有機磷酸酯類阻燃劑毒性效應研究進展

徐懷洲，王智志，張圣虎，郭敏，陳玫宏,3，石利利,*

1. 環境保護部南京環境科學研究所，南京 210042 2. 中國藥科大學工學院，南京 211198 3. 貴州大學資源與環境工程學院，貴陽 550025 4. 深汕特別合作區智慧城市研究院有限公司，深汕特別合作區 516473

隨著工業和城市建設的迅速發展，高分子材料的應用頗為廣泛，其引發的火災也給人們的生活和人身安全帶來了威脅，因此阻燃劑的開發和應用備受關注[1]。常用的阻燃劑品種有有機鹵系、有機磷系和無機阻燃劑等，近年來，多溴聯苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)等溴代阻燃劑逐步在世界范圍內禁止使用[2]，有機磷酸酯類阻燃劑(organophosphate flame retardants, OPFRs)等作為其替代產品，由于具有良好的阻燃效果及其低煙、低毒、低鹵等特點，符合當前環保的要求，被廣泛用作阻燃劑、增塑劑、潤滑劑、消泡劑和添加劑等，逐漸受到親睞[3]。目前研究中常見的OPFRs有磷酸三(2-氯乙基)酯(tris(2-chloroethyl) phosphate, TCEP)，磷酸三(2-氯異丙基)酯(tris(2-chloropropyl) phosphate, TCPP)，磷酸三(1,3-二氯-2-丙基)酯(tris(1,3-dichloro-2-propyl)phosphate, TDCPP)，磷酸三乙酯(triethyl phosphate, TEP)，磷酸三丙酯(tripropyl phosphate, TPrP)，磷酸三正丁酯(tributyl phosphate, TnBP)，磷酸三異丁酯(triisobutyl phosphate, TiBP)，磷酸三甲苯酯(tricresyl phosphate, TCP)，磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPhP)等[4]。隨著OPFRs的產量持續快速增長，其應用領域也在不斷擴大，在生產和使用的過程中，OPFRs主要以摻雜混合而非化學鍵合方式加入到材料中，使其較易進入土壤和水環境中；另外，由于大多數OPFRs具有半揮發性，可通過揮發進入大氣環境中，因此，OPFRs已廣泛分布在地表水、地下水、大氣及土壤等各種環境介質中[5-7]，殘留量與日俱增，作為一類新型污染物，對生態系統和人體健康造成巨大的威脅與潛在影響。多項研究表明，OPFRs存在于污水處理廠的污水和活性污泥中，個別品種濃度高且難處理[8-9]，土壤中的OPFRs來源主要是塑料薄膜的使用殘留和垃圾滲濾液的滲透[10-11]，對于人體中OPFRs的來源則多數是室內環境的家裝材料、電子設備的揮發和產品磨損等，還包括一些建筑材料和汽車產品等。隨著物質循環和能量流動過程，OPFRs的污染已經遍布全球[12-13]。

OPFRs大量存在于環境中，其對生物圈和人類的影響不容忽視。由于溴代阻燃劑(brominated flame retardants, BFRs)的禁用，有機磷酸酯類阻燃劑(organophosphate flame retardants, OPFRs)的使用量則相應增加，并且在多種環境介質中的濃度和出現頻率會更高。然而，OPFRs的毒性數據，特別是發育毒理學的毒性數據相當有限，這阻礙了對其環境和健康風險的準確評估。近年來，國外相關機構已開始廣泛關注OPFRs的環境污染問題，逐漸展開相關研究。OPFRs在環境中的存在引發的生態毒性效應也逐步成為人們關注的焦點，各國研究人員紛紛致力于OPFRs毒性效應研究中，研究對象涉及水生生物、哺乳動物、人體健康等多個方面。

環境污染物進入生物體的路徑可分為皮膚吸收、呼吸道攝入、消化道攝入三大類。進入環境介質中的OPFRs由于其具有脂溶性、疏水性、持久性和高lgKOW等理化性質，很容易通過生物的攝食活動和呼吸等生命活動進入生物體內[4-6]，對生物體造成危害。

