生态毒理动力学

生态毒理动力学（共3篇）

生态毒理动力学 篇1

土壤是人类赖以生存的基础, 土壤质量状况与人类的健康和发展息息相关。蚯蚓是一类广布性的土壤动物, 其具有惊人的适应能力。但随着农业生产的发展, 特别是大量农用化学品的使用和土壤环境的污染, 土壤环境条件日益恶化, 蚯蚓的种类和数量正在减少, 这一问题引起了蚯蚓生态学家和环境学家的极大关注。因此, 对土壤质量的评价和污染物质毒性的测定是必要的。蚯蚓生态毒理试验正是在这样的需要下发展起来的。

一、蚯蚓的生态毒理学研究试验方法

蚯蚓生态毒理学是指利用蚯蚓作为载体对可能造成土壤环境污染的化学物质进行测试, 并根据这些化学物质对蚯蚓的毒害程度来评价其可能对生态系统及其组分的危害程度。关于蚯蚓的生态毒理学研究试验方法可分为实验室急性毒性试验、真实生态系统中的田间毒性试验、污染环境的生物检测和生理、细胞及分子等微观水平毒性指标检测等几个方面。评价对象涉及到重金属、有机农药和一些持久性有机物 (如PAHs) 等几大类化学污染物。

㈠急性毒性试验法

急性毒性试验法不是严格意义上的生态毒理学试验, 但能简单、快速地对化学品的生态毒性做出初步的判断, 鉴定出被测物质对蚯蚓有无明显的毒害作用。目前广为采用的有以下4种方法。

第一, 滤纸接触法。这种方法是通过1个成体Eisenia foetida/Eisenia andrei在填充标准化的滤纸条的玻璃瓶中与不同浓度的化学药品接触48h后来测定其死亡率, 通过标准化的统计方法 (Litchfield and Wilcoxon, 1949) 得到LC50值。

第二, 人工土壤试验法。通过将成熟的赤子爱胜蚓置于含有不同浓度供试化学品的人工土壤中培养14d, 观察其行为和存活状况, 用统计学方法计算出半致死剂量 (LD50) 。通常, 人工土壤质量分数分别由10%的苔藓泥炭细土 (pH值为6) 、20%的高岭粘土 (高岭土) 、69%的工业石英砂 (含50%以上粒径为0.05mm～0.12mm的细小颗粒) 和1%的CaCO3 (化学纯) 组成。

第三, 人造土壤试验法。这是用一种无定形水和改性的二氧化硅粉 (商品名:Levilite) , 并在其中加入直径大约为1.5cm～2cm的玻璃球以代替人工土壤的实验方法。

第四, 自然土壤试验法。即采用天然土壤为蚯蚓生活基质, 其他与人工土壤相同的实验方法。

㈡田间试验法

蚯蚓的田间生态毒性试验法是指在实际的生态系统中直接测试某化学物质对蚯蚓种群的生态毒性试验。评价指标包括蚯蚓种类、数量和生物量等。调查采样方法包括福尔马林法、电激法、手采法等, 或几种方法混合使用。

㈢生物检测法

这种方法是指在可能已经受到污染的土壤中进行蚯蚓采样研究, 并与没被污染的同类型土壤中蚯蚓种群和蚯蚓个体特征进行比较, 同时进行实验室分析化学品的残留情况, 从而对某种或某类化学品的生态毒性做出评估。

㈣生物标记法

生物标记法是指通过现代生物学实验手段, 考察化学品或环境中化学残留物对蚯蚓的生殖、呼吸、代谢、免疫等生理指标和细胞微观结构、酶活性、染色体、基因等细胞和分子指标的影响, 从而评价这些化学品的环境安全性。

上述方法各具不同的特点, 各种方法常综合运用。见下表:

二、蚯蚓在生态毒理学研究中的应用

㈠利用蚯蚓处理生活垃圾和农业有机废弃物

蚯蚓垃圾处理是一项重建物质循环的过程, 在这一过程中蚯蚓以其特有的生态学功能与环境中的微生物协同作用, 加速了垃圾中有机质的分解转化。一方面解决环境污染问题, 另一方面使资源得以再生。

