摘　要　以六溴環十二烷(HBCD)為代表的脂環族溴代阻燃劑(CBFRs)被廣泛應用于紡織、建材、電子、電氣、化工、交通、建材等領域.隨著 HBCD 作為《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》增列持久性有機污染物，與 HBCD 具有相似結構和性能的四溴環己烷(TBECH)和四溴環辛烷(TBCO)等 CBFRs 被當作 HBCD 的潛在替代產品.迄今為止，HBCD、TBECH 和 TBCO 已在大氣、水體、土壤等多種環境介質和生物體中被檢出，它們在生物體內的代謝轉化以及內分泌干擾、神經、生殖、發育等毒性效應亦受到廣泛關注.值得指出的是，所有 CBFRs 均含有同分異構體，表現出異構體選擇性的生物富集、代謝和毒性效應.遺憾的是，目前相關研究還十分匱乏.本文從 CBFRs 的環境暴露水平、生物富集、毒性效應、以及 CBFRs 的生物轉化等方面展開綜述，特別強調了從異構體水平研究HBCD 及其替代物的必要性.本文有助于全面了解 CBFRs 生物富集、代謝及毒性效應，對于正確認識和準確評價 CBFRs 的生態和健康風險具有重要的科學意義.

　　關鍵詞　脂環族溴代阻燃劑，異構體，生物富集，毒性效應，生物轉化.

　　溴代阻燃劑是一類包括脂肪族、脂環族、芳香族及芳香-脂肪族的含溴化合物.其中脂環族溴代阻燃劑(cycloaliphatic brominated flame retardants, CBFRs)的阻燃效果好于芳香族溴代阻燃劑，熱穩定性能優于脂肪族溴代阻燃劑，而一度作為多溴聯苯醚(PBDEs)的替代品被廣泛應用于紡織、建材、電子、電氣、交通、化工、石油等領域中[1].脂環族溴代阻燃劑主要包括六溴環十二烷(hexabromocyclododecane，HBCD)，1,2-二溴-4-(1,2-二溴乙基)-環己烷(tetrabromoethylcyclohexane，TBECH)，和 1,2,5,6-四溴環辛烷(1,2,5,6-Tetrabromocyclooctane，TBCO). 目前關于 CBFRs 研究最多的是六溴環十二烷，其作為全球第三大溴系阻燃劑，在生產、使用、運輸及廢棄物報廢處理等過程進入環境.迄今為止，人們已經在許多環境介質、生物體如鳥類[2]、水生動物[3 − 4]、植物[5 − 6]、人體[7]，甚至在遙遠的北極圈的生物體[8] 內都檢測到 HBCD.

　　隨著 HBCD 增列《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》持久性有機污染物，其生產和使用受到限制，人們會選擇 TBECH 和 TBCO 這樣結構和性質相似、但知名度較低、認識尚不深入的溴代阻燃劑.雖然目前 TBECH、TBCO 的產量遠低于 HBCD，但可以預見在不遠的未來，這類阻燃劑的產量、使用量將會上升，從而導致其環境水平的增加[9 − 10]，因此有必要充分認識這類阻燃劑的環境和生態效應[11 − 16].

　　TBECH、TBCO 和 HBCD 一樣，具有溴代的脂環結構，包含多種異構體和對映體，但碳環數、溴取代數、取代位置、空間結構存在差異.展示了 HBCD、TBECH、TBCO 的理化性質，其中部分參數來自 EPI Suite 和 SPARC 軟件的計算. 相比 HBCD，TBECH 和 TBCO 的分子量較小，熔點較低，穩定性較差;蒸氣壓和溶解度都較高，說明兩者的揮發性和水溶性更大;lgKow 都大于 4，說明三者同樣具有較強的親脂特性和生物蓄積潛力.三者結構和性質的異同對它們的生物富集、代謝及毒性效應的影響尚不清楚. 研究表明，異構體的生物富集、代謝及毒性效應均存在顯著差異[13, 17 − 22].只有在異構體水平進行研究，才能全面準確地對 CBRFs 的生態和健康風險做出評價本文對 HBCD、TBECH、TBCO 及其異構體的生物富集、代謝及毒性效應進行綜述，并預測了這3 種污染物的研究趨勢.

　　1 CBFRs 異構體的環境暴露水平(Bioaccumulation of CBFRs isomers)

　　1.1 HBCD 異構體在環境介質中的分布工業級

　　HBCD 主要含有 α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD 等 3 種異構體，其比例分別為 10%—13%，1%—12% 和 75%—89%，其中 γ-HBCD 是工業品中最主要的異構體,另外工業品 HBCD 中還含有少量的 δ-HBCD 和 ε-HBCD[29].HBCD 可以在從生產到廢物處理的整個生命周期中進入環境，展示了HBCD 在各個污染源區環境介質中的水平.天津[30] 聚苯乙烯生產廠附近粉塵、土壤和沉積物中均檢測出較高的水平的 HBCD，在中國香港[31] 污水處理廠的污泥中，HBCD 濃度比在懸浮顆粒物中的濃度高出近 2 個數量級，說明其容易在污泥中發生富集，α-HBCD 為主要異構體.HBCD 在華北塑料垃圾處理區[5] 的土壤中的濃度大于處理廠路邊和農田土壤中的濃度，γ-HBCD 是土壤中主要的異構體.其比例可能受到 HBCD 加工過程中熱異構化和環境介質中非生物/生物轉化的影響.同樣發現在中國渤海[32] 附近一家 HBCD 生產企業和捷克源區[33] 周圍的土壤和沉積物中，HBCD 異構體比例與工業品相似，都以γ-HBCD 為主，推測 HBCD 在土壤等不透光封閉性較強的介質中不易發生異構體轉化，此外在捷克源區的產品倉庫和工廠外大氣、消費產品和建造材料中都檢測出了以 γ-HBCD 為主的 HBCD，其比例與工業品相似，可見上述介質中的污染直接來源于 HBCD 工業品的生產和使用。

