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多溴二苯醚的生殖发育毒性

2021-05-17 117 上传者：管理员

摘要：多溴二苯醚因其高效的阻燃效果被广泛用于电子产品、建筑材料和纺织品等生产生活材料中。然而因其具有环境持久性、高生物蓄积性和多种生物毒性等特征，是目前备受关注的环境内分泌干扰物之一。多溴二苯醚对人体的生殖系统存在不同程度的危害，并且可通过胎盘和乳汁转移至子代引起子代的生长发育异常。本文旨在对多溴二苯醚在环境和人群暴露情况、生殖发育毒性进行综述，并分析总结其可能的毒性机制，为多溴二苯醚暴露情况和生物毒性的进一步研究提供参考。

关键词：
多溴二苯醚
环境暴露
生殖发育
生殖遗传
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多溴二苯醚(polybrominateddiphenylethers,PBDEs)化学式为C12H(0-9)Br(1-10)O,根据苯环上溴原子的个数和位置不同，PBDEs共有209种同系物。PBDEs由于具有良好的阻燃性和热稳定性，且价格低廉，所以在工业生产中常被用作一类重要的阻燃剂和绝热材料。自1965年以来，在世界范围内，PBDEs一直被用作阻燃剂，广泛添加于纺织品、家居装饰材料、聚氨酯泡沫塑料、热塑性塑料和电子产品中[1]。五溴二苯醚(penta-BDE或BDE-99)、八溴二苯醚(octa-BDE)和十溴二苯醚(deca-BDE或BDE-209)是市场上最主要的商业用PBDEs。

过去的几十年，PBDEs的产量与需求量都在不断增加。随着使用量的增加，PBDEs对人群的健康危害逐渐显现，人们对PBDEs的关注也逐渐从产品应用转移至对环境与人类健康的影响。由于PBDEs不以化学键的形式添加到各种物质中，因此在生产、使用、处置和再循环过程中会有一小部分逸散到环境中。在过去的几十年里，科学家们已经在室内外的空气、尘埃、沉积物、淤泥、鸟类、鱼类和哺乳动物组织中检测出了PBDEs的存在[2,3,4]。我国环境中如大气、土壤、水体、生物体以及人体内均检测到不同浓度的PBDEs暴露[5]。PBDEs由于其特殊的化学结构，具有高生物蓄积性、低降解性、亲脂性、疏水性和半挥发性等特点，可在食物链中进行富集，使得环境中的PBDEs最终通过食物链的富集和生物放大作用进入人体，从而对人体健康构成严重威胁[3,6]。因PBDEs具有典型的持久性有机污染物特征，其中五溴二苯醚和八溴二苯醚已于2009年被列入POPs斯德哥尔摩禁用清单内[7],BDE-209目前也已被欧盟和部分国家禁用。然而，由于BDE-209价格低廉，性能优越，急性毒性低，中国仍在广泛使用，我国阻燃剂产量和消费量名列世界前茅[8]。

现有的研究提示，PBDEs具有神经毒性、内分泌干扰作用、免疫毒性、生殖毒性、肝脏毒性等。由于PBDEs可以通过血脑屏障和胎盘屏障，并且通过乳汁传递给子代，因此有关PBDEs的生殖发育毒性研究成为近来的热点。有关PBDEs的生殖毒性机制有很多，目前研究的主要毒性机制集中在对性激素合成分泌的干扰以及直接损伤生殖细胞两方面。本文将对PBDEs在环境和人群中的暴露情况及其生殖发育毒性展开综述。

