摘　要　以六溴環(huán)十二烷(HBCD)為代表的脂環(huán)族溴代阻燃劑(CBFRs)被廣泛應(yīng)用于紡織、建材、電子、電氣、化工、交通、建材等領(lǐng)域.隨著 HBCD 作為《關(guān)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(jié)構(gòu)和性能的四溴環(huán)己烷(TBECH)和四溴環(huán)辛烷(TBCO)等 CBFRs 被當(dāng)作 HBCD 的潛在替代產(chǎn)品.迄今為止，HBCD、TBECH 和 TBCO 已在大氣、水體、土壤等多種環(huán)境介質(zhì)和生物體中被檢出，它們在生物體內(nèi)的代謝轉(zhuǎn)化以及內(nèi)分泌干擾、神經(jīng)、生殖、發(fā)育等毒性效應(yīng)亦受到廣泛關(guān)注.值得指出的是，所有 CBFRs 均含有同分異構(gòu)體，表現(xiàn)出異構(gòu)體選擇性的生物富集、代謝和毒性效應(yīng).遺憾的是，目前相關(guān)研究還十分匱乏.本文從 CBFRs 的環(huán)境暴露水平、生物富集、毒性效應(yīng)、以及 CBFRs 的生物轉(zhuǎn)化等方面展開綜述，特別強調(diào)了從異構(gòu)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(yīng)，對于正確認(rèn)識和準(zhǔn)確評價 CBFRs 的生態(tài)和健康風(fēng)險具有重要的科學(xué)意義.

　　關(guān)鍵詞　脂環(huán)族溴代阻燃劑，異構(gòu)體，生物富集，毒性效應(yīng)，生物轉(zhuǎn)化.

　　溴代阻燃劑是一類包括脂肪族、脂環(huán)族、芳香族及芳香-脂肪族的含溴化合物.其中脂環(huán)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(wěn)定性能優(yōu)于脂肪族溴代阻燃劑，而一度作為多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)的替代品被廣泛應(yīng)用于紡織、建材、電子、電氣、交通、化工、石油等領(lǐng)域中[1].脂環(huán)族溴代阻燃劑主要包括六溴環(huán)十二烷(hexabromocyclododecane，HBCD)，1,2-二溴-4-(1,2-二溴乙基)-環(huán)己烷(tetrabromoethylcyclohexane，TBECH)，和 1,2,5,6-四溴環(huán)辛烷(1,2,5,6-Tetrabromocyclooctane，TBCO). 目前關(guān)于 CBFRs 研究最多的是六溴環(huán)十二烷，其作為全球第三大溴系阻燃劑，在生產(chǎn)、使用、運輸及廢棄物報廢處理等過程進入環(huán)境.迄今為止，人們已經(jīng)在許多環(huán)境介質(zhì)、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(yuǎn)的北極圈的生物體[8] 內(nèi)都檢測到 HBCD.

　　隨著 HBCD 增列《關(guān)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(chǎn)和使用受到限制，人們會選擇 TBECH 和 TBCO 這樣結(jié)構(gòu)和性質(zhì)相似、但知名度較低、認(rèn)識尚不深入的溴代阻燃劑.雖然目前 TBECH、TBCO 的產(chǎn)量遠(yuǎn)低于 HBCD，但可以預(yù)見在不遠(yuǎn)的未來，這類阻燃劑的產(chǎn)量、使用量將會上升，從而導(dǎo)致其環(huán)境水平的增加[9 − 10]，因此有必要充分認(rèn)識這類阻燃劑的環(huán)境和生態(tài)效應(yīng)[11 − 16].

　　TBECH、TBCO 和 HBCD 一樣，具有溴代的脂環(huán)結(jié)構(gòu)，包含多種異構(gòu)體和對映體，但碳環(huán)數(shù)、溴取代數(shù)、取代位置、空間結(jié)構(gòu)存在差異.展示了 HBCD、TBECH、TBCO 的理化性質(zhì)，其中部分參數(shù)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(wěn)定性較差;蒸氣壓和溶解度都較高，說明兩者的揮發(fā)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(jié)構(gòu)和性質(zhì)的異同對它們的生物富集、代謝及毒性效應(yīng)的影響尚不清楚. 研究表明，異構(gòu)體的生物富集、代謝及毒性效應(yīng)均存在顯著差異[13, 17 − 22].只有在異構(gòu)體水平進行研究，才能全面準(zhǔn)確地對 CBRFs 的生態(tài)和健康風(fēng)險做出評價本文對 HBCD、TBECH、TBCO 及其異構(gòu)體的生物富集、代謝及毒性效應(yīng)進行綜述，并預(yù)測了這3 種污染物的研究趨勢.

