王爽，路珍，李斐，叢明，吉成龍,2，吳惠豐,2,*

1. 中國科學院煙臺海岸帶研究所，海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復重點實驗室，山東省海岸帶環(huán)境過程重點實驗室，煙臺 264003 2. 青島海洋科學與技術國家實驗室，海洋漁業(yè)科學與食物產(chǎn)出過程功能實驗室，青島 266237 3. 中國科學院大學，北京 100049

溴系阻燃劑(brominated flame retardants, BFRs)，因具有高效阻燃性和耐熱性，被廣泛使用于電子、紡織和塑料等工業(yè)生產(chǎn)中。近年來，全國BFRs需求量逐年增加，生產(chǎn)種類約有80多種，主要包括多溴聯(lián)苯醚(poly brominated diphenyl ethers, PBDEs)、四溴雙酚A(tetrabromobisphenol A, TBBPA)、六溴環(huán)十二烷(hexabromocyclododecane, HBCDs)、六溴苯(hexabromobenzene, HBB)和十溴二苯乙烷(decabromodiphenyl ethane, DBDPE)等[1]。隨著PBDEs和HBCDs被《斯德哥爾摩公約》(Stockholm Convention)列為持久性有機污染物(persistent organic pollutants, POPs)，TBBPA和DBDPE已成為應用最廣泛的BFRs。其中，TBBPA的生產(chǎn)量約占BFRs生產(chǎn)總量的50%以上，是全球用量最大的阻燃劑產(chǎn)品，年需求量超過17萬t[2]；DBDPE作為十溴聯(lián)苯醚(decabromodiphenyl ether, Deca BDE)的替代品，自2005年在中國投產(chǎn)以來，年均增幅達80%[3]，2006年的初始產(chǎn)量約為1.1萬t，2016年產(chǎn)量高達3.1萬t[4-5]。BFRs可分為反應型和添加型2種，反應型BFRs以化學鍵與基質(zhì)結(jié)合，不易擴散至環(huán)境中；添加型BFRs以分子間作用力與基質(zhì)結(jié)合，容易擴散至環(huán)境中。TBBPA既可作為反應型BFRs也可以作為添加型BFRs，而DBDPE只可作為添加型BFRs，不與其他材料發(fā)生化學鍵的結(jié)合。因此，二者在使用時都可能通過揮發(fā)、滲出等方式釋放到外界環(huán)境中，目前在空氣、水體、沉積物、土壤和生物體等多種環(huán)境介質(zhì)中均有檢出，伴隨著物質(zhì)能量循環(huán)過程，其污染范圍已遍布全球[1,6-8]。TBBPA和DBDPE水溶性低、親脂性強、化學性質(zhì)穩(wěn)定，可在環(huán)境中穩(wěn)定存在，并具有潛在的生物富集效應[9-10]。諸多研究已證明TBBPA和DBDPE具有生長發(fā)育毒性、肝腎毒性和內(nèi)分泌干擾等多種毒性效應[11-16]。

隨著制造業(yè)的迅猛發(fā)展，我國對BFRs的需求與日俱增。PBDEs等被列為POPs而禁止生產(chǎn)和使用，導致以TBBPA和DBDPE為代表的BFRs產(chǎn)能急劇擴增。然而，由于缺乏對TBBPA和DBDPE生產(chǎn)和排放的有效監(jiān)控，其潛在的環(huán)境風險不容忽視。本文重點介紹以TBBPA和DBDPE為代表的BFRs在環(huán)境中的污染現(xiàn)狀、毒性效應及其機制的研究進展，并對這2種BFRs的未來研究重點進行展望，以期為開展BFRs環(huán)境風險評估、測算環(huán)境容量以及篩選潛在替代品提供重要參考，也將為政府部門調(diào)控BFRs產(chǎn)能提供理論依據(jù)。

1 四溴雙酚A(Tetrabromobisphenol A, TBBPA)

1.1 TBBPA的理化性質(zhì)

TBBPA是雙酚A(bisphenol A, BPA)的溴化衍生物，室溫下為白色或灰白色粉末，可作為反應型阻燃劑用于制造含溴環(huán)氧樹脂，也可作為添加型阻燃劑用于丙烯腈-丁二烯-苯乙烯塑料(acrylonitrile butadiene styrene, ABS)、不飽和聚酯、膠黏劑以及涂料等。TBBPA具有熱穩(wěn)定性好、阻燃效率高、水不溶性和耐腐蝕等優(yōu)點，缺點是燃燒時生成有毒氣體和大量煙霧，添加后會降低被阻燃物對紫外光的穩(wěn)定性，其理化性質(zhì)如表1所示[17-18]。TBBPA的辛醇水分配系數(shù)(logKow)較高、水溶性低，在水體和土壤等介質(zhì)中都具有較長的半衰期，容易在水體、土壤和底泥等多種介質(zhì)中持久、穩(wěn)定存在。由于TBBPA具有高脂溶性，易富集到生物體內(nèi)，對生物產(chǎn)生毒性效應，當化合物的生物累積系數(shù)(bioaccumulation factors, BAF)>5 000 (lgBAF>3.7)或者logKow>4時，認為該化合物具有生物富集作用，TBBPA的BAF和logKow范圍分別是9.56～22.64和4.50～6.53，表明TBBPA具有一定的生物富集效應[18]。

表1 四溴雙酚A(TBBPA)的物理化學性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of tetrabromobisphenol A (TBBPA)

1.2 TBBPA的污染現(xiàn)狀

全球范圍的調(diào)查研究顯示，TBBPA作為普遍存在的有機污染物之一，在空氣、水體、土壤、沉積物和生物等多種環(huán)境介質(zhì)中均有不同含量的檢出(表2)。中國已經(jīng)成為TBBPA污染最為嚴重的地區(qū)，其中，TBBPA的主要生產(chǎn)區(qū)(天津市、山東省和江蘇省)和電子垃圾回收區(qū)(浙江省和廣東省)是典型的污染區(qū)[19-21]。本小節(jié)主要綜述了TBBPA的分布特征、污染程度以及人體暴露等污染現(xiàn)狀。

