多溴聯苯醚及其衍生物在土壤中的分布、轉化和生物效應研究進展

王國慶, 許學慧, 李躍進

內蒙古農業大學草原與資源環境學院， 內蒙古自治區土壤質量與養分資源重點實驗室， 內蒙古 呼和浩特 010018

多溴聯苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)是一類含溴原子的芳香族化合物，作為一種添加型溴系阻燃劑(brominated flame retardants, BERs)，具有阻燃效率高、熱穩定性好、添加量少、對材料的影響性能小、價格便宜等特點，被廣泛應用于硬質塑料、紡織品、建筑材料和電子設備等產品中[1]. PBDEs不以化學鍵結合到工業材料上[2]，因此在產品使用和廢棄處理過程中極易從物品中釋放進入環境. 進入環境的PBDEs由于具有較強的親脂性、吸附性、疏水性及揮發性等特點，極易在土壤、水體、大氣等環境介質和生物體內累積[3]. 土壤是環境中眾多有機污染物重要的“匯”. 土壤中PBDEs的來源可概括為3種：大氣沉降、地表徑流、灌溉及污泥施用[4]. 在國外，英國橫跨西米蘭德的城市鄉村地帶、挪威背景區土壤中PBDEs的含量接近或低于1 ngg(以干質量計)[5]，土耳其市區和工業區土壤中∑PBDEs高于郊區[6]. 在我國，除在長期生產電子電器產品的廣東省貴嶼及清遠、浙江省的臺州等東南沿海地區的土壤中檢測到高濃度的PBDEs[7]外，在新疆維吾爾自治區、西藏自治區[8]、黃土高原[9]等背景區土壤中也可檢測到不同濃度的PBDEs，可見PBDEs已經是環境中分布十分廣泛的持久性有機污染物.

環境中的PBDEs可以通過生物或非生物途徑發生代謝轉化，產生比其母體化合物毒性更大的低溴代、羥基化和甲氧基化等衍生物. 近年來隨著PBDEs在各種環境介質中被大量檢出，其衍生物羥基化多溴聯苯醚(hydroxylated polybrominated diphenyl ethers, OH-PBDEs)和甲氧基化多溴聯苯醚(methoxylated polybrominated diphenyl ethers, MeO-PBDEs)的環境檢出報道也越來越多[10]，如我國海產市場周邊的土壤中普遍存在MeO-PBDEs[11]，廣東省電子廢物回收區土壤中也檢測出高濃度的OH-PBDEs和MeO-PBDEs[12]，由于衍生物具有比其母體更大的毒理學效應而備受關注. 土壤中PBDEs非生物轉化包括物理、化學轉化，其中主要以零價鐵的還原脫溴和光降解為主. 土壤中PBDEs的生物轉化包括土壤動物、植物以及土壤微生物對其的代謝轉化[13]. 在動物體內PBDEs可發生還原脫溴反應，生成低溴代PBDEs，也可以發生氧化產生OH-PBDEs和MeO-PBDEs[14]. 在植物體內也檢測到脫溴、羥基化和甲氧基化代謝產物，且OH-PBDEs和MeO-PBDEs可發生相互轉化[11]. PBDEs的微生物降解包括厭氧降解和好氧降解[15-16]，相比厭氧微生物降解，好氧微生物降解的周期更短、降解更徹底[17]. PBDEs的代謝轉化與其對生物體的毒性密切相關，因此越來越成為學者們關注的熱點問題.

由于PBDEs及其衍生物在環境介質以及生物體中被廣泛檢出，因此其毒理學效應越來越受到人們關注，研究表明：PBDEs及其衍生物對植物而言能夠抑制植物的種子萌發和幼苗的生長，會引起植物細胞膜質過氧化[18]；PBDEs及其衍生物會對動物的神經系統、免疫系統及內分泌系統產生影響[19]，且通過對比發現OH-PBDEs的生物毒性效應要高于其母體PBDEs以及對應的MeO-PBDEs[3]. 土壤中的有機污染物在植物、動物和微生物的作用下發生吸收、傳輸、代謝轉化和界面間的遷移，最終可能會進入食物鏈，對生態環境和人體健康造成潛在威脅. 然而，目前關于PBDEs及其衍生物在土壤生態系統中的遷移轉化和毒性效應方面的研究還相對較少，認識PBDEs及其衍生物在土壤中的分布、代謝轉化和生物效應對于評價PBDEs的環境風險和預測其遷移轉化行為具有十分重要的意義. 該文綜述了近年來關于PBDEs及其衍生物在土壤中的分布、代謝轉化和生物效應等方面的研究進展，提出了未來的研究重點和方向，以期為深入認識PBDEs及其衍生物的環境界面行為和生態效應提供參考.

