多溴联苯醚对鱼类毒性效应的研究进展

赵　静(上海第二工业大学上海电子废弃物资源化产学研合作开发中心,上海201209)

多溴联苯醚对鱼类毒性效应的研究进展

赵静
(上海第二工业大学上海电子废弃物资源化产学研合作开发中心,上海201209)

摘要:多溴联苯醚(PBDEs)是一种普遍的环境污染物,它在环境中广泛存在,具有多种毒性效应。近年来PBDEs暴露可能造成的生态风险和人类健康风险引起了研究者的密切关注。鉴于此,着重讨论了PBDEs对水生生物(特别是鱼类)的发育毒性、内分泌干扰毒性和神经行为毒性效应,并对今后可能的研究方向和要点做出展望。

关键词:多溴联苯醚;鱼类;发育毒性;内分泌干扰毒性;神经行为毒性

0　引言

多溴联苯醚 (Polybrominated Diphenyl Ethers, PBDEs)是一大类常用溴代阻燃剂 (Brominated Flame Retardants,BFRs),曾经在全世界大量生产和使用,被广泛添加于电脑、电视机等家用电器,以及家用纺织品等产品中[1]。PBDEs有209种同系物,结构与多氯联苯(Polychlorinated Biphenyls, PCBs)和多溴联苯(Polybrominated Biphenyls,PBBs)相似。近年来的研究结果表明PBDEs及其衍生物(包括甲氧基化多溴联苯醚Methoxylated PBDEs、MeO-PBDEs,羟基化多溴联苯醚Hydroxylated PBDEs、OH-PBDEs)在世界各地的各类环境样品或人类组织中均有检出,且浓度呈逐年增长之势[2-3]。

虽然PBDEs的生物毒性效应研究已经受到广泛关注,但研究热点目前主要集中在啮齿类的内分泌干扰毒性和发育神经毒性方面。鉴于水生生物(特别是鱼类)对生态环境和人类生存的重要意义,本文着重围绕PBDEs对鱼类的发育毒性、内分泌干扰毒性和神经行为毒性效应进行综述,并对今后可能的研究方向和要点做出展望。

1　PBDEs的环境污染和治理现状

由于PBDEs并不以化学键的形式与塑料或者其他产品相结合,所以易于从产品表面脱离而进入环境,特别是在电子废弃物拆解回收过程中能够通过各种途径释放到周围环境,对生态环境及人体健康造成危害。2003年欧盟出台了《关于在电子电气设备中限制使用某些有害物质指令》(The Restriction of Hazardous Substances Directive,简称RoHS指令)和《报废电子电气设备指令》(Directive on Waste Electrical and Electronic Equipment,简称WEEE指令)。其中,RoHS指令要求自2006年7月1日起,所有在欧盟市场上出售的电子电气设备必须禁止使用五溴和八溴联苯醚(不包括十溴联苯醚)。随着对PBDEs危害认识的加深,欧盟于2008年7月1日起取消对十溴联苯醚的豁免,至此欧盟已全面禁止在电子电气产品中使用PBDEs类阻燃剂。2009年斯德哥尔摩公约将四溴和五溴联苯醚(商用五溴联苯醚)以及六溴和七溴联苯醚(商用八溴联苯醚)列为新型持久性有机污染物(Persistent Organic Pollutants,POPs)加以管制。我国自2014年3月26日起禁止生产、流通、使用和进出口商用五溴联苯醚和商用八溴联苯醚。

