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user: 3. 卤代阻燃剂的毒性研究 3.1. TBBPA TBBPA是生产量最大的BFRs，化学式为C 15 H 12 Br 4 O 2 ，结构式为： 主要作为反应型阻 燃剂用于印刷线路板，也被广泛用作反应型阻燃剂以制造含溴环氧树脂和含溴聚碳酸酯以及作为中间体合成其他复杂的阻燃剂，也作为添加型阻燃剂用于ABS、HIPS、不饱和聚酯、硬质聚氨酯泡沫塑料、胶黏剂以及涂料等。它的使用量占BFRs的一半以上，由于TBBPA的阻燃性能好，其使用量仍在持续增长 [ 12 ] 。近年来的相关研究认为，TBBPA具有潜在的持久性、生物累积性和毒性，是一种类似于POPs的环境内分泌干扰物，对环境产生严重影响。国际上关于TBBPA毒理效应的研究已取得一定的进展，证明TBBPA可以对内分泌产生干扰，具有肝肾毒性、生殖毒性、神经毒性和免疫毒性 [ 13 ] [ 14 ] [ 15 ] 。 3.1.1. TBBPA的内分泌干扰效应 TBBPA的内分泌干扰效应主要体现在对甲状腺系统平衡的干扰 [ 16 ] [ 17 ] 。研究表明，TBBPA暴露可以引起动物体内甲状腺激素水平的变化。Wistar等 [ 18 ] 大鼠口服暴露于16 mg∙kg −1 的TBBPA28d后，雄性大鼠血清T4水平升高，T3水平降低；雌性T4水平升高，T3水平变化不明显；幼鼠在TBBPA以5 mg∙kg −1 的剂量口服暴露16d后，血清促甲状腺激素水平上升，但甲状腺激素水平没有明显变化 [ 19 ] 。 一些学者研究了TBBPA影响甲状腺激素的作用机制，Kitamura等 [ 17 ] 用GH3细胞体系研究了TBBPA与甲状腺激素受体(TR)之间的相互作用，结果显示，TBBPA (5.4~540 ugL −1 )可以抑制T3与TR的结合。Goto等 [ 20 ] 在非洲爪蟾(Xenopus laevis)体内也有类似的发现，TBBPA不仅抑制T3与TR的结合，还抑制TR介的甲调基因的表达。Meerts等 [ 17 ] 发现TBBPA与甲状腺激素运载蛋白(TTR)的体外结合能力很强，是甲状腺素T4的10.6倍。 3.1.2. TBBPA的肝肾毒性 有相关研究发现，TBBPA对动物有一定的肝脏和肾脏毒性 [ 21 ] 。孕期的小鼠摄入含1%TBBPA的食物可以导致母体和幼体肝肾的损伤 [ 22 ] 。 Nakagawa等 [ 23 ] 研究发现，TBBPA可以通过破坏线粒体毒害肝实质细胞，导致肝脏细胞的膜功能紊乱，并抑制混合功能氧化酶细胞色素的活性。陈玛丽等 [ 24 ] 发现，TBBPA暴露(0.01和0.1mgL-1)能够引起红鲫肝脏脂肪化、空泡化和线粒体囊泡化，剂量增大则能够导致肝脏细胞核损伤和细胞间隙增大。关于TBBPA肾脏毒性的研究较少，Fukada等 [ 25 ] 认为，TBBPA可导致幼鼠肾的多囊损伤。 3.1.3. TBBPA的生殖毒性 TBBPA的生殖毒性主要体现在对性腺器官发育的影响上。Wistar大鼠暴露于TBBPA 28d后，雄性大鼠性腺质量增加，雌性则性发育延迟 [ 26 ] 。陈玛丽等 [ 22 ] 研究了TBBPA (0.01，0.05和0.1 mg∙L −1 )对斑马鱼性腺组织结构的影响，结果显示TBBPA暴露导致雌性卵巢中卵泡发育受到抑制，滞留在发育早期。雄性精巢中生精细管管壁变薄。TBBPA还可以导致斑马鱼早熟卵母细胞增多，产卵率、孵化率和仔鱼成活率下降，成活下来的幼鱼中雌性个体占多数，表现出明显的生殖毒性 [ 27 ] 。 3.1.4. TBBPA的神经毒性 TBBPA暴露可以导致动物自发行为的改变，如记忆力学习能力减退。Lihenthal等 [ 28 ] 的研究表明，TBBPA暴露可对子代Wistar大鼠的听觉反应和应激等神经行为产生影响。