-
多溴联苯醚（polybrominated diphenyl ethers, PBDEs）在20世纪70年代以后被大量地用于化工、建材、纺织和电子电器等行业，从而成为全世界用量最大的溴系阻燃剂[1-2]，其主要商业产品有五溴联苯醚、八溴联苯醚和十溴联苯醚，由于其毒性特征，PBDEs已被全球各个国家和地区部分限制使用[3-4]。2004年美国部分地区和欧盟全面禁止了五溴联苯醚、八溴联苯醚的生产和使用，2009年五溴联苯醚被纳入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》名单当中。对于十溴联苯醚，欧盟在2012年将其列为潜在的强持久性和高生物累积性物质，对限制其生产和使用，2017 年十溴联苯醚也被列入《斯德哥尔摩公约》[5]。中国从未生产和使用过八溴联苯醚，并于2007年全面禁止五溴联苯醚的生产和使用，直到2018年，我国对十溴联苯醚的生产和使用加以限制[6]。随着PBDEs被限制和禁用，新型溴代阻燃剂（novel brominated flame retardants, NBFRs）作为替代品进入市场并陆续投入使用。全球21种NBFRs 的产量估计约为每年180000吨[7]。有研究表明，NBFRs同PBDEs一样会从阻燃产品中释放，并且会通过填埋、倾倒、焚烧和回收处理等过程释放[8]，现有研究在大气、水、沉积物和生物体等环境介质中均监测到NBFRs的存在。此外NBFRs已经被证实具有直接的神经毒性和神经内分泌系统的破坏作用，对神经行为和生殖发育有不良影响[8]。目前各个国家对NBFRs生产使用并未做出限制，但是人们非常关注这些化学品可能引起的环境和人类健康问题[10]。
由于上述污染物广泛存在并对人类和环境健康构成威胁，其浓度水平在人体组织中的时间变化趋势逐渐成为人们的关注重点。已有大量研究分析了不同国家和地区人体组织中PBDEs浓度的时间趋势[2, 11-17]，但是并未得出统一结论。大部分研究表明，由于各个国家已禁止生产和使用商业多溴联苯醚，PBDEs在人体组织内的浓度一直在下降[11-13]。不过有研究学者提出，尽管政府对PBDEs采取了有效的监管行动已经成功地导致某些PBDEs同族体的暴露量下降，但是PBDEs暴露的相对稳定性则表明，人类对这类传统污染物的暴露可能仍然会保持在某一个较高浓度并持续数十年[2, 11- 12]。除以上观点外，也有研究学者发现人体血清中PBDEs的浓度正在增加[16-18]。目前关于人体组织中NBFRs浓度的时间变化研究还比较少，Ma等[10]分析了2011—2015年我国潍坊市人群血清中NBFRs浓度水平，结果显示PBBz（pentabromobenzene）和PBT（pentabromotoluene）均没有明显的变化趋势。中国始终未禁用十溴联苯醚和新型溴代阻燃剂，因此本研究选择我国主要的溴系阻燃剂重要生产基地山东省潍坊市滨海经济技术开发区作为研究区域[19-20]，研究当地人体血清中PBDEs和NBFRs（PBBz、PBT、HBB（hexabromobenzene）、pTBX（2,3,5,6-tetrabromo-p-xylene）、PBEB（pentabromoethylbenzene）、TBPH（di（2-ethylhexyl）tetrabromophthalate）和PBBA（pentabormobenzyl acrylate））近十年来的水平和分布的时间变化趋势，以揭示人体PBDEs和NBFRs的暴露风险。
-
本研究分别于2016年4月和2017年7月赴潍坊市滨海经济技术开发区采集当地人群血清样本。本次实验所采集的血清样本均由当地专业的医护人员采集于当地居民的前臂肘窝静脉，样本采集完毕后将所有血清样本低温保存在便携式冰箱并立即带回实验室，储存至−20 °C环境下直至实验分析。每次样本采集时间持续两周，所采集的所有血清样本均为非患有传染性疾病的当地居民。采集的血清样本基本信息详见表1。
-
实验仪器：超纯水净化系统（Milli-Q，Millipore）、离心机（TDL-40B，上海安亭科学仪器厂）、氮气吹干仪（BF-2000，北京八方世纪科技有限公司）、电子分析天平（AB204-L，Mettler Toledo）、旋转蒸发仪（RE-2000A，上海振捷实验设备有限公司）和气相色谱-质谱联用仪（6890N-5975I, Agilent Technologies）。
实验试剂：正己烷（农残级）、异丙醇（色谱级）、甲基叔丁基醚（色谱级）和二氯甲烷（色谱级）（J.T. Baker）；正壬烷（≥99%）（Alfa Aesar）；盐酸（分析纯）、氯化钾（分析纯）、无水乙醇（分析纯）、无水硫酸钠（分析纯）和中性氧化铝（层析用）（国药集团化学试剂有限公司）；氢氧化钾（分析纯）（北京化工厂）；硅胶（100—200目）（Merck KGaA）；凝胶（Bio-beads SX-3，0.046—0.098 mm）（Bio-Rad Laboratories美国）；高纯氮气（99.99%）、高纯氦气（99.99%）和高纯氩气（99.99%）（北京诚为峰科技发展有限公司）。