1、PBDEs在环境和人群中的暴露情况

目前几乎全世界范围内均可检测出PBDEs的存在。在对大气中PBDEs含量的调查研究中发现，在工业集中的北京、广州、潍坊等地区空气中PBDEs浓度远远高于济南，其中作为溴化阻燃剂生产源地的潍坊市空气中的PBDEs含量更是高达1.4×105pg/m3,在电子垃圾回收处理厂等一些职业环境中PBDEs的暴露水平也高达6.7×104pg/m3[9,10,11,12]。另一项研究则发现东海海域PM2.5中也含有PBDEs,其中BDE-209和不含BDE-209的11种多溴二苯醚的浓度分别为(7.1±6.8)和(0.97±0.52)pg/m3[13]。陈来国等[14]研究发现，PBDEs在广州大气中的污染程度与美国芝加哥和日本京都等世界其它城市相当[15,16]。国外的研究同样发现PBDEs在空气中存在。WILFORD等[17]发现加拿大普通居民室内空气中PBDEs的含量为100pg/m3,约是室外浓度的50倍。此外，研究者在水体中也检测出PBDEs的存在，其中在我国东海和珠江流域水体中PBDEs存在高污染，平均水平为12.7～7361.0ng/g[6]。在国外，例如智利海域检测出的BDE-209浓度高达20ng/g[18]。此外，在武汉东湖淤泥和东海表层沉积物中也分别能检测出PBDEs,且东海表层沉积物中除BDE-209以外的PBDEs浓度范围为0.20～2.09ng/g干重[19,20],BDE-209的浓度范围为0.57～2.87ng/g干重。对环境生物的调查研究发现，北美五大湖区的三文鱼中均可检测出PBDEs,美国加利福尼亚州猫体内也检测出PBDEs的存在，且PBDEs含量中位数为2903ng/g脂肪[21]。综上所述，现有研究提示无论在外环境的空气、水体还是生物体内，均检测出PBDEs的存在，且暴露水平不容乐观。

目前，人体组织包括肝脏、脂肪、血液、乳汁等中已经检测出PBDEs的存在。人体PBDEs的暴露途径多种多样，其中普通人群的暴露途径包括室内外空气、室内灰尘和饮食；职业人群的暴露途径还有职业场所空气(如电子废弃物回收场所、生产车间等)、灰尘(如电子废弃物回收场所、生产车间等)等。人群体内PBDEs的暴露研究发现，天津地区人乳中PBDEs含量为1.7～4.5ng/g脂肪。对南京和舟山两地人群乳汁中PBDEs的检测发现，两地区人群乳汁中PBDEs平均水平为6.2ng/g脂肪[22],基本与欧洲和日本相当，但低于北美地区1～2个数量级。Xu等[23]对中国台州电子垃圾废水处理厂附近的40位居民进行PBDEs暴露检测，结果发现该地区居民体内PBDEs暴露水平[(139.32±202.71)ng/g脂肪]明显高于15位2000公里以外的普通人群[(75.74±91.77)ng/g脂肪]。Wu等[24]对广东贵屿电子垃圾污染区新生儿脐带血血清中PBDEs的检测也发现，贵屿地区儿童处于PBDEs高暴露，且BDE-209所占比例最高。

综上所述，我国PBDEs环境和人群暴露有以下几个特点：(1)工业化集中的城市空气中PBDEs的暴露水平与北美地区相近，但远远高于国内普通地区；我国海域PBDEs的暴露水平低于高暴露国家的海域暴露水平；(2)国内PBDEs高暴露地区的人群暴露水平也高，且高于欧洲国家人群暴露水平，但低于北美等高暴露地区。由于PBDEs在环境中的长期蓄积性以及半减期长等特点，未来需对我国环境和人体的PBDEs暴露情况进行持续追踪，并重点关注PBDEs对人群健康的危害。

2、PBDEs生殖发育毒性研究

2.1人群研究

以往对PBDEs的毒性研究报道多集中在神经发育毒性和内分泌毒性方面，2007年，MAIN等[25]研究发现隐睾症患儿母乳中PBDEs浓度(4.16ng/g脂肪)明显高于健康新生儿对照组(3.16ng/g脂肪),PBDEs的生殖发育毒性逐渐开始受到关注。生物监测发现高于90%的孕妇至少接触过一种多溴二苯醚同系物，并对胎儿和儿童的生长发育产生不良影响。CHEN等[26]对辛辛那提市20名孕妇及脐带血中PBDEs浓度的检测结果显示，脐带血中PBDEs的平均浓度(45.51ng/g脂肪)均高于孕妇血清(32.07ng/g脂肪),提示PBDEs可通过胎盘屏障进入胎儿体内。CHAO等[27]对20名台湾产妇的乳汁进行检测，结果发现母乳中PBDEs水平与婴儿出生体重、身高及头围呈负相关。HARLEY等[28]研究也发现美国孕妇血清中的BDE-47、BDE-99、BDE-100浓度与新生儿的体重呈负相关。我国PBDEs生产源区的一项出生队列研究同样发现，母血清PBDEs暴露水平与新生儿的出生体重及身长呈负相关[29]。LEEH等[30]研究发现怀孕期间低剂量(50μg/L)接触BDE-47会导致母体血清代谢体改变，并最终导致其雄性后代成年后体重增加。

