有机磷酸酯的环境分布及对生物毒性作用研究进展*

沙未来, 王 迎, 张 琛, 李佳玉, 王仁君

(曲阜师范大学生命科学学院,273165,山东省曲阜市)

0引 言

塑料行业的兴起带动塑料添加剂的发展. 在各类型塑料添加剂中,阻燃剂和增塑剂占据较高地位. 近年来大量研究显示,多 溴 联 苯 醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)、六溴环十二烷(hexabromocyclododecanes,HBCDs)等典型的溴系阻燃剂已广泛分布于环境中,因其具有持久性、长距离迁移、生物富集性和生物毒性,并能产生具有高含量羟基(甲氧基)的代谢物或溴代二噁英(呋喃)的特性,已连续被列入斯德哥尔摩公约新添加持久性有机污染物(persistent organic pollutants,POPs)的限制或禁止使用清单. 相反,其替代物的使用量出现了明显增加,相关的危险性影响已经成为新的环境问题.

有机磷酸酯(organophosphate ester,OPEs)作为其替代品之一,使用量已从2011年50万吨增长到2018年的280万吨[1]. OPEs根据所携带取代基结构的不同可以划分为芳烃类、含氯类以及烷烃类3大类化合物,不同种类的 OPEs 具有各自独特的理化性质和功能(如表1、图1所示).

表1 常见有机磷酸酯的种类及其理化性质

续表1 常见有机磷酸酯的种类及其理化性质

图1 典型OPEs的分子结构式

目前OPEs广泛作为阻燃剂、增塑剂以及消泡剂添加到纺织、家具、建筑建材和塑料包装等材料中. 由于OPEs添加到聚合物产品中的方式为物理添加并未形成化学键,导致其在产品的生命周期中极易通过挥发、破损或溶解等方式释放到周围各种环境介质. 根据现有研究表明,多种OPEs已在大气、水、土壤及室内灰尘中被检出[2]. 同时,生物可以通过呼吸、摄食等生命活动累积越来越多的OPEs,并沿食物链或食物网进行传递,从而对生物造成严重的伤害,甚至可能危及整个生态系统. OPEs是一种类型多样、来源复杂、物化性质各异的物质(lgKow=0.65～9.49),至今还没有一套完整的OPEs及其代谢物的标准分析方法. 而且大多数研究只局限于几个典型 OPEs的污染程度和分布特点,对其环境行为的研究还不够深入. 随着OPEs环境释放量的增加,OPEs或许并不是一类安全的替代品. 因此,为减少因OPEs暴露而产生的各种生态毒理学风险,我们需要努力获取有关这些化学物质在环境中出现的更全面的监测数据.

1 OPEs在环境中的分布

1.1 空气

已有研究表明,OPEs主要是在颗粒相中分布,而不是在气相中,所以现有数据资料多以粒子相中OPEs的浓度来表示OPEs在大气中的含量[3]. 多方数据统计,OPEs广泛存在于世界各地的环境大气中,含量介于几至几百ng/m3,这些化合物的污染主要来自于电子废弃物的拆解、工业活动等[4]. TCEP、TCPP、TPHP、TnBP等在各检测地区大气中占据较高比例,但在不同地区的大气中OPEs的种类及含量存在差异. 在国内,Liu等人[5]在中国10个城市设置采样点对空气中PM2.5进行为期1年的监测,最终在所有样品中均检测到含氯类OPEs(如TCPP、TCEP 和 TDCPP)的存在,表明它们是环境中普遍存在的物质. 目前现有的研究发现,室内空气中的OPEs浓度普遍高于户外,说明OPEs主要由室内空气释放到户外空气. 不论是国内还是国外,TCPP的检出率和浓度均较高,猜测可能是因为TCPP的毒性较低,使其易在工业中作为替代品. 在对挪威住宅和学校空气样本进行检测时,研究人员发现起居室空气中TnBP和TPHP的浓度略高于教室,但OPEs含量水平在两地样品之间并无显著差异[6]. 同时,城镇空气中的OPEs还要受城市活动和工业结构的组成和迁移的影响. Zeng等人[7]在中国华南地区的工业区与非工业区的大气监测结果中发现,工业地区(电子垃圾拆解厂)附近的OPEs浓度值约为3852～57695 pg/m3,显著高于非工业区；其中以TCPP和TPHP占据主导地位,说明原始电子垃圾的拆除可能会导致周围大气中的OPEs含量水平升高.

