多溴聯苯醚類污染物在水體中的分布、轉化和生態毒性研究進展

陳美林，高雅倩，郭瑞昕，劉艷華，陳建秋

中國藥科大學工學院，南京 211198

作為溴代阻燃劑，多溴聯苯醚（poly brominated diphenyl ethers, PBDEs）由于其價格低廉、用量少、阻燃效果好等優勢，廣泛用于電子、家具和建筑材料等產品中[1]。作為添加型阻燃劑，PBDEs在使用過程中不可避免地逸散進入環境介質[2]。目前，在土壤、大氣和水體等環境介質中均廣泛檢測到PBDEs[3-4]。作為一類持久性有機污染物，PBDEs具有化學性質穩定、蒸氣壓低、生物蓄積性強、脂溶性大以及生物毒性高等性質，當其進入水體時，主要吸附或者富集在水體中的懸浮顆粒、沉積物或者生物體內[5]。根據《斯德哥爾摩公約》，使用量最大的BDE-209已經被禁用，但是仍留下比較嚴重的環境問題。

水體中的PBDEs可以在水生生物體內富集，通過食物鏈傳遞產生生物放大效應，最終富集到人體中，對人體產生毒害作用，引起人支氣管上皮細胞的細胞毒性和遺傳毒性作用[6]。PBDEs在生物體內可進行轉化和代謝，從而使PBDEs的性質發生改變[7]。清楚認識PBDEs在水體中的分布、轉化及其生物效應，有利于評價水體中PBDEs的環境風險并預測其遷移行為，為今后水體中PBDEs污染的處理提供科學依據。本文對PBDEs及其衍生物在水體中的分布、轉化和生物效應等方面研究進行概述，為深入認識PBDEs在水環境中的行為及風險提供參考依據。

1 PBDEs類污染物在水體中的分布（Distribution of PBDEs pollutants in the aquatic environments）

水體環境包括表層水、沉積物以及水生生物等，表層水的流動性較大，沉積物的流動性較小，所以PBDEs在表層水中的擴散性大于在沉積物中的擴散性，且PBDEs具有較強的疏水性，導致沉積物中PBDEs的濃度普遍大于表層水[8]。一般認為，沉積物是PBDEs的“匯”，是水中PBDEs的“源”。研究PBDEs在水體中分布時，對沉積物中PBDEs濃度研究可以有效地評價水體的污染程度。根據水體的位置情況，將水體分為淡水水體、地下水水體和海洋。下面將對這3種不同水體中PBDEs及其衍生物的污染情況進行概述。

1.1 淡水水體中PBDEs的分布

淡水水體包括一些湖泊、江河，是以淡水為主構成的水體，與人類健康息息相關。在不同地區的湖泊、江河中都能檢測PBDEs的存在，且具有不同濃度和組成特征。在工業區和低工業區都存在PBDEs污染，但工業區使用PBDEs的量和頻率遠大于低工業區，造成了工業區水體中PBDEs的污染程度遠大于低工業區[9]。工業區水體中PBDEs污染物的含量和種類可以反映出該工業地區的發展情況。隨著地區工業化程度的增高，附近湖泊、江河的沉積物中PBDEs的含量增高。如，在練江的貴嶼段，由于電子拆卸和一些其他的工業的存在，導致其沉積物中PBDEs污染較為嚴重，其濃度范圍為7 470～193 000 ng·g-1（干質量），遠高于練江上游水源沉積物中的PBDEs含量（10.2～2 120 ng·g-1），且BDE-209的相對豐度最大，占總量的50.3%[10]。在深圳茅洲河流域的電子廢棄物站點檢測到PBDEs濃度范圍為230～36 392 ng·g-1，其中BDE-209占據總PBDEs的96%以上[11]。在韓國石蛙人工湖的辛吉爾溪附近集中了大量的化工廠和電氣廠，導致該水體PBDEs含量高達18 700 ng·g-1，遠高于附近其他水體[12]。英國的泰晤士河是工業、港口、污水處理廠和發電站的排放點，其表層沉積物中檢測出多種PBDEs，其中BDE-209占全部PBDEs的95%，且濃度為0.03～540 ng·g-1[13]。根據沉積物中PBDEs含量和種類可知，工業區的PBDEs的污染十分嚴重，且都主要以BDE-209單體為主，說明BDE-209在禁用之前被廣泛使用。

