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(jìn)展

楊恩泰, 溫 蓓*, 黃紅林, 張淑貞，2

1.中國(guó)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(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 北京 100085 2.中國(guó)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(biāo)名為Saytex BCL-48[1]. 目前沒(méi)有確定的TBCO年產(chǎn)量信息，2009年統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)每年有多達(dá)10噸TBCO進(jìn)口到加拿大[2]. 截至2012年，含有TBCO的產(chǎn)品目前正由中國(guó)、歐洲各國(guó)和(或)美國(guó)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(huì)上升. 作為替代品，有必要全面評(píng)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(bào)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(guó)環(huán)境部的科學(xué)小組對(duì)TBCO可能造成的環(huán)境影響進(jìn)行了評(píng)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(biāo)準(zhǔn). 該評(píng)估報(bào)告將TBCO確定為優(yōu)先進(jìn)行特定物質(zhì)審查的對(duì)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(jìn)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(xiǎn)評(píng)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(duì)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(jī)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(gè)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(duì)對(duì)映體(見(jiàn)圖1)，其商業(yè)品為外消旋體(EFs=0.5)[18]. Wong等[14]報(bào)道β-TBCO標(biāo)準(zhǔn)品的EFs為0.499±0.002. 在123 ℃時(shí)，α-TBCO有向β-TBCO轉(zhuǎn)化的趨勢(shì)，二者達(dá)到熱平衡時(shí)比例分別約為15%和85%. TBCO是疏水性有機(jī)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(duì)映體的測(cè)定還沒(méi)有建立國(guó)際公認(rèn)的標(biāo)準(zhǔn)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(gè)分析過(guò)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(cè)定了我國(guó)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(biāo)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(cè)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(guò)程耗時(shí)僅10 min，大大減少了提取劑用量并且縮短了分析時(shí)間，其回收率大于85%. 雖然加速溶劑萃取法有許多優(yōu)點(diǎn)，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(duì)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(jī)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(shí)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(cè)定沉積物樣品中的TBCO時(shí)，加入鹽酸活化的銅粉可以達(dá)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(guò)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(cè)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(diǎn)較低、易氣化的特點(diǎn)，適合采用GC-MS或GC-MS/MS(氣相色譜-二級(jí)質(zhì)譜聯(lián)用儀)，使用電子捕獲負(fù)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(jìn)行測(cè)定，也有少量用LC-MS/MS(液相色譜-二級(jí)質(zhì)譜聯(lián)用儀)進(jìn)行分析的報(bào)道[39]. 環(huán)境樣品中TBCO的分析方法見(jiàn)表1. Riddell等[2]在用GC-MS進(jìn)行分析時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)進(jìn)樣口溫度大于200 ℃時(shí)，兩種異構(gòu)體會(huì)發(fā)生相互的熱轉(zhuǎn)化，因而難以實(shí)現(xiàn)二者的定量檢測(cè)；當(dāng)使用30 m DB-5 氣相色譜柱進(jìn)行分離時(shí)，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(wú)法實(shí)現(xiàn)異構(gòu)體的定量檢測(cè). 設(shè)置較低的進(jìn)樣口溫度和使用短的色譜柱(≤15 m)是成功進(jìn)行TBCO異構(gòu)體定量檢測(cè)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(shí)現(xiàn)了β-TBCO對(duì)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(cè)定了南極大氣中β-TBCO對(duì)映體單體的含量. 需要指出的是，由于缺乏TBCO對(duì)映體單體的標(biāo)準(zhǔn)品和同位素標(biāo)準(zhǔn)品，對(duì)映體的定量檢測(cè)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(jìn)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(gè)問(wèn)題. Riddell等[2]嘗試用LC-MS測(cè)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(cè)效果，發(fā)現(xiàn)3種離子源均無(wú)法提供足夠檢測(cè)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(jìn)行質(zhì)譜檢測(cè). 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(guò)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(dòng)相(甲醇、乙腈、丙酮和四氫呋喃)類型及其比例對(duì)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(dòng)相為水、乙腈、丙酮(其體積比為45∶30∶25)，柱溫30 ℃時(shí)可以實(shí)現(xiàn)α-TBCO和β-TBCO異構(gòu)體的有效分離. 然而無(wú)論用哪種離子源均檢測(cè)不到TBCO特異性的分子離子，只能依賴于檢測(cè)Br的信號(hào)進(jìn)行定量. 當(dāng)使用APCI離子源時(shí)，儀器檢測(cè)限(IDLs)為30 pg，當(dāng)使用APPI離子源時(shí)，IDLs為500 pg(進(jìn)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(duì)TBCO的檢測(cè)方法還很不成熟，能否應(yīng)用于復(fù)雜環(huán)境樣品的測(cè)定還是未知數(shù).