随着经济社会的发展和科技的进步,BFRs在中国的年需求增长速度为8%[4]。与此同时,中国电子废弃物的产量也在逐年增长。目前中国的电子废弃物规模仅次于美国,居全球第二位。此外,大量电子废弃物通过出口转移到中国这样的发展中国家。国内外电子废弃物的双重压力以及随之带来的严重环境问题均不容忽视。在广东贵屿、清远和浙江台州等典型电子废弃物拆解地,以及珠江三角洲等经济高速发展区域,电子废弃物的污染情况最为严重。广东贵屿某一电子废弃物拆解地周边居民血清中BDE209的中值高于先前报道暴露人群的50∼200 倍,BDE209的最高浓度达到3.1µg/g脂质,这是迄今为止报道的人体最高浓度[5]。据报道上海电子废弃物平均每年以10%以上的速率增长。有研究表明上海市大部分电子废弃物中均能检测出PBDEs,浓度最高达175 g/kg,显著高于韩国、新加坡等国家,与此同时电子废弃物回收场地及周边环境中也均能检测到PBDEs,特别是在电子废弃物的灰尘中PBDEs的最高浓度可达1.96∼340.71µg/g[6]。在对上海市地表水环境的研究中发现,上海3条主要河流(黄浦江、苏州河和蕰藻浜)的沉积物中PBDEs浓度范围为10.97∼64.05 ng/g(干重)[7],表明PBDEs污染可能已遍布上海地区的整个水环境。

2　PBDEs的水环境暴露

对水生生物而言,水环境中存在多种污染物暴露途径,包括水体、沉积物和饮食等,因此它们也常被作为环境污染物的生物指示物。PBDEs在生物体脂肪组织中具有持久性和生物累积性,并能通过食物链实现生物放大。PBDEs甚至还能通过大气远距离迁移至极地地区。目前已在大量水生物种体内检测到PBDEs及其衍生物残留,其中包括海洋和淡水鱼类、鸟类以及白鲸、环斑海豹、北极熊等海洋哺乳类生物[8-11]。PBDEs在鱼类中的富集情况尤为严重。有报道称近20年来PBDEs在北美五大湖区鱼类组织内的浓度呈指数增长。Chernyak 等[12]研究表明1983∼1999年密歇根湖、休伦湖和苏必利尔湖的胡瓜鱼(Osmerusmordax)中的PBDEs浓度每1.58∼2.94年翻一倍;Zhu等[13]研究则表明1980∼2000年五大湖的湖红点鲑(Salvelinusnamaycush)和大眼梭鲈(Stizostedionvitreum)中PBDEs的浓度每3∼4年翻一倍。上述研究结果表明,从底栖生物到鱼类的食物链可能在PBDEs的生物富集过程中发挥了关键作用。

我国鱼类资源同样面临PBDEs污染的重大风险。Meng等[14]对广东省11个沿海城市的水产市场进行取样调查,研究结果表明海水养殖鱼类PBDEs含量(中间值,13.6 ng/g)显著高于淡水养殖鱼类(中间值,10.1 ng/g)和野生海水鱼类(中间值, 4.5 ng/g),其中检出率最高的同系物为BDE47,最低的为BDE209。另一项研究中,Guo等[15]发现在淡水养殖、海水养殖和野生海水鱼类的组织中(包括皮肤、腮、胃肠道、肝脏和肌肉)均能检出多种PBDEs;与以往大部分研究结果不同的是,该次研究发现BDE209的检出率最高。鱼类消费是人类PBDEs暴露的主要途径之一[16],尽管相对于全球平均水平,中国食用鱼类中PBDEs的含量以及居民通过鱼类食用的总PBDEs摄入量均较低:以成年人为例,我国成年人通过鱼类消费摄入PBDEs的中间值为5.1∼12.9 ng/d,低于瑞典(均值,23.1 ng/d)、芬兰(均值,23 ng/d)和西班牙加泰罗尼亚地区(均值, 20.8 ng/d)等国家和地区[17]。但是鉴于PBDEs在鱼类组织中浓度的增长趋势,需给予通过摄食鱼类而产生的PBDEs暴露途径以足够的重视。

