-21]。因此，貝類胚胎或幼體發(fā)育階段的個體生理特征可以作為PAHs毒性效應，尤其是發(fā)育毒性效應研究中的敏感性指標。

2 PAHs對海洋貝類組織健康的影響(Effects of PAHs on histopathological health of marine bivalve)

PAHs污染海域的貝類，其濾食的生活習性使得身體組織長期浸沒在污染物中，組織結構會發(fā)生病理性損傷，無法發(fā)揮正常組織功能。這些組織中，鰓作為水體中污染物進入貝類的第一吸收位點，是包括貝類在內的多數(shù)水生生物的呼吸器官，也是濾食性貝類最重要的攝食器官，通過鰓絲及纖毛的組合運動參與水體中顆粒物質的生物轉運與代謝產物的排泄。貝類鰓組織的受損程度在一定程度上反映其棲息水環(huán)境的污染狀況[22]。貝類的消化腺具有與人體內的肝、腎等臟器相似的生物功能，富含多種生物轉化酶和抗氧化活性分子，是許多內源性和外源性化合物代謝、解毒的場所，也是大多數(shù)外源性化合物及其中間代謝產物毒作用的靶器官[23-24]；加之貝類消化腺的脂肪含量相對較高，可作為脂溶性PAHs的貯存庫，更容易發(fā)生組織損傷[25]。海洋貝類的外套膜也因含有較高的脂肪組織而更容易蓄積脂溶性的污染物，是PAHs的另一個重要靶器官與貯存庫；在牡蠣和貽貝等海洋貝類中，外套膜與其性腺組織緊密相連，其結構、功能的損傷會影響性細胞的成熟并進而導致貝類生殖、發(fā)育缺陷甚至生物種群的失衡[25]。因此，海洋貝類不同組織功能的正常是維系貝類生命健康及發(fā)育繁殖的基礎。目前，針對海洋貽貝組織水平上的生物毒性效應以形態(tài)定性觀察為主。經過PAHs暴露的貝類組織會產生形態(tài)學上的改變甚至出現(xiàn)炎癥或壞死等組織病理損傷(圖1)[26-27]。同時，研究者根據(jù)組織損傷程度設定了評分標準，如Bignell等[28-29]提出了貽貝外套膜、消化腺及腎臟組織的評分等級(表1)。通過綜合得分的高低來判斷貽貝的整體健康水平，該評價系統(tǒng)已被廣泛應用于野外貽貝樣品生理健康的評價研究。然而，組織損傷的定性分析方法觀察耗時較長，對研究人員經驗要求較高，分析數(shù)據(jù)因個人主觀認識的差異，導致研究結果難以進行相互對照；而且定性的組織病理損傷檢測無法將PAHs的暴露濃度與貝類組織水平的毒性效應進行關聯(lián)，促使海洋貝類組織病理檢測的半定量和定量分析方法快速發(fā)展起來。

圖1 正常與損傷組織對比圖注：A～E為正常組織；a～e為苯并芘(BaP)處理后組織。A和a為消化腺；B和b為鰓；C和c為閉殼肌；D和d為外套膜(雄性)；E和e為外套膜(雌性)[30]。Fig. 1 Light micrographs of normal and damaged tissuesNote: A-E, normal tissues; a-e, tissues exposed to benzo(a)pyrene (BaP); A and a, digestive gland; B and b, gill; C and c, adductor muscle; D and d, mantle (male); E and e, mantle (female) [30].