1.2.1 空氣

TBBPA作為添加型阻燃劑時，在生產(chǎn)以及電子垃圾拆解過程中容易通過揮發(fā)、滲出等方式釋放到空氣中，另外含有TBBPA廢料的燃燒也會使TBBPA進入空氣。由于TBBPA具有低蒸汽壓和高親脂性，容易在大氣中被吸附至顆粒物上，僅部分能在大氣中被檢測到。有學者檢測不同地區(qū)空氣中TBBPA的含量時發(fā)現(xiàn)，工業(yè)區(qū)空氣中TBBPA的濃度顯著高于非工業(yè)區(qū)，如中國貴嶼地區(qū)和瑞典斯德哥爾摩地區(qū)的電子元件回收廠空氣中最高濃度分別可達95.04 ng·m-3和140 ng·m-3[22-23]，而中國深圳市某辦公室和日本北海道某家庭室內(nèi)空氣中最高濃度僅為0.51 ng·m-3和0.02 ng·m-3[24-25]。Abdallah等[26]通過調(diào)查不同區(qū)域空氣中TBBPA濃度發(fā)現(xiàn)，公共環(huán)境(26 pg·m-3)>家庭(16 pg·m-3)=辦公室(16 pg·m-3)>室外(0.8 pg·m-3)，這可能與使用阻燃劑材料的數(shù)量有關，公共區(qū)域大量使用阻燃劑材料導致更多的TBBPA釋放。此外，還有研究發(fā)現(xiàn)，TBBPA可在大氣中遠距離遷移，研究人員已在遠離排放源的北極地區(qū)空氣中檢測到TBBPA，含量最高為70 pg·m-3[27]。

1.2.2 水體

水體在生態(tài)系統(tǒng)中覆蓋面較廣，其污染狀況也引起人們的廣泛關注。TBBPA能通過與空氣中顆粒物質(zhì)結(jié)合擴散至水體環(huán)境中，也可通過廢水排放、垃圾填埋等方式直接進入。目前已在多個國家的海洋和河流中都檢測TBBPA的存在，其濃度高低與受人類活動影響大小相關，一般未污染區(qū)域的含量差異不大。德國埃姆斯河和穆爾德河中檢出的TBBPA濃度范圍是0.2～20.4 ng·L-1，法國奧爾日河支流TBBPA濃度在0.035～0.068 ng·L-1之間[28]，中國幾個重要水域中檢出濃度與上述相似，太湖、北江和東江中TBBPA濃度分別是nd～1.12、0.02～0.27和1.11～2.83 ng·L-1[29-31]。工業(yè)區(qū)污水和城市區(qū)尾水排放等人類活動影響是造成天然水體中TBBPA污染的主要原因。TBBPA在日本某廢料填埋場附近水體中的最高含量是540 ng·L-1[32]，中國巢湖水體內(nèi)含量范圍是850～4 870 ng·L-1[33]，均遠高于非工業(yè)區(qū)水體內(nèi)TBBPA含量[34]。

1.2.3 沉積物和土壤

由于TBBPA具有較高的logKow，在水中溶解度較低，易與顆粒物結(jié)合，水體中的TBBPA極易被水中懸浮物和底泥等吸附，沉積物中TBBPA含量相對于水體樣品更加穩(wěn)定[13]。在不同國家內(nèi)陸河流沉積物中TBBPA含量相似，英國泰晤士河沉積物中檢測出TBBPA最高濃度為2.6 ng·g-1，平均濃度為0.6 ng·g-1，這與荷蘭(2.2 ng·g-1)和日本(1.6 ng·g-1)沉積物中的濃度接近[32,35]，在中國大亞灣和珠江等流域沉積物中均檢測到TBBPA的存在，其濃度一般<10 ng·g-1[36-37]。近年來，隨著TBBPA生產(chǎn)和使用量的顯著增加，TBBPA污染區(qū)沉積物的污染程度顯著升高。瑞典污水處理廠TBBPA最高濃度是270 ng·g-1[38]，英國BFRs生產(chǎn)工廠所在流域沉積物中BFRs最高濃度是9 750 ng·g-1[35]，中國貴嶼電子元件回收廠廢水接納水體的沉積物中TBBPA含量是迄今報道的最高濃度，最高可達41 200 ng·g-1[39]。而土壤中TBBPA含量的報道數(shù)據(jù)也表明，TBBPA含量與污染源相關，山東壽光BFRs生產(chǎn)區(qū)和廣東清遠電子垃圾回收區(qū)TBBPA濃度分別為7 758 ng·g-1和646.04 ng·g-1[40-41]，顯著高于未受污染土壤中TBBPA含量(5.6 ng·g-1)[42]。還有研究表明，TBBPA的溶解性和遷移能力與土壤pH值呈正相關(pH<7時，水溶性<1.26 mg·L-1)，在土壤pH變化時，可以通過滲濾作用污染地下水[43]。

表2 不同介質(zhì)中TBBPA的含量Table 2 Concentrations of TBBPA in different media

1.2.4 生物體

野生動物生活在含有TBBPA的環(huán)境中，可通過主動(攝食)和被動(暴露)方式攝入TBBPA。而TBBPA具有較強親脂性，容易在生物體內(nèi)富集。目前已在浮游生物、魚類、鳥類和哺乳類等體內(nèi)廣泛檢出TBBPA，調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)，生物體內(nèi)污染程度與生物棲息環(huán)境的污染狀況相關，在污染較重區(qū)域，生物體內(nèi)TBBPA含量更高。如日本名古屋魚類體內(nèi)TBBPA含量檢出范圍是0.01～0.11 ng·g-1，而中國巢湖和貴嶼等污染區(qū)魚類體內(nèi)TBBPA含量是其千倍，濃度可達101 ng·g-1，這與采樣地區(qū)存在大量的電子垃圾拆解廠相關[28,33,43-45]。Johnson-Restrepo等[19]發(fā)現(xiàn)TBBPA在美國佛羅里達州的寬吻海豚和鯊魚體內(nèi)含量分別是1.2 ng·g-1和9.5 ng·g-1，高于其他地區(qū)含量，這與北美地區(qū)發(fā)達的工業(yè)發(fā)展相關。對北極地區(qū)的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，北極熊體內(nèi)也存在TBBPA，這也證實了TBBPA長距離遷移的能力[20]。

