十溴二苯乙烷的研究進展

周淑馨,姜 玟,李振民,齊凱歌,于美玲

(廣西大學動物科學技術學院,南寧 530004)

溴化阻燃劑(BFR)是一類添加到多種產品中的阻燃化學品,如用于電子設備、泡沫、填料和紡織品的阻燃[1]。多溴二苯醚(PBDEs)是使用最廣泛的BFR之一,但由于持久性、生物積蓄性和對生物體的毒性,極易從產品中遷移到環境中,導致環境污染和對人類健康的危害。2009年以來,根據《斯德哥爾摩公約》規定,PBDE的組成成分如五溴二苯醚、八溴二苯醚和十溴二苯醚(BDE-209)等陸續被列為持久性有機污染物。隨著PBDE的限制,人們對新型BFR的需求日益增加。十溴二苯乙烷(DBDPE)因其性能相對穩定、適用廣和生物利用率低,逐漸替代了BDE-209,成為市場上廣泛應用的新型廣譜阻燃劑。由于與BDE-209化學結構相似,DBDPE具有類似毒性,容易對周圍環境產生污染[2]。隨著環境中的DBDPE不斷檢出,其已成為一種新興的環境污染物,并在動物及人體內富集。

DBDPE熱穩定性好,耐火、耐紫外性能極佳,且在熱解和燃燒過程無多溴二苯及二惡英的形成[3],可應用于車輛、機器、計算機和電器等產品[4],也廣泛應用于建筑材料中以防止火勢蔓延,如低能耗建筑的圍護結構和再生塑料材料等[5]。

1 DBDPE的分布及影響

1.1 空氣

不同環境中的DBDPE含量存在一定的差異。研究指出,在南極洲大氣顆粒樣品中檢出了DBDPE,說明DBDPE具有大氣遷移性。而在五大湖地區大氣顆粒樣品中檢出的DBDPE比南極洲大氣上空收集到的氣相和顆粒相樣品中的DBDPE濃度要高得多[6-7]。而空氣中DBDPE濃度的增加是其在人體內蓄積的主要原因。

1.2 土壤

DBDPE在土壤中廣泛存在。在電子產業區和電子垃圾街區的土壤中,DBDPE含量較高,表明電子產品是DBDPE的主要來源。大部分地區污泥中DBDPE含量呈現不斷增長的趨勢。在南極長城站及周邊地區土壤、苔蘚和地衣樣品中,檢測到了9種NBFR,DBDPE分別占土壤、苔蘚和地衣累積NBFR濃度的65.2%、50.1%、72.4%[8],進一步證實了DBDPE的大氣遷移性和環境持久性。

1.3 水體

DBDPE釋放后很容易遷移到空氣和水中的顆粒相,并通過濕沉降和河流運輸等途徑進入水體,以沉積物的形式存在。對環渤海和黃海北部的36個河口進行BFR含量調查發現,DBDPE含量位居前列[9]。在渤海海水和大氣中及小清河流域中檢測到的鹵化阻燃劑(HFR)主要化合物是DBDPE[10-11]。近年來,研究人員在華南14個河口采集了70多個表層沉積物,檢測到珠江河口沉積物DBDPE的濃度最高,并與其他河口差異較大[12]。DBDPE在水中沉積物中的濃度受到諸多因素影響,如區域、取樣點及周圍環境等[13]。工業發達地區的沉積物中DBDPE含量高得多,且很多地區DBDPE通量不受河流流量的控制,加上不穩定的生產、使用和排放等因素,導致DBDPE在水中濃度升高,對水生生物具有潛在不利影響。