早在20世纪80年代中期, 清华大学环境工程研究所便开始开展养殖蚯蚓处理城市生活垃圾的可行性研究, 2000年北京海淀区环卫所在清华大学工作的基础上, 在三星庄垃圾处理场建立了一座蚯蚓处理生活垃圾中试装置, 并投入生产运行。2000年澳大利亚悉尼奥运会期间, 利用4000条蚯蚓处理奥运村生活垃圾, 可以做到垃圾不出村就地消纳。薛进军等引进日本大平2号蚯蚓处理石灰法造纸废水沉降污泥获得了较大的成功, 每天每克蚯蚓可以处理沉降污泥0.97g左右, 明显优于当地蚯蚓。该技术在日本已进入工程化试验阶段。

㈡利用蚯蚓过滤处理生活污水

生活污水的蚯蚓过滤处理是近年来在法国和智利发展起来的一项针对生活污水的处理技术。这项技术是根据蚯蚓具有提高土壤通气透水性能和促进有机质分解转化等生态学功能而设计的。Li等采用木屑和混有蚯蚓养殖物料的蚯蚓生物滤池处理养猪场废水, 取得了一定的效果, 同时可获得较为优质的堆肥产品。Tayor等采用有机固体废物作为蚯蚓过滤器滤床处理生活污水, 考察了滤床高度对COD、BOD5、氨氮、总凯氏氮、硝态氮和磷的去除影响及规律。重庆建筑大学罗固源等将蚯蚓引入污水土地处理系统构建新型生态污水处理技术, 对蚯蚓污水土地处理系统将在农村生态环境保护中应用提供了有利的理论依据。吴敏等利用蚯蚓和微生物共同组成的人工生态系统对污水处理厂剩余污泥进行了为期半年的脱水和稳定处理, 结果表明蚯蚓生态系统集浓缩、调理、脱水、稳定、处置和综合利用等多种功能于一身。

㈢利用蚯蚓修复土壤生境

蚯蚓对土壤系统有重要的环境生态作用。很多研究表明, 蚯蚓在重金属污染的土壤上能增强土壤的养分循环, 改良土壤条件, 提高具有修复作用的植物的产量;同时, 蚯蚓还可以提高污染土壤中重金属的生物有效性, 提高植物对重金属的吸收率。成杰民等 (2005) 研究了环毛蚓和菌根菌种在植物修复镉污染土壤中的作用, 结果表明同时接种蚯蚓和菌根的各处理对比仅接种菌根的处理, 菌根对植物根系的平均侵染率增加了9%;他们认为蚯蚓可以通过取食、排泄等生命活动影响菌根的侵染, 从而促进菌根根系对镉向植物地上部分的转移作用。孙新利等将剩余活性污泥经破碎、调p H值、不加碳素 (掺加生活垃圾) 和发酵与处理后, 养殖蚯蚓。研究发现, 发酵污泥经蚯蚓处理过后, 其中的Zn, Cu, Pb, Cr等重金属含量明显降低。

三、结语

蚯蚓是与人类相伴的重要生物, 其在生态毒理学中的应用为揭示化学品影响土壤为基质的生态系统指示方面具有重要科学意义。利用蚯蚓建立连续评估与测试体系和对蚯蚓有毒害作用的化学物质毒性标准, 建立新型化学品的环境安全预警的生物指标体系, 以及探寻对不同类别污染物的不同水平和不同类别的灵敏而有效的生物标记物方面的研究将是今后蚯蚓研究工作的重点。

摘要：蚯蚓是土壤污染状况的重要指示生物之一。近年来, 蚯蚓生态毒理试验广泛应用于污染土壤的质量评价, 其试验方法及评价指标日趋完善。概述了蚯蚓生态毒理诊断的一些试验方法, 包括急性毒性试验法、田间生态毒性试验法、污染环境的生物检测法和微观生物指标检测法。并在此基础上, 从蚯蚓处理生活垃圾与农业有机废弃物以及污水的蚯蚓过滤处理、蚯蚓对土壤生境的修复应用方面, 综述了蚯蚓的生态毒理学应用现状及进展。

关键词：蚯蚓,毒性试验,污染物

生态毒理动力学 篇2

微囊藻毒素是由蓝藻的部分属产生的具有肝毒性的.环肽化合物,是富营养化淡水水体中最常见的藻类毒素.作者根据微囊藻毒素对水生生物的生态毒理学相关领域的最新研究进展,对微囊藻毒素的产生及理化性质、毒性机理、生物积累与迁移、对水生态系统各级食物链包括水细菌、真菌、浮游植物、大型水生植物、浮游动物、底栖动物、鱼类的毒性效应等作了较全面的评述,并提出该领域未来研究的主要方向.

