中华预防医学杂志    2018年08期 十溴二苯乙烷污染水平及毒性研究进展    PDF     文章点击量:579    
中华预防医学杂志2018年08期
中华医学会主办。
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余旸帆 白易 陈田
YuYangfan,BaiYi,ChenTian
十溴二苯乙烷污染水平及毒性研究进展
Decabromodiphenyl ethane: a review of its pollution levels and toxicity
中华预防医学杂志, 2018,52(8)
http://dx.doi.org/10.3760/cma.j.issn.0253-9624.2018.08.015

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投稿日期: 2018-04-02
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十溴二苯乙烷污染水平及毒性研究进展
余旸帆 白易 陈田     
余旸帆 100069 北京,首都医科大学基础医学院
白易 100069 北京,首都医科大学卫生管理与教育学院
陈田 100069 北京,首都医科大学公共卫生学院
摘要: 十溴二苯乙烷(DBDPE)作为新型溴系阻燃剂,正逐渐取代十溴联苯醚而广泛应用于电子电器、纺织等产品中。文章总结了近年来DBDPE在环境中的污染水平和人体污染负荷,数据显示环境和人体内DBDPE的水平呈现上升趋势。有限的DBDPE毒理学实验也表明DBDPE显示出与十溴联苯醚相似的甲状腺激素干扰毒性、肝脏毒性、肾脏毒性、神经毒性、生殖发育毒性等,提示DBDPE可能是一种新的环境持久性有机污染物,相关研究需要进一步展开。
关键词 :环境污染物;内分泌干扰物;十溴二苯乙烷;污染水平;毒性
Decabromodiphenyl ethane: a review of its pollution levels and toxicity
YuYangfan,BaiYi,ChenTian     
School of Basic Medical Science, Capital Medicine University, Beijing 100069, China
Corresponding author: Chen Tian, Email: chentian@ccmu.edu.cn
Abstract:Decabromodiphenyl ethane (DBDPE) is a kind of new brominated flame retardants, which is widely used as a replace of decabromodiphenyl ether in electronic appliances, textiles and other goods. This review summarizes environmental levels and body burden of human beings of DBDPE in recent years. The data shows that the concentration of DBDPE in the environment and human tissues shows an upward trend. According to limited experiments about its toxicity, DBDPE shows similar toxicity to decabromodiphenyl ether. DBDPE can interfere thyroid hormones balance, and cause damage to liver, reproductive development, kidney, et al, which implies that DBDPE might be another new persistent organic pollutant. Further researches are needed.
Key words :Environmental pollutants;Endocrine disruptors;Decabromodiphenyl ethane;Pollution level;Toxicity
全文

十溴联苯乙烷(decabromodiphenyl ethane, DBDPE)是一种新型溴系阻燃剂(brominated flame retardants, BFRs),在20世纪90年代早期被用作商业用十溴二苯醚(decabromodiphenyl ether, decaBDE)的替代物,是目前世界上使用最广泛的BFRs之一。与decaBDE结构相似,DBDPE作为添加型阻燃剂广泛用在电子产品、家具、儿童玩具等产品中。中国作为世界重要电子产品制造国,2006年DBDPE生产值为12 000 t[1],且生产量以每年85%的速度持续增长[2]。美国DBDPE生产总量由2006年的4 540~22 700 t上升至2012年的22 700~45 400 t [3]。2017年关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约缔约方大会决定将商品化decaBDE列为持久性有机污染物,并要求缔约各国禁用[4]。随着decaBDE有关禁令相继出台,BDBPE的需求量将会持续升高[2]
        由于DBDPE的广泛使用,中国一些河流中DBDPE浓度出现快速增长的趋势。2015年数据表明,安徽扬子鳄繁殖研究中心所采集的扬子鳄组织样本(皮肤、肌肉、肝脏、脾脏、肾脏)中均发现DBDPE,其中成年鳄鱼各样品中浓度为4.74~192 ng/g脂重,新生鳄鱼中为0.24~1.94 ng/g脂重[5,6]。提示DBDPE等BFRs可以通过水生动植物食物链进行生物循环及生物放大,并可能通过海产品消费进入沿海地区居民体内[6,7],因此DBDPE的潜在健康危害是一个值得关注的环境卫生问题。本文总结了近些年全球尤其是中国DBDPE的环境污染水平以及毒性研究进展情况。