目前生物體中OPFRs的暴露研究較少，大部分集中在水生生物，OPFRs進入生物體如魚類和貝類等后，大多積累在脂肪中[14]。人體中的OPFRs主要來源于呼吸暴露、飲食攝入、皮膚吸收和無意識的灰塵攝入。一般情況下，呼吸是主要攝入途徑，不過人群通過呼吸攝入的OPFRs劑量低于通過灰塵的攝入量；飲食攝入為一些類別的OPFRs進入人體的最主要途徑[15]。

1 有機磷酸酯的種類及特點(Types and characteristics of organic phosphate ester)

OPFRs的分子結構由一個磷酸根骨架和3個取代基團構成，根據不同的取代基，較為常見的OPFRs被分成三大類，共22種。其中鹵代烷基磷酸酯7種：磷酸三(2-氯丙基)酯(tris(2-chloropropyl) phosphate, TCPP)，磷酸三(2-氯乙基)酯(tris(2-chloroethyl) phosphate, TCEP)，磷酸三(1,2-二氯異丙基)酯(tris(1,2-dichloro-2-propyl)phosphate)，磷酸三(1,3-二氯異丙基)酯(tris(1,3-dichloro-2-propyl)phosphate, TDCPP)，磷酸三(2,3-二溴丙基)酯(tris(2,3-dibromopropyl) phosphate, TDBPP)，磷酸三(1-氯異丙基)酯(tri-(1-chloroisopropyl)phosphate, TCIPP)，雙(2,3-二溴丙基)磷酸酯(bis(2,3-dibromopropyl) phosphate, BDBPP)；烷基磷酸酯有10種：磷酸三甲酯(trimethyl phosphate, TMP)，磷酸三乙酯(triethyl phosphate, TEP)，磷酸三丙酯(tripropyl phosphate, TPrP)，磷酸三異丙酯(triisopropyl phosphate, TiPrP)，磷酸三正丁酯(tributyl phosphate, TnBP)，磷酸三異丁酯(triisobutyl phosphate, TiBP)，磷酸三己基酯(trihexyl phosphate, THP)，磷酸三(2-乙基己基)酯(tris(2-ethylhexyl) phosphate, TEHP)，2-乙基己基二苯基磷酸酯(2-ethylhexyl diphenyl phosphate, EHDPP)，磷酸三(丁氧基乙基)酯(tris(2-butoxyethyl) phosphate, TBOEP)；芳基磷酸酯5種：磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPhP)，磷酸三甲苯酯(tricresyl phosphate, TCP)，三鄰甲苯磷酸酯(triorthocresyl phosphate, TOCP)，磷酸三異丙基苯酯(tri(isopropylphenyl) phosphate, TIPPP)，磷酸甲酚二苯酯(cresyl diphenyl phosphate, CDP)。不同的取代基團使得各有機磷酸酯理化性質差異很大，比如分子量增大，OPFRs的lgKOW也會有增大的趨勢，但水溶解度和蒸汽壓等會相應減小[15]。分子量越大的OPFRs極性越弱，越難溶于水，也越難揮發[15]。例如，TEP的分子量為182.15，水溶解度為1 115 mg·L-1(25 ℃)，lgKOW為0.87，TnBP的分子量為266.31，水溶解度為280 mg·L-1(25 ℃)，lgKOW為4.00，TPhP的分子量為326.28，水溶解度為1.9 mg·L-1(25 ℃)，lgKOW為4.70[14]。

2 生物毒性效應及機制(Bio-toxicity effects and mechanisms)

2.1 急性毒性

研究者以青海弧菌Q67發光菌為受試生物，開展了15種OPFRs的急性毒性研究，研究結果顯示分子極化率在OPFRs的急性毒性中發揮重要作用，并推斷發光菌中的熒光素酶及其輔酶是主要的作用位點[16]。

表1 主要的有機磷酸酯類阻燃劑(OPFRs)種類Table 1 Main types of organophosphate flame retardants (OPFRs)