TBBPA可以在小鼠的脑部区域累积，抑制小鼠突触小泡对多巴胺、Y一氨基丁酸和谷氨酸的摄取，并导致小鼠自发行为的改变，原因可能在于TBBPA可以降低膜的通透力，从而减少对这些神经递质的摄取 [ 29 ] [ 30 ] 。 3.1.5. TBBPA的免疫毒性 近期的研究发现，TBBPA可以通过降低细胞表面蛋白表达的方式减弱人体内自然杀伤(Natural Killer， NK)细胞的结合能力，NK细胞可以裂解肿瘤细胞和受病毒感染的细胞，NK细胞结合能力的减退使个体易发生癌症和受到病毒感染 [ 31 ] 。Reistad等 [ 30 ] 将人体嗜中性粒细胞暴露于TBBPA，发现TBBPA能够通过胞外信号调节酶ERK1/2的途径诱导NADPH氧化酶的活性，导致人体嗜中性粒细胞呼吸爆发，最终形成过量的ROS。 3.2. HBCD HBCD是一种高溴含量的脂环族添加型阻燃剂，分子式为C 12 H 18 Br 6 ，结构式为： 它具有阻燃 效率高、用途较广、有时不需采用锑协效剂等优点，其低填充性对聚合物性能影响极小，保证了聚合物的优良性能。被广泛应用于各类聚苯烯类树脂、纺织物及电子电器产品中 [ 32 ] 。HBCD具有较高的辛醇－水分配系数(LogKow = 5.4 − 5.8)，易于在脂肪中蓄积，是一种高生物累积性物质，已被认为是一种潜在的持久性有机污染物 [ 33 ] 。在PBB/PBDE被限制后，作为替代物被大量应用。尽管HBCDD具有优良的阻燃效果，但其对人类和环境会构成潜在的长期的危害。国际环保组织已将其列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》(POPs)名单；目前世界各国特别是发达国家都在自觉控制HBCD的产量和排量。 3.2.1. HBCD的肝脏毒性 目前的研究普遍认为肝脏是HBCD作用的主要靶器官，大鼠肝脏经HBCD诱导后出现体积增大、肝小叶增生和脂质淤积。Chengelis [ 34 ] 根据对大鼠90d的灌胃研究显示：以肝脏重量增加为指标，HBCD的最小有害作用剂量(LOAEL)为100 mg/kgbwd。Silke等 [ 35 ] 研究了HBCD对大鼠肝细胞色素P450水平的影响。雌性或雄性Wistar大鼠经灌胃(管饲法)给予HBCD28d后，发现HBCD可诱导CYP2B1基因高度转录，CYP2B1/2B2蛋白含量的增多，此作用和苯巴比妥的诱导相似。 Rocio等 [ 36 ] 以为期28d的HBCD重复剂量实验来检测大鼠肝脏基因表达的变化。结果显示雌性大鼠有较多的调节基因表达比雄性大鼠对HBCD更加敏感。同时还发现几个受HBCD暴露的具体途径，如PPAR-介导的脂质代谢，甘油三酯代谢调控和胆固醇生物合成途径等。 3.2.2. HBCD的神经毒性 刘芳等 [ 37 ] 研究环境暴露水平的HBCD对发育期大鼠的胆碱能神经系统的神经毒性作用，发现HBCD染毒可对脑发育期大鼠的胆碱能系统产生损伤作用，进而对神经发育产生影响。van de Ven等 [ 38 ] 通过饮食暴露的方式考察HBCD对大鼠的毒性，脑干听觉诱发电位实验中，脑干听觉诱发电位的变化提示对HBCD染毒对耳蜗功能产生了显著影响。Dingemans等 [ 39 ] 发现HBCD能抑制由于去极化引起的细胞内钙离子增高并且抑制PC12细胞释放神经递质。 3.2.3. HBCD的内分泌干扰效应 冀秀玲等 [ 40 ] 发现新生3d大鼠暴露于0.2和1 mg/kg剂量的HBCD 21d后，暴露组大鼠血清中总三碘甲状腺原氨酸TT3、游离三碘甲状腺原氨酸FT3的含量显著升高；总甲状腺激素TT4、游离甲状腺激素FT4含量下降约20%，促甲状腺激素水平上升30%~230%，说明HBCD可能通过对甲状腺激素T3的协同或替代作用产生直接和间接的甲状腺干扰效应。 