3　发育毒性

由于发育过程的特殊性,污染物在发育时期内对生物体产生的轻微干扰,皆可能导致生物体成熟后不可逆转的严重损害,所以发育毒性已日渐成为污染物风险评价和管理中的关键性标准。国内外研究者利用发育生物学模式动物斑马鱼(Danio rerio),进行了一系列关于PBDEs发育毒性的研究。Lema和McClain等[18-19]发现2种4溴同系物BDE47和BDE49暴露均可诱导斑马鱼幼鱼死亡、畸形和心脏毒性等毒性效应。Usenko等[20]系统地对比评价了6种PBDEs同系物(BDE28、BDE47、BDE99、BDE100、BDE153 和BDE183)暴露对斑马鱼胚胎的发育毒性效应,他们观察到低溴代同系物(BDE28、BDE47、BDE99 和BDE100)暴露诱导死亡、畸形等毒性效应,而高溴代同系物(BDE153和BDE183)暴露组则观察不到任何不良效应。由此,研究者认为PBDEs的辛醇水分配系数(Octanol-Water Partition Coefficient, log Kow)与不良效应之间存在正相关,然而这些不良的生物效应是否与生物可利用性、化合物结构等相关则需要进一步研究。之后,Usenko等[21]证实了PBDEs的log Kow与斑马鱼胚胎中对其的吸收存在负相关,即生物可利用性越高的同系物的发育毒性也越强。在关于商用混合物DE-71的研究中,研究者观察到DE-71暴露至120 hpf可诱导斑马鱼幼鱼死亡率增加、体长减小、心跳降低、孵化延迟等现象发生,但对畸形率没有影响[22];DE-71暴露至14 dpf后斑马鱼幼鱼出现畸形率增加和生长抑制等现象,却对存活率没有影响[23]。另外,DE-71暴露后底鳉(Fundulusheteroclitus)出现孵化延迟,但是没有显著的畸形发生或发育延迟[24]。

4　内分泌干扰毒性

环境内分泌干扰物(Endocrine Disrupting Chemicals,EDCs)主要指在特定剂量下能够干扰生物的内分泌系统,从而导致生物体出现癌变、出生缺陷及其他发育异常的环境污染物。PBDEs同样被认为是一类潜在的EDCs,对其内分泌干扰毒性的研究主要集中在干扰甲状腺激素(Thyroid Hormone,TH)水平和视黄醇浓度上。TH和视黄醇均是内分泌信号分子,它们在脊椎动物母体和胎儿的生长、发育和新陈代谢过程中发挥了重要的作用。因此,内分泌干扰毒性效应对幼年期生物和儿童的影响尤为关键,不仅能涉及其中枢神经系统的发育,还对它们的健康和生存造成严重后果[25]。

4.1PBDEs干扰甲状腺激素

由于PBDEs特别是OH-PBDEs的结构与甲状腺激素 (Triiodothyronine,T3;Thyroxine,T4)非常相似(见图 1[26]),它们能够与T3、T4竞争性结合转甲状腺素蛋白(Thyroid Hormone Transport Proteins,TTR)、甲状腺素结合球蛋白(Thyroxinebinding Globulin,TBG)等甲状腺激素转运蛋白和TRα、TRβ等甲状腺激素受体(Thyroid Hormone Receptor,TR),从而干扰甲状腺激素的体内平衡和功能[27-30]。

图1　PBDEs、PCBs以及与T3和T4结构类似的OH-PBDEs的化学结构图[26]Fig.1 The chemical structures of PBDEs,PCBs and T3-,T4-like hydroxyl-PBDEs

除啮齿类之外,研究表明PBDEs暴露也能够干扰鱼类的TH动态平衡。黑头呆鱼(Pimephalespromelas)和湖红点鲑通过饮食暴露于PBDEs同系物(如BDE28、BDE47、BDE99等),血浆T4水平显著降低[31-32]。在商用混合物DE-71水体暴露后,研究者观察到比目鱼(Platichthysflesus)血浆T4水平降低,而斑马鱼血浆T4水平增加的现象[33]。然而, Yu等[23]的研究却显示DE-71水生暴露后斑马鱼幼鱼T4水平显著降低;同时利用实时定量PCR实验分析了斑马鱼下丘脑-垂体-甲状腺(hypothalamicpituitary-thyroid,HPT)轴上相关基因表达的变化,他们发现PBDEs暴露后斑马鱼幼鱼中涉及到甲状腺激素合成、运输、结合和调控等一系列基因的mRNA表达均出现显著变化,如CRH、TSHβ、TTR 和UGT1ab等,类似地,研究者也发现黑头呆鱼饮食暴露于BDE47后脑垂体中TSHβ,大脑中TRα、TRβ 和BTEB等基因表达出现显著变化[32]。由此可见, PBDEs暴露能在HPT轴的多个层面上干扰TH体内稳态。

