多溴联苯醚的心血管毒性研究进展

邓洪齐，郭俊恺，刘 浩，文 睿，林桂淼

(深圳大学医学部公共卫生学院，广东 深圳 518055)

多溴联苯醚(polybrominated diphenylethers，PBDEs)是一类人造有机化学品，该家族具有209种同系物，化学式为C12H(9-0)Br(1-10)O[1]。由于具有低负荷、强阻燃性和高性价比等优势，PBDEs成为最常用的溴化阻燃剂之一，广泛应用于各种消费产品如汽车、泡沫家具、建筑材料和电子设备等。PBDEs的环境积累主要来源于PBDEs的生产排放、直接排放、产品和电子垃圾的回收以及废物和产品的燃烧[2]。据估计，十溴联苯醚(BDE-209)的全球在用量和废物残留量分别超过40万吨和10万吨，某些PBDEs 同系物(如BDE-28、-47、-99、-153、-183)的这两个数值分别超过了2.5 万吨和1.3 万吨[3]。由于PBDEs 具有脂溶性、难降解性和环境持久性，其广泛存在于空气、水、海洋动物和陆地哺乳动物体内，甚至人类母乳中[4-5]。PBDEs的环境蓄积性引起了人们的广泛关注，于2004年被世界卫生组织列入持久性有机污染物清单。已有研究表明，PBDEs具有多种毒性效应，包括神经毒性、生殖毒性、肝脏毒性、免疫毒性、内分泌毒性以及致癌性等[6-9]，尤其会促进人体甲状腺激素紊乱、动脉粥样硬化等疾病的发生发展。心血管疾病是引起死亡、威胁人类健康的主要原因[10]。世界卫生组织发布的《2014年全球非传染性疾病现状报告》显示，从2012年开始心血管疾病已成为全球范围内非传染性疾病死亡的首要原因，每年造成1 750 万人死亡，约占所有非传染性疾病死亡的50%[11]。了解PBDEs的心血管毒性，有利于正确理解PBDEs环境污染物暴露存在的心血管疾病健康风险，为评价PBDEs的心血管毒性提供参考。本文将重点介绍PBDEs的心血管毒性研究进展，首先概述具有心血管毒性的PBDEs 在环境及人群的暴露途径和水平，随后从细胞学实验、动物学实验以及人群研究3个层次综述其心血管毒性效应，最后概述其毒性作用机制。

1 具有心血管毒性的PBDEs 在环境及人群中的暴露概况

目前PBDEs的心血管毒性研究总体较少，尤其是机制研究不深入。已有研究表明，包括BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-209等在内的多个PBDEs同系物均具有心血管毒性，并且依赖其脂溶性、生物富集性在多种环境介质以及人体中广泛存在。我们对具有心血管毒性的PBDEs同系物的理化性质、用途及其生物毒性进行了总结，见表1。

表1 具有心血管毒性的PBDEs同系物的理化性质、用途及其生物毒性[1-2，4-9，12]