1.2 水和沉积物

由于城市化和工业化的影响,OPEs已在世界各地的水域中被检测到. 水环境作为污染物的重要归宿之一,随着产品中OPEs排放量加大,大量的OPEs经过各种方式进入水环境. 当OPEs进入水体后,其存在形式、分布状况和毒性效应会随着水动力学的变化而发生复杂的迁移转化. 由于不同类OPEs物理化学性能的不同,导致其在水中的稳定性也不尽相同. 例如,TEHP在水中很难溶解. TCEP、TCPP等氯代OPEs难以在水体中进行转化或被降解. 而TPHP在中性条件下不容易水解,但在碱性或含有磷酸酯酶的环境中,其水解作用却会明显增强. 总体而言,OPEs已在世界各地各类水体和沉积物中被广泛发现.

赵赛等人[8]对合肥市某污水处理厂特殊处理工艺过程中的水体进行了污染物相关检测,发现含氯类OPEs的检出率为100%,其中TCEP、TCPP和TBEP作为进水口的优势化合物,浓度分别为546.69、324.42和91.98 ng/L. 在西班牙Besos流域水体中,Cristale检测到大量烷烃类OPEs的存在,其中TiBP的含量高达158.95 ng/L[9]. OPEs在全球水体中的分布极不均匀,人类的生产或生活活动可能是关键影响因素之一. 在人类活动范围较大的悉尼、日本东京湾及韩国洛东江等水体中可以检测到成百甚至上千ng/L的OPEs；但在远离城市的美国密歇根湖及其相关支流中只检测到几十ng/L的OPEs[10].

大多数不溶于水的OPEs极易在沉积层中发生吸附,即使是水溶性良好的OPEs,也能与水中的其他物质结合,并在地球引力作用下沉淀进入沉积层. 尽管就目前现有监测数据来看,关于沉积物中OPEs的研究相对较少,但世界各地沉积物中OPEs的污染状况依旧不可忽视. 在中国的渤海沿海海域[11]、太湖[12]、珠江三角洲地区[13]和广西沿海湾区[14]沉积物中均有OPEs被检出,其中珠江三角洲地区沉积物中OPEs的浓度高达470 ng/g dw,太湖地区沉积物中OPEs的浓度却相对偏低. 国外地区与中国沉积物中OPEs种类及含量略微存在差异,例如奥地利河流沉积物中OPEs的浓度仅几十ng/g dw[15].

1.3 土壤

近年来,OPEs在土壤中的污染越来越引起人们的重视,其污染程度在几 ng/g至1 000 ng/g之间,在人口稠密地区,污染较为严重. 而在现存研究中关于土壤中OPEs的相关分布与浓度数据依旧有限. 在中国中西部地区及东南地区土壤中OPEs的浓度范围为29.7～57.4 ng/g dw,国外地区土壤中检出的平均浓度与国内相似,浓度约为67 ng/g dw[3]. 城市化以及工业化的发展导致土壤中的OPEs存在地区差异. 例如,在天津电子拆解厂附近土壤中检测到829 ng/g dw的OPEs[16],在尼泊尔加满都地区土壤中OPEs的平均浓度高达1 830 ng/g dw[17]. 因不同国家地区电子废弃物种类的差异,导致土壤中OPEs存在地域差异. 在中国电子拆解厂附近土壤中检测到的主导污染物为TCEP和TBEP,而在越南地区土壤中TPHP的检出浓度最高[18].

1.4 生物体

目前国内外关于OPEs在各种环境介质中的数据资料已经十分丰富,但是关于OPEs在生物体内的分布状态却很少,且大多以水生生物作为研究对象. 最近有一些研究发现,部分生物体中OPEs的浓度已经比环境背景值要高,说明OPEs可以在生物体内累积. 但是也存在着OPEs含量在生物体内下降的现象,这可能与所研究的生物对象和所检测的OPEs的结构与性质存在差异性有关.