在一些低工業地區，PBDEs也被頻繁檢出。通過檢測低工業區的PBDEs污染物的濃度和種類，可以反映當地地區的工業發展和變遷情況，以及PBDEs的長距離遷移情況。在墨西哥查帕拉湖的表層沉積物檢測到PBDEs的含量為0.2～2.5 ng·g-1[14]。對中國臺灣地區7個地表水樣品進行檢測發現PBDEs的含量為0.030～1.021 ng·L-1，且BDE-209占總PBDEs的90%[15]。朱冰清等[16]于2020年在太湖表面沉積物檢測出PBDEs濃度范圍為16.7～765 ng·g-1，其中BDE-47的含量最高，平均值可達到264 ng·g-1，其次是BDE-17和BDE-28。路風輝等[17]對珠江三角洲地區的沉積物鉆孔檢測了PBDEs的濃度和組成特征，研究發現BDE-209含量范圍為14.4～588 ng·g-1，占總PBDEs濃度70.7%左右。除了工業水流帶入PBDEs污染外，影響低工業區水體PBDEs污染水平的另外2個主要原因是季節降水的變化和污水處理不完全。通過檢測黃河水不同時期PBDEs含量和組成發現枯水期PBDEs濃度低于豐水期時的濃度，且BDE-209占總的PBDEs含量的44.6%～90.3%，在枯水期和豐水期BDE-209的濃度范圍分別為0～2.99 ng·L-1和0.713～13.5 ng·L-1[18]。邱鵬等[19]對白洋淀污水處理廠進出的湖水進行檢測，白洋淀的湖水總PBDEs含量為38.7～216.3 ng·L-1，進入污水處理廠的湖水中PBDEs污染主要是以BDE-209為主，其次是BDE-100，但經污水處理廠處理后湖水中幾乎沒有檢測出BDE-209，主要是以BDE-47為主。Lee和Kim[20]針對韓國兩大污水處理廠的處理工藝過程進行研究，發現BDE-209的降解效率大于BDE-45，在污水處理廠處理之后的水中檢測到總PBDEs的含量范圍為1.59～2.34 ng·L-1，且以低溴代聯苯醚為主要單體。經過污水處理廠處理后，PBDEs污染的組成會發生一定的改變，認識這一改變過程有利于進一步研究水體中PBDEs的生態影響。

總的來說，在淡水水體中，工業區PBDEs的含量遠高于低工業區，且兩者PBDEs的單體組成特征存在較大的差異，工業區主要是以BDE-209為主，而在低工業區BDE-209在總的PBDEs占比大幅度下降，且有些地區呈現出以低溴代的PBDEs為主的現象。產生這個現象的主要原因是十溴代聯苯醚（Beca-BDE）易于脫溴產生各種低溴代聯苯醚，從而導致Beca-BDE含量降低和低溴代聯苯醚的含量增高。盡管Beca-BDE已經禁用，淡水水體中PBDEs的污染水平仍然不容忽視。通過研究可發現，隨著雨水量的增多，PBDEs濃度有所下降；經過污水處理廠處理之后的污水中幾乎不含有BDE-209，但各種低溴代PBDEs的含量有所增高。了解并清楚認識PBDEs在全球范圍水體中的分布以及其影響因素，是有助于推動水體中PBDEs污染的科學化治理。

