典型溴系阻燃劑四溴雙酚A和十溴二苯乙烷的污染現狀及毒理學研究進展

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，海岸帶環境過程與生態修復重點實驗室，山東省海岸帶環境過程重點實驗室，煙臺 264003 2. 青島海洋科學與技術國家實驗室，海洋漁業科學與食物產出過程功能實驗室，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、紡織和塑料等工業生產中。近年來，全國BFRs需求量逐年增加，生產種類約有80多種，主要包括多溴聯苯醚(poly brominated diphenyl ethers, PBDEs)、四溴雙酚A(tetrabromobisphenol A, TBBPA)、六溴環十二烷(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的生產量約占BFRs生產總量的50%以上，是全球用量最大的阻燃劑產品，年需求量超過17萬t[2]；DBDPE作為十溴聯苯醚(decabromodiphenyl ether, Deca BDE)的替代品，自2005年在中國投產以來，年均增幅達80%[3]，2006年的初始產量約為1.1萬t，2016年產量高達3.1萬t[4-5]。BFRs可分為反應型和添加型2種，反應型BFRs以化學鍵與基質結合，不易擴散至環境中；添加型BFRs以分子間作用力與基質結合，容易擴散至環境中。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，不與其他材料發生化學鍵的結合。因此，二者在使用時都可能通過揮發、滲出等方式釋放到外界環境中，目前在空氣、水體、沉積物、土壤和生物體等多種環境介質中均有檢出，伴隨著物質能量循環過程，其污染范圍已遍布全球[1,6-8]。TBBPA和DBDPE水溶性低、親脂性強、化學性質穩定，可在環境中穩定存在，并具有潛在的生物富集效應[9-10]。諸多研究已證明TBBPA和DBDPE具有生長發育毒性、肝腎毒性和內分泌干擾等多種毒性效應[11-16]。

隨著制造業的迅猛發展，我國對BFRs的需求與日俱增。PBDEs等被列為POPs而禁止生產和使用，導致以TBBPA和DBDPE為代表的BFRs產能急劇擴增。然而，由于缺乏對TBBPA和DBDPE生產和排放的有效監控，其潛在的環境風險不容忽視。本文重點介紹以TBBPA和DBDPE為代表的BFRs在環境中的污染現狀、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環境風險評估、測算環境容量以及篩選潛在替代品提供重要參考，也將為政府部門調控BFRs產能提供理論依據。

1 四溴雙酚A(Tetrabromobisphenol A, TBBPA)

1.1 TBBPA的理化性質

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具有熱穩定性好、阻燃效率高、水不溶性和耐腐蝕等優點，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定性，其理化性質如表1所示[17-18]。TBBPA的辛醇水分配系數(logKow)較高、水溶性低，在水體和土壤等介質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中持久、穩定存在。由于TBBPA具有高脂溶性，易富集到生物體內，對生物產生毒性效應，當化合物的生物累積系數(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Table 1 Physicochemical properties of tetrabromobisphenol A (TBBPA)

1.2 TBBPA的污染現狀

全球范圍的調查研究顯示，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境介質中均有不同含量的檢出(表2)。中國已經成為TBBPA污染最為嚴重的地區，其中，TBBPA的主要生產區(天津市、山東省和江蘇省)和電子垃圾回收區(浙江省和廣東省)是典型的污染區[19-21]。本小節主要綜述了TBBPA的分布特征、污染程度以及人體暴露等污染現狀。

1.2.1 空氣

TBBPA作為添加型阻燃劑時，在生產以及電子垃圾拆解過程中容易通過揮發、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空氣中TBBPA的含量時發現，工業區空氣中TBBPA的濃度顯著高于非工業區，如中國貴嶼地區和瑞典斯德哥爾摩地區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]通過調查不同區域空氣中TBBPA濃度發現，公共環境(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量有關，公共區域大量使用阻燃劑材料導致更多的TBBPA釋放。此外，還有研究發現，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

