《Environmental Pollution》：The Effects of Polystyrene Nanoplastic and Bisphenol A Exposure on the Thyroid Gland in Mice
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纳米塑料颗粒（PS-NPs）与双酚A（BPA）协同暴露通过干扰甲状腺激素合成和促进细胞外基质（ECM）重塑加剧甲状腺毒性，其机制与共享的细胞内压力通路无关，提示组织水平相互作用的重要性。
孟佳宝|邱野丹|王丹|吴丹丹|张佳文|赵志|周伟|刘倩琪
南京医科大学儿童医院儿童保健科，中国南京广州路72号，210008
摘要
接触聚苯乙烯纳米塑料（PS-NPs）和双酚A（BPA）所带来的健康风险是全球公认的关注点，然而这两种物质对哺乳动物甲状腺的单独及联合毒性作用仍不明确。这项结合体内和体外研究的结果表明，在小鼠中，仅暴露于PS-NPs四周就会导致甲状腺激素紊乱和结构损伤，而同时暴露于BPA则会显著加剧这种损伤，表明存在叠加毒性作用。这种叠加效应表现为组织病理学显著恶化，以及甲状腺转录组从细胞质翻译相关通路向细胞外基质（ECM）组织和胶原纤维组装相关通路的转变。从机制上看，尽管这两种污染物都下调了核心的昼夜节律基因（Per3和Dbp），但共同暴露并未导致进一步的抑制。相反，体内分析显示PS-NPs增强了BPA对特定ECM相关基因（Col1a2、Col5a1和Col5a2）的抑制作用。值得注意的是，在体外的人类甲状腺细胞中并未观察到这种转录协同效应，共同暴露并未放大BPA的抑制作用。这些发现表明，甲状腺的叠加毒性并非由甲状腺细胞内共同应激通路的放大所驱动，而更可能源于复杂的组织水平相互作用，其中细胞外基质的失调起着核心作用。总体而言，我们的结果揭示了PS-NPs和BPA之间的叠加效应，并强调了新兴污染物与纳米颗粒共存所带来的环境风险。
引言
全球塑料污染已成为一个亟需干预的关键公共卫生问题。随着工业化进程的加快，全球塑料产量急剧增加，塑料废物的产生也随之增多。据预测，到2040年，全球塑料废物积累量将达到25亿吨[1]。这些塑料在环境中长期存在，通过物理、化学和生物过程发生破碎，形成直径小于1000纳米的纳米颗粒（NPs），从而加剧了生态和健康风险[2]。
与微塑料（MPs）相比，NPs由于数量更多且表面积更大，因此具有更高的环境和生物风险[3]。这些亚微米颗粒在水生系统中具有显著的生态影响，它们通过吸附抗生素、双酚A和重金属等共污染物，产生协同毒性[4]。更重要的是，NPs会在有机-矿物基质中长期滞留，随后重新进入生物循环，在食物链中逐渐积累，最终威胁人类健康[3]。分析证据表明，人体血液、肺组织和胎盘组织中均可检测到PS-NPs的浓度[5]。这些纳米颗粒会干扰核心代谢途径，导致胰腺、肝脏、肠道和肾脏的多器官功能障碍，并促进系统性代谢疾病的发病[6]。研究还显示，PS-NPs暴露会显著抑制水生无脊椎动物的觅食行为和繁殖能力。其机制涉及过量的活性氧（ROS）生成，导致脂质过氧化和DNA损伤，从而破坏重要的生理过程[7]。哺乳动物研究表明，口服PS-NPs会通过破坏结肠上皮屏障、减少黏液分泌、抑制紧密连接蛋白的表达以及改变肠道微生物群组成来干扰肠道稳态[8]。