1.2.5 人體暴露

人類不僅易受到環(huán)境(如家和辦公室)中TBBPA的暴露，還可能通過食物攝入TBBPA?，F(xiàn)已證明TBBPA廣泛存在于水產(chǎn)品、肉類和牛奶等多種食品中[46]，并在人類的脂肪、血清和乳汁等樣品中都有不同程度的檢出，如法國女性血清和母乳中TBBPA含量分別是310 ng·g-1和7 000 ng·g-1[47]，Barghi等[48]在研究中首次發(fā)現(xiàn)TBBPA存在于非特異性接觸的人類頭發(fā)中，含量為16.04 ng·g-1，表明樣品中TBBPA可能來源于內(nèi)源性暴露，非職業(yè)人群同樣面臨TBBPA暴露風險。

以上研究表明，TBBPA污染程度與人類活動密切相關，工業(yè)區(qū)和人類生活區(qū)較自然環(huán)境中TBBPA污染更加嚴重，整體呈現(xiàn)經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)較非經(jīng)濟區(qū)含量高的趨勢。由于TBBPA的logKow較高，水溶性低，在不同環(huán)境介質(zhì)中，沉積物等固相中TBBPA的污染程度高于氣相和水相。TBBPA具有高的脂溶性，容易富集到生物組織中，易對生物產(chǎn)生毒性作用。對比不同國家TBBPA的污染狀況發(fā)現(xiàn)，中國作為TBBPA最大的生產(chǎn)國和使用國，面臨的TBBPA污染狀況更加嚴峻。因此，隨著TBBPA的生產(chǎn)量和使用量的增加，各種環(huán)境介質(zhì)中TBBPA含量將逐漸升高，持續(xù)關注并開展TBBPA的污染現(xiàn)狀調(diào)查、毒理效應與機制研究以及包括人類在內(nèi)的健康風險評估是亟待解決的重要問題。

1.3 TBBPA的毒性效應

TBBPA可在生物體內(nèi)富集，會對生物體造成不利影響，開展TBBPA對生物的毒性效應及其機制的研究，對于早期預警TBBPA的生態(tài)風險具有重要意義?，F(xiàn)有文獻報道顯示，TBBPA對生物具有生長發(fā)育毒性、肝腎毒性、生殖毒性、神經(jīng)毒性以及內(nèi)分泌干擾等毒性效應。

1.3.1 生長發(fā)育毒性

大量研究表明，TBBPA對浮游植物、浮游動物、軟體動物、魚類和哺乳動物等多種生物具有急性毒性，并影響生物的生長發(fā)育過程。由于受試生物自身的生理特征不同，導致TBBPA對不同生物的毒性效應具有差異。Covaci等[54]發(fā)現(xiàn)在大鼠和小鼠中，TBBPA的半數(shù)致死劑量(LD50)分別>4 g·kg-1和>5 g·kg-1，還會引起大鼠出現(xiàn)行動遲緩、行為呆滯和反應遲鈍的情況[28]。除哺乳動物外，TBBPA能夠限制低等生物的生長發(fā)育過程。以浮游生物為研究對象開展的TBBPA的毒性研究，發(fā)現(xiàn)TBBPA對不同浮游生物影響效應不同。如TBBPA對橈足類(Oithonasimilis)48 h半數(shù)致死濃度(48 h-LC50)值為3.106 mg·L-1[55]；在TBBPA對叉鞭金藻(Dicrateriainornata)的暴露實驗中，發(fā)現(xiàn)金藻細胞表面形態(tài)和內(nèi)部亞顯微結(jié)構(gòu)改變，藻內(nèi)光合色素含量會隨著TBBPA濃度的增加而顯著下降[56]。TBBPA對菲律賓蛤仔(Ruditapesphilippinarum)的96 h-LC50為7.4 mg·L-1，還可誘發(fā)蛤仔濾食障礙，顯著抑制殼體生長[57]。TBBPA能引起海膽(Psammechinusmiliaris)幼體發(fā)育畸形，造成海膽幼體形態(tài)較小和骨架異常[58]。斑馬魚(Daniorerio)作為模式生物，常用于有機污染物毒性效應研究，TBBPA對斑馬魚胚胎的96 h-LC50值為1.3 mg·L-1[59]，TBBPA對斑馬魚的毒性表現(xiàn)為產(chǎn)卵凝固率增加、胚胎孵化時間延長、發(fā)育畸形、血流失調(diào)和心包水腫等[60]，還可影響斑馬魚眼睛發(fā)育，導致其視動反應降低[61-62]。

TBBPA的發(fā)育毒性機制尚未完全闡明，可能通過細胞外信號調(diào)節(jié)激酶(extracellular signal-regulated kinase, ERK)瞬間激活隨后降低，進而干擾MAPK信號通路，導致細胞周期出現(xiàn)明顯的G2/M阻滯，減少細胞分裂，從而抑制生物體正常的生長發(fā)育[63]。

1.3.2 肝腎毒性

肝臟和腎臟是哺乳動物重要的解毒和排毒器官。通過不同途徑進入生物體內(nèi)的TBBPA，會對肝臟和腎臟產(chǎn)生毒性效應。Tada等[64]發(fā)現(xiàn)孕期小鼠食用含TBBPA的飼料，可以同時導致受試小鼠母體和幼體的發(fā)生肝腎損傷；低劑量的TBBPA(200 mg·kg-1)會導致新生大鼠的輕微腎損傷，腎小管發(fā)生多囊性病變，尿中腎臟上皮細胞排出量增多[65-66]。TBBPA能引起大鼠體內(nèi)谷胱甘肽(glutathione, GSH)含量下降、超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)活性和丙二醛(malondialdehyde, MDA)含量增加，還誘導雄性青春期大鼠腎臟中大量產(chǎn)生DNA氧化損傷的生物標志物8-羥基脫氧鳥苷(8-OHdG)[67]。在另一項研究中，TBBPA導致新鮮分離的大鼠肝細胞內(nèi)損失大量三磷酸腺苷(adenosine triphosphate, ATP)、GSH和硫醇(mercaptan, R-SH)[68]。除上述肝腎毒性外，還可對肺造成損傷。龍金烈和黃長江[69]發(fā)現(xiàn)TBBPA氣相暴露能引起雄性小鼠肺組織炎癥、肺組織細胞膜損傷、激發(fā)肺組織自身的免疫保護及抗炎抗纖維化作用。