水體在生態系統中覆蓋面較廣，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結合擴散至水體環境中，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]。工業區污水和城市區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]，中國巢湖水體內含量范圍是850～4 870 ng·L-1[33]，均遠高于非工業區水體內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定[13]。在不同國家內陸河流沉積物中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生產和使用量的顯著增加，TBBPA污染區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含量的報道數據也表明，TBBPA含量與污染源相關，山東壽光BFRs生產區和廣東清遠電子垃圾回收區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，容易在生物體內富集。目前已在浮游生物、魚類、鳥類和哺乳類等體內廣泛檢出TBBPA，調查研究發現，生物體內污染程度與生物棲息環境的污染狀況相關，在污染較重區域，生物體內TBBPA含量更高。如日本名古屋魚類體內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魚類體內TBBPA含量是其千倍，濃度可達101 ng·g-1，這與采樣地區存在大量的電子垃圾拆解廠相關[28,33,43-45]。Johnson-Restrepo等[19]發現TBBPA在美國佛羅里達州的寬吻海豚和鯊魚體內含量分別是1.2 ng·g-1和9.5 ng·g-1，高于其他地區含量，這與北美地區發達的工業發展相關。對北極地區的調查發現，北極熊體內也存在TBBPA，這也證實了TBBPA長距離遷移的能力[20]。

1.2.5 人體暴露

人類不僅易受到環境(如家和辦公室)中TBBPA的暴露，還可能通過食物攝入TBBPA?，F已證明TBBPA廣泛存在于水產品、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]在研究中首次發現TBBPA存在于非特異性接觸的人類頭發中，含量為16.04 ng·g-1，表明樣品中TBBPA可能來源于內源性暴露，非職業人群同樣面臨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，工業區和人類生活區較自然環境中TBBPA污染更加嚴重，整體呈現經濟發達地區較非經濟區含量高的趨勢。由于TBBPA的logKow較高，水溶性低，在不同環境介質中，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，易對生物產生毒性作用。對比不同國家TBBPA的污染狀況發現，中國作為TBBPA最大的生產國和使用國，面臨的TBBPA污染狀況更加嚴峻。因此，隨著TBBPA的生產量和使用量的增加，各種環境介質中TBBPA含量將逐漸升高，持續關注并開展TBBPA的污染現狀調查、毒理效應與機制研究以及包括人類在內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的生態風險具有重要意義。現有文獻報道顯示，TBBPA對生物具有生長發育毒性、肝腎毒性、生殖毒性、神經毒性以及內分泌干擾等毒性效應。

1.3.1 生長發育毒性

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]發現在大鼠和小鼠中，TBBPA的半數致死劑量(LD50)分別>4 g·kg-1和>5 g·kg-1，還會引起大鼠出現行動遲緩、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育過程。以浮游生物為研究對象開展的TBBPA的毒性研究，發現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，發現金藻細胞表面形態和內部亞顯微結構改變，藻內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)幼體發育畸形，造成海膽幼體形態較小和骨架異常[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為產卵凝固率增加、胚胎孵化時間延長、發育畸形、血流失調和心包水腫等[60]，還可影響斑馬魚眼睛發育，導致其視動反應降低[61-62]。

TBBPA的發育毒性機制尚未完全闡明，可能通過細胞外信號調節激酶(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的TBBPA，會對肝臟和腎臟產生毒性效應。Tada等[64]發現孕期小鼠食用含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]發現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對魚類也表現出一定的肝腎毒性。TBBPA的肝臟毒性主要表現為對肝細胞及肝臟組織的損害，可破壞肝細胞索狀結構、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)肝臟抗氧化系統的影響時發現，隨TBBPA濃度增加，羅非魚體內的GSH含量和谷胱甘肽巰基轉移酶(glutathione S-transferase, GST)活性呈現先下降后上升的趨勢，SOD活性呈現先上升后下降趨勢[74]。Ronisz等[75]發現TBBPA可引起魚體內谷胱甘肽還原酶(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細胞產生毒害作用，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 內分泌干擾效應