标准样本：BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-100、BDE-153、BDE-154、BDE-183、BDE-209、13C-BDE-139和13C-BDE-209（Cambridge Isotope Laboratories ，ANdover,，MA， USA）；pTBX、PBBz、PBT、PBEB、HBB、PBBA、TBPH和13C-HBB（Accusta Ndard ，NH，USA）。
-
采用He等[21]的前处理方法并加以适当修改对人体血清样本中的PBDEs和NBFRs进行提取和净化，具体实验操作如下：在3.0 mL血清样本中加入4.0 ng 13C12-BDE-139、40.0 ng 13C-BDE-209和4.0 ng 13C-HBB的内标物质，然后依次加入1.0 mL盐酸（6.0 mol·L−1）、6.0 mL异丙醇和4.0 mL正己烷-甲基叔丁基醚混合溶液（1∶1，V/V），混合均匀后静置过夜。将过夜后的溶液置于离心机（3000 r·min−1，5 min）离心，取上层有机相转移至15.0 mL离心管中，下层水相用4.0 mL正己烷-甲基叔丁基醚混合溶液（1∶1，V/V）萃取，离心后将上层有机相合并至上述15.0 mL离心管中，上述离心萃取步骤重复两次后，将合并的有机溶液氮吹浓缩至5.0 mL，向浓缩液中加入4.0 mL质量分数1%的 KCl水溶液，混合均匀后静置过夜。将过夜的溶液离心后取上层有机相转移至已事先称重的10.0 mL离心管中，下层水相用4.0 mL正己烷-甲基叔丁基醚混合溶液（1∶1，V/V）萃取2次，离心后将上层有机相并入10.0 mL离心管中，将合并后的有机相溶液氮吹浓缩至恒重，利用离心管质量差测定样本的脂肪质量，称重后立即向样本中加入4.0 mL正己烷和2.0 mL KOH溶液（0.50 mol·L−1，水∶乙醇（1∶1，V/V）），将上述溶液混合均匀后静置过夜。将过夜样本离心后，上层有机相转移至10.0 mL离心管中，下层水相用3.0 mL正己烷萃取两次，离心后将上层有机相合并至上述10.0 mL离心管中，将合并后的有机相溶液氮吹浓缩至1.0 mL。将上述浓缩液依次通过GPC和酸性硅胶柱（填充物从下到上依次为玻璃棉0.10 g中性硅胶、0.50 g酸性硅胶和1.50g无水硫酸钠）进行净化除杂，将洗脱液浓缩至80.0 μL后利用GC-MS进行定性定量分析。
-
每批实验过程中均加入空白对照以监测实验过程中可能引入的污染，目标化合物均未在空白样本中检出。目标化合物采用同位素内标法进行定量分析，各物质的校准曲线相关系数r均大于0.9990。采用3倍的信噪比定量， PBDEs（除BDE-209外）、BDE-209和NBFRs的仪器检出限（LOD）分别为0.05—0.27 ng·g−1 lw、3.31 ng·g−1 lw和0.02—0.77 ng·g−1 lw。血清样本中13C-BDE-139、13C-BDE-209和13C-HBB的回收率（中位数±SD）分别为87%±18%、71%±17%和88%±21%。
-
混合血清样本浓度水平低于LOD，表示待测物质在混合血清样本中未检出。计算时，将未检出待测目标物质的混合血清样本的浓度设为零。混合血清样本浓度高于LOD的样本个数占同一年份同一地区总样本个数的百分比定义为检出率。使用IBM SPSS Statistics 19（Armonk，NY，美国）软件对实验数据进行统计学分析。利用独立样本的非参数Mann-Whitney U检验对不同样本之间浓度的差异性进行表征。利用非参数检验Spearman相关分析对两个变量之间的相关性进行衡量。利用因子分析对样本进行分类。所有统计检验均为双侧，当P值小于0.05时在统计学上被认为是显著的。
-
2007、2011、2013—2017年潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中PBDEs的浓度详见表2。2016年和2017年潍坊市滨海开发区采集的人群血清样本中BDE-209（平均浓度：216.23 ng·g−1 lw，2016年；361.67 ng·g−1 lw，2017年）和∑7PBDEs（平均浓度：8.54 ng·g−1 lw，2016年；11.34 ng·g−1 lw，2017年）浓度低于2015年浙江省温岭市电子垃圾拆解地工人血清中BDE-209（520.70 ng·g−1 lw）和∑7PBDEs（33.40 ng·g−1 lw）的平均浓度[22]，而与世界其他地区相比则处于较高水平，这表明当地居民受到PBDEs的污染状况仍较为严重。Li等[19]研究认为十溴联苯醚产品的生产是当地环境中PBDEs的重要来源，这可能是造成当地人群血清中PBDEs浓度较高的根本原因。
