1,2,5,6-四溴環(huán)辛烷(TBCO)的分析方法、環(huán)境行為及毒性效應(yīng)研究進展

楊恩泰, 溫 蓓*, 黃紅林, 張淑貞，2

1.中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心, 環(huán)境化學(xué)與生態(tài)毒理學(xué)國家重點實驗室, 北京 100085 2.中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

1,2,5,6-四溴環(huán)辛烷(TBCO, CAS No. 3194-57-8)，是Albemarle公司銷售的一種主要用于紡織品、涂料和塑料的添加型脂環(huán)族溴代阻燃劑，其商標名為Saytex BCL-48[1]. 目前沒有確定的TBCO年產(chǎn)量信息，2009年統(tǒng)計發(fā)現(xiàn)每年有多達10噸TBCO進口到加拿大[2]. 截至2012年，含有TBCO的產(chǎn)品目前正由中國、歐洲各國和(或)美國的許多公司生產(chǎn)或供應(yīng)[3]. 雖然TBCO的熱穩(wěn)定性不符合生產(chǎn)擠壓聚苯乙烯泡沫塑料(extruded polystyrene，XPS)的操作溫度要求，但可用于可膨脹聚苯乙烯泡沫塑料(expandable polystyrene，EPS)和目前添加HBCD的其他材料[4]. 隨著HBCD的禁止生產(chǎn)和限制使用，TBCO將成為潛在替代品[5]，其生產(chǎn)和使用量可能會上升. 作為替代品，有必要全面評估其環(huán)境行為和生物效應(yīng). 目前有關(guān)TBCO的少量研究報道顯示，TBCO存在于空氣[6-10]、土壤和沉積物[8,11]等環(huán)境介質(zhì)中，可以在生物體內(nèi)富集[1,11-13]并降解[14]. 2003年英國環(huán)境部的科學(xué)小組對TBCO可能造成的環(huán)境影響進行了評估，發(fā)現(xiàn)TBCO具有顯著的環(huán)境持久性和生物蓄積潛能，符合歐盟關(guān)于潛在水生生物危害品的標準. 該評估報告將TBCO確定為優(yōu)先進行特定物質(zhì)審查的對象[15]. 已有研究表明，TBCO具有內(nèi)分泌干擾毒性[4,16-17]和生殖發(fā)育毒性[4,13]. 該研究綜述了TBCO的分析方法、環(huán)境行為和毒性效應(yīng)的最新研究進展，并提出今后有待深入研究的方向，以期為TBCO等新型溴代阻燃劑的環(huán)境風(fēng)險評估與環(huán)境管理提供科學(xué)依據(jù).

注： 虛線表示鏡像平面.圖1 TBCO異構(gòu)體和對映體的化學(xué)結(jié)構(gòu)式Fig.1 Structures of TBCO diastereomers and enantiomers

1 TBCO的結(jié)構(gòu)和理化性質(zhì)

有機污染物的理化性質(zhì)是決定其環(huán)境行為的首要因素，而理化性質(zhì)由其化學(xué)結(jié)構(gòu)所決定. TBCO的分子式為C8H12Br4，分子量為427.8，其有兩個異構(gòu)體，分別為α-TBCO和β-TBCO. 商用TBCO是包含 α-TBCO 和β-TBCO的混合物，其中α-TBCO約占34%，β-TBCO約占66%[2]. β-TBCO有一對對映體(見圖1)，其商業(yè)品為外消旋體(EFs=0.5)[18]. Wong等[14]報道β-TBCO標準品的EFs為0.499±0.002. 在123 ℃時，α-TBCO有向β-TBCO轉(zhuǎn)化的趨勢，二者達到熱平衡時比例分別約為15%和85%. TBCO是疏水性有機物，其水溶解度為69.2 μg/L，正辛醇-水分配系數(shù)(lgKOW)為5.24(25 ℃)，飽和蒸氣壓為9.43×10-3(21 ℃)[19].

2 TBCO的分析方法

環(huán)境樣品中TBCO的前處理技術(shù)與HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑類似，儀器分析一般采用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS). 關(guān)于TBCO異構(gòu)體和對映體的測定還沒有建立國際公認的標準分析方法.