正常組織學結構和穩定的激素水平是維持內分泌系統結構和功能的重要保障，可用于評估污染物的內分泌干擾作用。TBBPA被認為是一種潛在的內分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals, EDCs)，主要通過非受體途徑引發內分泌干擾效應，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)中的某些環節，參與或影響激素的正常合成、代謝、轉化和活性。TBBPA與三碘甲狀腺原氨酸(triiodothyronine, T3)、四碘甲狀腺原氨酸(thyroxine, T4)的結構非常類似(圖1)，研究表明，TBBPA可以影響甲狀腺的正常組織形態、破壞體內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的結構對比Fig. 1 Structures of TBBPA and thyroid hormones T3 and T4

TBBPA能夠引起生物體內甲狀腺激素水平的紊亂，不同物種和不同性別生物體內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)和總三碘甲腺原氨酸(total triiodothyronine, TT3)水平顯著下降[78]。

TBBPA影響HPT軸關鍵基因的表達水平，干擾甲狀腺調節的生物過程。促甲狀腺β基因tshβ作為甲狀腺軸的主要調節因子，調控循環甲狀腺激素(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，都能夠導致孵出仔魚體內的tshβ表達上調[82]。Goto等[83]還發現TBBPA抑制T3與TR的結合，同時抑制TR介導的甲調基因的表達。

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，造成精子發生異常[84]。TBBPA還可顯著下調斑馬魚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)體內卵黃蛋白原(vitellogenin, VTG)和HPA軸中促腎上腺皮質激素(adreno cortico tropic hormone, ACTH)含量上升[86]。

1.3.4 生殖毒性

現有研究表明，TBBPA可導致性別分化不明、兩性畸形、性腺發育異常、性成熟周期縮短、配子排放時間及排出量減少等現象，并可誘導睪丸細胞凋亡、精子質量下降、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在對性腺發育的影響。van der Ven等[77]發現TBBPA可導致雄性大鼠性腺質量增加，延長雌性大鼠性發育時間。而暴露于0.1 mg·L-1TBBPA的斑馬魚的生殖器官結構發生變化，雌性斑馬魚卵巢發育被抑制，雄性斑馬魚生精細管管壁變薄，精原細胞和精母細胞數目減少，間質細胞增多[89]。TBBPA還可以影響生物體的生殖功能。環境相關濃度的TBBPA (0.047 μmol·L-1)暴露可顯著降低斑馬魚產卵率，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，有研究結果顯示，TBBPA可能通過影響雌激素活性干擾生殖系統的發育及其正常功能[91]。

1.3.5 神經毒性

TBBPA能影響生物的神經發育并干擾其神經活動，表現出一定的神經毒性。研究發現，TBBPA對小鼠和大鼠的神經活動都會產生影響，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生影響[92]，說明TBBPA可從親代傳遞至子代。小鼠海馬神經元細胞暴露于TBBPA后，引起caspase-3活化以及凋亡小體形成[93]。然而也有研究發現，新生小鼠暴露于11.5 mg·L-1TBBPA 10 d后，無任何神經行為改變[66]。TBBPA對斑馬魚也表現出神經毒性，可顯著延緩早期發育階段斑馬魚的顱運動神經元發育、抑制初級運動神經元發育，導致肌纖維松弛[94]。TBBPA還可導致斑馬魚自發性行為的改變，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在腦區的積累能夠導致生物體的神經行為改變[96]，有關TBBPA的神經毒性作用機制尚不完全明確。Mariussen和de Fonnum[97]認為TBBPA能夠抑制原生質膜攝取多巴胺等神經傳遞素，影響神經遞質傳遞效率，從而產生神經毒性。細胞內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Ca2+釋放和NMDA受體(NMDARs)介導的Ca2+內流共同參與了TBBPA誘導的神經元細胞內鈣失衡機制，從而進一步誘導神經細胞死亡[98-100]。此外，TBBPA暴露導致的THs的缺乏也可造成生物腦部發育障礙。TBBPA的神經毒性也部分歸因于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