作 者：胡智泉 李敦海 刘永定 何光源 作者单位：胡智泉(华中科技大学生命科学与技术学院,武汉,430074;中国科学院水生生物研究所水环境工程中心,武汉,430072)

李敦海,刘永定(中国科学院水生生物研究所水环境工程中心,武汉,430072)

何光源(华中科技大学生命科学与技术学院,武汉,430074)

生态毒理动力学 篇3

1 PBDEs的理化学性质

PBDEs是一类以溴为基础的有机化合物, 化学通式为C12H(0- 9)Br(1- 10)O, 按所含的溴原子数分为10个同系组, 有209 种同系物。常见的如四溴联苯醚(tetra-BDEs)、五溴联苯醚(penta-BDEs)、六溴联苯醚(hexa-BDEs)、八溴联苯醚(octa-BDEs)和十溴联苯醚(deca-BDEs)等, 分别含有4、5、6、8、10 个溴原子。PBDEs在室温下具有蒸气压低和亲脂性强的特点, 可以散逸到空气中, 随大气长距离迁移;可以随着食物链生物富集和放大。在水体中溶解度与正辛醇/ 水分配系数(log KOW) 有关。PBDEs的log KOW随着溴原子数增加而增加,在水中的溶解度则随着溴原子的增加逐渐减小。与多氯联苯( PCBs) 相似, PBDEs化学性质稳定,在自然界很难发生化学降解和光降解,也难以被微生物降解。此外, 在一定条件下如燃烧, 可形成PBDDs 和PBDFs。BDE-209(十溴联苯醚)溶解在有机溶剂中, 光照(紫外光或太阳光)可形成低溴代BDEs 和BDDs/DFs[12]。虽然多溴联苯醚有209种同系物, 但实验证明, PBDEs不同同系物的毒性差别很大。商业产品中工业五溴联苯醚毒性最大, 在很低的剂量下就可以引起毒性, 而十溴联苯醚则需很大剂量才能表现出毒性。

2 环境暴露

2.1 人为来源

多溴联苯醚不与产品发生化学键合作用, 容易进入环境介质中, 在室温条件下(20 ℃) PBDEs的蒸汽压很低,四溴二苯醚仅为(2.7×10 - 4～3.3×10 - 4) Pa,而五、八溴二苯醚的蒸汽压更低,如电脑和电视机在使用过程中会因温度上升而使PBDEs释放到周围大气中[1]。这可能是其在环境中存在的主要方式之一。进入大气中的PBDEs将通过大气干湿沉降作用向水体和土壤转移。因此主要的PBDEs释放源是生产和使用PBDEs作阻燃剂的工厂, 如一些阻燃聚合产品制造厂, 塑料制品厂等。此外,焚化含有PBDEs的废弃物,也是PBDEs进入环境的主要途径[13],但目前尚未有更多这方面的资料。 值得关注的是,含有PBDEs的高聚物在燃烧时会产生毒性更强的PBDD和PBDF, 具有较强的致畸、致癌作用,从而对人和其他生物产生更大的毒害作用。