2.1 環(huán)境樣品中TBCO的前處理技術(shù)

環(huán)境樣品中污染物的前處理技術(shù)在整個分析過程中具有至關(guān)重要的作用. 前處理包括樣品的制備、提取和凈化等步驟. 環(huán)境樣品中TBCO的提取方法與HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑類似，主要包括振蕩提取[20-21]、索氏提取[22-26]、加速溶劑萃取[27-28]、超聲萃取[29-30]和液液萃取[31]. Wong等[14]采用索氏提取法，以二氯甲烷為溶劑成功提取了人工污染土壤中的β-TBCO，回收率大于80%；Hong等[8]以正己烷和丙酮(體積比為1∶1)為溶劑，索氏提取法測定了我國北方某電子垃圾回收站的土壤和粉塵樣品中的TBCO，回收率為74%～103%. 加速溶劑萃取是在高溫(50～200 ℃)和高壓(10.3～20.6 MPa)下，利用溶劑高效、快速地萃取固體或半固體樣品中目標物質(zhì)的方法. Gauthier等[1]和Saunders等[4]均采用加速溶劑萃取法，用正己烷和二氯甲烷(體積比為1∶1)做提取劑，分別測定了銀鷗蛋和青鳉組織中的TBCO，消耗溶劑在30 mL以內(nèi)，提取過程耗時僅10 min，大大減少了提取劑用量并且縮短了分析時間，其回收率大于85%. 雖然加速溶劑萃取法有許多優(yōu)點，但由于儀器昂貴，使用成本較大，目前尚未得到廣泛應(yīng)用. Gustavsson等[32]比較了不同固相萃取柱對水中TBCO萃取效率的影響，發(fā)現(xiàn)使用Oasis HLB(由二乙烯苯和N-乙烯基吡咯烷酮按一定比例聚合成的大孔共聚物)作為吸附劑，用二氯甲烷以及體積比為1∶1的丙酮和正己烷溶液洗脫的回收率最高.

環(huán)境樣品組成十分復(fù)雜，提取的樣品往往包含有機雜質(zhì)或其他干擾物，樣品的凈化是不可缺少的步驟. 環(huán)境樣品中HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑常用的凈化方法有柱層析法、濃硫酸酸化和凝膠滲透色譜法(GPC)[20-21,33]. TBCO常用的凈化柱填料為硅膠[8,11,34]、弗羅里硅藻土[6,10]、氧化鋁[4,14,32]等，其中復(fù)合硅膠柱可根據(jù)樣品的實際情況選擇填料的種類、比例和容量，是使用頻率最多的凈化柱. 測定沉積物樣品中的TBCO時，加入鹽酸活化的銅粉可以達到除硫的目的[11]. 生物樣品(如鳥蛋[1]、魚類組織[11])在固相萃取前過GPC柱(凝膠滲透色譜柱)可以除去脂肪、蛋白質(zhì)等生物大分子干擾物.

2.2 儀器分析方法

HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑的測定通常采用GC-MS[35-36]和LC-MS(液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀)[37-38]. TBCO具有沸點較低、易氣化的特點，適合采用GC-MS或GC-MS/MS(氣相色譜-二級質(zhì)譜聯(lián)用儀)，使用電子捕獲負化學(xué)電離源(ECNI源)[1,6,8,14,34]或電子轟擊電離源(EI源)[2,4,13]進行測定，也有少量用LC-MS/MS(液相色譜-二級質(zhì)譜聯(lián)用儀)進行分析的報道[39]. 環(huán)境樣品中TBCO的分析方法見表1. Riddell等[2]在用GC-MS進行分析時發(fā)現(xiàn)，當(dāng)進樣口溫度大于200 ℃時，兩種異構(gòu)體會發(fā)生相互的熱轉(zhuǎn)化，因而難以實現(xiàn)二者的定量檢測；當(dāng)使用30 m DB-5 氣相色譜柱進行分離時，兩種異構(gòu)體迅速發(fā)生柱上轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致二者的色譜峰變寬，亦無法實現(xiàn)異構(gòu)體的定量檢測. 設(shè)置較低的進樣口溫度和使用短的色譜柱(≤15 m)是成功進行TBCO異構(gòu)體定量檢測的關(guān)鍵. Wong等[14]采用BGB-176MS(15 m×0.25 mm×0.18 μm)氣相色譜柱實現(xiàn)了β-TBCO對映體的成功分離. Zhao等[10]使用高分辨氣相色譜-高分辨質(zhì)譜(HRGC-HRMS)和手性色譜柱MEGA-176 MS(10 m×0.25 mm×0.18 μm)測定了南極大氣中β-TBCO對映體單體的含量. 需要指出的是，由于缺乏TBCO對映體單體的標準品和同位素標準品，對映體的定量檢測存在一定的不確定性.