大型溞作為模式生物，常用于水中有機污染物的急性毒性測試。研究者以大型溞為受試生物開展了一系列OPFRs的急性毒性效應的研究[17-19]。例如，Pang等[17]將9種常用的OPFRs(TMP、TEP、TCEP、TPrP、TCIPP、CDP、TPhP、TCP、EHDPP)吸附到4種代表性的腐殖酸(Suwannee River腐殖酸、Elliott土壤腐殖酸、Aldrich腐殖酸和Acros腐殖酸)中，利用大型溞開展毒性評價；Cristale等[18]考察了10種OPFRs及其混合物對大型溞的急性毒性。對于低正辛醇/水分配系數(KOW)的OPFRs(TMP、TEP、TCEP、TPrP、TCIPP)對于大型溞24 h-EC50>100 mg·L-1；而高KOW的OPFRs(TPhP、TCP、EHDPP)的48 h-EC50分別為1.25、0.26和0.27 mg·L-1(注：CDP的24 h-EC50和48 h-EC50均高于其溶解度)[17]。該結果表明，OPFRs的毒性相差很大，低KOW的OPFRs其急性毒性不明顯，高KOW的OPFRs對大型溞毒性較高，其EC50值甚至可相差3個數量級[17]。另外，芳香基團也是影響其急性毒性的重要因素，幾種含有芳香基團的OPFRs：磷酸三苯酯(TPhP)、磷酸三甲苯酯(TCP)、2-乙基己基二苯基磷酸酯，對大型溞急性毒性的EC50均較低，均具有較高毒性[17-19]。OPFRs混合物的聯合毒性是相加的，可以使用定量結構活性關系(QSAR)和預測混合物模型預測其在水中的濃度水平的單一和聯合毒性。

TCPP對斑馬魚具有急性毒性，成魚的96 h-LC50值為47.06 mg·L-1，胚胎的96 h-LC50值為26.01 mg·L-1 [20]。TCPP對大鼠經口的急性毒性LD50為500～4 200 mg·kg-1[21]，對黑頭呆魚的96 h-LC50值為51 mg·L-1 [22-23]。TCEP對于魚類的96 h-LC50值范圍為6.3～250 mg·L-1 [23]。TDCPP對虹鱒魚96 h-LC50值為1.1 mg·L-1，對斑馬魚胚胎/仔魚116 h-LC50值為7.0 mg·L-1 [22, 24]。從這些結果可以看出，TDCPP對于魚類具有較高的急性毒性。

另外，也有研究者報道了OPFRs的人體急性毒性案例。牛青盟等[25]對70例食入含三鄰甲苯磷酸酯(triorthocresyl phosphate, TOCP)面粉的患者進行調查，發現TOCP對人體有急性毒性作用，食用者首發癥狀為腓腸肌疼痛，3～7 d后出現站立不穩，行走困難等遲緩性麻痹癥狀，1個月后，出現上運動神經元麻痹的表現。TOCP對人體主要是神經毒性，最小致死量成人為10～30 mg·kg-1，主要表現為和有機磷中毒遲發性神經病類似的中樞—周圍遠端型軸索病。