2.2 暴露水平与途径

近年来随着检测技术的进步, 人体和动物PBDEs暴露水平及暴露途径也是最受关注的热点问题。人类和动物暴露于PBDEs的主要途径,是通过食物链的传递作用[13,14]。PBDEs属于非离子型化合物,持久性强,水溶性低,与颗粒物具有很强的亲和性,易在沉积物和生物体内积累[15,16]。1979 年在美国的土壤和污泥中首次发现了PBDEs的存在[17]。 Booij等[18]用半透膜被动采样的方法研究了北海荷兰近海和斯凯尔特河河口水相浓度,浓度范围为(0. 1～9. 0) pg·L- 1, 最高浓度出现在斯凯尔特河河口;研究还发现,水中PBDEs主要集中在悬浮颗粒物中,悬浮颗粒物成为了PBDEs的主要载体。我国青岛近海[19] 、天津大沽排污河口[20]、长江下游及长江口沉积物中的PBDEs污染均为低到中等水平[21,22],但珠三角地区的沉积物中PBDEs污染水平较高,为全球报道的高值[23,24,25],特别是一些电子废弃物污染的地区[26]。Wurl[27]测定了香港海水中PBDEs浓度为(31.1～118.7) pg·L-1。我国研究者也对水生生物体累积PBDEs进行了一定的研究。从浮游生物到鱼体均检出了PBDEs,为中等到较高水平[28,29,30,31,32,33], PBDEs组成与国外的研究结果基本类似。这些生物体特别是鱼体中的PBDEs,已经成为了我国部分地区人体PBDEs暴露的主要途径,约占人体摄入PBDEs的70%[34] 。据Alaee[35]报道,已在日本、北美等国家的水环境沉积相中检测到PBDEs的存在,并且其浓度变化范围在低于检测限到1.6 ×104 ng·g - 1之间,尽管其在水中含量极低,一旦被生物吸收,就有可能在生物体内积累并通过食物链放大几十万倍。 因此,溶解于水中的PBDEs一旦被藻类和鱼类吸收,PBDEs就进入鱼体内,人或其它动物吃了这种鱼,由于其具有难降解性,PBDEs就长久地聚集到人和这些动物体内,使处在食物链中的顶级消费者如人类、鲸等成了最终受害最深的生物。1981 年Andersson 和Blomkvist[36]在瑞典鱼体内检测到了PBDEs的存在,其中以4—BDEs 为最多; Hale 等[37] 报道了在大湖地区采集的硬头鳟,北美鱼样以及维吉尼亚的淡水鱼中PBDEs的含量都与PCBs 含量相当或比PCBs 还要高。Gustafsson 等人[38] 采用波罗的海贻贝在水中测定PBDEs的生物富集因子,得出BDE—47、99、153 的生物富集因子分别为1.3×106 、1.4 ×106 和2.2 ×105 。Sellström 等[39]报道了瑞典维斯坎(Viskan)河中梭子鱼中BDE—47、BDE—99和BDE—100的沉积物累积因子为4. 6～36。尽管BDE—99、153 的半衰期比PCBs的同系物要短,但BDE—47、99 的生物富集因子远比PCBs的高。通常,水体PBDEs污染水平直接决定着水生生物体内累积[40]。中国汕头贵屿受电子废弃物污染的水环境中,鱼体内的PBDEs含量较其它地区高出(10～1 000)倍[41] 。此外,Wu等[26]对中国南部电子废物拆卸地水生生物累积PBDEs的研究时还发现, PBDEs水生生物—水累积系数与其lg Kow密切相关,总体上呈抛物线形状,在lg Kow >7后累积系数下降。目前关于PBDEs在陆地生动物体的含量水平要低于水生动物, 陆生动物体内主要同系物为BDE—153, 99, 高溴代BDE 含量较高。在北极地区, 处于低营养级的动物体内PBDEs浓度较低, 至顶级消费者浓度达最大值; 草食动物体内的同系物组成同五溴联苯醚产品相似, 而肉食动物体内以BDE—153 为主要同系物[42]。而且不同地理区域陆生动物体内的同系物组成差别较大, 原因主要有污染源、暴露途径和食物不同等几个方面。一些研究[14,43,44,45]指出,在受到PBDEs污染的居室环境中,呼吸作用和皮肤接触也是暴露途径之一。Stapleton 等[46]测定了美国泡沫回收厂工人、地毯垫组装厂工人及对照组人群血清中PBDEs的浓度,发现泡沫塑料回收厂工人、地毯组装厂工人的平均浓度(160、178 ng·g - 1) 比对照组高10 倍(19 ng·g - 1) 。Sjödin 等[45] 测定了生产电子产品工厂工人体内PBDEs的含量,结果发现:与对照组相比,这些工人血液中PBDEs的含量偏高,血液中PBDEs的总浓度在被测试的工人、办公室职员和清洁工体内的平均值分别为37.0、7.3和5.4 pmol·g - 1 。 这说明,电子产品工厂工人的职业暴露可能是导致其体内PBDEs含量偏高的主要因素之一,但目前还没有研究能够证明二者之间的显著相关关系。Thuresson等[47]在橡胶工人的血清中测得的BDE—209浓度是一般人群的10倍,最高测得的浓度为290 pmol/g ( lip id),相当于300 ng·g - 1 ( lip id) 。另外,在电脑工程师的血清分析结果中, BDE—53、BDE—183、BDE—209都大约是一般人群的5倍[48]。Yuan 等[49] 测定了一电子垃圾回收活动村庄村民的PBDEs,其浓度最高达8 500 ng·g - 1( lip id),平均为382 ng·g - 1( lip id),而离电子垃圾拆卸地50 km 的对照人群平均含量为158 ng·g - 1。PBDEs在婴儿体内的存在,很可能是由于母乳中含有PBDEs导致的。Mazdai[44] 等在母亲和婴儿的血液中检测到了6种PBDEs的同系物,母亲血液中总PBDEs含量为(15～580) ng·g - 1,而在婴儿血液中为(14～460) ng·g - 1,可以看出婴儿体内PBDEs的含量与母亲体内的含量相差不大,可以推测母体中存在的PBDEs可能是通过乳汁传递给婴儿,从而导致PBDEs在婴儿体内的存在。Wang等[50]最近对人体血液中PBDEs的浓度数据进行了总结。中国南方城市母亲及新生儿血清中PBDEs总浓度为(1.5—17) ng·g-1(lip id),处于较低浓度水平[51]。美国最近一份人体环境化学物质暴露研究报告报道了2003—2004年采自美国的2000多份人体血液样品中PBDEs的浓度数据[52]。该报告显示BDE—47、99、100、153是主要被检出的同系物,BDE—47中值浓度(21 ng·g-1 lipid) 比欧洲的高(7—35) 倍,儿童血液样品中PBDEs含量最高,年龄超过60岁的老人其次,中青年浓度最低,该结果表明儿童和老人处于更多的PBDEs暴露危险之中。相关职业暴露人群血清中PBDEs浓度则更高。另外,长期使用电脑也可能是导致PBDEs在人体中存在的因素,现在有研究正在试图证明二者之间的关系。 总之,关于PBDEs的环境暴露问题的研究尚处于开始阶段,有待进一步全面开展。