　　1 CBFRs 異構(gòu)體的環(huán)境暴露水平(Bioaccumulation of CBFRs isomers)

　　1.1 HBCD 異構(gòu)體在環(huán)境介質(zhì)中的分布工業(yè)級

　　HBCD 主要含有 α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD 等 3 種異構(gòu)體，其比例分別為 10%—13%，1%—12% 和 75%—89%，其中 γ-HBCD 是工業(yè)品中最主要的異構(gòu)體,另外工業(yè)品 HBCD 中還含有少量的 δ-HBCD 和 ε-HBCD[29].HBCD 可以在從生產(chǎn)到廢物處理的整個生命周期中進入環(huán)境，展示了HBCD 在各個污染源區(qū)環(huán)境介質(zhì)中的水平.天津[30] 聚苯乙烯生產(chǎn)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(shù)量級，說明其容易在污泥中發(fā)生富集，α-HBCD 為主要異構(gòu)體.HBCD 在華北塑料垃圾處理區(qū)[5] 的土壤中的濃度大于處理廠路邊和農(nóng)田土壤中的濃度，γ-HBCD 是土壤中主要的異構(gòu)體.其比例可能受到 HBCD 加工過程中熱異構(gòu)化和環(huán)境介質(zhì)中非生物/生物轉(zhuǎn)化的影響.同樣發(fā)現(xiàn)在中國渤海[32] 附近一家 HBCD 生產(chǎn)企業(yè)和捷克源區(qū)[33] 周圍的土壤和沉積物中，HBCD 異構(gòu)體比例與工業(yè)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(zhì)中不易發(fā)生異構(gòu)體轉(zhuǎn)化，此外在捷克源區(qū)的產(chǎn)品倉庫和工廠外大氣、消費產(chǎn)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(yè)品相似，可見上述介質(zhì)中的污染直接來源于 HBCD 工業(yè)品的生產(chǎn)和使用。

　　在捷克源區(qū)的房屋室內(nèi)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(gòu)體的大氣遷移和 γ-HBCD 到 α-HBCD 的光轉(zhuǎn)化，工業(yè)活動中 HBCD 的大量生產(chǎn)和使用正在造成持續(xù)的環(huán)境污染.上述研究表明，HBCD 的生產(chǎn)和使用，導(dǎo)致 HBCD 進入大氣、水體和土壤等環(huán)境介質(zhì).進入環(huán)境的 HBCD,其異構(gòu)體比例可能發(fā)生變化[30 − 33].HBCD 作為溴代阻燃劑，已被確定為室內(nèi)和室外環(huán)境中的全球污染物. 研究表明，不同國家、地區(qū)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(nèi)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(nèi)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(qū)[33] 房屋室內(nèi)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(yè)品，推測 HBCD 在空氣中發(fā)生異構(gòu)體轉(zhuǎn)化，室外空氣中的污染可能來自于暖通空調(diào)系統(tǒng)、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(nèi)濃度高于室外濃度.