表1 環(huán)境介質(zhì)和生物體中TBCO的分析方法

TBCO異構(gòu)體可能在氣相色譜進樣口熱轉(zhuǎn)化，如果能建立LC-MS或LC-MS/MS分析TBCO異構(gòu)體的方法，將有可能徹底解決這個問題. Riddell等[2]嘗試用LC-MS測定TBCO，使用BEH C18(1.7 μm, 2.1 mm×100 mm)色譜柱分離TBCO異構(gòu)體，并比較了電噴霧電離源(ESI)、大氣壓化學(xué)電離源(APCI)和大氣壓光電離源(APPI)3種離子源的檢測效果，發(fā)現(xiàn)3種離子源均無法提供足夠檢測的特異性分子離子，APPI可產(chǎn)生大量的Br-，從而可以在m/z為79和89下進行質(zhì)譜檢測. Zhou等[39]建立了LC-MS/MS分析地表水中TBCO異構(gòu)體的方法，通過比較C18、C8、CN和聯(lián)苯類等不同填料的反相色譜柱、填料的不同粒徑(5.0、3.0和1.8 μm)、不同的流動相(甲醇、乙腈、丙酮和四氫呋喃)類型及其比例對異構(gòu)體分離效果的影響，發(fā)現(xiàn)選用填料內(nèi)徑為1.8 μm的C18色譜柱，流動相為水、乙腈、丙酮(其體積比為45∶30∶25)，柱溫30 ℃時可以實現(xiàn)α-TBCO和β-TBCO異構(gòu)體的有效分離. 然而無論用哪種離子源均檢測不到TBCO特異性的分子離子，只能依賴于檢測Br的信號進行定量. 當(dāng)使用APCI離子源時，儀器檢測限(IDLs)為30 pg，當(dāng)使用APPI離子源時，IDLs為500 pg(進樣體積2 μL). 與ESI、APPI離子源相比，使用APCI離子源的重復(fù)性最好，其變異系數(shù)小于7.2%. 總之，與GC-MS/MS相比，LC-MS/MS對TBCO的檢測方法還很不成熟，能否應(yīng)用于復(fù)雜環(huán)境樣品的測定還是未知數(shù).

3 TBCO的環(huán)境行為

TBCO和HBCD一樣，主要通過摻雜的方式添加到產(chǎn)品中[41-42]. 由于缺乏化學(xué)鍵的束縛，TBCO可能從產(chǎn)品中釋放，從而進入到大氣環(huán)境中，或在生產(chǎn)、運輸、回收處置過程中進入大氣、土壤和水體中[43]. 大氣、土壤和水體中的TBCO會被生物吸收，進入食物鏈并產(chǎn)生累積. 截至目前，TBCO已在空氣和粉塵[6-10]、土壤和沉積物等環(huán)境樣品[8,11]以及生物體中[1,11-12]被檢出. TBCO可以在生物體內(nèi)富集[11,13]并被轉(zhuǎn)化[14].