DBDPE是一種新型高效的BFRs，其理化性質如表3所示，常溫狀態下為白色均勻顆粒，具有阻燃效率高、抗紫外線性能佳、不含樹脂載體和熱穩定性好等優點。DBDPE易于處理，熱裂解或燃燒時不產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，能夠在多種介質中穩定存在。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，并產生放大效應。

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

2.2 DBDPE的污染現狀

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

2.2.1 空氣

DBDPE作為一種添加型BFRs，容易在生產、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[104]。不同國家室內環境中DBDPE的含量，反映了阻燃劑市場的地域差異，并與阻燃產品使用的類型和數量相關。美國和加拿大室內空氣中測得的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]。在新西蘭等不生產和使用DBDPE的國家中，DBDPE的環境濃度也在增加，這可能是由于進口電子電氣產品造成的[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的研究數據相對較少。曾艷紅等[109]在東江水域檢測發現，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達地區檢出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查發現，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，該地區沉積物中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范圍內到內港逐步增加20倍～50倍[114]。另有研究表明，沉積物中DBDPE濃度具有季節差異性，但無相關規律，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。目前在多個國家的土壤中也都檢出了DBDPE，分析華北地區87份土壤樣品，發現中國山東和天津地區土壤中DBDPE含量最高，這可能與DBDPE生產地作為釋放源有關[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檢測出DBDPE[116-124]。DBDPE在生物體內的分布表現出物種、組織以及地區特異性。對中國珠江口的生物調查發現，雙殼類和甲殼類體內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DBDPE含量要遠高于其肝臟內含量[120]。中國廣東東江魚體內DBDPE含量比加拿大溫尼伯湖中魚體內的含量要高2個數量級[11,121]，說明污染源是導致生物體內DBDPE差異的主要原因。寵物生活在室內容易接觸到電器、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BMF范圍是6.1～7.1。生物體內DBDPE濃度與營養級明顯正相關，DBDPE可通過食物鏈富集，產生生物放大效應[116]。

2.2.5 人體暴露

DBDPE在食物和人體內也具有不同程度的檢出，Fernandes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婦女的乳汁，以及中國廣東大學生血清和頭發樣品進行檢測，結果顯示，DBDPE在乳汁、血清和頭發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)，提示國內不同地區的環境DBDPE污染已普遍存在[5]。Zheng等[125]發現電子垃圾回收區拆卸工人頭發內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)。相較于國內人群中較高水平的DBDPE富集，國外人群調查研究中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，均未發現DBDPE的存在[126-127]。

作為新型BFRs，生產區和工業區是DBDPE主要的污染區，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，在不同環境介質中，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，對生物產生毒性作用。因此，隨著DBDPE生產量和使用量的持續增加，其在多種環境介質中均被檢出，尤其是在人體內高頻率檢出，DBDPE的環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并蓄積在脂肪組織中，對生物產生毒性作用，并通過食物鏈的放大作用，對生物種群、生態系統造成威脅。DBDPE的環境風險和人體健康危害已引起國內外研究人員的廣泛關注，相較于大量的環境污染調查數據，目前國內外針對DBDPE毒理效應的研究報道相對較少，現有的研究顯示，DBDPE對生物表現出潛在的生長發育毒性、肝臟毒性和神經毒性等。

2.3.1 生長發育毒性

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、前列腺和睪丸發育正常，其重量和組織學結構無明顯變化[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育過程。Nakari和Huhtala[142]發現，DBDPE暴露影響水蚤發育過程中的運動方式(半數效應濃度(EC50)=19 μg·L-1)，Jin等[143]用高濃度DBDPE(1 mg·kg-1)染毒斑馬魚時，發現斑馬魚孵化受抑制以及仔魚游動距離下降等毒性效應。總之，關于DBDPE的生長發育毒性尚無統一定論，其毒性機制尚未見闡釋。