1.1 具有心血管毒性的PBDEs在环境中的暴露水平

目前，世界各地的环境介质中均检测到具有心血管毒性的PBDEs 的污染，包括英国、美国、挪威、日本等[13-19]。最早在1981年，瑞典科学家Andersson等[13]首次在梭鱼、鳗鲡和海鳟中检测出PBDEs 的存在；2002 年，Ikonomou 等[14-15]在北极地区检测到包括BDE-47、BDE-99 在内的PBDEs 同系物的存在，PBDEs生物群中的浓度范围为4～2 300 ng/g；2006年，Corsolini等[16]在南极的岩鳕、磷虾、企鹅蛋中也发现了PBDEs(BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-100)的存在，其浓度分别为(5.6±1.12)、(5.81±2.32)、(4.57±0.17)和(3.06±3.27) ng/g。在南极生物体中被检测到，证实了其全球运输和分布，证实了它们正在全球迁移；2021年，Kajiwara 等[18]在2015—2019年间从18个国家(主要是日本)购买的1 139个儿童玩具塑料部件中检测到219 个部件PBDEs 浓度大于30 mg/kg，109 个部件中以BDE-209 为主的PBDEs 浓度在35～10 000 mg/kg 之间；2022年，Nipen 等[19]在东非地区年代久远的沉积岩的岩心中发现PBDEs 有持续增长的趋势，且BDE-209 平均浓度占25 种PBDEs总量的81%。在我国，由于国内消费市场庞大，消耗了大量的PBDEs，PBDEs在环境中的污染也十分普遍，曾经测得了PBDEs的亚洲最高浓度[20]。1993—2018年间的BDE-209产量为46.5 万吨，其中13%用于出口[21]。此外，PBDEs 在各种介质的地域分布上呈现向东南部沿海地区集中的现象，这与东部沿海地区的经济水平发展有关。在这些地区中，PBDEs的分布又呈现了工厂>重点地区>城市地区>农村地区的现象，而且与PBDEs 相关的工业区和电子垃圾区的污染最为严重[22]。Huang等[23]发现在上海老岗镇垃圾填埋场周围的土壤以及植物中均检测到以BDE-209为主的PBDEs浓度显著高于其他地区，最高达5 150 ng/g。Wang 等[5]选取了过往10 年的276 项研究，分析了PBDEs在水、土壤、室外空气、室外灰尘、室内空气以及室内灰尘环境介质中的含量。结果显示，我国西北地区的PBDEs蓄积极少，而在我国长三角和珠三角地区较高，水中包括BDE-209、BDE47、BDE-28 等在内的PBDEs 平均浓度超过14.37 ng/L，土壤中的浓度约为1.36×103ng/g，灰尘样本中超过11.84×103ng/g，其中室外空气平均浓度约为798 pg/m3，而室内灰尘的平均浓度达到了7.53×103ng/g，显著高于室外灰尘的平均浓度4.37×103ng/g。Hassine 等[24]在以地中南海岸国家的女性母乳样本中检测到BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-183 等10种PBDEs同系物的总浓度范围为2.5～22.6 ng/g，平均值和中位数分别为10.7 ng/g和9.8 ng/g。在我国，Li等[3]通过收集浙江台州46 份母乳样本并通过检测发现包括BDE-28、BDE-47、BDE-209 在内的8 种PBDEs 同系物总和的中位水平为19.5 ng/g。Liang等[25]于2015年以东南部温岭市一个农村电子废弃物处理区的20 名拆解工人和65 名非职业居民为样本进行调查，发现拆解工人血清中的PBDEs的身体负荷(652.2 ng/g)远高于当地居民(123.3 ng/g)，其中BDE-209含量差异最为明显。

