有機(jī)磷酸酯類(lèi)阻燃劑毒性效應(yīng)研究進(jìn)展

徐懷洲，王智志，張圣虎，郭敏，陳玫宏,3，石利利,*

1. 環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042 2. 中國(guó)藥科大學(xué)工學(xué)院，南京 211198 3. 貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴陽(yáng) 550025 4. 深汕特別合作區(qū)智慧城市研究院有限公司，深汕特別合作區(qū) 516473

隨著工業(yè)和城市建設(shè)的迅速發(fā)展，高分子材料的應(yīng)用頗為廣泛，其引發(fā)的火災(zāi)也給人們的生活和人身安全帶來(lái)了威脅，因此阻燃劑的開(kāi)發(fā)和應(yīng)用備受關(guān)注[1]。常用的阻燃劑品種有有機(jī)鹵系、有機(jī)磷系和無(wú)機(jī)阻燃劑等，近年來(lái)，多溴聯(lián)苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)等溴代阻燃劑逐步在世界范圍內(nèi)禁止使用[2]，有機(jī)磷酸酯類(lèi)阻燃劑(organophosphate flame retardants, OPFRs)等作為其替代產(chǎn)品，由于具有良好的阻燃效果及其低煙、低毒、低鹵等特點(diǎn)，符合當(dāng)前環(huán)保的要求，被廣泛用作阻燃劑、增塑劑、潤(rùn)滑劑、消泡劑和添加劑等，逐漸受到親睞[3]。目前研究中常見(jiàn)的OPFRs有磷酸三(2-氯乙基)酯(tris(2-chloroethyl) phosphate, TCEP)，磷酸三(2-氯異丙基)酯(tris(2-chloropropyl) phosphate, TCPP)，磷酸三(1,3-二氯-2-丙基)酯(tris(1,3-dichloro-2-propyl)phosphate, TDCPP)，磷酸三乙酯(triethyl phosphate, TEP)，磷酸三丙酯(tripropyl phosphate, TPrP)，磷酸三正丁酯(tributyl phosphate, TnBP)，磷酸三異丁酯(triisobutyl phosphate, TiBP)，磷酸三甲苯酯(tricresyl phosphate, TCP)，磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPhP)等[4]。隨著OPFRs的產(chǎn)量持續(xù)快速增長(zhǎng)，其應(yīng)用領(lǐng)域也在不斷擴(kuò)大，在生產(chǎn)和使用的過(guò)程中，OPFRs主要以摻雜混合而非化學(xué)鍵合方式加入到材料中，使其較易進(jìn)入土壤和水環(huán)境中；另外，由于大多數(shù)OPFRs具有半揮發(fā)性，可通過(guò)揮發(fā)進(jìn)入大氣環(huán)境中，因此，OPFRs已廣泛分布在地表水、地下水、大氣及土壤等各種環(huán)境介質(zhì)中[5-7]，殘留量與日俱增，作為一類(lèi)新型污染物，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)和人體健康造成巨大的威脅與潛在影響。多項(xiàng)研究表明，OPFRs存在于污水處理廠的污水和活性污泥中，個(gè)別品種濃度高且難處理[8-9]，土壤中的OPFRs來(lái)源主要是塑料薄膜的使用殘留和垃圾滲濾液的滲透[10-11]，對(duì)于人體中OPFRs的來(lái)源則多數(shù)是室內(nèi)環(huán)境的家裝材料、電子設(shè)備的揮發(fā)和產(chǎn)品磨損等，還包括一些建筑材料和汽車(chē)產(chǎn)品等。隨著物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)過(guò)程，OPFRs的污染已經(jīng)遍布全球[12-13]。

OPFRs大量存在于環(huán)境中，其對(duì)生物圈和人類(lèi)的影響不容忽視。由于溴代阻燃劑(brominated flame retardants, BFRs)的禁用，有機(jī)磷酸酯類(lèi)阻燃劑(organophosphate flame retardants, OPFRs)的使用量則相應(yīng)增加，并且在多種環(huán)境介質(zhì)中的濃度和出現(xiàn)頻率會(huì)更高。然而，OPFRs的毒性數(shù)據(jù)，特別是發(fā)育毒理學(xué)的毒性數(shù)據(jù)相當(dāng)有限，這阻礙了對(duì)其環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)的準(zhǔn)確評(píng)估。近年來(lái)，國(guó)外相關(guān)機(jī)構(gòu)已開(kāi)始廣泛關(guān)注OPFRs的環(huán)境污染問(wèn)題，逐漸展開(kāi)相關(guān)研究。OPFRs在環(huán)境中的存在引發(fā)的生態(tài)毒性效應(yīng)也逐步成為人們關(guān)注的焦點(diǎn)，各國(guó)研究人員紛紛致力于OPFRs毒性效應(yīng)研究中，研究對(duì)象涉及水生生物、哺乳動(dòng)物、人體健康等多個(gè)方面。

環(huán)境污染物進(jìn)入生物體的路徑可分為皮膚吸收、呼吸道攝入、消化道攝入三大類(lèi)。進(jìn)入環(huán)境介質(zhì)中的OPFRs由于其具有脂溶性、疏水性、持久性和高lgKOW等理化性質(zhì)，很容易通過(guò)生物的攝食活動(dòng)和呼吸等生命活動(dòng)進(jìn)入生物體內(nèi)[4-6]，對(duì)生物體造成危害。

