陳忠洋，裴男才，孫冰，施招婉，史欣，王丹薇，李志宏，孫毓鑫，李永，李健容

1. 河南農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院，鄭州450002 2. 中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院熱帶林業(yè)研究所，廣州510520 3. 廣東省龍眼洞林場(chǎng)，廣州510520 4. 中國(guó)科學(xué)院南海海洋研究所，廣州510301 5. 中國(guó)科學(xué)院華南植物園，中國(guó)科學(xué)院植物資源保護(hù)與可持續(xù)利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州510650

阻燃劑(flame retardants, FRs)是一類能夠阻止聚合物材料引燃或者抑制火焰?zhèn)鞑サ奶砑觿?，按照組成成分分為有機(jī)阻燃劑和無(wú)機(jī)阻燃劑兩大類。無(wú)機(jī)阻燃劑有氫氧化鋁(aluminum trihydroxide, ATH)、氫氧化鎂(magnesium hydroxide, MIH)和三氧化二銻(antimony trioxide, ATO)等；有機(jī)阻燃劑按組成元素分為有機(jī)氯系阻燃劑(organochlorine flame retardants, OCFRs)、有機(jī)溴系阻燃劑(organic bromine flame retardants, OBFRs)和有機(jī)磷系阻燃劑(organophosphorus flame retardants, OPFRs)等。隨著工業(yè)化和城市化的快速發(fā)展，高分子材料被廣泛應(yīng)用，由此引發(fā)的火災(zāi)也給人們的生活和人身安全造成嚴(yán)重影響，阻燃劑的開發(fā)和應(yīng)用受到人們關(guān)注。近年來(lái)，溴系阻燃劑因具有生物蓄積性、持久性和毒性在歐美等國(guó)被逐漸禁用，OPFRs憑借優(yōu)良的阻燃性能及低毒、少煙和低鹵等特性成為其替代品，被廣泛應(yīng)用于紡織、塑料、橡膠、電子產(chǎn)品制造和家具等行業(yè)，使用量飛速增長(zhǎng)，生產(chǎn)量逐年增加。據(jù)報(bào)道，2012年全球OPFRs消費(fèi)量為55萬(wàn)t，2018年全球OPFRs的消費(fèi)量增加為105萬(wàn)t[1]；其中，中國(guó)、北美和西歐是世界范圍內(nèi)消耗阻燃劑最多的國(guó)家和地區(qū)，約占全球消耗量的60%[2]。由于在生產(chǎn)和使用的過(guò)程中，OPFRs主要通過(guò)物理手段加入外源材料而非與材料存在化學(xué)鍵結(jié)合，加上大多數(shù)OPFRs具有半揮發(fā)性，使其極易通過(guò)揮發(fā)、磨損和浸出等方式進(jìn)入環(huán)境，使其廣泛分布在土壤、沉積物、水體和大氣等多種環(huán)境介質(zhì)中，殘留量與日俱增，對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康潛在危害巨大，受到廣泛關(guān)注[3]。環(huán)境中常見的OPFRs名稱與理化性質(zhì)如表1所示。

目前，在紅樹林沉積物中普遍檢出OPFRs，其對(duì)環(huán)境造成的影響已經(jīng)成為研究熱點(diǎn)。本文對(duì)OPFRs在紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境介質(zhì)(水和沉積物)中的污染現(xiàn)狀及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，以及不同紅樹植物對(duì)其的吸附作用進(jìn)行初步分析與評(píng)述，嘗試為紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù)與進(jìn)一步研究提供科學(xué)依據(jù)。