半定量分析方法適用于所有組織，根據(jù)受損傷組織在所有采樣組織中所占的比例計算損傷指數(shù)，并分析組織受損情況[32]，受測樣品量越大，通過半定量分析方法所得的結果越準確。針對貝類組織改變的定量分析才初步建立，目前較為成熟的是測定貝類的消化腺管腔壁厚度，將形態(tài)學觀察轉換為直觀數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。當貝類受到PAHs的脅迫后，其消化腺組織會發(fā)生組織結構改變，主要表現(xiàn)在上皮細胞厚度降低、消化管腔內腔擴大、內腔細胞脫落等病理性變化[33-34]，可以通過計算管腔平均厚度和管腔形狀的改變作為污染物脅迫下組織損傷的定量分析標準(圖2)[35]。由于消化管腔結構不規(guī)則，選擇合適的幾何模型進行計算會影響最終的定量分析結果。本實驗室研究表明單個消化腺管腔的結構可以按照近似圓形、橢圓形或梯形進行幾何變換來計算管腔壁環(huán)形區(qū)域的平均厚度，所得的平均管腔厚度有所不同。其中，通過幾何轉化為梯形計算時，得出的平均厚度數(shù)據(jù)的標準誤差最小，與其他毒性檢測指標的擬合度最高，相對比較準確。針對消化管腔壁的定性分析不受實驗人員的主觀與經驗限制，可以確定PAHs在貝體組織水平所造成的劑量-損傷效應關系，具有較廣的應用價值。然而，目前僅適用于貝類的消化腺組織，其他組織在受到PAHs暴露后所展現(xiàn)出的組織病理學變化還難以確定一個準確的參數(shù)進行定量數(shù)據(jù)轉換，對于貝類組織損傷的定量方法還存在很大的條件優(yōu)化與方法建立的空間。

表1 海洋貽貝的組織病理學損傷分級評定標準[29,31]Table 1 Grading indices used for the assessment of histopathological abnormality in marine mussels[29,31]

圖2 貽貝消化腺組織病理損傷定量分析方法注：S0表示消化腺上皮細胞層區(qū)域，Si表示內腔區(qū)域，P0為管的周長，Pi為內腔周長。Fig. 2 Quantitative analysis of histopathological lesion in mussel digestive glandNote: S0, Si, P0 and Pi represent epithelial layer area, digestive tubule lumen area, tubule perimeter and lumen perimeter respectively.

3 PAHs對海洋貝類細胞功能的影響(Effects of PAHs on cellular function of marine bivalve)

隨著單細胞分離和細胞培養(yǎng)技術的迅速發(fā)展，應用海洋貝類的不同組織細胞，在體內和體外條件下開展生態(tài)毒理學相關研究成為可能。海洋貝類的鰓和消化腺細胞不但在毒物代謝轉化過程中具有重要的生理功能，而且具有較為簡單的細胞組成類型(主要為粒細胞和嗜堿性白細胞)，研究結果受細胞種類差異影響較小，被廣泛地應用于PAHs所引起的細胞毒性效應研究中。海洋貝類的血細胞是另一類廣泛應用的細胞類型。貝類的開放循環(huán)系統(tǒng)，決定其血細胞參與機體內氣體交換、滲透調節(jié)、營養(yǎng)消化分配、廢棄物排泄等一系列生理活動；它還是污染物的傳遞和代謝媒介，參與貝類的體液免疫，通過血細胞中的調節(jié)因子和一些非特異性酶的活性變化，觸發(fā)生物體一系列免疫、防御機制[36]。相較而言，貝類的血細胞提取制備簡單、快捷、用量小的情況下，可以在海洋貝類體內反復多次提取而不影響生物整體的健康，使用的最為廣泛。