目前生物體中OPFRs的暴露研究較少，大部分集中在水生生物，OPFRs進(jìn)入生物體如魚(yú)類(lèi)和貝類(lèi)等后，大多積累在脂肪中[14]。人體中的OPFRs主要來(lái)源于呼吸暴露、飲食攝入、皮膚吸收和無(wú)意識(shí)的灰塵攝入。一般情況下，呼吸是主要攝入途徑，不過(guò)人群通過(guò)呼吸攝入的OPFRs劑量低于通過(guò)灰塵的攝入量；飲食攝入為一些類(lèi)別的OPFRs進(jìn)入人體的最主要途徑[15]。

1 有機(jī)磷酸酯的種類(lèi)及特點(diǎn)(Types and characteristics of organic phosphate ester)

OPFRs的分子結(jié)構(gòu)由一個(gè)磷酸根骨架和3個(gè)取代基團(tuán)構(gòu)成，根據(jù)不同的取代基，較為常見(jiàn)的OPFRs被分成三大類(lèi)，共22種。其中鹵代烷基磷酸酯7種：磷酸三(2-氯丙基)酯(tris(2-chloropropyl) phosphate, TCPP)，磷酸三(2-氯乙基)酯(tris(2-chloroethyl) phosphate, TCEP)，磷酸三(1,2-二氯異丙基)酯(tris(1,2-dichloro-2-propyl)phosphate)，磷酸三(1,3-二氯異丙基)酯(tris(1,3-dichloro-2-propyl)phosphate, TDCPP)，磷酸三(2,3-二溴丙基)酯(tris(2,3-dibromopropyl) phosphate, TDBPP)，磷酸三(1-氯異丙基)酯(tri-(1-chloroisopropyl)phosphate, TCIPP)，雙(2,3-二溴丙基)磷酸酯(bis(2,3-dibromopropyl) phosphate, BDBPP)；烷基磷酸酯有10種：磷酸三甲酯(trimethyl phosphate, TMP)，磷酸三乙酯(triethyl phosphate, TEP)，磷酸三丙酯(tripropyl phosphate, TPrP)，磷酸三異丙酯(triisopropyl phosphate, TiPrP)，磷酸三正丁酯(tributyl phosphate, TnBP)，磷酸三異丁酯(triisobutyl phosphate, TiBP)，磷酸三己基酯(trihexyl phosphate, THP)，磷酸三(2-乙基己基)酯(tris(2-ethylhexyl) phosphate, TEHP)，2-乙基己基二苯基磷酸酯(2-ethylhexyl diphenyl phosphate, EHDPP)，磷酸三(丁氧基乙基)酯(tris(2-butoxyethyl) phosphate, TBOEP)；芳基磷酸酯5種：磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPhP)，磷酸三甲苯酯(tricresyl phosphate, TCP)，三鄰甲苯磷酸酯(triorthocresyl phosphate, TOCP)，磷酸三異丙基苯酯(tri(isopropylphenyl) phosphate, TIPPP)，磷酸甲酚二苯酯(cresyl diphenyl phosphate, CDP)。不同的取代基團(tuán)使得各有機(jī)磷酸酯理化性質(zhì)差異很大，比如分子量增大，OPFRs的lgKOW也會(huì)有增大的趨勢(shì)，但水溶解度和蒸汽壓等會(huì)相應(yīng)減小[15]。分子量越大的OPFRs極性越弱，越難溶于水，也越難揮發(fā)[15]。例如，TEP的分子量為182.15，水溶解度為1 115 mg·L-1(25 ℃)，lgKOW為0.87，TnBP的分子量為266.31，水溶解度為280 mg·L-1(25 ℃)，lgKOW為4.00，TPhP的分子量為326.28，水溶解度為1.9 mg·L-1(25 ℃)，lgKOW為4.70[14]。

2 生物毒性效應(yīng)及機(jī)制(Bio-toxicity effects and mechanisms)

2.1 急性毒性

研究者以青?；【鶴67發(fā)光菌為受試生物，開(kāi)展了15種OPFRs的急性毒性研究，研究結(jié)果顯示分子極化率在OPFRs的急性毒性中發(fā)揮重要作用，并推斷發(fā)光菌中的熒光素酶及其輔酶是主要的作用位點(diǎn)[16]。

表1 主要的有機(jī)磷酸酯類(lèi)阻燃劑(OPFRs)種類(lèi)Table 1 Main types of organophosphate flame retardants (OPFRs)