　　此外，據(jù)報道來自中國[39] 的空氣樣本中，δ-HBCD 濃度高達(dá) 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(yè)廢水的排放、大氣沉降等過程會造成 HBCD 持續(xù)的水體污染.在韓國[40] 工業(yè)園區(qū)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(shù)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(xiàn)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(qū) HBCD 總濃度較高的原因可能是受城市和重工業(yè)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(dá)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(qū)，這主要是由于這些地區(qū)是人口密集區(qū)和工業(yè)活動 密 集 區(qū) 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(jié)合相關(guān)研究[32, 43, 46] 發(fā)現(xiàn)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(chǎn)地. 研究發(fā)現(xiàn)沉積物中 HBCD 的異構(gòu)體組成與工業(yè)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(zhuǎn)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(dāng)處置[5] 都會導(dǎo)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(jié)合. 研究發(fā)現(xiàn)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(yè)區(qū)、居住區(qū)、交通區(qū)、菜地和農(nóng)田土壤，發(fā)現(xiàn)在廢物傾卸場地和工業(yè)區(qū)的 HBCD 濃度較高，HBCD 在菜地和農(nóng)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(yuǎn)，廣東的工業(yè)區(qū)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(dāng)[50]. 華南地區(qū) HBCD 濃度較低的原因可能與采樣點有關(guān).Li 等[51] 報道從制造設(shè)施開始 HBCD 濃度呈下降趨勢.山東、浙江和廣東土壤中 HBCD 異構(gòu)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(gòu)體組成與工業(yè)品中的相似，均以 γ-HBCD 為主[47].展示了 HBCD 在不同地區(qū)大氣、水、土壤等介質(zhì)中的環(huán)境水平.

　　1.2 TBECH 和 TBCO 異構(gòu)體在環(huán)境介質(zhì)中的分布

　　TBECH 有 4 種異構(gòu)體，分別是 α-TBECH、β-TBECH、γ-TBECH、δ-TBECH，其中商業(yè)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(huán)境中較為常見的異構(gòu)體[53, 54].商業(yè)品 TBCO 有 2 種異構(gòu)體：α-TBCO、β-TBCO，其比例分別為 34% 和 66%[55].與大量關(guān)于 HBCD 的報道相比，環(huán)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(shè)備、家具用品中的使用，使其很容易揮發(fā)到室內(nèi)空氣中，進而污染室外空氣. 如今已在挪威和英國[56] 的室內(nèi)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(chǎn)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(gòu)體。

　　室內(nèi)灰塵中 TBECH 的濃度相比大氣要高得多，在家庭和辦公室室內(nèi)灰塵中，β-TBECH 為主要異構(gòu)體，可能是由于 β-TBECH 相比 α-TBECH 具有較低的揮發(fā)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(nèi)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(nèi)環(huán)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(nèi)和室外大氣、室內(nèi)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(nèi)濃度的結(jié)論不同，說明TBECH 的濃度可能很大程度上受到室內(nèi)裝修布置的影響.

　　同樣在捷克[59] 發(fā)現(xiàn)不同房屋大氣中TBECH 的濃度差距很大，室內(nèi)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(xiàn)出了在夏季 TBECH 更高的揮發(fā)性.在英國西米德蘭茲[34] 也發(fā)現(xiàn) 夏 季 TBECH 的 濃 度 高 于 冬 季 ， 小 于 英 國 [56] 室 內(nèi) 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(qū)大氣[61] 中檢測到 TBECH 和TBCO 異構(gòu)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(fā)現(xiàn) TBECH 具有持久性[62] 和長距離遷移性[63]，在偏遠(yuǎn)的北極和南極地區(qū)已經(jīng)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(qū) [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(gòu)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(qū)(例如北美)空氣中 TBECH 的濃度，但在加拿大北極地區(qū)的一些海洋生物群中檢測到了 β-TBECH，表明其具有遠(yuǎn)距離運輸?shù)臐摿�[66]. 最近一個報告指出，在南極洲西部的南設(shè)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(huán)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(qū)[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(shù)量級，且發(fā)現(xiàn)兩者濃度存在很強的相關(guān)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(yīng)濃度低一個數(shù)量級，底泥中濃度高出懸浮顆粒物兩個數(shù)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(zhì)，與固體顆粒如污泥、沉積物有很強的結(jié)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(fā)生大量沉積.在德國北海地區(qū)[69] 的沉積物中檢測到高達(dá) 12 ng·g−1dw 的 TBCO，這意味著 TBCO 從河流到北海沉積區(qū)的遷移率很高.可見，作為 HBCD 的替代品，TBECH 和 TBCO 已經(jīng)在大氣、水體、土壤等多種環(huán)境介質(zhì)中被檢出.展示了 TBECH 在不同地區(qū)大氣、水、土壤等介質(zhì)中的環(huán)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(huán)境暴露和食物鏈傳遞蓄積 HBCD. 一系列調(diào)查結(jié)果表明，HBCD 在水生和陸地生態(tài)系統(tǒng)中都存在生物富集現(xiàn)象.有關(guān)海洋生態(tài)系統(tǒng)的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，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(zhì)重計)，明顯高于其生長環(huán)境，且 HBCD 主要積累在脂肪中，含量逐年增長.