1 OPFRs在紅樹林中的污染特征(Pollution characteristics of OPFRs in mangroves)

濕地生態(tài)系統(tǒng)位于陸地生態(tài)系統(tǒng)與水生生態(tài)系統(tǒng)的交界地帶，是介于陸地生態(tài)系統(tǒng)與水生生態(tài)系統(tǒng)間的過(guò)渡生態(tài)系統(tǒng)，被人們稱為“地球之腎”、物種貯存庫(kù)和氣候調(diào)節(jié)器等[4]。因濕地生態(tài)系統(tǒng)獨(dú)特的自然環(huán)境與地理位置，使其蘊(yùn)育了豐富的自然資源；濕地生態(tài)系統(tǒng)具有多種生態(tài)功能，在保護(hù)生態(tài)環(huán)境、保持生物多樣性以及發(fā)展經(jīng)濟(jì)社會(huì)中，具有不可替代的重要作用。目前，中國(guó)擁有濕地面積6 600多萬(wàn)hm2，約占世界濕地面積的10%，包括淺海灘涂、珊瑚礁、河口水域、三角洲和紅樹林等濕地生態(tài)系統(tǒng)，主要分布于我國(guó)沿海的11個(gè)省(市、區(qū))和我國(guó)港澳臺(tái)地區(qū)[5]。紅樹林(mangrove)是中國(guó)濕地生態(tài)系統(tǒng)的一種重要類型，存在于陸地與海洋交界的灘涂地帶，是陸地向海洋過(guò)渡的特殊生態(tài)系統(tǒng)，具有重要的社會(huì)經(jīng)濟(jì)價(jià)值和生態(tài)服務(wù)功能[6]。紅樹林生長(zhǎng)在熱帶與亞熱帶海岸潮間帶，受周期性潮水浸淹，以紅樹植物為主體的木本生物群落；組成物種包括喬木、灌木紅樹與伴生植物[7]。目前，全世界的紅樹植物共有16科24屬84種，分布于南北緯32°之間的海岸，大致分為印度洋及西太平洋海岸的東方群系和美洲西印度群島及西非海岸的西方群系兩大群系[8]。我國(guó)共有紅樹植物22科26屬38種，其中，真紅樹植物13科15屬27種，半紅樹植物9科11屬11種；伴生植物19科23種，主要分布在中國(guó)的海南、廣東、廣西、臺(tái)灣、福建、浙江及港澳地區(qū)[9]。紅樹林濕地功能一直受到高度重視，但由于沿海地區(qū)工業(yè)化和城市化的飛速發(fā)展，它們經(jīng)常受到人類活動(dòng)造成的復(fù)合化學(xué)污染。紅樹林沉積物以其獨(dú)特的有機(jī)碳含量高、碎屑豐富等特性被認(rèn)為是各種污染物的重要儲(chǔ)存庫(kù)。然而，目前關(guān)于有機(jī)磷系阻燃劑(OPFRs)在紅樹林濕地的分布情況研究甚少[10]。

1.1 OPFRs在沉積物中的分布

沉積物中OPFRs的濃度在不同地區(qū)差異較大(表2)[11-22]。近年來(lái)，隨著有機(jī)磷阻燃劑用量的增長(zhǎng)，沉積物中OPFRs的污染程度顯著升高[12]。比如，在日本，固體廢物海洋填埋場(chǎng)沉積物中也檢測(cè)到較高濃度的OPFRs，OPFRs的濃度范圍為4～10 900 ng·g-1dw[13]；在西班牙境內(nèi)的納瓦拉河、加西利亞河和阿斯圖里亞斯河，沉積物樣品中檢測(cè)出了總濃度為3.8～824 ng·g-1的OPFRs，主要成分包括磷酸三(2-氯異丙基)酯(TCPP)、磷酸-2-乙基己基二苯基酯(EHDPP)、磷酸三甲苯酯(TCrP)和磷酸三酯(TEHP)，濃度分別為4.5365、15～63、6.7～84、2.8～290 ng·g-1[14]。在我國(guó)，近年來(lái)也開展了系列沉積物中OPFRs的調(diào)查研究：在臺(tái)灣近海，沉積物中OPFRs的總濃度為1.0～13 ng·g-1dw，磷酸三(2-氯乙基)酯(TCEP)、磷酸三(1,3-二氯異丙基)酯(TDCP)、TCPP和磷酸三苯酯(TPhP)為主要組分[15]；在江蘇太湖，沉積物中OPFRs總濃度為3.4～14 ng·g-1dw，磷酸三正丁酯(TnBP)、TCEP、TCPP、TDCP、TPhP和磷酸三(丁氧基乙基)酯(TBEP)為主要成分[16-17]；在廣東東江，表層沉積物中OPFRs總濃度為1.5～86.2 ng·g-1dw，TCPP、TPhP、TCEP和TDCP為主要成分[18]，OPFRs濃度遠(yuǎn)高于中國(guó)太湖和中國(guó)臺(tái)灣近海沉積物中的OPFRs含量，低于日本固體廢物處置場(chǎng)沉積物中OPFRs濃度；在我國(guó)珠三角地區(qū)，發(fā)現(xiàn)TCEP和TBEP是沉積物中的主要化合物[19]。

