有機磷酸酯的環境分布及對生物毒性作用研究進展*

沙未來, 王 迎, 張 琛, 李佳玉, 王仁君

(曲阜師范大學生命科學學院,273165,山東省曲阜市)

0引 言

塑料行業的興起帶動塑料添加劑的發展. 在各類型塑料添加劑中,阻燃劑和增塑劑占據較高地位. 近年來大量研究顯示,多 溴 聯 苯 醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)、六溴環十二烷(hexabromocyclododecanes,HBCDs)等典型的溴系阻燃劑已廣泛分布于環境中,因其具有持久性、長距離遷移、生物富集性和生物毒性,并能產生具有高含量羥基(甲氧基)的代謝物或溴代二噁英(呋喃)的特性,已連續被列入斯德哥爾摩公約新添加持久性有機污染物(persistent organic pollutants,POPs)的限制或禁止使用清單. 相反,其替代物的使用量出現了明顯增加,相關的危險性影響已經成為新的環境問題.

有機磷酸酯(organophosphate ester,OPEs)作為其替代品之一,使用量已從2011年50萬噸增長到2018年的280萬噸[1]. OPEs根據所攜帶取代基結構的不同可以劃分為芳烴類、含氯類以及烷烴類3大類化合物,不同種類的 OPEs 具有各自獨特的理化性質和功能(如表1、圖1所示).

表1 常見有機磷酸酯的種類及其理化性質

續表1 常見有機磷酸酯的種類及其理化性質

圖1 典型OPEs的分子結構式

目前OPEs廣泛作為阻燃劑、增塑劑以及消泡劑添加到紡織、家具、建筑建材和塑料包裝等材料中. 由于OPEs添加到聚合物產品中的方式為物理添加并未形成化學鍵,導致其在產品的生命周期中極易通過揮發、破損或溶解等方式釋放到周圍各種環境介質. 根據現有研究表明,多種OPEs已在大氣、水、土壤及室內灰塵中被檢出[2]. 同時,生物可以通過呼吸、攝食等生命活動累積越來越多的OPEs,并沿食物鏈或食物網進行傳遞,從而對生物造成嚴重的傷害,甚至可能危及整個生態系統. OPEs是一種類型多樣、來源復雜、物化性質各異的物質(lgKow=0.65～9.49),至今還沒有一套完整的OPEs及其代謝物的標準分析方法. 而且大多數研究只局限于幾個典型 OPEs的污染程度和分布特點,對其環境行為的研究還不夠深入. 隨著OPEs環境釋放量的增加,OPEs或許并不是一類安全的替代品. 因此,為減少因OPEs暴露而產生的各種生態毒理學風險,我們需要努力獲取有關這些化學物質在環境中出現的更全面的監測數據.

1 OPEs在環境中的分布

1.1 空氣

已有研究表明,OPEs主要是在顆粒相中分布,而不是在氣相中,所以現有數據資料多以粒子相中OPEs的濃度來表示OPEs在大氣中的含量[3]. 多方數據統計,OPEs廣泛存在于世界各地的環境大氣中,含量介于幾至幾百ng/m3,這些化合物的污染主要來自于電子廢棄物的拆解、工業活動等[4]. TCEP、TCPP、TPHP、TnBP等在各檢測地區大氣中占據較高比例,但在不同地區的大氣中OPEs的種類及含量存在差異. 在國內,Liu等人[5]在中國10個城市設置采樣點對空氣中PM2.5進行為期1年的監測,最終在所有樣品中均檢測到含氯類OPEs(如TCPP、TCEP 和 TDCPP)的存在,表明它們是環境中普遍存在的物質. 目前現有的研究發現,室內空氣中的OPEs濃度普遍高于戶外,說明OPEs主要由室內空氣釋放到戶外空氣. 不論是國內還是國外,TCPP的檢出率和濃度均較高,猜測可能是因為TCPP的毒性較低,使其易在工業中作為替代品. 在對挪威住宅和學?？諝鈽颖具M行檢測時,研究人員發現起居室空氣中TnBP和TPHP的濃度略高于教室,但OPEs含量水平在兩地樣品之間并無顯著差異[6]. 同時,城鎮空氣中的OPEs還要受城市活動和工業結構的組成和遷移的影響. Zeng等人[7]在中國華南地區的工業區與非工業區的大氣監測結果中發現,工業地區(電子垃圾拆解廠)附近的OPEs濃度值約為3852～57695 pg/m3,顯著高于非工業區；其中以TCPP和TPHP占據主導地位,說明原始電子垃圾的拆除可能會導致周圍大氣中的OPEs含量水平升高.