3 生物降解及代谢

光降解及微生物降解是有机污染物在环境中的重要归趋之一,环境中普遍存在着化学污染物吸收阳光而产生的直接光解作用以及光敏化剂存在下的间接光解及微生物转化作用。因此,关于PBDEs的光降解研究及微生物转化也是近几年研究的热点。Rayne 等[53] 考察了乙腈中BDE—153 在302 nm 紫外光照下的降解,发现先脱溴生成BDE—99、101和118三种五溴联苯醚,再脱溴生成BDE—47、49、66和77四种四溴联苯醚,此外还有少量一至五溴取代的PBDFs和四溴-2-羟基联苯生成。这表明在该体系中,BDE—153 的光解反应机理除了还原脱溴外,还存在着环化作用和重排作用。另有研究表明四氢呋喃中BDE—47 和BDE—153在氙灯光照下发生光解,顺序脱溴生成低溴代联苯醚[54,55]。但是Milano 等[56]关于乙腈中BDE—3在中压汞灯下光解的研究则表明,除了脱溴生成的主要产物联苯醚之外,也能通过醚键断裂生成少量溴苯和溴代苯酚。PBDEs的光解速率取决于光源的紫外波段和辐照光强。Raff和Hites[57]的研究表明,PBDEs在大气传输过程中约90%的低溴代联苯醚在沉降进入土壤及水体表面之前已通过光降解反应被消除。Stapleton和Dodder[58]最近的研究证实室内尘土中的PBDEs也能在光照条件下发生光降解,这种光降解反应可能在PBDEs的消除过程中扮演着重要的角色。Eriksson等[59]的研究,在紫外光照下,四氢呋喃中4种PBDEs单体和甲醇中9种PBDEs单体都发生光解,其光解速率常数范围为(0.12×10-5—83×10- 5) s - 1。Herrmann等[60]考察了甲苯中13种PBDEs混合物在日光下的降解作用,光照14天之后,除BDE—209几乎完全降解,五溴以下的低溴代联苯醚几乎不降解,六至七溴的同类物发生一定程度的降解,剩余浓度为初始的80%—90%。由于多溴联苯醚同类物众多,溴取代位置复杂,其对光解速率的影响需要进一步深入研究。关于PBDEs的微生物降解仅有少量文献报道。Gerecke等[61]首次发现在厌氧环境下,中温消化的淤泥中BDE—209 在间、对位发生脱溴反应生成八溴和九溴降解产物。Tokarz等[62]在沉积物中添加BDE—209和一些营养液, 经过培养发现沉积物中的微生物能够将BDE—209还原为一些六至九溴的联苯醚类化合物,为BDE—209可能在自然条件下微生物降解又增加了一个确切的证据。He 等[63] 研究发现, Sulfurospirillum multivorans 菌能够将BDE—209 脱溴还原为七、八溴联苯醚,而Dehalococcoides 菌能将八溴联苯醚脱溴还原为二至七溴联苯醚类化合物。Steen 等[64]用BDE—209 喂养紫翅椋鸟的实验也发现,BDE—209 在鸟体内发生脱溴反应生成八、九溴联苯醚类化合物,其中BDE—207 是主要生成产物。La Guardia 等[65] 在一个排污口下游河流的鱼体内检测到一些环境介质中没有的溴代联苯醚类化合物,证实了自然条件下BDE—209能在鱼体内脱溴降解生成低溴联苯醚。