　　在渤海[71] 生態(tài)系統(tǒng)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(dá) 332 ng·g−1dw. 中國香港水域[67] 海洋食物網(wǎng)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(zhì)標(biāo)準(zhǔn)化濃度的比率)都大于 1，意味著 HBCD 發(fā)生了生物富集和食物鏈放大，該現(xiàn)象同樣在渤海[71] 沿岸和南極洲喬治王島[72]的生態(tài)系統(tǒng)中被發(fā)現(xiàn). 在喬治王島生態(tài)系統(tǒng)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(dǎo)地位，α-HBCD 的 TMF(營養(yǎng)級放大因子，描述平均脂質(zhì)歸一化濃度與營養(yǎng)級之間的相關(guān)性)顯著大于 1.

　　上述調(diào)查結(jié)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(xiàn)象. 目前認(rèn)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(guān)淡水生生態(tài)系統(tǒng)的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，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(yè)園區(qū)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(fā)生了生物積累. 韓國工業(yè)園區(qū)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(yōu)勢。

　　其生物群沉積物累積因子(BSAF，生物體內(nèi)的濃度經(jīng)過脂質(zhì)歸一化，沉積物中的濃度經(jīng)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(yuǎn)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(dá) 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(zhì)含量正相關(guān)，說明 HBCD 更容易蓄積在生物脂肪中. 在電子拆解區(qū)水域[75] 中，蘋果螺 (Ampullaria gigasspix) 和草魚 (Ctenopharyngodon idellus) 體內(nèi) 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(wǎng)中的 TMF 為 6.36，表明存在生物放大. 上述調(diào)查結(jié)果說明 HBCD 在淡水生物中也普遍存在生物富集現(xiàn)象，濃度水平與在海洋生物中的相同. 研究發(fā)現(xiàn)，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(nèi) HBCD 的濃度最高(1111 ng·g−1 lw)，在渤海的海洋和淡水食物網(wǎng)中 α-HBCD 的濃度和 HBCD 的總濃度隨著營養(yǎng)水平的增加而增加，說明在所有異構(gòu)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(tài)系統(tǒng)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(yuǎn)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?shù)降厣喜糠? 在珠江三角洲各類蔬菜[83]、自然生態(tài)系統(tǒng)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(gòu)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(shù)[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(nèi) 異 構(gòu) 化 [76, 84, 88 − 89]為 α-HBCD，因此，α-HBCD 在生物體內(nèi)中更占優(yōu)勢. 大量研究發(fā)現(xiàn)，HBCD 異構(gòu)體在生物體內(nèi)的濃度大小 為 α-HBCD>γ-HBCD>β-HBCD， 該 規(guī) 律 被 發(fā) 現(xiàn) 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(tài)系統(tǒng)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(gòu)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(huán)境中異構(gòu)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(gòu)體，但在珠江三角洲蔬菜[83] 中，γ-HBCD 為主要異構(gòu)體，α-HBCD 的比重與土壤接近，蔬菜根部對 HBCD 不具有異構(gòu)體選擇性吸收. 有學(xué)者發(fā)現(xiàn)，在沿渤海生態(tài)系統(tǒng)中，3 種 HBCD 異構(gòu)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(yǎng)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(nèi).目前，國內(nèi)外關(guān)于二者在環(huán)境生物中積累和分布的研究主要集中于水生生態(tài)系統(tǒng). 一項關(guān)于太湖食物網(wǎng)[94] 的研究發(fā)現(xiàn)，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(xù)檢測到 TBECH 的存在. Ruan[70] 的研究發(fā)現(xiàn)，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(gòu)體，其濃度比該研究中 HBCD 的濃度低約2 個數(shù)量級。

