全 文 ：多溴二苯醚的环境暴露与生态毒理研究进展 3
孙福红　周启星 3 3
(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室 ,沈阳 110016)
【摘要】　多溴二苯醚 ( PBDEs)是一类具有生态风险的新型环境有机污染物. 作为阻燃剂 ,PBDEs 已经被愈
来愈广泛地添加到工业产品中 ,并因此对大气、水体、沉积物和土壤等环境介质及相关生态系统产生日益
广泛的污染. 鉴于这一环境新问题的产生 ,本文基于有限的资料 ,初步探讨了 PBDEs 的人为来源和环境暴
露途径 ,大致给出了 PBDEs 在不同生物和人体不同组织器官中可能的存在及含量水平 ;在扼要介绍其基
本性质的基础上 ,从甲状腺、神经系统和生殖发育毒性等三个方面分析了 PBDEs 对动物和人体可能产生
的毒性效应与生态影响 ,以及 PBDEs 在生态系统中可能具有的生物积累和生物放大风险 ;并对今后研究
PBDEs 的环境暴露与生态效应以及人体健康影响等方面的工作重点进行了展望.
关键词 　多溴二苯醚 ( PBDEs) 　毒理效应 　环境暴露 　生物积累
文章编号 　1001 - 9332 (2005) 02 - 0379 - 06 　中图分类号 　X17115 　文献标识码 　A
Research advance on environmental exposure and ecotoxicological effects of polybrominated diphenyl ethers
( PBDEs) . SUN Fuhong ,ZHOU Qixing ( Key L aboratory of Terrest rial Ecological Process , Institute of A pplied
Ecology , Chinese Academy of Sciences , S henyang 110016 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2005 ,16 (2) :379～
384.
Polybrominated diphenyl ethers ( PBDEs) are a group of new type organic pollutants with significant ecological
risk. As flame retardants ,they have been increasingly added to industrial products ,and thus ,resulted in more and
more extensive pollution of air ,water ,sediment and soil as well as their relevant ecosystems. In view of the new
environmental problem and based on limited available data ,this paper approached the anthropogenic sources of
PBDEs and their pathways of environmental exposure ,and gave the possible occurrence and concentration of PB2
DEs in several living organisms and different human tissues. The toxic effects and ecological influences of PBDEs
acting on animals and human beings ,and their potential biological accumulation and magnification in ecosystems
were analyzed in the aspects of hypothyroid ,neurotoxicity ,and reproductive and developmental toxicity ,and the
pivots of further researches on environmental exposure ,ecological effects and human health influences of PBDEs
were thus suggested.
Key words 　Polybrominated diphenyl ethers ( PBDEs) , Toxicological effect , Environmental exposure , Bioaccu2
mulation. 3 国家杰出青年科学基金资助项目 (20225722) .3 3 通讯联系人.
2004 - 09 - 14 收稿 ,2004 - 11 - 15 接受.
1 　引 　　言
为降低火灾的发生频率和危害程度 ,各种阻燃型的化合
物逐渐被添加到工业产品中 ,其中主要以添加型的溴系阻燃
剂为主. 溴系阻燃剂的广泛使用和生产开始于 20 世纪 70～
80 年代. 多溴二苯醚 ( Polybrominated diphenyl ethers ,PBDEs)
作为一大类阻燃物质 ,已经被越来越广泛地应用于各种消费
产品中 ,尤其是电子产品如各种电视机和计算机的线路板 ,
各种 电 缆 , 以 及 各 种 纺 织 品、塑 料 和 家 具 产 品
中[14 ,15 ,20 ,21 ,23 ] .早在 1994 年 ,世界卫生组织曾经报道 ,1992
年全世界 PBDEs 的生产量为 410 ×104t . 据统计 ,到 2001 年
为止 ,我国阻燃剂总产量约为 115 ×105 t ,而十溴二苯醚
(DBDPO)的销售量已达 1135 ×104 t . 溴系阻燃剂与其它阻
燃剂相比 ,其阻燃性能好、制造工艺成熟、稳定性好、且价格
适中. 基于以上明显的优势 ,加上寻找溴系阻燃剂代用品困
难等问题 ,溴系阻燃剂在世界范围内 ,尤其是在发展中国家
不仅会使用相当长的时间 ,而且还将保持相当快的增长速
度.
然而 ,随着 PBDEs 的大量使用 ,人们在许多环境介质和
生物体内发现了 PBDEs 的存在 ,如鱼类、沉积物或污泥、人
体血液、脂肪组织、母乳等 [13 ,20 ,23 ,25 ,26 ,30 ] . 1981 年 ,瑞士学者
在狗鱼、鳗鱼、海洋鳟鱼体内发现了 PBDEs 的存在 ,这是人
类第一次发现 PBDEs 存在于环境中 [1 ] . 1986 年 ,欧洲一些国
家发现 PBDEs 本身 ,特别是以其阻燃的高聚物的燃烧及热
裂产物中含有有毒、致癌、致畸的多溴代苯并　英 ( PBDD) 和
多溴代二苯并呋喃 ( PBDF) [7 ] . 据 Meironyté等[27 ]报道 ,在瑞
士妇女乳汁中检出有 PBDEs 的存在 ,其含量由 1972 年的
0107 ng·g - 1增加到 1998 年的 4102 ng·g - 1 ,增大将近 60 倍.