TBBPA對魚類也表現(xiàn)出一定的肝腎毒性。TBBPA的肝臟毒性主要表現(xiàn)為對肝細胞及肝臟組織的損害，可破壞肝細胞索狀結(jié)構(gòu)、導致肝細胞間隙增大、胞核固縮、空泡化、脂肪化以及線粒體囊泡化[70-71]。TBBPA暴露會導致鯽(Carassiusauratus)肝臟中過氧化氫酶(catalase, CAT)和SOD活性降低，GSH和MDA含量降低[72-73]。研究不同濃度TBBPA對羅非魚(Mossambicatilapia)肝臟抗氧化系統(tǒng)的影響時發(fā)現(xiàn)，隨TBBPA濃度增加，羅非魚體內(nèi)的GSH含量和谷胱甘肽巰基轉(zhuǎn)移酶(glutathione S-transferase, GST)活性呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢，SOD活性呈現(xiàn)先上升后下降趨勢[74]。Ronisz等[75]發(fā)現(xiàn)TBBPA可引起魚體內(nèi)谷胱甘肽還原酶(glutathione reductase, GR)活性顯著升高。

氧化應激是目前被廣泛認可的TBBPA器官毒性的致毒機理。TBBPA可通過破壞線粒體功能對器官實質(zhì)細胞產(chǎn)生毒害作用，即TBBPA的鹵化苯酚特性破壞線粒體氧化磷酸化作用，通過CYP2B1/2B2誘導產(chǎn)生過量活性氧(ROS)，導致線粒體損傷[67-68]。生物體依靠抗氧化酶系統(tǒng)清除多余的ROS，若ROS平衡被破壞，將導致細胞功能喪失，影響器官的正常生理功能。

1.3.3 內(nèi)分泌干擾效應

正常組織學結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定的激素水平是維持內(nèi)分泌系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的重要保障，可用于評估污染物的內(nèi)分泌干擾作用。TBBPA被認為是一種潛在的內(nèi)分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals, EDCs)，主要通過非受體途徑引發(fā)內(nèi)分泌干擾效應，即通過影響下丘腦-垂體-甲狀腺軸(hypothalamus-pituitary-thyroid axis, HPT axis)、下丘腦-垂體-性腺軸(hypothalamic-pituitary-gonadal axis, HPG axis)和下丘腦-垂體-腎上腺軸(hypothalamic-pituitary-adrenal axis, HPA axis)中的某些環(huán)節(jié)，參與或影響激素的正常合成、代謝、轉(zhuǎn)化和活性。TBBPA與三碘甲狀腺原氨酸(triiodothyronine, T3)、四碘甲狀腺原氨酸(thyroxine, T4)的結(jié)構(gòu)非常類似(圖1)，研究表明，TBBPA可以影響甲狀腺的正常組織形態(tài)、破壞體內(nèi)激素平衡以及干擾甲狀腺相關基因的表達水平[61,76]。

圖1 TBBPA與甲狀腺激素T3和T4的結(jié)構(gòu)對比Fig. 1 Structures of TBBPA and thyroid hormones T3 and T4

TBBPA能夠引起生物體內(nèi)甲狀腺激素水平的紊亂，不同物種和不同性別生物體內(nèi)的變化趨勢存在差異。Wistar大鼠食用含有16 mg·kg-1TBBPA的飼料28 d后，雄性大鼠血清T4水平升高，T3水平降低，雌性T4水平升高，T3水平無明顯變化[77]。TBBPA可導致紅鯽甲狀腺濾泡上皮增厚、濾泡細胞代償性肥大和增生[78]，還可導致斑馬魚甲狀腺中膠質(zhì)減少[70]。長期暴露于50～500 μg·L-1TBBPA的歐洲川鰈(Platichthysflesus)血漿中T4水平顯著增加，但T3水平無顯著變化[79]；TBBPA還導致粗皮蛙(Ranarugosa)體內(nèi)T3含量顯著增加[80]；暴露于TBBPA的鯽血漿中總甲狀腺素(total thyroxine, TT4)和總?cè)饧紫僭彼?total triiodothyronine, TT3)水平顯著下降[78]。

TBBPA影響HPT軸關鍵基因的表達水平，干擾甲狀腺調(diào)節(jié)的生物過程。促甲狀腺β基因tshβ作為甲狀腺軸的主要調(diào)節(jié)因子，調(diào)控循環(huán)甲狀腺激素(thyroid hormones, THs)的濃度，甲狀腺激素受體(thyroid hormone receptors, TR)充當配體介導的轉(zhuǎn)錄因子，可以激活或抑制靶基因的表達[81]。斑馬魚在胚胎期和仔魚期分別暴露于TBBPA，都能夠?qū)е路醭鲎恤~體內(nèi)的tshβ表達上調(diào)[82]。Goto等[83]還發(fā)現(xiàn)TBBPA抑制T3與TR的結(jié)合，同時抑制TR介導的甲調(diào)基因的表達。

除影響HPT軸外，TBBPA還影響生物的HPG軸和HPA軸。雄性黑斑蛙(Rananigromaculata)暴露于TBBPA后，精子數(shù)量和精子活動性顯著降低，精子畸形以濃度依賴性方式顯著增加，引起睪酮(testosterone, T)、雌二醇(estradiol, E2)含量增加，黃體生成素(luteinizing hormone, LH)和促卵泡激素(follicle stimulating hormone, FSH)含量降低，并導致睪丸中雄激素受體(androgen receptor, AR)基因的異常表達，造成精子發(fā)生異常[84]。TBBPA還可顯著下調(diào)斑馬魚AR通路中ThRα及相關基因的表達，以及雌激素受體(estrogen receptor, ER)通路中的er2a和er2b基因的表達[85]，還會導致黃顙魚(Pelteobagrusfulvidraco)體內(nèi)卵黃蛋白原(vitellogenin, VTG)和HPA軸中促腎上腺皮質(zhì)激素(adreno cortico tropic hormone, ACTH)含量上升[86]。

