磷酸三丁酯的生物毒性效應(yīng)研究進(jìn)展

張金鳳，逯南南，侯書國，孫韶華，賈瑞寶,*，武道吉,#

1.山東省城市供排水水質(zhì)監(jiān)測中心，濟(jì)南 250100

2.山東建筑大學(xué)，濟(jì)南 250101

有機(jī)磷酸酯(organophosphorus esters,OPEs)是一類含有有機(jī)基團(tuán)的磷酸衍生物，分為鹵代磷酸酯、芳基磷酸酯和烷基磷酸酯三大類，因取代基不同而導(dǎo)致物理化學(xué)性質(zhì)差異很大[1]。OPEs生產(chǎn)工藝簡單、價格低廉，在殺蟲劑、除草劑、消泡劑和增塑劑等方面應(yīng)用廣泛。因其卓越的阻燃性能，OPEs被添加到塑料、家具、包裝、電子設(shè)備和建筑材料中，成為一類重要的有機(jī)磷阻燃劑(organophosphate flame retardants,OPFRs)[2]。隨著多溴聯(lián)苯醚等傳統(tǒng)溴代阻燃劑被限制使用并逐步淘汰，OPFRs成為其替代品，然而OPFRs并非完全安全[3]。OPFRs主要以物理方式進(jìn)行添加，容易通過產(chǎn)品揮發(fā)、磨損或泄露釋放到周圍環(huán)境中[4]。OPFRs對生態(tài)系統(tǒng)和人類健康具有潛在不利影響，其生態(tài)風(fēng)險已引起世界各國的廣泛關(guān)注[5]。已有研究表明，OPFRs對多種生物產(chǎn)生毒性，如神經(jīng)毒性、生殖發(fā)育毒性和致畸致癌毒性等，這些研究主要集中在氯代OPFRs和芳基OPFRs[6-8]。

磷酸三丁酯(tributyl phosphate,TBP)是一種無色、無臭的液體，包括磷酸三正丁酯(TnBP)和磷酸三異丁酯(TiBP)2種異構(gòu)體，其主要性質(zhì)如表1所示。TBP脂溶性高，易與有機(jī)質(zhì)結(jié)合，熱穩(wěn)定性高，阻燃效果好，是一種應(yīng)用比較廣泛的烷基OPFR[2]。在工業(yè)上常用作包裝材料增塑劑、水泥砂漿消泡劑及金屬離子萃取劑等[9-11]，也是液壓油、潤滑油、傳動液和機(jī)油的重要組成成分[12]。研究發(fā)現(xiàn)，TBP廣泛存在于多種環(huán)境介質(zhì)中，并具有長距離傳輸性[13]，在土壤[14-15]、沉積物[16-17]、飲用水[18]、地下水[16,19]、河流湖泊[20]甚至在人跡稀少的高原冰川積雪[21]和北極海水[13]中被檢出。TBP容易揮發(fā)進(jìn)入大氣，許多大氣細(xì)顆粒物PM2.5樣本中檢出TnBP和TiBP[22-23]，檢出率甚至在90%以上，2種異構(gòu)體存在相同的來源、性質(zhì)和排放途徑[24]。TBP通過吸入、飲食攝入或皮膚接觸等途徑進(jìn)入生物體，進(jìn)行遷移和富集，進(jìn)而危害生態(tài)系統(tǒng)[25-26]。

表1 磷酸三丁酯(TBP)的性質(zhì)Table 1 Properties of tributyl phosphate (TBP)

作為一種烷基OPE，TBP的生物毒性及潛在的生態(tài)風(fēng)險逐漸成為人們關(guān)注的焦點。本文總結(jié)了TBP的生物富集、毒性效應(yīng)和作用機(jī)制，提出了當(dāng)前該領(lǐng)域中存在的問題和建議，同時展望了生物毒性評價的發(fā)展趨勢，為全面評估其生態(tài)風(fēng)險提供依據(jù)。

1 TBP在生物體內(nèi)的蓄積與代謝(Accumulation and metabolism of TBP in organisms)

TBP可在生物體內(nèi)發(fā)生蓄積和代謝，在生物體內(nèi)的含量與其物理化學(xué)性質(zhì)、當(dāng)?shù)匚廴舅胶蜕锔患芰γ芮邢嚓P(guān)[27]。生物富集因子(bioconcentration factor,BCF)和生物-沉積物富集因子(biota-sediment accumulation factor,BSAF)用來表示有機(jī)化合物在生物體內(nèi)富集作用的大小，是評估生物累積性的重要指標(biāo)。

1.1 TBP在植物體內(nèi)的蓄積

TBP通過污水、污泥或大氣沉降進(jìn)入農(nóng)田，被植物吸收，并在植物體內(nèi)蓄積[28]。陳陽等[21]對四川省海螺溝景區(qū)的9種植物進(jìn)行了檢測，發(fā)現(xiàn)TnBP的檢出率為100%。與其他植物相比，虎耳草、七筋姑和水竹葉中TnBP的含量較高，最高檢出量(162.4 ng·g-1)出現(xiàn)在水竹葉中。重慶地區(qū)的蔬菜樣品中同樣檢出了TnBP和TiBP，檢出范圍分別為2.66～39.9 ng·g-1和1.18～9.55 ng·g-1[29]。研究表明，不同植物對TBP的富集能力不同，胡蘿卜根部BCF為0.37～4.6，大麥根部BCF為1.18～1.39，牛尾草葉片和胡蘿卜葉片部位的BCF均<1.2，而3種植物的種子均未檢出TBP，因此TBP易進(jìn)入植物的可食部位[28,30]。在水稻稻田的環(huán)境介質(zhì)(包括大氣、降塵、雨水、灌溉水、水稻土和林地土)及稻米中均檢出了TnBP和TiBP，檢出率為75%～100%，2種異構(gòu)體在稻米中的檢出濃度均值分別為0.08 ng·g-1(TnBP)和0.17 ng·g-1(TiBP)。隨著植株的生長，水稻根系不斷從水體中吸收TnBP和TiBP，導(dǎo)致其含量升高，生物積累能力逐漸增強(qiáng)[31]。

1.2 TBP在動物體內(nèi)的蓄積

TBP可在多種動物體內(nèi)蓄積，在環(huán)境介質(zhì)中的濃度影響其在生物體內(nèi)的濃度水平[32]。在重慶地區(qū)多種動物的肌肉中檢出TnBP和TiBP，占總OPEs濃度的66.9%，是主要的OPEs污染單體，與室外空氣和水體中兩者的污染水平密切相關(guān)[29]。在我國珠江入?？隰~體肌肉中測得TnBP的最高含量為2 946 ng·g-1(以脂質(zhì)量計)[33]，高于菲律賓馬尼拉灣海魚樣品中TnBP的最高檢出量(590 ng·g-1，以脂質(zhì)量計)[34]，這與當(dāng)?shù)厮騎nBP的污染情況相吻合。

