十溴二苯乙烷的研究进展

周淑馨,姜 玟,李振民,齐凯歌,于美玲

(广西大学动物科学技术学院,南宁 530004)

溴化阻燃剂(BFR)是一类添加到多种产品中的阻燃化学品,如用于电子设备、泡沫、填料和纺织品的阻燃[1]。多溴二苯醚(PBDEs)是使用最广泛的BFR之一,但由于持久性、生物积蓄性和对生物体的毒性,极易从产品中迁移到环境中,导致环境污染和对人类健康的危害。2009年以来,根据《斯德哥尔摩公约》规定,PBDE的组成成分如五溴二苯醚、八溴二苯醚和十溴二苯醚(BDE-209)等陆续被列为持久性有机污染物。随着PBDE的限制,人们对新型BFR的需求日益增加。十溴二苯乙烷(DBDPE)因其性能相对稳定、适用广和生物利用率低,逐渐替代了BDE-209,成为市场上广泛应用的新型广谱阻燃剂。由于与BDE-209化学结构相似,DBDPE具有类似毒性,容易对周围环境产生污染[2]。随着环境中的DBDPE不断检出,其已成为一种新兴的环境污染物,并在动物及人体内富集。

DBDPE热稳定性好,耐火、耐紫外性能极佳,且在热解和燃烧过程无多溴二苯及二恶英的形成[3],可应用于车辆、机器、计算机和电器等产品[4],也广泛应用于建筑材料中以防止火势蔓延,如低能耗建筑的围护结构和再生塑料材料等[5]。

1 DBDPE的分布及影响

1.1 空气

不同环境中的DBDPE含量存在一定的差异。研究指出,在南极洲大气颗粒样品中检出了DBDPE,说明DBDPE具有大气迁移性。而在五大湖地区大气颗粒样品中检出的DBDPE比南极洲大气上空收集到的气相和颗粒相样品中的DBDPE浓度要高得多[6-7]。而空气中DBDPE浓度的增加是其在人体内蓄积的主要原因。

1.2 土壤

DBDPE在土壤中广泛存在。在电子产业区和电子垃圾街区的土壤中,DBDPE含量较高,表明电子产品是DBDPE的主要来源。大部分地区污泥中DBDPE含量呈现不断增长的趋势。在南极长城站及周边地区土壤、苔藓和地衣样品中,检测到了9种NBFR,DBDPE分别占土壤、苔藓和地衣累积NBFR浓度的65.2%、50.1%、72.4%[8],进一步证实了DBDPE的大气迁移性和环境持久性。

1.3 水体

DBDPE释放后很容易迁移到空气和水中的颗粒相,并通过湿沉降和河流运输等途径进入水体,以沉积物的形式存在。对环渤海和黄海北部的36个河口进行BFR含量调查发现,DBDPE含量位居前列[9]。在渤海海水和大气中及小清河流域中检测到的卤化阻燃剂(HFR)主要化合物是DBDPE[10-11]。近年来,研究人员在华南14个河口采集了70多个表层沉积物,检测到珠江河口沉积物DBDPE的浓度最高,并与其他河口差异较大[12]。DBDPE在水中沉积物中的浓度受到诸多因素影响,如区域、取样点及周围环境等[13]。工业发达地区的沉积物中DBDPE含量高得多,且很多地区DBDPE通量不受河流流量的控制,加上不稳定的生产、使用和排放等因素,导致DBDPE在水中浓度升高,对水生生物具有潜在不利影响。

1.4 植物体

土壤、水体和大气中的DBDPE可以富集到植物体中,主要存在于树皮及树叶叶片中[14-15],也可在蔬菜、水果、谷物等食物中检测到少量的DBDPE[16]。研究表明,DBDPE比PBDEs更易于被植物吸收,植物根部从土壤中主动或被动吸收DBDPE,通过木质部将其运输到植物的地上部分(茎、叶、果实等)[14]。DBDPE的高疏水性使得其在植物体内的运输能力较弱,因此植物叶片中的DBDPE绝大多数来自大气沉降,故玉米、水稻等叶片较大的植株叶片中积累的浓度往往高于植株茎部[17]。温度、地域差异、生长周期等多种因素均会影响植物对DBDPE的吸收,Sun等[14]发现生长周期较长的温室大棚蔬菜中的DBDPE含量高于普通蔬菜,花生生育阶段主要组织中的DBDPE浓度显著高于营养阶段[17]。DBDPE还可能通过植物-动物食物链进行生物富集,对动物构成潜在危害。