Lilienthal等 [ 41 ] 用玉米油和HBCD混合溶液作为Wistar大鼠的饲料，剂量为0~100 mg/kg·d。在亲代雄性大鼠交配前的10周开始饲喂，雌性大鼠交配前2周开始饲喂，持续到妊娠期和哺乳期。并且饲喂子一代大鼠(从出生到死亡后尸检)。子一代评价显示肝脏中HBCD浓度的升高具有剂量依赖性，雌性大鼠胫骨骨小梁矿物密度的降低也呈剂量依赖性，雄性大鼠羊绵红细胞免疫后抗体反应增加。此外还发现睾丸重量降低和中性粒细胞增加，雌性大鼠非极性维甲酸及血浆碱性磷酸酶浓度降低。卵巢中CYP19的浓度与肝脏中HBCD的浓度具有相关性，可见HBCD对动物内分泌系统有较大的影响。 3.2.4. HBCD的免疫毒性 Hinkson等 [ 42 ] 发现HBCD对人自然杀伤细胞N的溶解作用和NK细胞中ATP的水平起抑制作用。Koike等 [ 43 ] 研究HBCD在体外是否影响免疫细胞的表型和功能，发现HBCD可以增强小鼠骨髓来源的树突状细胞MHCⅡ类、CD80、CD86和CD11c的表达，可诱发或增加抗原递呈相关分子的表达和IL-4的产生。 3.2.5. HBCD的生殖与发育毒性 Ema等 [ 44 ] 研究了HBCD暴露对SD大鼠两代繁殖的影响，染毒剂量在0~15，000 ppm之间，从第一代大鼠交配前10周开始每日经口灌胃染毒，连续繁殖两代，其中F0代和F1代连续染毒。结果发现染毒剂量1500 ppm及以上的F0及F1代大鼠代雌鼠卵巢中原始卵泡数量下降，而F2幼崽的生存指数下降。研究结果表明六溴环十二烷具有潜在的生殖毒性，但估计人体摄入的六溴环十二烷的量远低于目前的研究。 Saegus等 [ 45 ] 从SD大鼠妊娠第10天至产后20天给予含100~10，000 ppm HBCD染毒剂量的大豆饮食，结果发现口服10，000 ppm HBCD大豆的大鼠后代甲状腺滤泡细胞肥大、甲状腺功能明显减退，促甲状腺素TSH浓度升高，血清三碘甲状腺原氨酸T3浓度降低；口服1000 ppm HBCD大豆的大鼠后代甲状腺增大，血清T3浓度降低；另外在大脑发育方面，HBCD还可以影响其后代CNPase阳性的少突胶质细胞的密度。 3.3. DP DP是一种高氯代脂环族含卤阻燃剂，分子式为C 18 H 12 Cl 12 ，结构式为： 含氯质量 分数可达65%。工业用DP是由2 mol六氯环戊二烯和1mol，5-二氯环辛烯经狄尔斯–阿德尔反应合成，产率在70%左右，反应时间要12 h。DP是Hooker公司作为Mirex的替代品于20世纪60年代生产的，主要用作阻燃剂 [ 46 ] 。其阻燃方式与多溴联苯醚(PBDEs)相似，同属于添加型阻燃剂。DP具有典型持久性有机污染物的特性：高亲脂性、不宜光解和生物分解，且可以在鱼体中富集。对鱼类有明显的生态毒理效应；对兔子的真皮暴露实验也显示出其潜在的生殖毒性 [ 47 ] ，被认为是一类新型有机污染物。DP在国外已广泛应用于塑料、纤维等高分子材料的阻燃，它有良好的着色性、热稳定性、优异的电气性能及低生烟量等一系列的优点。但在国内还未见有关该阻燃剂的研究和生产的报道。 尽管DP已经被使用了几十年，然而直到近年才得到广泛关注。DP首先被发现于大湖地区的大气、沉积物和鱼体中 [ 48 ] [ 49 ] [ 50 ] [ 51 ] ，此后，亚洲和欧洲的一些环境介质中也发现了这类污染物 [ 52 ] [ 53 ] 。目前，已开展了环境样品中该类污染物的研究 [ 53 ] [ 54 ] ，但人体样品中DP研究还未见报道。同时，DP作为一种新兴污染物，在环境中分布广泛，且易生物累积，不仅会威胁生态系统的安全，也可能对人类健康产生潜在影响。目前关于得克隆的研究主要集中在空气、水体、土壤、生物体内含量的分析，毒理学数据仍缺乏。