1.2 水和沉積物

由于城市化和工業化的影響,OPEs已在世界各地的水域中被檢測到. 水環境作為污染物的重要歸宿之一,隨著產品中OPEs排放量加大,大量的OPEs經過各種方式進入水環境. 當OPEs進入水體后,其存在形式、分布狀況和毒性效應會隨著水動力學的變化而發生復雜的遷移轉化. 由于不同類OPEs物理化學性能的不同,導致其在水中的穩定性也不盡相同. 例如,TEHP在水中很難溶解. TCEP、TCPP等氯代OPEs難以在水體中進行轉化或被降解. 而TPHP在中性條件下不容易水解,但在堿性或含有磷酸酯酶的環境中,其水解作用卻會明顯增強. 總體而言,OPEs已在世界各地各類水體和沉積物中被廣泛發現.

趙賽等人[8]對合肥市某污水處理廠特殊處理工藝過程中的水體進行了污染物相關檢測,發現含氯類OPEs的檢出率為100%,其中TCEP、TCPP和TBEP作為進水口的優勢化合物,濃度分別為546.69、324.42和91.98 ng/L. 在西班牙Besos流域水體中,Cristale檢測到大量烷烴類OPEs的存在,其中TiBP的含量高達158.95 ng/L[9]. OPEs在全球水體中的分布極不均勻,人類的生產或生活活動可能是關鍵影響因素之一. 在人類活動范圍較大的悉尼、日本東京灣及韓國洛東江等水體中可以檢測到成百甚至上千ng/L的OPEs；但在遠離城市的美國密歇根湖及其相關支流中只檢測到幾十ng/L的OPEs[10].

大多數不溶于水的OPEs極易在沉積層中發生吸附,即使是水溶性良好的OPEs,也能與水中的其他物質結合,并在地球引力作用下沉淀進入沉積層. 盡管就目前現有監測數據來看,關于沉積物中OPEs的研究相對較少,但世界各地沉積物中OPEs的污染狀況依舊不可忽視. 在中國的渤海沿海海域[11]、太湖[12]、珠江三角洲地區[13]和廣西沿海灣區[14]沉積物中均有OPEs被檢出,其中珠江三角洲地區沉積物中OPEs的濃度高達470 ng/g dw,太湖地區沉積物中OPEs的濃度卻相對偏低. 國外地區與中國沉積物中OPEs種類及含量略微存在差異,例如奧地利河流沉積物中OPEs的濃度僅幾十ng/g dw[15].

1.3 土壤

近年來,OPEs在土壤中的污染越來越引起人們的重視,其污染程度在幾 ng/g至1 000 ng/g之間,在人口稠密地區,污染較為嚴重. 而在現存研究中關于土壤中OPEs的相關分布與濃度數據依舊有限. 在中國中西部地區及東南地區土壤中OPEs的濃度范圍為29.7～57.4 ng/g dw,國外地區土壤中檢出的平均濃度與國內相似,濃度約為67 ng/g dw[3]. 城市化以及工業化的發展導致土壤中的OPEs存在地區差異. 例如,在天津電子拆解廠附近土壤中檢測到829 ng/g dw的OPEs[16],在尼泊爾加滿都地區土壤中OPEs的平均濃度高達1 830 ng/g dw[17]. 因不同國家地區電子廢棄物種類的差異,導致土壤中OPEs存在地域差異. 在中國電子拆解廠附近土壤中檢測到的主導污染物為TCEP和TBEP,而在越南地區土壤中TPHP的檢出濃度最高[18].

1.4 生物體

目前國內外關于OPEs在各種環境介質中的數據資料已經十分豐富,但是關于OPEs在生物體內的分布狀態卻很少,且大多以水生生物作為研究對象. 最近有一些研究發現,部分生物體中OPEs的濃度已經比環境背景值要高,說明OPEs可以在生物體內累積. 但是也存在著OPEs含量在生物體內下降的現象,這可能與所研究的生物對象和所檢測的OPEs的結構與性質存在差異性有關.