本研究发现，潍坊市滨海经济技术开发区人群血清混合样本中∑8PBDEs 的浓度在2007—2015年间显著下降后，又在2015—2017年间显著上升，而BDE-209浓度在8种PBDEs中占比超过95%，主导了8种PBDEs总浓度的变化。BDE-209在人体血清内的半衰期只有15 d左右，当地普通人群必须持续暴露于BDE-209环境下才能维持血清中所检测到的浓度水平[23]。这也说明了BDE-209在人体血清中的浓度水平能一定程度地反映采样时期环境中BDE-209的浓度水平。2007—2017年间潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中PBDEs的主要同族体均为BDE-209[10, 19, 24]，这与中国使用和生产PBDEs产品的实际情况相吻合。2007—2015年间潍坊市人群混合血清样本中BDE-209的浓度显著下降（P<0.01）（图1），中国商业十溴联苯醚制造商的产能从2009年的2.5万吨下降到2011年的1万吨[25]，这可能是造成当地人群混合血清中BDE-209浓度水平显著下降的重要原因之一[10]。值得注意的是，2015—2017年间BDE-209浓度又呈现出显著上升（P<0.01）趋势（图1）。我国直到2018年才对十溴二苯醚的生产和使用作出明确限制[6]，既然当地居民十溴二苯醚暴露水平与该商品生产规模有关，因此当地人群暴露BDE-209的浓度水平及其时间变化趋势还需要持续关注。
不同国家或地区人体组织样本中PBDEs浓度的变化趋势是不同的。大部分研究表明，由于各个国家已禁止生产和使用商业多溴联苯醚，PBDEs在人体组织内的浓度一直在下降[12]。例如，Kim等[11]的结果显示，2006年（5.98 ng·g−1 lw）至2013年（2.89 ng·g−1 lw）韩国普通人群血清中的PBDEs浓度呈显著下降趋势。还有学者认为，尽管政府对PBDEs采取了有效的监管行动已经成功地减少某些PBDEs同族体的暴露量，但是由于PBDEs暴露的相对稳定性，人类对这类传统污染物的暴露可能仍然会保持在一个较高浓度并持续数十年[2, 14-15]。例如，Parry等[15]的研究结果显示，美国某地区孕妇血清中∑5PBDEs的浓度在2008—2009年（85.50 ng·g−1 lw）到2011—2012年（51.60 ng·g−1 lw）间大幅下降，但是在2011—2012年到2014（43.60 ng·g−1 lw）年间达到稳定水平。除以上观点外，有研究学者发现人体血清中PBDEs的浓度正在增加[16-19]，如Hurley等[16]发现2011—2015年间加利福尼亚中老年女性血清中BDE-47、BDE-100和BDE-153的浓度有所增长，并认为人体血清中的PBDEs浓度在多溴联苯醚产品逐步淘汰后的下降已经趋于稳定，并且已经呈现出增长的趋势。
-
从PBDEs在人体血清中的组成来看，在除BDE-209外的7种PBDEs同族体中，浓度所占比例较大的同族体分别为BDE-153、BDE-183和BDE-99。这与潍坊市十溴联苯醚制造工厂周围土壤的PBDEs的组成相似[19]。这说明可能是十溴联苯醚制造厂在生产或运输过程中释放的BDE-153和BDE-183对当地人群产生了较大的影响。BDE-183在人体血清中占比在2007—2014年显著下降（P<0.01），而在2014—2017年又出现逐渐上升的趋势（P<0.01）（图2），这与当地十溴联苯醚的产量变化相似，说明BDE-183作为商用十溴联苯醚的成分之一，其对人体的暴露量会随着当地十溴联苯醚产量的变化而变化。除2007年外，BDE-153在7种PBDEs中占比均为最大，并在2007—2016年呈现上升趋势（P<0.05）。有文献指出，BDE-153化学性质稳定，能被长时间地储存在脂肪组织中[27]，这可能是其占比升高的一个原因。此外，Kierkegaard等[28]认为BDE-209可以在虹鳟鱼体内代谢脱溴成为BDE-153。人体内较高浓度的BDE-153可能是由于BDE-209在人体内发生类似的代谢过程导致的。Feng等[29]认为BDE-99也是BDE-209在虹鳟鱼体内脱溴代谢的产物之一。但是本研究中BDE-99的占比变化与BDE-209的变化并不一致，可能是BDE-209在不同物种体内的代谢途径不完全相同所导致的，而本研究中BDE-99占比变化的原因还需进一步探究。目前的研究证明低溴代PBDEs同族体对人体健康的影响更大[29]，但是对于PBDEs在人体内代谢途径和机理的研究较少，因此仍需进一步明确PBDEs在人体内的代谢机制。
