得克隆生物累积及毒性效应

张鸿雁,李　硕,陈胜文

(上海第二工业大学环境与材料工程学院,上海201209)

得克隆生物累积及毒性效应

张鸿雁,李硕,陈胜文

(上海第二工业大学环境与材料工程学院,上海201209)

高氯代阻燃剂得克隆(Dechlorane Plus,DP)的广泛应用,使其在环境及生物体中被相继检出,已跻身环境中广泛存在的物质之一。目前有关DP的研究主要集中在样品前处理和分离分析技术、环境污染水平及特征这两大方面,其生物体累积和生物放大以及毒性效应开始受到关注。针对DP在生物体富集,特别是异构体选择性富集和生物放大情况,以及DP对水生植物和动物的毒性效应进行了总结。现有研究表明：DP具有生物累积和生物放大现象,且syn-DP容易内累积和放大;DP暴露可影响植物光合作用、细胞膜完成性和部分酶活性;DP暴露对受试动物的酶水平、基因表达、繁殖能力和DNA都会产生影响,氧化损伤和神经毒性是DP毒性的可能致毒机理。

得克隆;生物蓄积;异构体;生物放大;毒性效应

0　引言

得克隆(Dechlorane Plus,DP)作为添加型高氯代阻燃剂被广泛应用于电线电缆涂层、电子电器类产品外壳等领域[1-2]。DP与很多持久性有机污染物(Persistent Organic Pollutants,POPs),如氯丹、艾氏剂、狄氏剂、异狄氏剂、七氯等具有类似的结构特征,具有潜在的生物累积[3]、环境持久[4]和长距离传输[5]等特性。DP的生产始于20世纪70年代,目前有两大得克隆制造商：美国的Occidental Chemical Corporation(OxyChem)公司和位于江苏淮安的安邦电化有限公司[6]。在美国,DP被列为高产量化合物(HPV),生产量约为450 t/a[7]。DP的全球产量估计为5 000 t/a[8]。在中国,安邦电化公司生产DP的年产量在2006年已达2 000 t。到目前为止,全球的DP累积产量近20万t[8],但直到2006年,其才从环境和生物介质中被检出[9]。目前,DP已跻身环境中广泛存在的污染物质之一[10]。目前有关DP的研究主要集中在样品前处理和分离分析技术、环境及生物体污染水平及特征这两大方面,而DP对于水生生物和陆生生物的立体选择性累积及其毒性效应的研究相对较少。但是,近年来随着对DP污染水平的深入研究,发现虽然其环境浓度较低,却易于在生物体内累积,此外,其暴露毒性效应也受到了极大的关注。本文对DP的生物立体选择性累积情况及毒性效应进行综述。

1　DP的立体选择性生物累积及放大

1.1DP立体异构体选择性生物累积

DP存在2种立体异构体(顺式(syn-DP)与反式(anti-DP)),结构式如图1所示。商品化的DP,其比例也会因为生产商的不同而有所差异。安邦公司产品的fsyn(表示生物体中syn-DP浓度占总DP浓度的比例,fsyn=[syn-DP]/([syn-DP]+[anti-DP]), fanti类同)在0.40左右,而OxyChem公司产品的fsyn为0.20～0.36。通过测定两种异构体在生物体内的组成比例,并比较商品化得克隆顺式与反式的比例情况,来评价DP在生物体当中是否存在立体选择性累积行为。

现有的研究表明,在环境中DP存在立体选择性累积。Tommy研究组最早在加拿大Winnipeg湖高营养级生物中发现anti-DP含量较高,syn-DP在低营养级生物中占主导,同时也观察到了anti-DP生物放大现象,而在加拿大Ontrario湖的研究当中两个异构体却没有发现生物放大现象[3]。该研究小组在另一研究中用DP饲喂幼虹鳟鱼发现DP易在鱼体特别是其肝脏中累积,在除肝脏外的鱼体中更易累积syn-DP[11]。在DP重污染的中国南方电子废弃物回收区域水库食物链中,发现anti-DP在生物体中消减得比syn-DP要快,并且这种趋势随着营养级升高而增大[12]。这可能是高营养级生物更倾向于代谢anti-DP或者说生物更容易吸收syn-DP。