一、DBDPE污染水平  

(一)环境污染水平  目前水体沉积物、城市污水污泥、土壤、室内灰尘和生物群体内均已检测到DBDPE,并且DBDPE的浓度呈现逐年升高的趋势。

1.水体沉积物:  2007年至2008年间于中欧国家瑞士的11个独立湖泊以及北欧国家瑞典中部采集的湖泊沉积物样品中均检出不同浓度的DBDPE。在湖泊沉积物样品中,DBDPE的水平为0.23~11.00 ng/g干重,接近decaBDE的水平(0.48~11.00 ng/g干重)。由于这些湖泊周围没有明显的污染源,因此推断水体沉积物中的DBDPE主要来源于水体和空气的长时间接触。空气中的BFRs通过空气与水体的接触而进入水体,从而导致了BFRs在水体中的沉积[8]
        表1总结了我国及其他国家流域水体沉积物中DBDPE的污染水平,可以看出中国湖泊河流沉积物的DBDPE含量存在逐年上升的趋势。2006年,中国十二湖(滇池、太湖、鄱阳湖等)DBDPE含量为1.02~3.64 ng/g干重[9],而2008年在江西抚河的沉积物中检测到的DBDPE含量(16.10~68.20 ng/g干重)明显高于十二湖水平。在海湾表面沉积物中,2014年于大连湾测得沉积物中DBDPE含量(0.25~39.70 ng/g干重)较2010年胶州湾表面沉积物中测得的DBDPE含量(0.16~4.10 ng/g干重)有所上升。2010年,注入胶州湾的两条河流,即大沽河和青岛河中,表面沉积物内DBDPE含量(1.13~49.90 ng/g干重)明显高于胶州湾水平。大连湾和胶州湾均为中国黄海海湾,其表面沉积物中DBDPE的较大差异也可能与附近污水处理厂和工业生产厂家的排污有关。2014年4月,研究人员采集了注入渤海莱州湾的小清河的水体沉积物,检测发现其中最主要的BFRs为DBDPE(39.50 ng/g干重),其次为decaBDE(2.81 ng/g干重)。在大多数样品中DBDEP的含量高于decaBDE,表明在这一区域DBDPE大量取代decaBDE[10]

表1水体沉积物中十溴二苯乙烷含量

2.城市污水污泥:  城市污水污泥是监测持续性有机污染物污染水平的重要介质。2012年,西班牙加泰罗尼亚污水污泥中检出DBDPE,根据污水污泥中DBDPE浓度推测该地区经污水污泥排入环境中的DBDPE总量为6.76 kg/年[15]。2013年,韩国三类污水处理厂的沉积物中检测出DBDPE,浓度为<LOQ~3 100 ng/g干重,推测韩国通过污水处理厂排入环境的DBDPE总量为480 kg/年[16]。中国广东污水处理厂的沉积物中检测发现,2007年的DBDPE浓度为270 ng/g干重~2 000 ng/g干重,2014年激增至680~27 400 ng/g干重,而沉积物中decaBDE的浓度则从2007年的150 ng/g干重~23 000 ng/g干重降至2014年的200 ng/g干重~2 200 ng/g干重。该变化的产生与decaBDE限用以及DBDPE作为其替代品而广泛投入应用相关。研究人员对2013至2014年间采集的污泥样本进行计算后推断:广州市通过污水处理厂排入环境的DBDPE总量为979.30 kg/年[17]。2010年至2013年间从中国21个省份36座城市采集的污泥沉积物样品中检测出DBDPE的浓度为0.82 ng/g干重~215 ng/g干重。研究推算,2013年中国通过污水处理厂排入环境的DBDPE总量为1 566 kg/年[18]。上述数据显示中国DBDPE年排放量[18]远高于西班牙[15]和韩国[16],这也体现出中国是DBDPE的生产与使用大国。

3.土壤:  2007年中国珠三角区农田土壤中检出的DBDPE浓度(18 ng/g干重~60 ng/g干重[19]),高于2008年印尼苏腊巴亚各处的DBDPE检出浓度(ND~7.60 ng/g干重[20])。2011年,中国北方的87个泥土样本中检测出的DBDPE浓度为ND~1 612 ng/g干重,最高浓度的DBDPE水平出现在山东省[7]。山东省作为DBDPE的生产大省,其泥土中DBDPE的平均浓度较河北省和山西省高出1倍有余[7]。此外,天津南部也检测出较高浓度的DBDPE,主要源于自天津地区的电子垃圾回收业[21]