1.3.4 生殖毒性

現(xiàn)有研究表明，TBBPA可導致性別分化不明、兩性畸形、性腺發(fā)育異常、性成熟周期縮短、配子排放時間及排出量減少等現(xiàn)象，并可誘導睪丸細胞凋亡、精子質(zhì)量下降、附睪精子DNA損傷及蛋白分布異常[87-88]。TBBPA對哺乳動物的生殖毒性效應主要體現(xiàn)在對性腺發(fā)育的影響。van der Ven等[77]發(fā)現(xiàn)TBBPA可導致雄性大鼠性腺質(zhì)量增加，延長雌性大鼠性發(fā)育時間。而暴露于0.1 mg·L-1TBBPA的斑馬魚的生殖器官結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，雌性斑馬魚卵巢發(fā)育被抑制，雄性斑馬魚生精細管管壁變薄，精原細胞和精母細胞數(shù)目減少，間質(zhì)細胞增多[89]。TBBPA還可以影響生物體的生殖功能。環(huán)境相關濃度的TBBPA (0.047 μmol·L-1)暴露可顯著降低斑馬魚產(chǎn)卵率，較高濃度的TBBPA (<1.5 μmol·L-1)可導致斑馬魚卵母細胞早熟，產(chǎn)卵率、孵化率和仔魚成活率下降[90]。

TBBPA的生殖毒性機制尚未完全闡明，有研究結(jié)果顯示，TBBPA可能通過影響雌激素活性干擾生殖系統(tǒng)的發(fā)育及其正常功能[91]。

1.3.5 神經(jīng)毒性

TBBPA能影響生物的神經(jīng)發(fā)育并干擾其神經(jīng)活動，表現(xiàn)出一定的神經(jīng)毒性。研究發(fā)現(xiàn)，TBBPA對小鼠和大鼠的神經(jīng)活動都會產(chǎn)生影響，例如，TBBPA暴露可導致成年大鼠活動和學習能力變化，對子代大鼠的聽覺和應激等行為產(chǎn)生影響[92]，說明TBBPA可從親代傳遞至子代。小鼠海馬神經(jīng)元細胞暴露于TBBPA后，引起caspase-3活化以及凋亡小體形成[93]。然而也有研究發(fā)現(xiàn)，新生小鼠暴露于11.5 mg·L-1TBBPA 10 d后，無任何神經(jīng)行為改變[66]。TBBPA對斑馬魚也表現(xiàn)出神經(jīng)毒性，可顯著延緩早期發(fā)育階段斑馬魚的顱運動神經(jīng)元發(fā)育、抑制初級運動神經(jīng)元發(fā)育，導致肌纖維松弛[94]。TBBPA還可導致斑馬魚自發(fā)性行為的改變，如TBBPA可導致19～26 hpf斑馬魚仔魚的自主運動頻率顯著增加，顯著減弱27、36和48 hpf仔魚的接觸反應能力，120 hpf仔魚自由泳動速度顯著降低[95]。

TBBPA在腦區(qū)的積累能夠?qū)е律矬w的神經(jīng)行為改變[96]，有關TBBPA的神經(jīng)毒性作用機制尚不完全明確。Mariussen和de Fonnum[97]認為TBBPA能夠抑制原生質(zhì)膜攝取多巴胺等神經(jīng)傳遞素，影響神經(jīng)遞質(zhì)傳遞效率，從而產(chǎn)生神經(jīng)毒性。細胞內(nèi)Ca2+濃度失衡在TBBPA誘導的興奮性毒性機制中也起到關鍵作用，Ryanodine受體(RyR)介導的細胞內(nèi)Ca2+釋放和NMDA受體(NMDARs)介導的Ca2+內(nèi)流共同參與了TBBPA誘導的神經(jīng)元細胞內(nèi)鈣失衡機制，從而進一步誘導神經(jīng)細胞死亡[98-100]。此外，TBBPA暴露導致的THs的缺乏也可造成生物腦部發(fā)育障礙。TBBPA的神經(jīng)毒性也部分歸因于THs水平的改變[70]。

2 十溴二苯乙烷(Decabromodiphenyl ethane, DBDPE)

2.1 DBDPE的理化性質(zhì)

DBDPE是一種新型高效的BFRs，其理化性質(zhì)如表3所示，常溫狀態(tài)下為白色均勻顆粒，具有阻燃效率高、抗紫外線性能佳、不含樹脂載體和熱穩(wěn)定性好等優(yōu)點。DBDPE易于處理，熱裂解或燃燒時不產(chǎn)生有毒的多溴代二苯并二噁烷(polybrominated dibenzo-p-dioxins, PBDD)和多溴代二苯并呋喃(polychlorinated dibenzofurans, PBDF)，被廣泛用于塑料、建材和纖維等方面，尤其是添加用于抗沖擊性聚苯乙烯(high impact polystyrene, HIPS)、聚對苯二甲酸丁二醇酯(polybutylene terephthalate, PBT)和ABS等工程塑料的阻燃[101-102]。DBDPE具有的較高的logKow，較低的水溶性，在水體中半衰期長達800 d，能夠在多種介質(zhì)中穩(wěn)定存在。此外，生物放大因子(biomagnification factor, BMF)分析評估污染物沿食物鏈的生物放大效應，用于研究污染物在食物鏈上的傳遞。DBDPE的BMF為0.2～9.2，BAF范圍是6.1～7.1，表明生物可通過食物鏈富集DBDPE，并產(chǎn)生放大效應。

表3 十溴二苯乙烷(DBDPE)的物理化學性質(zhì)Table 3 Physicochemical properties of decabromodiphenyl ethane (DBDPE)

2.2 DBDPE的污染現(xiàn)狀

隨著經(jīng)濟發(fā)展，DBDPE的需求量和生產(chǎn)量不斷增加，其在環(huán)境中的檢出量也逐年增多。Kierkegaard和Bjorklund[103]首次在環(huán)境中檢測到DBDPE的存在，目前國內(nèi)外研究者已在空氣、水體、沉積物和生物等多種介質(zhì)中檢出DBDPE(表4)。與TBBPA相似，生產(chǎn)區(qū)和電子垃圾回收區(qū)是DBDPE主要的污染區(qū)。