鉴于 PBDEs 的上述毒性效应 , 2003 年 2 月 ,欧盟出台了
应 用 生 态 学 报 　2005 年 2 月 　第 16 卷 　第 2 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Feb. 2005 ,16 (2)∶379～384
RoHS和 WEEE两个禁令 ,其中 RoHS 是限制有害物质的禁
令 ( The Restriction of Hazardous Substances Directive) ,它规定
自 2006 年 1 月 1 日起 ,在欧盟国家销售的所有电子电气设
备 ,不能含有多溴联苯及多溴二苯醚.
由于 PBDEs 具有难降解性、环境稳定性、高脂溶性和生
物放大作用 ,能够通过食物链的转移 ,使处于高位营养级的
生物受到毒害 ,最终导致对人体健康的危害 [7 ,14 ,21 ,23～27 ,31 ] .
PBDEs 作用的靶器官主要是脂肪组织、神经系统、甲状腺和
生殖发育系统等. 目前 , PBDEs 的毒性效应正受到人们越来
越多的关注. 然而 ,这方面的研究工作却仍处于刚刚起步阶
段 ,有关资料不多. 为了推进我国这方面的科研工作 ,尤其为
发展极为迅猛的电子工业和电子产品污染防治提供科学依
据 ,我们就 PBDEs 这一新型污染物的环境暴露方式、在生物
体内的含量水平以及生态毒理效应进行概述 ,同时对今后需
要进一步开展的研究进行了展望.
2 　环境暴露
211 　人为来源
资料表明 ,PBDEs 作为一种添加型阻燃物质 ,比反应型
阻燃物质更易于从聚合物中溶解或逸散出来. 同时 ,在室温
条件下 (20 ℃) PBDEs 的蒸汽压很低 ,四溴二苯醚仅为 217 ×
10 - 4～313 ×10 - 4 Pa ,而五、八溴二苯醚的蒸汽压更低 ,因此
通电加热后 ,PBDEs 会从电子元件中挥发出来 ,扩散到周围
空气中 ,这可能是其在环境中存在的主要方式之一. 此外 ,焚
化含有 PBDEs 的废弃物 ,也是 PBDEs 进入环境的主要途
径[7 ] ,但目前尚未有更多这方面的资料. 进入大气中的 PB2
DEs 会通过大气干湿沉降作用向水体和土壤中转移. 值得关
注的是 ,含有 PBDEs 的高聚物在燃烧时会产生毒性更强的
PBDD 和 PBDF ,具有较强的致畸、致癌作用 ,从而对人和其
他生物产生更大的毒害作用.
212 　暴露途径
人类和动物暴露于 PBDEs 的主要途径 ,是通过食物链
的传递作用[2 ,7 ] . PBDEs 在食物链中具有生物积累和生物放
大作用 ,这在水生生态系统中尤为突出. 由于 PBDEs 具有高
脂溶性、较强的与颗粒物质相结合的能力 [25 ,30 ] ,进入水体中
的 PBDEs 除了一小部分溶解外 ,大部分会在沉积物中积累.
据 Alaee[26 ]报道 ,已在日本、北美等国家的水环境沉积相中
检测到 PBDEs 的存在 ,并且其浓度变化范围在低于检测限
到 116 ×104 ng·g - 1之间. 尽管其在水中含量极低 ,一旦被生
物吸收 ,就有可能在生物体内积累并通过食物链放大几十万
倍.因此 ,溶解于水中的 PBDEs 一旦被藻类和鱼类吸收 ,PB2
DEs就进入鱼体内 ,人或其它动物吃了这种鱼 ,由于其具有
难降解性 ,PBDEs 就长久地聚集到人和这些动物体内 ,使处
在食物链中的顶级消费者如人类、鲸等成了最终受害最深的
生物. 目前关于 PBDEs 在陆地生态系统中的存在与含量水
平的报道还比较缺乏 ,有待调查研究.
一些研究[2 ,21 ,24 ,29 ]指出 ,在受到 PBDEs 污染的居室环
境中 ,呼吸作用和皮肤接触也是暴露途径之一. 已经发现 ,职
业暴露会导致工人甲状腺功能减退 [7 ] . SjÊdin 等[29 ]测定了
生产电子产品工厂工人体内 PBDEs 的含量 ,结果发现 :与对
照组相比 ,这些工人血液中 PBDEs 的含量偏高. 血液中 PB2
DEs 的总浓度在被测试的工人、办公室职员和清洁工体内的
平均值分别为 3710、713 和 514 pmol·g - 1 . 这说明 ,电子产品
工厂工人的职业暴露可能是导致其体内 PBDEs 含量偏高的
主要因素之一 ,但目前还没有研究能够证明二者之间的显著
相关关系. PBDEs 在婴儿体内的存在 ,很可能是由于母乳中
含有 PBDEs 导致的. Mazdai[24 ]等在母亲和婴儿的血液中检
测到了 6 种 PBDEs 的同系物 ,母亲血液中总 PBDEs 含量为
15～580 ng·g - 1 ,而在婴儿血液中为 14～460 ng·g - 1 ,可以
看出婴儿体内 PBDEs 的含量与母亲体内的含量相差不大 ,
可以推测母体中存在的 PBDEs 可能是通过乳汁传递给婴
儿 ,从而导致 PBDEs 在婴儿体内的存在. 有报道指出 [1 ,7 ,29 ] ,
母乳中 PBDEs 的含量 ,与其在婴儿体内的含量及所表现的
发育行为异常现象有很大的相关性. 另外 ,长期使用电脑也
可能是导致 PBDEs 在人体中存在的因素 ,现在有研究正在
试图证明二者之间的关系. 总之 ,关于 PBDEs 的环境暴露问
题的研究尚处于开始阶段 ,有待进一步全面开展.