　　在捷克源區的房屋室內和室外背景空氣中觀察到了工廠空氣中 95% 為 γ-HBCD，而背景空氣中 40% 為 γ-HBCD，表明存在不同異構體的大氣遷移和 γ-HBCD 到 α-HBCD 的光轉化，工業活動中 HBCD 的大量生產和使用正在造成持續的環境污染.上述研究表明，HBCD 的生產和使用，導致 HBCD 進入大氣、水體和土壤等環境介質.進入環境的 HBCD,其異構體比例可能發生變化[30 − 33].HBCD 作為溴代阻燃劑，已被確定為室內和室外環境中的全球污染物. 研究表明，不同國家、地區的大氣氣相和顆粒相中都可以檢測到 HBCD[33 − 38].瑞典斯德哥爾摩[36] 室內灰塵中 HBCD 的平均濃度為 190 ng·g−1.

　　中國大連大氣[37] 中 73%—97% 的 HBCD 存在于顆粒相. 在深圳[38] 室內大氣顆粒相中，96% 以上的 HBCD 都存在于 PM10. 無論是氣相還是顆粒相，α-HBCD 都是主要組分，推測 α-HBCD 更容易被吸附在灰塵等顆粒物表面.捷克源區[33] 房屋室內和室外背景空氣中的 HBCD 都以 α-HBCD 為主，γ-HBCD 的比例明顯小于工業品，推測 HBCD 在空氣中發生異構體轉化，室外空氣中的污染可能來自于暖通空調系統、裝飾性聚苯乙烯和絕緣材料. 可見，大氣顆粒物是 HBCD 的重要歸趨，HBCD 的室內濃度高于室外濃度.

　　此外，據報道來自中國[39] 的空氣樣本中，δ-HBCD 濃度高達 15%，超過了在商品HBCD 中的比例.但是并不確定 δ-HBCD 的來源.工業廢水的排放、大氣沉降等過程會造成 HBCD 持續的水體污染.在韓國[40] 工業園區附近的湖泊中，HBCD 在沉積物中的濃度與中國天津市大沽河[41] 和中國貴嶼連河[42] 中的濃度相似，但比日本九頭龍河[43] 沉積物中的濃度低 1 個數量級，在該湖泊附近的小溪中也檢測到了 HBCD. 有研究報道我國沉積物中 HBCD 的濃度從東到西呈現下降趨勢. 天津大沽河[41] 中 HBCD 的總濃度最高，其次是天津港[41] 和長江[44]. 大沽河、天津港、天津地區 HBCD 總濃度較高的原因可能是受城市和重工業活動的影響.

　　在東江和珠江口的沉積物中，HBCD 的最高平均濃度達到 64.7 ng·g−1 dw[45]. 從全國 HBCD 的分布來看，天津、長江和廣東的 HBCD 總濃度高于其他地區，這主要是由于這些地區是人口密集區和工業活動 密 集 區 并 對 HBCD 的 市 場 需 求 較 高 . 在 渤 海 南 部 海 域 未 過 濾 水 體 中 ， α-HBCD、 β-HBCD 和γ-HBCD 濃 度 范 圍 分 別 為 1.23 —1800 ng·L−1、 0.85 —1120 ng·L−1、 1.10 —2150 ng·L−1， α-HBCD 和γ-HBCD 是主要成分[32]. 結合相關研究[32, 43, 46] 發現我國渤海南岸的濃度最高，同時也是世界上濃度最高的，因為我國渤海南岸靠近 HBCD 生產地. 研究發現沉積物中 HBCD 的異構體組成與工業品中的相似，均以 γ-HBCD 為主，而在活性污泥中則以 α-HBCD 為主，其原因是 β-和 γ-HBCD 均可以轉化為α-HBCD 以及微生物對 α-HBCD 的降解速率最慢[47].污水處理廠的污物處置[47]、垃圾填埋地的滲漏、塑料及電子垃圾的不當處置[5] 都會導致土壤中HBCD 的污染.

　　除此之外，土壤中的 HBCD 還可能來自大氣中的干濕沉降[33].HBCD 由于其疏水性，可以與固體顆粒如土壤、沉積物和污泥有很強的結合. 研究發現不同類型土壤之間也存在顯著差異.Tang 等[48] 分析了浙江省寧波市的垃圾填埋場、工業區、居住區、交通區、菜地和農田土壤，發現在廢物傾卸場地和工業區的 HBCD 濃度較高，HBCD 在菜地和農田土壤中的污染極有可能是由擴散源引起的. 與濰坊和寧波相比，除了廣東清遠，廣東的工業區和電子垃圾回收站 HBCD 濃度最高[49]，與印度、越南、馬來西亞、印度尼西亞和柬埔寨的露天傾倒場土壤的平均值(<2.4 ng·g−1 dw)相當[50]. 華南地區 HBCD 濃度較低的原因可能與采樣點有關.Li 等[51] 報道從制造設施開始 HBCD 濃度呈下降趨勢.山東、浙江和廣東土壤中 HBCD 異構體分布相似，其中 γ-HBCD 為主要成分，α-HBCD 和 β-HBCD 次之[48 − 49, 52].土壤中 HBCD 的異構體組成與工業品中的相似，均以 γ-HBCD 為主[47].展示了 HBCD 在不同地區大氣、水、土壤等介質中的環境水平.