1.2 地下水水體中PBDEs的分布

地下水也是人類重要的水資源，是一些偏遠地區的主要飲用水來源，并可用于農田灌溉。土壤中PBDEs污染物的入滲作用是地下水中PBDEs的主要來源之一，因此，地下水中PBDEs污染的空間分布特征主要受填埋場垃圾滲出液和農田污水灌溉造成的PBDEs面源污染影響。在加拿大安大略省渥太華市的農業基地鉆孔檢測到2 m深地下水中BDE-209和BDE-153的平均含量分別為5.4 ng·L-1和0.16 ng·L-1[21]。針對愛爾蘭的10個垃圾填埋場附近地下水進行檢測，發現PBDEs含量范圍為6.08～27.97 ng·L-1，其中BDE-209檢出率為100%且含量最高（5.8～26 ng·L-1）[22]。地下水中PBDEs污染物濃度受到季節和雨水的影響，在雨水充沛時，由于地表水水量的增加而稀釋了PBDEs濃度。檢測南非2個具有代表性的填埋場附近地下水的PBDEs濃度，在夏季2個地方總PBDEs濃度分別為0.153 ng·L-1和0.293 ng·L-1，冬季分別為0.045 ng·L-1和0.449 ng·L-1[23]。2006年和2007年的8月和10月檢測加拿大泰河流域地下水的PBDEs含量，發現由于10月份雨水充沛，在這段時間里地下水中PBDEs含量（4.8 ng·L-1和5.7 ng·L-1）顯著低于8月份的PBDEs含量（13.1 ng·L-1和20.9 ng·L-1）[24]。目前對地下水污染的重視程度不如湖泊、河流等地表水，相關報道相對較少。通過上述PBDEs在地下水中的污染數據可知，在一些地區，特別是工業區、填埋場等，地下水中PBDEs的含量偏高，且都是以BDE-209為主，說明了在這些地區受到了嚴重的PBDEs污染，作為人類重要水源之一，地下水中PBDEs污染水平及風險應受到廣泛關注。

1.3 海洋水體中PBDEs的分布

海水是地球最豐富的水資源，然而，在海水中能夠廣泛檢測到各種PBDEs物質，足以證實PBDEs對水生生態系統造成的危害是不可忽視的。海水中PBDEs污染物的來源可分為近源和遠源，近源主要是指地表徑流的流入，遠源包括PBDEs的遷移和大氣中PBDEs的沉降[25]。沿岸海域PBDEs污染物的來源主要是近源，且PBDEs污染與工業化程度成正相關[26]。在一些沿岸海域水的交換能力較差，可以富集較高濃度的PBDEs，且也呈現出以BDE-209單體為主的現象。如，萊州灣東部由于農業、工業發達，而遭受了較多的陸源污染，導致在海水和沉積物中檢測到大量PBDEs污染物，其總的濃度范圍分別為290～760 pg·L-1和31.37～44.39 ng·g-1，且都是以BDE-209為主[27]。姚文君等[28]通過對環渤海沿岸的表面沉積物進行檢測，發現10種PBDEs，其總濃度范圍為0.446～26.8 ng·g-1，其中BDE-209的平均豐度為90.5%。黃海北部4個海灣中BDE-209的含量范圍為0.05～7.82 ng·g-1[29]。遠海地區PBDEs污染物的來源主要是遠源，北半球的陸地面積比南半球的大，且工業也比南半球發達，造成了南北半球PBDEs污染程度不同[30]。大西洋是跨南北半球的大洋，通過對大西洋的海水進行檢測，發現BDE-47、BDE-99、BDE-100和BDE-85含量較多，且北半球的BDE-47和BDE-99的平均總含量為0.3 pg·L-1顯著高于南半球（0.04 pg·L-1），數據表明北半球比南半球污染更加嚴重[31]?？偟膩碚f，沿岸海域的污染程度遠大于遠海地區，說明人類活動導致地表徑流中含有較高的PBDEs，對海洋水生生物是一種潛在的威脅。同時，沿岸海域也是人類水產養殖的集中地，PBDEs的污染也將通過海洋水產品被人類攝入，進而對人體產生危害。