213 　不同生物体内的含量
较多的研究基本上已经证实 ,PBDEs 广泛存在于如淡水
鱼类和巨头鲸等水生动物体内. 例如 ,Johnson 等[20 ]对华盛
顿州淡水鱼体内 PBDEs 的含量进行了分析 ,结果发现 :总的
PBDEs 的浓度由虹鳟鱼 (道格拉斯小溪中) 体内的 114μg·
kg - 1 (湿重)增加到白鲑 (斯波坎河) 体内的 1 250μg·kg - 1 .
Lindstrom 等[23 ]在生活于大西洋的长鳍引航鲸体内发现了
19 种 PBDEs 的同系物. 这 19 种 PBDEs 同系物的平均浓度
为 1～3 mg·kg - 1 ,其中主要的同分异构体是四溴二苯醚和
五溴二苯醚 ,占这 19 种同分异构体的 70 %. 所有这些资料
表明 ,人们对存在于水生生态系统的 PBDEs 含量水平有一
定程度的了解 ,但关于陆地生态系统中 PBDEs 的含量情况
则未见报道.
其次 ,人体不同组织器官中 PBDEs 含量也有一些报道.
例如 , Guvenius 等[14 ]在对瑞典 4 名男性和 1 名女性的尸体
检验中发现 ,PBDEs 普遍存在于肝脏和脂肪组织中 ,其含量
分别为 5～8 mg·kg - 1和 4～8 mg·kg - 1 ,并且发现 2 ,2′,4 ,
4′2四溴二苯醚 (BDE247) 在脂肪中含量稍高于乳汁中含量.
Kalantzi 等[21 ]还对英国 54 名母亲乳汁中 PBDEs 的含量进
行了分析 ,该含量的变化范围是 011～69 ng·g - 1 ,他们发现
该含量虽然低于美国 ,但仍然高于欧洲和日本 ,并且 BDE247
是含量最高的同系物. Schecter 等[28 ]对美国 47 名女性乳汁
中 PBDEs 的含量进行了测定 ,结果发现 : PBDEs 浓度的变化
范围是 612～419 ng·g - 1 ,总浓度的平均值为 7319 ng·g - 1 .
SjÊdin 等[30 ]通过长时间 (1985～2002 年在美国东南部、1999
～2002 年在西雅图和华盛顿地区) 的调查发现 :大多数 PB2
DEs 的同系物在被测试人群血液中的含量与血液采集的时
间 (不同年份) 呈正相关关系 ,即随着暴露时间的增加 , PB2
DEs在生物体内的含量会增加 ;相反 , PCB 的浓度则表现为
083 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷
下降. 从上述这些研究资料可以发现 ,2 ,2′,4 ,4′2四溴二苯醚
(BDE247)和 2 ,2′,4 ,4′,52五溴二苯醚 (BDE299) 在几种被测
试的生物体内 (淡水鱼、引航鲸和人体肝脏等) 的含量最
高[14 ,20 ,23 ] .
3 　生态毒理效应
311 　基本性质
在探讨 PBDEs 的生态毒理效应之前 ,有必要对其基本
理化性质予以了解. PBDEs 的化学通式为 :C12 H(0～9) Br (10～1)
O ,其中氢原子和溴原子之和为 10 ,结构式如图 1 所示. PB2
DEs 共有 209 种同系物 ,主要包括十溴二苯醚 (DBDPO) 、八
溴二苯醚 (OBDPO) 和五溴二苯醚 ( PBDPO) . PBDEs 具有高
亲脂性 ,水溶性低 ,在水中的含量低 ,但易于在沉积物中积累
等特性. PBDEs 在环境中相当稳定 ,难于降解. 几种主要 PB2
DEs 的基本性质见表 1 [7 ] .
图 1 　PBDEs 的结构式
Fig. 1 Structural formula of PBDEs.
312 　生态毒理效应
31211 甲状腺的毒性效应 　Hallgren 等[16 ]通过管饲法将雌
性的大鼠 (Sprague2Dawlay)和小鼠 (C572BL) 暴露于几种 PB2
DEs和 PCB (Bromkal 7025 DE ,BDE247 ,Aroclor 1254 ,和 CB2
105)的混合物 14 天 ,然后分别对其体内甲状腺激素和维生
素 A 的含量进行测定 ,以评价 PBDEs 和 PCB 的联合作用对
甲状腺素的毒性. 结果发现 :两种 PBDEs 均降低了大鼠和小
鼠体内甲状腺素 (表 2)和维生素 A 的含量 ,但其毒性效应低
于 PCBs ;通过测定 EROD、MROD 和 PROD 酶的活性发现 ,
这三种酶的活性均明显增加 ,但 UDPGT 酶的活性增加不明
显 ,这充分说明微粒体酶的活性被诱导. 雌性大鼠 ( Sprague2
Dawlay)和小鼠 (C572BL) 暴露于 PBDEs (Bromkal7025 DE 和
BDE247)和 PCB (Aroclor 1254 和 CB2105) 14 天后 ,其血液中
总甲状腺素 ( TT4) 和游离甲状腺素 ( FT4) 的浓度变化规律
是 :随着 PBDEs (Bromkal7025 DE) 含量的增加 ,总甲状腺素
( TT4)和游离甲状腺素 ( FT4) 的含量依次降低 ,被诱导酶的
活性依次增强 ,但 PBDEs 含量增加与甲状腺素含量下降之
间的剂量 - 效应关系尚未建立 ,因为该研究在同一种 PBDEs
(Bromkal 7025 DE) 的不同浓度条件下所获得的数据有限.