3.1 TBCO的環(huán)境分布、環(huán)境持久性與長距離遷移性

與HBCD相比[44-47]，TBCO在環(huán)境中的存在水平、遷移轉(zhuǎn)化及最終歸趨研究非常有限. 20世紀90年代，Zitko用薄層色譜法在聚苯乙烯泡沫塑料中檢測到少量的TBCO[48]，隨后在很多國家的室內(nèi)粉塵和室外空氣中都檢測到了TBCO. 例如，Dodson等[6]分析了加州北部家庭收集的粉塵，檢測到TBCO最大含量為2 ng/g. 從加拿大多倫多市收集的家庭粉塵中檢測到α-TBCO含量范圍為1.76～112.5 ng/g，平均值為56.7 ng/g；β-TBCO的含量范圍為31.3～31.75 ng/g，平均值為31.5 ng/g[9]. Hong等[8]在中國北方某電子垃圾站的土壤〔<0.049 3～0.089 0 ng/g(以干質(zhì)量計)〕、空氣(0.030 0 ng/m3)和粉塵(7.38 ng/g)中均檢測到TBCO，其中α-TBCO在土壤、空氣和粉塵樣品中分別占38.9%、5.98%和26.2%. 這些比例與Riddell等[2]使用1H NMR分析商業(yè)品中α-TBCO單體的含量(34%)明顯不同，表明環(huán)境中TBCO異構(gòu)體可能存在不同的界面遷移、轉(zhuǎn)化行為. TBCO在環(huán)境介質(zhì)和生物體中的分布見表2.

表2 TBCO在環(huán)境介質(zhì)和生物體中的分布

TBCO是否存在環(huán)境持久性及長距離遷移能力目前尚存爭議. 2003年歐洲環(huán)境署科學(xué)小組的研究報告[15]指出，TBCO符合歐盟的vPvB(very persistent, very bioaccumulative, 顯著的持久性和生物累積性)篩選標準，即在海水中及淡水中的半衰期大于60 d，在海洋及淡水沉積物中半衰期大于180 d. 但Kuramochi等[19]使用EPI(評估程序界面)組件估算了TBCO在空氣(38.39 h)、水(900 h)和土壤(1 800 h)中的半衰期，并使用經(jīng)濟合作與發(fā)展組織的Pov和LRTP篩選工具計算了TBCO在環(huán)境中的持久性和遠距離遷移潛力，結(jié)果顯示TBCO具有低持久性和低長距離遷移潛力，容易發(fā)生降解轉(zhuǎn)化. 以上報道均基于模型計算，但計算結(jié)果并不相同. 物理化學(xué)性質(zhì)及生物富集降解特性的計算結(jié)果還需要通過實際測量來進一步確定. Sühring等[11]在德國灣、易北河的淡水和海洋采樣站的沉積物中發(fā)現(xiàn)較高濃度的TBCO. 鑒于TBCO的揮發(fā)性較小，底泥中的TBCO不太可能來源于大氣沉降，而可能來源于來往運輸船只的噴涂材料，或者附近城鎮(zhèn)的使用釋放. Zhao等[10]在2011—2018年于南極洲西部收集的氣態(tài)和顆粒物樣品中檢測到TBCO，濃度范圍為ND～0.21 pg/m3，并通過手性對映體分析發(fā)現(xiàn)，β-TBCO的EF在0.281～0.795之間，平均值(0.568±0.099 5)和中位數(shù)(0.578)均大于0.5，該EF值與商業(yè)外消旋標準有顯著差異(P<0.01)，表明在南極大氣中，β-TBCO以非外消旋體的形式存在. 海水-空氣交換和排放源地區(qū)存在非外消旋體殘留可能是造成這種現(xiàn)象的原因，這為TBCO的遠距離大氣傳輸提供了證據(jù).

綜上，相對于HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑，對TBCO環(huán)境分布及污染水平少量報道主要集中于空氣和粉塵樣品. TBCO是否有環(huán)境持久性、長距離傳輸能力尚無定論. 建議進行更廣泛的研究，特別關(guān)注一些特定區(qū)域，如生產(chǎn)廠周邊地區(qū)、垃圾拆解、堆放地等. 同時，有必要從異構(gòu)體和對映體水平深入地探討TBCO在各環(huán)境介質(zhì)中的分布及界面?zhèn)鬏斶^程.

3.2 TBCO的生物富集與轉(zhuǎn)化

環(huán)境介質(zhì)中的污染物會通過各種途徑進入生物體. HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑不僅在各環(huán)境介質(zhì)中被檢測到，甚至在生物體和人體組織中也發(fā)現(xiàn)其身影[50-53]. 迄今為止，TBCO在生物體內(nèi)水平的報道主要集中于水生生物. 2009年Gauthier等[1]在北美五大湖的水鳥銀鷗(Larusargentatus)蛋中發(fā)現(xiàn)了TBCO. Sühring等[11]在德國灣2個采樣點的黃蓋鰈(Limandalimanda)中檢測到TBCO〔最高為12 ng/g(以濕質(zhì)量計)〕. Kurt-Karakus等[12]首次報道了五大湖的水生生物體中的TBCO. TBCO在湖紅點鮭魚(Salvelinusnamaycush)中的平均值為0.173 ng/g(以干質(zhì)量計)，在新蝦虎魚(Neogobiusmelanostomus)中的平均值為0.447 ng/g(以干質(zhì)量計).