在不同生物體內(nèi)TBP的含量與分布都具有差異。TnBP通過皮膚接觸進(jìn)入蚯蚓體內(nèi)，在腸道和腦神經(jīng)節(jié)中積累，并隨著暴露濃度的升高含量逐漸增多[35]。Liu等[36]研究了TnBP在黑斑蛙和牛蛙體內(nèi)的分布情況，發(fā)現(xiàn)肝臟中TnBP的含量高于腎臟、小腸和心臟，這種差異與性別有關(guān)，而牛蛙的肺中未檢出TnBP。He等[29]發(fā)現(xiàn)魚體肌肉中TnBP的平均濃度(487 ng·g-1，以脂質(zhì)量計)高于雞、豬和牛，而TiBP在牛肌肉中的濃度最高(135 ng·g-1，以脂質(zhì)量計)。TnBP在斑馬魚的卵、腦和肝臟等器官中積累，濃度與組織中的脂肪含量顯著相關(guān)(r2=0.94，P<0.01)[37]。日本沼蝦、鯽魚、鯪魚、胡鯰和黑魚體內(nèi)TnBP的檢出率為100%，在胡鯰、鯪魚和鯽魚中TnBP約占總OPFRs濃度的50%～66%，濃度與魚體肌肉中的脂肪含量也呈明顯的相關(guān)性(r2=0.79，P<0.01)，BCF和BSAF分別為20～228和0.066～0.162[27,38]。對稀有鮈鯽來說，卵巢對TnBP的攝取速度比其他器官快，富集程度高，BCF為23.74～27.73[39]。我國北京多條河流中的淡水魚(麥穗魚、鯽魚和泥鰍)體內(nèi)TnBP的濃度為64.4～449 ng·g-1(以脂質(zhì)量計)，其中肝臟中的含量最高，其次為肌肉、腸道、腎臟和卵巢，BCF平均為173[38]。鄧旭[32]發(fā)現(xiàn)鯰魚肌肉中TnBP的含量(31.9 ng·g-1，以濕質(zhì)量計)高于草魚(23.1 ng·g-1)和鯽魚(23.9 ng·g-1)，而鯰魚肝臟中TnBP的含量(584.1 ng·g-1)高于腮(329.7 ng·g-1)和腎臟(268.3 ng·g-1)。在我國成都錦江河魚體中TnBP和TiBP主要富集在肌肉、鰓和內(nèi)臟中，含量依次降低[16]。在韓國洛東江的鯽魚中全部檢出了TnBP，其中肝臟中的含量最高(2.02～3.53 ng·g-1)，在肌肉、肝臟和性腺中BCF介于為5.99×104～1.40×105之間，BSAF介于20.5～48.7之間[40]。而Liu等[27]研究結(jié)果與之不同，鯽魚對TBP的BCF和BSAF分別為120和0.151。在鳥類和哺乳動物中也發(fā)現(xiàn)類似的分布規(guī)律。在我國廣東電子垃圾拆解區(qū)雞鴨等家禽的肌肉樣品中檢出了TnBP，含量為11.7～281 ng·g-1(以脂質(zhì)量計)[33]。Li等[41]對澳大利亞多個地區(qū)收集的雞蛋進(jìn)行了分析，發(fā)現(xiàn)在蛋黃和蛋清中TBP的檢出率分別為46%和59%。在北美銀鷗的蛋黃中TnBP的檢出率約為25%，蛋清中則未檢出[42]。陳敏等[43]發(fā)現(xiàn)TnBP在小鼠器官中的含量依次為腎臟>脾臟>肺>心臟>肝臟。

動物的發(fā)育階段、體型和體質(zhì)量對TBP蓄積能力的影響不同。Sundkvist等[44]發(fā)現(xiàn)大型鱸魚體內(nèi)TnBP的含量明顯高于小型鱸魚。鯽魚肌肉中TnBP的含量隨著魚體的生長而增加(P<0.05)，當(dāng)雌魚生長到最大體型后TnBP的濃度反而發(fā)生下降，說明隨著雌魚生殖系統(tǒng)的成熟TnBP逐漸從肌肉遷移至性腺[40]。另有研究表明，三峽庫區(qū)多種魚類的肌肉中TnBP與TiBP的平均含量分別為(336±227) ng·g-1(以脂質(zhì)量計)和(81.8±87.8) ng·g-1(以脂質(zhì)量計)，與魚體大小、體質(zhì)量和脂肪含量并無顯著相關(guān)性(P>0.05)[45]。

TBP的生物富集平衡時間與生物以及組織類型有關(guān)。在斑馬魚暴露試驗中，前3 d TnBP在魚體內(nèi)的濃度快速升高，4～12 d持續(xù)增加，第14天左右達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)[37]。TnBP在稀有鮈鯽體內(nèi)的變化規(guī)律與之類似，前4 d TnBP的濃度逐漸增高，低濃度組(10 μg·L-1)于第8天濃度達(dá)到最高后趨于穩(wěn)定，高濃度組(100 μg·L-1)于第15天濃度達(dá)到平衡狀態(tài)[39]。當(dāng)錦鯉暴露于TnBP(100 μg·L-1和500 μg·L-1)時，肌肉中TnBP的濃度于第3天達(dá)到最高，分別為(5.2±0.5) ng·g-1(以濕質(zhì)量計)和(35.5±1.2) ng·g-1(以濕質(zhì)量計)，隨后稍有降低，直至第14天趨于穩(wěn)定，分別為5.4 ng·g-1(以濕質(zhì)量計)和33.3 ng·g-1(以濕質(zhì)量計)；而腮和腎臟中TnBP的濃度在第5天達(dá)到最大，第14天趨于穩(wěn)定[32]。陳敏等[43]發(fā)現(xiàn)TnBP-d27在小鼠心臟、肝臟與肺的富集濃度最高時間點為12 h，而腎臟與脾臟的富集濃度最高點分別為24 h和36 h。

TBP暴露濃度不同導(dǎo)致生物體內(nèi)BCF產(chǎn)生差異。蚯蚓暴露于低劑量TBP(10 mg·kg-1)時BCF為0.062～0.204，而在高劑量組(50 mg·kg-1)中BCF為0.018～0.090[46]。在低濃度(35 μg·L-1)和高濃度(191 μg·L-1)TnBP處理條件下，斑馬魚各個組織的BCFlw平均值分別介于305.5～507.5和221.2～395.0之間[37]。錦鯉對不同濃度TnBP的富集能力不同，低濃度(100 μg·L-1)時BCF為31±10，高濃度(500 μg·L-1)時BCF為28±8[32]。

1.3 TBP在人體內(nèi)的蓄積

血清、尿液、乳汁、羊水或胎盤等樣品可用于檢測TBP及其代謝產(chǎn)物磷酸二丁酯(DBP)，以反映TBP在人體中的蓄積水平[47-50]。我國國內(nèi)多個地區(qū)的人血清樣本中檢出了TnBP，檢出率和濃度存在差異[47,51-52]。渤海灣地區(qū)居民的血清中TnBP和TiBP的檢出率分別為11.2%和25.8%，最高值分別為184 ng·g-1和59.4 ng·g-1(以脂質(zhì)量計)，并且男性血清中TiBP濃度高于女性[53]。多項研究表明，人尿液中檢出DBP的濃度中位數(shù)介于0.11～3.5 ng·mL-1之間[54-56]。張曉華等[48]發(fā)現(xiàn)我國多地人群尿液中DnBP的檢出率為66%，中位數(shù)為0.84 ng·mL-1，其中深圳人群尿液中DnBP約占總OPFRs濃度的42%。青少年人群(12～15歲)尿液中DBP的檢出率超過99%，中位數(shù)為1.49 ng·mg-1[26]。挪威兒童尿液中DnBP檢出率約為15%[57]，低于德國兒童尿液中DBP的檢出率(71%)[58]。生活在電子垃圾拆解地區(qū)的孕婦尿液和羊水樣本中TnBP檢出率為93%，DBP的濃度比本地區(qū)普通成年人高3倍～5倍[59]，約13%孕婦每日攝入量超過了TnBP參考劑量(2 400 ng·kg-1·d-1)[49]。在人體胎盤中TnBP的檢出率為46%，濃度為ND～100 ng·g-1(以脂質(zhì)量計)，其中在電子垃圾拆解區(qū)母親胎盤中TnBP濃度偏高[26,50]。在胚胎絨毛膜絨毛樣品中TBP的含量(18.8 ng·g-1) (以干質(zhì)量計)高于孕婦蛻膜樣本(10.8 ng·g-1) (以干質(zhì)量計)[60]。在瑞典多個地區(qū)的母乳樣品中TnBP的平均含量為12 ng·g-1(以脂質(zhì)量計)[44]，高于來自日本、菲律賓和越南的母乳樣品(分別為0.39、1.5和2.0 ng·g-1)[61]。澳大利亞0～5歲兒童的尿液中全部檢出了DBP，其濃度隨年齡增長而下降，但未檢出TBP，兒童對應(yīng)的母乳中TBP含量為0.26～2.1 ng·mL-1，表明嬰幼兒體內(nèi)高濃度的DBP主要來源于母乳喂養(yǎng)[62]。