大型溞作為模式生物，常用于水中有機(jī)污染物的急性毒性測(cè)試。研究者以大型溞為受試生物開(kāi)展了一系列OPFRs的急性毒性效應(yīng)的研究[17-19]。例如，Pang等[17]將9種常用的OPFRs(TMP、TEP、TCEP、TPrP、TCIPP、CDP、TPhP、TCP、EHDPP)吸附到4種代表性的腐殖酸(Suwannee River腐殖酸、Elliott土壤腐殖酸、Aldrich腐殖酸和Acros腐殖酸)中，利用大型溞開(kāi)展毒性評(píng)價(jià)；Cristale等[18]考察了10種OPFRs及其混合物對(duì)大型溞的急性毒性。對(duì)于低正辛醇/水分配系數(shù)(KOW)的OPFRs(TMP、TEP、TCEP、TPrP、TCIPP)對(duì)于大型溞24 h-EC50>100 mg·L-1；而高KOW的OPFRs(TPhP、TCP、EHDPP)的48 h-EC50分別為1.25、0.26和0.27 mg·L-1(注：CDP的24 h-EC50和48 h-EC50均高于其溶解度)[17]。該結(jié)果表明，OPFRs的毒性相差很大，低KOW的OPFRs其急性毒性不明顯，高KOW的OPFRs對(duì)大型溞毒性較高，其EC50值甚至可相差3個(gè)數(shù)量級(jí)[17]。另外，芳香基團(tuán)也是影響其急性毒性的重要因素，幾種含有芳香基團(tuán)的OPFRs：磷酸三苯酯(TPhP)、磷酸三甲苯酯(TCP)、2-乙基己基二苯基磷酸酯，對(duì)大型溞急性毒性的EC50均較低，均具有較高毒性[17-19]。OPFRs混合物的聯(lián)合毒性是相加的，可以使用定量結(jié)構(gòu)活性關(guān)系(QSAR)和預(yù)測(cè)混合物模型預(yù)測(cè)其在水中的濃度水平的單一和聯(lián)合毒性。

TCPP對(duì)斑馬魚(yú)具有急性毒性，成魚(yú)的96 h-LC50值為47.06 mg·L-1，胚胎的96 h-LC50值為26.01 mg·L-1 [20]。TCPP對(duì)大鼠經(jīng)口的急性毒性LD50為500～4 200 mg·kg-1[21]，對(duì)黑頭呆魚(yú)的96 h-LC50值為51 mg·L-1 [22-23]。TCEP對(duì)于魚(yú)類(lèi)的96 h-LC50值范圍為6.3～250 mg·L-1 [23]。TDCPP對(duì)虹鱒魚(yú)96 h-LC50值為1.1 mg·L-1，對(duì)斑馬魚(yú)胚胎/仔魚(yú)116 h-LC50值為7.0 mg·L-1 [22, 24]。從這些結(jié)果可以看出，TDCPP對(duì)于魚(yú)類(lèi)具有較高的急性毒性。

另外，也有研究者報(bào)道了OPFRs的人體急性毒性案例。牛青盟等[25]對(duì)70例食入含三鄰甲苯磷酸酯(triorthocresyl phosphate, TOCP)面粉的患者進(jìn)行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)TOCP對(duì)人體有急性毒性作用，食用者首發(fā)癥狀為腓腸肌疼痛，3～7 d后出現(xiàn)站立不穩(wěn)，行走困難等遲緩性麻痹癥狀，1個(gè)月后，出現(xiàn)上運(yùn)動(dòng)神經(jīng)元麻痹的表現(xiàn)。TOCP對(duì)人體主要是神經(jīng)毒性，最小致死量成人為10～30 mg·kg-1，主要表現(xiàn)為和有機(jī)磷中毒遲發(fā)性神經(jīng)病類(lèi)似的中樞—周?chē)h(yuǎn)端型軸索病。

2.2 生殖與發(fā)育毒性

研究表明，OPFRs對(duì)于大型溞[26]、斑馬魚(yú)[27-33]、雞[34]、大鼠[35]等動(dòng)物具有生殖和發(fā)育毒性，主要涉及磷酸三(1,3-二氯異丙基)酯(TDCPP)[26-34,36-37]、磷酸三(2,3-二溴丙基)酯(tris(2,3-dibromopropyl) phosphate, TDBPP)[35-37]、磷酸三(2-氯異丙基)酯(tri-(2-chloroisopropyl)phosphate, TCIPP)[36-37]、磷酸三苯酯(TPhP)[31,37-38]、磷酸三甲苯酯(TCP)[34]、磷酸三(2-丁氧基乙基)酯(TBOEP)[39]等。TDCPP可顯著降低大型溞親代和子代的繁殖能力及長(zhǎng)度[26]。TDCPP對(duì)斑馬魚(yú)的生殖和發(fā)育也會(huì)產(chǎn)生不良影響[27-32]，例如，Wang等[27]將成年斑馬魚(yú)暴露在TDCPP中3個(gè)月，出現(xiàn)了TDCPP生物富集現(xiàn)象，且可由成年斑馬魚(yú)傳遞給其后代，導(dǎo)致幼魚(yú)存活率下降，運(yùn)動(dòng)明顯減少，造成發(fā)育神經(jīng)毒性。此外，暴露于TDCPP中會(huì)使雌性和雄性成年斑馬魚(yú)神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育基因下調(diào)[28]，導(dǎo)致雌性血漿雌二醇和睪丸激素水平上升，但對(duì)雄性無(wú)影響；產(chǎn)卵量下降，肝臟卵黃蛋白原(vtg1和vtg3)的表達(dá)在雌性和雄性中均有上調(diào)，在子代中觀察到卵子質(zhì)量(例如卵子直徑)降低和畸形率增加，雄性和雌性性腺中TDCPP及其代謝物雙(1,3-二氯-2-丙基)磷酸酯濃度增加[29]。若在斑馬魚(yú)胚胎發(fā)育的卵裂期對(duì)其進(jìn)行暴露，TDCPP會(huì)誘導(dǎo)合子基因組的再甲基化出現(xiàn)延遲，該機(jī)制可能與卵裂開(kāi)始時(shí)TDCPP暴露導(dǎo)致發(fā)育毒性增強(qiáng)相關(guān)[30]。成年斑馬魚(yú)在接觸TDCPP或TPhP 21 d后，隨著血漿17β-雌二醇濃度、卵黃發(fā)生素水平、E2/睪酮和E2/11-酮睪酮的顯著增加，斑馬魚(yú)繁殖力顯著降低；暴露后，下丘腦-垂體-性腺(HPG)軸的幾個(gè)基因的轉(zhuǎn)錄譜也發(fā)生變化，但變化趨勢(shì)具有性別依賴(lài)性，因此，TDCPP和TPhP均可影響HPG軸的調(diào)節(jié)機(jī)制，擾亂性激素平衡，最終導(dǎo)致魚(yú)類(lèi)繁殖能力的破壞[31]。研究顯示，TPhP可誘導(dǎo)斑馬魚(yú)的發(fā)育毒性的機(jī)制可能是斑馬魚(yú)視黃酸受體參與介導(dǎo)[38]。TDCPP的暴露也會(huì)對(duì)動(dòng)物行為造成影響，暴露于0.03 μmol·L-1劑量的TDCPP的斑馬魚(yú)幼體顯示出多動(dòng)癥，暴露也引起成年魚(yú)的多動(dòng)癥，暴露于0.3 μmol·L-1TDCPP的斑馬魚(yú)，針對(duì)捕食者的逃逸行為受到影響[32]。

