多溴联苯醚的环境暴露及健康危害

摘要：多溴联苯醚（PBDEs）作为阻燃剂广泛用于家庭消费品中，是正在受到全球关注的新环境污染物。人类主要通过食物、室内空气污染等暴露PBDEs。过去30年，环境中与人体内的PBDEs水平不断增高。实验研究资料显示，PBDEs具有内分泌干扰作用，影响甲状腺激素和性激素。PBDEs具有肝脏毒性、神经毒性、生殖毒性、发育毒性，但毒作用机制不明确。人群研究资料非常匮乏。环境监测资料表明中国存在PBDEs环境暴露，而我国在PBDEs健康影响方面的研究几乎空白，应该引起重视。

关键词：多溴联苯醚；环境暴露；毒性

文章编号:1006-3617(2007)01-0095-07

中图分类号:R12

文献标识码:A

多溴联苯醚（polybrominated diphenyl ethers，PBDEs）作为溴化阻燃剂广泛使用，通过添加PBDEs或与塑料和合成纤维反应可提高产品的阻燃能力。PBDEs在20世纪70年代作为多氯联苯（PCBs）的替代物在电器制造中开始使用，20世纪80年现环境中存在PBDEs污染，随后的监测发现环境中PBDEs暴露水平逐年升高，其对环境以及人类健康的影响已经引起了全球的关注。本文将综述PBDEs的环境和人体暴露情况及其健康危害。

1 PBDEs的理化性质［1］

PBDEs的化学通式为C12H（0~9）Br（10~1）O，其中氢原子和溴原子之和为10。PBDEs的结构式如图1所示，与PCBs非常相似。PBDEs共有209种同系物，主要包括五溴联苯醚（PeBDE）、八溴联苯醚（OBDE）和十溴联苯醚（DeBDE）。DeBDE占目前PBDEs总产量的80%以上，PeBDE和OBDE分别占12%和6%。PBDEs具有高亲脂性、水溶性低，在水中的含量低，但易于在沉积物中积累等特性。PBDEs在环境中相当稳定，难于降解。

2 PBDEs的环境暴露来源与水平

2.1 PBDEs产品与使用［2］

PBDEs产品广泛使用于电子设备（家用电器和计算机等）、汽车、建筑装潢材料和纺织品中。其中，PeBDE产品主要是作为阻燃剂聚亚安酯泡沫应用在家具、地毯和被褥中；OBDE产品被用来处理各种各样的热塑性塑料并被推荐用于注射浇铸如耐冲击性聚苯乙烯；DeBDE产品主要用于纺织品和密集塑料中如各种电气产品的机架，特别是应用于电视机和计算机等。1999 年全世界对PBDEs的需求量达到了大约7×104 T。据报道，美国75%的PBDEs产品用在电气和电子产品中。1999 年，英国将1 500 T/年的PBDEs用在装璜家具上，将85 T用于电气产品中。日本使用PBDEs的主要领域是家用电气设备和办公自动化设备、电气和电子产品。我国是PBDEs的生产、使用和出口大国，以山东和江苏为生产中心。我们主要生产DeBDE、OBDE、四溴双酚A、六溴环十二烷等，其中DeBDE生产使用量最大，年生产量超过2 500 T。

PBDEs可能在使用和报废过程中通过蒸发和渗漏而进入环境。另外，焚化含有PBDEs的废弃物也是PBDEs进入环境的主要途径，但目前这方面的资料不多。进入大气中的PBDEs会通过大气干湿沉降作用向水体和土壤中转移。除此之外，阻燃剂生产厂也直接排放一些PBDEs。所以，可以认为PBDEs的环境暴露是广泛存在的。

2.2 PBDEs的环境暴露水平

已在多种环境介质（空气、水、土壤和灰尘、沉积物）、水生动物和海鸟体内检测出PBDEs。自使用以来，环境中PBDEs的水平在不断升高，对人类健康造成潜在威胁将越来越大。