3 TBCO的環(huán)境行為

TBCO和HBCD一樣，主要通過(guò)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(jìn)入到大氣環(huán)境中，或在生產(chǎn)、運(yùn)輸、回收處置過(guò)程中進(jìn)入大氣、土壤和水體中[43]. 大氣、土壤和水體中的TBCO會(huì)被生物吸收，進(jìn)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(zhǎng)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(jì)90年代，Zitko用薄層色譜法在聚苯乙烯泡沫塑料中檢測(cè)到少量的TBCO[48]，隨后在很多國(guó)家的室內(nèi)粉塵和室外空氣中都檢測(cè)到了TBCO. 例如，Dodson等[6]分析了加州北部家庭收集的粉塵，檢測(cè)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(cè)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(guó)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(jì))〕、空氣(0.030 0 ng/m3)和粉塵(7.38 ng/g)中均檢測(cè)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(jiàn)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(zhǎng)距離遷移能力目前尚存爭(zhēng)議. 2003年歐洲環(huán)境署科學(xué)小組的研究報(bào)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(biāo)準(zhǔn)，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(píng)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(jì)合作與發(fā)展組織的Pov和LRTP篩選工具計(jì)算了TBCO在環(huán)境中的持久性和遠(yuǎn)距離遷移潛力，結(jié)果顯示TBCO具有低持久性和低長(zhǎng)距離遷移潛力，容易發(fā)生降解轉(zhuǎn)化. 以上報(bào)道均基于模型計(jì)算，但計(jì)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(jì)算結(jié)果還需要通過(guò)實(shí)際測(cè)量來(lái)進(jìn)一步確定. Sühring等[11]在德國(guó)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(lái)源于大氣沉降，而可能來(lái)源于來(lái)往運(yùn)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(cè)到TBCO，濃度范圍為ND～0.21 pg/m3，并通過(guò)手性對(duì)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(biāo)準(zhǔn)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(yuǎn)距離大氣傳輸提供了證據(jù).

綜上，相對(duì)于HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑，對(duì)TBCO環(huán)境分布及污染水平少量報(bào)道主要集中于空氣和粉塵樣品. TBCO是否有環(huán)境持久性、長(zhǎng)距離傳輸能力尚無(wú)定論. 建議進(jìn)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(shí)，有必要從異構(gòu)體和對(duì)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^(guò)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(huì)通過(guò)各種途徑進(jìn)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(cè)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(bào)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(guó)灣2個(gè)采樣點(diǎn)的黃蓋鰈(Limandalimanda)中檢測(cè)到TBCO〔最高為12 ng/g(以濕質(zhì)量計(jì))〕. Kurt-Karakus等[12]首次報(bào)道了五大湖的水生生物體中的TBCO. TBCO在湖紅點(diǎn)鮭魚(Salvelinusnamaycush)中的平均值為0.173 ng/g(以干質(zhì)量計(jì))，在新蝦虎魚(Neogobiusmelanostomus)中的平均值為0.447 ng/g(以干質(zhì)量計(jì)).