-
潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清中NBFRs浓度（0.43—2.37 ng·g−1 lipid，2016年；1.36 —2.28 ng·g−1 lipid，2017年）比PBDEs浓度（100.52—795.62 ng·g−1 lw，2016年；85.55–913.12 ng·g−1 lw，2017年）低1—3个数量级。2011—2017年当地人群混合血清样本中可检出的各NBFRs浓度详见表2，pTBX、PBBA和TBPH均未检出，表明当地人群受到这几种物质的影响较小。目前，国内外关于人体血清中NBFRs浓度的报道还比较少。Cequier等[29]分析了2012年挪威女性血清样本中HBB的浓度，检出率为48%，浓度范围为N.D—0.41 ng·g−1 lw，平均浓度为0.07 ng·g−1 lw。国内方面，Gao等[31]在研究的7个样本中检测到PBT的浓度范围为0.11—0.37 ng·g−1 lipid，仅在1个样本中发现HBB和PBEB的浓度（小于0.05 ng·g−1 lw）高于检出限。与之相比，2016年和2017年潍坊市人群血清中NBFRs（PBBz、PBT、PBEB和HBB）浓度较高，且普遍存在。
目前，NBFRs在人体内浓度的时间变化趋势的研究还鲜有报道。本研究2011—2017年间潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中PBBz和PBT的浓度呈现出显著下降趋势（P<0.05）（图3）。PBBz和PBT在2016年和2017年潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中的检出率均为100%，这表明目前PBBz和PBT仍然是当地居民人群体内仍然普遍存在的污染物质。潍坊市滨海经济技术开发区内存在PBT的生产厂家[28]，因此当地的生产活动可能是人群血清中PBT的主要来源。不过目前关于PBBz的主要用途、产量和使用情况等信息较少，无法分析该物质的主要来源。目前仅有Gao等[31]在北京人群血清样本中检测出了PBEB，其浓度水平低于0.05 ng·g−1 lw。而在2014—2016年潍坊市人群血清中未检出PBEB，但是在2017年潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中的检出率为100%，说明当地人群体内PBEB普遍存在，潍坊市内可能存在新的PBEB释放源。潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清中HBB的浓度在2014年较2013年下降2个数量级，但是在2014—2017年间呈现出逐年上升趋势（图3），且2016年和2017年当地人群血清中HBB的检出率均为100%。据了解当地存在HBB的生产厂家，且HBB在人体内不易降解[32]，其自2014年起逐年增长的趋势应该引起人们的注意。综上所述，已检出的4种NBFRs在潍坊市滨海经济技术开发区人群体内普遍存在，NBFRs可能会对人体健康造成危害[32-34]，应持续关注当地人群血清中NBFRs的浓度水平和时间变化趋势。
-
潍坊市滨海经济技术开发区人群血清样本中的主要溴代阻燃剂为PBDEs，其浓度比NBFRs的浓度高出1—3个数量级，BDE-209是人体血清中PBDEs的主要同族体，这可能与其使用历史较长并且商业十溴联苯醚目前仍在中国使用有关。潍坊市滨海经济技术开发区人群血清中的∑8PBDE浓度在2007—2015年下降后，2015—2017年间呈现显著上升趋势，这表明当地人群PBDEs的暴露风险出现了反弹且正在增加，尤其是暴露于BDE-209的风险正在增加。在本文所研究的7种NBFRs中，PBT、PBBz、PBEB、和HBB在潍坊市人群血清中普遍存在，尤其是PBEB在2014—2016年未检出，但在2017年检出率为100%，同时2014—2017年HBB浓度逐年上升，需持续关注。
由于当地溴代阻燃剂产品的生产和运输等过程是当人体暴露溴代阻燃剂的主要途径，在今后还应持续关注溴代阻燃剂生产源区人体血清中溴代阻燃剂浓度水平的变化趋势，尤其是在PBDEs逐步淘汰的情况下，要更加关注当地NBFRs产品的生产情况以及人群血清中NBFRs浓度水平的变化。
潍坊市滨海开发区人群血清中溴代阻燃剂浓度水平的时间变化趋势
Temporal trends of concentration of brominated flame retardants in serum of population in Binhai Development District of Weifang City
-