歐洲食品安全局(EFSA)食物鏈污染小組認為TBCO具有較高的生物累積潛力[54]. Sühring等[11]計算了TBCO的生物沉積物富集因子(BSAFs=2.9)，發(fā)現(xiàn)其接近于已知的持久性生物有機污染物BDE-47(2,2′,4,4′-四溴聯(lián)苯醚)(BSAFs=3.4)和BDE-100(2,2′,4,4′,6-五溴聯(lián)苯醚)(BSAFs=3.3). Sun等[13]為了評估TBCO對水生生物的潛在毒理學(xué)風(fēng)險，將日本青鳉(Oryziaslatipes)胚胎暴露于TBCO中，發(fā)現(xiàn)TBCO在胚胎中的累積速率常數(shù)為1.7～1.8 d-1，生物富集因子最高達到1.3×104，顯著大于HBCD，并將其歸因于TBCO具有更少的溴原子和更小的分子直徑.

HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑可以在環(huán)境中發(fā)生降解轉(zhuǎn)化[55]. 研究[55-60]表明，HBCDs工業(yè)品在環(huán)境中存在異構(gòu)體、對映體選擇性的環(huán)境轉(zhuǎn)化、生物累積和代謝行為. TBCO和HBCD具有相似的包含異構(gòu)體和對映體的脂環(huán)結(jié)構(gòu). Wong等[14]研究了β-TBCO在土壤中微生物作用下對映體分數(shù)的變化，發(fā)現(xiàn)在試驗的前90 d，β-TBCO的對映體分數(shù)從0.502增至0.537，在第98天EF值降至0.465，表明土壤中β-TBCO的降解具有對映體選擇性，并指出這種選擇性可能來源于土壤微生物群落的變化. 相對于HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑，在異構(gòu)體和對映體水平對TBCO的生物富集、降解轉(zhuǎn)化的研究相對匱乏，是今后需要重點加強的方向.

4 TBCO的毒性效應(yīng)

研究表明，HBCD具有甲狀腺毒性、神經(jīng)毒性、內(nèi)分泌干擾毒性、生殖發(fā)育毒性等毒性效應(yīng)[61-63]，且其神經(jīng)毒性具有異構(gòu)體依賴性[64]. TBCO的毒性效應(yīng)研究剛剛起步，且均基于TBCO總量的研究. QSAR(定量構(gòu)效關(guān)系)模型預(yù)測TBCO的LC50(半致死濃度)小于1 mg/L，因此TBCO被列為潛在的水生生物急性毒物[15]. 2003年英國環(huán)境部科學(xué)小組的一項評估報告中，將TBCO歸類為臨界量較低的化學(xué)品，并將其確定為優(yōu)先審查的對象[15]. 少量研究結(jié)果表明,TBCO具有內(nèi)分泌干擾毒性[4,16-17]、生殖發(fā)育毒性[4,13]和神經(jīng)毒性[64].

4.1 內(nèi)分泌干擾毒性

Saunders等[17]應(yīng)用體外試驗研究了TBCO的內(nèi)分泌干擾潛能. 酵母雌激素/雄激素篩查試驗(YES/YAS)表明TBCO是雌激素受體(ER)和雄激素受體(AR)拮抗劑，且對ER的拮抗作用較弱，但對AR的拮抗作用呈劑量依賴性. 與二氫睪酮(DHT)對照相比，暴露于300 mg/L TBCO的抑制率為74%. 將H295R細胞暴露于TBCO后，睪酮(T)的濃度顯著下降，而17β-雌二醇(E2)的濃度顯著升高且呈劑量依賴性，15 mg/L TBCO的暴露會導(dǎo)致H295R細胞中17β-雌二醇(E2)的濃度增加3.3倍. Mankidy等[16]發(fā)現(xiàn)TBCO的暴露會導(dǎo)致豬初級睪丸細胞中睪酮(T)和雌二醇(E2)的合成增加. 3 mg/L TBCO的暴露會導(dǎo)致睪酮產(chǎn)生量增加2.1倍，0.03 mg/L TBCO的暴露會導(dǎo)致胞內(nèi)E2的濃度增加5.9倍. 這可能是由于TBCO通過調(diào)控CYP17A1基因，影響甾體生成路徑，使類固醇生成酶的表達水平升高. Saunders等[4]將雄性和雌性青鳉(Oryziaslatipes)的性腺暴露于較高濃度的TBCO中，發(fā)現(xiàn)類固醇生成、膽固醇代謝和調(diào)節(jié)反饋機制相關(guān)的基因表達下調(diào)，證實了TBCO具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng).