1 PBDEs及其衍生物在土壤中的分布

土壤是一種流動性較差的環境介質，是多種持久性污染物的“匯”，PBDEs廣泛分布于土壤中[20]，且不同地點土壤中PBDEs含量組成差異較大. 20世紀70年代末至80年代初，BDE-209 (decabromodiphenyl ether, 十溴聯苯醚)作為環境污染物在美國首次被檢出[1]. 2003年，我國學者楊永亮在中國青島的沉積物中檢測到21種PBDEs單體[21]. 目前，PBDEs在環境中被頻繁檢出，其衍生物OH-PBDEs和MeO-PBDEs的檢出報道也越來越多[22]. 表1總結了近年報道的世界各地不同類型土壤中PBDEs及其衍生物的分布情況.

1.1 行業分布特征

表1 PBDEs及其衍生物OH-PBDEs和MeO-PBDEs在土壤中的分布

商用PBDEs化學品一般會經歷“生產—塑料改性—產品使用—電子廢物回收處理—阻燃廢塑料再生—焚燒處置”過程，其中生產、塑料改性和電子廢物回收拆解環節是對土壤污染最嚴重的環節，其次是資源化利用環節，焚燒處置對土壤造成的污染最小[5]. 如就我國而言，土壤中PBDEs污染較嚴重的地區主要是浙江、廣東、河北等地生產、改性、電子廢物拆解和廢舊塑料處置企業集中的地區. 其次是廢物再生企業周邊土壤，通過對山西省電子廢物再生企業周邊土壤狀況的調查表明，BDE-209是主要污染物，含量為36～14 727 ngg(以干質量計)，與其他再生企業相當[34]. 根據吳曉飛等[35]研究發現，拆解地、焚燒地土壤中∑21PBDEs的含量分別為28～235 173 和5～22 108 ngg(以干質量計)，3種場地PBDEs的含量均較高，但焚燒場地較為輕緩. 不同行業所在地區污染物組成也存在差異，在廢塑料處置地土壤中OH-PBDEs以低溴代的同類物為主，而MeO-PBDEs以高溴代的同類物為主[36]；在電子垃圾拆解地土壤中OH-PBDEs和MeO-PBDEs均以高溴代的同類物為主，且MeO-PBDEs高于OH-PBDEs[13].

1.2 空間分布特征

目前，PBDEs在環境中被頻繁檢出，且工業化程度高的地區污染程度較嚴重. 2005年WANG等[37]首次對貴嶼地區表層土壤中PBDEs的含量做出報道，貴嶼某焚燒塑料堆放地附近一溴至七溴聯苯醚總含量為 1 140 ngg(以干質量計)，廢棄打印機滾軸的遺棄堆放場地為 1 169 ngg(以干質量計)，該研究未包含BDE-209的測定. Leung等[29]檢測到BDE-209在貴嶼某打印機滾軸的遺棄堆放場地的含量為 1 026 ngg. 鈕珊[38]檢測到生產企業土壤中BDE-209的含量為292～1 117 ngg，比電子垃圾處理地污染水平高1～2個數量級，與典型電子垃圾拆卸場地水平相當. 2015年，貴嶼及周邊農業土壤中檢測到的41種PBDEs含量范圍為30～9 400 ngg(以干質量計)[24]，遠高于我國萊州灣某生產區土壤中PBDEs的含量(73～2 629 ngg，以干質量計)[39]. 2016年在貴嶼區土壤表層中檢測到12種PBDEs的含量為77～13 354 ngg(以干質量計)[40].