摘要: 本研究以溴系阻燃剂生产源区潍坊市滨海开发区作为研究区域，对潍坊市人群血清中PBDEs和NBFRs的浓度水平分布及时间变化趋势进行了分析。潍坊市人群血清样本中的PBDEs浓度（100.52—795.62 ng·g−1 lw（lipid weight，脂重），2016年；85.55—913.12 ng·g−1 lw，2017年）比NBFRs的浓度（0.43—2.37 ng·g−1 lw，2016年；1.36 — 2.28 ng·g−1 lw，2017年）高出1—3个数量级，表明PBDEs仍为当地主要的溴系阻燃剂污染物。8种PBDEs同族体中，BDE-209的浓度（94.45—769.19 ng·g−1 lw，2016年；76.02—900.63 ng·g−1 lw，2017年）最高，这可能是因为十溴联苯醚产品仍在当地生产和使用，且BDE-209作为十溴联苯醚产品的主要成分被大量释放到环境中并被人体吸收。潍坊市滨海开发区人群血清中NBFRs的检出率较高，尤其是PBBz和PBT在2016年和2017年人群混合血清样本中的检出率达到100%，这表明NBFRs在人群体内普遍存在，应该引起关注。值得注意的是，潍坊市滨海开发区人群血清中PBDEs浓度在2007—2015年下降后，2015—2017年间却出现了反弹上升的趋势，而且HBB和PBEB在2014—2017年也呈现出上升的趋势，说明当地人群暴露风险也在增加。Abstract: In this study, we analyzed the concentration distribution and temporal trend of PBDEs and NBFRs in serum of local residents from. Binhai Development district of Weifang City, which is the production area of brominated flame retardant. The concentrations of PBDEs (100.52—795.62 ng·g−1 lw, 2016; 85.55—913.12 ng·g−1 lw, 2017) in serum of loacal residents were 1—3 orders of magnitude higher than that of NBFRs (0.43—2.37 ng·g−1 lw, 2016; 1.36—2.28 ng·g−1 lw, 2017), indicating that PBDEs was still the main brominated flame retardant pollutants. BDE-209 showed the highest concentration (94.45— 69.19 ng·g−1 lw, 2016; 76.02—900.63 ng·g−1 lw, 2017), which may be due to the fact that decabromodiphenyl ether products was still produced and used locally, and BDE-209 as the main component of decabromodiphenyl ether products, was released into the environment in large quantities and absorbed by the human body. The detection rate of NBFRs in the serum was relatively high, especially, the detection rate of PBBz and PBT in the mixed serum in 2016 and 2017 reached 100%, which indicated that NBFRs existed widely in local residents and should be paid attention to. It should be noted that the concentrations of PBDEs in the serum of local residents decreased from 2007 to 2015, but rebounded and increased from 2015 to 2017, and HBB and PBEB also showed an increasing trend from 2014 to 2017, indicating that the health exposure risk of local population was also increasing.