2.2.1 空氣

DBDPE作為一種添加型BFRs，容易在生產(chǎn)、使用和回收處理過程中擴散至空氣。通常情況下，近污染源處空氣中DBDPE含量較高，如山東省萊州灣地區(qū)空氣中DBDPE最高含量為270 ng·m-3，要顯著高于遠離污染源的山西地區(qū)[104]。不同國家室內(nèi)環(huán)境中DBDPE的含量，反映了阻燃劑市場的地域差異，并與阻燃產(chǎn)品使用的類型和數(shù)量相關。美國和加拿大室內(nèi)空氣中測得的DBDPE濃度顯著高于捷克共和國[105]。相較于空氣中，空氣灰塵中DBDPE污染水平更高，且中國室內(nèi)灰塵中DBDPE含量較歐美國家高，其中，中國東莞家庭灰塵中DBDPE含量(2 441 ng·g-1)約為美國(201 ng·g-1)的10倍、英國(24 ng·g-1)的100倍左右[106-108]。在新西蘭等不生產(chǎn)和使用DBDPE的國家中，DBDPE的環(huán)境濃度也在增加，這可能是由于進口電子電氣產(chǎn)品造成的[106]。

2.2.2 水體

由于DBDPE具有極強的疏水性，進入水體后沉積物是其主要的分布相，水體中有關DBDPE的研究數(shù)據(jù)相對較少。曾艷紅等[109]在東江水域檢測發(fā)現(xiàn)，DBDPE已成為水體中主要的BFRs，占總阻燃劑的64%，其濃度范圍為9.1～990 ng·L-1。李光耀[110]僅在黃河流域東部發(fā)達地區(qū)檢出DBDPE，且水平較低。這表明，水體中DBDPE可能來源于污染物的直接排放，與人類活動影響直接相關。

表4 不同介質(zhì)中DBDPE的含量水平Table 4 Concentrations of DBDPE in different media

2.2.3 沉積物和土壤

由于DBDPE的水溶性極低，沉積物中DBDPE的主要來源是水體中DBDPE的沉積，其含量與污染源分布密切相關[111-112]。Zhen等[113]對多條渤海入海河流的水體沉積物調(diào)查發(fā)現(xiàn)，其中最主要的BFRs為DBDPE。貴嶼作為中國最大的電子垃圾回收區(qū)，該地區(qū)沉積物中DBDPE濃度最高可達41 200 ng·g-1[39]。DBDPE在沉積物中的濃度高低與具體采樣地點相關，比如在瑞典波羅的海沉積物中，DBDPE的含量從外島的40 km范圍內(nèi)到內(nèi)港逐步增加20倍～50倍[114]。另有研究表明，沉積物中DBDPE濃度具有季節(jié)差異性，但無相關規(guī)律，如上海黃浦江、蘇州河和蘊藻浜在豐水期和枯水期沉積物中DBDPE含量無明顯差異[5]。在瑞典湖泊沉積物中DBDPE濃度范圍是0.23～11 ng·g-1[114]，取樣點附近沒有已知的BFRs污染源，它們在沉積物中的存在也為DBDPE來源水體和大氣遷移提供了證據(jù)。目前在多個國家的土壤中也都檢出了DBDPE，分析華北地區(qū)87份土壤樣品，發(fā)現(xiàn)中國山東和天津地區(qū)土壤中DBDPE含量最高，這可能與DBDPE生產(chǎn)地作為釋放源有關[115]。

2.2.4 生物體

DBDPE具有高親脂性，目前已在雙殼類、甲殼類、兩棲類、魚類、鳥類和哺乳動物等生物體內(nèi)檢測出DBDPE[116-124]。DBDPE在生物體內(nèi)的分布表現(xiàn)出物種、組織以及地區(qū)特異性。對中國珠江口的生物調(diào)查發(fā)現(xiàn)，雙殼類和甲殼類體內(nèi)DBDPE含量高于其他水生生物，范圍是0.34～15 ng·g-1，可能與其底棲生活和吞食沉積物的生活方式相關[118]。由于DBDPE具有高親脂性，更容易在脂肪組織中富集，如格陵蘭島鯨魚的脂肪組織內(nèi)DBDPE含量要遠高于其肝臟內(nèi)含量[120]。中國廣東東江魚體內(nèi)DBDPE含量比加拿大溫尼伯湖中魚體內(nèi)的含量要高2個數(shù)量級[11,121]，說明污染源是導致生物體內(nèi)DBDPE差異的主要原因。寵物生活在室內(nèi)容易接觸到電器、家居等含有DBDPE的材料，已在寵物貓和狗的毛發(fā)中檢出DBDPE，含量分別是5.9 ng·g-1和3.85 ng·g-1[122]。此外，富集在生物體內(nèi)的DBDPE能夠通過食物鏈累積[11,123]，在加拿大溫尼伯湖水生食物鏈中DBDPE的BMF范圍是0.2～9.2，BAF范圍是6.1～7.1；在中國東江內(nèi)BMF范圍是6.1～7.1。生物體內(nèi)DBDPE濃度與營養(yǎng)級明顯正相關，DBDPE可通過食物鏈富集，產(chǎn)生生物放大效應[116]。

2.2.5 人體暴露

DBDPE在食物和人體內(nèi)也具有不同程度的檢出，F(xiàn)ernandes等[124]在多種食品中檢測到DBDPE存在，濃度范圍是0.05～1.76 ng·g-1，人體中DBDPE主要來源于飲食、呼吸和皮膚暴露等途徑，母乳是嬰兒攝入的主要途徑。有研究者分別對中國不同地區(qū)婦女的乳汁，以及中國廣東大學生血清和頭發(fā)樣品進行檢測，結(jié)果顯示，DBDPE在乳汁、血清和頭發(fā)樣品中的檢出率均為100%，其中，血清平均濃度為39.2 ng·g-1(脂重)，提示國內(nèi)不同地區(qū)的環(huán)境DBDPE污染已普遍存在[5]。Zheng等[125]發(fā)現(xiàn)電子垃圾回收區(qū)拆卸工人頭發(fā)內(nèi)DBDPE水平要顯著高于回收地居民(29.4 ng·g-1)和城市居民(10.9 ng·g-1)。相較于國內(nèi)人群中較高水平的DBDPE富集，國外人群調(diào)查研究中DBDPE少有檢出，2010—2014年，對瑞典維修工人和加拿大魁北克的孕婦的血清樣本進行檢測，均未發(fā)現(xiàn)DBDPE的存在[126-127]。