4.空气及室内灰尘:  表2总结了不同国家室内灰尘中DBDPE的含量,结果显示中国室内灰尘中DBDPE含量较欧美国家高,其中广州家庭灰尘中DBDPE含量(2 733 ng/g干重)为美国(201 ng/g干重)的10倍、英国(24 ng/g干重)的100倍左右。2013年从中国广东省的某社区中采集的空气样本中发现,室内、外DBDPE的浓度分别为0.074 9和0.127 ng/m3 [22]。同年,中国南部广东省东莞市采集的灰尘样品经检测发现,室外灰尘中DBDPE含量为1 350 ng/g干重,室内灰尘样品中DBDPE含量为2 441 ng/g干重[23]。由于广东省为中国主要电子废物回收地区之一,推测其家庭灰尘中极高浓度的DBDPE与该地区的电子废物回收工作相关。

表2室内灰尘中DBDPE的含量
在对中国北部及东北地区城市的灰尘进行分析发现,DBDPE占新型BFRs溴系阻燃剂的50%。在大多数样品中DBDEP的含量高于decaBDE,表明在这一区域DBDPE已经大量取代decaBDE[10]。2011年于华盛顿和温哥华采集的家庭灰尘样品中,DBDPE的检出率为100%,浓度为18 ng/g干重~ 490 ng/g干重(M为173 ng/g干重)[24]。2006年研究人员在美国加利福尼亚州的16个房屋中采集了灰尘样品,2011年在相同房屋中再次采集灰尘样品,检测发现,其中的DBDPE含量由2006年51 ng/g干重(M为51 ng/g干重)上升至2011年140 ng/g干重(M为140 ng/g干重),其中有两个房屋的DBDPE含量增幅较大(>20倍)[23]
        2014年在巴基斯坦电子回收地区采集的表层土壤和空气样品中检测发现,DBDPE含量分别为0.13 ng/g干重~6 585 ng/g干重和60.00 ng/m3。研究根据土壤及空气中DBDPE的含量,推测人体对DBDPE的暴露量为0.38 ng·kg-1·d-1[25]
        相较于成年人,室内灰尘DBDPE的高水平污染对儿童的影响更大。DBDPE作为阻燃性材料被广泛添加于各种塑料玩具、泡沫玩具以及毛绒玩具产品中。儿童通过直接接触玩具,食入或吸入室内灰尘的几率和总量都远远大于成年人。研究人员采集室内灰尘分析计算后推测,2016年澳大利亚墨尔本地区成人及儿童通过粉尘摄入DBDPE的总量分别为0.45和6.30 ng·kg-1·d-1 [26]。根据巴西圣保罗的灰尘样本中DBDPE的含量推测成人及儿童通过粉尘摄入DBDPE的总量分别为0.31和2.20 ng·kg-1·d-1 [25]。上述研究均表明儿童通过直接接触玩具、食入、吸入DBDPE的几率和总量都远远高于成年人。此外,英国、新西兰及中国北京的数据均显示办公室灰尘中DBDPE含量明显高于家庭灰尘,推测是由于办公区电子设备密集,造成室内DBDPE的严重污染。