　　1.2 TBECH 和 TBCO 異構體在環境介質中的分布

　　TBECH 有 4 種異構體，分別是 α-TBECH、β-TBECH、γ-TBECH、δ-TBECH，其中商業品(t-TBECH)中以 α-TBECH 和 β-TBECH 為主要組分，二者比例約為 1∶1[26]，而 β-TBECH 是環境中較為常見的異構體[53, 54].商業品 TBCO 有 2 種異構體：α-TBCO、β-TBCO，其比例分別為 34% 和 66%[55].與大量關于 HBCD 的報道相比，環境中 TBECH 和 TBCO 的報道非常有限，而與 TBECH 相比，TBCO 的報道更是少之又少. 作為新型溴代阻燃劑，TBECH 和 TBCO 在建筑材料、電子設備、家具用品中的使用，使其很容易揮發到室內空氣中，進而污染室外空氣. 如今已在挪威和英國[56] 的室內大氣和灰塵中檢測到了 TBECH，辦公室布置相比家庭，具有較快的器具及電子產品更換速率，使得辦公室大氣中 TBECH 濃度普遍高于家庭房屋中的濃度，α-TBECH 為主要異構體。

　　室內灰塵中 TBECH 的濃度相比大氣要高得多，在家庭和辦公室室內灰塵中，β-TBECH 為主要異構體，可能是由于 β-TBECH 相比 α-TBECH 具有較低的揮發性，更容易在灰塵中積累.意大利羅馬[57] 家庭和工作場所的室內灰塵樣本(33.7—228 ng·g−1)，美國加利福尼亞州[58](<0.64—360 ng·g−1;54% 的檢出率)在室內環境中測得的TBECH 平均濃度是迄今為止最高的. TBECH 在瑞典斯德哥爾摩[36] 室內和室外大氣、室內灰塵中也有所檢出，公寓中的濃度是辦公室濃度的 4 倍，這與上述英國家庭和辦公室內濃度的結論不同，說明TBECH 的濃度可能很大程度上受到室內裝修布置的影響.

　　同樣在捷克[59] 發現不同房屋大氣中TBECH 的濃度差距很大，室內最高濃度比第二高濃度高出 10 倍;其夏季濃度高于冬季，夏季和冬季的室外平均濃度分別為 96、2.2 pg·m−3，體現出了在夏季 TBECH 更高的揮發性.在英國西米德蘭茲[34] 也發現 夏 季 TBECH 的 濃 度 高 于 冬 季 ， 小 于 英 國 [56] 室 內 空 氣 濃 度 的 報 道 ， 其 檢 出 量 是 瑞 典 空 氣 的10—20 倍.在瑞典新建幼兒園[60] 空氣和灰塵、中國北方電子垃圾回收區大氣[61] 中檢測到 TBECH 和TBCO 異構體，后者以 β-TBECH 和 β-TBCO 為主要組分，TBCO 在后者中的濃度為 30 pg·m−3. 有報道發現 TBECH 具有持久性[62] 和長距離遷移性[63]，在偏遠的北極和南極地區已經測量到 TBECH 的存在. 在北 極 和 亞 北 極 [64] 檢 測 到 了 TBECH 的 大 氣 沉 積 .

　　在 來 自 挪 威 北 極 地 區 [65] 的 被 動 空 氣 樣 本 中 ，α-TBECH 和 β-TBECH 是檢出率最高的鹵化阻燃劑，每種異構體的濃度分別為 29—65、17—46 pg·m−3.雖然無法獲得北極其他地區(例如北美)空氣中 TBECH 的濃度，但在加拿大北極地區的一些海洋生物群中檢測到了 β-TBECH，表明其具有遠距離運輸的潛力[66]. 最近一個報告指出，在南極洲西部的南設得蘭群島大氣樣本中檢測出 α-TBECH、β-TBECH 和 β-TBCO，主要分布在顆粒相中，濃度范圍分別為nd—0.39、nd—1.3、nd—0.21 pg·m−3.這意味著 TBCO 可能也具有環境持久性和長距離遷移能力[9].通過污染源的排放和大氣沉積，TBECH 和 TBCO 會進入地表水、沉積物、底泥和土壤.如今已在中國北方電子垃圾回收區[61] 的水、土壤中檢測出 TBECH，且以 β-TBECH 為主;TBCO 在土壤和灰塵中的濃度分別為<0.0493—0.0890 ng·g−1dw、7.38 ng·g−1，以 β-TBCO 為主.

　　中國香港水域[67] 地表沉積物中的 TBECH 濃度比該水域中 HBCD 的濃度低約 1 個數量級，且發現兩者濃度存在很強的相關性，推測兩者的排放源或排放途徑相似.中國香港污水處理廠[31] 中廢水(包括顆粒相和溶解相)和污泥中TBECH 的濃度比該研究中 HBCD 相應濃度低一個數量級，底泥中濃度高出懸浮顆粒物兩個數量級，且都以α-TBECH 為主，意味著 TBECH 的污染和擴散程度小于 HBCD. TBECH 與 HBCD 具有相似的理化性質，與固體顆粒如污泥、沉積物有很強的結合.新加坡[68] 地表水和懸浮沉積物中 TBECH 的濃度與中國香港污水處理廠的報道不同，底泥沉積物中的濃度低于懸浮沉積物，可見 TBECH 在地表水體中并未發生大量沉積.在德國北海地區[69] 的沉積物中檢測到高達 12 ng·g−1dw 的 TBCO，這意味著 TBCO 從河流到北海沉積區的遷移率很高.可見，作為 HBCD 的替代品，TBECH 和 TBCO 已經在大氣、水體、土壤等多種環境介質中被檢出.展示了 TBECH 在不同地區大氣、水、土壤等介質中的環境水平.