图1　顺式和反式得克隆结构图Fig.1 Syn-and anti-structure of Dechlorane Plus

对生物体中DP含量及累积性研究较多的水生生物之一是鱼类。Hohe等[9]在加拿大伊利湖(Lake Erie)的研究中发现白眼鱼(walleye)中的fsyn为0.40±0.05,高于DP的商品值,表明syn-DP容易富集。Kang等[13]调查了韩国主要河流的几种鱼类(鲻鱼、东方虾虎鱼、鲈鱼和鲫鱼等)中DP的异构体组成,fanti平均值为0.67,低于其商品化DP的fanti值0.75,说明这些鱼类也选择性累积syn-DP。对中国东北河流中的长绵鳚中DP含量研究发现, DP会在鱼体内累积,其fsyn值为0.47,说明鱼体内同样是syn-DP较易累积[14]。通过对大凌河河口鱼体内DP污染特征的调查发现所有鱼体样品中的fsyn值普遍高于我国工业产品中的值,表明在各环境介质中鱼体更易富集syn-DP。对中国南方电子回收垃圾场附近的螺、对虾、鲮鱼、鲫鱼、乌鳢以及水蛇(water snake)体内DP的分析发现,fsyn值随着营养级的升高不断增加,即低营养级的生物容易富集anti-DP[12]。对中国北方海域中的牡蛎进行检测,其fsyn为0.45,大于商品值,其体内易富集syn-DP[15]。

从已经发表的研究中可以看出,生物易于富集syn-DP,但也有个别相反的研究结果,生物体累积anti-DP,或者都不累积。如研究大连黄海海域潮间带大型海藻时发现其累积海水及底泥中的DP,且anti-DP更易富集[16]。90天DP饲喂鹌鹑的实验结果表明,在高剂量暴露下,组织中易蓄积syn-DP,而在低剂量暴露下易蓄积anti-DP[17]。来自北美大湖地区的银鸥卵却对DP的两种异构体都没有出现富集[18]。对人体中DP异构体含量的研究发现,其fanti值与商品DP的值比较接近,即在人体中没有发现其异构体相对富集的现象。在人奶中的fanti约为0.67[19],在人血浆中的fanti在0.58～0.64之间[20],而头发中的fanti在0.55～0.76[21]。

从现有研究来看,DP异构体在生物体内存在选择性累积,syn-DP较易在某些生物体内富集;部分生物在体内易累积anti-DP;在个别生物和人体中发现DP,但不存在异构体选择性累积。DP在生物体内的异构体选择性累积存在一些特异性,不同的物种所累积的异构体可能不同。对于生物累积的组织部分,现有研究发现易蓄积在肝脏,并可通过鱼的血脑屏障到达脑部。在我国南方某电子垃圾回收地区水体中采集的鲮鱼和黑鱼分出的脑、肝脏和肌肉中分别检测到DP的存在,且黑鱼的肝组织和鲮鱼的脑组织中DP的残留水平最高[22]。在另一电子废弃物回收地区检测黑鱼和鲫鱼的肝脏和鱼卵,发现黑鱼和鲫鱼肝脏中DP的浓度范围分别是每g脂含260～1 920 ng和每g脂含340～1 670 ng,其中雄性要比雌性的残留水平高出很多。该研究还显示DP在卵中的浓度比与肝脏中DP的浓度存在显著的负相关,说明DP从鱼母体转移到卵中的剂量依赖于其在肝脏中的浓度[23]。

1.2DP生物累积

生物累积因子(Bioaccumulation Factor,BAF)和生物-沉积物累积因子(Bio-Sediment Accumulation Factor,BSAF)是常用的表达有机污染物在生物体内累积程度的参数。BAF计算公式如下：

式中：Cb是指DP在生物体中的浓度(ng/g,湿重); Cw是指DP在水相中的浓度(ng/g,干重)。

如果BAF大于5 000,认为污染物存在生物蓄积效应,相对应log BAF为3.70[3]。

BASF的计算公式为[24]