1.5 自然动物体

DBDPE不仅在环境中存在,在自然动物体的脂肪、肝脏、肌肉中也多次检测到[18]。2012—2015年,在意外捕获的长喙海豚、印度洋座头海豚和印度太平洋宽吻海豚肌肉样本中检测到DBDPE的存在[19]。在斑马鱼幼鱼组织中检出DBDPE,说明DBDPE具有生物蓄积性[2],在拉脱维亚湖泊欧洲鳗鱼体内检出DBDPE,说明DBDPE具有远距离迁移能力[20]。Sun[21]等研究表明,DBDPE在生物体中的含量与生存环境有显著联系,在电子电器产业发达地区,动物体内的DBDPE含量更高。如华南电子垃圾回收站的翠鸟体内检测到DBDPE比附近其他地区的翠鸟要高,中位浓度为12 ng/g脂质重量,且存在一定的生物放大潜能[22]。生物体的不同组织间DBDPE含量也会有所不同,例如,鲸鱼脂肪组织间的DBDPE含量明显高于肝脏[23],鸟类的肾脏中DBDPE浓度明显高于肌肉和肝脏[24]。研究发现,DBDPE具有高度亲脂性,可在生物体内不断累积,具有母体转移潜能[21],这表明营养级别高的生物体内的DBDPE浓度可能会更高[25]。Wu[26]等研究发现,成年鳄鱼及其产生的鳄卵中都存在少量DBDPE,且成体组织中的浓度比新生鳄鱼和卵子高出1～3个数量级。Zheng[27]等研究表明,母鸡肌肉和新生小鸡中均能检测到DBDPE。这些情况都可说明,DBDPE可在亲代和子代之间进行遗传或转移,生物体中的DBDPE会不断累积。

1.6 人体

再生塑料主要的HFR是DBDPE[28]。环境中的有机污染物入侵人体主要通过3种途径,分别是经呼吸道、消化道、皮肤黏膜吸收。在食品(水产食品、蛋/蛋制品)中早已检出一定含量的DBDPE[29],因此人类很容易通过呼吸和饮食摄入DBDPE。DBDPE已在猫和狗毛发中被检出,间接说明DBDPE已广泛存在于日常生活中[30]。DBDPE在人血清中被频繁地检出,且制造厂工人和污染区居民的血清中DBDPE含量远高于其他地区的人[31]。在对哺乳期的母婴进行为期3 d的重复饮食研究中,检测到母乳中含有BFR且DBDPE的浓度最高。婴儿从母乳摄入的BFR含量远高于其母亲饮食摄入的BFR[32],因此研究DBDPE的毒性机理对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,且具有生物积累性、远距离迁移性和固有毒性,已有研究表明,DPDPE对人和动物肝脏、肾脏、甲状腺、生殖系统、心血管系统和神经系统具有毒性作用,对环境和人体具有潜在危害[33]。

2.1 肝肾毒性

肝脏是阻燃剂的靶器官,也是DBDPE的主要靶器官之一。研究发现,DBDPE对Balb/c小鼠肝脏细胞色素P450及尿苷二磷酸葡萄糖醛酸转移酶(UDPGT)等药物代谢酶的活性有显著影响,且暴露在200 mg/(kg·d)DBDPE的小鼠肝脏出现了以肝细胞肥大及细胞质空泡化为特征的组织病理学改变,这表明DBDPE可导致肝功能障碍[33]。SD大鼠每天灌胃DBDPE或BDE-209(5、50、500 mg/kg·bw),DBDPE灌胃28 d可导致大鼠肝脏代谢能力受损,且高剂量的DBDPE和BDE-209可导致γ-谷氨酰转移酶、总胆红素和间接胆红素等一系列肝损伤生化指标显著升高,肝脏出现组织病理学改变[34]。研究发现,DBDPE可导致肝细胞色素CYP3A蛋白表达水平降低,对人体肝细胞L-02细胞产生毒性作用[35]。DBDPE的肝脏毒性机制主要通过诱导机体产生氧化应激和炎症反应[34],可通过升高血糖来影响大鼠的肾脏功能[36]。也有研究指出,在大鼠饲粮中添加100 mg/kg DBDPE喂养90 d后,肾脏各项形态功能无显著差异[37]。此外,研究发现,从事化学制造业的相关人员因长期处于含有大量DBDPE的环境中,头发和指甲样本中的DBDPE含量水平及一些肾脏损伤生化指标,如血尿素氮、肌酐和胱抑素C含量呈正相关[38]。以上研究表明,DBDPE可引起肝肾损伤,应引起重视。