目前針對海洋貽貝細胞因PAHs所造成的生物毒性開展的研究主要集中在3個方面：1)細胞本身的健康及活性水平檢測，包括細胞形態(tài)觀察、細胞存活率檢測、細胞活性如細胞吞噬、細胞凋亡、脂膜完整性、溶酶體膜穩(wěn)定性等的測定[37]。Hannam等[38]及Choi等[39]研究發(fā)現(xiàn)，低濃度的PAHs(≤1 μg·L-1)便會引起扇貝(Chlamysislandica)及牡蠣(Crassostreagigas)血細胞的吞噬活性顯著降低，說明PAHs會引起貝類細胞生物膜的損傷，改變正常的物質轉運過程。而芘、燃油、天然氣等單一或復合的PAHs可以導致海洋貽貝(Mytilusspp.)不同組織細胞中溶酶體膜穩(wěn)定性的顯著下降，通過改變細胞的免疫應答而影響對PAHs脅迫的防御[40-41]。在受到PAHs污染海域采集到的海洋貝類的血細胞及消化腺細胞中，觀察到細胞壞死的現(xiàn)象，這類壞死細胞的形態(tài)與人類癌細胞初期的形態(tài)非常相似，說明PAHs也具有在貝體內引發(fā)細胞癌變的潛在可能，相關的致癌機制也許具有一定的保守性[42-43]。2)細胞內生理、生化酶活性的檢測。PAHs在生物體內所產生的生物毒性效應，主要因生物轉化所產生的ROS來激活機體的氧化應激防御體系而導致，應激系統(tǒng)與修復系統(tǒng)的存在使得生物體對外源污染物的脅迫具有一定程度的耐受性[3,44]，與氧化脅迫相關的生理生化酶，如過氧化氫酶(CAT)、谷胱甘肽S轉移酶(GST)、谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)、超氧化物歧化酶(SOD)等的含量及活性變化便成為指示生物體內的受到PAHs的脅迫壓力大小、體內應激水平、抗氧化防御水平及健康程度的有效檢測指標。大多數(shù)研究表明，受到PAHs暴露的貝類，如縊蟶、扇貝、貽貝等都會表現(xiàn)出顯著增加的氧化應激酶或PAHs代謝酶活性的增加[24,45]，通過抗氧化系統(tǒng)的激活或者代謝反應的增加來減少或消除體內的ROS。3)細胞內代謝相關酶的檢測，如參與I相、II相反應的芳烴羥化酶(AHH)、7-乙氧基-3-異吩惡唑酮-脫乙基酶(EROD)、環(huán)氧化物水解酶(EH)、硫酸轉移酶(SULT)等代謝酶的活性會在低濃度的苯并芘(BaP)脅迫下表現(xiàn)出濃度依賴性的增加。當BaP濃度達到一定水平時，這些代謝相關酶的活性會維持在一個穩(wěn)定的水平，揭示此時已經達到生物體對于BaP的最大代謝能力[46]。不僅如此，采用分子動力學模型對包括海洋貝類在內的軟體動物的胞質蘋果酸脫氫酶的研究表明，細胞內該代謝酶的結構會隨著外界環(huán)境的改變而發(fā)生相應的變化，從而因起酶活性的改變[47]。值得說明的是不同種類的酶在PAHs脅迫下的活性會顯示出顯著的組織/細胞特異性及酶反應特異性，這些特異性與生物組織功能、酶所參與的生化反應、酶的表達調控過程緊密關聯(lián)[48]，也與PAHs的結構與性質，如芳環(huán)數(shù)量、排列方式、水溶性等顯著相關[45]。因此，貝類體內的生理、生化及代謝酶活測定不僅可以指示不同組織、不同生化反應與不同類型PAHs之間的相互作用及其內在關聯(lián)，還可以作為研究生物體毒性效應機制的有效工具之一。

4 PAHs導致的貝類基因毒性(Genotoxicity of PAHs to marine bivalve)

生物體在個體、組織及細胞水平上產生的損傷，其根源是特定基因的表達或基因結構發(fā)生改變。PAHs，以BaP為例，在生物體內的代謝產物環(huán)氧化苯并芘(BPDE)能夠直接與核酸結合，生成DNA加合物，引起DNA鏈的斷裂或者堿基序列的改變，激活或抑制一系列具有重要功能基因(如原癌基因與抑癌基因)的表達，導致一系列基因毒性，甚至致癌、致死等毒性效應(圖3)。

圖3 BaP及其代謝產物引起基因毒性的潛在機制Fig. 3 The potential mechanisms of BaP and its metabolites induced genotoxicity