(二)生物体及人体负荷  环境介质中的DBDPE污染直接造成环境生物的暴露。目前已在多种生物体体内如鸟类、猫、狗、水生哺乳动物等组织中检测发现DBDPE[30]。研究人员对2013年从中国珠江口打捞的水生生物进行检测分析后发现超过50%的样品中检出DBDPE,浓度为ND~6.9 ng/g脂重,略高于温伯格湖的鱼类和贻贝中的DBDPE检出量(< MLD~1.00 ng/g脂重)。检测样品中,双壳类、蟹、虾中的DBDPE含量较其他水生生物较高,为0.34~15 ng/g脂重[31],推测与其底栖、吞食水体沉积物等生活习惯相关。2010至2011年间于韩国大田鸟类肝脏样本中DBDPE浓度为(23.40±60.00)ng/g[33]。2012年在印度洋-太平洋地区驼背海豚脂肪组织样本中DBDPE的检出率为82%,其浓度为0.214~10.00 ng/g脂重。2012年格陵兰岛海鸥肝脏样本中DBDPE的浓度为< 0.025 ng/g脂重,格陵兰岛环斑海豹脂肪样本中DBDPE浓度为< 0.12~0.30 ng/g脂重,北极熊脂肪样本中DBDPE浓度为<0.13 ng/g脂重[34]
        Norrgran等[35]研究了宠物猫DBDPE的暴露情况,2013年对其主要暴露源即室内灰尘和猫粮中DBDPE的含量进行检测,结果发现灰尘和猫粮中的DBDPE浓度很高,分别为154×10-9 mol/kg和0.7×10-9 mol/kg,但猫血清中DBDPE含量较低,推测与其较低的DBDPE吸收率有关。对巴基斯坦的猫和狗的毛发进行检测,发现DBDPE含量分别为5.90 ng/g和3.85 ng/g。由于宠物猫狗的主要暴露来源为食物和室内灰尘,因此,其毛发和血清中DBDPE的含量对于人体DBDPE暴露水平有一定的相关性[36],提示DBDPE暴露相关的毒性研究需进一步开展。
        2006年,对中国天津办公室清洁工、在校大学生和警察这三类人的血清进行检测,未发现DBDPE[37]。Shi等[38]对2011年取自中国吉林、青海、内蒙古、浙江及广东的城市及农村妇女的29个健康人群的母乳样品进行检测,均检测出DBDPE,其浓度为(9.06±5.46)ng/g脂重。2014年4月研究人员对中国广东中山大学的志愿者血清和头发样品进行检测,结果显示DBDPE在血清和头发样品中的检出率均为100%,其中血清平均浓度39.20 ng/g脂重[39]。2016年,中国杭州12名健康的中国志愿者血清样本中,仅3个样本内检测出DBDPE,为9.103~43.913 ng/g脂重[40],提示国内不同地区的环境污染水平差别很大。
        研究显示,在某些DBDPE污染较严重地区,居民血清及毛发样品中DBDPE的检出量很高。Zheng等[41]发现职业电子垃圾回收工人头发样品中DBDPE含量为24.20 ng/g,高于当地未从事电子垃圾回收的居民(17.70 ng/g)和非电子垃圾回收区居民(9.57 ng/g)。在中国浙江温岭电子废物回收地区,研究人员收集了拆卸工人、未从事相关工作的居民以及生活于非电子回收地区的城市居民的头发及血液样品,检测后发现,拆卸工人、回收地居民和城市居民头发样品中DBDPE含量分别为82.50、29.40和10.90 ng/g干重;血清中DBDPE含量分别为125.20、56.10和13.80 ng/g脂重。同年,研究人员采集了居住于中国南部的非电子废物回收地区人群和电子垃圾回收地区的从未参与电子垃圾回收工作的人群血清样品,检测发现其中DBDPE的浓度分别为13.80和56.10 ng/g脂重[42]。上述研究所得数据显示,拆卸工人头发和血清中的DBDPE含量明显高于拆卸地其他未参与相关工作的居民相应的浓度,同时,拆卸地区居民头发和血清中的DBDPE浓度要高于城市居民水平[42]。而在均未从事电子垃圾回收工作的前提下,电子垃圾回收地区人群血清中DBDPE的含量明显高于非电子垃圾回收地区。因此,推测电子垃圾处理过程中会有较大浓度的DBDPE释放入环境中,造成从事相关工作的人群DBDPE暴露程度较高。
        相较于国内人群DBDPE较高的污染水平,国外鲜有人体样本中检出DBDPE的报道。2006年,5名瑞典志愿者的血清样本内未检测出DBDPE[43]。2010及2011年,瑞典27名维修工人血清样本内也未检测出DBDPE[44]。2014年,加拿大魁北克的102份孕妇血清样本中同样未发现DBDPE的存在[45]。2007年采集的瑞典湖泊沉积物中DBDPE含量为0.23~11 ng/g干重[8]。2009至2010年于瑞典居民家中采集的灰尘样本检测发现,其中DBDPE含量为150.00 ng/g干重。2010年由瑞典国家食品局进行的瑞典食品样本检测中,所有食品样本均未发现DBDPE[45]。2012年采集的瑞士灰尘、土壤样本中DBDPE含量分别为12.00 ng/g干重和0.91 ng/g干重[46]。从目前这些国家的环境污染与食品污染水平上看,该地区环境污染较轻,故人体污染水平也较低。
        目前有关DBDPE在人体内含量的相关数据相对较少,总结现有报道数据可推测,随着DBDPE的使用越来越广泛,其在人体内的浓度呈逐渐上升的趋势,由于现有样本量有限,且各样本之间存在职业、地域等差异,故该结论具有一定的局限性。但现有研究表明在DBDPE生产地区及电子垃圾回收地区,人体内的DBDPE污染负荷更是明显高于其他地区普通人群。