4 生物富集与放大

多溴联苯醚具有亲脂性、难降解性和高富集性, 相对分子质量大、熔点高、蒸气压低、水溶性低及KOW值高,因而具有亲脂性和生物易累积等特点[66],在生物体内的脂肪和蛋白质中蓄积,并通过食物链放大,对高营养级的生物造成影响。且PBDEs的生物积累程度取决于分子通过生物膜的能力大小[67] 。随着溴原子取代数的增多,PBDEs分子量相应增大, 其KOW亦随之增大,显现出较强的亲脂疏水性,易于在生物体内的脂肪中蓄积[68]。同时,多溴联苯醚在生物体内的代谢也影响其在食物链中的传递与放大。丘耀文等[69]对中国大亚湾海域的生物样品进行分析发现,营养级最高的肉食性动物黑( Lophiomus setigerus) 体内PBDEs的含量最高,营养级较低的肉食性动物细鳞( Terapon cancellat us) 、皮氏叫姑鱼( Johnius belengerii ) 体内PBDEs的含量次之, 植食性花(Clupanodon thrissa) 体内PBDEs的含量最低。Scheldt 河河口的沉积物中多溴联苯醚的含量为(14—22) ng·g - 1,栖息在河里的虾体内的多溴联苯醚为(1 765—2 962) ng·g - 1 (脂肪)[70]。生活在底泥中的贝类、虾类体内也富集了沉积物中的多溴联苯醚,其浓度显著提高。Boon 等[71] 对北海水生生物中PBDEs的研究发现BDE—47在灰海豹(海豹/鲱鱼) 和海鸠(鸠蛋/三文鱼) 的生物放大因子分别为7 和17。Darnerud 和Thuvander[72]发现:在食物链中BDE—47的生物放大作用很强,由低级消费者鲱鱼体内大约50 ng·kg - 1上升到顶级消费者鱼鹰体内大约1 900 ng·kg - 1,其浓度放大了将近40倍。因此进入环境中的PBDEs,即使是极其微量的,由于生物放大作用,也会使处于高位营养级的生物受到毒害作用。