　　2 CBFRs 的生物積累(Bioaccumulation of CBFRs)

　　2.1 HBCD 在生物體中的積累和分布生物體

　　能通過環境暴露和食物鏈傳遞蓄積 HBCD. 一系列調查結果表明，HBCD 在水生和陸地生態系統中都存在生物富集現象.有關海洋生態系統的調查發現，在 2005 年至 2015 年之間，中國南海江豚 (Neophocaena phocaenoides)和 海豚 (Sousa chinensis)[70] 中 HBCD 的濃度范圍分別為 97.2—6260 ng·g−1lw 和 447—45800 ng·g−1lw(lipid weight，以脂質重計)，明顯高于其生長環境，且 HBCD 主要積累在脂肪中，含量逐年增長.

　　在渤海[71] 生態系統所有生物樣品中 HBCD 的濃度范圍在 3.45—461 ng·g−1dw 之間，在污染最重的鯔魚(Liza haematocheila) 中高達 332 ng·g−1dw. 中國香港水域[67] 海洋食物網中的生物體中 HBCD 的濃度范圍在 3.01—93.2 ng·g−1lw 之間，生物放大因子(BMF，捕食者和獵物之間平均脂質標準化濃度的比率)都大于 1，意味著 HBCD 發生了生物富集和食物鏈放大，該現象同樣在渤海[71] 沿岸和南極洲喬治王島[72]的生態系統中被發現. 在喬治王島生態系統的所有樣品中均檢測到 HBCD，α-HBCD 和 γ-HBCD 在所有樣品中占主導地位，α-HBCD 的 TMF(營養級放大因子，描述平均脂質歸一化濃度與營養級之間的相關性)顯著大于 1.

　　上述調查結果證明了 HBCD 在海洋生物中普遍存在生物富集和食物鏈放大現象. 目前認為 α-HBCD 的富集能力最強[67, 70 − 71]，有報道稱 γ-和 β-HBCD 不具有生物富集能力[71].有關淡水生生態系統的調查發現，在韓國河流的鰕虎魚 (Gobiidae)[47] 中，HBCD 的濃度范圍在24.96—66.71 ng·g−1lw 之間. 韓國工業園區鯽魚 (Carassius carassius)[73] 不同組織 HBCD 的積累量為：肝臟>卵>血液>肌肉，不同組織中 HBCD 的濃度普遍高于水體和沉積物中的濃度，所有組織中的生物富集因子(BCF)都大于 1，意味著在鯽魚中發生了生物積累. 韓國工業園區附近的湖泊[40] 中，HBCD 在魚類和貝類中的平均濃度分別為 1.55 ng·g−1ww(wet weight，以濕重計)、60.9 ng·g−1lw，且 α-HBCD 相比γ-HBCD 在魚類和貝類中更占優勢。

　　其生物群沉積物累積因子(BSAF，生物體內的濃度經過脂質歸一化，沉積物中的濃度經過 TOC 歸一化)在 0.79—3.21，此外還觀察到近岸的生物樣本(平均值：2.42)中BSAF 高于遠離海岸的生物樣本(平均值：1.73). 在華南某電子垃圾場的捕食性魚類鯪魚 (Cirrhinusmolitorella) 和北方蛇頭魚(Ophicephalus argus)[74] 中，HBCD 的濃度分別為0.07—96.9、0.18—240 ng·g−1ww，BCF 分別高達 6225 和 6431.

　　不同組織 HBCD 的積累量為：脂肪>肝臟>鰓>肌肉，積累量與組織脂質含量正相關，說明 HBCD 更容易蓄積在生物脂肪中. 在電子拆解區水域[75] 中，蘋果螺 (Ampullaria gigasspix) 和草魚 (Ctenopharyngodon idellus) 體內 HBCD 的平均濃度分別為 5.02 ng·g−1lw 和 45.9 ng·g−1lw，HBCD 在水生食物網中的 TMF 為 6.36，表明存在生物放大. 上述調查結果說明 HBCD 在淡水生物中也普遍存在生物富集現象，濃度水平與在海洋生物中的相同. 研究發現，在鯉魚 (Cyprimus carpio morphamoblis)[76] 中存在 α-和 γ-HBCD 的特異性富集，α-HBCD 在不同組織中的 BCF 均顯著高于 β-和 γ-HBCD.在天津渤海的海洋生物中，鯡鷗(Larus argentatus)體內 HBCD 的濃度最高(1111 ng·g−1 lw)，在渤海的海洋和淡水食物網中 α-HBCD 的濃度和 HBCD 的總濃度隨著營養水平的增加而增加，說明在所有異構體中 α-HBCD 的生物富集潛力較強[77].與大量的 HBCD 在水生生物中的富集報道相比，HBCD 在陸生生態系統中生物積累研究相對較少，主要集中于植物[5, 78].