歐洲食品安全局(EFSA)食物鏈污染小組認(rèn)為TBCO具有較高的生物累積潛力[54]. Sühring等[11]計(jì)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(jī)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(píng)估TBCO對(duì)水生生物的潛在毒理學(xué)風(fēng)險(xiǎn)，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(dá)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(duì)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(duì)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(duì)映體分?jǐn)?shù)的變化，發(fā)現(xiàn)在試驗(yàn)的前90 d，β-TBCO的對(duì)映體分?jǐn)?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(duì)映體選擇性，并指出這種選擇性可能來(lái)源于土壤微生物群落的變化. 相對(duì)于HBCD等傳統(tǒng)溴代阻燃劑，在異構(gòu)體和對(duì)映體水平對(duì)TBCO的生物富集、降解轉(zhuǎn)化的研究相對(duì)匱乏，是今后需要重點(diǎn)加強(qiáng)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(cè)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(guó)環(huán)境部科學(xué)小組的一項(xiàng)評(píng)估報(bào)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(duì)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(yàn)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(yàn)(YES/YAS)表明TBCO是雌激素受體(ER)和雄激素受體(AR)拮抗劑，且對(duì)ER的拮抗作用較弱，但對(duì)AR的拮抗作用呈劑量依賴性. 與二氫睪酮(DHT)對(duì)照相比，暴露于300 mg/L TBCO的抑制率為74%. 將H295R細(xì)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(huì)導(dǎo)致H295R細(xì)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(huì)導(dǎo)致豬初級(jí)睪丸細(xì)胞中睪酮(T)和雌二醇(E2)的合成增加. 3 mg/L TBCO的暴露會(huì)導(dǎo)致睪酮產(chǎn)生量增加2.1倍，0.03 mg/L TBCO的暴露會(huì)導(dǎo)致胞內(nèi)E2的濃度增加5.9倍. 這可能是由于TBCO通過(guò)調(diào)控CYP17A1基因，影響甾體生成路徑，使類固醇生成酶的表達(dá)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(jī)制相關(guān)的基因表達(dá)下調(diào)，證實(shí)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(jì))TBCO的食物，暴露21 d后，發(fā)現(xiàn)青鳉累計(jì)生殖力減少了18%，并檢測(cè)到下丘腦-垂體-性腺-肝臟(HPGL)軸的關(guān)鍵調(diào)節(jié)基因表達(dá)改變. 雌青鳉肝臟中多個(gè)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(huì)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(guò)抑制眼睛發(fā)育和功能所需基因的表達(dá)而損害視力. Sun等[13]發(fā)現(xiàn)TBCO對(duì)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(guò)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(huì)受到TBCO的損害，證明了TBCO對(duì)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(huì)損害有關(guān)胚胎發(fā)育的蛋白質(zhì)合成. TBCO有可能通過(guò)減少調(diào)節(jié)卵母細(xì)胞減數(shù)分裂的蛋白，抑制卵母細(xì)胞的減數(shù)分裂，干擾卵母細(xì)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(guò)氧化和對(duì)氧化應(yīng)激反應(yīng)重要基因的mRNA豐度都沒(méi)有增大，這表明這些效應(yīng)不是由氧化應(yīng)激引起的. 細(xì)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?xì)浠衔锸荏w引起的. 此外，TBCO對(duì)魚鰾發(fā)育和膨脹重要基因的mRNA豐度無(wú)影響. 總之，TBCO對(duì)斑馬魚的早期生命階段造成不良影響，但其作用機(jī)制有待進(jìn)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(guò)內(nèi)源性途徑誘導(dǎo)神經(jīng)細(xì)胞發(fā)生凋亡. Shi等[64]比較了HBCD和TBCO對(duì)人神經(jīng)母細(xì)胞瘤細(xì)胞SH-SY5Y 的毒性差異,結(jié)果顯示，HBCD和TBCO均誘導(dǎo)細(xì)胞毒性，包括劑量依賴性的細(xì)胞活力下降、細(xì)胞膜通透性增加、細(xì)胞骨架發(fā)育損壞以及明顯的細(xì)胞凋亡，HBCD的毒性大于TBCO. 通過(guò)檢測(cè)與細(xì)胞凋亡有關(guān)的幾種蛋白質(zhì)(Caspase-3、caspase-9和Cyt c)的表達(dá)水平，指出線粒體凋亡路徑可能是引起神經(jīng)毒性的機(jī)理之一. 為了進(jìn)一步認(rèn)識(shí)HBCD和TBCO毒性反應(yīng)的機(jī)理，Shi等[64]檢測(cè)了細(xì)胞內(nèi)ROS(活性氧)和Ca2+水平,結(jié)果表明，HBCD和TBCO處理后的細(xì)胞內(nèi)ROS水平顯著上升，TBCO處理的細(xì)胞內(nèi)ROS水平遠(yuǎn)低于HBCD處理組，并且TBCO誘導(dǎo)的線粒體超氧化物未見(jiàn)明顯變化. Shi等[64]也發(fā)現(xiàn),HBCD和TBCO處理組細(xì)胞內(nèi)Ca2+水平顯著升高，TBCO處理組細(xì)胞內(nèi)Ca2+水平遠(yuǎn)高于HBCD處理組，在Ca2+抑制劑BAPTA-AM存在時(shí)，HBCD和TBCO誘導(dǎo)的細(xì)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(xì)胞毒性的機(jī)制，而與HBCD相比，在TBCO誘導(dǎo)細(xì)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(jìn)樣口發(fā)生熱轉(zhuǎn)化是需要特別注意的問(wèn)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(duì)映體單體的標(biāo)準(zhǔn)品和同位素標(biāo)品，因此對(duì)映體的定量檢測(cè)存在一定的不確定性. 關(guān)于TBCO異構(gòu)體和對(duì)映體的測(cè)定還沒(méi)有建立國(guó)際公認(rèn)的標(biāo)準(zhǔn)分析方法.

b) TBCO已在生物和非生物介質(zhì)中被檢測(cè)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(duì)映體降解的選擇性是否來(lái)源于對(duì)映體富集的選擇性尚不明確. 目前研究?jī)H限于TBCO總量的降低和對(duì)映體分?jǐn)?shù)的變化，未涉及代謝轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的鑒定，因此無(wú)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(kù)和代謝物標(biāo)準(zhǔn)品的缺乏，對(duì)TBCO降解轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的鑒定也成為研究的重點(diǎn)和難點(diǎn). 對(duì)代謝途徑認(rèn)識(shí)的不足嚴(yán)重制約了對(duì)TBCO在環(huán)境中轉(zhuǎn)化和最終歸趨的探究. 可以考慮對(duì)TBCO對(duì)映體單體及其典型的代謝產(chǎn)物進(jìn)行精確的制備，以期全面闡述TBCO異構(gòu)體和對(duì)映體的選擇性環(huán)境行為.

c) 與大量HBCD個(gè)體水平、細(xì)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(yàn)和青鳉活體試驗(yàn)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(xì)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(jìn)行的毒性研究; 同時(shí)，異構(gòu)體、對(duì)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(duì)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(jī)制是未來(lái)工作的重點(diǎn).