表1 環(huán)境介質(zhì)中常見有機(jī)磷系阻燃劑(OPFRs)名稱及理化性質(zhì)Table 1 The names of common organophosphorus flame retardants (OPFRs) and physicochemical properties in environmental media

1.2 OPFRs在水體中的分布

水體是環(huán)境中覆蓋面最廣，對(duì)人類影響較大的一類環(huán)境介質(zhì)，也是環(huán)境中OPFRs的重要聚集場(chǎng)所之一，其污染情況一直是人們關(guān)注的熱點(diǎn)。近年來(lái)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者已經(jīng)對(duì)部分國(guó)家和地區(qū)的天然水環(huán)境(河流、湖泊和地下水等)和人為水環(huán)境(污水和飲用水等)中OPFRs的殘留狀況進(jìn)行了調(diào)查，Sheldon和Hites[23]從1976年8月到1977年3月，通過(guò)收集德拉韋爾河的水樣并檢測(cè)其中的OPFRs含量，首次發(fā)現(xiàn)水環(huán)境中存在有機(jī)磷阻燃劑，包括TBEP、磷酸三丁酯(TBP)和TPhP。此后隨著OPFRs劑量的增加、檢測(cè)方法的發(fā)展和檢測(cè)限值的降低，OPFRs在水中越來(lái)越多被檢出。目前，無(wú)論是在人工水環(huán)境(污水和飲用水等)還是自然水環(huán)境(河流、湖泊和地下水等)都能檢測(cè)出OPFRs的存在，其中，濃度較高的有6種，分別是TCPP、TDCP、TCEP、TBEP、TPhP和TnBP[24]，這需要政府、學(xué)界和民眾更多的關(guān)注。

1.2.1 污水

現(xiàn)有研究普遍認(rèn)為污水是地表水環(huán)境中OPFRs的主要來(lái)源，因此，污水處理過(guò)程中OPFRs的濃度狀況引起了人們的高度關(guān)注[25]。在不同國(guó)家和地區(qū)，污水中OPFRs的組成各異[26-27]，但污水中檢出濃度較高的OPFRs均為TCPP、TBEP和TCEP[28]。Loos等[29]從歐洲90個(gè)污水處理廠(sewage treatment)采集的污水樣品中檢測(cè)出7種OPFRs，其中，TCPP、TBEP和TCEP的濃度分別為620、190和71 ng·L-1，與奧地利(580、130和74 ng·L-1)相似。梁鈧等[30]調(diào)查了中國(guó)北京污水處理廠中OPFRs的含量，結(jié)果表明，污水處理廠入水、出水中都能檢測(cè)出高濃度OPFRs，污水處理廠出水中的OPFRs總濃度在1 000 ng·L-1以上；TCEP在進(jìn)水口和出水口分別為408 ng·L-1和179 ng·L-1，TBEP分別為254 ng·L-1和600 ng·L-1。與其他國(guó)家相比，OPFRs的濃度較高，TCPP的濃度較低，分別為431 ng·L-1和225 ng·L-1。此外，孫佳薇等[31]對(duì)中國(guó)蘇州某污水處理廠的水樣進(jìn)行了檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)7種OPFRs，其中(1,3-二氯-2-丙基)磷酸三酯(TDCPP)的濃度最高，濃度為218 μg·L-1。不同國(guó)家和地區(qū)污水中OPFRs濃度如表3所示[27-28,32-33]。