2.2.1 食物 PBDEs多存在于富含脂肪组织的鱼体中。不同地区的鱼体中总PBDEs含量差异较大。UENO等［3］对全球各海域非海岸区域中正鲣肌肉中的PBDEs含量进行了测定，所采集的样品中基本都有PBDEs的检出，这说明在全球海洋环境中PBDEs污染是普遍的。其中报道了我国东海及南海的污染状况，结果表明中国海域取的3个点是除台湾海采样点之外检出最高的海域。来自哥伦比亚河的白鱼中总PBDEs的含量为12~1 060 ng/g脂肪。欧洲鱼类平均总PBDEs含量低于北美，其几何均数分别是49、310 ng/g脂肪。日本鱼类中平均总PBDEs含量则＜10 ng/g脂肪。贝壳类也可能成为一个重要的食品摄入来源。新加坡海域中蚌的总PBDEs含量比任何国家高，为8.6 ng/g湿重［4］。我国青岛贝类中的PBDEs含量为860 pg/g干重，远低于欧洲国家［5］。

日本、瑞典、西班牙等国家的猪肉、鸡肉、蔬菜和水果、鸡蛋、奶制品、油脂等食品中检测出PBDEs［6］。瑞典的检测结果显示，油脂（587.7 ng/kg湿重）、鱼和贝壳类（339.2 ng/kg湿重）、肉和肉制品（109.2 ng/kg湿重）以及蛋（64.5 ng/kg湿重）中的含量比较高，而水果（5.8 ng/kg湿重）、蔬菜（7.9 ng/kg湿重）、根茎类（7.4 ng/kg湿重）的含量很低。

2.2.2 室内和室外空气、灰尘 从已报道的监测资料看，室外空气中PBDEs的水平在5~300 pg/m3之间变化，城市高于农村地区。美国大湖地区的监测显示，空气中PBDEs水平与PCBs相关性非常好。室内空气中PBDEs水平高于室外空气，可以高达800 pg/m3，一些职业环境中甚至可以高达 67 000 pg/m3［6］。加拿大的最新监测发现，普通居民家庭室内空气PBDEs的平均浓度为100 pg/m3，是室外浓度的大约50倍［7］。他们又测定了这些家庭室内灰尘中PBDEs的含量，平均为1 800 ng/g［8］。空气中PeBDE的浓度与土壤含量相关。这些结果也表明，室内空气和灰尘是重要的暴露来源，尤其是对室内活动时间相对多的儿童。STAPLETON等［9］测定华盛顿家庭室内灰尘中总PBDEs含量为780～30 100 ng/g干重，儿童通过灰尘摄入的PBDEs估计为120～6 000 ng/d。

2.2.3 土壤、水和底泥 LUCKEY等［10］测定出1999年北美安大略湖表层水中PBDEs水平在4~13 pg/L之间，其中BDE-47和BDE-99占了总量的90％以上。瑞典沿海水中PBDEs含量在0.1～1 pg/L之间［11］。各地水底淤泥中的总PBDEs含量相差很大，在检测限至7 200 ng/g干重之间变化。杨永亮等［5］测得我国青岛近岸河底沉积物中的总PBDEs含量在177~5 510 pg/g干重，平均1 380 pg/g干重。WANG等［12，13］报道了电子垃圾处理中心广东贵屿的PBDEs污染状况，土壤和底泥中PBDEs含量在0.26~824 ng/g范围内，比其他报道的污染区高10~60倍。

3 PBDEs的暴露途径、代谢动力学与生物监测

3.1 PBDEs的暴露途径

3.1.1 消化道 ①食物：PBDEs通过食物链进行生物富集，经食物摄入人体。富含脂肪组织的鱼类是最主要的暴露来源。由于PBDEs具有高脂溶性、与颗粒物质相结合的能力较强，进入水体中的PBDEs除了一小部分溶解外，大部分会在沉积物中积累。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，人或其他动物吃了这种鱼，由于其具有难降解性，PBDEs就长久地蓄积在人和这些动物体内，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。瑞典人血液中PBDEs含量与食用波罗的海鱼密切相关，不吃鱼的人体内PBDEs浓度平均在0.4 ng/g脂肪，而那些每月吃12～20次鱼的人体内为2.2 ng/g脂肪［14］。LIND等指出鱼尤其是富含脂肪的鱼，是最主要的PBDEs摄入源，占摄入总量的2/3［15］。另据报道，在菠菜、土豆、胡萝卜、猪肉、牛肉和鸡肉中PBDEs也有明显检出。根据存档的40种通常食用的食品中PBDEs的含量以及这些食品的消费量来估算，加拿大人每天PBDEs的摄人量为44 ng［13］。②母乳：对于正在哺乳期的婴儿，母乳是最重要的暴露来源。许多报道都证实了母乳中含有PBDEs，含量最高的是BDE-47、99和153［6］。基于1999年在瑞典母乳中测定的数据，假定一个5 kg的婴儿一天食用700 ml母乳，那么他每天通过母乳摄入的PBDEs量估计为50~100 ng。瑞典母乳监测研究表明某些PBDEs同系物如BDE-47、99、100、153和154，从1972年到1997年浓度呈指数增长，PBDEs的污染程度已经达到了对儿童健康造成危害的水平［13］。