式中：flip是指生物体中脂类所占的质量百分比;Cs是指DP在沉积物中的浓度(ng/g,干重);foc是指沉积物中有机碳所占质量百分比。

如果log BASF大于1.7(1.7来源于非离子有机化合物在脂类和沉积物有机碳之间的分配系数),则认为该污染物存在生物累积。表1列出了一些文献中的DP在不同生物体中的BAF和BSAF值。

Wu等[12]研究发现在电子废弃物回收区域水生物种的BAF值超过3.7,如DP在鲮鱼、鲫鱼和水蛇中的BAF值分别为4.1、3.8和4.4,说明DP在水生生物体内都存在蓄积现象,并且都倾向累积顺式异构体,其体内syn-DP的BAF值都大于anti-DP。在加拿大Ontario湖中研究发现鲑鱼(LakeTrout)syn-DP的BASF值为0.8,而anti-DP为0.3[25]。而在中国南方电子废弃物回收区域的水生生物当中发现了比较低的BASF值(0.001～0.025)[26],但另一研究表明在中国北方海域牡蛎的得克隆BASF值为4.6,说明DP在牡蛎中累积[15],对饥饿状态大型溞的研究表明其对DP也有明显的累积(BAF=3.86)[27]。

1.3DP生物放大

生物放大因子(Biomagnification Factor,BMF)是评价污染物在同一食物链上的高营养级生物摄取低营养级生物蓄积某种元素或难降解物质,使其在机体内的浓度随营养级数提高而增大的重要参数[12]。在加拿大Winnipeg湖食物链中,syn-DP和anti-DP都存在生物放大现象,并且两者存在较大差异。对于白眼鱼/白鱼食物链,syn-DP的BMF为0.3,而anti-DP的BMF为11,anti-DP易随营养级数提高而放大。而在Ontario湖的食物链中却没有发现DP的生物放大现象[3]。

另一评价生物放大现象的参数是营养级放大因子(Trophic Magnification Factor,TMF),其数值可以通过以营养级为横坐标、以生物体内污染物脂类平均浓度为纵坐标,多点线性回归得到直线方程的斜率来确定[12]。TMF小于1是表明污染物不被生物所摄取或污染物很快就被代谢,TMF大于1则说明污染物在食物链中随着生物营养级数的提高而放大,文献中有关DP的生物放大因子总结见于表1。

对中国南方电子回收地附近的水库食物链研究表明其对syn-DP的TMF为11.3,几乎是anti-DP (TMF=6.5)的2倍,说明syn-DP在此食物链中存在异构体选择性放大。DP在同一食物链中随营养级数的提高而放大的能力相当于或略低于多氯联苯同系物,是多溴联苯醚的2～3倍[12]。在中国江苏淮安DP生产地附近对7个物种的食物链研究得出了一致的结果,其syn-DP的TMF为3.1,稍大于anti-DP(TMF=1.9),其总DP的TMF为2.2[29]。对半封闭生态水文环境、稳定生物群落的生态系统扎龙湿地进行DP生物蓄积研究,发现syn-DP和anti-DP生物群落中的浓度分布与生物富集存在较相似的趋势,即鸟类＞鱼类＞节肢动物＞底栖动物＞微生物藻类＞植物,syn-DP、anti-DP、DP的TMF值分别为2.31、3.27、3.14[28]。

2　DP的毒性效应

目前,关于DP的毒性研究不是很多,尚处在起步阶段。最早仅限于由DP生产厂家OxyChem化学公司向美国环保署提交的DP毒理学测试数据[30]以及美国EAP 2008年发布的高产量化合物检测报告[31]。毒理学测试数据表明,DP对大鼠进行急性口毒性实验时,LD50(半致死剂量)为25 g/kg,吸入测试LC50为2.25 mg/L,兔真皮注射的LD50为8 g/kg,说明DP的急性毒性较低。美国环保署大产量化合物项目的检测报告显示,在不同的受试生物中,仅在28 d真皮暴露处理的兔子中发现DP存在有害作用。