2 水體中PBDEs的遷移轉化（Migration and transformation of PBDEs in water）

水體中PBDEs可通過太陽輻射、水體中氧自由基等進行非生物轉化，也可通過水生生物或者沉積物中微生物進行生物轉化。PBDEs最常見的轉化途徑是脫溴成為低溴聯苯醚和氧化成羥氧化物或者甲氧化物，有研究顯示，羥氧化或甲氧化這2種PBDEs代謝物的毒性大于其母體化合物的毒性[32]。水體中PBDEs的非生物轉化主要集中在表層水中，且主要產生低溴代聯苯醚或者開環生成其他衍生物[33]。在表層水中PBDEs的含量較低，且不穩定因素影響較大，導致水體中PBDEs通過非生物轉化的量極少[34]。生物轉化是水體中PBDEs的主要轉化途徑，下面將詳細敘述PBDEs在水生動物和浮游植物以及微生物作用下的生物轉化。了解并認識水體中PBDEs的轉化過程有利于全面評估PBDEs及其代謝物對生態環境帶來的危害和風險。

2.1 PBDEs在水生動物體內的遷移轉化

水生動物在維持水體生態平衡中扮演著重要的角色，且在其體內存在多種酶和脂質等物質，能夠代謝轉化和富集PBDEs及其代謝物。PBDEs能在各種水生生物體進行轉化，且雌性生物通過生殖過程可將PBDEs轉移至后代體內中。用含有BDE-209和BDE-99的飼料喂養比目魚362 d后可以檢測出未加入的PBDEs，比如BDE-49、BDE-101等，且在其產的卵中檢測到PBDEs[35]。目前從無脊椎到高營養級水生生物中均可檢測到PBDEs及其代謝物，包括一些大型水生動物如海豚和鯨類[36-37]。肝臟是物質代謝的主要場所，PBDEs在肝臟內可通過脫溴和氧化等途徑轉化變成低溴聯苯醚和代謝物，且在一些生物體內主要以脫溴代謝為主。Munschy等[38]通過幼魚在特定PBDEs中的暴露實驗證實了BDE-99、BDE-153和BDE-209的生物脫溴轉化，且證明了BDE-99轉化為BDE-49的脫溴途徑。通過鯽魚的肝臟離體實驗證實了PBDEs的脫溴途徑，由于deca-BDEs分子量大和位阻大，導致與酶反應活性低，從而五溴二苯醚（penta-BDEs）較deca-BDEs在肝臟內更容易脫溴，penta-BDEs和deca-BDEs轉化率分別為165 pmol·h-1·mg-1（蛋白質）和4.7 pmol·h-1·mg-1（蛋白質）[39]。Falandysz等[40]檢測了從波羅的海和北大西洋魚中提取的魚肝油和魚肝油產品的PBDEs含量，發現在魚肝油中∑17PBDEs濃度范圍為9 900～415 000 pg·g-1（濕質量），且在所有樣品中存在90%的四溴二苯醚（tetra-BDEs）和penta-BDEs。由于penta-BDEs在禁用之前被廣泛使用，且penta-BDEs在生物體內易于脫溴和氧化，導致水生生物體內的PBDEs主要以tetra-BDEs和penta-BDEs及其氧化產物為主，其中BDE-47及其氧化物占主導地位。在拉脫維亞境內采集的淡水貽貝中檢測到總PBDEs含量為11.3～193.2 pg·g-1（濕質量），tetra-BDEs占總PBDEs的23%[41]。Sun等[42]檢測北極和南極地區一些無脊椎動物脂質和肌肉中的PBDEs及其代謝物含量，發現PBDEs通過生物轉化形成多種PBDEs及其代謝物，其中BDE-47在北極和南極生物體內分別占∑7PBDEs的52.11%和39.8%，6-MeO-BDE-47和6-OH-BDE-47分別在∑14MeO-PBDEs和∑14OH-PBDEs中占76%和82%。在一些生物體內氧化產物濃度高于PBDEs的濃度，美國市場上貝殼類水生生物中∑PBDEs、∑OH-PBDEs和∑MeO-PBDEs的濃度分別為521.5、2 005和570.3 pg·g-1（濕質量）[43]。生物體內PBDEs代謝物會通過生物排泄作用釋放到環境中，這將導致環境中PBDEs的代謝物濃度增加，所以必須重視PBDEs的代謝物帶來的環境影響。