表2 部分國(guó)家和地區(qū)沉積物中OFPRs的濃度Table 2 Concentration of OFPRs in sediments in selected countries and regions

1.2.2 飲用水

飲用水對(duì)人類健康影響巨大，飲用水中的OPFRs殘留與污染狀況也引起國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注。近年來(lái)，研究發(fā)現(xiàn)飲用水中OPFRs的濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于地表水和污水中OPFRs的濃度。在巴基斯坦，通過(guò)對(duì)工業(yè)區(qū)、農(nóng)村和背景區(qū)域的飲用水OPFRs濃度檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)背景區(qū)域的OPFRs濃度范圍為ND～0.08 ng·L-1，農(nóng)村地區(qū)OPFRs濃度范圍為ND～12.06 ng·L-1，工業(yè)區(qū)OPFRs濃度范圍為ND～71.05 ng·L-1[34]。由于阻燃劑可能會(huì)從廢水中滲出并與附近的飲用水混合，因而帶來(lái)一定潛在健康風(fēng)險(xiǎn)。在韓國(guó)，通過(guò)對(duì)飲用水樣品中OPFRs濃度檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)純水、瓶裝水和自來(lái)水中的OPFRs總濃度分別為101、104和34.9 ng·L-1[35]。在我國(guó)浙江杭州和衢州，對(duì)不同類型飲用水樣品檢測(cè)發(fā)現(xiàn)自來(lái)水OPFRs平均濃度為192 ng·L-1，顯著高于純凈水平均濃度(59 ng·L-1)和瓶裝水平均濃度(4.0 ng·L-1)，且TBEP、TPP和TCPP是OPFRs的主要成分[36]。中國(guó)和美國(guó)飲用水中OPFRs濃度如表4所示[37-38]。

1.2.3 地表水

OPFRs在地表水(河流、湖泊、降雨、地表徑流和生活污水等)普遍檢出。由于TCEP和TCPP的辛醇/水分配系數(shù)(logKow)值較低，因而，在水體中經(jīng)常檢出，且為主要成分。研究發(fā)現(xiàn)英國(guó)的亞耳河表層水中OPFRs濃度最高，濃度范圍是113～26 300 ng·L-1，主要成分為TCPP、TCEP和TDCP[14]。德國(guó)、奧地利、西班牙、意大利、美國(guó)和日本的地表水中，OPFRs的濃度范圍是76～2 230 ng·L-1，主要成分為TBEP、TCPP、TCEP、TDCP和TnBP[39]。我國(guó)自來(lái)水中OPFRs濃度范圍為123～338 ng·L-1，略高于美國(guó)的3.02～366 ng·L-1[40]。目前在多個(gè)國(guó)家的河流水中都檢測(cè)出OPFRs[41]，研究發(fā)現(xiàn)河流中OPFRs的濃度差異較小，其他地表水濃度差異較大。不同國(guó)家和地區(qū)地表水中OPFRs濃度如表5所示[33,41-45]。

1.2.4 海水

OPFRs主要通過(guò)河流的搬運(yùn)作用進(jìn)入到海水環(huán)境中，因而，海水中OPFRs濃度較高，目前已在海水中檢出多種OPFRs。Bollmann等[44]在2012年對(duì)西地中海河口處海水檢測(cè)發(fā)現(xiàn)海水中OPFRs濃度較高，其中，磷酸三異丁酯(TiBP)、TnBP和TCEP濃度均值分別為152、117和70.2 ng·L-1。此外對(duì)中國(guó)青島、連云港、廈門附近的黃海、東海海域的海水樣本研究發(fā)現(xiàn)，TCEP、TCPP、TDCPP和磷酸三(2,3-二溴丙基)酯(TDBPP)均被檢出，且4種物質(zhì)濃度的平均值分別為134.44、196.70、84.12和109.28 ng·L-1[45]，表明海水樣品中TCEP為最主要成分，濃度最高，其次是TDCPP和TDBPP，濃度較高。同時(shí)，研究表明，連云港是OPFRs污染最嚴(yán)重的區(qū)域，OPFRs的平均濃度為738.4 ng·L-1，高于廈門(227.7 ng·L-1)和青島(129.5 ng·L-1)[46]。