隨著距離工業區和城市距離的增加，土壤中PBDEs及其衍生物的濃度逐漸降低，由高到低依次為城市、農村和背景區. 研究[41]表明，印度尼西亞、日本、韓國等亞洲國家和部分歐洲國家PBDEs含量處于同一水平，但比北美地區低1～2個數量級. 美國土壤中PBDEs的平均含量為103 ngg，其中舊金山灣是美國PBDEs污染的熱點地區，在逐步淘汰這類化合物之后，其含量在10 a內有所下降[42]；Kim等[32]在韓國釜山周邊城市的土壤中檢測到PBDEs的總濃度為0.18～7.7 ngg，MeO-PBDEs和OH-PBDEs的濃度低于PBDEs. 而在工業化程度較低的青藏高原東側的巴郎山區域，土壤中∑PBDEs含量為0.005～0.061 ngg，與挪威偏遠地區和巴基斯坦相當，污染程度較低[8,25,31]. 大氣長距離傳輸可能是偏遠地區土壤中PBDEs的主要來源.

2 PBDEs及其衍生物在土壤中的轉化

環境中的PBDEs可以通過生物或非生物途徑發生代謝轉化，產生比其母體化合物毒性更大的低溴代、羥基化和甲氧基化衍生物，與此同時，不同衍生物之間也會發生相互轉化. 認識PBDEs及其衍生物在土壤環境中的轉化對全面評估其對人類健康和生態環境存在的潛在毒性與風險具有十分重要的意義.

PBDEs及其衍生物在土壤中的非生物轉化是指在不同礦物催化體系和光照作用下發生物理或化學轉化. 其中PBDEs在零價鐵催化作用下降解效果較好，尤其對BDE-209，僅需40 min，降解率可達90%，其產物主要是低溴代聯苯醚[21]. 光降解法是污染物在光的作用下被氧化，最終生成CO2和H2O的過程. 由于PBDEs具有雙苯環結構，因此可以通過對紫外光的吸收發生光降解. 從分子結構上看，OH-PBDEs與PBDEs相比，更容易發生光降解[43]，Bastos等[44]在研究OH-PBDEs溶解時的光解敏感性也證實了這一觀點，羥基化化合物能夠迅速發生光解轉化. 但由于紫外光對能量的要求很嚴苛，只有土壤表層的污染物可以發生光降解，所以土壤中PBDEs及其衍生物的光降解效率低、降解速度也較慢[45]. 如土壤中BDE-209的半衰期在20～400 h之間[43]. 近些年來部分學者發現，PBDEs及其衍生物可以在植物、土壤動物、微生物作用下發生吸收、代謝和轉化，對其環境行為和生態效應產生較大影響. 因此，相較于非生物轉化，PBDEs及其衍生物的生物轉化過程日益受到研究人員的關注.

2.1 PBDEs及其衍生物的植物轉化

植物是環境中污染物的儲存體之一，土壤中PBDEs可以被植物根系所吸收，大氣中的PBDEs通過氣態擴散經葉片氣孔進入植物體內[46]. PBDEs目前已在世界各地的植物中均被檢測出來，包括一些偏遠地區如南極和喜馬拉雅山[47-48]. 通過對植物體內PBDEs及其衍生物的研究發現，污染區植物體內PBDEs的含量遠高于偏遠地區，且在污染較嚴重的地區，植物體內以高溴代PBDEs為主，而在偏遠地區則以低溴代PBDEs為主，推斷可能是由于高溴代PBDEs更易被植物吸收，而低溴代PBDEs具有比高溴代PBDEs更強的遷移擴散能力. 這一現象與PBDEs在土壤中的分布規律相似，說明二者存在相關性. 植物通過吸收、轉化、代謝等方式對環境介質中PBDEs及其衍生物起到降解的作用[49]. PBDEs在植物體內的轉化途徑主要有兩種：脫溴還原代謝和氧化代謝(羥基和甲氧基化代謝). 研究發現，BDE-47在南瓜幼苗中可降解為脫溴產物(BDE-28)和羥基化產物(5-OH-BDE-47、6-OH-BDE-47、4′-OH-BDE-49和4-OH-BDE-42)，且OH-PBDEs和MeO-PBDEs在植物中也可以相互轉化[50]. BDE-47在玉米體內也可以發生快速脫溴反應，且先發生脫溴反應，然后再進行羥基化或甲氧基化是其在玉米體內轉化生成低溴代OHMeO-PBDEs的主要代謝途徑[18]；6-OH-BDE-47甲氧基化比6-MeO-BDE-47羥基化更易更快發生，但是MeO-PBDEs和OH-PBDEs不會轉化成PBDEs[18]. 植物修復BDE-209污染土壤的研究表明，南瓜、玉米、蘿卜等6種不同的植物修復BDE-209污染土壤的去除率范圍為12.1%～38.5%，且植物對此污染物的降解主要是通過脫溴反應完成[51]. 此外，已有研究[52]表明，植物根系提取出的硝酸還原酶和谷胱甘肽轉化酶也對BDE-28、BDE-47、BDE-99和BDE-209有降解作用，可生成脫溴和羥基化產物. 王練書[14]通過玉米對土壤中BDE-209轉化規律的研究得出：土壤以及玉米根、莖、葉都發生了脫溴代謝，土壤中的低溴代產物含量低于玉米植株中的低溴代產物含量，轉化產物以BDE-206為主.