3.1.2 呼吸道 呼吸道是职业暴露的重要途径。暴露于PBDEs中的职业人员有电器循环回收工人、修理和维护计算机的技术人员、生产橡胶过程中添加DeBDE的工人以及用这种橡胶制造电缆的工人。WIJESEKERA等［16］在英国工作和居住的室内空气中检测出PBDEs。其中，有大量计算机的工作室内PBDEs的含量最高。他们估计工人每天通过呼吸摄人的PBDEs平均为32.9 ng，有27%的人吸入的PBDEs高达123 ng。电器回收工人拆卸电器时会振动导致电器上富含PBDEs的粉尘扬起，工厂内的空气中BDE-183和BDE-209的含量分别为19和36 ng/m3。因此，工人会通过呼吸吸入空气中的颗粒物而摄入PBDEs。室内装饰材料、家具和电器中大都添加PBDEs作为阻燃剂，在使用过程中PBDEs会不同程度地散逸到空气中。KNOTH等［17］报道德国私家住房的吸尘器粉尘袋中BDE-209含量高达19.1 mg/kg。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多溴联苯二英（PBDD）和多溴联苯并呋喃（PBDF），具有较强的致畸、致癌作用，而对人和其他生物产生更大的毒害作用。

3.2 PBDEs的代谢［18］

PBDEs可在动物体内蓄积，在鼠类脂肪组织中的半衰期为19～119 d，含溴越多的PBDEs同系物，半衰期越长。STASKAL等［19］随后观察了小鼠连续染毒状态下的代谢动力学特点。他们将1.0 mg/kg的BDE-47经口连续5 d染毒C57BL/6小鼠，分析BDE-47在体内分布与排泄特点。发现与单次染毒相比，连续染毒状态下，BDE-47在体内呈非线性分布，体内停留时间更长，脂肪组织中蓄积更多、排泄更少。这些结果表明，连续暴露可以造成更多的体内蓄积和更持久的毒性，应引起注意。

PBDEs能诱导Ⅰ相和Ⅱ相毒物代谢酶。Bromkal 70（德国产含四个溴的BDE商品）能诱导Wistar大鼠细胞色素P450中的CYP1A1和CYP1A2。PBDEs还可以诱导肝微粒体乙氧基-9-羟基异吩唑酮-邻-去乙基酶（EROD）与戊-氧基-9-羟基异吩唑酮-邻-去乙基酶（PROD）。除DeBDE外，PBDEs也可以诱导尿苷二磷酸葡糖醛酸基转移酶（UDPGT）的活性。动物实验表明，PBDEs在体内经过甲基化和羟基化。BDE-47在小鼠和大鼠体内经羟化形成羟基-PBDEs（OH-PBDEs）。MARSH等［20］在用BDE-47经口染毒小鼠后，在粪便中检测到6种羟基-四溴联苯醚和3种羟基-三溴联苯醚。PBDEs在体内存在脱溴过程，形成含溴更少的同系物。

3.3 PBDEs的人体暴露水平-生物监测［6］

3.3.1 一般人群 PBDEs同系物的生物监测已在多种生物材料中进行，包括血液（全血、血清、脐带血）、母乳、组织（脂肪，肝，，胎盘）、胆汁。各个地区居民体内PBDEs水平变化较大。RONALDA［6］综合分析了全球已公布的人群监测结果，并分别计算了5种PBDEs同系物（BDE-47、99、100、153、154）和总PBDEs的平均水平及构成。这5种PBDEs同系物在人体内的平均含量分别是5.21、1.36、1.02、1.12和0.36 ng/g脂肪（总含量8.73 ng/g脂肪），分别占54.9%、14.4%、9.7%、20.2%和5.0%。