2.2 生殖與發育毒性

研究表明，OPFRs對于大型溞[26]、斑馬魚[27-33]、雞[34]、大鼠[35]等動物具有生殖和發育毒性，主要涉及磷酸三(1,3-二氯異丙基)酯(TDCPP)[26-34,36-37]、磷酸三(2,3-二溴丙基)酯(tris(2,3-dibromopropyl) phosphate, TDBPP)[35-37]、磷酸三(2-氯異丙基)酯(tri-(2-chloroisopropyl)phosphate, TCIPP)[36-37]、磷酸三苯酯(TPhP)[31,37-38]、磷酸三甲苯酯(TCP)[34]、磷酸三(2-丁氧基乙基)酯(TBOEP)[39]等。TDCPP可顯著降低大型溞親代和子代的繁殖能力及長度[26]。TDCPP對斑馬魚的生殖和發育也會產生不良影響[27-32]，例如，Wang等[27]將成年斑馬魚暴露在TDCPP中3個月，出現了TDCPP生物富集現象，且可由成年斑馬魚傳遞給其后代，導致幼魚存活率下降，運動明顯減少，造成發育神經毒性。此外，暴露于TDCPP中會使雌性和雄性成年斑馬魚神經系統發育基因下調[28]，導致雌性血漿雌二醇和睪丸激素水平上升，但對雄性無影響；產卵量下降，肝臟卵黃蛋白原(vtg1和vtg3)的表達在雌性和雄性中均有上調，在子代中觀察到卵子質量(例如卵子直徑)降低和畸形率增加，雄性和雌性性腺中TDCPP及其代謝物雙(1,3-二氯-2-丙基)磷酸酯濃度增加[29]。若在斑馬魚胚胎發育的卵裂期對其進行暴露，TDCPP會誘導合子基因組的再甲基化出現延遲，該機制可能與卵裂開始時TDCPP暴露導致發育毒性增強相關[30]。成年斑馬魚在接觸TDCPP或TPhP 21 d后，隨著血漿17β-雌二醇濃度、卵黃發生素水平、E2/睪酮和E2/11-酮睪酮的顯著增加，斑馬魚繁殖力顯著降低；暴露后，下丘腦-垂體-性腺(HPG)軸的幾個基因的轉錄譜也發生變化，但變化趨勢具有性別依賴性，因此，TDCPP和TPhP均可影響HPG軸的調節機制，擾亂性激素平衡，最終導致魚類繁殖能力的破壞[31]。研究顯示，TPhP可誘導斑馬魚的發育毒性的機制可能是斑馬魚視黃酸受體參與介導[38]。TDCPP的暴露也會對動物行為造成影響，暴露于0.03 μmol·L-1劑量的TDCPP的斑馬魚幼體顯示出多動癥，暴露也引起成年魚的多動癥，暴露于0.3 μmol·L-1TDCPP的斑馬魚，針對捕食者的逃逸行為受到影響[32]。

Dishaw等[37]研究發現，在試驗的劑量范圍內，TDBPP、TDCPP、毒死蜱、TCEP和TCIPP均未出現顯著毒性，但暴露24 h后，不具有顯著毒性的發育暴露卻改變了幼體的游泳活動，表明OPFRs對早期生命階段斑馬魚的發育會產生不利影響。研究表明，在受精3 h(hpf)后暴露于TBOEP(2～5 000 μg·L-1)至120 hpf誘發斑馬魚胚胎發育畸形，并可能導致內分泌功能的改變，引起水腫或畸形，最終導致死亡[39]。暴露于TBEOP中可導致斑馬魚產卵量顯著下降、F0代延遲孵化，F1代孵化率下降[40-41]。

OPFRs對鳥類的生殖發育影響也不容忽視，其對親代的受精和胚胎的發育都有顯著的毒性作用。在Crump等[34]的研究中，將磷酸三甲苯酯(TCP)的混合物注入雞胚胎的肺泡中，會引起胚胎畸形，改變胚胎的生長，引起肝體指數(liver somatic index, LSI)上升，血漿膽汁酸濃度上升，并改變外源化合物和脂類代謝相關基因的mRNA表達水平和甲狀腺激素通路。Farhat等[36]發現TCIPP和TDCPP不會降低雞胚胎受精率；但是，TCIPP會延遲受精，減少跖骨長度；TDCPP暴露則導致頭部長度增加，胚胎質量下降，膽囊變小，血漿游離T4水平降低。