4.2PBDEs干扰视黄类物质浓度

维生素A(vitamin A)即视黄醇(见图2[34]),具有多种重要生理功能,特别是在视觉、细胞增殖和分化、胚胎正常发育、免疫功能、神经系统发育等生物学过程中[35]。实验室和野外的研究均已证实PBDEs暴露能够干扰啮齿类和鸟类体内的视黄类物质浓度。近几年关于鱼类的报道也开始出现。例如:研究发现PBDEs暴露能够诱导斑马鱼幼鱼和成鱼体内视黄类物质浓度变化以及与视黄酸转运、储存和代谢相关基因表达的变化;DE-71急性暴露后,斑马鱼幼鱼体内视黄醇浓度没有变化,而视黄醛和视黄酸浓度则显著降低[36];低浓度DE-71长期暴露后,斑马鱼成鱼体内不同组织中视黄类物质浓度发生显著变化,如肝脏内视黄酯浓度显著降低,而视黄醇浓度显著增加[37]。此外研究者还发现斑马鱼幼鱼及成鱼不同组织内(如肠、肝脏、卵巢和眼睛)与视黄酸转运、储存和代谢相关基因表达的变化,以及成鱼血液和肝脏RBP浓度的变化[36-37]。以上结果暗示PBDEs暴露可能会干扰视黄酸信号通路。

尽管研究表明PBDEs暴露干扰了斑马鱼体内视黄类物质的浓度,其具体的转运和转化机制尚不明确。我们近期利用荧光素酶报告基因实验和分子对接计算,在受体层面上探究PBDEs干扰视黄酸稳态的分子机制。分子对接结果表明OH-PBDEs和PBDEs都能和斑马鱼视黄酸受体相结合,但结合能力均不如视黄酸;荧光素酶报告基因实验结果表明OH-PBDEs可以直接与斑马鱼的视黄酸受体结合来激活视黄酸反应元件下游靶基因的转录(主要是CYP26A1),从而实现对视黄酸的降解;而PBDEs母体则不能直接激活视黄酸信号通路[38]。

图2　视黄醇(retinol)、全反式视黄酸(all-trans RA)和9顺式视黄酸(9-cis RA)的化学结构[34]Fig.2 The chemical structures of retinol,all-trans RA and 9-cis RA

5　神经行为毒性

5.1PBDEs诱导发育神经毒性

PBDEs发育神经毒性是PBDEs毒性研究的传统关注热点。大量研究表明PBDEs及其衍生物暴露能够诱导啮齿类发育神经毒性,引起大脑结构和功能的改变,最终导致行为效应变化[39]。同样,研究发现某些PBDEs同系物和商用混合物的暴露也能够影响鱼类早期中枢神经系统的发育。斑马鱼是研究污染物暴露对脊椎动物神经系统的发育神经毒性效应的重要模式生物[40]。BDE47暴露能够损伤斑马鱼幼鱼神经管和脑室中脑脊髓液的流速或抑制斑马鱼幼鱼初级和次级运动神经元轴突的生长[18,41], 而DE-71暴露能够影响斑马鱼幼鱼的胆碱能神经信号传递和神经元发育[22]。除了对神经系统发育的损伤,PBDEs同系物和商用混合物暴露同时还能诱导鱼类神经行为毒性。

5.2PBDEs诱导神经行为毒性

随着视频追踪系统技术的快速发展和商业化,鱼类行为学实验更加简单快捷,定量化甚至是高通量地研究行为变化成为现实。定量化的行为学实验已经在药理学、发育毒理学领域得到认可和广泛应用,普遍认为行为学指标与传统毒理学指标(如死亡率和畸形率)相比,对于污染物生物效应的指示更为灵敏。基于此,PBDEs暴露诱导神经相关的行为效应正迅速成为PBDEs潜在健康效应的研究热点之一。