1.4 TBP在生物體內(nèi)的代謝轉(zhuǎn)化

污染物進(jìn)入生物體后發(fā)生代謝或降解，生成相應(yīng)的代謝產(chǎn)物[63]。研究發(fā)現(xiàn)，無光照條件下TBP在pH 7～11的水溶液中持續(xù)35 d不會發(fā)生降解[64]。在蚯蚓-土壤生態(tài)系統(tǒng)中，蚯蚓能夠顯著加快TBP的降解，主要由蚯蚓的腸道微生物和土壤中的微生物來完成[65]。肝臟是TnBP發(fā)生代謝的主要部位，發(fā)生氧化(羥基化)、脫烷基、磷酸化、羧酸化以及與硫酸酯結(jié)合等反應(yīng)，生成極性、親水的代謝物，Ⅰ相代謝產(chǎn)物主要有羥基化TBP(TBP-OH，有2種異構(gòu)體)、脫烷基的二酯產(chǎn)物DBP和羧酸化TBP，Ⅱ相代謝產(chǎn)物主要有乙醇-DBP、硫酸化的乙醇-DBP、磷酸化的TBP-OH(有2種異構(gòu)體)[46]。另外DBP繼續(xù)脫烷基形成磷酸單丁酯(MBP)[66]，葡萄糖醛酸轉(zhuǎn)移酶可催化TBP-OH與葡萄糖醛酸結(jié)合[37]。研究發(fā)現(xiàn)，在長時間暴露情況下TBP更易發(fā)生羥基化和磷酸化，而不是發(fā)生水解和羧酸化[46]。這些代謝物通過肝膽系統(tǒng)釋放到腸道，導(dǎo)致腸道中代謝物的濃度高于肝臟，最終經(jīng)泌尿系統(tǒng)排出體外[67]。在鯽魚[68]、銀鷗[69]和大鼠[66]等肝臟微粒體以及大鼠肝癌細(xì)胞H4ⅡE[70]中TBP被迅速代謝。TBP的代謝速度與物種有關(guān)，在人體、魚類和鳥類中代謝速度呈遞減趨勢[42,68-69]。在不同生物中TBP向代謝產(chǎn)物的轉(zhuǎn)化率不同。在斑馬魚體內(nèi)TnBP向DnBP的代謝轉(zhuǎn)化率為3.4%[67]，在麥穗魚、鯽魚和泥鰍等魚體內(nèi)TnBP向DnBP的轉(zhuǎn)化率約為30%[38]。鯽魚肝臟微粒體中TBP-OH比DBP產(chǎn)生速度更快，TBP向兩者的轉(zhuǎn)化率分別為43.1%和12.9%[68]。在銀鷗肝臟微粒體中約14%的TBP轉(zhuǎn)化為DBP[69]。Sasaki等[71]發(fā)現(xiàn)大鼠肝臟微粒體中的雙功能氧化酶(MFO)將TBP氧化為TBP-OH，進(jìn)而生成TBP-(OH)2和DBP。細(xì)胞色素P450同工酶CYP3A4和CYP1A1也參與TBP的氧化過程[68,70]。此外，一種沼澤紅假單胞菌的重組膜結(jié)合蛋白CYP201A2能夠催化TBP降解過程的初始步驟[72]。

基于1H-NMR的代謝組學(xué)分析，DBP和N-乙酰-(S-3-羥丁基)-L-半胱氨酸是區(qū)分TBP是否染毒的重要生物標(biāo)志物，TBP-OH、內(nèi)源性2-酮戊二酸、苯甲酸鹽、延胡索酸、葫蘆巴堿和順式烏頭酸也可作為生物標(biāo)志物進(jìn)行檢測，以反映生物體的負(fù)荷及主要暴露途徑[73-75]。

由此可見，TBP可在多種生物體內(nèi)蓄積，其組織分布、含量和富集規(guī)律不盡相同[32]。通過對不同生物的研究發(fā)現(xiàn)，BCF介于0.018～1.40×105之間，說明生物種類對TBP的富集程度不同(表2)。這種差異主要與以下因素有關(guān)。(1)TBP較高的親脂性使其在血液與組織中進(jìn)行分配，進(jìn)而影響生物富集能力[37]。有學(xué)者認(rèn)為TBP通過被動運輸和主動累積進(jìn)行富集，其中主動累積是決定TBP分布的主要方式[39,42]。(2)不同器官的脂肪與蛋白質(zhì)含量不同，TBP趨向富集于脂肪含量高的組織如肝臟、腦和卵[27,32]。(3)生物發(fā)育階段、體質(zhì)量和體型對TBP生物富集與放大效應(yīng)的影響并不一致[40,44-45]，可能的原因是動物體內(nèi)存在代謝途徑，改變了隨動物生長而產(chǎn)生的富集與放大效應(yīng)[45]。(4)攝食習(xí)性會影響生物富集能力。食肉性為主的魚類(如鯰魚)比以植物為主的雜食性魚類(如草魚)攝取更多TnBP，表現(xiàn)為隨營養(yǎng)級升高而增高的趨勢[27,45]，TiBP則表現(xiàn)出相反的趨勢[45]。Liu等[27]發(fā)現(xiàn)淡水食物網(wǎng)中TnBP的營養(yǎng)放大因子(TMF)僅為0.57，表明發(fā)生了營養(yǎng)稀釋。在荷蘭西斯凱爾特河口的水層食物網(wǎng)和總食物網(wǎng)(底棲和水層)中同樣發(fā)現(xiàn)TBP的營養(yǎng)稀釋效應(yīng)[76]。TBP在不同食物鏈(網(wǎng))的生物放大效應(yīng)需要進(jìn)一步探討。(5)代謝和排泄能夠影響TBP的富集程度。在稀有鮈鯽[39]、錦鯉[32]、斑馬魚[37]、虹鱒魚[77]和金魚[77]等魚體內(nèi)TnBP的代謝半衰期分別為0.6～2.0 d、1.4 h、4.8～6.2 h、58 h和100 h，說明在體內(nèi)停留時間較短，有利于排出。當(dāng)代謝速度大于富集速度時，TBP濃度降低，富集能力逐漸減弱，這也是導(dǎo)致TBP在水生食物鏈(網(wǎng))中沒有出現(xiàn)明顯生物放大效應(yīng)的原因之一[27,44]。(6)環(huán)境介質(zhì)中污染物的濃度和暴露途徑對生物富集效果也有一定的影響[78]。

表2 不同生物對磷酸三丁酯的生物富集效應(yīng)Table 2 Bioaccumulation effect of various organisms for tributyl phosphate

2 TBP的生物毒性(Biological toxicity of TBP)

OPFRs對生物體具有毒性效應(yīng)，主要表現(xiàn)為急性毒性、生殖與發(fā)育毒性、器官毒性、神經(jīng)毒性以及致畸致癌致突變等方面[79]。在毒性研究中，通常用半數(shù)致死濃度或劑量(LC50/LD50)、半數(shù)抑制濃度(IC50)、半數(shù)效應(yīng)濃度或劑量(EC50/ED50)和未觀察到損傷的作用濃度或劑量(NOEC/NOEL)等指標(biāo)來表征污染物毒性作用的強(qiáng)弱。