在水體環境中，由于不同物種具有不同的生活習性和代謝頻率，導致在體內積累的PBDEs及其代謝物具有不同的濃度和特征[44]。有研究報道，底棲生物較其他水生生物體內含有更高的PBDEs及其代謝物，對環渤海地區多種無脊椎動物和魚類進行檢測，發現蛤蜊蟲體內較蝦等其他無脊椎動物含有更高的∑OH-PBDEs和∑MeO-PBDEs濃度，分別達到63 000 pg·g-1（脂質量）和21 000 pg·g-1（脂質量）[45]。對于不同物種的魚類，由于物種差異導致體內PBDEs及其代謝物含量和組成存在較大的差異。Zhou等[46]對上海淀山湖11種魚類進行檢測，由于鯉魚和鯽魚脫溴能力強而未檢出BDE-99，而其脫溴產物BDE-47占∑7PBDEs的45%～57%，但黃顙魚中能夠檢測出13%的BDE-99。由于物種差異，不同物種對PBDEs具有不同的行為特征，全面認識這一特征對開展PBDEs及其代謝物的風險評估有重大意義。

2.2 PBDEs在浮游植物和微生物中的遷移轉化

在水環境中，浮游植物和微生物分別存在與表層水和底泥沉積物中，且都對PBDEs具有轉化能力。小球藻體內BDE-209能夠脫溴為BDE-153、BDE-99、BDE-47和BDE-28[47]。在海洋中的OH-PBDEs和MeO-PBDEs是藻類的天然產物，Malmv?rn等[48]檢測出波羅的海的紅藻和藍藻中含有6-OH-PBDEs和6-MeO-PBDEs。PBDEs可在藻類等浮游植物中轉化為脫溴還原產物，也可在底泥中進行降解代謝轉化為其他低溴同系物。自然衰減法是處理沉積物中PBDEs污染的最為推崇的方法，是指在自然環境中的菌種或者物理條件下，無需人為干擾，污染物發生降解、吸附等生化反應而降低PBDEs濃度[49]。PBDEs可在好氧或厭氧微生物的作用下脫溴，好氧梭形乳桿菌可對沉積物中BDE-209脫溴而產生BDE-3[50]，好氧細菌對BDE-47的降解符合一級動力學[51]。在中國臺灣地區南部河流沉積物中分離出假單胞菌和芽孢桿菌這2種降解BDE-15的優勢菌，且鼠李糖能加速BDE-15的好氧降解[52]。底泥中的厭氧菌群對除BDE-47以外的PBDEs的降解不到20%，而BDE-47濃度在培養42 d后顯著下降，且通過變性梯度凝膠電泳檢測發現PBDEs改變了細菌群落的組成，且程度隨PBDE同系物的不同而不同[53]。對比牲畜廢水和蝦池廢水，BDE-47在城市污水中脫溴降解速度較快，可降解為BDE-7、BDE-17和BDE-28[54]。生物法降解沉積物中的PBDEs一直以來是研究熱點，清楚認識和了解底泥中微生物對PBDEs的作用有助于治理水環境中PBDEs污染。

3 水體中PBDEs污染物的生態風險（Ecological risk of PBDEs in water）

PBDEs作為一種持久性有機污染物，對水體中水生生物存在一定的毒性效應，如抑制生物生長、產生生殖毒性和神經毒性等。PBDEs的羥基化和甲氧基化代謝產物在水體環境或者生物體內被檢出，其對生物的毒性也不可忽視。目前，對PBDEs及其衍生物的水生生物毒性研究主要集中于生殖毒性，其次是神經毒性。PBDEs及其衍生物的混合毒性是當前研究的熱點問題之一。3種商業PBDEs（deca-BDEs、octa-BDEs、penta-BDEs）和BDE-47是在水體中檢出頻率高和濃度高的PBDEs，其毒性大小與苯環上的溴取代基的數量成負相關[55]。6-OH-BDE-47和6-MeO-BDE-47是BDE-47的2種代謝產物，在水環境中檢出頻率較高，相對于其他PBDEs代謝物研究較多[56]。探究PBDEs及其衍生物的生物效應有助于全面了解其對生物的毒性作用，從而有利于對水生生態系統進行風險評估。