日本于1970年代最早报道了人群生物监测结果。他们测定了脂肪组织中PBDEs的含量。3种PBDEs同系物（BDE-47、99、100）的含量分别为 0.017、0.004和0.002 ng/g脂肪，总PBDEs的含量为0.023 ng/g脂肪。最近的分析发现，日本人群脂肪组织中的PBDEs含量增高，总PBDEs含量为1.27 ng/g脂肪。新加坡研究人员在当地居民脂肪组织中主要检测到BDE-47（0.5~9.01 ng/g脂肪，平均2.89 ng/g脂肪）［21］。欧洲国家的研究显示，瑞典和芬兰居民脂肪组织中PBDEs含量最高。瑞典居民中4种同系物（BDE-47、99、100、153）的含量分别是8.80、1.10、1.80、1.70 ng/g脂肪（总含量13.4 ng/g脂肪）；芬兰居民脂肪组织中3种PBDEs同系物（BDE-47、99、153）的含量分别是6.14、2.02和2.18 ng/g脂肪（总含量10.34 ng/g脂肪）。

母乳是分析最多的人体生物样品。WHO将11种PBDEs同系物（BDE-17、28、47、66、99、100、138、153、154、183、209）纳入正在全球开展的一项母乳生物监测计划［22］。不同时间、不同地区居民母乳中的PBDEs含量可相差100倍以上。美国是目前报告的国家中母乳PBDEs水平最高的国家［6］。2000年的一项分析只包括了4名对象，5种PBDEs同系物（BDE-47、99、100、153、154）的平均含量分别是126、27.0、 23.5、14.8 和1.66 ng/g脂肪（总含量193 ng/脂肪）。但2002的另一项研究报告的水平明显降低，分别是18.4、5.70、2.90、2.00和0.22 ng/g脂肪（总含量29.2 ng/g脂肪），但仍高于其他地区报告的水平。

可以测定全血或血清中的PBDEs，通常使用血清。自20世纪70年代至今，世界各地区居民血液中PBDEs含量在0.44~6.03 ng/g脂肪之间。脐血中也可以检测出PBDEs，说明PBDEs可通过胎盘转移造成胎儿宫内暴露。美国孕期母亲血清中总PBDEs的平均含量为41.1 ng/g脂肪（范围15~580 ng/g脂肪），脐血中总PBDEs的平均含量为41.3 ng/g脂肪（范围14~460 ng/g脂肪）。GUVENIUS等［23］同时测定了孕期母亲血液、母乳和脐血中的PBDEs含量，总含量分别是1.79、1.84和1.29 ng/g脂肪。脐血中的含量与孕妇血和母乳中含量之间具有良好的相关性。STRANDMAN等［24］在胎盘组织中检测出PBDEs总含量为1.58 ng/g脂肪，进一步说明胎儿高水平暴露于PBDEs。

由于环境暴露水平不断增加，人体内PBDEs水平在过去30年间增加了100倍以上（图2）［6］。从图2中可以看出，北美地区居民体内总PBDEs含量最高，其次是欧洲和日本。

3.3.2 职业人群 暴露于PBDEs的职业人员有电器拆解回收工人、计算机使用和维护技术人员、阻燃橡胶（添加DeBDE）生产工人以及用这种橡胶制造电缆的工人。SJODIN等［25］分别测定出计算机操作人员、电器拆解人员和医院清洁工血清中总PBDEs的平均浓度分别为7.3、37和5.4 pmol/g脂肪。JULANDER等［26］在电路回收工血液中测定了BDE-47、153和183这3种同系物，其平均浓度分别为2.8、1.7、

4 PBDEs的健康危害［1，29～32］

对PBDEs毒性的了解远不如PCBs。目前，实验室证据积累相对较多，而人群研究对象主要是职业人群，数据相对缺乏。体内和体外实验初步揭示，PBDEs的健康危害包括肝脏毒性、内分泌干扰作用、生殖和神经发育毒性、致癌。不同PBDEs同系物的健康危害不完全相同。总体来说，3种主要的PBDEs产品中，PeBDE的毒性最强、OBDE其次、DeBDE的毒性最弱。实验研究使用的剂量明显高于人类实际暴露量的剂量，所以对于低剂量暴露下的PBDEs毒性了解还很有限。

4.1 实验研究

4.1.1 肝脏毒性 PBDEs的肝脏毒性表现为肝微粒体酶活性诱导、肝肿大、退行性组织病理学改变和肝癌。慢性肝性卟啉病是由于肝病引起的卟啉合成与分泌障碍性疾病。加入10 μg/ml商业OBDE的鸡胚肝细胞培养后明显地激活卟啉的合成和分泌。含有商业PeBDE［100 mg/kg・d］的饲料喂养大鼠13周后可导致肝脏和尿中卟啉含量明显升高。