2.1 急性毒性

許多研究利用不同的受試對象來檢測TBP的急性毒性效應(yīng)。姜丹等[80]以青?；【鶴67發(fā)光菌為受試生物，結(jié)合微孔板高通量檢測技術(shù)，得到TBP的EC50為109 μmol·L-1。大腸桿菌暴露于TBP 90 min后菌體數(shù)量下降明顯，經(jīng)計算IC20為205.6 μmol·L-1[81]。TBP(50 μg·L-1)染毒48 h導(dǎo)致蛋白核小球藻細(xì)胞壁嚴(yán)重變形，群體數(shù)量明顯減少，抑制率約17.9%[82]。TBP(≥0.2 mg·L-1)顯著抑制三角褐指藻生長，TBP濃度越高其抑制作用越強(qiáng)[83]，所得EC50值與Song等[84]的結(jié)果不同，可能是三角褐指藻的接種密度和培養(yǎng)條件不同所致。TnBP(1 mg·L-1和6 mg·L-1)能夠干擾褶皺臂尾輪蟲群體的生長，24 h急性毒性的LC50為12.45 mg·L-1[85]。大型溞暴露于TBP 48 h死亡率隨濃度升高而增大，EC50為12 mg·L-1(或45 μmol·L-1)[86]。利用濾紙片接觸法進(jìn)行蚯蚓的急性暴露試驗，測得TBP對掘穴環(huán)爪蚓和赤子愛勝蚓的LD50(48 h)分別為3.3 μg·cm-2和20.232 μg·cm-2[46,87]。杜仲坤[8]以斑馬魚胚胎和成體為受試動物研究TBP的急性毒性作用，以卵凝結(jié)和心跳作為致死性指標(biāo)，得到胚胎和成體的LC50分別為7.815 mg·L-1和7.152 mg·L-1(96 h)。SD大鼠通過灌胃方式進(jìn)行急性暴露試驗，在高劑量組(1 000 mg·kg-1TBP)中雄性大鼠的平均體質(zhì)量較對照組出現(xiàn)明顯下降[88]。體外實驗結(jié)果表明，TBP能夠抑制大鼠肝癌細(xì)胞株H4ⅡE和大鼠腎上腺嗜鉻細(xì)胞瘤PC12細(xì)胞的生長，細(xì)胞存活率下降，IC50分別為177.6 μmol·L-1(48 h)[70]和338.09 μmol·L-1(24 h)[89]。TBP(200 μmol·L-1)染毒24 h人肺癌細(xì)胞A549和結(jié)腸腺癌細(xì)胞Caco-2的存活率分別下降14.2%和21.1%[90]。此外TBP還能抑制人肝癌細(xì)胞HepG2的增殖，IC50為299 μmol·L-1(48 h)[91]。美國政府工業(yè)衛(wèi)生專家協(xié)會(ACGIH)將TBP列為中度毒性物質(zhì)，對人體的致死量為0.5～5 g·kg-1(以體質(zhì)量計)[92]。

2.2 生殖與發(fā)育毒性

污染物發(fā)揮生殖與發(fā)育的毒性作用主要表現(xiàn)為個體發(fā)育遲緩或發(fā)育不足，生殖器官或細(xì)胞的形態(tài)和功能異常[63]。研究發(fā)現(xiàn)，TnBP(6 mg·L-1)對褶皺臂尾輪蟲的生殖系統(tǒng)表現(xiàn)出一定的毒性[85]。斑馬魚胚胎暴露于不同濃度的TBP(25、125、625和3 125 μg·L-1)5 d，胚胎發(fā)育基本不受影響，胚胎孵化率、孵化時間、畸形率、體長和心率等沒有發(fā)生明顯變化[93]。TBP(3 125 μg·L-1，14 d)可導(dǎo)致青鳉魚胚胎孵化率顯著降低，孵化時間延長，畸形率升高，心率下降[93]。Müller等[94]對小鼠2-細(xì)胞期胚胎的發(fā)育情況進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)5 μmol·L-1TBP染毒18 h對胚胎無明顯毒性，細(xì)胞增殖也未受到影響。當(dāng)濃度增大到15～40 μmol·L-1時，約50%～90%植入胚胎的發(fā)育和細(xì)胞增殖受到不同程度的影響，但TBP并未誘導(dǎo)胚胎細(xì)胞出現(xiàn)微核。2代CD大鼠通過自由飲食方式染毒TBP(200、700和3 000 mg·kg-1)，生殖器官、懷孕和泌乳均未受到明顯影響[95]。Wistar大鼠在妊娠7～17 d后進(jìn)行TBP(800 mg·kg-1·d-1)染毒，所有懷孕大鼠死亡[96]。TBP(0.14 mL·kg-1·d-1和0.42 mL·kg-1·d-1)連續(xù)灌胃14 d導(dǎo)致SD大鼠的曲細(xì)精管出現(xiàn)退行性病變，出現(xiàn)不同程度的精子生成缺乏癥狀，少數(shù)精管內(nèi)可見巨細(xì)胞及核固縮的細(xì)胞[97]。由此可見，TBP對多種動物的生殖系統(tǒng)與胚胎發(fā)育具有潛在的危害。

2.3 器官毒性

TBP通過不同途徑進(jìn)入生物體后，經(jīng)過血液運輸進(jìn)入組織器官，產(chǎn)生一定的器官毒性，如肝臟毒性、腎臟毒性和腸毒性等[87,98-99]。在人工土壤中蚯蚓暴露于環(huán)境相關(guān)或更高濃度的TnBP(0.1、1和10 mg·kg-1)14 d后，體質(zhì)量增加，致死率<5%[35]。TnBP進(jìn)入蚯蚓的消化道，嚴(yán)重影響腸道的結(jié)構(gòu)和功能，破壞小腸上皮細(xì)胞的緊密連接和滲透平衡，抑制蛋白酶體的活性，纖維素酶活性明顯升高，精氨酸含量下降，干擾腸道對營養(yǎng)的吸收[35]，消化道出現(xiàn)明顯的劑量反應(yīng)性降解，腸壁變細(xì)，腸腔擴(kuò)張，腸道微生物菌群發(fā)生改變，易發(fā)生炎癥[87]。在亞慢性毒性(325 mg·kg-1·d-1灌胃3個月)暴露試驗中，SD大鼠的體質(zhì)量增長率明顯下降，并出現(xiàn)個體死亡[88]。TBP(0.42 mL·kg-1·d-1)導(dǎo)致SD大鼠肝臟系數(shù)變大，其他器官如腦、心臟、腎臟和肺等臟器系數(shù)無明顯變化，血液指標(biāo)和生化指標(biāo)的變化與性別有關(guān)，雌性大鼠中平均紅細(xì)胞血紅蛋白量與濃度均下降，甘油三酯和淀粉酶升高，而雄性大鼠中血液指標(biāo)未發(fā)生明顯變化，膽固醇、淀粉酶、膽紅素、血尿素氮和尿素含量升高[97]。Wistar雄性大鼠飲食攝入TBP 9～10周，腦、肝臟和腎臟等臟器系數(shù)變大，肝臟出現(xiàn)損傷，低劑量組(質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的TBP)大鼠血液指標(biāo)未發(fā)生變化，高劑量組(質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1%的TBP)大鼠血液中總蛋白、膽固醇和尿素氮含量升高，凝血時間延長，谷草轉(zhuǎn)氨酶、谷丙轉(zhuǎn)氨酶和堿性磷酸酶含量下降，血清和肝臟中的膽堿酯酶活性無明顯變化，而大腦中膽堿酯酶活性升高[98,100]。采用氣管滴注方式進(jìn)行TBP染毒28 d，Wistar大鼠支氣管肺泡灌洗液中總蛋白量和總細(xì)胞數(shù)明顯增高，引起肺部損傷[101]。經(jīng)長時間(24個月)喂養(yǎng)，SD大鼠的尿路和膀胱上皮組織出現(xiàn)明顯的再生性增生，局部組織出現(xiàn)炎癥、潰瘍和壞死[99,102]，膀胱增生的發(fā)生率和嚴(yán)重程度與TBP劑量密切相關(guān)[95]。另有研究表明，CD-1小鼠長期攝入TBP(18個月)，生存率、血液和尿液等參數(shù)均未發(fā)生顯著變化，體質(zhì)量增長率下降，肝臟腫大[103]。因此對于嚙齒類動物而言，TBP對肝臟、肺和腎臟等器官造成明顯的損傷。