Dishaw等[37]研究發(fā)現(xiàn)，在試驗(yàn)的劑量范圍內(nèi)，TDBPP、TDCPP、毒死蜱、TCEP和TCIPP均未出現(xiàn)顯著毒性，但暴露24 h后，不具有顯著毒性的發(fā)育暴露卻改變了幼體的游泳活動(dòng)，表明OPFRs對(duì)早期生命階段斑馬魚(yú)的發(fā)育會(huì)產(chǎn)生不利影響。研究表明，在受精3 h(hpf)后暴露于TBOEP(2～5 000 μg·L-1)至120 hpf誘發(fā)斑馬魚(yú)胚胎發(fā)育畸形，并可能導(dǎo)致內(nèi)分泌功能的改變，引起水腫或畸形，最終導(dǎo)致死亡[39]。暴露于TBEOP中可導(dǎo)致斑馬魚(yú)產(chǎn)卵量顯著下降、F0代延遲孵化，F(xiàn)1代孵化率下降[40-41]。

OPFRs對(duì)鳥(niǎo)類(lèi)的生殖發(fā)育影響也不容忽視，其對(duì)親代的受精和胚胎的發(fā)育都有顯著的毒性作用。在Crump等[34]的研究中，將磷酸三甲苯酯(TCP)的混合物注入雞胚胎的肺泡中，會(huì)引起胚胎畸形，改變胚胎的生長(zhǎng)，引起肝體指數(shù)(liver somatic index, LSI)上升，血漿膽汁酸濃度上升，并改變外源化合物和脂類(lèi)代謝相關(guān)基因的mRNA表達(dá)水平和甲狀腺激素通路。Farhat等[36]發(fā)現(xiàn)TCIPP和TDCPP不會(huì)降低雞胚胎受精率；但是，TCIPP會(huì)延遲受精，減少跖骨長(zhǎng)度；TDCPP暴露則導(dǎo)致頭部長(zhǎng)度增加，胚胎質(zhì)量下降，膽囊變小，血漿游離T4水平降低。

2.3 神經(jīng)毒性

一些OPFRs進(jìn)入生物體內(nèi)后，會(huì)對(duì)生物腦組織產(chǎn)生作用，影響受體結(jié)合，阻礙神經(jīng)遞質(zhì)的傳導(dǎo)等，從而產(chǎn)生神經(jīng)毒性。研究表明，TDCPP對(duì)斑馬魚(yú)具有神經(jīng)毒性[28,42]，相同暴露條件下，雌性斑馬魚(yú)體內(nèi)TDCPP濃度更高，且雌性斑馬魚(yú)對(duì)TDCPP更敏感，接觸TDCPP后大腦中多巴胺和5-羥色胺的水平降低，而在雄魚(yú)和雌魚(yú)腦組織中觀察到神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育基因下調(diào)。利用光電動(dòng)反應(yīng)(PMR)研究發(fā)現(xiàn)，對(duì)于斑馬魚(yú)，除了TDCPP外，TCIPP、TPhP等也會(huì)對(duì)其神經(jīng)發(fā)育產(chǎn)生不良影響[42]。對(duì)稀有鮈鯽的實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，雖然觀察到高濃度TPhP對(duì)乙酰膽堿酯酶的抑制作用，但TCEP、TDCPP和TPhP對(duì)稀有鮈鯽的急性毒性可能與膽堿酯酶抑制無(wú)關(guān)；此外，TDCPP對(duì)膽堿酯酶活性或神經(jīng)遞質(zhì)水平?jīng)]有顯著影響[43]。但在PC12細(xì)胞中的研究結(jié)果表明TDCPP是與毒死蜱毒性相當(dāng)?shù)纳窠?jīng)毒劑，此外TDBPP和TCEP也會(huì)對(duì)PC12細(xì)胞產(chǎn)生毒性效應(yīng)[44]。對(duì)人體α4β2煙酰胺乙酰膽堿受體(nicotinic acetylcholine receptors, nACh)的受體功能在非洲爪蟾卵母細(xì)胞中表達(dá)的相關(guān)研究結(jié)果顯示[45]，TPhP是nACh受體的拮抗劑，可能對(duì)生物產(chǎn)生神經(jīng)毒性。