　　研究者在戶外松針(Pinus armandi Franch, 208 ng·g−1dw)[79]、南極的苔蘚(Andreaea depressinervis、Sanionia uncinate, 0.63—930 pg·g−1dw) 和 地衣 (Himantormia lugubris、Usneaantarctica, 0.1—21.1 pg·g−1dw)[80] 中均檢測出 HBCD，說明植物能夠吸收空氣中的 HBCD，同時也意味著 HBCD 能夠進行遠距離大氣傳輸. Zhu 等[81 − 82] 的研究也證明植物既可以通過葉片吸收空氣中的HBCD，也可以通過植物根吸收土壤中的 HBCD，根吸收的 HBCD 能夠傳輸到地上部分. 在珠江三角洲各類蔬菜[83]、自然生態系統紅樹林[78] 中觀察到 HBCD 在植物組織中分布為莖>根>葉.

　　無論是水生還是陸生生物，對 HBCD 的吸收均顯示出顯著的異構體差異性.相比 β- HBCD、γ-HBCD，α-HBCD 具有較高的水溶性[78]、TMF[71]、BCF[73]、生物積累因子(BAF)和攝取速率常數[84]，較長 的 半 衰 期 [84 − 86]， 較 低 的 降 解 率 [87]， 且 β- HBCD、 γ-HBCD 會 在 生 物 體 內 異 構 化 [76, 84, 88 − 89]為 α-HBCD，因此，α-HBCD 在生物體內中更占優勢. 大量研究發現，HBCD 異構體在生物體內的濃度大小 為 α-HBCD>γ-HBCD>β-HBCD， 該 規 律 被 發 現 存 在 于 草 魚 (Ctenopharyngodon idellus)[75]、 斑 馬 魚(Brachydanio rerio var)[85]、蚯蚓 (Eisenia fetida)[90]、鴨 (Anas platyrhynchos)[86]、牛 (Bos taurus)[91]、加拿大頂級捕食性魚類 (Salvelinus namaycush、Stizostedion vitreum、Salvelinus fontinalis)[92]、日本虎斑猛水蚤(Tigriopus japonicas)[93]、捕食性魚類鯪魚和北方蛇頭魚[74] 以及渤海生態系統和韓國河流的魚類[47, 71]中 .

　　也 有 不 符 合 上 述 積 累 順 序 的 ， 如 在 渤 海 的 蝦 (Fenneropenaeus chinensis) 和 蛤 蜊 (Ruditapesphilippinarum) 中，HBCD 異構體濃度大小 γ-HBCD>α-HBCD>β-HBCD，這可能是由于蝦和蛤蜊位于食物鏈底層，直接受到其環境中異構體比例的影響[71]. 陸生植物的研究顯示，大部分植物[5, 78 − 82] 中α-HBCD 為主要異構體，但在珠江三角洲蔬菜[83] 中，γ-HBCD 為主要異構體，α-HBCD 的比重與土壤接近，蔬菜根部對 HBCD 不具有異構體選擇性吸收. 有學者發現，在沿渤海生態系統中，3 種 HBCD 異構體在不同生物中的分布比例存在差異[71]. 沿著蝦、蛤蜊、鰕虎魚 (Acanthogobius flavimanus)、鱸魚 (Lateolabrax japonicus) 這一食物鏈，隨營養級的增加，α-HBCD 的比例增大，γ-HBCD 的比例降低，由此推測出 α-HBCD 具有生物放大作用.

　　2.2 TBECH、TBCO 在生物體中的積累和分布

　　TBECH 和 TBCO 可通過飲食攝入、皮膚接觸或呼吸吸入等途徑進入生物體內.目前，國內外關于二者在環境生物中積累和分布的研究主要集中于水生生態系統. 一項關于太湖食物網[94] 的研究發現，β-TBECH 在 10 種水生生物中的濃度范圍為(276±628) pg·g−1ww，而 α-TBECH 僅在銀魚 (Protosalanxhyalocranius) 中被檢測到((134±208)pg·g−1ww). 迄今為止，已在鯡鷗(Larus argentatus)[53, 95 − 96] 中持續檢測到 TBECH 的存在. Ruan[70] 的研究發現，中國南海海豚脂中的 TBECH 從 2005 年到 2015 年的十年間 顯 著 增 長 ， 江 豚 (Neophocaena phocaenoides) 和 海 豚 (Sousa chinensis) 中 TBECH 的 濃 度 范 圍 為<0.8—125、<0.8—362 ng·g−1lw，其中 α-TBECH 為主要異構體，其濃度比該研究中 HBCD 的濃度低約2 個數量級。

　　但高于環境中濃度. 中國香港附近水域[67] 的海洋食物網中，TBECH 的濃度范圍在<0.8—13.9 ng·g−1lw，α-TBECH 為主要異構體，在軟體動物中的濃度明顯高于甲殼類和魚類中的濃度，表明不同生物對 TBECH 的積累存在差異.但是 TBECH 的 BMF 都大于 1，與 HBCD 相比，營養級放大因子較低，說明 TBECH 具有生物放大潛力但低于 HBCD.TBECH 在甲殼和軟體動物中的 BSAF 均小于 1，意味著 TBECH 在底泥生物中并未發生生物富集. 對于不同異構體，γ-TBECH 和 δ-TBECH 的BMF 顯著高于 α-TBECH 和 β-TBECH，即 γ-TBECH 和 δ-TBECH 的生物放大潛力相對較高，但一般環境中以 α-TBECH 和 β-TBECH 為主要組分，因此生物體中也以 α-TBECH 和 β-TBECH 為主要組分. 研究表明，在鯨類動物體中，α-TBECH 占主導地位.最近的調查結果顯示，食物樣品中 β-TBECH 濃度遠大于英國室內空氣和塵埃。