2.3 神經毒性

一些OPFRs進入生物體內后，會對生物腦組織產生作用，影響受體結合，阻礙神經遞質的傳導等，從而產生神經毒性。研究表明，TDCPP對斑馬魚具有神經毒性[28,42]，相同暴露條件下，雌性斑馬魚體內TDCPP濃度更高，且雌性斑馬魚對TDCPP更敏感，接觸TDCPP后大腦中多巴胺和5-羥色胺的水平降低，而在雄魚和雌魚腦組織中觀察到神經系統發育基因下調。利用光電動反應(PMR)研究發現，對于斑馬魚，除了TDCPP外，TCIPP、TPhP等也會對其神經發育產生不良影響[42]。對稀有鮈鯽的實驗結果顯示，雖然觀察到高濃度TPhP對乙酰膽堿酯酶的抑制作用，但TCEP、TDCPP和TPhP對稀有鮈鯽的急性毒性可能與膽堿酯酶抑制無關；此外，TDCPP對膽堿酯酶活性或神經遞質水平沒有顯著影響[43]。但在PC12細胞中的研究結果表明TDCPP是與毒死蜱毒性相當的神經毒劑，此外TDBPP和TCEP也會對PC12細胞產生毒性效應[44]。對人體α4β2煙酰胺乙酰膽堿受體(nicotinic acetylcholine receptors, nACh)的受體功能在非洲爪蟾卵母細胞中表達的相關研究結果顯示[45]，TPhP是nACh受體的拮抗劑，可能對生物產生神經毒性。

在對母雞的研究中，不同的OPFRs顯示出相異的神經毒性效應。在實驗周期延長到21 d時，母雞大腦、小腦及脊髓組織中ATP含量產生變化，TOCP誘導了母雞遲發性神經毒性[46]，其他學者的研究結果也佐證了這一結論[47-48]。而在合適的劑量范圍內[46]，TCPP和TCEP缺乏誘導母雞遲發性神經毒性的潛力。TIPPP雖然在生化水平上對腦神經毒性酯酶(NTE)產生了影響，但未產生臨床或神經組織學異常[49]。另有研究者發現TCP對雞不存在延遲神經毒性，并聲稱早期研究中OPFRs對母雞存在延遲神經毒性，通常是以過高的劑量進行測試的結果[50-51]，而也有研究認為TCP確實對母雞具有延遲神經毒性[52]。

研究表明，OPFRs對小鼠和大鼠的生命活動都會產生影響，不過它們并不具有神經毒性。例如，TCEP在小鼠體內是作為GABA拮抗劑而不是膽堿能激動劑[53]，TOCP在母體及其胎兒的肺、脾、膽囊和肝臟等器官中有保留，而腦和脊髓中量最少，說明小鼠可能對其誘導的延遲神經毒性不敏感[54]。以大鼠為研究對象時，高劑量TDCPP和TCEP的作用下，大鼠相對肝臟重量增加，但甲狀腺激素和腦重沒有改變，乙酰膽堿酯酶(腦和血清中的)不被抑制[55]，TDCPP和TCEP不具有產生甲狀腺毒性或發育性神經毒性的潛力。

2.4 臟器毒性

通過不同途徑進入生物體的OPFRs，經血液和組織液等的運輸，會進入肝臟、腎臟、心臟等各個組織中并產生毒性作用。對魚類而言，OPFRs主要導致其產生肝臟毒性和心臟毒性[56-59]。TDCPP會造成斑馬魚肝毒性的幾個生物標記基因(gck,gsr和nqo1)表達顯著上調，并引起了肝空泡化和凋亡以及肝臟大小的增加，同時會誘導肝臟炎癥[56]。TPhP、CDP、TIPPP均會對斑馬魚產生心臟毒性[57-59]，造成其心臟循環進展受到阻礙，心動過緩、心肌細胞減少、心臟等發育中關鍵轉錄調節因子表達被抑制等現象[57]，另外，也可能會造成斑馬魚在胚胎發育過程中心臟循環和功能的靶向效應，出現心臟畸形，引起嚴重的心臟異常[58]。