1.4 植物體

土壤、水體和大氣中的DBDPE可以富集到植物體中,主要存在于樹皮及樹葉葉片中[14-15],也可在蔬菜、水果、谷物等食物中檢測到少量的DBDPE[16]。研究表明,DBDPE比PBDEs更易于被植物吸收,植物根部從土壤中主動或被動吸收DBDPE,通過木質部將其運輸到植物的地上部分(莖、葉、果實等)[14]。DBDPE的高疏水性使得其在植物體內的運輸能力較弱,因此植物葉片中的DBDPE絕大多數來自大氣沉降,故玉米、水稻等葉片較大的植株葉片中積累的濃度往往高于植株莖部[17]。溫度、地域差異、生長周期等多種因素均會影響植物對DBDPE的吸收,Sun等[14]發現生長周期較長的溫室大棚蔬菜中的DBDPE含量高于普通蔬菜,花生生育階段主要組織中的DBDPE濃度顯著高于營養階段[17]。DBDPE還可能通過植物-動物食物鏈進行生物富集,對動物構成潛在危害。

1.5 自然動物體

DBDPE不僅在環境中存在,在自然動物體的脂肪、肝臟、肌肉中也多次檢測到[18]。2012—2015年,在意外捕獲的長喙海豚、印度洋座頭海豚和印度太平洋寬吻海豚肌肉樣本中檢測到DBDPE的存在[19]。在斑馬魚幼魚組織中檢出DBDPE,說明DBDPE具有生物蓄積性[2],在拉脫維亞湖泊歐洲鰻魚體內檢出DBDPE,說明DBDPE具有遠距離遷移能力[20]。Sun[21]等研究表明,DBDPE在生物體中的含量與生存環境有顯著聯系,在電子電器產業發達地區,動物體內的DBDPE含量更高。如華南電子垃圾回收站的翠鳥體內檢測到DBDPE比附近其他地區的翠鳥要高,中位濃度為12 ng/g脂質重量,且存在一定的生物放大潛能[22]。生物體的不同組織間DBDPE含量也會有所不同,例如,鯨魚脂肪組織間的DBDPE含量明顯高于肝臟[23],鳥類的腎臟中DBDPE濃度明顯高于肌肉和肝臟[24]。研究發現,DBDPE具有高度親脂性,可在生物體內不斷累積,具有母體轉移潛能[21],這表明營養級別高的生物體內的DBDPE濃度可能會更高[25]。Wu[26]等研究發現,成年鱷魚及其產生的鱷卵中都存在少量DBDPE,且成體組織中的濃度比新生鱷魚和卵子高出1～3個數量級。Zheng[27]等研究表明,母雞肌肉和新生小雞中均能檢測到DBDPE。這些情況都可說明,DBDPE可在親代和子代之間進行遺傳或轉移,生物體中的DBDPE會不斷累積。

1.6 人體

再生塑料主要的HFR是DBDPE[28]。環境中的有機污染物入侵人體主要通過3種途徑,分別是經呼吸道、消化道、皮膚黏膜吸收。在食品(水產食品、蛋/蛋制品)中早已檢出一定含量的DBDPE[29],因此人類很容易通過呼吸和飲食攝入DBDPE。DBDPE已在貓和狗毛發中被檢出,間接說明DBDPE已廣泛存在于日常生活中[30]。DBDPE在人血清中被頻繁地檢出,且制造廠工人和污染區居民的血清中DBDPE含量遠高于其他地區的人[31]。在對哺乳期的母嬰進行為期3 d的重復飲食研究中,檢測到母乳中含有BFR且DBDPE的濃度最高。嬰兒從母乳攝入的BFR含量遠高于其母親飲食攝入的BFR[32],因此研究DBDPE的毒性機理對生命健康具有重要的作用。

2 DBDPE的毒性作用

DBDPE的污染具有持久性,且具有生物積累性、遠距離遷移性和固有毒性,已有研究表明,DPDPE對人和動物肝臟、腎臟、甲狀腺、生殖系統、心血管系統和神經系統具有毒性作用,對環境和人體具有潛在危害[33]。