Birnbaum[3 ]在研究 BDE271 对雄性大鼠的毒性效应时 ,也发
现甲状腺素的含量降低 ,促甲状腺素的浓度增大 ;当处理浓
度为 30 和 60 mg·g - 1 时 ,大鼠体内的 EROD、PROD 和
UDPGT 酶的活性均增加. Eriksson 等 [11 ]也曾有过类似的报
道.在 PBDEs 的同系物中 ,溴含量低的对大鼠肝脏中酶的诱
导作用会更强一些 [18 ] ,例如五溴二苯醚 > 八溴二苯醚 > 十
溴二苯醚[4 ,5 ] . PBDEs 对肝脏和甲状腺素的毒性效应通常发
生在相对低的剂量 ,非可观察效应剂量 (NOEL) 值为 2～18
mg·kg - 1·d - 1 [7 ] .
表 1 　PBDEs 的基本性质 3
Table 1 Basic properties of PBDEs 3
四溴二苯醚
( TetraBDE)
五溴二苯醚
( PentaBDE)
八溴二苯醚
(OctaBDE)
十溴二苯醚
(DecaBDE)
分子式
Chemical formula C
12H6Br4O C12H5Br5O C12H2Br8O C12Br10O
蒸汽压 ( Pa)
Vapor pressure
217 ×10 - 4～313 ×10 - 4
(20 ℃)
219 ×10 - 5～713 ×10 - 5
(20 ℃)
112 ×10 - 7～217 ×10 - 7
(20 ℃)
< 1 ×10 - 4 (25 ℃)
670 (306 ℃)
熔点 ( ℃)
Melting point
79～82
(BDE247) 92 (BDE299)97～98 (BDE2100)～200 290～306
沸点 ( ℃)
Boiling point
- > 300 ℃(分解)
(Decomposition)
- 分解
Decomposition
水溶性 (μg·L - 1)
Water solubility
- 010009 (20 ℃) - (20～30 ?)
log Kow 519～612 615～710 814～819 10
部分数据取自 Darnerud 等 (2001) [7 ] ; - 表示未知 ; ? 表示该值尚不准确 After Darnerud et al . (2001) [7 ] with a supplement , - means no informa2
tion given ,and ? is unreliable value.
表 2 　暴露于 PBDEs 14 d后鼠血液中总甲状腺素 TT4 和游离甲状腺素 FT4 浓度变化a
Table 2 Thyroid hormone ( TT4 , FT4) plasma concentrations in female Sprague2Da wlay rats and C572BL mice after a 142day PBDEs exposurea
处理
Treatment
TT4
小鼠 Mice
C572BL 雌性大鼠 RatSprague2Dawlay FT4小鼠 MiceC572BL 雌性大鼠 RatSprague2Dawlay
对照组 Control 63 3419 15 1916
PBDEs Bromkal 7025 DE ,18 mg·kg - 1 51 3 2012 3 12 3 518 3
Bromkal 7025 DE ,36 mg·kg - 1 40 3 1812 3 9 3 415 3
DE247 ,18 mg·kg - 1 45 3 10 3
PCBs Aroclor 1254 ,10 mg·kg - 1 35 3 1214 3 7 3 210 3
CB2105 ,10 mg·kg - 1 26 3 5 3
a 表中数据为对照组和各处理组所得数据中数 ,引自 Hallgren 等 (2001) ,有改动 [15 ]Values in the table are expressed as the median of control group
and each treatment group ,after Hallgren et al . (2001) with a modification. 3 P < 0105.
1832 期 　　　　　　　　　　　孙福红等 :多溴二苯醚的环境暴露与生态毒理研究进展 　　　　　　　　　　　
31212 神经系统的毒性效应 　Eriksson[10 ]的研究表明 ,刚出
生 10 d 的小鼠 ,给予 1015 mg·kg - 1的四溴二苯醚或 1210 mg
·kg - 1的五溴二苯醚 ,均会导致小鼠运动行为异常 ,成年后记
忆和“学习”能力明显下降 ,并且 BDE299 对神经系统的毒性
比 BDE247 更强. 用动物的本能行为来验证 PBDEs 的毒性效
应是十分可行的 ,主要由于本能行为的变化可以表现出动物
对环境的适应性 [12 ] . 在研究 PBDEs 对小鼠神经系统的毒害
作用试验中发现 ,BDE299 对小鼠的神经系统产生毒性的最
大可观察负效应剂量 (LOAEL)值为 8 mg·kg - 1 [7 ] . 通过对四
溴二苯醚 (BDE247) 、五溴二苯醚 (BDE299) 两种在环境中含
量最高的同系物以及 TBBPA ( tetrabromo2bis2phenol2A) 对
NMRI雄性小鼠 (10 d 大小) 本能行为和环境适应能力影响
的测定 ,来判断其对神经系统的毒性效应时发现 :BDE299 和
BDE247 对神经系统的毒性作用将随着其年龄的增大变得更
加明显 ,并且具有显著的剂量2效应关系 [9 ,17 ] .