當OPFRs作用于哺乳動物時，更多地表現出腎臟毒性。TDBPP作用于大鼠時，會產生腎毒性[60-64]，代謝產物為雙(2,3-二溴丙基)磷酸酯(bis(2,3-dibromopropyl) phosphate, BDBPP)[61]，導致大鼠尿糖、乳酸、尿液γ-谷氨酰轉移酶、乳酸脫氫酶和堿性磷酸酶等顯著升高，近端腎小管受到損傷，腎小管上皮細胞代謝功能發生變化[60]，具體表現有腎小管上皮細胞的固縮、壞死和再生，核細胞核形成，唾液酸含量增加，上皮細胞膜破壞，肌醇含量變化，細胞質酶，細胞質酶的腎活性和丙氨酸氨基肽含量變化，乳酸脫氫酶活性變化等[62-63,65]，其代謝物BDBPP也具有腎毒性，會引起雄性大鼠更嚴重的腎衰竭[63]，而另一種代謝物2,3-二溴丙醇(2,3-dibromo-1-propanol, DBP)則是非腎毒性的[63]。對于大鼠，BDBPP甚至是比母體TDBPP毒性更大的急性腎毒素[66-67]。除了嚴重的腎毒性外，Derlund等[68]還發現TDBPP在大鼠體內也可導致肝毒性，但與TDBPP腎毒性相比，該作用較不明顯，只發生在較高劑量下。S?derlund等[69]發現TDCPP對大鼠無腎毒性。

2.5 基因毒性與致突變性

進一步考察OPFRs的致毒機理，不論是微型生物、水生生物還是哺乳動物，甚至人類，受試生物很多基因及其表達都受到了損害和影響。Krivoshiev等[70]研究了8種OPFRs對大腸桿菌基因的影響，發現其可導致應激基因和脅迫基因被誘導，造成蛋白質和DNA受到損傷，甚至引起生長停滯和氧化損傷。TDBPP可誘發沙門氏菌發生基因突變[71-72]。以大型溞為受試生物的研究表明，TBOEP(14.7～1 470 μg·L-1)濃度范圍內并未導致大型溞生長、存活或繁殖效應，但轉錄組學的微陣列分析表明，由于TBOEP的加入，101個基因的轉錄組學發生了改變[73]。

以低等動物四膜蟲為研究對象的實驗結果表明，TDCPP會減少細胞數量、細胞大小和纖毛數量，并導致21個核糖體蛋白基因的表達下調，影響嗜熱四膜蟲的生長和繁殖[74]。此外，暴露于TDCPP和TPhP，也會改變參與斑馬魚胚胎/幼魚的6個以受體為中心基因網絡的mRNA表達，并且TDCPP效力更強[75]。除了影響mRNA的表達，OPFRs也會對基因編碼造成影響，例如，Honkakoski等[76]發現基因編碼的關鍵調節器“組成型活性受體”(CAR)的活性抑制與存在于未處理的小鼠的肝臟中的二異丙基化和三異丙基化苯基磷酸酯有關，小鼠CAR被三異丙基化苯基磷酸酯抑制，而人類CAR會被三芳基磷酸酯活化。利用體外系統開展的研究結果顯示，TCEP濃度在10 μmol·L-1時開始產生細胞毒性，而TCPP當濃度達到1 mmol·L-1時，才顯示出細胞毒性，但當不存在外部酶代謝系統，也沒有S9-混合物存在時，2種物質都沒有引起DNA鏈斷裂；同時，未檢測到TCEP和TCPP具有誘變潛力和雌激素效應[77]。對人類細胞的相關研究中，FM550及其有機磷酸酯成分增加了人類PPARγ1轉錄活性，并誘導BMS2細胞中的脂質積聚和脂蛋白表達，FM550組分能夠結合并激活PPARγ，TPhP可能是產生這些變化的主要原因[78]。除了母體產生毒性外，部分OPFRs的降解產物也具有基因毒性。在人類淋巴母細胞系TK6中測試TDBPP的代謝產物2-溴代丙烯醛(2-bromoacrolein, 2BA)時，DNA加合物誘導突變[79]。OPFRs的基因毒性可能因物種而異，比如，TDBPP可在大鼠肝臟體內引發低數量的癌前病變；在果蠅中，TDBPP可被歸類為交聯劑；在人細胞中，檢測到了突變頻率的增加[80]。