2.4 神經(jīng)毒性

由于TBP與有機(jī)磷農(nóng)藥的結(jié)構(gòu)類似，其神經(jīng)毒性效應(yīng)受到許多研究者的關(guān)注。膽堿酯酶和神經(jīng)病靶酯酶(NTE)的變化以及神經(jīng)功能的改變用來表征污染物的神經(jīng)毒性效應(yīng)[104]。乙酰膽堿酯酶(AChE)的活性與基因表達(dá)變化趨勢之間的差異與AChE的補(bǔ)償機(jī)制有關(guān)[105]。研究發(fā)現(xiàn)，TBP抑制AChE和丁酰膽堿酯酶(BuChE)的活性，從而表現(xiàn)出一定的神經(jīng)毒性[106]。TnBP導(dǎo)致蚯蚓腦神經(jīng)節(jié)中Ca2+-ATPase和Na+/K+-ATPase活性下降，Ca2+和Na+濃度升高，干擾滲透壓平衡，加快興奮性神經(jīng)遞質(zhì)谷氨酸的傳遞，對神經(jīng)造成損傷[65,87]。斑馬魚幼魚和青鳉魚幼魚暴露于TBP(3 125 μg·L-1)時，自由游泳速度明顯變慢，在光周期刺激實驗中移動速度降低，說明TBP能夠影響運動神經(jīng)功能[93]。斑馬魚中與神經(jīng)發(fā)育相關(guān)的多個基因表達(dá)下降，AChE活性未發(fā)生顯著變化[107]，而青鳉魚中AChE活性明顯升高[93]。亞致死劑量的TBP(1 500 mg·kg-1)導(dǎo)致母雞血漿中BuChE活性升高2倍～3倍，而NTE和AChE的活性沒有發(fā)生變化，TBP未損傷神經(jīng)功能[108]。采用一次性肌肉注射法染毒TBP(1 000 mg·kg-1)后6 d左右母雞腰髓前角神經(jīng)元數(shù)量減少，出現(xiàn)肌無力和共濟(jì)失調(diào)等進(jìn)行性神經(jīng)疾病的典型癥狀[109]。體外細(xì)胞實驗結(jié)果顯示，TnBP通過抑制大鼠PC12細(xì)胞中AChE的活性來影響神經(jīng)元的分化[89]。SD大鼠暴露于TBP后唾液分泌增加，刺激反應(yīng)時間延長，活動能力和前肢握力均下降[88]。Laham等[110]發(fā)現(xiàn)TBP(0.42 mL·kg-1·d-1，14 d)影響SD雄性大鼠的外周神經(jīng)系統(tǒng)，尾神經(jīng)傳導(dǎo)速度降低，并伴有坐骨神經(jīng)形態(tài)學(xué)改變，無髓纖維中的施萬細(xì)胞突起收縮，但未發(fā)現(xiàn)神經(jīng)細(xì)胞軸突變性。

2.5 致畸、致癌及致突變性

在已有的研究中，TBP對不同生物表現(xiàn)的致畸、致癌和致突變效應(yīng)不同。TnBP對非洲爪蟾胚胎具有潛在的致畸作用[111]。蚯蚓在慢性暴露(TnBP 10 mg·kg-1和50 mg·kg-1，28 d)試驗中沒有出現(xiàn)任何身體變形或畸形[46]。孕期Wistar大鼠通過口服進(jìn)行TBP染毒，與對照組相比死胎數(shù)量和仔鼠體質(zhì)量均無顯著差異，畸形發(fā)生率沒有明顯升高，因此Noda等[96]認(rèn)為TBP對大鼠未表現(xiàn)出明顯的致畸作用。

SD大鼠飲食攝入TBP(700 mg·kg-1和3 000 mg·kg-1)，膀胱出現(xiàn)乳頭狀或結(jié)節(jié)狀腫瘤，具有明顯的劑量依賴性，在遺傳基因毒性試驗中結(jié)果為陰性，表明腫瘤由非遺傳毒性機(jī)制誘發(fā)[75]。Arnold等[102]發(fā)現(xiàn)SD大鼠尿路上皮組織出現(xiàn)腫瘤，并且雄性比雌性更易發(fā)生。CD-1小鼠體內(nèi)出現(xiàn)了肝臟腫瘤[103]。因此，1998年ACGIH將TBP列為動物致癌物[112]。

2.6 其他毒性

除上述毒性效應(yīng)外，TBP對特定環(huán)境中的高暴露人群具有一定的健康風(fēng)險。在生產(chǎn)或使用TBP的環(huán)境中工人出現(xiàn)惡心、頭痛及呼吸道刺激等癥狀[92]，約5.56%的工人出現(xiàn)煩躁、精神不振和嗜睡等不適癥，而常規(guī)體檢結(jié)果如內(nèi)科、皮膚、五官、血常規(guī)、尿常規(guī)、肺通氣和胸部透視等與對照組相比沒有顯著差異[113]。另有研究發(fā)現(xiàn)，TBP與過敏性鼻炎和哮喘等疾病的流行呈顯著相關(guān)性[114]。

3 TBP的毒性作用機(jī)制(Toxic mechanisms of TBP)

體內(nèi)外實驗結(jié)果已證實，TBP通過誘導(dǎo)氧化應(yīng)激、干擾細(xì)胞代謝、干擾內(nèi)分泌以及誘導(dǎo)細(xì)胞死亡等機(jī)制發(fā)揮其毒性作用[84,115-116]。