在對(duì)母雞的研究中，不同的OPFRs顯示出相異的神經(jīng)毒性效應(yīng)。在實(shí)驗(yàn)周期延長(zhǎng)到21 d時(shí)，母雞大腦、小腦及脊髓組織中ATP含量產(chǎn)生變化，TOCP誘導(dǎo)了母雞遲發(fā)性神經(jīng)毒性[46]，其他學(xué)者的研究結(jié)果也佐證了這一結(jié)論[47-48]。而在合適的劑量范圍內(nèi)[46]，TCPP和TCEP缺乏誘導(dǎo)母雞遲發(fā)性神經(jīng)毒性的潛力。TIPPP雖然在生化水平上對(duì)腦神經(jīng)毒性酯酶(NTE)產(chǎn)生了影響，但未產(chǎn)生臨床或神經(jīng)組織學(xué)異常[49]。另有研究者發(fā)現(xiàn)TCP對(duì)雞不存在延遲神經(jīng)毒性，并聲稱(chēng)早期研究中OPFRs對(duì)母雞存在延遲神經(jīng)毒性，通常是以過(guò)高的劑量進(jìn)行測(cè)試的結(jié)果[50-51]，而也有研究認(rèn)為T(mén)CP確實(shí)對(duì)母雞具有延遲神經(jīng)毒性[52]。

研究表明，OPFRs對(duì)小鼠和大鼠的生命活動(dòng)都會(huì)產(chǎn)生影響，不過(guò)它們并不具有神經(jīng)毒性。例如，TCEP在小鼠體內(nèi)是作為GABA拮抗劑而不是膽堿能激動(dòng)劑[53]，TOCP在母體及其胎兒的肺、脾、膽囊和肝臟等器官中有保留，而腦和脊髓中量最少，說(shuō)明小鼠可能對(duì)其誘導(dǎo)的延遲神經(jīng)毒性不敏感[54]。以大鼠為研究對(duì)象時(shí)，高劑量TDCPP和TCEP的作用下，大鼠相對(duì)肝臟重量增加，但甲狀腺激素和腦重沒(méi)有改變，乙酰膽堿酯酶(腦和血清中的)不被抑制[55]，TDCPP和TCEP不具有產(chǎn)生甲狀腺毒性或發(fā)育性神經(jīng)毒性的潛力。

2.4 臟器毒性

通過(guò)不同途徑進(jìn)入生物體的OPFRs，經(jīng)血液和組織液等的運(yùn)輸，會(huì)進(jìn)入肝臟、腎臟、心臟等各個(gè)組織中并產(chǎn)生毒性作用。對(duì)魚(yú)類(lèi)而言，OPFRs主要導(dǎo)致其產(chǎn)生肝臟毒性和心臟毒性[56-59]。TDCPP會(huì)造成斑馬魚(yú)肝毒性的幾個(gè)生物標(biāo)記基因(gck,gsr和nqo1)表達(dá)顯著上調(diào)，并引起了肝空泡化和凋亡以及肝臟大小的增加，同時(shí)會(huì)誘導(dǎo)肝臟炎癥[56]。TPhP、CDP、TIPPP均會(huì)對(duì)斑馬魚(yú)產(chǎn)生心臟毒性[57-59]，造成其心臟循環(huán)進(jìn)展受到阻礙，心動(dòng)過(guò)緩、心肌細(xì)胞減少、心臟等發(fā)育中關(guān)鍵轉(zhuǎn)錄調(diào)節(jié)因子表達(dá)被抑制等現(xiàn)象[57]，另外，也可能會(huì)造成斑馬魚(yú)在胚胎發(fā)育過(guò)程中心臟循環(huán)和功能的靶向效應(yīng)，出現(xiàn)心臟畸形，引起嚴(yán)重的心臟異常[58]。

當(dāng)OPFRs作用于哺乳動(dòng)物時(shí)，更多地表現(xiàn)出腎臟毒性。TDBPP作用于大鼠時(shí)，會(huì)產(chǎn)生腎毒性[60-64]，代謝產(chǎn)物為雙(2,3-二溴丙基)磷酸酯(bis(2,3-dibromopropyl) phosphate, BDBPP)[61]，導(dǎo)致大鼠尿糖、乳酸、尿液γ-谷氨酰轉(zhuǎn)移酶、乳酸脫氫酶和堿性磷酸酶等顯著升高，近端腎小管受到損傷，腎小管上皮細(xì)胞代謝功能發(fā)生變化[60]，具體表現(xiàn)有腎小管上皮細(xì)胞的固縮、壞死和再生，核細(xì)胞核形成，唾液酸含量增加，上皮細(xì)胞膜破壞，肌醇含量變化，細(xì)胞質(zhì)酶，細(xì)胞質(zhì)酶的腎活性和丙氨酸氨基肽含量變化，乳酸脫氫酶活性變化等[62-63,65]，其代謝物BDBPP也具有腎毒性，會(huì)引起雄性大鼠更嚴(yán)重的腎衰竭[63]，而另一種代謝物2,3-二溴丙醇(2,3-dibromo-1-propanol, DBP)則是非腎毒性的[63]。對(duì)于大鼠，BDBPP甚至是比母體TDBPP毒性更大的急性腎毒素[66-67]。除了嚴(yán)重的腎毒性外，Derlund等[68]還發(fā)現(xiàn)TDBPP在大鼠體內(nèi)也可導(dǎo)致肝毒性，但與TDBPP腎毒性相比，該作用較不明顯，只發(fā)生在較高劑量下。S?derlund等[69]發(fā)現(xiàn)TDCPP對(duì)大鼠無(wú)腎毒性。