作為新型BFRs，生產(chǎn)區(qū)和工業(yè)區(qū)是DBDPE主要的污染區(qū)，相較于其他國家，中國面臨的污染情況更加嚴重。由于DBDPE的logKow較高、水溶性低，在不同環(huán)境介質(zhì)中，沉積物是其主要分布相。與TBBPA類似，DBDPE具有高的脂溶性，容易富集到生物體內(nèi)并蓄積在脂肪組織中，通過食物鏈的生物放大作用，對生物產(chǎn)生毒性作用。因此，隨著DBDPE生產(chǎn)量和使用量的持續(xù)增加，其在多種環(huán)境介質(zhì)中均被檢出，尤其是在人體內(nèi)高頻率檢出，DBDPE的環(huán)境風險和人體健康風險不容忽視。

2.3 DBDPE的毒性效應

由于DBDPE容易富集到生物體內(nèi)并蓄積在脂肪組織中，對生物產(chǎn)生毒性作用，并通過食物鏈的放大作用，對生物種群、生態(tài)系統(tǒng)造成威脅。DBDPE的環(huán)境風險和人體健康危害已引起國內(nèi)外研究人員的廣泛關注，相較于大量的環(huán)境污染調(diào)查數(shù)據(jù)，目前國內(nèi)外針對DBDPE毒理效應的研究報道相對較少，現(xiàn)有的研究顯示，DBDPE對生物表現(xiàn)出潛在的生長發(fā)育毒性、肝臟毒性和神經(jīng)毒性等。

2.3.1 生長發(fā)育毒性

DBDPE毒性相對較低，大鼠LD50>5 000 mg·kg-1，家兔LD50>2 000 mg·kg-1[138]，青春期雄性大鼠食用含不同劑量DBDPE的飼料，其精巢、前列腺和睪丸發(fā)育正常，其重量和組織學結(jié)構(gòu)無明顯變化[139]；DBDPE對孕期大鼠和家兔無明顯毒性，對其子代無發(fā)育毒性和致畸性[1]；部分研究者認為DBDPE不具有急性毒性，水蚤(Daphniamagna)暴露于110 mg·L-1DBDPE 48 h后，仍無明顯毒性效應[140-141]；對斑馬魚孵化率、畸形率和存活率沒有顯著影響[104]。然而，也有部分研究顯示DBDPE能影響生物的生長發(fā)育過程。Nakari和Huhtala[142]發(fā)現(xiàn)，DBDPE暴露影響水蚤發(fā)育過程中的運動方式(半數(shù)效應濃度(EC50)=19 μg·L-1)，Jin等[143]用高濃度DBDPE(1 mg·kg-1)染毒斑馬魚時，發(fā)現(xiàn)斑馬魚孵化受抑制以及仔魚游動距離下降等毒性效應?？傊?，關于DBDPE的生長發(fā)育毒性尚無統(tǒng)一定論，其毒性機制尚未見闡釋。

2.3.2 肝腎毒性

有相關研究發(fā)現(xiàn)，肝臟和腎臟是DBDPE的主要富集部位，DBDPE富集可導致肝臟和腎臟功能異常[144-145]。大鼠食用含DBDPE的飼料30 d后，出現(xiàn)肝細胞肥大和細胞質(zhì)空泡化，DBDPE處理組與對照組相比，肝臟內(nèi)CYP1A、CYP2B和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸基轉(zhuǎn)移酶(uridine diphosphateglucuronic acid transferase, UDPGT)酶活性有顯著升高[146]。另有研究發(fā)現(xiàn)，DBDPE處理后的大鼠血清中糖含量升高，表明DBDPE影響了大鼠腎臟的正常功能[67]。與此相反，Wang等[146]發(fā)現(xiàn)大鼠食用含100 mg·kg-1DBDPE的飼料90 d后，腎臟形態(tài)和功能無顯著改變。Sun等[147]發(fā)現(xiàn)，DBDPE可誘導Hep G2細胞ROS生成量增加，并證實DBDPE誘導的肝細胞損傷和凋亡與ROS有關。Wang等[148]飼喂大鼠DBDPE 90 d后(100 mg·kg-1·d-1)，暴露組血清中DBDPE含量顯著升高，肌酐、谷草轉(zhuǎn)氨酶和堿性磷酸酶活性明顯降低，但總膽汁酸含量有所增加。除哺乳動物，DBDPE在其他生物中也表現(xiàn)出肝腎毒性。DBDPE能夠?qū)е虏蒴~幼魚肝臟細胞直徑增大，并誘導氧化應激相關酶類，如SOD、CAT、谷胱甘肽過氧化物酶(glutathione peroxidase, GSH-PX)活性以及抗氧化物質(zhì)(如GSH)的濃度發(fā)生變化，表現(xiàn)出低濃度誘導和高濃度抑制的效應[72,149]。除體內(nèi)實驗外，虹鱒肝細胞體外暴露實驗的研究結(jié)果顯示，DBDPE能夠在虹鱒肝臟細胞中發(fā)生積聚和代謝，且DBDPE在生物體內(nèi)的代謝產(chǎn)物能夠誘導細胞凋亡，抑制細胞增殖，隨著DBDPE暴露濃度的升高，UDPGT活性增強更為顯著[142]。此外，Gan等[145]還發(fā)現(xiàn)DBDPE對草魚具有腎臟毒性，草魚經(jīng)0～3 000 mg·L-1DBDPE飼喂56 d后，腎臟內(nèi)5種miRNA表達水平顯著下調(diào)，36種腎臟miRNA水平顯著上調(diào)。