2.1DP对植物的毒性效应

由于DP在环境中被广泛检出,其毒性也越来越多地受到关注。在植物性毒性方面,大连海事大学孙野清研究组采用丙酮作为助溶剂的方式,研究DP对孔石莼生长的影响,发现在浓度为100 mg/L的DP悬浊液作用下,孔石莼的生长量与丙酮对照组相比受到抑制,抑制率可达20.6%,说明孔石莼长期高剂量暴露在DP环境中,其生长量会受到抑制,并得到DP对孔石莼28 d的最低影响浓度值(LOEC)为100 mg/L[32]。2013年,该研究组研究了DP暴露对孔石莼及小球藻光合特性的影响,发现DP可以破坏光合作用的反应中心,继而影响藻类的光合作用。DP暴露对小球藻会造成氧化损伤,对小球藻光合系统有抑制作用。短期内DP暴露对小球藻细胞的细胞膜的完整性也有轻微的破坏,细胞中酯酶活性升高且具有明显的剂量效应关系[33](见表2)。

表2　DP暴露对植物的毒性效应Tab.2　Toxicological effects of Dechlorane Plus to aquatic plants

2.2DP对动物的毒性效应

相对于DP的植物毒性,DP的动物毒性近年来有较多的研究,涉及的常用受试生物有大鼠、斑马鱼、大型溞、鹌鹑和蚯蚓等。2010年,Brock等[34]研究DP对大鼠的毒性,对大鼠进行28 d重复口服投毒的实验和63d的繁殖实验,所得到的无毒性剂量水平(NOEL)均是5 000 mg/kg。

2010年,刘阳研究了DP对斑马鱼胚胎的急性毒性效应和对斑马鱼成鱼的亚急性毒性效应,发现DP对斑马鱼胚胎致畸的有效浓度为0.037～0.43 µg/mL,引起斑马鱼成鱼体内酶活力和基因表达水平发生改变的有效浓度为每g体重含0.25 mg的DP,引起斑马鱼体内出现细胞凋亡的有效浓度为每g体重含7.5 mg的DP,胚胎的脊柱弯曲率与心包囊肿率也呈明显的浓度-效应和时间-效应关系[35]。

通过10 d连续暴露处理,研究不同浓度的DP对于小鼠的毒性作用,在2 000 mg/kg的剂量下,肝脏的重量明显增加,CAT酶活性也有明显升高;在所有剂量组,SOD酶均有显著升高;和对照组相比,DP处理组的8-OHdG的水平有显著增加,表明DP能够引起DNA的氧化应激损伤;在转录组和代谢组的研究中,发现DP能够影响肝脏中的碳水化合物、脂质、核苷酸和能量代谢,以及信号转导过程[36]。

2012年,王爱媛[27]以大型溞为模式生物,研究DP对大型溞的毒性效应,表明DP对大型溞48 h的10%致死剂量LD10为48.7 mg/L,通过对大型溞的21 d繁殖实验研究发现DP对大型溞的繁殖能力有显著的刺激作用,主要表现在世代周期缩短以及总产卵量的增加,并且对生长有轻微的抑制作用。但是,关于DP暴露是否会对生物体子代产生影响,会造成哪些方面的影响,目前尚无研究人员展开这方面的研究。

采用大鼠[37]和鹌鹑[17]为受试生物,经口连续90 d的DP暴露处理,研究DP在大鼠及鹌鹑体内的蓄积及相关生物学效应。结果表明：在两种受试生物中,DP都更容易在肝脏中蓄积;DP能够引起大鼠体内磺基转移酶类(SULT 1A1,1C2,2A1)及细胞色素P450亚酶(CYP 282)基因的mRNA表达变化和鹌鹑肝脏中脱烷基酶类(AROD)的活性增强。

表3　DP暴露对动物的毒性效应Tab.3 Toxicological effects of Dechlorane Plus to animals

DP对动物的毒性效应总结见表3。以赤子爱胜蚓为研究对象,将其暴露在不同剂量的DP土壤中。暴露14 d后,DP可对赤子爱胜蚓产生明显的氧化损伤。高浓度DP对蚯蚓染毒后,DP会对蚯蚓神经系统关键酶AChE产生一定的抑制作用,对蚯蚓体腔细胞产生遗传毒性以及表皮细胞中线粒体的损伤有显著影响。从测序结果和个体、组织细胞、分子等方面蚯蚓指标的变化,表明高浓度长时间DP暴露会对蚯蚓产生一定毒性作用,氧化损伤和神经毒性可能是DP对赤子爱胜蚓致毒的两种机理[39-40]。