表3 不同國(guó)家污水處理廠進(jìn)水和出水中OPFRs的濃度Table 3 OPFRs concentration in influent and effluent of sewage treatment in different countries

表4 中國(guó)和美國(guó)飲用水中OPFRs的濃度比較Table 4 OPFRs concentrations of drinking water in China and the United States

1.2.5 不同水體中OPFRs濃度

研究發(fā)現(xiàn)，水體中OPFRs主要成分為TCPP、TCEP、TDCP、TnBP、TPhP和TBEP，在不同水體中濃度差異較大，污水中OPFRs濃度最大，其中TBEP濃度最高，入水口濃度為35 000 ng·L-1；飲用水中OPFRs濃度最小，其中TCEP濃度最低，僅為485 ng·L-1；而地表水、地下水和海水中OPFRs濃度差別較小，水體中檢出的OPFRs濃度極值如表6所示[22,39,44,46-48]。

表5 不同國(guó)家和地區(qū)地表水中OPFRs的濃度Table 5 OPFRs concentrations of surface water in different countries and regions

表6 不同水體中檢出的OPFRs濃度Table 6 The concentrations of OPFRs detected in different water bodies

1.3 大灣區(qū)OPFRs污染現(xiàn)狀

粵港澳大灣區(qū)是中國(guó)開放程度最高、經(jīng)濟(jì)活力最強(qiáng)的區(qū)域之一，是繼紐約灣區(qū)、舊金山灣區(qū)和東京灣區(qū)之后的世界第四大灣區(qū)，包括中國(guó)的廣州、深圳、珠海、佛山、中山、東莞、肇慶、江門、惠州9市和香港、澳門特別行政區(qū)，總面積約65 000 km2[49]，總?cè)丝跀?shù)超過(guò)7 000萬(wàn)。近年來(lái)隨著人口總量的不斷增加和城市化的飛速發(fā)展，粵港澳大灣區(qū)的濕地生態(tài)環(huán)境遭受嚴(yán)重?fù)p害。生長(zhǎng)在亞熱帶及熱帶的海岸潮間帶的紅樹林，是粵港澳大灣區(qū)濕地生態(tài)的重要組成部分，隨著制造業(yè)的大力發(fā)展，化學(xué)品大量使用，OPFRs大量殘留在環(huán)境中，并最終匯集到河口、海灣等區(qū)域，對(duì)紅樹林造成巨大破壞[50]。對(duì)華南珠江口紅樹林濕地中沉積物OPFRs檢測(cè)發(fā)現(xiàn)珠海、深圳和廣州3市紅樹林沉積物中OPFRs濃度分別是13.2～33.7、17.5～377.1和25.4～106.8 ng·g-1dw，深圳市和廣州市OPFRs濃度明顯高于珠海市，三地OPFRs的主要組分均是TCEP和TCPP[51]。

2 OPFRs的生物毒性效應(yīng)與轉(zhuǎn)化途徑(Biological toxicity effects and transformation pathways of OPFRs)

2.1 OPFRs的生物毒性效應(yīng)

OPFRs憑借著優(yōu)良的阻燃和增塑特性，生產(chǎn)量和使用量飛速增加，由于OPFRs主要通過(guò)物理添加加入材料而并非與材料進(jìn)行化學(xué)鍵結(jié)合，極易通過(guò)揮發(fā)、磨損和浸出等方式進(jìn)入環(huán)境，導(dǎo)致OPFRs在環(huán)境中廣泛存在。近年來(lái)，研究發(fā)現(xiàn)OPFRs不僅能夠引起生物體的神經(jīng)毒性、生殖與發(fā)育毒性、肝臟毒性、基因毒性與致突變性和內(nèi)分泌干擾性，而且可以在不同介質(zhì)中進(jìn)行遷移轉(zhuǎn)化，對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康造成潛在危害。目前關(guān)于OPFRs的生物毒性效應(yīng)研究如表7所示[37,52-57]。