1.2 具有心血管毒性的PBDEs在人群中的暴露途径和人体代谢、分布情况

环境中具有心血管毒性的PBDEs(BDE-99、BDE-209等)可以通过多种暴露途径进入人体[26]。首先，膳食摄入已被证实是人类接触PBDEs 的主要途径之一[27]，PBDEs 经由食物链的生物放大作用逐渐蓄积，最后通过食物摄取进入人体。由于PBDEs在淡水鱼和海洋鱼体内广泛存在，鱼类消费长期以来被认为是人类暴露PBDEs的一个重要食物来源[28]。除此之外，具有心血管毒性的PBDEs 也可以通过肉类(BDE-47 为1.27 pg/g)、蛋类(BDE-47 为0.13 pg/g)、乳制品和蔬菜(BDE-47 为0.29 pg/g)等食物进入人体。人类对PBDEs 的膳食摄入水平受许多因素影响，如饮食习惯和偏好的食物类型等。PBDEs在高脂食品中含量较高，且具有更好的生物蓄积度，食物中的大部分PBDEs均易被吸收至体内。此外，空气吸入和皮肤暴露也是PBDEs进入人体的重要途径。一些废旧的家具、纺织产品，尤其是电子电气产品，含有大量的PBDEs(BDE-47、BDE-99、BDE-209)，会通过持续转移、燃烧等方式进入空气进而造成严重污染。由于粉尘表面积大、有机含量高，是PBDEs 的主要存储层，为PBDEs 的传播提供了良好的介质[26]，人们在日常生活中可以通过空气吸入和皮肤接触灰尘暴露于PBDEs 中[29]。PBDEs 可以分布在人体母乳、血清、胎盘、肝脏、脂肪、肝脏和肺脏等组织中[30]。在北美收集血液中BDE-47的浓度水平每克脂质为(0.63～46) ng/g，比欧洲观察到的(0.24～2.4) ng/g 要高，而亚洲和大洋洲的数据非常有限，水平似乎更接近欧洲而不是北美水平(亚洲：1.5～28 ng/g；大洋洲：2.7～20 ng/g)[31-33]。Zhao 等[34]对12 种PBDEs 主要同系物在肝脏、肾脏和肺脏的浓度进行了统计，PBDEs 的几何平均浓度每克脂质分别为：肾脏182 ng/g，肝脏174 ng，肺174 ng/g。BDE-47、BDE-28 和BDE-209 是上述组织中最主要的同源物。肾脏、肝脏和肺中BDE-209的最高水平每克脂质分别为73、61.6和38.9 mg/g[35]。此外，婴儿可以通过胎盘传递和母乳喂养接触到PBDEs。Chen等[36]收集了华南地区5个城市30个配对的胎盘、母乳、胎儿脐带血以及新生儿尿液样本，检测分析PBDEs 在上述部位的分布：胎盘中BDE-28(0.64 ng/g)、BDE-47(5.74 ng/g)、BDE-99(0.71 ng/g)；母乳中BDE-28(0.94 ng/g)、BDE-47(2.87 ng/g)；胎儿脐血中BDE-28(0.11 ng/g)、BDE-47(2.76 ng/g)、BDE-99(0.25 ng/g)；新生儿尿液中BDE-28(0.08 ng/g)、BDE-47(0.08 ng/g)、BDE-99(0.04 ng/g)、BDE-209(0.02 ng/g)。此外，胎盘、母乳、胎儿脐血以及新生儿尿液配对样本中的PBDEs浓度和大多数母体PBDEs浓度均存在显著相关性(P<0.01)，说明这些地区的婴儿会通过胎盘传递以及母乳喂养接触到相对较高水平的PBDEs。针对PBDEs在人体代谢中的研究较少，但是已有多种动物模型的PBDEs代谢研究。El Dareer 等[37]发现，雄性Fischer 344 大鼠肠道对BDE-209的吸收在饲料中最低。超过99%的BDE-209在72 h从粪便中排泄，而在尿液中仅观察到0.012%。雄性和雌性大鼠施用单次口服剂量BDE-209(1.0 mg/kg 悬浮在玉米油中)的99%以上于48 h排泄在粪便中[38]。Burreau等[39]在对在北梭子鱼的代谢研究中，使用C14标记的BDE-47，计算出了梭子鱼BDE-47 的吸收率为96%，在对梭子鱼的放射显影检测中，发现BDE-47主要分布在肝脏、脂肪组织、椎骨周围组织、眼睛和胆囊中等富含脂质的部位中。根据既有的研究，肠道对BDE-209的摄取效率不高，因此其生物蓄积潜力非常低，吸收的PBDEs主要分布在富含脂质的组织中[38]。