2.5 基因毒性與致突變性

進(jìn)一步考察OPFRs的致毒機(jī)理，不論是微型生物、水生生物還是哺乳動(dòng)物，甚至人類(lèi)，受試生物很多基因及其表達(dá)都受到了損害和影響。Krivoshiev等[70]研究了8種OPFRs對(duì)大腸桿菌基因的影響，發(fā)現(xiàn)其可導(dǎo)致應(yīng)激基因和脅迫基因被誘導(dǎo)，造成蛋白質(zhì)和DNA受到損傷，甚至引起生長(zhǎng)停滯和氧化損傷。TDBPP可誘發(fā)沙門(mén)氏菌發(fā)生基因突變[71-72]。以大型溞為受試生物的研究表明，TBOEP(14.7～1 470 μg·L-1)濃度范圍內(nèi)并未導(dǎo)致大型溞生長(zhǎng)、存活或繁殖效應(yīng)，但轉(zhuǎn)錄組學(xué)的微陣列分析表明，由于TBOEP的加入，101個(gè)基因的轉(zhuǎn)錄組學(xué)發(fā)生了改變[73]。

以低等動(dòng)物四膜蟲(chóng)為研究對(duì)象的實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，TDCPP會(huì)減少細(xì)胞數(shù)量、細(xì)胞大小和纖毛數(shù)量，并導(dǎo)致21個(gè)核糖體蛋白基因的表達(dá)下調(diào)，影響嗜熱四膜蟲(chóng)的生長(zhǎng)和繁殖[74]。此外，暴露于TDCPP和TPhP，也會(huì)改變參與斑馬魚(yú)胚胎/幼魚(yú)的6個(gè)以受體為中心基因網(wǎng)絡(luò)的mRNA表達(dá)，并且TDCPP效力更強(qiáng)[75]。除了影響mRNA的表達(dá)，OPFRs也會(huì)對(duì)基因編碼造成影響，例如，Honkakoski等[76]發(fā)現(xiàn)基因編碼的關(guān)鍵調(diào)節(jié)器“組成型活性受體”(CAR)的活性抑制與存在于未處理的小鼠的肝臟中的二異丙基化和三異丙基化苯基磷酸酯有關(guān)，小鼠CAR被三異丙基化苯基磷酸酯抑制，而人類(lèi)CAR會(huì)被三芳基磷酸酯活化。利用體外系統(tǒng)開(kāi)展的研究結(jié)果顯示，TCEP濃度在10 μmol·L-1時(shí)開(kāi)始產(chǎn)生細(xì)胞毒性，而TCPP當(dāng)濃度達(dá)到1 mmol·L-1時(shí)，才顯示出細(xì)胞毒性，但當(dāng)不存在外部酶代謝系統(tǒng)，也沒(méi)有S9-混合物存在時(shí)，2種物質(zhì)都沒(méi)有引起DNA鏈斷裂；同時(shí)，未檢測(cè)到TCEP和TCPP具有誘變潛力和雌激素效應(yīng)[77]。對(duì)人類(lèi)細(xì)胞的相關(guān)研究中，F(xiàn)M550及其有機(jī)磷酸酯成分增加了人類(lèi)PPARγ1轉(zhuǎn)錄活性，并誘導(dǎo)BMS2細(xì)胞中的脂質(zhì)積聚和脂蛋白表達(dá)，F(xiàn)M550組分能夠結(jié)合并激活PPARγ，TPhP可能是產(chǎn)生這些變化的主要原因[78]。除了母體產(chǎn)生毒性外，部分OPFRs的降解產(chǎn)物也具有基因毒性。在人類(lèi)淋巴母細(xì)胞系TK6中測(cè)試TDBPP的代謝產(chǎn)物2-溴代丙烯醛(2-bromoacrolein, 2BA)時(shí)，DNA加合物誘導(dǎo)突變[79]。OPFRs的基因毒性可能因物種而異，比如，TDBPP可在大鼠肝臟體內(nèi)引發(fā)低數(shù)量的癌前病變；在果蠅中，TDBPP可被歸類(lèi)為交聯(lián)劑；在人細(xì)胞中，檢測(cè)到了突變頻率的增加[80]。

Li等[81]的研究結(jié)果顯示，TCPP和TPhP使人類(lèi)胚胎肝臟L02細(xì)胞中p53基因表達(dá)顯著增加，這暗示由OPFRs誘導(dǎo)的細(xì)胞凋亡依賴(lài)于p53的誘導(dǎo)和激活，OPFRs與p53基因之間的作用主要為靜電勢(shì)。分子對(duì)接和動(dòng)力學(xué)模擬結(jié)果顯示，氫鍵與疏水作用也是OPFRs與p53基因之間的作用力[82]。