3.1 誘導(dǎo)氧化應(yīng)激

污染物進(jìn)入生物體后，細(xì)胞激活應(yīng)激反應(yīng)，抗氧化酶和熱休克蛋白(Hsp)可作為環(huán)境污染與生物預(yù)防的早期預(yù)警信號[117-118]。TBP導(dǎo)致多種生物(如藻類[82-83]、輪蟲[85]、河蜆[115]、蚯蚓[87]、斑馬魚[119]和大鼠[101]等)體內(nèi)產(chǎn)生活性氧(ROS)，誘導(dǎo)氧化應(yīng)激，抗氧化酶和應(yīng)激蛋白出現(xiàn)不同程度的變化。Krivoshiev等[81]對大腸桿菌(E.coliSF1和GC4436菌株)的應(yīng)激基因譜進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)TBP(300 μmol·L-1)誘導(dǎo)多種應(yīng)激蛋白如過氧化氫酶(CAT)-過氧化物酶Ⅰ(由KatG基因編碼)、葡萄糖-6-磷酸脫氫酶(G6PDH，由zwf基因編碼)和分子伴侶ClpB等基因表達(dá)上調(diào)，這種變化與TnBP的濃度呈正比。在蛋白核小球藻和三角褐指藻中超氧化物歧化酶(SOD)和丙二醛(MDA)水平升高[82-83]。褶皺臂尾輪蟲細(xì)胞中MDA和谷胱甘肽還原酶(GR)的活性升高，線粒體的形態(tài)與功能出現(xiàn)異常[85]。河蜆暴露于TBP(20 μg·L-1和200 μg·L-1)28 d，消化腺中CAT、SOD和MDA水平下降，Hsp40、Hsp60和Hsp70的mRNA水平降低，同時多異源抗性系統(tǒng)abcc1和abcb1基因表達(dá)發(fā)生改變來阻止異源物質(zhì)進(jìn)入體內(nèi)[115]。Wistar大鼠肺組織勻漿中SOD、CAT、谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)和GR的活性明顯降低，而MDA水平升高[101]。體外細(xì)胞的實驗結(jié)果表明，在大鼠肝癌細(xì)胞株H4ⅡE中參與氧化還原反應(yīng)和生物代謝的酶如gpx1、gr、cat、谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶A2(gsta2)和細(xì)胞色素cyp1a1的基因表達(dá)上調(diào)，GPx、谷胱甘肽巰基轉(zhuǎn)移酶(GST)、乙氧基-異吩唑酮脫乙基酶(EROD)和甲氧基-異吩唑酮脫甲基酶(MROD)的活性顯著增強(qiáng)[70]。TBP還會導(dǎo)致HepG2和A549細(xì)胞產(chǎn)生過量ROS，氧化還原平衡發(fā)生紊亂[90-91]。

3.2 干擾細(xì)胞代謝

細(xì)胞內(nèi)產(chǎn)生的氧化應(yīng)激導(dǎo)致物質(zhì)代謝和能量代謝受到干擾，影響脂質(zhì)、核苷酸以及RNA的代謝過程[85]。TBP導(dǎo)致蛋白核小球藻細(xì)胞壁嚴(yán)重變形，抑制葉綠素合成和光合作用效率，類囊體片層結(jié)構(gòu)松散甚至消失。分子對接(molecular docking)技術(shù)表明TBP能夠與脂質(zhì)運載蛋白相結(jié)合，因此Chu等[82]認(rèn)為TBP對微藻的毒性與脂質(zhì)運載蛋白有關(guān)。三角褐指藻光合效率下降，與糖酵解、脂肪酸的生物合成及β氧化相關(guān)的基因表達(dá)發(fā)生變化[84]。Zhang等[85]通過代謝組學(xué)分析，發(fā)現(xiàn)褶皺臂尾輪蟲暴露于TnBP(6 mg·L-1)時有583個代謝物出現(xiàn)差異，其中398個代謝物升高，主要涉及氨基酸生物合成、核苷酸降解、氨酰-tRNA生物合成和脂質(zhì)代謝等過程。TBP干擾斑馬魚肝臟細(xì)胞的正常代謝，使能量代謝受阻，乙酸、膽堿、谷氨酸、谷氨酰胺、琥珀酸以及乙酰肉堿含量顯著降低[8]。錦鯉肝臟中乙氧基香豆素-O-脫乙基酶(ECOD)活性升高，羧酸酯酶(CESE)活性降低，而AChE、GST和磷酸三酯酶(PTE)沒有發(fā)生明顯的變化[37]。TBP改變小鼠血漿和肝臟中的內(nèi)源性代謝產(chǎn)物，影響不飽和脂肪酸的生物合成、精氨酸和脯氨酸的代謝以及腺苷三磷酸結(jié)合盒轉(zhuǎn)運蛋白(ABC轉(zhuǎn)運蛋白)等代謝通路，短時間暴露還能破壞小鼠肝臟細(xì)胞的尿素循環(huán)，抑制細(xì)胞色素CYP3A11和CYP2B10的活性[120]。大鼠尿液中的代謝物(包括苯甲酸鹽、尿素和葫蘆巴堿等)以及三羧酸循環(huán)的代謝物(包括檸檬酸、順式烏頭酸、反式烏頭酸、2-酮戊二酸、琥珀酸和延胡索酸等)同樣受到TBP的影響[73]。此外TnBP還能破壞人體血液中鞘脂的穩(wěn)態(tài)[51]。

3.3 干擾內(nèi)分泌

作為內(nèi)分泌干擾物，TBP具有多種核受體的活性，影響內(nèi)分泌激素的平衡，在多個研究報道中得到了證實[111,116]。TBP具有明顯的雌激素活性，與17-β雌二醇共同存在時表現(xiàn)出雌激素拮抗活性[121]。熒光素酶報告基因?qū)嶒灡砻?，TBP對孕烷X受體(PXR)具有激動活性，而對雄激素受體(AR)、糖皮質(zhì)激素受體(GR)以及甲狀腺受體β(TRβ)具有拮抗活性。在甲狀腺激素T3存在時TBP顯著降低大鼠垂體瘤GH3細(xì)胞的存活率，說明TBP具有T3拮抗作用[111,116]。TBP短期暴露能夠激活組成型雄甾烷受體(CAR)[111]。然而，DBP對AR、ER、GR或PXR等核受體沒有表現(xiàn)出激動或拮抗活性，可能是DBP的疏水性比TBP低所致[111,122]。目前TBP作為內(nèi)分泌干擾物的研究主要采用體外細(xì)胞實驗方法，為了系統(tǒng)全面地研究TBP對內(nèi)分泌系統(tǒng)的影響，還需要開展體內(nèi)實驗進(jìn)行驗證。

3.4 誘導(dǎo)細(xì)胞死亡

機(jī)體內(nèi)的氧化應(yīng)激會導(dǎo)致DNA損傷，細(xì)胞周期發(fā)生停滯，促進(jìn)凋亡因子的釋放，最終造成機(jī)體死亡[123]。TBP染毒誘導(dǎo)三角褐指藻細(xì)胞變形，線粒體膜電位發(fā)生變化，最終導(dǎo)致細(xì)胞凋亡，1.2 mg·L-1TBP誘導(dǎo)的凋亡率約為(56.48±1.3)%[83]。隨著TBP濃度的升高，河蜆消化腺細(xì)胞中DNA發(fā)生損傷，caspase-3/8/9的活性和細(xì)胞色素c水平隨之升高，TBP通過線粒體和非線粒體途徑誘導(dǎo)細(xì)胞凋亡[123]。在斑馬魚肝臟細(xì)胞中，與細(xì)胞周期、DNA修復(fù)及細(xì)胞凋亡相關(guān)的多個基因表達(dá)發(fā)生變化，DNA斷裂，但是雌雄魚體對TBP毒性響應(yīng)的趨勢有所不同，具有性別差異[119]。TBP染毒21 d后，雞的脊髓前角神經(jīng)元細(xì)胞發(fā)生凋亡，神經(jīng)元數(shù)量下降[109]。TBP導(dǎo)致大鼠PC12細(xì)胞形態(tài)改變，細(xì)胞核凝集，乳酸脫氫酶(LDH)和caspase-3活性升高，細(xì)胞發(fā)生壞死性死亡[89]。TBP(50、100和200 μmol·L-1)抑制HepG2細(xì)胞增殖，改變線粒體膜的通透性，DNA斷裂，細(xì)胞周期停滯在G0/G1期，通過c-Jun N末端激酶(JNK)和胞外調(diào)節(jié)蛋白激酶(ERK1/2)信號激活線粒體和p53介導(dǎo)的細(xì)胞凋亡通路[91]。在A549細(xì)胞和Caco-2細(xì)胞中也得到類似的結(jié)果，DNA損傷，LDH活性升高，最終導(dǎo)致細(xì)胞死亡[90]。