4.1.2 内分泌干扰 已有充分实验证据表明，一些PBDEs同系物是内分泌干扰物，可干扰甲状腺激素和性激素［33］。

（1）甲状腺激素：美国研究发现，PBDEs慢性染毒可导致大鼠甲状腺肥大。PBDEs可以与甲状腺激素受体α（TR-α）和β（TR-β）结合，还可以与芳香烃受体（AhR）、甲状腺激素结合蛋白结合。由于PBDEs的分子结构与甲状腺激素T3和T4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。无论是低溴联苯醚，还是高溴联苯醚暴露均可以引起甲状腺激素失衡，影响其功能。

ZHOU［34］利用BDE-71在孕6天至出生后21天分别染毒母鼠和仔鼠，采集母鼠（孕20 天和出生后22天）、胎鼠（孕20 天）和仔鼠（出生后4、14、36和90天）的血清和肝组织样品，测定血清T3、T4水平和肝微粒体EROD、PROD和UDPGT酶活性。胎鼠、出生后4 天和14 天的仔鼠血清T4水平明显下降，下降幅度随染毒剂量增加而加大；但是，出生后36天的T4水平恢复正常。孕20天和出生后22天母鼠T4水平也明显下降，但母鼠和仔鼠没有发生T3水平的明显变化。HALLGREN等［35］利用多种PBDEs、PCBs和氯化石蜡单独和联合染毒SD大鼠和C57/BL小鼠14天，然后测定甲状腺激素和维生素A的含量，以评价PBDEs和PCB的联合作用对甲状腺的毒性。结果发现，2种PBDEs均降低了大鼠和小鼠体内甲状腺激素和维生素A的含量，但其毒性效应低于PCBs；EROD、甲氧基-异酚唑脱甲基酶（MROD）和PROD酶的活性均明显增加，这充分说明微粒体酶的活性被诱导，但UDPGT酶的活性增加不明显。随着PBDEs染毒剂量增加，血液总甲状腺素（TT4）和游离甲状腺素（FT4）的含量降低，被诱导酶的活性依次增强。STOKER［36］利用BDE-71染毒Wistar大鼠，30、60 mg/kg剂量组雌鼠染毒后21天，血清T4水平明显下降；3、30和60 mg/kg剂量组雄鼠染毒后31天，血清T4水平明显下降；30、60 mg/kg剂量组雄鼠染毒后31天，血清T3和TSH水平明显下降。

PBDEs的甲状腺毒性机制目前还不是十分清楚。目前认为至少可以从以下两个方面解释［33］。一是，PBDEs可以诱导不同酶的活性，包括CYP1A1、CYP2B和UDPGT。这些酶在甲状腺激素的代谢中发挥重要作用。在PBDEs的同系物中，溴含量低的PBDEs对大鼠肝脏中酶的诱导作用会更强一些，PeBDE>OBDE>DeBDE，由此推测溴含量低的PBDEs甲状腺毒性更大。其次，PBDEs代谢产物OH-PBDEs可与甲状腺转移蛋白竞争性地结合甲状腺受体蛋白。

（2）性激素：已有少量实验资料表明，一些PBDEs具有雌激素和雄激素干扰作用，但研究结论不一致。LEGLER等［37］使用稳定转染的人类乳腺癌细胞建立的体外雌激素受体报告基因分析系统（ER-CALUX）检测一系列PBDEs同系物、OH-PBDEs和溴化苯酚的雌激素样作用，发现PBDEs能与雌激素受体结合并激活它。MEERTS等［38］则发现，一些PBDEs同系物（BDE-153、166、190）在很低的浓度（μmol级）下，同雌二醇共同作用拮抗雌激素。但是，另一项研究却没有发现10种PBDEs同系物有雌激素样作用［39］。有关PBDEs雌激素干扰作用的体内实验资料还非常缺乏。最新的研究发现，PBDEs具有雄激素干扰作用。STOKER［40］发现，60 mg/kg DE-71染毒成熟小鼠3天后，促黄体生成素水平增高明显，睾酮、雄烯二醇、雌酮水平也轻微升高。VERSLYCKE［41］分析发现Scheldt河底沉积物具有雌激素样作用，无雄激素样作用，但由于他们在沉积物中同时检测出PBDEs和其他潜在的内分泌干扰物，该结果无法支持PBDEs与性激素干扰之间的关系。