当前鱼类的行为学研究主要采用光刺激试验方法,研究结果表明无论是PBDEs同系物暴露还是商用混合物暴露均能导致斑马鱼的运动行为变化(具体见表1)。在急性暴露试验中,研究者证实PBDEs对早期发育阶段的斑马鱼胚胎进行暴露能够诱导斑马鱼幼鱼的运动行为发生显著变化,包括BDE28、BDE47和BDE49[19-20]等PBDEs同系物,以及商用混合物DE-71[22]。在慢性暴露试验中,Chou等[42]发现斑马鱼通过饮食慢性暴露于BDE47能够导致其出现显著的运动行为迟钝现象。上述这些研究均表明行为终点是PBDEs诱导神经毒性的一项敏感指标。

对行为学研究的成果进行归纳分析,我们认为至少部分PBDEs对鱼类运动行为的影响可能归因于PBDEs暴露对鱼类视觉感知的干扰。这是因为光刺激试验依赖于光照-黑暗的周期切换,而PBDEs暴露后诱导鱼类行为的响应与光照状态相关。BDE47在斑马鱼胚胎早期发育阶段的暴露导致幼鱼在黑暗状态下运动行为出现显著性变化(迟钝),而在光照状态下则无影响[41,43]。DE-71暴露同样也能诱导斑马鱼幼鱼在光刺激条件下运动行为异常(在黑暗状态下,低浓度活跃而高浓度迟钝;在光照状态下,运动行为呈浓度依赖性降低)[22]。He等[44]发现PBDEs能够从亲代转移到子代,并对子代造成神经行为毒性,如亲代低剂量BDE209慢性暴露改变了F1子代在黑暗状态下的运动行为(活跃)。此外,Chen等[45-46]发现DE-71暴露组斑马鱼幼鱼运动行为异常活跃,包括眼动和趋光响应均显著增强,研究同时进一步证明了DE-71/BDE47暴露能在斑马鱼发育过程中导致幼鱼视网膜发育的显著异常。但目前PBDEs暴露诱导神经行为毒性的机制仍未完全阐明,需进一步研究。

表1　PBDEs暴露诱导鱼类神经行为毒性研究Tab.1 Reports on the neurobehavioral effects of exposure to PBDEs in fish

6　结语

综上所述,PBDEs暴露对鱼类具有发育毒性、内分泌干扰毒性和神经行为毒性等多种毒性效应,表明它对水生生物乃至整个水生态环境具有较大的潜在危害。虽然目前正在开发新型阻燃剂来替代PBDEs(如含磷阻燃剂),但一方面,部分PBDEs(如商用十溴联苯醚)仍在继续生产和使用;另一方面, PBDEs具有一定的结构稳定性和环境持久性,其在水环境中的暴露源将可能长期存在。因此,PBDEs的环境与健康风险不应被忽视,仍需要进行充分的调研和评估。这不仅有助于更好地认识PBDEs对水生生物的毒性效应,而且对于管理者制定渔业水质标准、污水排放标准、水质评价及化学品安全评价等都有重要的实际意义。针对已取得的研究成果和研究中出现的各种问题,我们认为今后对PBDEs毒性效应和环境风险的研究应注重:① 结合PBDEs的代谢转化过程开展研究,整合各种不同溴代程度的同系物,并将其相应的代谢产物纳入考察范围; ② 研究PBDEs与其他污染物的联合毒性,由于实际环境中PBDEs很少单独存在,所以混合暴露更利于理解PBDEs的环境行为与效应,如电子废弃物中PBDEs和金属共存;③ 开展环境水平的PBDEs低剂量长期暴露研究,以获取更具环境和生态学意义的PBDEs毒性数据。

参考文献:

[1]HOOPER K,MCDONALD T A.The PBDEs:An emerging environmental challenge and another reason for breastmilk monitoring programs[J].Environ Health Persp,2000, 108(5):387-392.

[2]HUANG K,LIN K F,GUO J,et al.Polybrominated diphenyl ethers in birds from Chongming Island,Yangtze estuary,China:Insight into migratory behavior[J]. Chemosphere,2013,91(10):1416-1425.

[3]SHAW S D,BERGER M L,HARRIS J H,et al.Persistent organic pollutants including polychlorinated and polybrominateddibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in firefighters from Northern California[J].Chemosphere, 2013,91(10):1386-1394.