總之，TBP主要通過以上4種作用機(jī)制來發(fā)揮其毒性作用。當(dāng)暴露于污染物時，細(xì)胞會發(fā)生氧化應(yīng)激來適應(yīng)環(huán)境的變化。適度的ROS可以作為信號分子來調(diào)節(jié)各種信號通路，而過量的ROS會造成氧化損傷，改變細(xì)胞代謝進(jìn)而誘導(dǎo)細(xì)胞死亡。細(xì)胞針對氧化應(yīng)激發(fā)生的反應(yīng)和后果取決于污染物暴露的條件以及細(xì)胞類型[124]。

Verbruggen等[125]對1975—1999年期間發(fā)表的有關(guān)TBP急性或慢性暴露的研究成果進(jìn)行了總結(jié)，涉及細(xì)菌、藻類、原蟲、扁形蟲、甲殼類和魚類等多種生物，并根據(jù)已有數(shù)據(jù)推算了TBP的效應(yīng)濃度(包括NOEC、EC10、EC50和EC100等)以及在淡水和海水環(huán)境中TBP的最大允許濃度(MPC)和嚴(yán)重生態(tài)風(fēng)險濃度(SRCeco)。我們著重對2000年以來有關(guān)TBP的生物毒性及作用機(jī)制的研究成果進(jìn)行了匯總(表3)。

表3 磷酸三丁酯對不同生物的毒性效應(yīng)指標(biāo)及作用機(jī)制(2000年以來)Table 3 Toxic effect index and mechanisms of tributyl phosphate on organisms (since 2000)

續(xù)表3生物/細(xì)胞種類Organisms/Cell types毒理效應(yīng)指標(biāo)Toxic effect index毒性作用機(jī)制Toxic mechanisms參考文獻(xiàn)References河蜆C. fluminea-消化腺細(xì)胞中SOD和GR活性以及MDA含量下降,產(chǎn)生氧化應(yīng)激,細(xì)胞色素cyp4基因表達(dá)升高,谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶gsts1和gstm1基因表達(dá)下降,多個熱休克蛋白(Hsp)和多異源抗性系統(tǒng)的基因表達(dá)發(fā)生變化,DNA斷裂,caspase-3/8/9活性和細(xì)胞色素c水平升高,誘導(dǎo)凋亡Decreases of SOD, GR activities and MDA content in the digestive gland cells, oxidative stress, upregulation of cytochrome cyp4 expression, down-regulation of glutathione-S-transferase gsts1 and gstm1, mRNAs of several heat shock proteins (Hsp) and multixenobiotic resistance system change, DNA breakage, caspase-3/8/9 activity and cytochrome c increase, and cell apoptosis[115,123]斑馬魚D. rerioLC50: 7.815 mg·L-1 (96 h) (胚胎embryo), 7.152 mg·L-1(96 h) (成體adult) ED50: 17.7 mg·L-1(96 h) (胚胎embryo)幼魚的自由游泳和移動速度變慢,乙酰膽堿酯酶(ache)基因表達(dá)下降但其活性未改變,神經(jīng)發(fā)育相關(guān)的基因如神經(jīng)生長相關(guān)蛋白43(gap43)、微管蛋白α1(α1-tubulin)、音猬因子(shha)、突觸核蛋白(syn2a)和膠質(zhì)纖維酸性蛋白(gfap)基因表達(dá)下降,神經(jīng)元表達(dá)RNA結(jié)合蛋白elavl3基因表達(dá)升高,肝臟細(xì)胞能量代謝下降,sod和cat的mRNA水平下降,細(xì)胞周期檢查點激酶(chk2)表達(dá)升高,起始識別復(fù)合物亞基1(orc1)、周期蛋白A1(ccna1)和周期蛋白B(ccnb)表達(dá)下降,caspase-3/9表達(dá)下降,DNA修復(fù)相關(guān)基因表達(dá)也發(fā)生變化,造成DNA損傷The free-swimming speed and locomotor behavior of larval zebrafish de-crease, acetylcholinesterase (ache) expression decrease but its activity not change, downregulation of genes involved in neural development, such as growth associated protein-43 (gap43), α1-tubulin, sonic hedgehog (shha), synuclein2a (syn2a) and glial fibrillary acidic protein (gfap), upregulation of neuron-enriched RNA-binding protein elavl3 expression, lower hepatic en-ergy metabolism, upregulation of cell cycle checkpoint kinase (chk2) ex-pression, downregulation of sod, cat, origin recognition complex subunit 1 (orc1), cyclin A1 (ccna1), cyclin B (ccnb) and caspase-3/9 expression, the genes related to DNA repair change, and DNA damage[8,93,107,119]青鳉魚O. latipesLC50: 14.2～18 mg·L-1(48 h), 9.6～17 mg·L-1(96 h)胚胎孵化率降低,孵化時間延長,畸形率升高,影響幼魚自由游泳的行為,AChE活性升高Embryo hatching rate decrease, hatching time delay, gross abnormalities in-crease, the free-swimming behavior disruption, and AChE activity increase[93,125]錦鯉C. carpio-乙氧基香豆素-O-脫乙基酶(ECOD)活性升高,羧酸酯酶(CESE)活性降低Ethoxycoumarin-O-deethylase (ECOD) activity increase and carboxylester-ase (CESE) activity decrease[37]雞G. gallusLD50: 1 500 mg·kg-1丁酰膽堿酯酶(BuChE)活性升高,腰髓前角神經(jīng)元發(fā)生凋亡,數(shù)量下降,出現(xiàn)肌無力和共濟(jì)失調(diào)等癥狀Butyryl cholinesterase (BuChE) activity increase, apoptosis of neurons in the anterior horn of spinal cord, cell viability reduction, and neurological symptoms such as myasthenia and ataxia[108-109]