　　但高于環(huán)境中濃度. 中國香港附近水域[67] 的海洋食物網(wǎng)中，TBECH 的濃度范圍在<0.8—13.9 ng·g−1lw，α-TBECH 為主要異構(gòu)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(yǎng)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(fā)生生物富集. 對于不同異構(gòu)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(huán)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(dǎo)地位.最近的調(diào)查結(jié)果顯示，食物樣品中 β-TBECH 濃度遠(yuǎn)大于英國室內(nèi)空氣和塵埃。

　　在野生鯖魚 (Scomberomorus niphonius) 和金槍魚 (Thunnini) 中發(fā)現(xiàn) TBECH 的濃度分別為 6.0、39.48 ng·g−1lw，β-TBECH 是主要異構(gòu)體;在食物和母乳[97] 中出現(xiàn)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(dāng).TBCO 在水生生物體內(nèi)亦有發(fā)現(xiàn).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(huán)境署科學(xué)小組的研究報告指出，TBCO 符合歐盟的 vPvB 篩選標(biāo)準(zhǔn)，即具有顯著的持久性和生物累積性[99].研究發(fā)現(xiàn) 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(rèn)識還非常缺乏. 在日本青鳉(Oryzias latipes)[16] 胚胎試驗中發(fā)現(xiàn) TBCO 在胚胎中的累積速率常數(shù)為 1.7—1.8 d−1，生物富集因子最高達(dá)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(fā)育. 在德國北海地區(qū)，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(lián)苯醚)和 BDE-100(2,2',4,4',6-五溴聯(lián)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(gòu)體水平的生物積累知之甚少，植物作為環(huán)境中重要的生物介質(zhì)，對有機污染物的環(huán)境行為有著不可忽視的作用.目前關(guān)于植物中 TBECH、TBCO 的吸收、傳輸和轉(zhuǎn)化過程知之甚少.

　　3 CBFRs 異構(gòu)體的生物代謝及轉(zhuǎn)化(Biological metabolism and transformation of CBFRs isomers)

　　3.1 HBCD 的生物轉(zhuǎn)化

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

　　Gannon 等[101] 用 含有 98% γ-HBCD 的 商品 HBCD 喂 養(yǎng) 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(zhuǎn)化的生物異構(gòu)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(nèi)也發(fā)現(xiàn)了 γ-HBCD 轉(zhuǎn)化為 α-HBCD 的現(xiàn)象. γ-HBCD 不僅可以轉(zhuǎn)化為α-HBCD，也可以轉(zhuǎn)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(zhuǎn)變?yōu)?β-HBCD，以及脂肪和糞便中的 γ-HBCD 轉(zhuǎn)變?yōu)?α-HBCD 和 β-HBCD，該現(xiàn)象也在母雞 (LohmannBrown)[103] 肝臟中被發(fā)現(xiàn)，生物異構(gòu)化更容易發(fā)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(fā)現(xiàn)雌鼠 (C57BL/6) 的脂肪和肝臟中 β-HBCD 可轉(zhuǎn)化為 γ-HBCD.不 僅 γ-HBCD 可 以 轉(zhuǎn) 化 為 α-HBCD， β-HBCD 也 可 以 轉(zhuǎn) 化 為 α-HBCD.Law 等 [89] 發(fā) 現(xiàn) 在 虹 鱒 魚(Oncorhynchus mykiss) 幼體內(nèi) β-HBCD 和 γ-HBCD 能異構(gòu)化為 α-HBCD.同樣，在鏡鯉 (Cyprimus carpiomorpha moblis)[76] 和蚯蚓 (Metaphire guillelmi、Eisenia fetida)[84, 90] 中，發(fā)現(xiàn)了 β-HBCD 和 γ-HBCD 能異構(gòu)化為 α-HBCD，與 β-HBCD 相比，γ-HBCD 異構(gòu)化程度更高，且在鯉魚內(nèi)臟和肌肉中更容易發(fā)生生物異構(gòu) 化. 該異構(gòu)化現(xiàn)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(fā)現(xiàn). Abdallah 等[105] 研究了鼠和鱒魚(Oncorhynchus mykiss)肝亞細(xì)胞組分對 α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD 的體外生物轉(zhuǎn)化，在鱒魚 S9 餾分(肝勻漿上清液)中檢測到 δ-HBCD 說明發(fā)生了異構(gòu)體轉(zhuǎn)化，但具體異構(gòu)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(gòu)化現(xiàn)象與鱒魚存在明顯差異. 一項生物體外轉(zhuǎn)化試驗表明雞肝和貓肝微粒體中 CYP 酶不介導(dǎo) HBCD 生物異構(gòu)化和對映選擇性代謝[106 − 107].