　　在野生鯖魚 (Scomberomorus niphonius) 和金槍魚 (Thunnini) 中發現 TBECH 的濃度分別為 6.0、39.48 ng·g−1lw，β-TBECH 是主要異構體;在食物和母乳[97] 中出現頻率最多、含量最高的 EFR(新型阻燃劑) 是 β-TBECH，濃度為 2.5 ng·g−1 lw，與 α-HBCD 的濃度 (2.1 ng·g−1 lw) 相當.TBCO 在水生生物體內亦有發現.在北美五大湖的水鳥銀鷗 (Larus argentatus) 蛋[53] 中檢測出TBCO. 在德國灣的黃蓋鰈 (Limanda limanda)[69] 中檢測到 TBCO，其最高濃度為 12 ng·g−1 ww. 在安大略湖的鱒魚 (Salvelinus namaycush) 和圓蝦虎魚 (Neogobius melanostomus)[98] 中檢測到 TBCO 濃度分別為0.033、0.009 ng·g−1ww. 2003 年歐洲環境署科學小組的研究報告指出，TBCO 符合歐盟的 vPvB 篩選標準，即具有顯著的持久性和生物累積性[99].研究發現 TBCO 在海水中及淡水中的半衰期大于 60 d，在海洋及淡水沉積物中半衰期大于 180 d.

　　然而目前對 TBCO 生物積累的認識還非常缺乏. 在日本青鳉(Oryzias latipes)[16] 胚胎試驗中發現 TBCO 在胚胎中的累積速率常數為 1.7—1.8 d−1，生物富集因子最高達到 1.3×104，顯著大于 HBCD 意味著其具有較強的生物富集能力，從而影響胚胎發育. 在德國北海地區，TBCO 在底棲魚類[69] 中濃度最高為 12 ng·g−1ww，其 BSAF 為 2.9，接近于已知的持久性生物有機污染物 BDE-47(2,2',4,4'-四溴聯苯醚)和 BDE-100(2,2',4,4',6-五溴聯苯醚)的 BSAF，表明該研究中底棲魚類對 TBCO 具有生物富集作用. 但 TBCO 異構體水平的生物積累知之甚少，植物作為環境中重要的生物介質，對有機污染物的環境行為有著不可忽視的作用.目前關于植物中 TBECH、TBCO 的吸收、傳輸和轉化過程知之甚少.

　　3 CBFRs 異構體的生物代謝及轉化(Biological metabolism and transformation of CBFRs isomers)

　　3.1 HBCD 的生物轉化

　　3.1.1 HBCD 的生物異構化異構化是改變化合物的結構而分子量不變的過程.HBCD 的立體結構復雜，主要包含 3 種立體異構體，分別為 α- HBCD、β- HBCD 和 γ-HBCD. 不同 HBCD 異構體對生物產生的毒性效應存在差異，因此了解不同異構體的生物異構化現象十分必要. 早期的研究顯示，HBCD 在生物中不存在異構體轉化現象.如 Essslinger 等[100] 用含純 γ-HBCD 的食物喂養鏡鯉(Cyprinus carpio morpha noblis)，并未觀察到γ-HBCD 異構化為 α-HBCD 的證據. 隨著研究的深入，有關 HBCD 異構體在不同生物體內的異構化的報 道 不 斷 涌 現.

　　Gannon 等[101] 用 含有 98% γ-HBCD 的 商品 HBCD 喂 養 大鼠 (Fischer F344、 SpragueDawley、Wistar)，在中、高劑量投喂下的大鼠組織中均檢測到 10% 左右的 α-HBCD，證明了 γ-HBCD 向α-HBCD 轉化的生物異構化. 與 γ-HBCD 相比，α-HBCD 更易分布在肝臟.在母雞(Gallus domesticus)[2] 和斑馬魚(Danio rerio)[87] 體內也發現了 γ-HBCD 轉化為 α-HBCD 的現象. γ-HBCD 不僅可以轉化為α-HBCD，也可以轉化為 β-HBCD. Szabo 等[102] 觀察到雌鼠 (C57BL/6) 的肝和腦組織中的 γ-HBCD 轉變為 β-HBCD，以及脂肪和糞便中的 γ-HBCD 轉變為 α-HBCD 和 β-HBCD，該現象也在母雞 (LohmannBrown)[103] 肝臟中被發現，生物異構化更容易發生在腦、肝臟等具有更長保留時間的組織中.

　　也有一些研究[104] 發現雌鼠 (C57BL/6) 的脂肪和肝臟中 β-HBCD 可轉化為 γ-HBCD.不 僅 γ-HBCD 可 以 轉 化 為 α-HBCD， β-HBCD 也 可 以 轉 化 為 α-HBCD.Law 等 [89] 發 現 在 虹 鱒 魚(Oncorhynchus mykiss) 幼體內 β-HBCD 和 γ-HBCD 能異構化為 α-HBCD.同樣，在鏡鯉 (Cyprimus carpiomorpha moblis)[76] 和蚯蚓 (Metaphire guillelmi、Eisenia fetida)[84, 90] 中，發現了 β-HBCD 和 γ-HBCD 能異構化為 α-HBCD，與 β-HBCD 相比，γ-HBCD 異構化程度更高，且在鯉魚內臟和肌肉中更容易發生生物異構 化. 該異構化現象也在雄性大鼠( Sprague–Dawley)[88]、小麥( Triticum aestivum L.)[81] 和黑麥草(Lolium perenne L.)[82] 中被發現. Abdallah 等[105] 研究了鼠和鱒魚(Oncorhynchus mykiss)肝亞細胞組分對 α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD 的體外生物轉化，在鱒魚 S9 餾分(肝勻漿上清液)中檢測到 δ-HBCD 說明發生了異構體轉化，但具體異構化機制尚不清楚，而鼠 S9 餾分測定中不存在 δ-HBCD，說明鼠體外生物異構化現象與鱒魚存在明顯差異. 一項生物體外轉化試驗表明雞肝和貓肝微粒體中 CYP 酶不介導 HBCD 生物異構化和對映選擇性代謝[106 − 107].