當(dāng)然，也有實(shí)驗(yàn)研究顯示出陰性結(jié)果。對(duì)HepG2-C3A細(xì)胞的研究結(jié)果表明，OPFRs(TCEP、TCIPP、TDCPP)未導(dǎo)致代謝相關(guān)基因表達(dá)發(fā)生改變，室內(nèi)積塵提取物所產(chǎn)生的基因表達(dá)改變并非這3種OPFRs導(dǎo)致[83]。TDBPP對(duì)沙門(mén)氏菌(Salmonella)的致突變作用需要S-9存在才具有誘變活性[84]。

2.6 內(nèi)分泌干擾性

多種OPFRs對(duì)有機(jī)體具有顯著的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)。研究顯示，6種OPFRs(TCEP、TCPP、TDCPP、TBOEP、TPhP、TCP)對(duì)斑馬魚(yú)均產(chǎn)生內(nèi)分泌干擾作用[85-86]，在斑馬魚(yú)暴露14 d后，TCP、TPhP或TDCPP使得血漿睪酮和β-雌二醇濃度增加。在受精后7 d的斑馬魚(yú)幼魚(yú)中，TPhP暴露導(dǎo)致甲狀腺三碘甲狀腺原氨酸(T3)和四碘甲狀腺氨酸(T4)濃度的顯著增加，上調(diào)了甲狀腺激素代謝、運(yùn)輸和消除等相關(guān)基因的表達(dá)；幼魚(yú)體內(nèi)crh和tshβ基因的下調(diào)表明T3水平升高引起的中樞調(diào)節(jié)反饋機(jī)制被激活[87]。斑馬魚(yú)暴露于0.5 μmol·L-1TBOEP后，顯著上調(diào)雌激素受體(er1,er2a和er2b)基因和雌激素受體相關(guān)基因(vtg4,vtg5,pgr,ncor,ncoa3)，表明TBOEP調(diào)節(jié)了雌激素通路[88]。

TPhP和TCEP會(huì)導(dǎo)致小鼠組織病理?yè)p傷和睪丸激素水平的降低[89]。在暴露于300 mg·kg-1TPhP或TCEP 35 d后，小鼠體內(nèi)與睪酮合成相關(guān)的主要基因的表達(dá)，包括類(lèi)固醇激素急性調(diào)節(jié)蛋白(StAR)，低密度脂蛋白受體(LDL-R)，細(xì)胞色素P450膽固醇側(cè)鏈裂解酶(P450scc)和細(xì)胞色素P450 17α-羥基類(lèi)固醇脫氫酶(P450-17α)下降[89]。TBOEP、TCEP、TCIPP、磷酸三(1,2-二氯異丙基)酯在美國(guó)紅隼體內(nèi)能夠被快速代謝[90]，谷胱甘肽狀態(tài)、肝氧化狀態(tài)指標(biāo)或膽堿能系統(tǒng)(即大腦血漿膽堿酯酶、大腦毒蕈堿、煙堿受體)沒(méi)有發(fā)生變化，肝細(xì)胞完整性和功能發(fā)生適度變化；但對(duì)血漿游離三碘甲狀腺原氨酸(FT3)濃度有顯著影響。此外，也有研究指出TDCPP和TPhP的暴露會(huì)改變?nèi)祟?lèi)的激素水平，使男性精液質(zhì)量下降[91]。

利用體外細(xì)胞試驗(yàn)的研究也得出了類(lèi)似結(jié)論。6種OPFRs(TCEP、TCPP、TDCPP、TBOEP、TPhP、TCP)暴露，造成了H295R細(xì)胞(人體腎上腺皮質(zhì)癌細(xì)胞)中的17β-雌二醇(E2)和睪酮(T)的濃度增加[86]。在MVLN細(xì)胞中，TCP、TPhP和TDCPP是抑制E2結(jié)合雌激素受體的拮抗劑[86]。GH3細(xì)胞中，TPhP的暴露上調(diào)了tshβ,trα和trβ基因的表達(dá)[87]。在FRTL-5細(xì)胞中，TPhP的暴露導(dǎo)致nis和tpo基因的表達(dá)顯著上調(diào)，表明TPhP刺激甲狀腺中的甲狀腺激素合成[87]。在Kojima等[92]測(cè)試的11種OPFRs中，TPhP和TCP顯示雌激素受體α(ERα)和/或雌激素受體(ERβ)激動(dòng)活性；另外TnBP、TDCPP、TPhP和TCP顯示出雄激素受體(AR)拮抗活性，TBP、TEHP、TDCPP、TPhP和TCP顯示糖皮質(zhì)激素受體(GR)拮抗活性。此外，7種OPFRs，TnBP、TCPP、TEHP、TBOEP、TDCPP、TPhP和TCP都顯示孕烷X受體(PXR)激動(dòng)活性。

3 存在問(wèn)題與展望(Problems existed and prospects)