　　3.1.2 HBCD 的生物代謝產(chǎn)物HBCD 在生物體內(nèi)可以通過各種生化反應(yīng)進行代謝. 相關(guān)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(jié)果表明，HBCD 的生物代謝速度和代謝產(chǎn)物均存在明顯的物種特異性[105, 108 − 109]，不同異構(gòu)體的代謝產(chǎn)物亦存在顯著差異. 目前關(guān)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(guān)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(yīng)(Toxicity Effect of CBFRs)

　　4.1 HBCD 的毒性效應(yīng)HBCD 具有肝臟、神經(jīng)、免疫、甲狀腺、內(nèi)分泌干擾、生殖發(fā)育等毒性效應(yīng)[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(zhuǎn)錄[85] 及其代謝酶的活性[127]，可能導(dǎo)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(jīng)發(fā)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(jīng)遞質(zhì)傳遞[129 − 130]、影響神經(jīng)信號傳導(dǎo)[131]、影響神經(jīng)元發(fā)育[130, 132]、誘導(dǎo)細(xì)胞凋亡[130, 133 − 134] 的能力. HBCD 還具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng)，能通過降低性激素結(jié)合球蛋白增加男性游離雄激素指數(shù)[135]，具有類雌激素效應(yīng)[136]，能與性激素產(chǎn)生拮抗作用[137]，影響生殖系統(tǒng)[138 − 139]. 此外 HBCD 在生物體中具有免疫、生長發(fā)育、遺傳、代謝、肝臟等毒性效應(yīng)，能夠促進脂肪形成基因的表達(dá)[140]，破壞與免疫和炎癥相關(guān)的基因表達(dá)[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(dǎo)致肥胖癥的發(fā)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(dǎo)肝臟重量增加并可能導(dǎo)致肝纖維化[18]. 相關(guān)的細(xì)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(zhì)的代謝或運輸[18, 105]，改變氧化應(yīng)激關(guān)鍵反應(yīng)和調(diào)控晝夜節(jié)律基因的表達(dá)[18]，影響細(xì)胞凋亡和自噬過程[146]，引起氧化應(yīng)激和代謝穩(wěn)態(tài)受損[145]，造成代謝網(wǎng)絡(luò)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(yīng).在 HBCD 的急性毒性濃度暴露下，最敏感的表現(xiàn)是運動行為的減弱，其次是活性氧和細(xì)胞凋亡水平的提高[147]，其慢性毒性也包含以上表現(xiàn)[148].大量研究表明，HBCD 的毒性效應(yīng)亦具有異構(gòu)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(gòu)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(fā)現(xiàn)不同異構(gòu)體暴露均可以減少碘的吸收并加速甲狀腺激素的轉(zhuǎn)化效率，從而提高 T4 到 T3 的轉(zhuǎn)化率，最終影響虹鱒魚的代謝，其中 γ-HBCD 的毒害程度最嚴(yán)重.Marteinson 等[150] 發(fā)現(xiàn)，以 800 ng·g−1 ww HBCD 的飲食飼養(yǎng) 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(rèn)為羽毛中的 α-HBCD 能夠反映 HBCD 的身體負(fù)荷，并發(fā)現(xiàn)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(fù)相關(guān)，能夠反應(yīng) 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(guān)性.Du 等[3] 的研究發(fā)現(xiàn)，暴露在 0.1、1.0 mg·L−1 水體中，HBCD 的 3 種異構(gòu)體均能引起斑馬魚(Oncorhynchusmykiss)胚胎發(fā)育過程的氧化應(yīng)激、細(xì)胞凋亡、胚胎發(fā)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(gòu)體對海洋青鳉魚(Oryzias melastigma)胚胎的發(fā)育毒性，結(jié)果表明在高暴露濃度(200 μg·L−1)下胚胎發(fā)育、氧化應(yīng)激、細(xì)胞凋亡，毒性大小順序為 α-HBCD/γ-HBCD>βHBCD，3種異構(gòu)體在海水青鳉魚胚胎的發(fā)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(gòu)體對日本橈足動物(Tigriopusjaponicas)不同發(fā)育階段的毒性，發(fā)現(xiàn)不同異構(gòu)體的急性致死毒性大小為 β-HBCD>α-HBCD>γ-HBCD;在成足期的發(fā)育延遲毒性表現(xiàn)為 α-HBCD/γ-HBCD>β-HBCD，且 F1 代對所有 3 種異構(gòu)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(chǎn)生氧化應(yīng)激、細(xì)胞凋亡、內(nèi)分泌干擾等毒性效應(yīng)，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(fā)育毒性存在異構(gòu)體特異性.