2 PBDEs的心血管毒性研究

2.1 细胞实验研究

心血管系统是由心脏和血管(动脉、静脉和毛细血管)组成的一个密闭的循环管道，用于运输氧、营养物质、激素和组织代谢废物等，在维持机体正常新陈代谢和内环境稳态中发挥重要作用。心血管系统的功能异常会引发一系列疾病，包括高血压、动脉粥样硬化、高脂血症、冠心病、心肌梗死等。体外细胞实验研究表明，包括BDE-209、BDE-71、BDE-79等在内的PBDEs 同系物会影响多种细胞的功能引起心血管毒性[40-46]。首先，PBDEs 暴露会增加单核细胞与内皮细胞之间的黏附作用。Zhi 等[41]将梯度浓度的BDE-209(6.25、12.5、25 μmol/L)处理单核细胞24 h，结果发现实验组中BDE-209 能够调节MIR-141/ICAM-1 在人类主动脉内皮细胞(human artery endothelial cells，HAECs)中的表达，实验组单核细胞和HAECs 之间的最大黏附力比对照组提高了3倍。众所周知，单核细胞与内皮细胞的黏附在心血管疾病的启动与发生中发挥关键作用，例如单核细胞异常黏附于血管内皮细胞并迁移到动脉壁内与动脉粥样硬化的发生与发展密切相关[42]。其次，PBDEs 能促进人脐静脉内皮细胞(human umbilical vein endothelial cells，HUVEC)的凋亡与自噬。Hou 等[43]发现使 用100 μmol/L BDE-209 处理HUVEC 细胞24 h 可以诱导细胞活性氧(reactive oxygen species，ROS)和内质网应激的产生，并通过促进肌醇依赖酶1(inositol-equiring enzyme 1，IRE1α)的磷酸化，导致IRE1α/AKT/mTOR 信号通路激活，最终引起自噬，促进血管内皮细胞的凋亡。Kawashiro 等[44]将HUVECs 分别暴露于40 mmol/L 五溴联苯醚(BDE-71)、八溴联苯醚(BDE-79)和十溴联苯醚(BDE-83)48 h，结果发现PBDEs影响了HUVECs中有关抗氧化系统基因的表达，BDE-71 和BDE-79 显著降低24-脱氢胆固醇还原酶(24-dehydrocholesterol reductase，DHCR24)和硫氧还蛋白结合蛋白(thioredoxin interacting protein，TXNIP)的表达水平，并增加硫氧还蛋白1(thioredoxin 1，TXN1)和硫氧还蛋白2(TXN2)的表达水平，而这3 种PBDEs 同系物均可使p53 的表达水平增高。此外，Wang等[45]在研究中也发现接触多溴联苯醚醌型代谢物(polybrominated diphenyl ether quinone，PBDEQ)可导致ROS的产生，并诱导内皮细胞毒性和凋亡。最后，PBDEs暴露会促进巨噬细胞对氧化低密度脂蛋白(oxidized low density lipoprotein，Ox-LDL)的吞噬作用。Zhi 等[41]将25 μmol/L BDE-209 处理人类髓系白血病单核细胞(human hyeloid leukemia mononuclear cells，THP-1)中的巨噬细胞24 h，结果发现BDE-209可以通过上调Toll 样受体4(toll-like receptor 4，TLR4)的表达，促进巨噬细胞对Ox-LDL 的摄取，加强了泡沫细胞的形成，促进动脉粥样硬化的发展[46]。综上所述，研究表明PBDEs会通过影响血管内皮细胞和巨噬细胞的功能产生心血管毒性作用。但是，现有的体外细胞研究重点关注PBDEs对血管内皮细胞的影响，对心肌细胞的毒性效应报道不多。

2.2 动物实验研究

到目前为止，PBDEs对心血管系统影响的动物实验研究较少。在心脏方面，研究表明BDE-209、BDE-47、BDE99 等PBDEs同系物暴露能够对心肌细胞造成损伤，从而影响心脏的功能[40，47-48]。Jing等[40]通过实验发现高剂量BDE-209(500 mg/kg)暴露28 d后的大鼠心脏心肌纤维严重断裂，肌束间有出血区，肌细胞肿胀，还有轻微程度的线粒体肿胀和大小、形状的变化；同时，血清肌酸磷酸激酶(creatine kinase，CK)和乳酸脱氢酶(lactate dehydrogenase，LDH)显著增加，ICAM-1 显著增加，诱导内皮细胞功能障碍。Lema等[47]使用斑马鱼作为个体遗传模型研究发现，持续暴露于BDE-47(100～5 000 mg/L)进行孵化的斑马鱼幼仔出现了明显的心动过速以及房室阻滞性心律失常。Zezza 等[48]发现用BDE-99、BDE-47、BDE-209(1～100 nmol/L)暴露处理96 h后的斑马鱼心脏会出现不同程度的心率加快、心包水肿和心室壁的肥大。在血管方面，研究表明PBDEs暴露能够影响血管内皮细胞超微结构，干扰血管发育、重塑 和通透性[40，49-50]。Jing 等[40]研究表明BDE-209 暴露(5、50、500 mg/kg灌胃28 d)会使大鼠腹主动脉中膜弹性蛋白排列紊乱程度增加，内皮细胞核肿胀，内膜弹性层变薄。Xing等[49]发现暴露于BDE-47 后，斑马鱼胚胎体节间血管(intersegmental vessels，ISV)的生长明显受到抑制，并且呈现剂量依赖性；且总主静脉(common cardinal vein，CCV)的面积和宽度略有增加，CCV 的重塑过程延缓，这表明BDE-47 对新生血管生长存在不良影响。Zhong等[50]还发现BDE-99的暴露会使得斑马鱼脑部血管密度降低，且通透性增加。PBDEs除了能够对心脏和血管直接造成毒性作用外，还可以对心血管系统产生间接危害。Khalil等[51]通过使CD-1小鼠在产前或新生时期接触到BDE-47，发现BDE-47 会导致脂质调节相关基因的长期上调，并增加血液循环中的甘油三酯水平，从而增加心血管疾病风险。Dungar 等[52]在高剂量BDE-47(100 μg/kg，每周经口灌胃5 d，持续16 周)暴露的SD 大鼠中，发现血浆皮质酮水平显著升高，这表明BDE-47 破坏了皮质类固醇分泌的调节，而皮质类固醇可通过直接作用于肾脏引起水钠潴留，并导致高血压和体液潴留，增加心脏负荷与心血管疾病发生的风险。