(1)植物是生態系統中重要的環節成員,OPEs可以從受污染的土壤轉移到植物中,最終通過食物鏈進入人體,對人體造成不良影響,但是針對OPEs在植物體內分布的資料甚少. Zhang等人[19]以中國南寧市為例調查了水稻田環境中有機磷酯類化合物的發生、行為和歸趨,結果發現OPEs廣泛存在于華南水稻田環境的多個介質中,平均含量達到了29.8 ng/g,不同生長期水稻中TCEP的積累也存在差異. Wan等人[20]分析了中國某塑料廢棄物處理場周圍小麥植株體內OPEs的累積及分布情況,受周圍環境的影響,小麥地上組織中OPEs的濃度與周圍環境土壤存在顯著的正線性關系；此外,小麥根系中OPEs的分布特征也與相應的農田土壤相似.

(2)水生魚類可以通過鰓、皮膚接觸和攝食接觸進入水環境的污染物質,因此更多的研究將魚類作為研究污染物生物積累的重要實驗對象. 研究表明,在廣東清遠某電子拆解廠附近河流中鯉魚和水蛇體內檢測到平均含量為14.4 ng/g ww 和1.9 ng/g ww的OPEs[21]. 針對不同生物不同檢測組織中OPEs也存在顯著差異. Hou等人[22]以鯽魚和泥鰍為研究對象,分別檢測兩種生物不同組織中OPEs的分布,研究結果發現,兩種生物肝臟(鯽魚：576 ng/g lw；蚯蚓：861 ng/g lw)內OPEs濃度均高于腸道和腎臟.

與水生魚類相比,陸生生物體內OPEs的相關研究數據相對缺乏,處于食物鏈較高位置的鳥類和哺乳類常被用作研究對象. 例如：生活在挪威地區的北極狐(Vulpeslagopus)體內的OPEs以TBEP為主導,平均濃度高達955 ng/g[23]. 在位于長江上游地區的中國池鷺卵(Ardeolabacchus)中檢測到以TnBP、TCEP及TEHP為主的OPEs,平均濃度為14.9 ng/g,5.7 ng/g和6.2 ng/g[24]. 同水生生物一樣,陸生動物體內的OPEs也存在組織差異性. 如陳敏等人以小鼠作為研究對象,探究OPEs在其心、肝、脾、肺、腎組織中的富集分布,研究結果表明小鼠腎臟中OPEs的濃度最高,肝臟中濃度最低[25].

綜上可見,OPEs在不同生物組織分布中存在差異性,鳥類吸收的OPEs可能具有一定疏水性,但在水生動物中則表現出不同的結果. 因為化合物物化特性存在著差異,使得OPEs在水中和陸地生物體內吸收、富集和清除方式不同,從而使OPEs在水生和陸生物體內形成不同的遷移和轉換規律,但此點猜測還需要進行進一步探究.

(3)人類作為食物網的頂端生物存在,隨著飲食、呼吸及皮膚接觸等多種途徑累積越來越多的OPEs. 目前,國內外有關人體接觸OPEs的文獻已經很多,大量數據表明OPEs在人體母乳、尿液、胎盤等多種樣品中均有檢出,且其種類和含量存在地域差異. 瑞典居民的乳汁中以TCPP為主[26],美國人的母乳中OPEs主要是TBEP[27],亞洲地區居民母乳中TCEP和TPHP含量比較高[28]. 在澳大利亞某地區兒童尿液中檢出以TCEP和TEHP為主導的OPEs,平均含量為0.6 ng/mL[29].

持久性污染物在生物體內是否積累是衡量其有無環境危害的決定因素之一,也是環境科學關注的重點問題. Brandsma等人[30]通過LC-MS/MS對荷蘭南部的謝爾德河口中某食物網中的生物體內OPEs種類及含量進行檢測,共發現9種OPEs,且隨著生物在食物網中營養等級的升高,其體內的TBEP與TCPP的含量顯著高于低營養級的植物體內的濃度. 此現象表明這兩種OPEs在該食物網中具有生物放大作用. 相反,生活在某電子拆解廠附近池塘中的水蛇和鯉魚,它們體內所發現的9種OPEs的生物放大因子均小于1,說明OPEs在食物鏈或食物網中存在生物稀釋的現象[21]. 因此,判斷OPEs在生物體內是否具有蓄積效應,需綜合考慮生物所攝入的OPEs的種類、物化性質及生物本身對其代謝能力等因素.

2 OPEs對生物的毒性效應

OPEs已在各種環境介質中大量賦存,并且隨著時間的推移,OPEs對生物的毒性危害越來越引起了世界各國的關注. 目前,關于OPEs在機體中的積累已經有了相對全面的研究,但關于OPEs對生物體的毒性效應和機理的研究相對局限. 最近的研究表明OPEs可以對植物、動物甚至人類造成嚴重傷害. 但是,在整個研究歷程中使用的生物對象和OPEs的種類相對很少,且缺少環境濃度下的長期接觸等毒性資料,同時有關的毒理學機理還需要進一步闡明.