[4]MAI B,CHEN S,LUO X,et al.Distribution of polybrominated diphenyl ethers in sediments of the Pearl River Delta and adjacent South China Sea[J].Environ Sci Technol, 2005,39(10),3521-3527.

[5]BI X,THOMAS G O,JONES K C,et al.Exposure ofelectronics dismantling workers to polybrominated diphenyl ethers,polychlorinatedbiphenyls,and organochlorine pesticides in South China[J].Environ Sci Technol,2007, 41(16),5647-5653.

[6]LI Y,DUAN Y P,HUANG F,et al.Polybrominated diphenyl ethers in e-waste:Level and transfer in a typical e-waste recycling site in Shanghai,Eastern China[J]. Waste Manage,2014,34(6):1059-1065.

[7]WU M H,TANG L,XU G,et al.Polybrominated diphenyl ethers in surface sediments from principal watersheds of Shanghai,China:Levels,distribution,influencing factors, and risk assessment[J].Environ Sci Pollut Res,2013, 20(4):2651-2660.

[8]MCKINNEY M A,DE G S,MARTINEAU D,et al. Organohalogen contaminants and metabolites in beluga whale(Delphinapterusleucas)liver from two Canadian populations[J].Environ Toxicol Chem,2006,25(5):1246-1257.

[9]HOUDE M,PACEPAVICIUS G,DARLING C,et al.Polybrominated diphenyl ethers and their hydroxylated analogs in plasma of bottlenose dolphins(Tursiopstruncatus)from the United States east coast[J].Environ Toxicol Chem, 2009,28(10):2061-2068.

[10]ROUTTI H,LETCHER R J,CHU S G,et al.Polybrominated diphenyl ethers and their hydroxylated analogues in ringed seals(Phocahispida)from Svalbard and the Baltic Sea[J].Environ Sci Technol,2009,43(10):3494-3499.

[11]ZHANG K,WAN Y,GIESY J P,et al.Tissue concentrations of polybrominated compounds in Chinese sturgeon (Acipensersinensis):Origin,hepatic sequestration,and maternal transfer[J].Environ Sci Technol,2010,44(15): 5781-5786.

[12]CHERNYAK S M,RICE C P,QUINTAL R T,et al.Time trends(1983—1999)for organochlorines and polybrominated diphenyl ethers in rainbow smelt(Osmerusmordax) from Lakes Michigan,Huron,and Superior,USA[J].Environ Toxicol Chem,2005,24(7):1632-1641.

[13]ZHU L Y,HITES R A.Temporal trends and spatial distributions of brominated flame retardants in archived fishes from the Great Lakes[J].Environ Sci Technol,2004, 38(10):2779-2784.

[14]MENG X Z,YU L P,GUO Y,et al.Congener-specific distribution of polybrominated diphenyl ethers in fish of China:Implication for input sources[J].Environ Toxicol Chem,2008,27(1),67-72.

[15]GUO Y,MENG X Z,TANG H L,et al.Distribution of polybrominated diphenyl ethers in fish tissues from the Pearl River Delta,China:Levels,compositions,and potential sources[J].Environ Toxicol Chem,2008,27(3),576-582.

[16]VOORSPOELS S,COVACI A,NEELS H,et al.Dietary PBDE intake:A market-basket study in Belgium[J].Environ Int,2007,33(1):93-97.

[17]MENG X Z,ZENG E Y,YU L P,et al.Assessment of human exposure of polybrominated diphenyl ethers in China via fish consumption and inhalation[J].Environ Sci Technol,2007,41(14),4882-4887.

[18]LEMA S C,SCHULTZ I R,SCHOLZ N L,et al.Neural defects and cardiac arrhythmia in fish larvae following embryonic exposure to 2,2′,4,4′-tetrabromodiphenyl ether (PBDE 47)[J].Aquat Toxicol,2007,82(4):296-307.

[19]MCCLAIN V,STAPLETON H M,TILTON F,et al.BDE 49 and developmental toxicity in zebrafish[J].Comp Biochem Phys C,2012,155(2):253-258.