2.3 人群研究

在过去的三十年里，人类接触PBDEs 的情况一直在增加，但是有关PBDEs人群队列研究的数据却不多，尤其是对心血管系统影响的研究数据十分有限。Gump 等[53]调查分析发现9～11岁儿童体内的BDE-28 水平(0.004～0.034 ng/g)与更高的心率(heart rate，HR)、更短的射血前期(pre-ejection period，PEP)和更低的总外周血管阻力(total peripheral vascular resistance，TPR)具有相关性，这表明BDE-28 蓄积于体内会加强心血管应激反应。直接阐述PBDEs 与心血管毒性相关性的人群研究较少，但在目前研究中发现PBDEs可能通过多种途径间接促进心血管疾病的发生。Vuong等[54]收集了388名孕妇的样本，并通过BKMR模型以及线性回归分析发现在单污染物和多污染物模型中，BDE-28、BDE-47 和BDE-99 均与体内总胆固醇水平呈正相关，并通过血液中脂质积累，促进心血管疾病的发生。Ding等[55]以2010 年9 月—2011 年3 月期间在中国山东注册的123 名孕妇为研究对象，检测了脐带血清样本中8种PBDEs同系物(n=106)和5 种甲状腺激素(n=107)的浓度，发现产前接触BDE-47(0.41～582.27 ng/mL 脂质)影响胎儿的甲状腺功能，产前接触PBDEs可能与脐带血中较高的血清总甲状腺素(TT4)有关。而甲状腺激素对心血管系统有明确的作用，甲状腺激素分泌紊乱如甲状腺功能亢进症时可引起相应的心血管疾病发生。

2.4 心血管毒性机制研究

目前关于PBDEs心血管毒性的分子机制尚未完全清晰，已有的研究提示PBDEs可能通过多种机制产生心血管毒性。

2.4.1 促进ROS 生成Jing 等[56]发现BDE-209(5、50、500 mg/kg)处理显著提高了大鼠腹主动脉丙二醛(malondialdehyde，MDA)水平，并降低超氧化物歧化酶(superoxide dismutase，SOD)活性和谷胱甘肽含量，且呈剂量依赖性，进而引起心血管的氧化应激和氧化损伤。Manuguerra 等[57]发现使用BDE-47(1～100 μmol/L)、BDE-99(1～100 μmol/L)和BDE-209(0.25～2 μmol/L)处理后的人类成纤维HS-68细胞的ROS水平较对照组显著升高，改变细胞的抗氧化平衡。

2.4.2 影响细胞膜受体的功能CD36是一种负责调节Ox-LDL摄取的清道夫受体，Wang等[45]发现5、10 μmol/L PBDEQ 处理会使J774A.1小鼠骨髓源性巨噬细胞CD36受体显著上调，诱导细胞内Ox-LDL 等脂质积累。Khalil 等[51]发现使用1 μL/g BDE-47 处理小鼠，其肝细胞的CD36 含量在产前暴露组(从妊娠第8天到分娩后第12天)和新生胎鼠暴露组(出生后到第21天)中分别较对照组上调2.3 倍和5.7 倍，这提示CD36 可能会通过调节肝脏/血液脂质平衡增加心血管疾病风险。此外，Zhi 等[46]发现BDE-209 能够通过增加TLR4 膜受体的表达，促进THP-1巨噬细胞对Ox-LDL 的摄取。CD36 受体和TLR4 受体的上调均可能促进血管动脉粥样硬化等心血管疾病的发生发展。