正常浓度的甲状腺素能够促进大脑的正常发育过程 ,这
种促进作用在刚出生不久的婴儿体内尤为明显 [15 ] . 通过上
面的分析可知 ,PBDEs 能够降低甲状腺素在血液中的含量 ,
破坏甲状腺素的平衡状态 ,减少大脑可以利用的甲状腺素含
量 ,进而导致神经系统发育异常.
31213 生殖发育的毒性效应 　在研究十溴二苯醚对大鼠
(Sprague2Dawlay)生殖系统的影响时 ,没有发现十溴二苯醚
对大鼠生殖系统产生影响 [14 ] . 而在研究八溴二苯醚对大鼠
的毒性作用试验中 ,试验在大鼠怀孕 6～15 d 进行 ,给予的剂
量分别为 1 ,215 ,10 ,15 ,25 ,50 mg·kg - 1·d - 1 ,结果发现亲代
母鼠的体重下降 ,胆固醇的含量稍微上升. 在上述处理的剂
量范围内 ,没有出现肾脏和肝脏的病变. 子代胎儿的受害症
状表现为 :对 PBDEs 的再吸收能力增强 ,平均体重下降 ,出
现严重水肿现象 ,头骨的骨化过程减慢 ;当处理浓度为 50 mg
·kg - 1·d - 1时 ,会伴随出现发育异常现象 ,如骨骼弯曲 [31 ] . 在
该实验中 ,当处理浓度低于 15 mg·kg - 1·d - 1时 ,子代没有表
现出上述受害症状 ,如果浓度增加 ,则子代小鼠表现出受害
症状. 因此可以推测子代的 NOEL 值为 15 mg·kg - 1·d - 1 . 美
国国家环保局在 1987 年对大鼠 ( Sprague2Dawlay) 的毒性试
验中也发现 :当处理浓度为 25 mg·kg - 1·d - 1时 ,出现幼鼠体
重下降、骨化过程推迟、畸形等受害症状. 目前 ,有关 PBDEs
毒性效应的研究主要是针对动物进行的. 也有一些研究就
PBDEs 对人类毒性效应进行了探索 ,如有报道指出 [19 ] ,食用
受 PBDEs 污染鱼的母亲怀孕期会比正常的短些 ,婴儿出生
时体重偏低 ,并且运动神经系统发育不成熟. 可见 ,PBDEs 在
母亲体内的存在 ,可能不仅会影响到自身身体健康状况 ,还
会影响到胎儿的正常发育 ,并且 PBDEs 对胎儿的毒性作用
比母亲更强些 ,通常胎儿在较低浓度即可表现出发育畸形现
象. Darnerud 和 Eriksen[7 ]总结了大量的研究资料 ,认为 PB2
DEs 对人体产生毒性效应的 LOAEL 值为 1 mg·kg - 1·d - 1 .
31214 生物积累和生物放大作用 　由于氯和溴属于同一个
主族元素 ,在性质上会有许多相似性 ,因此可能会和 PCBs 以
同样的方式在环境中分布和迁移. 正如前述 ,由于 PBDEs 在
环境中不易分解 ,具高亲脂性 ,易于和颗粒物质结合 [25 ] ,因
此会通过食物链在生物体各组织器官中蓄积和浓缩. 在研究
PBDEs 的生物积累作用的实验中 ,将鲤鱼暴露于六溴二苯
醚、七溴二苯醚、九溴二苯醚和十溴二苯醚中 8 周 ,最后得
出 :BDE2209 的生物浓缩系数 (BCF) < 4 ,八溴二苯醚的 BCF
< 2 ,七溴二苯醚的 BCF < 4 ,六溴二苯醚的 BCF < 4. 当将鲤
鱼暴露于 10 或 100 ng·L - 1五溴二苯醚达 8 周时 ,发现其
BCF > 10[6 ] . PBDEs 在生物体内的蓄积作用与 PBDEs 的溴化
程度成负相关关系[7 ] . 这说明 ,PBDEs 中溴含量越高 ,其生物
积累作用就越低 ;相反 ,PBDEs 的溴含量愈低 ,其生物积累作
用就愈强 ,在生物体内的积累量就可能越高. 但目前的研究
很少报道可以检测到一、二、三、七溴二苯醚在生物体内的含
量.关于 PBDEs 在生物体内的蓄积部位 ,以及各部位的蓄积
量等问题的报道还很少.
通过比较水生生态系统中不同营养水平上的生物体内
PBDEs浓度时发现 , PBDEs 在食物链中具有生物放大作用.