4.1.3 神经毒性 神经发育早期暴露PBDEs可损害感觉运动、学习与记忆、自主行为发育［42，43］。BRANCHI等人［44］在围产期（孕6 天～出生后21天）将BDE-99经灌胃染毒CD1雌性大鼠后发现，孕期BDE-99染毒能影响仔鼠感觉运动发育，导致攀爬反应延迟。

ERIKSSON［45］的研究表明，给予刚出生10 天的小鼠10.5 mg/kg的BDE-47或12.0 mg/kg的BDE-99，均导致小鼠运动行为异常，成年后记忆和学习能力明显下降，BDE-99的神经系统的毒性比BDE-47强。PeBDE染毒新生C57/B1小鼠可导致成年鼠自主行为、学习和记忆能力的持久改变［46］。该小组利用BDE-153和BDE-209染毒新生NMRI小鼠后，观察到相同的神经行为效应［47，48］。研究还发现，新生小鼠暴露PBDEs后，成年期可发生神经行为改变［45，49］。KURIYAMA等［50］发现在非常低的暴露水平下（相当于人类实际暴露水平的6～29倍），BDE-99也可以导致子代小鼠神经发育障碍，表现为活动亢进。

PBDEs至少可能通过3个途径影响脑发育，即甲状腺激素干扰、第二信使信号干扰、神经递质改变。脑发育是按一定次序协调进行的，甲状腺激素曾被认为是终止神经细胞增殖和刺激分化的“计时钟”，它在中枢神经系统的分化、发育及各种功能的形成过程中发挥着十分关键的作用。从甲状腺激素对脑发育影响的角度考虑，可将脑发育分为3个阶段。第一阶段是胎儿合成甲状腺素之前，相当于人妊娠的头12周（早期妊娠），而大鼠则在妊娠的头17天，脑干大部分和大脑主要部分的神经发生都是在此阶段内完成的，而且开始有神经元的移行行为。此时只有来自母体的甲状腺激素起作用。第二阶段是出生前的中晚期妊娠，在这个时期内，重要的神经元都发育成熟，轴突延伸和突触形成旺盛。此时的脑发育既受胎儿自身甲状腺产生的甲状腺激素又受来自母体甲状腺激素的影响。第三阶段是生后的神经发育阶段，在此阶段内完成神经胶质的发育、轴突的髓鞘化，小脑神经元继续增殖、移行和分化，直到脑发育成熟。此时只有小儿自身甲状腺激素起作用。体外实验表明BDE-71可影响蛋白激酶C（PKC）活性和钙稳定［51］，随后的研究又发现PKC效应与PBDEs在神经元中的蓄积有关［52］。VIBERG发现［47，53］新生小鼠暴露PBDEs（BDE-99和BDE-153）后胆碱能受体数量减少，而且这种改变与神经行为改变有关。虽然已发现上述改变在PBDEs神经发育毒性中扮演重要角色，但确切机制还不是十分清楚，还需要更多的研究。

4.1.4 生殖毒性 有关PBDEs生殖毒性的实验资料非常有限。MEERTS等［54］利用雌激素荧光报告基因表达系统检测到11种PBDEs同系物及OH-PBDEs的雌激素效应。HERBERT［55］的研究表明，由于PBDEs的高蓄积性，即使孕期的暴露也可以导致出生后的生殖发育障碍。他们发现，在孕10～18天 BDE-99染毒后，仔鼠的青春期开始时间延迟、-生殖器距离缩短。仔代雄性成年鼠的血清雌二醇和睾酮水平下降。成熟仔鼠大脑性别分化区域、前列腺、子宫中性激素调控基因表达受抑制。发育期BDE-99染毒可以影响成熟鼠下丘脑腹内侧核孕酮受体基因表达，也可以干扰雌激素受体和前脑啡肽原的基因表达。

STOKER发现［36］青春期BDE-71持续染毒除可造成甲状腺激素水平降低外，还可以延迟青春期发育。他们发现，BDE-71持续染毒31 d后，60 mg/kg剂量组的雄性小鼠精囊和前列腺的重量下降，但和附睾的重量没有改变；30和60 mg/kg剂量组雄性小鼠的包皮分开时间明显延迟；60 mg/kg剂量组的雌性小鼠阴道开启时间也明显延迟。他们后来证明，这种作用与性激素干扰作用有关［40］。TALSNESS等人［56］在孕6 天低剂量BDE-99染毒雌性小鼠，发现所生的F1代雌性小鼠卵巢线粒体形态改变。KURIYAMA等［50］发现低剂量BDE-99染毒雄性小鼠可以影响生精过程，导致和精细胞数量下降。