　　3.1.2 HBCD 的生物代謝產物HBCD 在生物體內可以通過各種生化反應進行代謝. 相關研究包括一些污染場地生物樣品測試和實驗室暴露研究.結果表明，HBCD 的生物代謝速度和代謝產物均存在明顯的物種特異性[105, 108 − 109]，不同異構體的代謝產物亦存在顯著差異. 目前關于 HBCD 代謝途徑的模型生物主要集中在以小鼠、大鼠為代表的哺乳動物[88, 105, 109 − 111] 和微生物[19, 112 − 118]，少量關于禽類、魚類和植物等[2, 5,76] 的降解研究，以及一些體外實驗，如動物肝微粒體[106 − 107] 對 HBCD 的降解.

　　4 CBFRs 的毒性效應(Toxicity Effect of CBFRs)

　　4.1 HBCD 的毒性效應HBCD 具有肝臟、神經、免疫、甲狀腺、內分泌干擾、生殖發育等毒性效應[8, 125 − 126]. HBCD 是中至強的甲狀腺干擾物.HBCD 長期暴露對甲狀腺激素三碘甲狀腺原氨酸(T3)和四碘甲狀腺原氨酸(T4)的分泌與合成有抑制作用[85]，能干擾甲狀腺激素受體基因(TRβ)的轉錄[85] 及其代謝酶的活性[127]，可能導致甲狀腺的肥大[18, 128]，此外 HBCD 對促腎上腺激素釋放基因(Crh)具有抑制作用[85]. 神經發育毒性是HBCD 的另一個較為敏感的毒性終點.

　　HBCD 具有抑制神經遞質傳遞[129 − 130]、影響神經信號傳導[131]、影響神經元發育[130, 132]、誘導細胞凋亡[130, 133 − 134] 的能力. HBCD 還具有內分泌干擾效應，能通過降低性激素結合球蛋白增加男性游離雄激素指數[135]，具有類雌激素效應[136]，能與性激素產生拮抗作用[137]，影響生殖系統[138 − 139]. 此外 HBCD 在生物體中具有免疫、生長發育、遺傳、代謝、肝臟等毒性效應，能夠促進脂肪形成基因的表達[140]，破壞與免疫和炎癥相關的基因表達[18]，造成免疫力下降和生長緩慢[141]，其引起的代謝功能異常可能導致肥胖癥的發展[142].

　　HBCD 容易在肝臟中積累[143]，引起肝臟中 CAR 核受體的活化[18]，誘導肝臟重量增加并可能導致肝纖維化[18]. 相關的細胞代謝毒性還能引起 DNA 損傷[117]，影響生物體酶的活性[144, 145] 及對多種物質的代謝或運輸[18, 105]，改變氧化應激關鍵反應和調控晝夜節律基因的表達[18]，影響細胞凋亡和自噬過程[146]，引起氧化應激和代謝穩態受損[145]，造成代謝網絡的破壞[111, 117].此外有研究探討了 HBCD 對秀麗隱桿線蟲(Caenorhabditis elegans)的急性和慢性暴露的毒性效應.在 HBCD 的急性毒性濃度暴露下，最敏感的表現是運動行為的減弱，其次是活性氧和細胞凋亡水平的提高[147]，其慢性毒性也包含以上表現[148].大量研究表明，HBCD 的毒性效應亦具有異構體選擇性. Palace 等[149] 用喂食的方法將虹鱒魚分別暴露于 3 種 HBCD 異構體 56 d，其中食物中 α-HBCD、β-HBCD 和 γ-HBCD 的濃度分別為(29.14±1.95)、(11.84±4.62)和(22.84±2.26) ng·g−1 lw，發現不同異構體暴露均可以減少碘的吸收并加速甲狀腺激素的轉化效率，從而提高 T4 到 T3 的轉化率，最終影響虹鱒魚的代謝，其中 γ-HBCD 的毒害程度最嚴重.Marteinson 等[150] 發現，以 800 ng·g−1 ww HBCD 的飲食飼養 21 d 后，紅隼(Falco sparverius)雛鳥蛋中的HBCD 以 α-HBCD 為主，但羽毛中的以 γ-HBCD 為主. 他們認為羽毛中的 α-HBCD 能夠反映 HBCD 的身體負荷，并發現羽毛中的 α-HBCD 濃度與血漿游離三碘甲狀腺素與游離甲狀腺素的比值呈負相關，能夠反應 HBCD 暴露引起的甲狀腺功能障礙。

　　而 β-和 γ-HBCD 含量則沒有顯著相關性.Du 等[3] 的研究發現，暴露在 0.1、1.0 mg·L−1 水體中，HBCD 的 3 種異構體均能引起斑馬魚(Oncorhynchusmykiss)胚胎發育過程的氧化應激、細胞凋亡、胚胎發育異常，其毒性大小順序為 γ-HBCD>β-HBCD>αHBCD.但 Hong 等[4] 研究了 HBCD 異構體對海洋青鳉魚(Oryzias melastigma)胚胎的發育毒性，結果表明在高暴露濃度(200 μg·L−1)下胚胎發育、氧化應激、細胞凋亡，毒性大小順序為 α-HBCD/γ-HBCD>βHBCD，3種異構體在海水青鳉魚胚胎的發育毒性順序與淡水中斑馬魚胚胎中順序不同，突出了使用淡水和鹽水中物種進行毒性評價的重要性. Hong 等[93] 研究了 HBCD 異構體對日本橈足動物(Tigriopusjaponicas)不同發育階段的毒性，發現不同異構體的急性致死毒性大小為 β-HBCD>α-HBCD>γ-HBCD;在成足期的發育延遲毒性表現為 α-HBCD/γ-HBCD>β-HBCD，且 F1 代對所有 3 種異構體都比 F0 代更敏感.在 30 或 100 μg·L−1 的 α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD 暴露下，產生氧化應激、細胞凋亡、內分泌干擾等毒性效應，其大小順序為 α-HBCD/β-HBCD>γ-HBCD，可見在同一生物體中急性致死毒性與發育毒性存在異構體特異性.