-
Key words:
- human serum /
- brominated flame retardant /
- Temporal trends
-
邻苯二甲酸酯类化合物（phthalate esters， PAEs）是邻苯二甲酸酐与醇反应生成的化合物，它是提高聚氯乙烯（polyvinyl chloride，PVC）弹性的重要添加剂，其中邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（Di（2-ethylhexyl）phthalate，DEHP）是目前使用量最大的一种邻苯二甲酸酯，用量高达80%[1]. DEHP广泛应用于儿童玩具、塑料包装、化妆品及各类医疗器械[2-3]. DEHP的广泛使用导致了不可避免的环境释放以及人体摄入. 大量实验指出我国人群DEHP的暴露剂量约为11—116 μg·kg−1·d−1，接近DEHP的每日可耐受摄入量（TDI）（20—140 μg·kg−1·d−1），表明 DEHP对人群的健康构成重大危害[4].
DEHP具有内分泌干扰效应，可以诱发生殖发育毒性、肝脏毒性、胚胎毒性等多种毒性[5-6]. DEHP通过消化道进入人体后在胃肠道的脂肪酶作用下水解成初级代谢物乙基己醇（2-EH）和邻苯二甲酸单乙基己基酯（mono-ethylhexyl phthalate，MEHP），再通过尿液排出体外[7]. 通过对尿液的单酯类物检测发现，原尿和酶解后的尿液中 MEHP 的检出率最高，平均检出率超过60% [8]. 此外，试验结果表明DEHP的毒性主要来源于其代谢物 MEHP，其毒性作用高达DEHP的10倍[9]. 同时，MEHP的动物实验表明，其主要分布在肾脏、膀胱和肝脏，其中肝脏为MEHP最主要的靶器官[10]. Thomas等的研究中，大鼠口服500 mg·kg−1 DEHP，30 min后，肝脏MEHP水平为12.5 mg·g−1 [11]. MEHP毒性作用主要体现在增加肝脏亲脂活性，导致肝脏中出现脂肪堆积，继而引发肝细胞脂肪变性[12].
肝脏在体内发挥着外源物质解毒和代谢脂类物质的主要作用. 肝脏内游离脂肪酸增加和甘油三酯沉积是肝脏脂质代谢紊乱的主要表现. 近年来，全球肥胖病与非酒精性脂肪肝患病率快速上升. 体内体外实验提示脂肪代谢紊乱会增加肥胖、糖尿病、非酒精性脂肪肝病的患病危险度. 流行病学和毒理学研究报告称，接触DEHP会影响机体脂肪代谢，从而促进肥胖[13]. 体内实验表明大鼠用DEHP处理后，肝脏重量增加，主要机制可能与肝代谢酶改变有关[14]. 有体外实验表明，MEHP处理HepG2细胞后，激活了PPARα使脂肪酸的氧化分解受到抑制[9]，导致肝细胞内的脂质堆积并造成肝脏损伤. 在本课题组的前期研究发现，MEHP 处理后的HepG2 细胞的乙酰辅酶 A 羧化酶（acetyl-CoA carboxylase, ACC）的亚型ACC1蛋白表达水平增加，最终使肝脏细胞中脂肪酸合成增加. 这些结果表明，MEHP 可能通过影响脂质合成相关基因或蛋白的表达，从而导致肝细胞脂肪代谢出现紊乱. 为此，本实验以HepG2细胞为实验对象，通过MEHP染毒，观察细胞内脂质代谢情况，并通过基因芯片高通量筛查差异基因，探讨MEHP对体外脂质合成的影响及其可能的作用机制.
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 细胞培养与染毒
从中国科学院上海生命研究院细胞资源中心购买HepG2细胞. 细胞培养基含 10%胎牛血清、1%青霉素庆大霉素双抗. 细胞培养条件为37 ℃、5% CO2. 取指数生长期的细胞进行染毒，参考相关文献[9]及我国人群接触水平设置染毒浓度. 共设置5个染毒浓度 ：阴性对照（完全培养基）、阳性对照（1 mmol·L−1油酸）、0.01 、1 、10 μmol·L−1MEHP. 染毒48 h后进行相关实验.