2.1 植物

目前,OPEs對植物的毒性效應數據少之又少,主要集中于植物生長和生理兩個方面(如圖2所示).

圖2 有機磷酸酯(OPEs)對生物的毒性效應

姚夢月[31]對小麥種子萌發、生長發育、光合熒光及抗氧化系統是否受到TCEP脅迫的影響進行了相關探究. 結果表明低濃度(<20 mg/L)TCEP并不影響小麥種子的萌發,且對小麥生物量和產量的形成起到促進作用；隨著TCEP濃度的升高,小麥種子的生長發育受到顯著抑制以及葉片中光和系統和抗氧化系統平衡被打破.

Wang等人[32]探究了TPHP暴露下,小球藻(Chlorellavulgaris,CV)和斜生柵藻(Scenedesmusobligus,SO)這兩種淡水藻類生長發育是否受到影響. 研究發現培養1天時,CV表現出細胞重量降低趨勢且存在濃度依賴性,而SO僅在10 mg/L時出現顯著下降；CV在所有處理濃度下均顯示膜完整性增加和活性氧(Reactive oxygen species,ROS)含量減少,這可能是其自身的一種防御策略；而SO在10 mg/L TPHP培養體系中表現出膜系統受到損傷和大量ROS產生.

Li等人[33]也發現了隨著TnBP暴露濃度的升高,三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)的生長受到顯著抑制,同時TnBP的存在改變了藻細胞內ROS的活性,引起細胞膜結構的破壞,使膜的完整性和通透性發生變化,最終導致細胞凋亡. 實際上,脂質組分作為細胞膜中的重要組成成員,在細胞內滲透調控過程中起著至關重要的作用,因此OPEs對生物的致毒機制可能與細胞內的脂質代謝受到影響存在一定關系.

2.2 動物

OPEs已在各種工業產品及生活日用品中被廣泛使用,所以很容易被動物和人體通過各種途徑所吸收,從而對機體造成一定的影響. 目前國內外有關OPEs對動物毒性的研究較為豐富,主要表現在細胞毒性、神經毒性、生殖發育毒性、干擾內分泌系統等(如圖2、表2所示).

表2 常見有機磷酸酯對動物的毒性效應

(1)細胞毒性 Su等人[34]利用雞胚胎干細胞作為實驗材料探究了TPHP對細胞的毒性和mRNA的表達. 結果表明當TPHP的濃度超過10 μM時出現了明顯的細胞毒性；但是其對細胞內mRNA表達的干擾效果顯著低于次級代謝產物(磷酸二苯酯). 烷烴類OPEs同樣可以對動物細胞產生毒性效應. TBEP(100～400 μM)暴露3 d后,HepG2細胞顯示了細胞毒性；TBEP可以導致胞內DNA的嚴重破壞及細胞周期的改變,最終導致HepG2細胞凋亡的產生[36].

(2)神經毒性 Sun等人[41]的研究對比了典型OPEs與有機磷農藥毒死蜱(ChlorpyrifosStandard,CPF)對動物的神經毒性. 結果發現包括TCEP、TBEP及TnBP等均顯著影響了斑馬魚的游泳行為,改變了神經系統基因AChE活性和mRNA表達水平. 楊揚[37]通過研究發現TnBP可在赤子愛勝蚓(Eiseniafetida)神經組織中發生累積,影響其神經相關蛋白的含量及基因的表達量,產生神經毒性；通過轉錄組學和代謝組學的方法,發現TnBP對蚯蚓神經不同部位的致毒機制存在一定的差異.

(3)生殖發育毒性 Zhang等人[38]探究了磷酸三正丁酯(TnBP)對秀麗隱桿線蟲(Caenorhabditis elegans)的生殖毒性及機制研究. 研究表明環境濃度的TnBP暴露使其繁殖能力下降,對性腺的發育造成破壞,并發現TnBP對線蟲造成的生殖毒性可能與生殖細胞凋亡、生殖細胞DNA損傷、氧化應激等結果之間存在一定的關系. Zhao等人[39]通過實驗發現TCEP暴露降低了黃顙魚(Pelteobagrusfulvidraco)幼魚存活率、體重和比生長率,但是TCEP誘導幼魚生長抑制的機制尚不清楚.