在现有暴露浓度下,通过体外培养鸡胚胎肝细胞和向鸡胚的气室注入低剂量DP的实验研究DP的毒性作用,结果表明在最大DP浓度为3µmol/L的鸡胚肝细胞体外培养中未见细胞毒性,在最高剂量为500 ng/g的鸡胚注射实验中也未发现明显的毒性作用[41]。

在现有的相关文献中,多数研究认为DP暴露会对生物体产生毒性效应,但产生毒性效应的浓度都远高于环境中DP现有浓度。然而,对于敏感斑马鱼胚胎,其致畸有限浓度仅仅为0.037µg/mL,应引起对于敏感生物或生物敏感阶段在DP暴露下毒性效应研究的关注。

3　结语

2008年7月,由于原本市场规模最大的溴代阻燃剂(如四、五溴联苯醚及六溴环十二烷)受到进一步的禁用,使得一些未被管制的阻燃剂(如得克隆)因缺乏相关的法律法规而成为被推荐的替代品[5,42],其使用量和产量必然会上升,必将导致环境和生物体中DP浓度的升高,所以有必要更加关注DP的生物蓄积和毒性效应研究。现有研究已经表明,DP具有生物蓄积和生物放大现象,且syn-DP易在生物体内蓄积和放大,易蓄积在鱼等生物的肝脏部分,并可通过血脑屏障进入脑部。DP暴露可坏破植物光合作用及细胞膜的活性,影响酶活性。DP暴露对受试动物的酶水平、基因表达、繁殖能力和DNA等都会产生影响,氧化损伤和神经毒性是可能的致毒机理。虽然对DP毒性效应已经有了一定的研究,但DP立体异构体对生物的神经毒性、内分泌干扰效应以及毒性机制的研究还有待更进一步的深入。鉴于DP在环境中的已有浓度及其对人及生物的潜在危害,DP的使用应该受到一定的限制。

[1]李宇霖,孟祥周,赵丽芳,等.环境中新兴有机污染物得克隆的研究进展[J].环境科学与技术,2012,35(2)：79-83.

[2]SHEN L,REINER E J,MACPHERSON K A,et al. Dechloranes 602,603,604,Dechlorane Plus,and Chlordene Plus,a newly detected analogue,in tributary sediments of the Laurentian Great Lakes[J].Environ Sci Technol,2010,45(2)：693-699.

[3]TOMY G T,PLESKACH K,ISMAIL N,et al.Isomers of Dechlorane Plus in Lake Winnipeg and Lake Ontario food webs[J].Environ Sci Technol,2007,41(7)：2249-2254.

[4]MUIR D C G,HOWARD P H.Are there other persistent organic pollutants?A challenge for environmental chemists[J].Environ Sci Technol,2007,41(8)：3030.

[5]M¨OLLERA,XIEZ,STURMR,etal.Large-scaledistribution of Dechlorane Plus in air and seawater from the Arctic to Antarctica[J].Environ Sci Technol,2010,44(23)：8977-8982.

[6]FEO M L,BAR´ON E,ELJARRAT E,et al.Dechlorane Plus and related compounds in aquatic and terrestrial biota：A review[J].Anal Bioanal Chem,2012,404(9)：2625-2637.

[7]ZHU J,FENG Y L,SHOEIB M.Detection of Dechlorane Plus in residential indoor dust in the city of Ottawa,Canada [J].Environ Sci Technol,2007,41(22)：7694-7698.

[8]REN N,SVERKO E,LI Y F,et al.Levels and isomer profiles of Dechlorane Plus in Chinese air[J].Environ Sci Technol,2008,42(17)：6476-6480.

[9]HOH E,ZHU L,HITES R A.Dechlorane Plus,a chlorinated flame retardant,in the Great Lakes[J].Environ Sci Technol,2006,40(4)：1184-1189.

[10]YANG R,WEI H,GUO J,et al.Historically and currently used Dechloranes in the sediments of the Great Lakes[J]. Environ Sci Technol,2011,45(12)：5156-5163.