3.1 PBDEs及其衍生物的生殖毒性

PBDEs作為一種內分泌干擾物，在低劑量水平即可對生物的生殖造成不可挽回的損傷，因此其生殖毒性研究較多。PBDEs及其代謝物對水生生物的胚胎發育和生殖系統產生毒副作用，導致生物繁殖力下降，基本表現為胚胎發育受損和產卵數量減少。BDE-47、BDE-99和BDE-209在0.5 μg·L-1的濃度下即可使斑馬魚胚胎產生蛋黃和心包水腫、尾部和頭部畸形等亞急性損傷[57]。研究發現，斑馬魚受精后，將其暴露于BDE-47溶液72 h，斑馬魚幼魚的腸下血管面積和血管化卵黃面積顯著減少[58]。褶皺臂尾輪蟲在暴露于BDE-47溶液后出現卵巢受損、繁殖率減低的現象，且呈現出與暴露時間和濃度的依賴性[59]。在暴露于環境水平的BDE-47溶液中時，甲履螺的胚胎發育和繁殖會受到損傷，以及其性成熟時間延長[60]。PBDEs對雌性水生生物具有生殖毒性外，對雄性水生生物也能產生生殖毒性。有研究表明，雄性斑馬魚在暴露于BDE-47溶液21 d后，與雌性斑馬魚之間的追逐和性關聯行為受到抑制[61]。除此之外，BDE-47還能破壞蝌蚪的性腺發育，且在雄性蝌蚪暴露于BDE-47后性腺雌性化水平提高[62]。PBDEs的代謝物也同樣具有生殖毒性，且與PBDEs引起的毒性現象是類似的。暴露于6-OH-BDE-47和6-diOH-BDE-47的受精斑馬魚胚胎存活率低，并出現幼魚脊柱彎曲、魚鰾發育不完全以及生長受到抑制的情況，且6-OH-BDE-47的毒性作用大于6-diOH-BDE-47[63]。由于在某些地方，特別是工業區，在環境水平濃度下即可對生物產生生殖毒性，因此PBDEs及其衍生物污染物的生殖毒性是受到廣泛關注的毒性之一。

3.2 PBDEs及其衍生物的其他毒性

PBDEs除了具有生殖毒性外，還具有神經毒性、血管毒性、免疫毒性和細胞毒性等其他毒性。PBDEs及其衍生物的神經毒性和血管毒性不利于發育期生物的神經系統和血管系統完善并導致水生生物行為異常。低濃度水平下，BDE-47能使斑馬魚產生焦慮行為，且相對于幼魚，對成年斑馬魚的行為損傷更加嚴重[64-65]。單獨使用6-OH-BDE-47和6-MeO-BDE-47均能抑制大型溞的攝食、破壞大型溞的神經系統和抗氧化系統[66]。penta-BDEs對甲狀腺激素系統具有干擾作用，BDE-99通過下調trr和trβ基因來影響發育期斑馬魚的轉錄，進而干擾甲狀腺激素的作用，導致斑馬魚發育遲緩[67]。6-OH-BDE-47還可影響斑馬魚體內甲狀腺激素的調節系統，從而影響斑馬魚早期的生長發育[68]。PBDEs使水生生物的免疫系統遭受破壞，進而影響生物的生長發育。Huang等[69]通過體外細胞實驗證明了暴露于PBDEs的海豚免疫系統受到損傷。貽貝暴露于BDE-47溶液后出現血細胞總數減少及其死亡率增加等免疫功能受損的情況[70]。除上述的毒性外，PBDEs還具有特殊的毒性。如，PBDEs可通過誘導細胞凋亡物質（Bcl2和caspase-9）的增加而對海洋中大型水生生物鯨魚產生細胞毒性和遺傳毒性[71]，還可引起褶皺臂尾輪蟲線粒體功能失調和乙酰膽堿酯酶活性下降，進而導致其攝食率減低和消化功能受阻[72]。PBDEs不僅對水生動物具有毒性作用，還對水生植物產生毒性效應。有研究表明，BDE-47能抑制三角褐指藻的細胞生長并破壞它的葉綠體結構，且這2種毒性效應與暴露濃度和時間呈線性關系[73]。BDE-47引起海鏈藻的生長抑制、氧化應激反應和氮的吸收率增加等現象，從而導致海鏈藻的生理生化特征發生改變[74]。