2.4.3 改变相关基因的表达与调控Xing 等[49]在用BDE-47 处理斑马鱼胚胎的研究中，采用RT-qPCR评估BDE-47与血管生长和重构相关的基因表达，发现VEGFa、VEGFR2、VEGFR1以及VEGF 信号调节分子DII4的mRNA 水平均呈现剂量依赖性下降。此外，与血管生成素相关的Angpttl 和Angpt2b 的mRNA水平均显著降低。这些结果表明，BDE-47 暴露改变了斑马鱼血管生长和重构相关基因的表达，并导致斑马鱼早期血管发育受损。

2.4.4 激活炎症反应Jing 等[40]通过研究发现BDE-209(5、50、500 mg/kg)暴露能使关键炎症介质上调，包括白细胞介素-1β(IL-1β)、IL-6、IL-10 和肿瘤坏死因子α(TNF-α)显著升高，进而诱导炎症发生。PBDEQ 是PBDEs 的氧化代谢产物之一，Wang等[45]发现5 μmol/L PBDEQ处理会导致小鼠骨髓源性巨噬细胞NLRP3 炎症小体的激活，半胱天冬酶1(Caspase-1)表达增多，并引起细胞焦亡。Zhong等[50]发现BDE-99暴露后，诱导了斑马鱼胚胎体内促炎症因子TNF-α、IL-1β和ICAM-1表达上调，这表明发育期接触BDE-99 会阻碍血管生长，干扰血管屏障的形成。这些机制是否存在联合作用，以及可能存在尚未探明的机制，均有待对于PBDEs心血管毒性的进一步研究。

3 结语

在PBDEs 的209 种同系物中，现有研究表明以BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-209为主多个PBDEs同系物均具有心血管毒性。BDE-209、BDE-47 等主要在在我国东部以及南部沿海地区的水、大气、土壤等环境介质中被检测到，同时会蓄积于人体的肝脏、血液、母乳中，难以通过代谢消除。在细胞实验中，在6.25～100 μmol/L 浓度范围内的BDE-209 会影响HAECs 的黏附能力、促进HUVEC 的凋亡与自噬、增强巨噬细胞对Ox-LDL 的吞噬作用，具体改变指标为细胞黏附力、ROS产生、IRE1α的磷酸化水平、TLR4受体的表达等。在动物实验中，BDE-209(5～500 mg/L)、BDE-47(1～100 μmol/L)暴露会损伤动物模型的心肌细胞、造成不同程度的心率失常、心室壁肥大等心血管影响，具体表现包括CK、LDH、TG 含量增加、心肌纤维排列紊乱、线粒体肿胀等。有限的人群研究显示，BDE-28(0.004～0.034 ng/g)、BDE-47(0.41～582.27 ng/mL)等暴露于人体，会增强人体的心血管应激反应，增加血液中的脂质积累，促进心血管疾病的发生，具体指标为HR 升高，PEP 和TPR下降，TG以及TT4水平的升高。具有心血管疾病的PBDEs会通过促进ROS生成、影响膜受体如CD36、TLR4等的表达与功能、改变与心血管系统相关的基因如VEGFa、VEGFR2 和VEGFR1 的mRNA 水平、激活炎症反应等机制对心血管系统造成损伤。

部分PBDEs同系物具有一定心血管毒性，会促进心血管疾病的发生，但其中的具体机制仍然有待进一步探讨。预测未来对于PBDEs的心血管毒性研究的主要工作也将聚焦于如下几个方面：①密切监测不同地区，尤其是高风险地区PBDEs在不同环境介质和生物体中的含量，做好减少人体暴露的相关工作。②增加以人群为对象的流行病学调查研究与分析，更加密切关注各类PBDEs同系物暴露对于人体的影响。③对PBDEs的心血管毒性在动物与细胞方面进行深入研究，探究已发现的机制是否存在联合作用情况，以及是否存在其他未探明的机制。④寻找相对PBDEs 更为优良的阻燃剂替代品，降低PBDEs 的使用，减少PBDEs对人群(包括心血管在内)的毒性作用。