5 生态毒理效应

实验证明, PBDEs不同同系物的毒性差别很大[73] 。商业产品中工业五溴联苯醚毒性最大,在很低的剂量下就可以引起毒性,而十溴联苯醚则需很大剂量才能表现出毒性。何卫红等[74]用BDE—47对体外原代培养的大鼠海马细胞进行染毒,实验表明,BDE—47可引起细胞内活性氧(ROS) 水平的上升,丙二醛(MDA)含量的增加,还原型谷胱甘肽(GSH)含量的下降,以及超氧化物歧化酶(SOD)和GSH-Px 酶活力降低,说明BDE—47 可诱导大鼠海马细胞的氧化应激。Zhou 等[75]研究显示,给予雌鼠和幼鼠10 和30 mg.kg-1·d-1的EROD(CYP1A 标志物)、PROD(CYP2B标志物)和UDPGT活力明显高于对照,且幼鼠比雌鼠上升的幅度大,这可能是因为幼鼠通过乳汁吸收PBDEs的相对量较大。Wollenberger 等[76] 通过实验BDE—28,BDE—100,BDE—99 和BDE—47对节肢动物汤氏纺锤水蚤( Acartiatonsa) 的48 h 半致死浓度(LC50)分别为108 μg·L - 1,520 μg·L - 1,705 μg/ L 和2 370 μg·L - 1 。Eriksson[77]的研究表明,刚出生10 d 的小鼠,给予10.5 mg·kg - 1的四溴二苯醚或12.0 mg·kg - 1的五溴二苯醚,均会导致小鼠运动行为异常,成年后记忆和“学习”能力明显下降,并且BDE—99 对神经系统的毒性比BDE—47 更强。 Holm 等[78]发现,雌性三刺鱼( Gasterosteus aculeatus) 在Bromkal 70—5DE(1种商用PBDEs产品的商贸名称) 暴露3.5个月后,虽然实验组和对照组的产卵数量几乎相同,但是实验组的孵化率只有20%,远远低于对照组( 80%),表明PBDEs会降低三刺鱼的繁殖率。由于PBDEs的分子结构与甲状腺素(T4)和三碘甲状腺原氨酸(T3)非常相似,一些PBDEs同系物可以增强、降低或模仿甲状腺激素的生物学作用。Stoker 等[79]利用BDE—71染毒Wistar大鼠,30、60 mg/kg剂量组雌鼠染毒后21 d,血清T4 水平明显下降;3、30 和60 mg/kg剂量组雄鼠染毒后31 d,血清T4 水平明显下降;30、60 mg/kg剂量组雄鼠染毒后31 d,血清T3和TSH水平明显下降,BDE—99 的神经系统的毒性大于BDE—47。PBDEs与具有免疫毒性的卤代芳香烃化合物(如PAHs、PBBs 和TCDD)结构上的相似性说明PBDEs可能会影响免疫系统。暴露于PBDEs的雏鸟具有很强的植物凝血素( PHA)反应,脾、囊和胸腺结构都发生变化,雏鸟的免疫系统受到损伤,对病毒感染、恶性细胞和微生物入侵缺乏适当的反应[80]。PBDEs对老鼠和兔子的毒性研究结果表明,五溴联苯醚最严重的影响是对神经系统的损害,浓度在(0.6 —0.8) mg·kg - 1 表现出毒性,浓度在(6—10) mg·kg - 1表现出对后代的甲状腺激素的影响;而八溴联苯醚浓度≥2 mg·kg -1就会引起对胎儿的毒性和致畸性;十溴联苯醚浓度80 mg·kg - 1对成熟动物的甲状腺、肝和肾都会引起形态的改变。目前对PBDEs在人体内的毒理动力学研究很少,如果基于人体的承受水平或PBDEs在某个器官中的浓度来评价,可能对于人体的真正的安全限会更低。

6 研究展望

综上所述, 从目前的发展趋势来看,PBDEs在环境中的含量呈上升趋势。环境普遍受到PBDEs污染, 人们对环境中PBDEs污染的认识还十分有限,对很多地区环境中PBDEs污染水平和生态风险还不清楚,对PBDEs的生物累积和放大、生物代谢还了解甚少。关于PBDEs毒性效应的研究还非常有限,并且主要针对于单一因素,即多溴二苯醚自身。 欧洲和北美等地已广泛开展了PBDEs的研究, 但我国在这方面的相关研究甚少, 只有杨永亮[19]、Zheng[81]、陈社军[82]分别对青岛海岸、珠江口和长江三角洲少量沉积物中的PBDEs样品进行了测定, 但对环境中PDBEs的迁移和归宿讨论较少。有鉴于此, 我国需加快开展对PBDEs的研究, 从而准确评估我国的污染状况,合理地使用和控制PBDEs, 以保护环境和人类的健康。由于PBDEs具有的各种生理毒性,其在环境介质中的广泛分布以及随时间累积的趋势,已经引起了各国科学家及环保组织的关注。限制PBDEs特别是低溴产品的使用、寻找替代品以及研究其可能的人体健康危害及机制,从而提供有效的预防保护措施,是目前迫切需要开展的工作。

摘要：多溴联苯醚(PBDEs)是一类环境中广泛存在的全球性有机污染物。近年来由于其持久性、毒性和潜在的生物蓄积性而备受关注;且在环境中的浓度快速增长,对人体健康造成的危害日益引起各国科学家的关注;已成为当前环境科学的一大热点。对最近几年来环境中PBDEs研究的进展进行综述,对多溴联苯醚的理化性质、环境暴露及途径、环境中的降解和生物代谢、生物富集与放大以及生态毒理效应方面的研究进行了总结,对目前存在问题及进一步的研究方向进行了讨论和展望。