4.2 生殖發(fā)育毒性

Saunders等[4]給青鳉投喂含有58 μg/g(以濕質(zhì)量計)TBCO的食物，暴露21 d后，發(fā)現(xiàn)青鳉累計生殖力減少了18%，并檢測到下丘腦-垂體-性腺-肝臟(HPGL)軸的關(guān)鍵調(diào)節(jié)基因表達改變. 雌青鳉肝臟中多個基因轉(zhuǎn)錄產(chǎn)物的豐度發(fā)生改變，并與卵黃產(chǎn)生有關(guān)，這可能是導(dǎo)致生殖能力減少的原因. Sun等[13]將受精后2 h至孵化后1 d的日本青鳉胚胎暴露于不同濃度的TBCO中，發(fā)現(xiàn)TBCO會導(dǎo)致日本青鳉的胚胎孵化天數(shù)呈濃度依賴性增加以及孵化成功率顯著降低. 轉(zhuǎn)錄產(chǎn)物分析和背景顏色分析表明，在發(fā)育早期暴露于TBCO可能通過抑制眼睛發(fā)育和功能所需基因的表達而損害視力. Sun等[13]發(fā)現(xiàn)TBCO對心血管系統(tǒng)發(fā)育和功能的重要蛋白豐度有所影響，并通過心率量化發(fā)現(xiàn)胚胎心率顯著減慢；青鳉生命早期階段(ELS)的心臟功能會受到TBCO的損害，證明了TBCO對心血管系統(tǒng)發(fā)育的損害. 轉(zhuǎn)錄組學(xué)和蛋白質(zhì)組學(xué)分析表明，TBCO會損害有關(guān)胚胎發(fā)育的蛋白質(zhì)合成. TBCO有可能通過減少調(diào)節(jié)卵母細胞減數(shù)分裂的蛋白，抑制卵母細胞的減數(shù)分裂，干擾卵母細胞發(fā)育，從而導(dǎo)致生殖力下降. Van-Essen等[65]將斑馬魚(Daniorerio)胚胎暴露于TBCO，發(fā)現(xiàn)其死亡率呈濃度依賴性增加和心率降低. 暴露于TBCO也以濃度依賴的方式增加了斑馬魚脊柱彎曲和未膨脹魚鰾的發(fā)生率. 然而，暴露于TBCO的胚胎中，脂質(zhì)過氧化和對氧化應(yīng)激反應(yīng)重要基因的mRNA豐度都沒有增大，這表明這些效應(yīng)不是由氧化應(yīng)激引起的. 細胞色素p4501a的mRNA豐度并不高，這表明該效應(yīng)不是由激活芳基碳氫化合物受體引起的. 此外，TBCO對魚鰾發(fā)育和膨脹重要基因的mRNA豐度無影響. 總之，TBCO對斑馬魚的早期生命階段造成不良影響，但其作用機制有待進一步研究.