2.3.2 肝腎毒性

有相關研究發現，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，出現肝細胞肥大和細胞質空泡化，DBDPE處理組與對照組相比，肝臟內CYP1A、CYP2B和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸基轉移酶(uridine diphosphateglucuronic acid transferase, UDPGT)酶活性有顯著升高[146]。另有研究發現，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]發現大鼠食用含100 mg·kg-1DBDPE的飼料90 d后，腎臟形態和功能無顯著改變。Sun等[147]發現，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出肝腎毒性。DBDPE能夠導致草魚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(如GSH)的濃度發生變化，表現出低濃度誘導和高濃度抑制的效應[72,149]。除體內實驗外，虹鱒肝細胞體外暴露實驗的研究結果顯示，DBDPE能夠在虹鱒肝臟細胞中發生積聚和代謝，且DBDPE在生物體內的代謝產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]還發現DBDPE對草魚具有腎臟毒性，草魚經0～3 000 mg·L-1DBDPE飼喂56 d后，腎臟內5種miRNA表達水平顯著下調，36種腎臟miRNA水平顯著上調。

與TBBPA相似，氧化應激機制也被認為是DBDPE產生器官毒性效應的主要機制。當生物體面臨輕度DBDPE脅迫時，會產生大量的ROS，生物體通過體內抗氧化酶系統發揮作用，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，誘導體內代謝和轉錄水平變化，造成肝腎毒性，也可進一步影響生物體的內分泌系統[148]。

2.3.3 內分泌干擾效應

DBDPE對魚類和哺乳類等生物也同樣具有內分泌干擾效應。在哺乳動物體內，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的內分泌干擾效應，發現DBDPE不僅可破壞大鼠甲狀腺組織結構，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VTG含量升高，顯著抑制T3和T4水平。而部分研究發現DBDPE對甲狀腺內分泌功能具有不同的干擾效應。Wang等[153]發現，DBDPE暴露可導致斑馬魚仔魚體內T3和T4含量顯著增加，轉甲狀腺素蛋白(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態[154]，AhR是一種胞質表達的轉錄因子，能夠感知廣泛的內源性和外源性配體，由此產生配體與AhR復合物移位到細胞核，與特定DBD序列結合，增加了靶基因的轉錄。DBDPE對干擾內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，發現青春期雄性大鼠飼喂DBDPE后，生殖器官(睪丸、前列腺和精囊)的質量和病理學檢查未發現改變[139]。此外，中國南方電子產品回收地區雞的大腦中檢出極低水平的DBDPE，預示著其可能對神經系統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，斑馬魚體內的乙酰膽堿酶活性以及神經系統相關基因(α1-tubulin和gap43)的轉錄水平均未發生顯著變化，未對斑馬魚神經系統產生明顯毒性效應[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合國規劃署《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、標準禁止或限制生產和使用，TBBPA和DBDPE產能急劇擴張。同時，在空氣、水體、沉積物、土壤、生物以及人體內TBBPA和DBDPE的檢出量均呈現上升趨勢。此外，阻燃劑在生產和流通過程中，不可避免地會釋放到環境中，生產源污染、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在環境和生物體內都可發生代謝轉化，這些衍生物、類似物以及代謝物的環境行為、毒性效應和機制值得關注。如果TBBPA和DBDPE被禁用，應持續關注其衍生物、類似物以及代謝物的環境行為。

(2)開展對TBBPA和DBDPE毒理效應的計算模擬預測相關研究，解析其結構-活性關系，為研發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，研究結果難以反映真實環境中BFRs對環境、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的環境濃度不斷增加，TBBPA和DBDPE與其他典型污染物的聯合毒性也有待進一步研究。

(4)現已在多種食品甚至人體內普遍檢測到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關注。