2.1 肝腎毒性

肝臟是阻燃劑的靶器官,也是DBDPE的主要靶器官之一。研究發現,DBDPE對Balb/c小鼠肝臟細胞色素P450及尿苷二磷酸葡萄糖醛酸轉移酶(UDPGT)等藥物代謝酶的活性有顯著影響,且暴露在200 mg/(kg·d)DBDPE的小鼠肝臟出現了以肝細胞肥大及細胞質空泡化為特征的組織病理學改變,這表明DBDPE可導致肝功能障礙[33]。SD大鼠每天灌胃DBDPE或BDE-209(5、50、500 mg/kg·bw),DBDPE灌胃28 d可導致大鼠肝臟代謝能力受損,且高劑量的DBDPE和BDE-209可導致γ-谷氨酰轉移酶、總膽紅素和間接膽紅素等一系列肝損傷生化指標顯著升高,肝臟出現組織病理學改變[34]。研究發現,DBDPE可導致肝細胞色素CYP3A蛋白表達水平降低,對人體肝細胞L-02細胞產生毒性作用[35]。DBDPE的肝臟毒性機制主要通過誘導機體產生氧化應激和炎癥反應[34],可通過升高血糖來影響大鼠的腎臟功能[36]。也有研究指出,在大鼠飼糧中添加100 mg/kg DBDPE喂養90 d后,腎臟各項形態功能無顯著差異[37]。此外,研究發現,從事化學制造業的相關人員因長期處于含有大量DBDPE的環境中,頭發和指甲樣本中的DBDPE含量水平及一些腎臟損傷生化指標,如血尿素氮、肌酐和胱抑素C含量呈正相關[38]。以上研究表明,DBDPE可引起肝腎損傷,應引起重視。

2.2 生殖毒性

據報道,與DBDPE結構相似的PBDEs類化合物表現出延遲青春期發育等特性[39],影響哺乳動物發育成熟。研究指出,哺乳期母鼠連續暴露于PBDEs,其子代雄性小鼠睪丸組織中連接蛋白43和細胞周期蛋白依賴性激酶抑制劑表達水平降低,影響生殖細胞存活和凋亡標志物的表達,生殖細胞發生凋亡,雌激素水平升高,子代睪丸發生氧化應激,葡萄糖穩態失衡[40]。Yan[41]等研究了圍產期暴露于DBDPE后對雄性小鼠后代的毒性作用,結果表明,這會增加低脂飲食和高脂飲食子代小鼠肥胖的風險,DBDPE可能通過影響甘油三酯合成、膽汁分泌、嘌呤合成、線粒體功能和葡萄糖代謝來影響子代小鼠的能量代謝,促進子代小鼠的生長發育、體重增加,進而誘發肥胖。生命早期暴露于低劑量的DBDPE可促進代謝功能障礙的發展,導致肥胖。

DBDPE可對動物的生殖功能產生直接影響。研究發現,DBDPE可通過縮短端粒長度和降低端粒酶活性而破壞端粒功能,從而導致大鼠睪丸生理結構損傷,精子數量減少,活力降低,畸形率增加[42]。雌性小鼠暴露于DBDPE 14 h后,減數分裂中期,Ⅱ卵母細胞透明帶硬度明顯升高,紡錘形態異常[43]。5 μg/(kg·bw)和50 μg/(kg·bw)DBDPE可引起小鼠卵母細胞因減數分裂后期Ⅰ的紡錘體遷移和膜突起抑制,導致卵母細胞具有較大的極體。DBDPE暴露通過影響線粒體功能,導致卵母細胞氧化損傷、自噬和凋亡,引發小鼠卵母細胞破裂、第一極體擠出抑制和受精率下降,囊胚的發育受損,導致囊胚凋亡[43-44]。Nakari和Huhtala[45]研究表明,DBDPE可降低斑馬魚卵的孵化率,增加幼魚的死亡率。Jiwon[46]等通過體內外模型,評估了DBDPE對斑馬魚、人腎上腺皮質癌(H295R)和乳腺癌細胞系的毒性作用,發現雄性斑馬魚連續14 d暴露于DBDPE后,17β-雌二醇(E2)的濃度顯著升高;H295R細胞暴露于DBDPE后,E2/T比值呈上升趨勢,但類固醇生成途徑中主要基因的轉錄不受影響,DBDPE的生殖毒性作用及其機制仍需進一步研究。