續(xù)表3生物/細(xì)胞種類Organisms/Cell types毒理效應(yīng)指標(biāo)Toxic effect index毒性作用機(jī)制Toxic mechanisms參考文獻(xiàn)References小鼠M. musculusNOEL: 28.9 mg·kg-1·d-1(雌性female), 24.1 mg·kg-1·d-1 (雄性male)(18個月 18 months)ED50: 15～34 μmol·L-1 (胚胎embryo);ED90: 41～107 μmol·L-1(胚胎embryo)影響小鼠胚胎的增殖和形態(tài)發(fā)育,慢性染毒導(dǎo)致小鼠肝臟腫大,出現(xiàn)肝臟腫瘤,改變血漿和肝臟中內(nèi)源性代謝產(chǎn)物,抑制尿素合成,影響不飽和脂肪酸的生物合成、精氨酸和脯氨酸的代謝以及腺苷三磷酸結(jié)合盒轉(zhuǎn)運蛋白(ABC轉(zhuǎn)運蛋白)等代謝通路,激活組成型雄甾烷受體(CAR),細(xì)胞色素cyp2b10的基因表達(dá)上調(diào),CYP2B10和CYP3A11的活性被抑制Cell proliferation and morphological development of embryos disruption, hepatomegaly and hepatocellular adenomas after chronic exposure, endoge-nous metabolites in plasma and liver change, urea synthesis inhibition, sev-eral metabolic pathways disruption such as unsaturated fatty acids biosyn-thesis, arginine and proline metabolism and adenosine triphosphate binding cassette transporters (ABC transporters), activation of constructive andro-stane receptor (CAR), upregulation of cytochrome cyp2b10 expression, and inhibition of CYP2B10 and CYP3A11 enzymatic activity[94,103,120]大鼠R. norvegicusNOEL: 12 mg·kg-1·d-1 (雌性female), 9 mg·kg-1·d-1(雄性male) (24個月 24 months)干擾三羧酸循環(huán),肺組織中SOD、CAT、谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)和GR活性下降,MDA水平升高,誘發(fā)氧化應(yīng)激,大腦中膽堿酯酶(ChE)活性升高,尾神經(jīng)傳導(dǎo)速度下降,肝小葉肥大,肺部和肝臟受損,膀胱上皮和腎盂上皮出現(xiàn)增生、壞死和潰瘍,出現(xiàn)膀胱乳頭狀或結(jié)節(jié)狀瘤,曲細(xì)精管出現(xiàn)退行性病變,影響精子形成 Disruption of tricarboxylic acid cycle, decreases of SOD, CAT, glutathione peroxidase (GPx) and GR activities, MDA content increase, oxidative stress, cholinesterase (ChE) activity in the brain increase, the conduction velocity of caudal nerve reduction, hepatic centrilobular hypertrophy, lung and liver injury, hyperplasia, necrosis and ulceration in urinary bladder epithelial and renal pelvic epithelial cells, papillary or nodular tumor of bladder, degenera-tive lesions of seminiferous tubules, and spermatogenesis disruption[73,75,88,95,97-102,110]大鼠肝癌細(xì)胞株H4ⅡERat hepatoma cell line H4ⅡEIC50: 177.6 μmol·L-1(48 h)細(xì)胞存活率下降,誘導(dǎo)氧化應(yīng)激,gpx1、gr、谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶α2 (gstα2)、細(xì)胞色素cyp1a1和cat等基因表達(dá)上調(diào),GPx、GST、乙氧基-異吩唑酮脫乙基酶(EROD)和甲氧基-異吩唑酮脫甲基酶(MROD)等活性增強(qiáng)Cell viability reduction, oxidative stress, upregulation of gpx1, gr, glutathi-one-S-transferase alpha 2 (gstα2), cytochrome cyp1a1 and cat expression, and increases of GPx, GST, ethoxyresorufin-O-deethylase (EROD) and methoxyresorufin-O-demethylase (MROD)[70]大鼠腎上腺嗜鉻細(xì)胞瘤PC12Rat adrenal pheochromocytoma cell line PC12IC50: 338.09 μmol·L-1(24 h)細(xì)胞存活率下降,細(xì)胞嚴(yán)重變形,細(xì)胞核凝集,AChE活性下降,乳酸脫氫酶(LDH)和caspase-3活性升高,細(xì)胞發(fā)生壞死性死亡Cell viability reduction, cell malformation, nuclear shrinkage, AChE activity decrease, lactate dehydrogenase (LDH) and caspase-3 activity increase, and necrotic death[89]

續(xù)表3生物/細(xì)胞種類Organisms/Cell types毒理效應(yīng)指標(biāo)Toxic effect index毒性作用機(jī)制Toxic mechanisms參考文獻(xiàn)References人肝癌細(xì)胞系HepG2Human hepatoma cell line HepG2IC50: 299 μmol·L-1 (48 h)細(xì)胞存活率下降,抑制細(xì)胞增殖,細(xì)胞周期停滯在G0/G1期,ROS過量產(chǎn)生,誘導(dǎo)氧化應(yīng)激,DNA損傷,線粒體膜電位降低,通過c-Jun N末端激酶(JNK)和細(xì)胞外信號調(diào)節(jié)蛋白激酶(ERK1/2)信號通路誘導(dǎo)凋亡Cell viability reduction, cell proliferation inhibition, cell cycle arrest in G0/G1 phase, ROS overproduction, oxidative stress, DNA damage, MMP de-crease, and cell apoptosis through c-Jun N-terminal kinase (JNK) and ex-tracellular signal-regulated kinases (ERK1/2) signaling pathways[90-91]人肺癌細(xì)胞系A(chǔ)549Human lung carcinoma cell line A549-細(xì)胞存活率下降,ROS水平和LDH活性均升高Cell viability reduction, ROS and LDH activity increase[90]人結(jié)腸腺癌細(xì)胞系Caco-2Human colorectal adenocarcinoma cell line Caco-2-細(xì)胞存活率下降,LDH活性升高,DNA損傷Cell viability reduction, LDH activity increase, and DNA damage[90]

4 結(jié)論與展望(Summary and prospect)

TBP的大量生產(chǎn)和使用導(dǎo)致其在環(huán)境介質(zhì)中分布廣泛，其潛在的負(fù)面生態(tài)效應(yīng)與健康風(fēng)險備受人們關(guān)注[25]。目前，關(guān)于TBP在生物體內(nèi)的富集、生物毒性效應(yīng)和分子機(jī)制的研究已有許多報道，本文對此進(jìn)行了總結(jié)。

在國內(nèi)外許多地區(qū)的植物、動物和人體中TBP檢出的濃度具有很大差異，一方面反映了TBP污染具有廣泛性和地域差異性的特點，另一方面反映出TBP對整個生態(tài)系統(tǒng)具有潛在的危害性。不同食物鏈(網(wǎng))中TBP的生物富集和放大效應(yīng)不同，這與生物種類、生理指標(biāo)和環(huán)境條件密切相關(guān)。此方面的研究尚不完善，應(yīng)加強(qiáng)對典型污染區(qū)域和各種類型食物鏈(網(wǎng))中TBP的生物富集效應(yīng)及其影響因素的研究，對于準(zhǔn)確評價TBP的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險、TBP的環(huán)境容量及制定環(huán)境標(biāo)志提供科學(xué)依據(jù)。TBP在生物體中能夠進(jìn)行代謝，DBP和TBP-OH被認(rèn)為是用于TBP監(jiān)測的重要生物標(biāo)志物。對各類組織樣本特別是人體樣本檢測時不能僅僅測定DBP，應(yīng)將TBP-OH或其他典型代謝物共同納入監(jiān)測，同時不應(yīng)忽視這些代謝物的生物活性及潛在的毒性效應(yīng)。

植物作為生物圈的生產(chǎn)者，對維系生物圈的穩(wěn)定起著極其重要的作用。目前，TBP的毒性研究主要集中在動物和人體，而對植物的毒性及對食物鏈影響的研究十分缺乏。大多數(shù)研究使用的TBP劑量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于實際環(huán)境暴露量，這樣獲得的毒性數(shù)據(jù)用來進(jìn)行風(fēng)險評價存在一定的局限性，亟需開展環(huán)境濃度的暴露以及長期低劑量暴露的相關(guān)研究，使實驗數(shù)據(jù)更加符合實際情況。此外，自然界中各種污染物非單獨存在，TBP與其他共存污染物可能產(chǎn)生的聯(lián)合毒性需要多加關(guān)注。

在生物毒性實驗中，抗氧化酶體系和Hsp等應(yīng)激蛋白是反映TBP生物毒性的早期預(yù)警指標(biāo)，這些指標(biāo)易受個體差異的影響，應(yīng)挖掘更多靈敏、準(zhǔn)確、易監(jiān)測的預(yù)警參數(shù)。已有學(xué)者利用轉(zhuǎn)錄組學(xué)[8]和代謝組學(xué)[85]技術(shù)進(jìn)行聚類分析和顯著性富集分析，對生物體中差異表達(dá)的信息進(jìn)行預(yù)測與驗證。目前互作網(wǎng)絡(luò)分析的關(guān)注點主要集中在蛋白質(zhì)-蛋白質(zhì)、蛋白質(zhì)-基因以及代謝途徑之間的關(guān)系上，而對于TBP與生物分子之間的相互作用[82]以及其他生物分子如非編碼RNA對其生物毒性作用的調(diào)節(jié)機(jī)制[126]等方面的認(rèn)識非常有限，迫切需要深入研究，為今后全面了解TBP的毒性和生態(tài)風(fēng)險評估提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支持。