4.3 神經(jīng)毒性

已有研究[66-67]表明HBCD具有神經(jīng)毒性效應(yīng)，可通過內(nèi)源性途徑誘導(dǎo)神經(jīng)細胞發(fā)生凋亡. Shi等[64]比較了HBCD和TBCO對人神經(jīng)母細胞瘤細胞SH-SY5Y 的毒性差異,結(jié)果顯示，HBCD和TBCO均誘導(dǎo)細胞毒性，包括劑量依賴性的細胞活力下降、細胞膜通透性增加、細胞骨架發(fā)育損壞以及明顯的細胞凋亡，HBCD的毒性大于TBCO. 通過檢測與細胞凋亡有關(guān)的幾種蛋白質(zhì)(Caspase-3、caspase-9和Cyt c)的表達水平，指出線粒體凋亡路徑可能是引起神經(jīng)毒性的機理之一. 為了進一步認識HBCD和TBCO毒性反應(yīng)的機理，Shi等[64]檢測了細胞內(nèi)ROS(活性氧)和Ca2+水平,結(jié)果表明，HBCD和TBCO處理后的細胞內(nèi)ROS水平顯著上升，TBCO處理的細胞內(nèi)ROS水平遠低于HBCD處理組，并且TBCO誘導(dǎo)的線粒體超氧化物未見明顯變化. Shi等[64]也發(fā)現(xiàn),HBCD和TBCO處理組細胞內(nèi)Ca2+水平顯著升高，TBCO處理組細胞內(nèi)Ca2+水平遠高于HBCD處理組，在Ca2+抑制劑BAPTA-AM存在時，HBCD和TBCO誘導(dǎo)的細胞毒性均顯著降低. 這表明ROS的產(chǎn)生和Ca2+穩(wěn)態(tài)失衡都是HBCD和TBCO細胞毒性的機制，而與HBCD相比，在TBCO誘導(dǎo)細胞毒性中Ca2+介導(dǎo)的凋亡比ROS的產(chǎn)生起著更重要的作用.

5 結(jié)論與展望

a) 與HBCD等傳統(tǒng)的溴代阻燃劑相比，TBCO的研究還不完善. 環(huán)境樣品中TBCO的前處理技術(shù)與HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑類似，儀器分析一般采用GC-MS或GC-MS/MS. TBCO異構(gòu)體在進樣口發(fā)生熱轉(zhuǎn)化是需要特別注意的問題，缺乏特異性的分子離子限制了LC-MS/MS在TBCO定量分析中的應(yīng)用. 目前尚缺乏TBCO對映體單體的標準品和同位素標品，因此對映體的定量檢測存在一定的不確定性. 關(guān)于TBCO異構(gòu)體和對映體的測定還沒有建立國際公認的標準分析方法.

b) TBCO已在生物和非生物介質(zhì)中被檢測到. 但TBCO的生物富集、轉(zhuǎn)化是否存在異構(gòu)體選擇性，以及對映體降解的選擇性是否來源于對映體富集的選擇性尚不明確. 目前研究僅限于TBCO總量的降低和對映體分數(shù)的變化，未涉及代謝轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的鑒定，因此無法闡明代謝途徑. TBCO是否如HBCD一樣存在脫溴、羥基化等Ⅰ相代謝物以及與生物分子結(jié)合的Ⅱ相代謝還是未知數(shù). 由于質(zhì)譜數(shù)據(jù)庫和代謝物標準品的缺乏，對TBCO降解轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的鑒定也成為研究的重點和難點. 對代謝途徑認識的不足嚴重制約了對TBCO在環(huán)境中轉(zhuǎn)化和最終歸趨的探究. 可以考慮對TBCO對映體單體及其典型的代謝產(chǎn)物進行精確的制備，以期全面闡述TBCO異構(gòu)體和對映體的選擇性環(huán)境行為.

c) 與大量HBCD個體水平、細胞水平的毒性效應(yīng)以及各種組學(xué)手段的研究相比，關(guān)于TBCO毒性的研究剛剛起步. 體外試驗和青鳉活體試驗表明，TBCO具有內(nèi)分泌干擾毒性和生殖發(fā)育毒性. 最近的研究發(fā)現(xiàn)，TBCO能夠引起神經(jīng)細胞凋亡. 轉(zhuǎn)錄組學(xué)和蛋白質(zhì)組學(xué)的研究結(jié)果表明TBCO損害青鳉的生殖發(fā)育能力，尚缺乏從代謝組學(xué)角度進行的毒性研究; 同時，異構(gòu)體、對映體水平上的毒性效應(yīng)研究尚未開展. TBCO毒性效應(yīng)是否具有異構(gòu)體、對映體選擇性還是未知數(shù),深入全面地揭示TBCO的毒性效應(yīng)及其分子機制是未來工作的重點.