海洋貝類的基因毒性因PAHs、貝類組織細胞的不同而顯示出較強的特異性和敏感性，被越來越多地應用在海洋生態(tài)毒理學，尤其是毒效機制的研究中。目前比較常見的基因毒性檢測方法可以分為兩類，一類是檢測基因結構的變化，主要包括用于測定DNA加合物的32P后標記法[49]；用于檢測生物DNA單鏈/雙鏈斷裂、DNA-DNA和DNA-蛋白質交聯(lián)等基因結構改變的堿洗脫法[50]；用于檢測單細胞內DNA損傷的彗星實驗以及檢測有絲分裂過程中染色體斷裂或染色體錯配所造成的染色體損傷的微核實驗等。其中，彗星實驗和微核試驗已經作為經濟合作與發(fā)展組織(OECD)所規(guī)定的用于檢測生物基因毒性的標準方法[51]，對2種檢測的條件控制、參數(shù)選擇、結果分析都有明確的標準化規(guī)定。因此這2種檢測方法的結果可以很方便地在全球范圍內進行對比，通過不同海域貝體內的基因損傷程度就能夠說明某一海域的水體質量優(yōu)劣或某種外源化合物的生物毒性效應[52]。大量研究表明，經過PAHs處理過的海洋貝類，其不同組織細胞都會表現(xiàn)出顯著增加的DNA損傷，其損傷程度與接觸的PAHs濃度具有顯著的正相關性，驗證了檢測基因結構改變在研究PAHs的基因毒性效應方面的準確性[8,10]。此外，當水體中或貝體內的PAHs含量小于儀器(如GC-MS)檢測限時，依舊可以檢測出貝體細胞的基因損傷[30]，說明了基因結構改變檢測的靈敏度。另一類常用的基因毒性指標是特定基因的表達水平變化，這類基因通常是編碼參與外源化合物代謝的基因(cyp4y1,cat)，或者是參與細胞應激響應與防御(hsp70,mt10,gst)、細胞生長與凋亡(p53,ras)、DNA損傷與修復(rad51,aadd45a)，以及細胞信號轉導的轉錄與調控因子(p38,casp3)等[53-54]。研究顯示，不同類型的PAHs脅迫下的貝類細胞的上述基因通常會在轉錄水平表現(xiàn)出顯著的表達變化，暗示生物體會通過增加或減少相關代謝酶的合成、激活或抑制生物體的應激防御體系關鍵調控因子等途徑來應對PAHs所造成的脅迫。這種基因表達水平的變化往往具有生物種屬特異性及組織特異性，與貝類的生存環(huán)境、生理功能狀況以及PAH的生物轉運與轉化過程直接相關。通過對這些關鍵基因表達水平變化的研究，可以幫助了解特定PAHs在貝體內引起生物響應的具體機制及關鍵靶分子，同時為進一步將研究結果外推至高等生物，開展進化學的相關研究提供寶貴的科學依據(jù)。值得注意的是，由于正常情況下基因的表達水平也會因為生物體的不同生理狀態(tài)而進行適應性的調整，確定基因表達水平的顯著變化與PAHs脅迫之間的相關性，需要大量實驗數(shù)據(jù)的支持與驗證。因此，目前關于海洋貝類基因毒性的檢測，通常以基因結構改變?yōu)橹?，結合基因表達水平的變化，以便能夠同時詮釋基因水平上的毒性效應及其機制。

表2 PAHs在海洋貝類的不同生物水平所造成生物毒性效應及常用評價方法Table 2 The common used testing techniques to assess the biological toxicological effects in marine bivalve induced by PAHs

注： *詳細信息已在所引用參考文獻中進行綜述；# IR表示吸收率，AE表示吸收效率，R表示呼吸作用消耗的能量。

Note: *The detailed information has been reviewed in the cited reference; # IR indicating absorption rate, AE indicating absorption efficiency,Rindicating energy consumed by respiration.

5 PAHs導致貝類的其他毒性(Other toxic effects of PAHs on marine bivalve)

除了前文中所總結的常用海洋貝類毒性檢測指標與檢測方法以外(表2)，近年來基因表達檢測技術、組學技術的迅速發(fā)展，使得與脅迫相關的生物體基因組、蛋白質組、代謝組的變化，即基因、蛋白質或代謝物表達的改變，逐漸成為反映外源污染物對生物體毒性效應的生物學指標[55-56]。Avio等[40]采用DNA微陣列研究吸收了PAHs的聚乙烯微塑料對紫貽貝基因表達的影響，發(fā)現(xiàn)經過處理后出現(xiàn)2 143個差異基因表達；其中大多數(shù)上調表達的基因都屬于日本京都基因與基因組數(shù)據(jù)庫(Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes, KEGG)標記信號通路中與溶酶體活性、生物體免疫應答相關的基因。Jurgen等[57]采用BaP處理雞簾蛤12 d，雙向電泳后看到3個質量在62～98 kD之間，屬于熱激蛋白的差異蛋白質點，驗證了蛤中的外源污染物應激通路也是通過激活HSP及其輔助的一系列蛋白質的合成而進行。Chen等[58]代謝組學的方法研究了馬氏珠母貝(Pinctadamartensii)對10 μg·L-1BaP暴露的響應，發(fā)現(xiàn)BaP的存在干擾了貝的滲透調節(jié)和能量代謝的過程。應用組學技術開展PAHs所引起的海洋貝類的生物毒性效應的研究正逐漸興起，研究結果在解釋PAHs導致的生物毒性效應機制方面具有巨大優(yōu)勢，但是由于相關研究處于起步階段，相關歷史數(shù)據(jù)資料較少，同時受到分析儀器專有性的限制，目前未能在貝類研究廣泛使用，具有廣闊的研究前景。