Darnerud 和 Thuvander[8 ]发现 :在食物链中 BDE247 的生物放
大作用很强 ,由低级消费者鲱鱼体内大约 50 ng·kg - 1上升到
顶级消费者鱼鹰体内大约 1 900 ng·kg - 1 ,其浓度放大了将
近 40 倍. 因此进入环境中的 PBDEs ,即使是极其微量的 ,由
于生物放大作用 ,也会使处于高位营养级的生物受到毒害作
用.目前已经发现三溴二苯醚、四溴二苯醚和五溴二苯醚的
生物放大作用明显高于 PCBs[7 ] . 鉴于 PBDEs 在食物链中的
生物积累和生物放大作用 ,可以预知 PBDEs 对生物尤其是
人类的潜在危害是很大的. Birnbaum 和 Staskal[3 ]研究表明 ,
BDE227 ,47 ,99 ,100 对甲壳类动物的半致死浓度值低于 1 mg
·L - 1 ,说明 PBDEs 对水生生态系统具有较强的毒性.
4 　今后研究展望
从目前的发展趋势来看 ,PBDEs 在环境中的含量呈上升
趋势. 由于 PBDEs 在环境中具有持久性、高脂溶性和环境稳
定性等特点 ,并且在结构上与 PCBs 具有相似性 ,因此 PBDEs
将作为一大类新的环境污染物而受到人们越来越多的关注.
目前 ,关于 PBDEs 毒性效应的研究还非常有限 ,并且主
要针对于单一因素 ,即多溴二苯醚自身. 在现实环境中 ,不是
仅有一种污染物独立存在 ,而是几种污染物同时存在 ,同时
起作用[32 ] ,因此 PBDEs 与其它环境污染物 ,如与 PCB、PCN
等污染物之间形成的多种污染物复合污染及联合毒性效应
方面的研究应当是今后工作的重点. 这包括 :复合污染中污
染物之间的相互作用机制和分子机理 ; PBDEs 与其他污染物
之间的联合作用方式 ,是拮抗、协同、相加还是独立作用 ,作
用部位等[13 ] ;以及污染物的不同浓度水平与污染物毒性效
应之间 ,即剂量2效应之间的关系 ;这些方面的研究有待于进
一步加强.
关于 PBDEs 对人类的毒性效应的研究仅针对于小范围
人群开展 ,调查的数量和次数还太少 ,所得到的结果也不具
有代表性和普遍性[24 ] . 因此 ,必须进行大范围的调查和研
究 ,才能真实地反映出 PBDEs 对人体健康产生的毒性效应 ,
283 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷
从而准确评价 PBDEs 在环境中的含量及来源. PBDEs 对人
体的毒性效应的研究还应包括 : PBDEs 在环境中如何向人体
迁移转化 ,转化后的产物的毒性效应 ,是否会带来二次污染
问题 ,对人体产生毒性效应的阈值、LON EL 值、NOEL 值以
及受害症状等[34 ] .
尽管有一些研究就 PBDEs 对动物的基本毒性效应进行
了研究和报道 ,但有关 PBDEs 对植物、微生物的毒理效应尚
未见报道. 以后有必要开展这方面的调查和研究 ,以补充有
关 PBDEs 对生态系统健康问题的基础资料 [35 ] ,从而对其生
态风险进行正确预测和预报.
目前关于 PBDEs 在环境中含量的研究仅限于水生生态
系统 ,陆地生态系统及无机环境介质中含量水平的研究还很
少[7 ] .大气、水、土壤作为自然界能量流动和物质循环的媒
介 ,存在于其中的污染物会在生物体的组织器官中蓄积. 因
此 ,测定不同营养水平上生物体内的 PBDEs 含量是十分必
要的. 应该深入研究 PBDEs 在食物链中的生物积累和生物
放大作用的分子机制[7 ,21 ,22 ,24 ] ,研究 PBDEs 在生物体中的
蓄积部位、作用靶器官以及生物放大系数等问题 ,这对于研
究 PBDEs 在环境中的迁移转化规律 ,确定环境中 PBDEs 的
安全浓度 ,评价 PBDEs 的生态风险和健康风险都具有重要
的理论和现实意义 [36 ] .
为了降低 PBDEs 产生的环境危害 ,监测 PBDEs 在环境
中的含量是十分必要的. 目前 ,研究人员主要采用用于测定
PCB 在生物体中含量的 GC/ ECD 系统来分析 PBDEs 在环境
中的含量[20 ,22 ,23 ] . 首先 ,电子捕获检测技术 ( Electron capture
detection)对含氯的化合物和含溴的化合物同样具有敏感
性[20 ] ;其次 ,由于氯和溴在结构上具有相似性 ,并且 PBDEs
和 PCBs 在物理化学性质也很相似。但是 PCB 的存在会对
PBDEs的分离提纯过程产生干扰. GC/ MS 分析技术是另外
一种应用比较广泛的分析技术 ,尽管其对溴具有敏感性 ,但
其他有机溴化合物会和 PBDEs 一起共提出来 [26 ] . 因此 ,现在
所采用的 PBDEs 分析方法存在许多欠缺 ,不足以保证准确
测定 PBDEs 在环境中的含量 ,因此该技术有待进一步改进
和完善.
鉴于上述 PBDEs 对人和生物产生的毒性效应 ,我们应
积极开展与 PBDEs 有关的环境监测项目 ,对 PBDEs 在环境
中的含量进行监测. 环保部门应制定 PBDEs 的使用标准 [33 ] ,
以降低 PBDEs 的使用量 ,同时还应致力于研制 PBDEs 的替
代产品 ,从而减轻 PBDEs 带来的环境污染和毒害效应.