綜上，盡管目前關于PBDEs及其衍生物的植物代謝轉化陸續被報道，但研究還僅僅處于代謝產物鑒定階段，代謝轉化過程的內在分子機制和關鍵影響因素尚不清楚，有待于進一步研究探索.

2.2 PBDEs及其衍生物的動物轉化

目前有關PBDEs及其衍生物在土壤動物內轉化的研究十分有限，主要集中在土壤中常見的環節動物和嚙齒動物體內的代謝轉化. 土壤中的BDE-209會使土壤呼吸強度下降，微生物活性降低，而蚯蚓可以顯著去除土壤中的BDE-209，并且顯著提高土壤微生物活性，研究[21]表明，蚯蚓(培養28 d)對BDE-209的去除率可達14.93%. 在赤子愛勝蚓體內的BDE-209也能發生生物轉化，轉化產物有高溴代同系物(BDE-203、BDE-206、BDE-207、BDE-208)和低溴代同系物(BDE-47、BDE-99、BDE153)，其中主要產物是BDE-207[14]. BDE-47也很容易被小鼠和大鼠吸收，且糞便排泄是消除有毒物質的主要方式，排泄物中母體化合物占90%以上[53]. PBDEs在動物體內的轉化途徑主要有醚鍵斷裂、羥基化和羥基化伴隨脫溴反應等途徑，生成低溴代PBDEs和OH-PBDEs等多種產物[54]. ?rn等[55]在大鼠經口暴露14C-BDE47 的實驗室研究中，在糞便中檢測出6種代謝產物，其中兩種為羥基鄰位取代產物、一種為羥基間位取代產物和兩種羥基對位取代產物. Malmberg等[56]將PBDEs以腹腔注射的方式染毒大白鼠，結果在其血漿中檢測到16種OH-PBDEs. 將BDE-209加入小鼠食物中，代謝產物以BDE-207為主[57]. 以小鼠肝臟為研究對象，通過體外代謝試驗研究表明，3-OH-BDE-47、5-OH-BDE-47、6-OH-BDE-47和2′-OH-BDE-68這4種OH-PBDEs代謝后均能生成2,4-二溴苯酚，表明醚鍵斷裂可能是其轉化的主要途徑之一[58]. 目前在動物活體暴露試驗中都發現PBDEs可以發生氧化代謝，但其代謝產物生成路徑和機理確尚未明確，已有研究[10]表明，PBDEs在動物體內的代謝反應是在細胞色素CYP450酶系作用下進行的. CYP450酶系對動物體內PBDEs代謝轉化為OH-PBDEs起著重要作用，是產生OH-PBDEs過程中第一步所需的催化劑，這一理論已經在暴露試驗中得到驗證.

2.3 PBDEs及其衍生物的微生物轉化

微生物是生態系統的分解者[59-60]，土壤中有數以億萬計的各種微生物，對PBDEs的降解起到了重要作用，PBDEs的代謝程度與土壤中微生物的含量呈顯著負相關[13,61]. 關鍵飛[62]研究黃棕壤對BDE-47的降解率，發現90 d時降解率可達24.53%，添加降解菌株4-1后降解率提高至39.77%. PBDEs的微生物降解主要是厭氧降解和好氧降解兩種[15-16]. 厭氧微生物轉化PBDEs的主要途徑是通過厭氧微生物分泌的各種還原酶和脫鹵酶，使高溴代聯苯醚還原脫溴成低溴代聯苯醚，之后再被進一步氧化分解(見圖1)[63].