[11]TOMY G T,THOMAS C R,ZIDANE T M,et al.Examination of isomer specific bioaccumulation parameters and potential in vivo hepatic metabolites of syn-and anti-Dechlorane Plus isomers in juvenile rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)[J].Environ Sci Technol,2008, 42(15)：5562-5567.

[12]WU J P,ZHANG Y,LUO X J,et al.Isomer-specific bioaccumulation and trophic transfer of Dechlorane Plus in the freshwater food web from a highly contaminated site, South China[J].Environ Sci Technol,2010,44(2)：606-611.

[13]KANG J H,KIM J C,JING Z,et al.Detection of Dechlorane Plus in fish from urban-industrial rivers[J].Chemosphere,2010,79(8)：850-854.

[14]WANG L,JIA H L,LIU X J,et al.Dechloranes in a river in northeastern China：Spatial trends in multi-matrices and bioaccumulation in fish(Enchelyopus elongatus)[J].Ecotox Environ Safe,2012,84：262-267.

[15]JIA H L,SUN Y Q,LIU X J,et al.Concentration and bioaccumulation of Dechlorane compounds in coastal environment of Northern China[J].Environ Sci Technol, 2011,45(7)：2613-2618.

[16]巩宁,邵魁双,贾宏亮,等.氯代阻燃剂得克隆在大连黄海海域潮间带不同环境介质中的含量及生物富集[J].海洋环境科学,2013,32(5)：674-678.

[17]LI Y,YU L H,ZHU Z C,et al.Accumulation and effects of 90-day oral exposure to Dechlorane Plus in quail(Coturnix coturnix)[J].Environ Toxicol Chem,2013,32(7)：1649-1654.

[18]GAUTHIER L T,HEBERT C E,WESELOH D V C,et al.Current-use flame retardants in the eggs of herring gulls (Larus argentatus)from the Laurentian Great Lakes[J]. Environ Sci Technol,2007,41(13)：4561-4567.

[19]SIDDIQUE S,QIMING X,NADIA A,et al.Levels of Dechlorane Plus and polybrominated diphenylethers in human milk in two Canadian cities[J].Environ Int,2012, 39(1)：50-55.

[20]REN G F,YU Z Q,MA S T,et al.Determination of Dechlorane Plus in serum from electronics Dismantling Workers in South China[J].Environ Sci Technol,2009, 43(24)：9453-9457.

[21]ZHENG J,WANG J,LUO X J,et al.Dechlorane Plus in human hair from an e-waste recycling area in South China：Comparison with dust[J].Environ Sci Technol, 2010,44(24)：9298-9303.

[22]ZHANG Y,WU J P,LUO X J,et al.Tissue distribution of Dechlorane Plus and its dechlorinated analogs in contaminated fish：High affinity to the brain for anti-DP[J]. Environ Pollut,2011,159(12)：3647-3652.

[23]WU J P,SHE Y Z,ZHANG Y,et al.Sex-dependent accumulation and maternal transfer of Dechlorane Plus flame retardant in fish from an electronic waste recycling site in South China[J].Environ Pollut,2013,177：150-155.

[24]BURKHARD L P,COOK P M,LUKASEWYCZ M T.Biota-sediment accumulation factors for polychlorinated Biphenyls,Dibenzo-p-dioxins,and Dibenzofurans in Southern Lake Michigan Lake Trout(Salvelinus namaycush)[J].Environ Sci Technol,2004,38(20)：5297-5305.

[25]SHEN L,REINER E J,HELM P A,et al.Historic trends of Dechloranes 602,603,604,Dechlorane Plus and other Norbornene derivatives and their bioaccumulation potential in Lake Ontario[J].Environ Sci Technol,2011,45(8)：3333-3340.

[26]ZHANG Y,WU J P,LUO X J,et al.Biota-sediment accumulation factors for Dechlorane Plus in bottom fish from an electronic waste recycling site,South China[J].Environ Int,2011,37(8)：1357-1361.

[27]王爱媛.氯代阻燃剂得克隆对大型溞的毒性研究[D].大连：大连海事大学,2012.

[28]周娜娜.扎龙湿地得克隆类物质残留与生物富集效应研究[D].哈尔滨：哈尔滨工业大学,2011.