3.3 PBDEs及其衍生物的混合毒性效應

環境中的PBDEs的種類是錯綜復雜的，考慮單獨PBDEs對生物的毒性作用不能真實反映PBDEs在水環境中的影響，因此還需研究PBDEs的復合毒性。BDE-47和BDE-209是環境中檢出頻率高和濃度較高的2種PBDEs同系物，這2種PBDEs的聯合毒性與單獨PBDEs的毒性作用是不同的。相對于BDE-47和BDE-99的單個毒性，BDE-47聯合BDE-99使大型溞的攝食抑制作用加強而抗氧化應激反應減少[75]。與單獨使用BDE-209或BDE-47相比，2種PBDEs同系物聯合使用時，大型溞的心跳頻率顯著增加并使膽堿酯酶的活性顯著降低[76]。將大型溞分別暴露于低濃度的BDE-47與6-OH-BDE-47或與6-MeO-BDE-47的混合溶液，會出現攝食率增加的現象，但暴露于三元混合溶液時，大型溞產生氧化應激反應，攝食率以及乙酰膽堿酯酶活性均降低[66]。PBDEs的混合毒性與單獨的毒性具有較大的差別，2種及以上的PBDEs混合時，可能出現拮抗作用而降低毒性，也可能出現協同作用而增強毒性，復合毒性比單個毒性更能反映出水環境中污染物的潛在風險。

4 結語與展望（Conclusion and prospect）

總的來說，通過對水環境中PBDEs的分布、轉化和生物效應的概述可發現，PBDEs在淡水、地下水和海洋中都廣泛分布，且在工業區附近造成了較大的污染。在水環境中PBDEs的組成特征是以BDE-209為主，其次是BDE-99和BDE-47。水環境中的PBDEs代謝物主要來自于水生生物、浮游植物和微生物自身代謝，主要為脫溴產物和氧化產物，PBDEs通過生物轉化作用使環境中PBDEs類污染物成分越來越復雜。PBDEs及其衍生物對水環境中的各種生物都具有毒性，且PBDEs及其衍生物的聯合作用與單獨作用存在較大差別，需要引起足夠的重視。對水生動物來說，PBDEs主要影響其生長繁殖、胚胎的存活和發育，還可產生神經毒性和細胞毒性。

基于目前對PBDEs及其衍生物的研究，在今后的相關工作中可以對以下幾方面進一步開展研究：（1）沉積物中微生物對PBDEs可進行轉化代謝，從而降低環境中的PBDEs的濃度，但是對于微生物轉化PBDEs的機理還不清楚，可以從基因水平對其轉化機理進行研究，以便開展PBDEs污染的修復工作；（2）OH-PBDEs和MeO-PBDEs是PBDEs的2類主要代謝物，但是在生物體內的轉化機理還未明確，只能夠通過檢測代謝物的存在而證明，今后可探究這2種代謝物在生物體內的主要存在部位以及生物體內酶對PBDEs轉化的影響來佐證轉化機理；（3）PBDEs對水生生物的毒性效應主要停留在水生動物，而對水生植物和微生物的毒性效應研究較少，以及水生植物體內的PBDEs及其代謝物也知之甚少，今后在關注PBDEs對水生動物影響的同時，還需要關注對水生植物及微生物的影響；（4）在水環境中，PBDEs及其代謝物的組成較為復雜，對于PBDEs及衍生物之間的相互作用以及復合毒性研究太少，復合PBDEs影響水生生物的機制尚不明確，需要增加對PBDEs及衍生物對水生生物復合毒性及作用機制的研究。