2.2 生殖毒性

据报道,与DBDPE结构相似的PBDEs类化合物表现出延迟青春期发育等特性[39],影响哺乳动物发育成熟。研究指出,哺乳期母鼠连续暴露于PBDEs,其子代雄性小鼠睾丸组织中连接蛋白43和细胞周期蛋白依赖性激酶抑制剂表达水平降低,影响生殖细胞存活和凋亡标志物的表达,生殖细胞发生凋亡,雌激素水平升高,子代睾丸发生氧化应激,葡萄糖稳态失衡[40]。Yan[41]等研究了围产期暴露于DBDPE后对雄性小鼠后代的毒性作用,结果表明,这会增加低脂饮食和高脂饮食子代小鼠肥胖的风险,DBDPE可能通过影响甘油三酯合成、胆汁分泌、嘌呤合成、线粒体功能和葡萄糖代谢来影响子代小鼠的能量代谢,促进子代小鼠的生长发育、体重增加,进而诱发肥胖。生命早期暴露于低剂量的DBDPE可促进代谢功能障碍的发展,导致肥胖。

DBDPE可对动物的生殖功能产生直接影响。研究发现,DBDPE可通过缩短端粒长度和降低端粒酶活性而破坏端粒功能,从而导致大鼠睾丸生理结构损伤,精子数量减少,活力降低,畸形率增加[42]。雌性小鼠暴露于DBDPE 14 h后,减数分裂中期,Ⅱ卵母细胞透明带硬度明显升高,纺锤形态异常[43]。5 μg/(kg·bw)和50 μg/(kg·bw)DBDPE可引起小鼠卵母细胞因减数分裂后期Ⅰ的纺锤体迁移和膜突起抑制,导致卵母细胞具有较大的极体。DBDPE暴露通过影响线粒体功能,导致卵母细胞氧化损伤、自噬和凋亡,引发小鼠卵母细胞破裂、第一极体挤出抑制和受精率下降,囊胚的发育受损,导致囊胚凋亡[43-44]。Nakari和Huhtala[45]研究表明,DBDPE可降低斑马鱼卵的孵化率,增加幼鱼的死亡率。Jiwon[46]等通过体内外模型,评估了DBDPE对斑马鱼、人肾上腺皮质癌(H295R)和乳腺癌细胞系的毒性作用,发现雄性斑马鱼连续14 d暴露于DBDPE后,17β-雌二醇(E2)的浓度显著升高;H295R细胞暴露于DBDPE后,E2/T比值呈上升趋势,但类固醇生成途径中主要基因的转录不受影响,DBDPE的生殖毒性作用及其机制仍需进一步研究。

2.3 甲状腺毒性

甲状腺是重要的内分泌器官,对动物的生长发育具有重要作用。研究人员利用发育中的斑马鱼幼鱼来评估DBDPE暴露对甲状腺内分泌的干扰作用,结果发现,DBDPE暴露影响了斑马鱼幼鱼体内三碘甲状腺原氨酸和四碘甲状腺原氨酸水平,证实了DBDPE可在斑马鱼体内富集和代谢并可引起水生动物甲状腺内分泌紊乱[2]。DBDPE对啮齿类动物甲状腺功能同样具有毒性作用,Balb/C小鼠暴露于DBDPE 30 d后,甲状腺虽然未有明显的组织病理学改变,但总三碘甲状腺原氨酸水平和总四碘甲状腺原氨酸水平降低,促甲状腺素(TSH)分泌增加,DBDPE或其代谢物可能以类似于PBDEs的方式,使芳香烃受体(AhR)受体激活和UDPGT上调刺激甲状腺激素葡萄糖醛酸化,DBDPE与甲状腺激素系统相互作用并干扰AhR和组成型雄甾烷受体(CAR)信号通路的反馈和适应机制,破坏小鼠的甲状腺功能[33]。雄性大鼠暴露于500 mg/(kg·bw·d)剂量的DBDPE 28 d,血清中游离三碘甲状腺原氨酸水平降低,促甲状腺激素释放激素和TSH含量升高。组织学检查和透射电镜检查显示,暴露于高浓度DBDPE可导致甲状腺组织结构和超微结构发生显著变化,DBDPE可能通过影响下丘脑-垂体-甲状腺轴相关基因的表达,导致甲状腺功能减退[37]。以上研究结果充分表明,DBDPE暴露会破坏甲状腺激素信号,导致甲状腺内分泌功能紊乱。Smythee[47]等进一步利用人体外肝微粒体和细胞溶质生物测定法发现,高浓度DBDPE对人类肝甲状腺调节脱碘酶(DIO)有显著抑制作用,但作用机制尚不明确。随着DBDPE在人体血清样本中检出频率的增加,DBDPE的DIO抑制很有可能影响甲状腺功能,有必要对其甲状腺抑制作用机制进行研究。