表7 OPFRs的生物毒性效應(yīng)Table 7 A summary of OPFRs biological toxicity

2.2 有機(jī)磷阻燃劑在紅樹林環(huán)境中的轉(zhuǎn)化途徑

毒理學(xué)研究表明，多種OPFRs能在水體、空氣和土壤等各種紅樹林環(huán)境介質(zhì)中遷移，對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康的潛在威脅較大；在環(huán)境中主要是通過(guò)物理轉(zhuǎn)化、化學(xué)轉(zhuǎn)化和生物轉(zhuǎn)化3種途徑去除。物理轉(zhuǎn)化過(guò)程主要是沉淀等，化學(xué)轉(zhuǎn)化過(guò)程主要是酸化水解和化學(xué)氧化等，而生物轉(zhuǎn)化過(guò)程主要是微生物降解等[58]。目前針對(duì)物理轉(zhuǎn)化和化學(xué)轉(zhuǎn)化過(guò)程的研究較多，而生物轉(zhuǎn)化過(guò)程的研究則較少。

OPFRs分子結(jié)構(gòu)的不同、氧化劑的差異、陰陽(yáng)離子的濃度和pH值的高低是影響其降解速率的主要因素[59]。在紅樹林環(huán)境中，主要有以下3個(gè)方面的轉(zhuǎn)化方式。(1)光解作用。由于部分OPFRs側(cè)鏈烷基缺乏發(fā)色團(tuán)，沒(méi)有吸收波峰的能力，不能直接光分解，因而使用H2O2、TiO2、過(guò)硫酸鹽和腐殖酸等氧化劑在UV下對(duì)污染物進(jìn)行降解[60]。OPFRs阻燃劑分子結(jié)構(gòu)的不同，降解速率也不同，且降解速率表現(xiàn)出一定的規(guī)律[61]，即烷烴的降解速率高于含氯烷烴，與水解時(shí)的規(guī)律相似。(2)水解作用。芳基類OPFRs穩(wěn)定性差，容易降解；含氯烷烴類OPFRs穩(wěn)定性高于芳基類OPFRs，降解較慢；烷基類OPFRs穩(wěn)定性強(qiáng)，難以降解。分子量增大，OPFRs的logKow相應(yīng)增大，但水溶解度和蒸汽壓等會(huì)相應(yīng)減小，即難溶于水也難揮發(fā)[62]。隨著pH的升高，OPFRs的降解順序?yàn)榉蓟?含氯烷烴類>烷基類[63]。(3)微生物降解。芳基類OPFRs在好氧條件下能快速降解，如TCP在河水中5 d內(nèi)就會(huì)被生物快速降解，TPhP在河流和沉積物中的半衰期為3～12 d[64]。烷基類OPFRs包括TnBP和TiBP能通過(guò)生物降解得到一定程度消除，而TEHP難以生物降解[65]。含氯類OPFRs(TCPP、TCEP和TDCP)在污水處理過(guò)程中不能被生物降解；非氯類OPFRs降解率在55%～89%之間[66]。

2.3 紅樹植物對(duì)OPFRs的吸收途徑

紅樹林生態(tài)系統(tǒng)中普遍檢測(cè)到OPFRs，其含量低于生物影響閾值最低值，不會(huì)對(duì)水生動(dòng)物和紅樹植物產(chǎn)生明顯毒性，但OFPRs難以降解且在環(huán)境中長(zhǎng)期存在，對(duì)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)和人體健康存在潛在威脅[67]。紅樹植物根系吸收OPFRs通過(guò)2種機(jī)制進(jìn)行：對(duì)于疏水性較低的化合物，主要通過(guò)蒸騰作用吸收；對(duì)于疏水性更強(qiáng)的OPFRs，通過(guò)與紅樹植物根系中的蛋白質(zhì)結(jié)合來(lái)吸收[68]。OPFRs可以從受污染的土壤和沉積物中轉(zhuǎn)移到植物體內(nèi)，并通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，進(jìn)而對(duì)人體健康造成潛在危害[69]。然而，OPFRs可與非特異性脂質(zhì)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白結(jié)合，通過(guò)木質(zhì)部和韌皮部運(yùn)輸?shù)街参锏牡厣喜糠?，在紅樹植物中可食部位積累后被鳥類等動(dòng)物取食，通過(guò)食物鏈作用可能會(huì)對(duì)人體健康產(chǎn)生負(fù)面反饋?zhàn)饔?。?duì)成年斑馬魚吸收轉(zhuǎn)運(yùn)OPFRs的過(guò)程研究發(fā)現(xiàn)，脂質(zhì)在動(dòng)物體OPFRs的積累中起關(guān)鍵作用，但蛋白質(zhì)和脂質(zhì)在植物吸收轉(zhuǎn)運(yùn)OPFRs過(guò)程中的具體作用不清楚[70]。