Li等[81]的研究結果顯示，TCPP和TPhP使人類胚胎肝臟L02細胞中p53基因表達顯著增加，這暗示由OPFRs誘導的細胞凋亡依賴于p53的誘導和激活，OPFRs與p53基因之間的作用主要為靜電勢。分子對接和動力學模擬結果顯示，氫鍵與疏水作用也是OPFRs與p53基因之間的作用力[82]。

當然，也有實驗研究顯示出陰性結果。對HepG2-C3A細胞的研究結果表明，OPFRs(TCEP、TCIPP、TDCPP)未導致代謝相關基因表達發生改變，室內積塵提取物所產生的基因表達改變并非這3種OPFRs導致[83]。TDBPP對沙門氏菌(Salmonella)的致突變作用需要S-9存在才具有誘變活性[84]。

2.6 內分泌干擾性

多種OPFRs對有機體具有顯著的內分泌干擾效應。研究顯示，6種OPFRs(TCEP、TCPP、TDCPP、TBOEP、TPhP、TCP)對斑馬魚均產生內分泌干擾作用[85-86]，在斑馬魚暴露14 d后，TCP、TPhP或TDCPP使得血漿睪酮和β-雌二醇濃度增加。在受精后7 d的斑馬魚幼魚中，TPhP暴露導致甲狀腺三碘甲狀腺原氨酸(T3)和四碘甲狀腺氨酸(T4)濃度的顯著增加，上調了甲狀腺激素代謝、運輸和消除等相關基因的表達；幼魚體內crh和tshβ基因的下調表明T3水平升高引起的中樞調節反饋機制被激活[87]。斑馬魚暴露于0.5 μmol·L-1TBOEP后，顯著上調雌激素受體(er1,er2a和er2b)基因和雌激素受體相關基因(vtg4,vtg5,pgr,ncor,ncoa3)，表明TBOEP調節了雌激素通路[88]。

TPhP和TCEP會導致小鼠組織病理損傷和睪丸激素水平的降低[89]。在暴露于300 mg·kg-1TPhP或TCEP 35 d后，小鼠體內與睪酮合成相關的主要基因的表達，包括類固醇激素急性調節蛋白(StAR)，低密度脂蛋白受體(LDL-R)，細胞色素P450膽固醇側鏈裂解酶(P450scc)和細胞色素P450 17α-羥基類固醇脫氫酶(P450-17α)下降[89]。TBOEP、TCEP、TCIPP、磷酸三(1,2-二氯異丙基)酯在美國紅隼體內能夠被快速代謝[90]，谷胱甘肽狀態、肝氧化狀態指標或膽堿能系統(即大腦血漿膽堿酯酶、大腦毒蕈堿、煙堿受體)沒有發生變化，肝細胞完整性和功能發生適度變化；但對血漿游離三碘甲狀腺原氨酸(FT3)濃度有顯著影響。此外，也有研究指出TDCPP和TPhP的暴露會改變人類的激素水平，使男性精液質量下降[91]。

利用體外細胞試驗的研究也得出了類似結論。6種OPFRs(TCEP、TCPP、TDCPP、TBOEP、TPhP、TCP)暴露，造成了H295R細胞(人體腎上腺皮質癌細胞)中的17β-雌二醇(E2)和睪酮(T)的濃度增加[86]。在MVLN細胞中，TCP、TPhP和TDCPP是抑制E2結合雌激素受體的拮抗劑[86]。GH3細胞中，TPhP的暴露上調了tshβ,trα和trβ基因的表達[87]。在FRTL-5細胞中，TPhP的暴露導致nis和tpo基因的表達顯著上調，表明TPhP刺激甲狀腺中的甲狀腺激素合成[87]。在Kojima等[92]測試的11種OPFRs中，TPhP和TCP顯示雌激素受體α(ERα)和/或雌激素受體(ERβ)激動活性；另外TnBP、TDCPP、TPhP和TCP顯示出雄激素受體(AR)拮抗活性，TBP、TEHP、TDCPP、TPhP和TCP顯示糖皮質激素受體(GR)拮抗活性。此外，7種OPFRs，TnBP、TCPP、TEHP、TBOEP、TDCPP、TPhP和TCP都顯示孕烷X受體(PXR)激動活性。