总之 ,目前关于 PBDEs 的研究仍然处于刚刚起步阶段 ,
而我国在这方面的工作更是薄弱 ,更需要从各方面来加强和
深入.
参考文献
1 　Andersson : ,Blomkvist G. 1981. Polybrominated aromatic pollu2
tants in fish in Swedish. Chemosphere ,10 :1051～1060.
2 　Bergman ! , Nybom R , Carlsson H , et al . 1997. Flame retardants
and plasticizers on particulate in the modern computerized indoor en2
vironment . Organohal Com p ,33 :414～419
3 　Birnbaum LS ,Staskal DF. 2004. Brominated flame retardants :Cause
for concern ? Envi ron Health Persp ,112 (1) :9～17
4 　Carlson GP. 1980. Induction of xenobiotic metabolism in rats by
short2term administration of brominated diphenyl ethers. Toxicol
Lett ,5 (1) :19～25
5 Carlson GP. 1980. Induction of xenobiotic metabolism in rats by
brominated diphenyl ethers administered for 90 days. Toxicol Lett ,
6 (3) :207～212
6 　CBC. 1982. The Bioaccumulation of Compound S2511 by Carp .
Tokyo :Chemical Biotesting Center.
7 　Darnerud PO , Eriksen GS. 2001. Polybrominated diphenyl ethers :
Occurrence ,dietary exposure ,and toxicology. Envi ron Health Per2
sp ,109 :49～68
8 Darnerud PO , Thuvander A. 1999. Effects of polybrominated
diphenyl ether ( PBDE) and polychlorinated biphenyl ( PCB) on
some immunological parameters after oral exposure in rats and mice.
Toxicol Envi ron Chem ,70 :229～242
9 　Eriksson P ,Jakobsson E. 2001. Brominated flame retardants :A nov2
el class of developmental neurotoxicants in our environment ? Envi2
ron Health Persp ,109 (9) :903～908
10 　Eriksson P ,Jakobsson E , Fredriksson A. 1998. Developmental neu2
rotoxicity of brominated flame2retardants ,polybrominated diphenyl
ethers and tetrabromo2bis2phenol A. Organohalogen Com p ,35 :375
～377
11 　Eriksson P ,Viberg H ,Fischer M , et al . 2002. A comparison on de2
velopmental neurotoxic effects of hexabromocyclododecane ,2 ,2’4 ,
4’,5 ,5’2hexabromodiphenyl ether. Organohalogen Com p ,57 :389
～392
12 　Evans HL . 1994. Neurotoxicity expressed in naturally occuring be2
havior. In : Neurobehavioural Toxicity : Analysis and Interpretation.
New York :Raven Press.
13 　Guo G2L (郭观林) , Zhou Q2X (周启星) . 2003. Advances of re2
search on combined pollution in soil2plant systems. Chin J A ppl
Ecol (应用生态学报) ,14 (5) :823～828 (in Chinese)
14 　Guvenius DM ,Bergman ! . 2001. Polybrominated Diphenyl Ethers
in Swedish Human Liver and Adipose Tissue. Envi ron Contam
Toxicol ,40 :564～570
15 　Haddow J E ,Palomaki GE ,Allan WC , et al . 1999. Maternal thyroid
deficiency during pregnancy and subsequent psychological develop2
ment in the child. N Engl J Med ,341 :549～555
16 Hallgren S , Sinjari T. 2001. Effects of polybrominated diphenyl
ethers ( PBDEs) and polychlorinated biphenyls ( PCBs) on thyroid
hormone and vitamin A levels in rats and mice. A rch Toxicol ,75 :
200～208
17 　Hites RA ,Foran JA ,Schwager SJ , et al . 2004. Global assessment of
polybrominated diphenyl ethers in farmed and wild salmon. Envi ron
Sci Technol ,38 :945～956
18 　Hooper K ,McDonald TA. 2000. The PBDEs :An emerging environ2
mental challenge and another reason for breast2milk monitoring pro2
grams. Envi ron Health Persp ,108 (5) :387～392
19 　Jacobson JL ,Jacobson SW. 1990. Effects of exposure to PCBs and
of their children. Envi ron Health Persp ,59 :85～90
20 　Johnson A ,Olson N. 2001. Analysis and occurrence of polybromi2
nated diphenyl ethers in Washington State freshwater fish. Envi ron
Contam Toxicol ,41 :339～344
21 　Kalantzi OI , Martin FL . 2004. Different levels of polybrominated
diphenyl ethers ( PBDEs) and chlorinated compounds in breast milk
from two U. K. regions. Envi ron Health Persp ,112 (10) : 1085～
1091
22 　Kucklick J R , Tuerk KJ . 2004. Polybrominated diphenyl ethers con2
geners and toxaphene in selected marine standard reference materi2
als. A nal Bioanal Chem ,378 :1147～1151
23 　LindstrÊm G ,Wingfors H. 1999. Identification of 19 polybrominat2
ed diphenyl ethers ( PBDEs) in long2finned pilot whale ( Globi2
cephala melas) from the Atlantic. Envi ron Contam Toxicol , 36 :
355～363
24 　Mazdai A ,Dodder N G ,Abernathy MP , et al . 2003. Polybrominated
diphenyl ethers in maternal and fetal blood samples. Envi ron Health
Persp ,111 (9) :1249～1252
25 　Meerts IA ,Letcher RJ ,Hoving S , et al . 2001. In vitro estrogenicity
3832 期 　　　　　　　　　　　孙福红等 :多溴二苯醚的环境暴露与生态毒理研究进展 　　　　　　　　　　　
of polybrominated diphenyl ethers , hydroxylated PBDEs ,and poly2
brominated bisphenol a compounds. Envi ron Health Persp , 109
(4) :399～407
26 　Alaee M. 2003. Recommendation for monitoring of polybrominated
diphenyl ethers in the Canadian environment . Envi ron Mon Assmt ,
88 :327～341.