2.3 甲狀腺毒性

甲狀腺是重要的內分泌器官,對動物的生長發育具有重要作用。研究人員利用發育中的斑馬魚幼魚來評估DBDPE暴露對甲狀腺內分泌的干擾作用,結果發現,DBDPE暴露影響了斑馬魚幼魚體內三碘甲狀腺原氨酸和四碘甲狀腺原氨酸水平,證實了DBDPE可在斑馬魚體內富集和代謝并可引起水生動物甲狀腺內分泌紊亂[2]。DBDPE對嚙齒類動物甲狀腺功能同樣具有毒性作用,Balb/C小鼠暴露于DBDPE 30 d后,甲狀腺雖然未有明顯的組織病理學改變,但總三碘甲狀腺原氨酸水平和總四碘甲狀腺原氨酸水平降低,促甲狀腺素(TSH)分泌增加,DBDPE或其代謝物可能以類似于PBDEs的方式,使芳香烴受體(AhR)受體激活和UDPGT上調刺激甲狀腺激素葡萄糖醛酸化,DBDPE與甲狀腺激素系統相互作用并干擾AhR和組成型雄甾烷受體(CAR)信號通路的反饋和適應機制,破壞小鼠的甲狀腺功能[33]。雄性大鼠暴露于500 mg/(kg·bw·d)劑量的DBDPE 28 d,血清中游離三碘甲狀腺原氨酸水平降低,促甲狀腺激素釋放激素和TSH含量升高。組織學檢查和透射電鏡檢查顯示,暴露于高濃度DBDPE可導致甲狀腺組織結構和超微結構發生顯著變化,DBDPE可能通過影響下丘腦-垂體-甲狀腺軸相關基因的表達,導致甲狀腺功能減退[37]。以上研究結果充分表明,DBDPE暴露會破壞甲狀腺激素信號,導致甲狀腺內分泌功能紊亂。Smythee[47]等進一步利用人體外肝微粒體和細胞溶質生物測定法發現,高濃度DBDPE對人類肝甲狀腺調節脫碘酶(DIO)有顯著抑制作用,但作用機制尚不明確。隨著DBDPE在人體血清樣本中檢出頻率的增加,DBDPE的DIO抑制很有可能影響甲狀腺功能,有必要對其甲狀腺抑制作用機制進行研究。

2.4 心血管毒性

研究表明,PBDEs可能破壞大鼠發育期心血管反應和對成年后期的滲透壓調節反應,導致斑馬魚幼魚心血管形態異常,損害心血管功能和腦脊液流動[48-49]。PBDEs在體內的血管毒性為DBDPE的心血管毒性評估提供了一定的理論參考。Li[50]等發現,SD大鼠暴露于500 mg/(kg·bw·d)的DBDPE 28 d后,可引起心肌細胞線粒體損傷,丙二醛(MDA)含量顯著升高,谷胱甘肽(GSH)和超氧化物歧化酶(SOD)活性降低,從而引發心臟與腹主動脈形態學及超微結構損傷。Zheng[51]等通過體內和體外實驗證明,DBDPE通過誘導大鼠腹主動脈中NLRP3表達量升高,激活半胱天冬酶-1,誘導細胞焦亡,顯著上調了腹主動脈白細胞介素1β和白細胞介素18的分泌水平,誘導炎癥反應,引發小鼠心血管內皮細胞損傷。高濃度DBDPE可顯著降低主動脈內皮細胞活性,引起細胞焦亡,從而導致血管內皮細胞功能障礙。DBDPE對人血管內皮功能與心血管系統具有潛在的毒害作用。