3 存在問題與展望(Problems existed and prospects)

有機磷系阻燃劑具備很好的阻燃效果，因而已經被廣泛應用于各個行業，但它的大量使用造成了OPFRs在環境中的蓄積日益明顯，對人類健康及生態影響也慢慢顯露出其初期的毒理學效應。已有研究證明OPFRs具有神經[28,42-52,54-55]、生殖[26-41]、基因[70-84]等毒性并有致畸、致癌等作用。雖然目前OPFRs在大部分介質中尚未達到足以產生明顯毒性效應或者生物效應的水平，但含鹵素類OPFRs和部分非鹵素類OPFRs具有較高的持久性以及較高的生物富集系數，這些都表明OPFRs的危害應該引起人們的足夠重視。OPFRs的生物毒性數據，特別是發展毒理學的毒性數據應當被廣泛采集，并在此基礎上，開展OPFRs的環境風險和人體健康風險研究。

在進行毒性實驗時，應當注重建立系統和完善的標準實驗方法，由于在現有的毒性試驗中，不同的研究者所選取的儀器、使用的材料的規格、各自試驗方案的設計、采用的試驗條件等存在或多或少的不同，獲得的試驗結果存在差異，甚至存在完全相反的研究結論和爭議。比如，在研究OPFRs對母雞的神經毒性時，一些學者認為OPFRs會誘導母雞的遲發性神經毒性[48-49]，而部分認為不會誘發[50-51]，還有一部分則發現在不同情況下會得到不同的結果[46]。產生這種多元結果的重要原因是目前OPFRs毒性研究試驗中，對干擾因素的排除不完全以及不同試驗的非標準化等。

表2 OPFRs的毒性效應研究總結Table 2 Summary of toxicity effects of OPFRs

在設置實驗中OPFRs的劑量時，應該注意到環境中OPFRs的長期低劑量暴露會導致生物毒性效應，因此要考察低劑量下OPFRs的毒性。而現有的實驗室生物毒性模擬研究中，OPFRs濃度往往遠高于實際環境中可能的存在濃度，很難利用這樣高劑量濃度下獲得的急性毒性數據來準確定量OPFRs進入環境后的真實風險。通過考察OPFRs的長期低劑量暴露毒性效應、在生物體內的歸趨和遺傳性等，可以使研究結果更加符合實際環境的暴露情況。要準確闡述OPFRs可能的環境和健康風險，實驗中除了要考慮添加量外，還需要考慮諸多環境因素對其生物毒性的影響。現有的絕大部分毒性研究結論均在實驗室理想狀態下獲得，對試驗結果外推到真實環境研究不足。

目前研究對象大多集中于水生生物、哺乳動物和人類等。而在生物圈中，植物也是不容忽視的一部分，物質循環和能量流動過程中，動物植物微生物等息息相關不可分割，在考察OPFRs的生物毒性時，每個環節都不容忽視。在研究過程中，除了考慮單一生物外，OPFRs對生物種群的影響，在食物鏈與食物網的傳遞過程中會產生生物毒性，也值得進一步研究。對OPFRs毒性實驗結果產生影響的除了環境因素外，在環境中其他污染物可能和OPFRs產生復合污染及毒性效應。OPFRs進入環境后的毒性可能不僅來自其本身，還很大程度上會來自與它們結合的其他有毒有害物質對生物體產生的毒性。

在未來的生產生活中，OPFRs的使用及排放量都將增加。在有機磷酸酯類阻燃劑被廣泛使用前，必須通過嚴格和科學的實驗明確排放的OPFRs可能對生態環境和人類健康造成的負面影響特別是可能產生的毒性效應。