27 　MeironytéD ,Norén K. 1999. Analysis of polybrominated diphenyl
ethers in Swedish human milk. A time2related trend study ,1972～
1997. J Toxicol Envi ron Health ,58 :101～113
28 Schecter A , Pavuk M , P¾pke O , et al . 2003. Polybrominated
diphenyl ethers ( PBDEs) in U. S. mothers’milk. Envi ron Health
Persp ,111 (14) :1723～1729
29 　SjÊdin A ,Hagmar L ,Jakobsson E , et al . 1999. Flame retardant ex2
posure : Polybrominated diphenyl ethers in blood from Swedish
workers. Envi ron Health Persp ,107 :643～648
30 　SjÊdin A ,Jones RS ,Focant J F , et al . 2004. Retrospective time2trend
study of polybrominated diphenyl ether and polybrominated and
polychlorinated biphenyl levels in human serum from the United
States. Envi ron Health Persp ,112 (6) :654～658
31 World Health Organization. 1994. Environment Health Criteria
162 :Brominated Diphenyl Ethers. Geneva : International Program on
Chemical Safety.
32 　Zhou Q2X(周启星) . 1995. Ecology of Combined Pollution. Beijing :
China Environmental Science Press. 39～75 (in Chinese)
33 　Zhou Q2X(周启星) . 2004. Methodology of enacting standards for
remediation of contaminated soils. Chin J A ppl Ecol (应用生态学
报) ,15 (2) :316～320 (in Chinese)
34 　Zhou Q2X(周启星) , Kong F2X(孔繁翔) ,Zhu L (朱 　琳) . 2004.
Ecotoxicology. Beijing :Science Press. 39～75 (in Chinese)
35 　Zhou Q2X(周启星) ,Sun S2J (孙顺江) . 2002. International trends
of applied ecology and its future development in China. Chin J A ppl
Ecol (应用生态学报) ,13 (7) :879～884 (in Chinese)
36 　Zhou Q2X(周启星) ,Sun T2H(孙铁珩) . 2000. Current situation of
pollution eco2chemistry and its prospects. Chin J A ppl Ecol (应用生
态学报) ,11 (5) :795～798 (in Chinese)
作者简介 　孙福红 ,女 ,1980 年生 ,硕士研究生 ,主要从事污
染生态化学与生态毒理学研究. E2mail : Sunfh2003 @hotmail.
com
致　读　者　·　作　者
　　《应用生态学报》系中国科学院沈阳应用生态研究所和中国生态学会主办的国内外公开发行的学术性期
刊 ,科学出版社出版. 国际标准刊号为 ISSN100129332. 专门刊载有关应用生态学 (主要包括森林生态学、农
业生态学、草地牧业生态学、渔业生态学、自然资源生态学、景观生态学、全球生态学、城市生态学、污染生态
学、化学生态学、生态工程学和恢复生态学等)的具有创新性的综合性论文、研究报告和研究简报等.
　　本刊创刊于 1990 年 ,现为月刊 ,采用国际标准开本 (210mm ×285mm) ,192 面 ,每期 43 万字. 本刊系中
国自然科学核心期刊 ,曾荣获全国优秀科技期刊和中国科学院优秀期刊称号. 本刊整体质量和水平已达到相
当高度 ,在国内外应用生态学界的影响日益扩大.《中国科学引文索引》、《中国生物学文摘》、美国《生物学文
摘》(BA) 、美国《化学文摘》(CA) 、英国《生态学文摘》( EA) 、日本《科学技术文献速报》(CBST)和俄罗斯《文摘
杂志》(РЖ)等数十种权威检索刊物均收录本刊的论文摘要 (中英文) .
　　据悉 ,您们正在从事有关生态与环境科学研究项目 (如国家基础科学人才培养基金项目、国家杰出青年
科学基金项目、国家自然科学基金重大和重点项目、国家攀登计划项目、国家“863”和“973”计划项目、国家重
点科技攻关项目、“百人计划”项目、“长江学者计划”项目和国际合作研究项目等) ,并有望取得重大研究成果
和产生一系列创新论文 ,本刊编辑同仁热切希望您及您的同行们充分利用这一科学园地 ,竭诚为您们提供优
质跟踪服务 ,本刊将及时发表您们的创新成果论文 (或以特刊、专刊及增刊等形式发表 ,或以专刊形式发表优
秀英文创新论文) . 我们相信这一承诺一定能得到您们的积极响应 ,愿我们迎着新世纪的曙光 ,为应用生态学
的发展协同奋进 !
　　我们的目的 :
　　　读者 ———广泛订阅这一优秀期刊
　　　作者 ———充分利用这一科学园地
　　　编者 ———精心编制这一信息精品
《应用生态学报》编辑部
483 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