6 展望(Prospect)

海洋中PAHs的存在可以造成海洋貝類從個體到基因不同生物水平的毒性效應，并通過一系列相關的生物標記物進行檢測。在生態(tài)毒理學的研究中，生物個體水平上的檢測通常屬于生態(tài)毒性測試，用于說明環(huán)境中的外源物質，如PAHs，及其代謝產物對物種個體及種群的影響；而在細胞、分子等水平的毒性檢測則可以反映機體面對外界刺激所具有的復雜應答和調控過程，是對生物學過程的內在發(fā)生機制進行闡釋。不論是毒效的檢測還是致毒機制的研究，毒理學研究都必須采用一系列生物標志(biomarker)來客觀地測定和評價生物體系與環(huán)境因子相互作用所產生的變化。與之相關的具體檢測手段(Bioassay)及其檢測終點(endpoint)則可作為外源化合物對生物體不良健康效應的定性與定量評價指標。在實際生產生活中，為了對化合物的生產、排放、接觸過程等做出相關限制的規(guī)定，常常將能使某種生物學效應增加到一個特定反應水平的臨界參數(shù)作為該化合物在該生物水平的基準量(Benchmark)，以此為基礎選用的劑量-反應關系研究中發(fā)現(xiàn)的不致產生有害效應或不能測得有害效應的化合物劑量作為該化合物的閾值(Threshold)或安全劑量，以保護生物體安全及生態(tài)平衡[71]。本文所綜述的內容亦旨在能夠更好地應用海洋貝類這一模型生物開展相關的生態(tài)毒理學研究，確定真實有效的PAHs安全閾值。目前，國內外有關PAHs對海洋貝類生物毒性檢驗方法及毒性效應研究已取得較大進展，但仍然有一些熱點問題需要進一步深入研究。

首先，需要對不同類型的測定方法進行標準化。針對同一標記物的測定方法多樣，亟需針對一種模式生物建立起標準化的測定方法，為毒性效應數(shù)據(jù)對比分析提供數(shù)據(jù)支持。另外，國家有關部門應制定針對污染物的生物毒性效應評價標準，規(guī)范評價過程，保證生態(tài)環(huán)境預警的可操作性和風險評估理論的準確性。

其次，采用多生物水平的毒性效應來全面闡釋PAHs所造成的生物損傷。目前對PAHs脅迫下海洋貝類的應激響應主要著眼于單一水平的生物標記物，但不同生物水平標記物作用靶器官的不同以及檢測方法敏感性的差異，造成了研究結果的差異性和不準確性，因此，今后的研究中應著眼于多種標記物、常規(guī)技術與新技術等的結合使用，全面評價污染物的毒性效應。

再次，需要將研究重點從生物毒性效應轉移到PAHs對海洋貝類的致毒機制。針對PAHs脅迫下海洋貝類毒性效應的研究已有較大的進展，但對PAHs致毒機制的研究仍有欠缺，尤其是海洋生物與高等生物體內致毒效應與機制的對比性研究鮮有開展。PAHs生物轉化過程的復雜性、PAHs種類的繁雜、海洋貝類相關分子信息的缺乏、以及機制研究中對儀器要求較高、測定價格昂貴等給相關的研究帶來難度。隨著研究的進一步深入，如何進一步利用好海洋貝類這一生物模型，篩選敏感性的，具有代表性的生物毒性效應來指示特定PAHs所引起的生物健康威脅，并應用于原位監(jiān)測，實現(xiàn)通過生物響應快速檢測海洋生態(tài)環(huán)境安全將成為未來研究的一個巨大挑戰(zhàn)。