现有的研究除了发现孕期PBDEs暴露对幼儿的体格发育存在不良影响以外，还提示其对子代的神经行为发育同样有着不良影响。产前暴露于PBDEs会增加儿童患注意力缺陷的可能[31]。LAM等[32]研究发现PBDEs的暴露和儿童的智商下降有关。我国溴化阻燃剂生产源区的队列研究同样提示脐带血清PBDEs暴露与2岁幼儿的神经发育存在负相关[33]。

目前关于PBDEs对女性生殖健康影响的研究还较少，但2010年美国的调查发现，女性血液中PBDEs浓度越高，女性表现出怀孕延迟越长，提示PBDEs可能降低女性生殖力[34]。同时，人群流行病学研究提示母亲PBDEs暴露可能对其男性后代的生殖系统发育存在不良影响[25]。有关PBDEs暴露与男性生殖健康的调查则发现，PBDEs人体内暴露水平与精子浓度和睾丸大小及精子活力呈负相关[35]。

现有的流行病学研究提示PBDEs的高暴露或长期暴露无论是对成人的生殖系统还是对子代的出生结局以及生殖系统的发育均存在不良影响。然而，目前有关人群PBDEs暴露的生殖毒性研究较少，且存在不一致性，后续有关PBDEs生殖毒性的研究需要更多的流行病学研究进一步论证，相关的毒性机制也需要进一步探索。

2.2动物实验研究

2.2.1雄性生殖发育毒性

动物实验表明，PBDEs对雄性动物具有生殖毒性。妊娠期大鼠低剂量染毒PBDEs,其子代雄鼠表现出精子损伤、生殖器畸形等生殖毒性。SARKAR等[36]对产后母鼠分别给予500和700mg/kg的BDE-209和玉米油进行持续灌胃，并在子鼠出生后第28天观察雄性子鼠的生殖系统发育情况。结果发现哺乳期BDE-209暴露组的子代睾丸重量显著降低，生精小管发育不全和滞后，提示哺乳期接触PBDEs会对雄性后代生殖系统产生损害，影响生殖系统的发育。Wei等[37]结合代谢组学路径探索BDE-3对小鼠生殖毒性的影响实验中，对5周龄雄性小鼠分别使用0.0015、1.5、10和30mg/kg的BDE-3和玉米油连续灌胃6周后进行观察，结果发现染毒组雄性小鼠的精子数目呈剂量依赖式下降，尾部折叠精子率较对照组升高1.4～2.2倍。ZEZZA等[38]研究发现斑马鱼胚胎在发育过程中接触PBDEs(100nmol/L)会使得胚胎发育延迟，卵黄囊和心包出现水肿并且心率下降，表明PBDEs还存在发育毒性。综上所述，PBDEs可能通过影响精子数量和质量来损伤雄性生殖功能，但具体引起损伤的PBDEs的浓度以及损伤机制尚未阐明。

2.2.2雌性生殖发育毒性

STEEN等[39]对鸟类的研究发现，总PBDEs暴露量达到150μg的雌性鸟类产卵率远低于非暴露组，而鸟蛋重量和体积明则显高于非暴露组，提示PBDEs暴露可能对雌性鸟类的生殖功能以及子代的发育产生影响。王赢利等[40]研究提示30mg/kg的BDE-47暴露可导致秀丽隐杆线虫产卵数、产卵率和孵化率降低，并引起生殖细胞的凋亡。另一项对秀丽隐杆线虫生殖影响的研究中发现BDE-47可以抑制蠕虫生殖力并诱导氧化应激进而引起生殖细胞凋亡[41]。目前有关PBDEs暴露对雌性生殖系统的影响研究大多在低等动物体内开展，提示PBDEs主要通过损伤雌性生殖细胞来影响来子代的生长发育。