二、毒性研究进展  由于DBDPE的广泛应用,其相关环境与健康研究已经展开。但相较于大量环境污染状况研究数据,DBDPE毒性效应相关的研究较少。在Pubmed中以"DBDPE"为关键词进行搜索,共检索到213篇文献,其中仅十余篇涉及其毒性效应研究。但已有的有限数据也显示DBDPE具有decaBDE类似的毒性效应,如甲状腺激素干扰毒性、肝脏毒性、生殖发育毒性、神经毒性等,提示DBDPE可能为一种新的环境持久性有机污染物。

(一)DBDPE的吸收代谢途径  Knudsen等[47]利用[14C]-DBDPE经不同的染毒途径研究大鼠对DBDPE的毒代动力学。结果表明,口饲DBDPE吸收效果不良,大鼠粪便回收率高达95%,尿中的回收率为1%。72 h后,大鼠组织中14C-DBDPE的回收率低于3%。雄性大鼠和雌性大鼠的DBDPE排泄量无明显差异。大鼠口饲DBDPE 10 d后发现,肝脏和肾上腺中均出现14C-DBDPE的蓄积。大鼠在静脉给药状态下,72 h后给药剂量的70%存留于组织中,其中肺组织中DBDPE的浓度最高,脾脏、肝脏次之。此外,尿液中DBDPE的回收剂率为5%,粪便为26%。
        研究人员采用大鼠和人皮肤评估DBDPE的潜在吸收程度,结果表明,真皮组织可以储存DBDPE,同时经皮暴露后14%的DBDPE可能被人体吸收,吸收后的物质中7%可在持续暴露24 h后经血液循环到达全身[47]。Frederiksen等[48]使用离体人皮肤模型测量DBDPE的真皮吸收和经皮渗透水平。研究人员采集了女性皮肤组织,采用受体流体模型(生理状态和最坏状态),结果表明皮肤上未被吸收的DBDPE可高达95%,且吸收的DBDPE主要存于上表皮中,这表明皮肤可以摄取DBDPE,但很少经皮渗透。同时,研究发现上述条件下持续的皮肤暴露可以导致真皮吸收DBDPE并最终经皮渗透。

(二)甲状腺激素干扰毒性  研究表明,DBDPE染毒能够干扰受试动物的甲状腺激素水平。Wang等使用100 mg·kg-1·day-1的DBDPE经口染毒大鼠90 d后,发现DBDPE处理组大鼠甲状腺激素(3, 5,3', 5'-thyroxin, T3)水平与对照组相比无明显变化,但三碘甲状腺原氨酸(3, 5, 3'-triiodothyronine, T3)水平明显高于对照组[49]。人体中T4主要由甲状腺分泌,是一种无活性的激素,必须在5位在外环脱碘酶作用下脱碘以形成具有生理活性的T3。而T3继续于外周组织中通过内环脱碘酶脱碘作用形成3, 3'-T2[50]。Smythe等[51]利用人体肝脏细胞和甲状腺细胞进行DBDPE染毒,结果显示DBDPE能够抑制内环和外环脱碘酶活性,从而抑制了T4向T3和3,3'-T2转化,同时内环脱碘酶活性的降低抑制了T3向3,3'-T2的转化,从而影响了甲状腺激素的平衡。

(三)肝脏毒性  研究显示,尽管DBDPE的分子量较高,难以被生物利用,但研究人员在刚分离鱼的肝细胞中检测出DBDPE的积聚。通过对这两类鱼的肝细胞解毒代谢的观察,可以看出鱼肝细胞中存在DBDPE代谢[52]。此外,生物体内的DBDPE代谢会产生细胞毒素,影响细胞增殖,诱导人体HepG2肝癌细胞的凋亡[52]。Feng等[53]通过腹腔注射对草鱼进行DBDPE或(和)BDE-209的染毒。结果表明经BDE-209和DBDPE及其混合物处理的草鱼肝脏抗氧化物质发生变化,以及脂质过氧化水平升高。
        将棕鳟和虹鳟的肝细胞进行体外培养,并进行DBDPE染毒。结果表明两个品种的鱼肝细胞尿苷二磷酸葡萄糖醛酸基转移酶(uridine diphosphateglucuronic acid transferase, UDPGT)活性增强,且随着DBDPE暴露浓度的升高,UDPGT活性增强更为显著,UDPGT活性变化提示肝脏功能异常[54]。此外,UDPGT也是甲状腺激素代谢过程中的重要酶类,因此UDPGT活性变化也可能是造成DBDPE干扰甲状腺激素水平的重要原因[55,56]
        在啮齿类动物实验中,研究人员也发现DBDPE的肝脏毒性。用DBDPE含量为100 mg·kg-1·d-1的饲料饲喂大鼠,持续90 d后大鼠血清中的DBDPE含量较对照组(0.38 ng/g脂重~13 ng/g脂重)水平提高了13至1 444倍,同时DBDPE在脂肪组织(549±48)ng/g脂重、肝脏(177±111)ng/g脂重、和肾脏(11.2±0.01)ng/g脂重的含量较高。此外,血清的临床检测数据表明,用DBDPE染毒后,大鼠肌酐水平明显降低,谷草转氨酶和碱性磷酸酶活性明显降低,但总胆汁酸含量有所增加。以上结构均表明DBDPE或其代谢物的积累引起大鼠肝功能异常[49]