(1)植物是生态系统中重要的环节成员,OPEs可以从受污染的土壤转移到植物中,最终通过食物链进入人体,对人体造成不良影响,但是针对OPEs在植物体内分布的资料甚少. Zhang等人[19]以中国南宁市为例调查了水稻田环境中有机磷酯类化合物的发生、行为和归趋,结果发现OPEs广泛存在于华南水稻田环境的多个介质中,平均含量达到了29.8 ng/g,不同生长期水稻中TCEP的积累也存在差异. Wan等人[20]分析了中国某塑料废弃物处理场周围小麦植株体内OPEs的累积及分布情况,受周围环境的影响,小麦地上组织中OPEs的浓度与周围环境土壤存在显著的正线性关系；此外,小麦根系中OPEs的分布特征也与相应的农田土壤相似.

(2)水生鱼类可以通过鳃、皮肤接触和摄食接触进入水环境的污染物质,因此更多的研究将鱼类作为研究污染物生物积累的重要实验对象. 研究表明,在广东清远某电子拆解厂附近河流中鲤鱼和水蛇体内检测到平均含量为14.4 ng/g ww 和1.9 ng/g ww的OPEs[21]. 针对不同生物不同检测组织中OPEs也存在显著差异. Hou等人[22]以鲫鱼和泥鳅为研究对象,分别检测两种生物不同组织中OPEs的分布,研究结果发现,两种生物肝脏(鲫鱼：576 ng/g lw；蚯蚓：861 ng/g lw)内OPEs浓度均高于肠道和肾脏.

与水生鱼类相比,陆生生物体内OPEs的相关研究数据相对缺乏,处于食物链较高位置的鸟类和哺乳类常被用作研究对象. 例如：生活在挪威地区的北极狐(Vulpeslagopus)体内的OPEs以TBEP为主导,平均浓度高达955 ng/g[23]. 在位于长江上游地区的中国池鹭卵(Ardeolabacchus)中检测到以TnBP、TCEP及TEHP为主的OPEs,平均浓度为14.9 ng/g,5.7 ng/g和6.2 ng/g[24]. 同水生生物一样,陆生动物体内的OPEs也存在组织差异性. 如陈敏等人以小鼠作为研究对象,探究OPEs在其心、肝、脾、肺、肾组织中的富集分布,研究结果表明小鼠肾脏中OPEs的浓度最高,肝脏中浓度最低[25].

综上可见,OPEs在不同生物组织分布中存在差异性,鸟类吸收的OPEs可能具有一定疏水性,但在水生动物中则表现出不同的结果. 因为化合物物化特性存在着差异,使得OPEs在水中和陆地生物体内吸收、富集和清除方式不同,从而使OPEs在水生和陆生物体内形成不同的迁移和转换规律,但此点猜测还需要进行进一步探究.

(3)人类作为食物网的顶端生物存在,随着饮食、呼吸及皮肤接触等多种途径累积越来越多的OPEs. 目前,国内外有关人体接触OPEs的文献已经很多,大量数据表明OPEs在人体母乳、尿液、胎盘等多种样品中均有检出,且其种类和含量存在地域差异. 瑞典居民的乳汁中以TCPP为主[26],美国人的母乳中OPEs主要是TBEP[27],亚洲地区居民母乳中TCEP和TPHP含量比较高[28]. 在澳大利亚某地区儿童尿液中检出以TCEP和TEHP为主导的OPEs,平均含量为0.6 ng/mL[29].

持久性污染物在生物体内是否积累是衡量其有无环境危害的决定因素之一,也是环境科学关注的重点问题. Brandsma等人[30]通过LC-MS/MS对荷兰南部的谢尔德河口中某食物网中的生物体内OPEs种类及含量进行检测,共发现9种OPEs,且随着生物在食物网中营养等级的升高,其体内的TBEP与TCPP的含量显著高于低营养级的植物体内的浓度. 此现象表明这两种OPEs在该食物网中具有生物放大作用. 相反,生活在某电子拆解厂附近池塘中的水蛇和鲤鱼,它们体内所发现的9种OPEs的生物放大因子均小于1,说明OPEs在食物链或食物网中存在生物稀释的现象[21]. 因此,判断OPEs在生物体内是否具有蓄积效应,需综合考虑生物所摄入的OPEs的种类、物化性质及生物本身对其代谢能力等因素.

2 OPEs对生物的毒性效应

OPEs已在各种环境介质中大量赋存,并且随着时间的推移,OPEs对生物的毒性危害越来越引起了世界各国的关注. 目前,关于OPEs在机体中的积累已经有了相对全面的研究,但关于OPEs对生物体的毒性效应和机理的研究相对局限. 最近的研究表明OPEs可以对植物、动物甚至人类造成严重伤害. 但是,在整个研究历程中使用的生物对象和OPEs的种类相对很少,且缺少环境浓度下的长期接触等毒性资料,同时有关的毒理学机理还需要进一步阐明.