與TBBPA相似，氧化應激機制也被認為是DBDPE產(chǎn)生器官毒性效應的主要機制。當生物體面臨輕度DBDPE脅迫時，會產(chǎn)生大量的ROS，生物體通過體內(nèi)抗氧化酶系統(tǒng)發(fā)揮作用，清除過量ROS，而當受到嚴重脅迫，超過了機體清除能力，就會導致器官損傷。UDPGT活性的升高，表明DBDPE可通過影響CAR/PXR信號通路，誘導CYP1A和CYP2B的酶活性變化。CYP1A和CYP2B可作為外源核受體(即AhR和CAR)的激活劑，誘導體內(nèi)代謝和轉(zhuǎn)錄水平變化，造成肝腎毒性，也可進一步影響生物體的內(nèi)分泌系統(tǒng)[148]。

2.3.3 內(nèi)分泌干擾效應

DBDPE對魚類和哺乳類等生物也同樣具有內(nèi)分泌干擾效應。在哺乳動物體內(nèi)，DBDPE通過干擾核受體AhR和CAR信號通路，導致大鼠血清中FT3和TT3水平降低[150]。Smythe等[151]將人肝臟細胞和甲狀腺細胞暴露于DBDPE，通過測量甲狀腺激素(T4、T3、RT3和3,3’-T2)濃度的變化來測量酶活性，結(jié)果顯示，DBDPE能夠抑制T3和3,3’-T2的脫碘酶活性，從而影響甲狀腺激素的平衡。以大鼠為研究對象評估DBDPE的內(nèi)分泌干擾效應，發(fā)現(xiàn)DBDPE不僅可破壞大鼠甲狀腺組織結(jié)構(gòu)，導致血清中促甲狀腺激素(thyrotropin thyroid stimulating hormone, TSH)和促甲狀腺激素釋放激素(thyrotropin releasing hormone, TRH)含量增加，影響HPT軸相關基因的表達，還可顯著提高大鼠血清中T3水平[148]。Viganò等[152]報道DBDPE可引起雄性凡魮(Barbusplebejus)血漿內(nèi)VTG含量升高，顯著抑制T3和T4水平。而部分研究發(fā)現(xiàn)DBDPE對甲狀腺內(nèi)分泌功能具有不同的干擾效應。Wang等[153]發(fā)現(xiàn)，DBDPE暴露可導致斑馬魚仔魚體內(nèi)T3和T4含量顯著增加，轉(zhuǎn)甲狀腺素蛋白(transthyretin, TTR)顯著增加。

DBDPE及其代謝物的積累可能導致細胞色素P450酶(Cytochrome P450, CYP)和UDPGT酶活性變化，干擾由AhR和CAR信號通路介導的甲狀腺激素水平，影響葡萄糖代謝的穩(wěn)態(tài)[154]，AhR是一種胞質(zhì)表達的轉(zhuǎn)錄因子，能夠感知廣泛的內(nèi)源性和外源性配體，由此產(chǎn)生配體與AhR復合物移位到細胞核，與特定DBD序列結(jié)合，增加了靶基因的轉(zhuǎn)錄。DBDPE對干擾內(nèi)分泌的機制也可能與脫碘酶活性受影響有關[151]。

2.3.4 其他毒性

除上述毒性效應外，還有研究者對DBDPE的生殖毒性進行了研究，發(fā)現(xiàn)青春期雄性大鼠飼喂DBDPE后，生殖器官(睪丸、前列腺和精囊)的質(zhì)量和病理學檢查未發(fā)現(xiàn)改變[139]。此外，中國南方電子產(chǎn)品回收地區(qū)雞的大腦中檢出極低水平的DBDPE，預示著其可能對神經(jīng)系統(tǒng)也存在潛在的不良影響[155]，但斑馬魚仔魚暴露于不同濃度DBDPE后，斑馬魚體內(nèi)的乙酰膽堿酶活性以及神經(jīng)系統(tǒng)相關基因(α1-tubulin和gap43)的轉(zhuǎn)錄水平均未發(fā)生顯著變化，未對斑馬魚神經(jīng)系統(tǒng)產(chǎn)生明顯毒性效應[156]。因此，DBDPE是否具有其他毒性效應仍需進一步研究。

3 展望(Prospects)

近年來，隨著PBDEs和HBCD等多種溴系阻燃劑被聯(lián)合國規(guī)劃署《斯德哥爾摩公約》、歐盟REACH(Registation, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals)、RoHS(Restriction of Hazardous Substances)等法規(guī)、標準禁止或限制生產(chǎn)和使用，TBBPA和DBDPE產(chǎn)能急劇擴張。同時，在空氣、水體、沉積物、土壤、生物以及人體內(nèi)TBBPA和DBDPE的檢出量均呈現(xiàn)上升趨勢。此外，阻燃劑在生產(chǎn)和流通過程中，不可避免地會釋放到環(huán)境中，生產(chǎn)源污染、電子廢棄物拆解等人類活動加劇了TBBPA和DBDPE的污染。學者們已對TBBPA和DBDPE的環(huán)境行為以及毒性效應開展了一系列探索，未來對TBBPA和DBDPE的研究仍需關注以下幾個問題：

(1)商用TBBPA和DBDPE中存在多種衍生物或類似物，而且TBBPA和DBDPE在環(huán)境和生物體內(nèi)都可發(fā)生代謝轉(zhuǎn)化，這些衍生物、類似物以及代謝物的環(huán)境行為、毒性效應和機制值得關注。如果TBBPA和DBDPE被禁用，應持續(xù)關注其衍生物、類似物以及代謝物的環(huán)境行為。

(2)開展對TBBPA和DBDPE毒理效應的計算模擬預測相關研究，解析其結(jié)構(gòu)-活性關系，為研發(fā)新型替代型阻燃劑提供參考。

(3)目前，關于TBBPA和DBDPE的毒性研究多以高濃度、急性暴露為主，研究結(jié)果難以反映真實環(huán)境中BFRs對環(huán)境、人體的影響，應開展低劑量、長期暴露毒性實驗。此外，作為典型BFRs，隨著TBBPA和DBDPE的環(huán)境濃度不斷增加，TBBPA和DBDPE與其他典型污染物的聯(lián)合毒性也有待進一步研究。

(4)現(xiàn)已在多種食品甚至人體內(nèi)普遍檢測到TBBPA和DBDPE，其食品攝入風險以及對人體健康的影響迫切需要深入探索并持續(xù)關注。