(四)生殖发育毒性  斑马鱼鱼卵孵化实验表明,25×103 ng/L DBDPE染毒情况下,鱼卵的孵化率明显降低。但12.5×103 ng/L的DBDPE染毒组中的鱼卵孵化率与对照组相比无明显变化。与对照组相比,两组实验组中孵化幼仔的死亡率均明显升高[53]。研究人员对出生第21天的Wistar大鼠进行DBDPE口饲染毒,染毒剂量分别为0、100、300、600 mg·kg-1·d-1,染毒时间为产后23 d至产后53 d。结果显示青春期雄性大鼠口饲染毒DBDPE后,双侧睾丸、前列腺、精囊重量与对照组相比无明显差异,组织病理学检查也未发现异常[55]。实验未发现DBDPE对大鼠造成的生殖发育的影响。
        上述实验研究结果存在一定差异,推测与种属特异性及实验观察指标差异相关,需进一步的实验研究证实DBDPE的生殖发育毒性。

(五)其他毒性  研究人员在大鼠饲料中加入100 mg·kg-1·d-1的DBDPE连续饲喂90 d后,未观察到肾脏质量和肾脏形态的明显改变[49]。Gan等[56]在草鱼饲料中加DBDPE进行为期8周的草鱼饲喂实验,通过检测肾脏中miRNA的水平观察DBDPE对鱼类肾脏功能的影响。实验结果表明,5种肾脏miRNA水平明显下降,36种肾脏miRNA水平明显上调,这提示miRNA的变化可能是DEDPE肾脏毒性的早期分子监测指标。此外,在中国南部电子废物回收地区采集的鸡肾脏组织样品中,超过50%的样品中检测出DBDPE,但其肾内蓄积机制尚未明确,仍需进一步研究[57]
        虽然DBDPE和糖尿病发生之间的生物学机制尚未明确,但实验发现动物血清中血糖浓度上升,推测DBDPE可能会造成糖尿病。并且毒理学研究已经发现,异体物质有破坏哺乳动物中葡萄糖代谢的潜力,污染物也会导致糖尿病,增加糖异生[58]。Sun等[5]研究发现,Wistar大鼠口服不同剂量的DBDPE后,大鼠血糖升高,CYP2B2mRNA、CYP3B1/2蛋白增多,PROD活性、CYP3A2 mRNA、CYP3A2蛋白、LBD活性升高。UDPGT活性随着DBDPE暴露浓度的增加而升高,表明口服DBDPE可能通过影响CAR/PXR信号通路而诱导药物代谢酶活性。而CYP和二期生物转化的共同调节酶可能影响内源性底物(包括甲状腺激素)在体内的平衡,从而改变葡萄糖的代谢。推测DBDPE可能诱导糖尿病的发生,但仍需后续研究证实具体影响及机制。在中国南方的电子产品回收地区的鸡的大脑中检出极低水平的DBDPE,预示着其可能对神经系统也存在潜在的不良影响[56]

三、展望  在20世纪80年代中期,DBDPE作为decaBDE的替代物出现。随着decaBDE的禁用,DBDPE的使用逐渐增加。因此未来需要密切关注DBDPE的环境归宿、非生物和代谢产物、以及生物大分子的相互作用,以明确其环境危害;并且加快DBDPE毒性效应及毒性机制研究[49],明确其毒性危害。目前在一些地区已经检测到人体内存在DBDPE污染,但是其人体健康效应研究尚未开展。今后工作中,也应积极开展人群流行病学研究,进一步明确DBDPE的健康危害。

参考文献
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