2.1 植物

目前,OPEs对植物的毒性效应数据少之又少,主要集中于植物生长和生理两个方面(如图2所示).

图2 有机磷酸酯(OPEs)对生物的毒性效应

姚梦月[31]对小麦种子萌发、生长发育、光合荧光及抗氧化系统是否受到TCEP胁迫的影响进行了相关探究. 结果表明低浓度(<20 mg/L)TCEP并不影响小麦种子的萌发,且对小麦生物量和产量的形成起到促进作用；随着TCEP浓度的升高,小麦种子的生长发育受到显著抑制以及叶片中光和系统和抗氧化系统平衡被打破.

Wang等人[32]探究了TPHP暴露下,小球藻(Chlorellavulgaris,CV)和斜生栅藻(Scenedesmusobligus,SO)这两种淡水藻类生长发育是否受到影响. 研究发现培养1天时,CV表现出细胞重量降低趋势且存在浓度依赖性,而SO仅在10 mg/L时出现显著下降；CV在所有处理浓度下均显示膜完整性增加和活性氧(Reactive oxygen species,ROS)含量减少,这可能是其自身的一种防御策略；而SO在10 mg/L TPHP培养体系中表现出膜系统受到损伤和大量ROS产生.

Li等人[33]也发现了随着TnBP暴露浓度的升高,三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)的生长受到显著抑制,同时TnBP的存在改变了藻细胞内ROS的活性,引起细胞膜结构的破坏,使膜的完整性和通透性发生变化,最终导致细胞凋亡. 实际上,脂质组分作为细胞膜中的重要组成成员,在细胞内渗透调控过程中起着至关重要的作用,因此OPEs对生物的致毒机制可能与细胞内的脂质代谢受到影响存在一定关系.

2.2 动物

OPEs已在各种工业产品及生活日用品中被广泛使用,所以很容易被动物和人体通过各种途径所吸收,从而对机体造成一定的影响. 目前国内外有关OPEs对动物毒性的研究较为丰富,主要表现在细胞毒性、神经毒性、生殖发育毒性、干扰内分泌系统等(如图2、表2所示).

表2 常见有机磷酸酯对动物的毒性效应

(1)细胞毒性 Su等人[34]利用鸡胚胎干细胞作为实验材料探究了TPHP对细胞的毒性和mRNA的表达. 结果表明当TPHP的浓度超过10 μM时出现了明显的细胞毒性；但是其对细胞内mRNA表达的干扰效果显著低于次级代谢产物(磷酸二苯酯). 烷烃类OPEs同样可以对动物细胞产生毒性效应. TBEP(100～400 μM)暴露3 d后,HepG2细胞显示了细胞毒性；TBEP可以导致胞内DNA的严重破坏及细胞周期的改变,最终导致HepG2细胞凋亡的产生[36].

(2)神经毒性 Sun等人[41]的研究对比了典型OPEs与有机磷农药毒死蜱(ChlorpyrifosStandard,CPF)对动物的神经毒性. 结果发现包括TCEP、TBEP及TnBP等均显著影响了斑马鱼的游泳行为,改变了神经系统基因AChE活性和mRNA表达水平. 杨扬[37]通过研究发现TnBP可在赤子爱胜蚓(Eiseniafetida)神经组织中发生累积,影响其神经相关蛋白的含量及基因的表达量,产生神经毒性；通过转录组学和代谢组学的方法,发现TnBP对蚯蚓神经不同部位的致毒机制存在一定的差异.

(3)生殖发育毒性 Zhang等人[38]探究了磷酸三正丁酯(TnBP)对秀丽隐杆线虫(Caenorhabditis elegans)的生殖毒性及机制研究. 研究表明环境浓度的TnBP暴露使其繁殖能力下降,对性腺的发育造成破坏,并发现TnBP对线虫造成的生殖毒性可能与生殖细胞凋亡、生殖细胞DNA损伤、氧化应激等结果之间存在一定的关系. Zhao等人[39]通过实验发现TCEP暴露降低了黄颡鱼(Pelteobagrusfulvidraco)幼鱼存活率、体重和比生长率,但是TCEP诱导幼鱼生长抑制的机制尚不清楚.