　　5 總結(jié)與展望(Research Outlook)

　　CBFRs 可以在生產(chǎn)、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(huán)境介質(zhì)，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(chǎn)和使用的限制，預(yù)計會有更多的 TBECH 和 TBCO 作為其替代品進入環(huán)境，導(dǎo)致他們環(huán)境水平的增加. 本文綜述了CBFRs 的環(huán)境暴露水平、生物富集、轉(zhuǎn)化及毒性效應(yīng)，重點介紹了 CBFRs 異構(gòu)體在不同環(huán)境介質(zhì)中的分布，在生物中的富集、代謝及毒性效應(yīng)的差異性. 針對目前研究的現(xiàn)狀以及存在的問題，提出以下總結(jié)和展望：

　　(1)與大量的 HBCD 在環(huán)境介質(zhì)中的時空分布、在環(huán)境生物中的富集、代謝、食物鏈放大和毒性效應(yīng)研究相比，有關(guān) 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(yīng)，其在陸生生態(tài)系統(tǒng)中的研究相當(dāng)匱乏.為了綜合評價 TBECH、TBCO 作為替代品的風(fēng)險，開展二者的在陸生生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境行為和生物效應(yīng)的研究勢在必行.

　　(2)作為 HBCD 潛在的替代品，應(yīng)該具有更低的生物富集、食物鏈放大和和毒性效應(yīng).目前有關(guān)CBFRs 的相關(guān)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(yīng)同時進行監(jiān)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(gòu)體和對映體，異構(gòu)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(gòu)化反應(yīng)，異構(gòu)體及對映體代謝和毒性效應(yīng)研究均不夠全面. 因此，在異構(gòu)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(zhuǎn) 化 是 影 響 污 染 物 的 歸 趨 及 毒 性 效 應(yīng) 的 重 要 因 素.雖 然 目 前 研 究 表 明 ，TBECH 與 TBCO 有較快的生物轉(zhuǎn)化和排出速率，但有限的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的鑒定僅限于體外研究，缺乏體內(nèi)數(shù)據(jù)的支持以及對轉(zhuǎn)化途徑、轉(zhuǎn)化機制的探索，更缺少在異構(gòu)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(nèi)轉(zhuǎn)化研究，探索轉(zhuǎn)化速率與它們結(jié)構(gòu)的關(guān)系. 由于代謝物質(zhì)缺乏相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)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(guān)鍵問題.

　　(5)CBFRs 在人體內(nèi)均有檢出，具有肝臟、神經(jīng)、免疫、甲狀腺、內(nèi)分泌干擾、生殖發(fā)育等毒性效應(yīng). 但目前研究只關(guān)注了 CBFRs 原型的毒性效應(yīng)，它們的一些代謝產(chǎn)物可能呈現(xiàn)比原型更大的生物毒性. 因此，未來在加強 CBFRs 人體暴露風(fēng)險評估的同時，開展 CBFRs 轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的毒性效應(yīng)研究十分必要.

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　　作者：張貞瑩1,2　溫 蓓1 **　黃紅林1　張淑貞1