表2總結了不同微生物降解PBDEs的情況. 研究表明，低溴代聯苯醚的降解速率大于高溴代同類物的降解速率[64]，BDE-209的脫溴速率相當緩慢[70]. 推斷可能是由于BDE-209穩定的化學性質，導致其不易受到酶的作用；也可能是BDE-209易溶于有機溶劑而不易溶于水的性質，導致其生物可利用性受到限制. 厭氧降解過程一般周期較長，好氧降解與之相比降解更為徹底且周期短[71]. 在好氧微生物的作用下，PBDEs能夠發生羥基化反應，最后開環能夠完全降解，不會產生毒性較大的中間產物[71]. 據報道，鞘氨醇單胞菌Sphingomonassp.PH-07能夠降解從一溴代到三溴代聯苯醚化合物，一溴代聯苯醚和二溴代聯苯醚在8 d內分別降解了23%和14%(見圖2)[72]，而菌株BurkholderiaxenovoransLB400則能把90%一溴聯苯醚轉化為羥基化一溴聯苯醚[73]. 這可能是因為存在某些新的溴代阻燃劑生物降解途徑. 短芽孢能夠降解BDE-209，降解率達54.38%[74]；從土壤中篩選出BDE-207的高效好氧降解菌，對BDE-47有良好的降解效果，降解率為82.4%～90.8%[75]. 目前有關PBDEs好氧微生物的降解的研究相對較少，因此有必要進一步研究關于好氧微生物降解PBDEs的途徑和機制機理[76].

圖1 BDE-15微生物厭氧代謝圖解[63]Fig.1 Anaerobic microbial degradation pathways of BDE-15[63]

表2 不同微生物體系降解PBDEs的情況

圖2 Sphingomonas sp. PH-07 有氧降解PBDEs的代謝圖[72]Fig.2 Proposed pathway for the degradation of PBDEs by Sphingomonas sp. PH-07[72]

3 土壤中PBDEs及其衍生物的生物效應

PBDEs及其衍生物作為一種環境內分泌的干擾物對大部分的動物都有顯著的毒性，能夠影響動物的內分泌功能、妨礙動物生殖系統的發育對神經系統產生毒性等. 綜合現有研究結果，3種主要的商業PBDEs同系物中，毒性從大到小依次表現為penta-BDEs(五溴聯苯醚)、octa-BDEs(八溴聯苯醚)和deca-BDEs(十溴聯苯醚). penta-BDEs會對動物的神經系統產生毒性，導致其記憶力和學習能力衰退[77]，并且會對蚯蚓的再生能力產生影響，當土壤中penta-BDEs的濃度達到10 μgg(以干質量計)時，蚯蚓產繭受到抑制，當濃度達到500 μgg(以干質量計)時，蚯蚓停止產繭[78]. Octa-BDEs具有致畸性和胚胎毒性，可導致兔類和鼠類體重下降、畸性等[79]. 土壤中的BDE-209會使蚯蚓出現身體變軟、黃色液體滲出和環帶腫大等中毒癥狀[80]，高濃度的BDE-209可引起蚯蚓嚴重的氧化應激[81]；BDE-209也可以對跳蟲的脫皮過程產生破壞，且通過阻斷神經遞質信號通路引起神經毒性[82]. 也有研究[83]表明，BDE-209可抑制跳蟲繁殖，且對其急性毒性大于ODOPB和SBDP這兩種阻燃劑. Deca-BDEs同樣對鼠類有致癌性[84]. 關于其他PBDEs同系物的生物毒性報道目前關注較多的是BDE-47，如Darnerud等[85]報道BDE-47可以使正在發育的小鼠運動行為失常，并可以減少雄性子代的精子數量；BDE-47會引起蚯蚓滲透調節和能量代謝紊亂[86]，也會較大程度地影響跳蟲的卵孵化率和幼蟲成活率[87]. PBDEs可以轉化為毒性更強的OH-PBDEs和MeO-PBDEs，其代謝產物的毒性效應同樣應引起人們的重視. BDE-47的羥基代謝產物6-OH-BDE-47，隨著其濃度增加，細胞存活率下降[88]. 唐少宇[17]研究也表明，BDE-47的所有代謝產物均能夠降低細胞的活性，但OH-PBDEs的產物對細胞活性的影響更大. HE等[89]研究表明，MeO-PBDEs和OH-PBDEs對細胞的繁殖有抑制作用. PBDEs的不同同系物其毒性差別也是很大的，低溴代PBDEs在很小劑量下就可以引起毒性[90]，而BDE-209要引起毒性需要很大劑量的累積[91].