(4)内分泌毒性 Chen等人[40]通过研究对比了两种OPEs对雄性小鼠体内氧化应激反应和内分泌干扰的影响. 结果表明,在暴露35 d后,小鼠肝脏细胞的抗氧化酶活性及其mRNA表达水平受到TPHP和TCEP处理的显著干扰,雄性激素的产生也受到了显著抑制. Ji等人[35]通过研究首次发现TPHP作为生物体内雌激素的干扰剂,其可以诱导雌激素与雌激素受体的转录,并能聚集类固醇受体共激活因子(SRC1、SRC3),同时激活G蛋白偶联受体介导的信号通路,使17β-雌二醇(E2)和睾酮(T)的比率升高.

此外,不同种类OPEs对同种生物的LC50或EC50存在差异性,而相同OPEs对不同生物间也存在差别. 例如TCP与TCEP对虹鳟(Oncorhynchusmykiss)的96 h-LC50值相差百倍以上；TCP对美洲原银汉鱼(Menidiaberyllina)的96 h-LC50为95 mg/L,相当于TCP对蓝鳃鱼(Lepomismacrochirus)毒性的1/1 000[42]. OPEs除了对动物产生以上毒性效应外,还会产生其他方面的影响. 例如,长期接触TCPP不但会对紫贻贝产生细胞凋亡、影响氧化胁迫指标和免疫相关基因的表达,而且对紫贻贝的能量代谢、蛋白质合成、肌肉收缩和生殖功能有一定的影响[43]. 由此可见,OPEs对动植物生命健康的危害不可忽视.

3 结论与展望

近年来,由于新型有机化合物在人们日常生活中的广泛使用,对人类和动植物健康构成了潜在威胁. 为了进一步弥补主要溴化阻燃剂(Brominated flame retardants,BFR)的限制使用,有机磷酸酯(OPEs)作为阻燃剂和增塑剂的使用越来越普遍. 但是目前大量报道表明OPEs具有种类多样、使用范围广,同时具有持久性、生物可利用性及毒性等特性,使其在环境中的含量随产品生产量和消费量的增长也呈逐年递增趋势,在大气、水、土壤等的各种环境中都可检测到其存在. 含氯类OPEs(TCEP、TCPP或TDCPP)在各个环境介质中的分布最为广泛,这可能与污染地区周围的产业结构存在一定联系. 同时生物通过各种方式会在体内累积越来越多的OPEs,对机体自身健康造成了严重损伤. 随着OPEs的浓度增加,其对生物的生长发育、神经调节及内分泌调节等方面的影响力随之增强. 但是人们对OPEs在环境中分布状态及危险性的研究还十分有限,不足以充分评价其环境和健康风险. 因此综合国内外有关研究,对于新型塑料添加剂,未来需着重从以下几个方面进一步探究各类OPEs在环境中的分布和对生物的毒性响应.

(1)建立统一全面的污染物检测手段. 现存的OPEs种类繁多,物化性能存在一定的差别,主要检测手段(GC-MS 和 LC-MS/MS)具有一定优缺点. 因此,需要综合考虑多方面因素,寻找合适的方法完成相关检测.

(2)对OPEs环境污染扩大区域进行检测,加强对OPEs在生活区与工业区环境中的对比监控. 增加检测样本类别(如,大气、土壤、水体等)及数量.

(3)全面深入进行污染物的毒性试验. 第一,增加受试生物种类,如针对植物作物以及更多模式动物通过实验获得接触到OPEs对其的毒性影响；第二,增加污染物研究对象,分析多种类OPEs在单独以及复合存在条件下对生物造成的影响；第三,加强研究手段,对实验对象从分子水平出发,并建立分子水平与细胞、组织、器官、个体水平之间的联系.

(4)探究OPEs是否会对生物产生间接毒性. 动植物摄取OPEs后,会对所接触的细胞和组织产生损害. 因此,还需进一步通过丰富研究数据,以了解OPEs所产生的蛋白质和激素类物质是否对其他组织或器官产生毒性作用. 同时,应加强对不同生物之间的间接效应的研究. 例如,亲代与子代间接触是否产生影响,同一群体中染毒的动物是否会对没有接触过的动物产生影响.

(5)对生物摄取OPEs的代谢和机理进行深入探讨,分析动植物的主要代谢器官对OPEs的代谢路径和代谢效率,并探究OPEs对机体的最大无损害作用量.