有機(jī)磷系阻燃劑具備很好的阻燃效果，因而已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于各個(gè)行業(yè)，但它的大量使用造成了OPFRs在環(huán)境中的蓄積日益明顯，對(duì)人類(lèi)健康及生態(tài)影響也慢慢顯露出其初期的毒理學(xué)效應(yīng)。已有研究證明OPFRs具有神經(jīng)[28,42-52,54-55]、生殖[26-41]、基因[70-84]等毒性并有致畸、致癌等作用。雖然目前OPFRs在大部分介質(zhì)中尚未達(dá)到足以產(chǎn)生明顯毒性效應(yīng)或者生物效應(yīng)的水平，但含鹵素類(lèi)OPFRs和部分非鹵素類(lèi)OPFRs具有較高的持久性以及較高的生物富集系數(shù)，這些都表明OPFRs的危害應(yīng)該引起人們的足夠重視。OPFRs的生物毒性數(shù)據(jù)，特別是發(fā)展毒理學(xué)的毒性數(shù)據(jù)應(yīng)當(dāng)被廣泛采集，并在此基礎(chǔ)上，開(kāi)展OPFRs的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)和人體健康風(fēng)險(xiǎn)研究。

在進(jìn)行毒性實(shí)驗(yàn)時(shí)，應(yīng)當(dāng)注重建立系統(tǒng)和完善的標(biāo)準(zhǔn)實(shí)驗(yàn)方法，由于在現(xiàn)有的毒性試驗(yàn)中，不同的研究者所選取的儀器、使用的材料的規(guī)格、各自試驗(yàn)方案的設(shè)計(jì)、采用的試驗(yàn)條件等存在或多或少的不同，獲得的試驗(yàn)結(jié)果存在差異，甚至存在完全相反的研究結(jié)論和爭(zhēng)議。比如，在研究OPFRs對(duì)母雞的神經(jīng)毒性時(shí)，一些學(xué)者認(rèn)為OPFRs會(huì)誘導(dǎo)母雞的遲發(fā)性神經(jīng)毒性[48-49]，而部分認(rèn)為不會(huì)誘發(fā)[50-51]，還有一部分則發(fā)現(xiàn)在不同情況下會(huì)得到不同的結(jié)果[46]。產(chǎn)生這種多元結(jié)果的重要原因是目前OPFRs毒性研究試驗(yàn)中，對(duì)干擾因素的排除不完全以及不同試驗(yàn)的非標(biāo)準(zhǔn)化等。

表2 OPFRs的毒性效應(yīng)研究總結(jié)Table 2 Summary of toxicity effects of OPFRs

在設(shè)置實(shí)驗(yàn)中OPFRs的劑量時(shí)，應(yīng)該注意到環(huán)境中OPFRs的長(zhǎng)期低劑量暴露會(huì)導(dǎo)致生物毒性效應(yīng)，因此要考察低劑量下OPFRs的毒性。而現(xiàn)有的實(shí)驗(yàn)室生物毒性模擬研究中，OPFRs濃度往往遠(yuǎn)高于實(shí)際環(huán)境中可能的存在濃度，很難利用這樣高劑量濃度下獲得的急性毒性數(shù)據(jù)來(lái)準(zhǔn)確定量OPFRs進(jìn)入環(huán)境后的真實(shí)風(fēng)險(xiǎn)。通過(guò)考察OPFRs的長(zhǎng)期低劑量暴露毒性效應(yīng)、在生物體內(nèi)的歸趨和遺傳性等，可以使研究結(jié)果更加符合實(shí)際環(huán)境的暴露情況。要準(zhǔn)確闡述OPFRs可能的環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)，實(shí)驗(yàn)中除了要考慮添加量外，還需要考慮諸多環(huán)境因素對(duì)其生物毒性的影響。現(xiàn)有的絕大部分毒性研究結(jié)論均在實(shí)驗(yàn)室理想狀態(tài)下獲得，對(duì)試驗(yàn)結(jié)果外推到真實(shí)環(huán)境研究不足。

目前研究對(duì)象大多集中于水生生物、哺乳動(dòng)物和人類(lèi)等。而在生物圈中，植物也是不容忽視的一部分，物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)過(guò)程中，動(dòng)物植物微生物等息息相關(guān)不可分割，在考察OPFRs的生物毒性時(shí)，每個(gè)環(huán)節(jié)都不容忽視。在研究過(guò)程中，除了考慮單一生物外，OPFRs對(duì)生物種群的影響，在食物鏈與食物網(wǎng)的傳遞過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生生物毒性，也值得進(jìn)一步研究。對(duì)OPFRs毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果產(chǎn)生影響的除了環(huán)境因素外，在環(huán)境中其他污染物可能和OPFRs產(chǎn)生復(fù)合污染及毒性效應(yīng)。OPFRs進(jìn)入環(huán)境后的毒性可能不僅來(lái)自其本身，還很大程度上會(huì)來(lái)自與它們結(jié)合的其他有毒有害物質(zhì)對(duì)生物體產(chǎn)生的毒性。

在未來(lái)的生產(chǎn)生活中，OPFRs的使用及排放量都將增加。在有機(jī)磷酸酯類(lèi)阻燃劑被廣泛使用前，必須通過(guò)嚴(yán)格和科學(xué)的實(shí)驗(yàn)明確排放的OPFRs可能對(duì)生態(tài)環(huán)境和人類(lèi)健康造成的負(fù)面影響特別是可能產(chǎn)生的毒性效應(yīng)。