　　5 總結與展望(Research Outlook)

　　CBFRs 可以在生產、使用、運輸及廢棄物報廢處置的整個生命周期中進入大氣、水體以及土壤等環境介質，并通過空氣和水的流動以及生物的攜帶進行傳輸. 近年來，隨著 HBCD 生產和使用的限制，預計會有更多的 TBECH 和 TBCO 作為其替代品進入環境，導致他們環境水平的增加. 本文綜述了CBFRs 的環境暴露水平、生物富集、轉化及毒性效應，重點介紹了 CBFRs 異構體在不同環境介質中的分布，在生物中的富集、代謝及毒性效應的差異性. 針對目前研究的現狀以及存在的問題，提出以下總結和展望：

　　(1)與大量的 HBCD 在環境介質中的時空分布、在環境生物中的富集、代謝、食物鏈放大和毒性效應研究相比，有關 TBECH 和 TBCO 的研究主要集中于在大氣顆粒物及水體沉積物中的分布及在水生生物中的富集和毒性效應，其在陸生生態系統中的研究相當匱乏.為了綜合評價 TBECH、TBCO 作為替代品的風險，開展二者的在陸生生態系統的環境行為和生物效應的研究勢在必行.

　　(2)作為 HBCD 潛在的替代品，應該具有更低的生物富集、食物鏈放大和和毒性效應.目前有關CBFRs 的相關研究各自獨立，缺乏與 HBCD 在同樣條件下的直接比較，難以對 TBECH 和 TBCO 是否適合做 HBCD 的替代物做出正確評價.因此需要在同一污染場地對三者的生物富集、放大和毒性效應同時進行監測，或在在實驗室相同暴露條件的情況下對三者進行研究，同時考察不同種類的生物富集、放大和毒性的差異.(3)TBECH 與 TBCO 具有多種異構體和對映體，異構體和對映體是否存在選擇性的生物吸收、是否像 HBCD 一樣存在生物異構化反應，異構體及對映體代謝和毒性效應研究均不夠全面. 因此，在異構體和對映體水平對以上問題進行研究，是未來工作的重要方向.

　　( 4) 污 染 物 的 生 物 轉 化 是 影 響 污 染 物 的 歸 趨 及 毒 性 效 應 的 重 要 因 素.雖 然 目 前 研 究 表 明 ，TBECH 與 TBCO 有較快的生物轉化和排出速率，但有限的轉化產物的鑒定僅限于體外研究，缺乏體內數據的支持以及對轉化途徑、轉化機制的探索，更缺少在異構體和對映體層面的探索. 因此，有必要開展 TBECH 與 TBCO 在多種生物物種中的體內轉化研究，探索轉化速率與它們結構的關系. 由于代謝物質缺乏相應的標準品，如何對它們進行定性分析和定量檢測，是未來研究亟待解決的關鍵問題.

　　(5)CBFRs 在人體內均有檢出，具有肝臟、神經、免疫、甲狀腺、內分泌干擾、生殖發育等毒性效應. 但目前研究只關注了 CBFRs 原型的毒性效應，它們的一些代謝產物可能呈現比原型更大的生物毒性. 因此，未來在加強 CBFRs 人體暴露風險評估的同時，開展 CBFRs 轉化產物的毒性效應研究十分必要.

　　參考文獻 (References)

　　陳海, 孫云娜, 魏東洋. 溴代阻燃劑的環境危害 [J]. 廣東化工, 2011, 38(8): 91-92.CHEN H, SUN Y N, WEI D Y. Bromination flame retardants environmental damage [J]. Guangdong Chemical Industry, 2011,38(8): 91-92(in Chinese).

　　[ 1 ]FOURNIER A, FEIDT C, MARCHAND P, et al. Kinetic study of γ-hexabromocyclododecane orally given to laying hens (Gallusdomesticus) [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2012, 19(2): 440-447.

　　[ 2 ]DU M M, ZHANG D D, YAN C Z, et al. Developmental toxicity evaluation of three hexabromocyclododecane diastereoisomers onzebrafish embryos [J]. Aquatic Toxicology, 2012, 112/113: 1-10.

　　[ 3 ]HONG H Z, SHEN R, LIU W X, et al. Developmental toxicity of three hexabromocyclododecane diastereoisomers in embryos of themarine medaka Oryzias melastigma [J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 101(1): 110-118.

　　[ 4 ]HUANG H L, WANG D, WAN W N, et al. Hexabromocyclododecanes in soils and plants from a plastic waste treatment area in NorthChina: Occurrence, diastereomer- and enantiomer-specific profiles, and metabolization [J]. Environmental Science and PollutionResearch, 2017, 24(27): 21625-21635.

　　作者：張貞瑩1,2　溫 蓓1 **　黃紅林1　張淑貞1