1.2 细胞油红 O 染色
为了研究细胞中脂滴的蓄积，用油红O法对HepG2细胞进行染色. 5个实验组的细胞染毒48 h后进行染色. 主要步骤为：弃去孔中废弃培养基，用 PBS 漂洗细胞，4%（质量分数）多聚甲醛固定细胞，油红O染色30 min，60%（体积分数）异丙醇洗去多余染料，苏木精复染细胞核10 s. 用显微镜获取图像并观察细胞内脂滴情况.
1.3 芯片数据以及数据前处理
用1 μmol·L−1 MEHP处理的细胞进行芯片分析，Agilent （人）表达谱芯片由博奥晶典公司完成. 步骤如下：以待检测样品的 total RNA 为起始，进行体外扩增和荧光标记，然后用Oligo（dT）Primer 引物合成cRNA并进行纯化和反转录得到cDNA. 最后用 Klenow Fragment 酶合成带有荧光基团的DNA 进行芯片杂交. 用 Feature Extraction 提数软件对芯片杂交扫描后的图片数据进行处理分析.
1.4 差异基因的筛选
通过Ｒstudio limma包将芯片基因的数据进行处理，以表格格式导出并进一步筛选差异表达基因. 差异表达基因（DEG）定义为差异倍数 FC大于 1.5或小于0.67且 P值小于 0.05的基因.
1.5 DEG功能富集分析
将上述分析得出的DEG导入 DAVID在线数据库（
https://david.ncifcrf.gov/tools.jsp ），进行GO分析. 通过对显著表达的基因进行功能注释分析，包括生物学过程（BP）、细胞组成（CC）和分子功能（MF），进而了解差异表达基因的生物学意义. 以 P<0.05认为具有显著性.1.6 PCR验证
按照1.1节对处于指数生长期的细胞进行染毒，每个实验组设置6个平行对照，染毒48 h后提取RNA. 细胞样品用Trizol试剂裂解，提取总RNA. 用超微量分光光度计测定RNA的含量和纯度. 将符合条件的RNA （A260/A230>2.0，和A260/A280=1.8—2.0）样本用反转录试剂盒将RNA反转录为cDNA备用.
从具有显著性且参与脂质代谢过程的差异基因中选取丙酮酸脱氢酶磷酸酶催化亚基2（PDP2）、磷脂酶A2组 IVE（PLA2G4E）、脂肪酸去饱和酶 6（FADS6）、Q型蛋白酪氨酸磷酸酶受体（PTPRQ）、CD28、甾醇-C5-去饱和酶（SC5D）、甲羟戊酸二磷酸脱羧酶（MVD）作为目的基因，检测mRNA表达水平（荧光定量PCR仪为Line Gene 9600）. 引物信息如表1所示. 以GAPDH为内参，数据分析时取Ct值的平均值，用相对定量法2−△△ct法计算目的基因表达的变化情况. 采用 SPSS 26.0 软件对数据进行统计学分析，多组间比较使用单因素方差分析，事后比较用LSD 检验进行，P<0.05认为具有统计学意义.
表 1 实时定量PCR引物序列Table 1. Primer sequences for real-time quantitative PCR基因Gene 引物Primer PDP2 S——GAAGATGAGGTGACAAGGAA F——GCCAGCACAAG MVD GAACTTA PLA2G4E S——TTCTGTCCTATGGCTCCTT F——GTTCTTCACTCGGCTCTG FADS6 S——CCTCAACCGCTATGTCTAC F——CGATGTGCTGGAAGATGT PTPRQ S——ATGTCTATATTGCGGCTGAA F——TTCTTACTTGCGTGGATTCT CD28 S——GCTCTTGGCTCTCAACTTA F——CCTGCTCCTCTTACTCCT SC5D S——CTTGCTGGAGATAAGAGGTT F——TATGGTGGTCTGTATGATGAG MVD S——CAAGGACTTCACCGAGGA F——GTAGGCTAGGCAGGCATA | Show Table
DownLoad:
CSV
1.7 基因表达谱数据动态分析
将细胞脂质代谢通路的基因输入 GEPIA 在线分析网站（http://gepia.cancer-pku.cn/），分析其在肝癌组织中的表达. P<0.05认为具有统计学意义.