與PBDEs對動物的毒性效應相比，有關PBDEs對植物毒性效應的研究相對較少，近幾年來才逐漸受到關注. 2014年，許學慧[18]對玉米進行的活體暴露試驗發現，PBDEs及其衍生物MeO-PBDEs和OH-PBDEs能夠抑制玉米種子的萌發和幼苗的生長，引起植物膜脂過氧化、蛋白羰基化和DNA雙鏈斷鏈等損傷，且污染物激發植物細胞產生過量活性氧自由基是產生毒性的主要原因. 王練書[14]通過玉米對土壤中BDE-209的轉化研究表明，BDE-209對玉米的生長具有抑制效應. PBDEs能夠破壞植物細胞結構、影響細胞正常代謝、抑制根和莖的伸長，嚴重時可導致植株死亡[2]. 尤其是低溴代聯苯醚低濃度處理即可抑制植物的生長發育，而高溴代聯苯醚由于其水溶性低，只有在高濃度處理下才可以對植物產生抑制[15]，如BDE-209濃度達到10×105ngg時，才會對玉米的發芽率產生影響[57]. 研究表明，MeO-PBDEs和OH-PBDEs對植物的毒性都要大于其母體，尤其是OH-PBDEs通過光化學生成的多溴代二苯并二英(PBDD)[92]，其毒性效應顯著提高. 因此PBDEs及其衍生物MeO-PBDEs和OH-PBDEs對植物的毒理學效應越來越被人們所關注.

4 結論與展望

目前，通過對PBDEs及其衍生物在土壤中的分布、轉化和生物效應等的研究，發現PBDEs在環境中被頻繁檢出，污染程度隨離工業區距離增加而減小，依次為城市、農村和背景區. 大多污染地區土壤中以高溴代PBDEs為主，偏遠地區則以低溴代PBDEs為主. PBDEs在環境中的轉化主要為光降解和生物轉化，光降解主要是通過自由基反應進行的脫溴，而生物轉化主要有脫溴還原、羥基化及甲氧基化氧化、醚鍵斷裂等途徑，生成低溴代PBDEs、OHMeO-PBDEs等多種產物. PBDEs及其衍生物作為一種環境內分泌的干擾物，對大部分的植物、動物都有顯著的毒性效應，對植物而言，能夠抑制植物種子萌發、幼苗生長、損傷細胞結構及影響植物代謝活動等；對動物而言能夠影響動物的內分泌功能、妨礙動物生殖系統的發育、對神經系統產生毒性等.

基于以上研究進展，在今后PBDEs及其衍生物的相關研究中，應從以下幾方面進行進一步探討.

a) PBDEs及其衍生物在土壤中的代謝轉化過程十分復雜，受化合物性質和環境條件等多種因素影響. 因此，研究PBDEs及其衍生物在土壤中代謝轉化關系，需要明確哪些因素的影響更為重要，例如，土壤中PBDEs、OH-PBDEs和MeO-PBDEs污染水平、腐殖質含量及組成、特異性土壤微生物等對其代謝轉化的影響.

b) PBDEs及其衍生物的生物吸收富集作用是其生物地球化學過程中重要的組成部分，目前這方面的研究報道還相對較少，且影響土壤-生物界面遷移的關鍵影響因子尚不清楚. 今后需要進一步研究不同溴原子取代的PBDEs、OH-PBDEs和MeO-PBDEs在動植物種屬間的吸收、傳輸和轉化的差異.

c) 目前關于PBDEs及其衍生物在生物體內代謝轉化的認識，還僅停留在代謝產物的檢出鑒定以及基于產物分析的代謝途徑的推測上. 今后需借助分子生物學技術以及代謝組學、蛋白質組學等多組學手段研究PBDEs、OH-PBDEs和MeO-PBDEs在生物體內代謝轉化的內在機制.

d) 目前對于PBDEs、OH-PBDEs和MeO-PBDEs如何影響生物生長和代謝活動的機制機理還不清楚. 今后需從分子水平和基因水平探究其在生物體內產生毒性效應的分子靶標，進一步揭示其致毒機制；同時，有關PBDEs及其衍生物的毒性試驗目前主要集中于高劑量短時間下的生物效應研究，應重點關注在環境濃度長期暴露下，PBDEs及其衍生物的生物效應.