[29]WANG D G,GUO M X,PEI W,et al.Trophic magnification of chlorinated flame retardants and their dechlorinated analogs in a fresh water food web[J].Chemosphere,2015, 118：293-300.

[30]EPA,US.IUCLID data set for Dechlorane Plus[EB/OL]. (1998-03-12)[2015-04-16].http：//www.epa.gov/chemrtk/ pubs/summaries/dechlorp/c15635rr3.pdf

[31]HPV,USEPA.Robust summaries and test plans：Dechlorane Plus[EB/OL].(2008-12-08)[2015-04-16].http：// www.epa.gov/chemrtk/pubs/summaries/dechlorp/c15635te. htm

[32]姜涛.氯代阻燃剂得克隆(Dechlorane Plus)对海藻的生物毒性及生物富集[D].大连：大连海事大学,2011.

[33]赵磊.得克隆对藻类的生物毒性及选择性生物富集[D].大连：大连海事大学,2013.

[34]BROCK W J,SCHROEDER R E,MCKNIGHT C A,et al.Oral repeat dose and reproductive toxicity of the chlorinated flame retardant Dechlorane Plus[J].Int J Toxicol, 2010,29(6)：582-593.

[35]刘阳.得克隆对斑马鱼毒性效应的研究[D].大连：大连海事大学,2011.

[36]WU B,LIU S,GUO X C,et al.Responses of mouse liver to Dechlorane Plus exposure by integrative transcriptomic and metabonomic studies[J].Environ Sci Technol,2012, 46(19)：10758-10764.

[37]LI Y,YU L H,WANG J S,et al.Accumulation pattern of Dechlorane Plus and associated biological effects on rats after 90 d of exposure[J].Chemosphere,2013,90(7)：2149-2156.

[38]姜宇.得克隆对斑马鱼脑和肝脏蛋白质组影响的研究[D].大连：大连海事大学,2013.

[39]ZHANG L J,JI F N,LI M,et al.Short-term effects ofDechlorane Plus on the earthworm Eisenia fetida determined by a systems biology approach[J].J Hazard Mater, 2014,273：239-246.

[40]张刘俊.得克隆对赤子爱胜蚓的毒性效应研究[D].南京：南京大学,2014.

[41]CRUMP D,CHIU S,GAUTHIER L T,et al.The effects of Dechlorane Plus on toxicity and mRNA expression in chicken embryos：A comparison of in vitro and in ovo approaches[J].Comp Biochem Phys C,2011,154(2)：129-134.

[42]VORKAMP K,BOSSI R,RIG´ET F F,et al.Novel brominated flame retardants and Dechlorane Plus in Greenland air and biota[J].Environmental Pollution,2015,196：284-291.

Accumulation in Biota and Toxicological Effect of Dechlorane Plus

ZHANG Hong-yan,LI Shuo,CHEN Sheng-wen
(School of Environmental and Materials Engineering,Shanghai Second Polytechnic University, Shanghai 201209,P.R.China)

Dechlorane Plus(DP),a widely used chlorinated flame retardant,is detected in environment,biota and human,which is globally ubiquitous.The most research on DP is focused on the detection technic and levels in the environment matrix.The bioaccumulation or biomagnification in biota and toxicological effect begin to be paid more attention to.This review describes the different bioaccumulation/biomagnification of isomers and the toxicological effects on aquatic and terrestrial biota.Recent studies show that DP had bioaccumulation or briomagnification potential in biota and syn-DP is easier to accumulation thananti-DP.Exposure to DP can have influence on botanic photosynthesis,integrity of cytomembrane and activities of some enzymes of aquatic plant.The subjects exposed to DP have been influenced on enzymes,gene express,reproductivities and DNA.Changes in oxidative stress and neurotoxicity might be primary mechanisms of DP toxicity.

Dechlorane Plus(DP);bioaccumulation;isomer;biomanification;toxicological effect

R994.6

A

1001-4543(2015)04-0290-08

2015-03-25

陈胜文(1977—),男,江西人,副教授,博士,主要研究方向为污染物环境行为及去除。电子邮箱swchen@sspu.edu.cn。

上海第二工业大学培育学科建设项目(No.XXKPY1303)、上海电子废弃物资源化产学研合作开发中心开放、开发基金(No.ZF1224-15)资助