4.1.5 免疫毒性 FOWLES等［57］用BDE-71经口亚慢性染毒［72 mg/（kg・d）］C57BL/56小鼠14 d，观察到抗绵羊红细胞反应受抑制、胸腺重量下降。DARNERUD［58］发现，BDE-47染毒后［18 mg/（kg・d）］可明显降低C57BL小鼠的脾细胞数量。而且，Bromkal 70（商用PeBDE）染毒后［36 mg/（kg・d）］可以导致体外培养的脾细胞IgG抗体含量下降。FERNIE［59］最近通过美国一种海鸟研究发现，PBDEs可以加深影响脾和胸腺的结构，造成免疫抑制。FERNLOF［60］则认为淋巴细胞对PBDE、PCB并不敏感，不会发生明显的免疫毒性。

4.1.6 致癌 目前，只有美国NTP动物实验发现DeBDE可致癌［61］。他们用3个剂量（0、25、50 mg/kg）分别染毒F344/N大鼠和B6C3F1小鼠103周。高剂量组肝腺瘤和胰腺瘤的发生率明显增高，甲状腺滤泡细胞腺瘤和癌发生率轻微升高。但是，Dow公司的一项研究却认为DeBDE暴露不会引起肿瘤，IARC认为这与该研究中使用的染毒剂量过低［

4.1.7 致突变和致畸 从目前的研究资料来看，PBDEs没有致突变和致畸作用。

4.2 流行病学研究

PBDEs的流行病学研究资料非常有限。较早的流行病学研究并没有发现PBDEs接触工人的健康损害［1］。生产PBBs和PBDEs（DeBDE）的工人中原发性甲状腺功能低下患病率比一般人群高，并且出现感觉和运动神经传导速度明显下降，但没有其他神经系统表现。由于工人血清中并未检出DeBDE，所以还不能认为这些表现与DeBDE暴露有关。JULANDER最新的研究表明，PBDEs职业暴露并不会引起甲状腺激素水平改变［26］。他们测定了11名PBDEs暴露工人的T3、T4、TSH（促甲状腺激素）水平，所有工人的这3种激素水平都在正常值范围内。

5 今后研究方向

从环境监测数据来看，我国的环境PBDEs污染程度低于欧美国家和日本，我国目前并未就PBDEs使用作出限制。但是，随着中国经济的发展和消费产品的丰富，家用电子产品拥有量增加造成电子垃圾数量增加、新房建设与装饰、室内纺织品使用量增加等原因将导致我国人群PBDEs的暴露将持续增高。然而，目前我国有关PBDEs环境暴露及其健康危害的研究资料几乎空白，政府缺乏对是否需要限制PBDEs使用进行决策的科学依据。未来有关PBDEs的研究应该包括以下几方面：

5.1 环境与人群暴露评价

目前对PBDEs在环境中的转归特点还不是十分清楚。人体暴露的途径及其暴露量估计还需要更多的资料。寻找敏感、特异的暴露生物标志物对于评价人群暴露量非常有帮助。目前，还未见检测人体生物样品中PBDEs代谢产物的报告。环境暴露与内暴露剂量之间的关系还不确定。

5.2 代谢动力学

代谢动力学资料非常匮乏。我们需要更多地了解PBDEs的代谢酶、代谢产物形成过程、体内分布特点和蓄积性。

5.3 毒理性及其机制

PBDEs毒性实验研究资料非常有限，更多的研究集中在内分泌干扰作用（甲状腺激素和性激素）、神经和生殖发育毒性、致癌。机制研究还刚刚开始，很多问题还有待解决。例如，PBDEs早期暴露如何影响神经和生殖发育？内分泌干扰在这些影响中发挥什么作用？同系物间存在毒性差异。这些同系物同时存在、或与其他物质如PCBs同时存在时是否存在相互作用还不清楚。

5.4流行病学研究

已开展的流行病学研究都是职业人群。一般人群的暴露来源、暴露量及其健康风险研究是非常必要的。动物研究显示，PBDEs毒性存在种属差异。这种差异在不同种族人群中是否存在？代谢酶基因多态性是否会影响PBDEs的代谢与毒性？

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