3 研究展望(Summary and prospects)

目前，國(guó)內(nèi)外有關(guān)OPFRs的研究取得了較好的進(jìn)展，但也存在許多不足或者研究深度不夠，建議后續(xù)研究重點(diǎn)關(guān)注以下方面。

3.1 OPFRs的多元環(huán)境暴露與生物體轉(zhuǎn)化研究

目前研究多集中于測(cè)量OPFRs在常規(guī)環(huán)境中暴露的含量及分布，對(duì)于OPFRs在更為多元的環(huán)境中尤其是在地下水、海水、沉積物和生物體等環(huán)境中的殘留與污染等方面的數(shù)據(jù)報(bào)道較少，應(yīng)加強(qiáng)對(duì)OPFRs在多元環(huán)境中的暴露研究。OPFRs可以在不同環(huán)境介質(zhì)中遷移轉(zhuǎn)化，且能通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，對(duì)生態(tài)環(huán)境與人體健康造成影響[70]。然而，對(duì)其在環(huán)境中及生物體內(nèi)轉(zhuǎn)化機(jī)制研究較少，OPFRs在環(huán)境中或者生物體內(nèi)的轉(zhuǎn)化機(jī)制不明確，其物理降解、化學(xué)降解及微生物降解的條件、過(guò)程和機(jī)理鮮有研究，以后應(yīng)加強(qiáng)關(guān)于OPFRs在環(huán)境中及生物體內(nèi)轉(zhuǎn)化機(jī)制研究。

3.2 OPFRs的環(huán)境效應(yīng)與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究

OPFRs具備很好的阻燃效果，因而已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于各個(gè)行業(yè)，但它的大量使用造成了OPFRs在環(huán)境中的蓄積日益明顯，對(duì)人類健康及生態(tài)環(huán)境造成巨大的潛在危害。已有研究表明，OPFRs能夠?qū)ι矬w產(chǎn)生神經(jīng)毒性、生殖與發(fā)育毒性、肝臟毒性、基因毒性與致突變性和內(nèi)分泌干擾性。然而，OPFRs對(duì)不同動(dòng)植物及人體的具體影響不明確，導(dǎo)致的環(huán)境效應(yīng)和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)不清晰，需對(duì)OPFRs的環(huán)境效應(yīng)和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行更為詳細(xì)的研究。

3.3 OPFRs的詳細(xì)毒性數(shù)據(jù)與毒理分析研究

OPFRs可引起神經(jīng)、生殖和基因等方面毒性，可致畸形、患癌等負(fù)面作用[45]。目前OPFRs在多數(shù)環(huán)境介質(zhì)中尚未達(dá)到足以產(chǎn)生明顯毒性效應(yīng)的水平，但由于大多數(shù)OPFRs具有揮發(fā)性且極難在環(huán)境中降解以及較高的生物富集系數(shù)，表明OPFRs的危害應(yīng)該引起人們的關(guān)注與重視。目前，關(guān)于OPFRs在不同環(huán)境介質(zhì)中的毒性數(shù)據(jù)和效應(yīng)已有一定研究，但其詳細(xì)毒性數(shù)據(jù)和致毒機(jī)制研究不夠完整，毒理分析不夠完善。今后可結(jié)合OPFRs在多介質(zhì)環(huán)境的遷移轉(zhuǎn)化深入研究，進(jìn)而尋找高效、快速、無(wú)害方法去除環(huán)境中OPFRs污染。