2.3细胞实验研究

韩秀梅[42]用0.04、0.2、1、5和25μmol/L浓度的BDE-47和BDE-209染毒小鼠睾丸间质瘤细胞株(MLTC-1)24小时，在培养液中加入绒毛膜促性腺激素(0.1U/L)继续染毒4小时，结果发现BDE-47能显著抑制细胞中孕酮的合成，并与染毒水平呈剂量-反应关系，尤其在高浓度下存在显著的抑制效应。单安琪[43]对BeWo细胞给予0、0.1、1、10和50μmol/L的BDE-47染毒24小时，结果也发现随着染毒剂量的增高雌二醇和孕酮释放量逐渐降低，且呈递减趋势。王志新等[44]通过将昆明雌鼠的成熟卵母细胞和精子放入含有BDE-209的体外受精培养液中使其受精，结果发现20和40μg/mL的暴露组体外受精率降低，受精卵的早期发育存在异常，并且呈现明显的剂量-效应关系。推测BDE-209能够使细胞内氧自由基水平增高，对细胞的DNA可造成氧化损伤，从而导致生殖细胞的凋亡，影响受精率。现有的体外研究提示PBDEs可能通过干扰生殖细胞相关性激素的合成分泌以及对生殖细胞的直接损伤，从而对机体产生生殖发育毒性。

2.4PBDEs生殖发育毒性的机制探讨

目前有关PBDEs生殖发育毒性的机制仍不清楚，人群流行病学调查和实验研究均提示PBDEs暴露存在不同的毒性机制。一方面，已有的实验提示PBDEs暴露可能通过诱导细胞内氧化应激反应对生殖细胞产生影响，具体可能通过CYPA31代谢产生OH-PBDE,进而引起活性氧的产生增加，随后通过FAS/FASL途径或p53/caspase3途径引起生殖细胞的凋亡[40,44,45]。另一方面，现有的研究提示PBDEs暴露还可能通过影响机体孕酮等性激素的合成释放影响其生殖能力，引起生殖发育毒性[37]。目前尚没有研究提示这些机制是否具有联合作用，以及是否具有新的未发现的机制，都有待进一步研究。

3、结语

作为添加型阻燃剂，PBDEs在人们的日常生活中仍然发挥着重要的作用。然而作为一种持久性的环境污染物，由于其具有的包括生殖发育毒性在内的多种毒性作用已经引起越来越多的关注，工业生产和日常生活中正在逐步减少PBDEs的使用。已有研究提示PBDEs暴露对成人生殖系统以及子代生长发育产生严重而深远的影响，但具体机制仍需要进一步的探讨。未来对于PBDEs的研究方向也将集中在以下几个方面：(1)寻求更好的阻燃剂替代物，以减少环境中PBDEs的来源，降低人群暴露风险，提高人群的健康质量；(2)对高暴露地区进行持续监测，尽量降低人群暴露风险；(3)通过流行病学调查、体内外实验不断完善对PBDEs的健康效应研究，在毒性机制方面，除了已有的机制外，仍需进一步探索是否存在未发现的机制，并研究这些机制之间是否具有联合作用。

参考文献：

[5]张利飞,黄业茹,董亮.多溴联苯醚在中国的污染现状研究进展[J].环境化学,2010(5):5-13.

[9]张桂芹,丁椿,朱丽,等.济南市夏季环境空气中PBDEs的浓度分布及潜在风险分析[J].环境科学研究,2019,32(4):52-60.

[10]杨萌.中国大气中多溴联苯醚的含量组成及气粒分配[D].大连:大连海事大学,2013.

[11]吴辉,金军,王英,等.典型地区大气中多溴联苯醚和新型溴代阻燃剂的水平及组成分布[J].环境科学,2014,35(4):1230-1237.

[12]周变红,张承中,蒋君丽,等.西安市大气中多溴联苯醚的季节变化特征及人体暴露评估[J].中国环境科学,2012,32(9):1591-1596.

[14]陈来国.广州市夏季大气中多氯联苯和多溴联苯醚的含量及组成对比[J].环境科学学报,2008,28(1):150-159.

[20]周鹏,林匡飞,于慧娟,等.东海沉积物中多溴联苯醚的分布特征研究[J].中国环境科学,2016,36(1):149-156.

文章来源:崔恒威,严浩轩,陈丽梅.多溴二苯醚的生殖发育毒性[J].卫生研究,2021,50(03):510-514.