[20]USENKOCY,ROBINSONEM,USENKOS,etal.PBDE developmental effects on embryonic zebrafish[J].Environ Toxicol Chem,2011,30(8):1865-1872.

[21]USENKO C Y,ROBINSON E M,BRUCE E D,et al.Uptake and metabolism of individual polybrominated diphenyl ether congeners by embryonic zebrafish[J].Environ Toxicol Chem,2013,32(5):1153-1160.

[22]CHEN L G,HUANG C J,HU C Y,et al.Acute exposure to DE-71:Effects on locomotor behavior and developmental neurotoxicity in zebrafish larvae[J].Environ Toxicol Chem,2012,31(10):2338-2344.

[23]YU L Q,DENG J,SHI X J,et al.Exposure to DE-71 alters thyroid hormone levels and gene transcription in the hypothalamic–pituitary–thyroid axis of zebrafish larvae [J].Aquat Toxicol,2010,97(3):226-233.

[24]TIMME-LARAGY A R,LEVIN E D,DI GIULIO R T. Developmental and behavioral effects of embryonic exposure to the polybrominateddiphenylether mixture DE-71 in the killifish(Fundulusheteroclitus)[J].Chemosphere, 2006,62(7):1097-1104.

[25]BOAS M,FELDT-RASMUSSEN U,SKAKKEBAEK N E,et al.Environmental chemicals and thyroid function[J]. Eur J Endocrinol,2006,154(5):599-611.

[26]万斌,郭良宏.多溴联苯醚的环境毒理学研究进展[J].环境化学,2011,30(1):143-152.

[27]MEERTS I A,VAN ZANDEN J J,LUIJKS E A,et al.Potent competitive interactions of some brominated flame retardants and related compounds with human transthyretin in vitro[J].Toxicol Sci,2000,56(1):95-104.

[28]UCAN-MARIN F,ARUKWE A,MORTENSEN A,et al.Recombinant transthyretin purification and competitive bindingwithorganohalogencompoundsintwogullspecies (Larusargentatus and Larushyperboreus)[J].Toxicol Sci, 2009,107(2):440-450.

[29]KOJIMA H,TAKEUCHI S,URAMARU N,et al.Nuclear hormone receptor activity of polybrominated diphenyl ethers and their hydroxylated and methoxylated metabolites in transactivation assays using chinese hamster ovary cells[J].Environ Health Persp,2009,117(8):1210-1218.

[30]REN X M,GUO L H,GAO Y,et al.Hydroxylatedpolybrominated diphenyl ethers exhibit different activities on thyroid hormone receptors depending on their degree of bromination[J].Toxicol Appl Pharm,2013,268(3):256-263.

[31]TOMY G T,PALACE V P,HALLDORSON T,et al. Bioaccumulation,biotransformation,and biochemicals effects of brominated diphenyl ethers in juvenile lake trout (Salvelinusnamaycush)[J].Environ Sci Technol,2004, 38(5):1496-1504.

[32]LEMA S C,DICKEY J T,SCHULTZ I R,et al.Dietary exposure to 2,2′,4,4′-tetrabromodiphenyl ether(PBDE-47) alters thyroid status and thyroid hormone–regulated gene transcription in the pituitary and brain[J].Environ Health Persp,2008,116(12):1694-1699.

[33]KUIPER R V,VETHAAK A D,CANTON R F,et al. Toxicity of analytically cleaned pentabromodiphenylether after prolonged exposure in estuarine European flounder (Platichthysflesus),and partial life-cycle exposure in fresh water zebrafish(Danio rerio)[J].Chemosphere,2008, 73(2):195-202.

[34]赵静.多溴联苯醚暴露对斑马鱼幼鱼运动行为效应及机制研究[D].上海:同济大学,2014.

[35]BLOMHOFF R,BLOMHOFF H K.Overview of retinoid metabolism and function[J].J Neurobiol,2006,66(7): 606-630.

[36]XU T,CHEN L G,HU C Y,et al.Effects of acute exposure to polybrominated diphenyl ethers on retinoid signaling in zebrafish larvae[J].Environ Toxicol Phar,2013,35(1):13-20.