(4)內分泌毒性 Chen等人[40]通過研究對比了兩種OPEs對雄性小鼠體內氧化應激反應和內分泌干擾的影響. 結果表明,在暴露35 d后,小鼠肝臟細胞的抗氧化酶活性及其mRNA表達水平受到TPHP和TCEP處理的顯著干擾,雄性激素的產生也受到了顯著抑制. Ji等人[35]通過研究首次發現TPHP作為生物體內雌激素的干擾劑,其可以誘導雌激素與雌激素受體的轉錄,并能聚集類固醇受體共激活因子(SRC1、SRC3),同時激活G蛋白偶聯受體介導的信號通路,使17β-雌二醇(E2)和睪酮(T)的比率升高.

此外,不同種類OPEs對同種生物的LC50或EC50存在差異性,而相同OPEs對不同生物間也存在差別. 例如TCP與TCEP對虹鱒(Oncorhynchusmykiss)的96 h-LC50值相差百倍以上；TCP對美洲原銀漢魚(Menidiaberyllina)的96 h-LC50為95 mg/L,相當于TCP對藍鰓魚(Lepomismacrochirus)毒性的1/1 000[42]. OPEs除了對動物產生以上毒性效應外,還會產生其他方面的影響. 例如,長期接觸TCPP不但會對紫貽貝產生細胞凋亡、影響氧化脅迫指標和免疫相關基因的表達,而且對紫貽貝的能量代謝、蛋白質合成、肌肉收縮和生殖功能有一定的影響[43]. 由此可見,OPEs對動植物生命健康的危害不可忽視.

3 結論與展望

近年來,由于新型有機化合物在人們日常生活中的廣泛使用,對人類和動植物健康構成了潛在威脅. 為了進一步彌補主要溴化阻燃劑(Brominated flame retardants,BFR)的限制使用,有機磷酸酯(OPEs)作為阻燃劑和增塑劑的使用越來越普遍. 但是目前大量報道表明OPEs具有種類多樣、使用范圍廣,同時具有持久性、生物可利用性及毒性等特性,使其在環境中的含量隨產品生產量和消費量的增長也呈逐年遞增趨勢,在大氣、水、土壤等的各種環境中都可檢測到其存在. 含氯類OPEs(TCEP、TCPP或TDCPP)在各個環境介質中的分布最為廣泛,這可能與污染地區周圍的產業結構存在一定聯系. 同時生物通過各種方式會在體內累積越來越多的OPEs,對機體自身健康造成了嚴重損傷. 隨著OPEs的濃度增加,其對生物的生長發育、神經調節及內分泌調節等方面的影響力隨之增強. 但是人們對OPEs在環境中分布狀態及危險性的研究還十分有限,不足以充分評價其環境和健康風險. 因此綜合國內外有關研究,對于新型塑料添加劑,未來需著重從以下幾個方面進一步探究各類OPEs在環境中的分布和對生物的毒性響應.

(1)建立統一全面的污染物檢測手段. 現存的OPEs種類繁多,物化性能存在一定的差別,主要檢測手段(GC-MS 和 LC-MS/MS)具有一定優缺點. 因此,需要綜合考慮多方面因素,尋找合適的方法完成相關檢測.

(2)對OPEs環境污染擴大區域進行檢測,加強對OPEs在生活區與工業區環境中的對比監控. 增加檢測樣本類別(如,大氣、土壤、水體等)及數量.

(3)全面深入進行污染物的毒性試驗. 第一,增加受試生物種類,如針對植物作物以及更多模式動物通過實驗獲得接觸到OPEs對其的毒性影響；第二,增加污染物研究對象,分析多種類OPEs在單獨以及復合存在條件下對生物造成的影響；第三,加強研究手段,對實驗對象從分子水平出發,并建立分子水平與細胞、組織、器官、個體水平之間的聯系.

(4)探究OPEs是否會對生物產生間接毒性. 動植物攝取OPEs后,會對所接觸的細胞和組織產生損害. 因此,還需進一步通過豐富研究數據,以了解OPEs所產生的蛋白質和激素類物質是否對其他組織或器官產生毒性作用. 同時,應加強對不同生物之間的間接效應的研究. 例如,親代與子代間接觸是否產生影響,同一群體中染毒的動物是否會對沒有接觸過的動物產生影響.

(5)對生物攝取OPEs的代謝和機理進行深入探討,分析動植物的主要代謝器官對OPEs的代謝路徑和代謝效率,并探究OPEs對機體的最大無損害作用量.