2.4 心血管毒性

研究表明,PBDEs可能破坏大鼠发育期心血管反应和对成年后期的渗透压调节反应,导致斑马鱼幼鱼心血管形态异常,损害心血管功能和脑脊液流动[48-49]。PBDEs在体内的血管毒性为DBDPE的心血管毒性评估提供了一定的理论参考。Li[50]等发现,SD大鼠暴露于500 mg/(kg·bw·d)的DBDPE 28 d后,可引起心肌细胞线粒体损伤,丙二醛(MDA)含量显著升高,谷胱甘肽(GSH)和超氧化物歧化酶(SOD)活性降低,从而引发心脏与腹主动脉形态学及超微结构损伤。Zheng[51]等通过体内和体外实验证明,DBDPE通过诱导大鼠腹主动脉中NLRP3表达量升高,激活半胱天冬酶-1,诱导细胞焦亡,显著上调了腹主动脉白细胞介素1β和白细胞介素18的分泌水平,诱导炎症反应,引发小鼠心血管内皮细胞损伤。高浓度DBDPE可显著降低主动脉内皮细胞活性,引起细胞焦亡,从而导致血管内皮细胞功能障碍。DBDPE对人血管内皮功能与心血管系统具有潜在的毒害作用。

2.5 神经毒性

DBDPE对动物的神经系统具有潜在的毒性作用[52]。Jin[53]等以斑马鱼为体内模型,对DBDPE的神经毒理学效应进行评估发现,斑马鱼在短期暴露于被DBDPE污染的沉积物后,即使在测试的最高浓度(1 000 μg/kg干燥沉积物)下,其死亡率和畸形率(包括水肿、尾部弯曲等)都未受到影响。在神经反射方面,斑马鱼幼鱼暴露于DBDPE后,对其背鳍进行触摸时均能成功逃脱,但暴露于高浓度DBDPE的幼鱼与对照组的逃脱距离相比显著缩短[53]。此外,DBDPE对乙酰胆碱酯酶活性、两个与神经相关的重要基因的表达水平及对细胞凋亡情况均有影响,说明DBDPE对斑马鱼胚胎或幼鱼具有较低的神经毒性,但其毒性机制尚未明确[54-55]。

3 DBDPE的毒性作用机制

3.1 影响细胞生物过程

转录组学分析表明,DBDPE可改变许多功能基因的表达,可通过抑制电子传递、线粒体ATP合成、氧化还原酶活性及转运蛋白活性来影响生物过程和细胞成分。KEGG富集通路分析表明,DBDPE可通过下调与NADH还原酶/脱氢酶、琥珀酸脱氢酶、细胞色素-c还原酶/氧化酶、细胞色素C1蛋白及ATP合酶相关的基因来抑制氧化磷酸化、三羧酸(TCA)循环及碳代谢,进而影响机体生理功能,对组织器官造成毒性作用。

3.2 诱导氧化应激和细胞凋亡

DBDPE可诱导多种生物体产生氧化应激反应,如牡蛎、平菇、海螺、蚯蚓、小鼠、大鼠等[56]。低剂量DBDPE(≤ 5 mg/L)暴露后可提高生物体SOD、过氧化氢酶(CAT)活性及GSH含量;高剂量DBDPE(> 5 mg/L)暴露96 h时,生物体SOD和CAT活性降低,GSH含量下降,MDA含量随DBDPE暴露(10～50 mg/L)明显升高。蚯蚓暴露于0、2.5、5、10、20 mg/kg DBDPE后,活性氧(ROS)和MDA含量均显著增加,即使最低剂量的DBDPE也可能诱导氧化应激,造成DNA损伤,诱导细胞凋亡,从而对其产生一定的遗传毒性[57]。DBDPE还可诱导肝癌细胞HepG2产生过量的ROS、线粒体功能紊乱及ATP缺乏[33]。研究表明,DBDPE暴露可通过下调卵母细胞中抗氧化相关基因的表达,提高ROS水平;通过上调自噬相关蛋白和基因的表达水平,诱导自噬的发生;通过上调凋亡前体蛋白的mRNA相对表达量,诱导细胞凋亡[43]。总之,DBDPE可诱导机体产生过量ROS,破坏线粒体功能,激活细胞焦亡和细胞凋亡,诱导炎症反应[50-51]。

4 总结与展望

DBDPE使用广泛,具有生物富集效应和毒性效应,不仅会对环境产生影响,还会对人的身心健康产生潜在危害。已知DBDPE具有肝肾、甲状腺、生殖、心血管和神经毒性,但其毒性作用机制尚不明确。目前,DBDPE人体暴露风险评估体系不完善,未考虑生物放大效应及多种暴露途径的风险。DBDPE的毒性效应研究主要集中在人体和动物上,对植物毒性的相关研究较少。未来,应重视DBDPE与其他环境污染物之间的联合作用,分析DBDPE代谢产物和降解产物对环境及机体的影响,开展毒性效应研究,研发解毒药物。进一步关注DBDPE的降解方法,通过生物学、化学等方法,减小DBDPE毒性作用,消除其对环境、动植物及人类的潜在威胁。