[37]CHEN L G,HU C Y,HUANG C J,et al.Alterations in retinoid status after long-term exposure to PBDEs in zebrafish(Danio rerio)[J].Aquat Toxicol,2012,120:11-18.

[38]ZHAO J,ZHU X W,XU T,et al.Structure-dependent activities of polybrominated diphenyl ethers and hydroxylated metabolites on zebrafish retinoic acid receptor[J]. Environ Sci Pollut Res,2015,22(3):1723-1730.

[39]DINGEMANS M M,VAN DEN BERG M,WESTERINKRH.Neurotoxicityofbrominatedflameretardants: (In)direct effects of parent and hydroxylated polybrominated diphenyl ethers on the(developing)nervous system [J].Environ Health Persp,2011,119(7):900-907.

[40]EDDINS D,CERUTTI D,WILLIAMS P,et al.Zebrafish provide a sensitive model of persisting neurobehavioral effects of developmental chlorpyrifos exposure:Comparison with nicotine and pilocarpine effects and relationship to dopamine deficits[J].Neurotoxicol Teratol,2010,32(1): 99-108.

[41]CHEN X J,HUANG C J,WANG X C,et al.BDE-47 disrupts axonal growth and motor behavior in developing zebrafish[J].Aquat Toxicol,2012,120:35-44.

[42]CHOU C T,HSIAO Y C,KO F C,et al.Chronic exposure of 2,2′,4,4′-tetrabromodiphenyl ether(PBDE-47)alters locomotion behavior in juvenile zebrafish(Danio rerio)[J].Aquat Toxicol,2010,98(4):388-395.

[43]ZHAOJ,XUT,YINDQ.Locomotoractivity changes on zebrafish larvae with different 2,2′,4,4′-tetrabromodiphenyl ether(PBDE-47)embryonic exposure modes[J].Chemosphere,2014,94:53-61.

[44]HE J H,YANG D R,WANG C Y,et al.Chronic zebrafish low dose decabrominated diphenyl ether(BDE-209)exposure affected parental gonad development and locomotion in F1 offspring[J].Ecotoxicology,2011,20(8):1813-1822.

[45]CHEN L G,HUANG Y B,HUANG C J,et al.Acute exposure to DE-71 causes alterations in visual behavior in zebrafish larvae[J].Environ Toxicol Chem,2013,32(6): 1370-1375.

[46]XU T,ZHAO J,YIN D Q,et al.High-throughput RNA sequencing reveals the effects of 2,2′,4,4′-tetrabromodiphenyl ether on retina and bone development of zebrafish larvae[J].BMC Genomics,2015,16:23.

中图分类号:X503

文献标志码:A

文章编号:1001-4543(2015)03-0177-08

收稿日期:2015-04-13

通讯作者:赵静(1984–),女,浙江嘉兴人,讲师,博士,主要研究方向为环境污染物风险评价与管理。电子邮箱zhaojing@sspu.edu.cn。

基金项目:上海第二工业大学科研启动基金(No.EGD15XQD17)、上海高校青年教师培养资助计划(No.ZZZZEGD15018)、上海第二工业大学重点学科建设项目(No.XXKYS1404)、上海知识服务平台项目(No.ZF1224)资助

Research Progress on the Investigation of Toxic Effects of Polybrominated Diphenyl Ethers in Fish

ZHAO Jing
(Shanghai Cooperative Centre for WEEE Recycling,Shanghai Second Polytechnic University, Shanghai 201209,P.R.China)

Abstract:Polybrominated diphenyl ethers(PBDEs)are ubiquitous environmental pollutants detected in a wide variety of environmental matrixes and have a variety of toxic effects.Potential ecological risk and human health risk of PBDEs exposure have attracted much attention.The research results on the developmental toxicity,endocrine disrupting toxicity and neurobehavioral toxicity of aquatic organism,especially of fishes are summarized.The potential research areas and key points that warrant further attentions are discussed as well.

Keywords:polybrominated diphenyl ether(PBDE);fish;developmental toxicity;endocrine disrupting toxicity;neurobehavioral toxicity