2.5 神經毒性

DBDPE對動物的神經系統具有潛在的毒性作用[52]。Jin[53]等以斑馬魚為體內模型,對DBDPE的神經毒理學效應進行評估發現,斑馬魚在短期暴露于被DBDPE污染的沉積物后,即使在測試的最高濃度(1 000 μg/kg干燥沉積物)下,其死亡率和畸形率(包括水腫、尾部彎曲等)都未受到影響。在神經反射方面,斑馬魚幼魚暴露于DBDPE后,對其背鰭進行觸摸時均能成功逃脫,但暴露于高濃度DBDPE的幼魚與對照組的逃脫距離相比顯著縮短[53]。此外,DBDPE對乙酰膽堿酯酶活性、兩個與神經相關的重要基因的表達水平及對細胞凋亡情況均有影響,說明DBDPE對斑馬魚胚胎或幼魚具有較低的神經毒性,但其毒性機制尚未明確[54-55]。

3 DBDPE的毒性作用機制

3.1 影響細胞生物過程

轉錄組學分析表明,DBDPE可改變許多功能基因的表達,可通過抑制電子傳遞、線粒體ATP合成、氧化還原酶活性及轉運蛋白活性來影響生物過程和細胞成分。KEGG富集通路分析表明,DBDPE可通過下調與NADH還原酶/脫氫酶、琥珀酸脫氫酶、細胞色素-c還原酶/氧化酶、細胞色素C1蛋白及ATP合酶相關的基因來抑制氧化磷酸化、三羧酸(TCA)循環及碳代謝,進而影響機體生理功能,對組織器官造成毒性作用。

3.2 誘導氧化應激和細胞凋亡

DBDPE可誘導多種生物體產生氧化應激反應,如牡蠣、平菇、海螺、蚯蚓、小鼠、大鼠等[56]。低劑量DBDPE(≤ 5 mg/L)暴露后可提高生物體SOD、過氧化氫酶(CAT)活性及GSH含量;高劑量DBDPE(> 5 mg/L)暴露96 h時,生物體SOD和CAT活性降低,GSH含量下降,MDA含量隨DBDPE暴露(10～50 mg/L)明顯升高。蚯蚓暴露于0、2.5、5、10、20 mg/kg DBDPE后,活性氧(ROS)和MDA含量均顯著增加,即使最低劑量的DBDPE也可能誘導氧化應激,造成DNA損傷,誘導細胞凋亡,從而對其產生一定的遺傳毒性[57]。DBDPE還可誘導肝癌細胞HepG2產生過量的ROS、線粒體功能紊亂及ATP缺乏[33]。研究表明,DBDPE暴露可通過下調卵母細胞中抗氧化相關基因的表達,提高ROS水平;通過上調自噬相關蛋白和基因的表達水平,誘導自噬的發生;通過上調凋亡前體蛋白的mRNA相對表達量,誘導細胞凋亡[43]?？傊?DBDPE可誘導機體產生過量ROS,破壞線粒體功能,激活細胞焦亡和細胞凋亡,誘導炎癥反應[50-51]。

4 總結與展望

DBDPE使用廣泛,具有生物富集效應和毒性效應,不僅會對環境產生影響,還會對人的身心健康產生潛在危害。已知DBDPE具有肝腎、甲狀腺、生殖、心血管和神經毒性,但其毒性作用機制尚不明確。目前,DBDPE人體暴露風險評估體系不完善,未考慮生物放大效應及多種暴露途徑的風險。DBDPE的毒性效應研究主要集中在人體和動物上,對植物毒性的相關研究較少。未來,應重視DBDPE與其他環境污染物之間的聯合作用,分析DBDPE代謝產物和降解產物對環境及機體的影響,開展毒性效應研究,研發解毒藥物。進一步關注DBDPE的降解方法,通過生物學、化學等方法,減小DBDPE毒性作用,消除其對環境、動植物及人類的潛在威脅。