关于NPs的一个特别担忧是它们作为相关化学添加剂（如BPA）的载体作用。在水生环境中，BPA吸附在微塑料颗粒上可能形成具有增强毒性的复合物[9, 10]。因此，MPs和BPA之间的相互作用是评估其联合环境风险的关键因素，因为MPs可能作为载体，促进BPA在生物体内的积累并放大其毒性效应[11, 12]。此外，由于PS-NPs的特定物理化学性质，它们会与BPA等污染物相互作用，从而影响其环境生物利用度和总体毒性[13]。BPA污染已渗透到全球水生系统中，中国河流调查显示表层水中的BPA浓度最高可达44.65 μg/L，底泥中的浓度高达491.54 μg/kg[14]。由于BPA具有内源性17β-雌二醇的结构相似性，毒理学研究表明它能够竞争性结合哺乳动物的雌激素受体（ERα/ERβ），扰乱核受体信号通路，进而破坏多系统生理稳态[15]。发育毒性研究显示，围产期口服BPA会导致多代生殖异常，雌性后代原始卵泡数量显著增加，而雄性后代则出现肾肥大和前列腺增生[16]。神经发育研究表明，BPA会通过干扰雌激素信号通路、表观遗传失调和氧化应激等机制，损害神经干细胞的增殖、分化和突触形成[17]。Nowak等人还证明，BPA会抑制先天免疫细胞的功能寿命，扰乱淋巴细胞生成，并通过T细胞无应答性和B细胞反应减弱损害适应性免疫[18]。
甲状腺是一个重要的内分泌器官，负责调节代谢、生长和能量平衡等关键生理过程。甲状腺功能的紊乱会损害整体健康。甲状腺功能通过下丘脑-垂体-甲状腺（HPT）轴进行神经内分泌调节，该轴动态维持循环中的甲状腺激素水平以保持代谢平衡。现有毒理学证据表明，NPs会干扰内分泌系统，抑制血清三碘甲状腺原氨酸（T3）和游离甲状腺素（FT4）的合成[19]。同时，BPA作为一种已确认的甲状腺干扰物，能够以纳摩尔级的亲和力与甲状腺激素受体结合[20]。哺乳动物研究还显示，BPA会改变HPT轴的调节因子表达[20]，而人类流行病学数据将早期BPA暴露与儿童甲状腺功能障碍联系起来，这可能影响神经发育[21]。Gorini等人发现，BPA会抑制甲状腺过氧化物酶介导的碘化物有机化过程，从而抑制甲状腺激素的生物合成能力[22]。
环境污染物通常以复杂混合物的形式存在，因此单一污染物研究不足以揭示其毒性作用机制。联合暴露研究通过模拟现实世界中的共存污染物，解决了这一局限性[23]，为复杂污染情景下的暴露阈值制定提供了科学依据，并超越了单一物质风险评估范式。目前，关于NPs和BPA共同暴露对甲状腺稳态的影响数据尚不明确，其确切的机制机制也尚未阐明。因此，本研究探讨了NPs和BPA对小鼠甲状腺功能障碍的联合效应，并阐明了其分子机制，旨在识别早期内分泌紊乱的生物标志物并评估相关健康风险。
部分摘录
动物、药物及给药
C57BL/6雄性小鼠（16-18克，4周龄）购自南京医科大学动物中心（中国江苏南京）。所有在小鼠身上进行的实验均获得了南京医科大学伦理委员会的批准（IACUC-20230905-01）。饲养环境符合标准SPF标准，室温为21-24°C，环境湿度为30%-50%，光照周期为12小时（昼夜交替），提供自由进食和饮水条件。
PS-NPs暴露后的动物体重、激素水平和组织学变化
暴露4周后的小鼠被用于评估NPs对甲状腺的神经毒性作用（图1A）。通过扫描电子显微镜（SEM）确认了PS-NPs（100纳米）颗粒的形态（图1B）。在整个暴露期间，不同PS-NPs暴露组与对照组之间的体重变化无显著差异（图1C）。
为了进一步评估NPs对小鼠甲状腺的潜在毒性，我们进行了全面的病理学和生化检查
讨论
本研究揭示了PS-NPs和BPA的独特且协同的甲状腺毒性作用。在小鼠中，单独暴露于PS-NPs会导致甲状腺激素紊乱和组织损伤，而同时暴露于BPA会显著加剧这些效应。转录组分析显示，联合暴露使分子特征向细胞外基质重塑相关通路转变。尽管这两种污染物单独存在时都会下调昼夜节律基因的表达，但共同暴露并未进一步抑制这些基因的表达
CRediT作者贡献声明
刘倩琪：撰写 – 审稿与编辑，概念构思。周伟：撰写 – 审稿与编辑，概念构思。王丹：数据管理。邱野丹：撰写 – 初稿。孟佳宝：撰写 – 初稿。赵志：撰写 – 初稿。张佳文：撰写 – 初稿。吴丹丹：撰写 – 初稿
利益冲突声明
? 作者声明没有已知的利益冲突或个人关系可能影响本文的研究结果。
致谢
本研究得到了国家自然科学基金（82171222）和江苏省医学会儿科科学研究专项基金（SYH-32034-0097）的支持