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 油红O 染色结果
如图1所示，阴性对照组细胞有明显的边界，细胞内没有脂滴存在. 油酸染毒的细胞可见大量明显着色的脂滴，主要分布在细胞膜内侧区域，大小不等. 与阴性对照组相比，0.01 μmol·L−1 MEHP剂量组未见明显改变；1、10 μmol·L−1 MEHP剂量组可观察到少量红色脂滴，且随着染毒浓度的增大，脂滴的数量也逐渐增加，暂时未见对细胞边界的影响. 在前期实验中本课题组对MEHP染毒的HepG2细胞中的甘油三酯（TG）含量进行了定量检测， TG含量结果与油红O染色结果相一致，提示较高剂量 MEHP 暴露可提高细胞中的脂质水平[8]. 这一结果表明， MEHP暴露后，导致HepG2细胞中的甘油三酯蓄积，从而引起肝细胞中的脂质沉积.
图 1 不同浓度MEHP染毒对HepG2细胞内脂肪积累的影响（×400）Figure 1. Effects of different concentrations of MEHP on lipid accumulation in HepG2 cells（×400）A:光镜下未染色HepG2细胞；B:阳性对照组；C:阴性对照组；D、E、F：0.01、1、10 μmol·L−1 MEHP组. →为 HepG2 细胞内红色脂滴.A: HepG2 cells were not stained under light microscope; B: Positive control group; C:Negative control group; D、E and F: 0.01、1 and 10 μmol·L−1 MEHP groups; →represents red lipid droplets.2.2 差异基因筛选
如图2所示，根据P<0.05，FC>1.5或<0.67的筛选标准，共筛选出93个差异表达基因（表2），其中上调的基因57个，下调的基因36个.
表 2 差异基因的表达情况Table 2. The expression of differentially expressed genesUp Down symbol lgFC P.Value symbol lgFC P.Value DPPA3 0.743871 0.000032637 TTTY14 −0.75345 0.000683968 MYLIP 0.685596 0.000320629 XLOC_008352 −0.691 0.001413602 XLOC_000888 0.664559 0.000498704 LOC100129112 −0.83639 0.001799658 LOC100127994 0.609364 0.00056601 SC5D −0.92097 0.002090916 SYT17 0.650856 0.000986627 XLOC_004178 −0.72657 0.002192512 XLOC_008003 0.727595 0.00115933 C14orf119 −0.78947 0.003595082 LOC100506487 0.589801 0.001543009 XLOC_l2_012082 −0.61338 0.004605101 FADS6 0.784036 0.002373877 XLOC_012908 −0.92876 0.006283058 AQP10 0.603687 0.00355145 GABRG1 −1.01945 0.007994 XLOC_001387 0.675839 0.003916862 NUMB −0.57939 0.008775398 KCNE4 0.831973 0.003949384 FLJ21408 −0.61905 0.009899712 XLOC_005215 0.65671 0.004608305 LOC100505657 −0.89616 0.010826125 OR5L1 0.922639 0.004609802 ZNF554 −0.60913 0.011699612 C14orf180 0.649561 0.005207664 XLOC_012871 −0.78553 0.01385829 RHOXF1 0.622636 0.007822227 XLOC_007131 −0.7273 0.014006601 PTPRQ 0.739332 0.008548009 XLOC_l2_014785 −0.66169 0.01855114 LOC286382 0.586815 0.008726912 PRO0611 −0.78996 0.018748849 ACOD1 0.61305 0.008957375 CREG2 −0.70749 0.018758137 LOC100130744 0.85844 0.009748146 XLOC_l2_004857 −0.66225 0.023632428 ZAP70 0.625018 0.010183849 PDP2 −0.80976 0.023933353 PLA2G4E 1.427762 0.011394311 XLOC_l2_011207 −0.57923 0.026335268 LOC652586 0.614123 0.011818286 XLOC_007761 −0.58384 0.027416794 XLOC_006019 0.666199 0.012002598 GNL3LP1 −0.6286 0.027632132 SLAMF7 0.896594 0.013447959 XLOC_l2_013646 −0.89314 0.028992205 XLOC_005433 0.588529 0.014072632 MVD −0.63712 0.031037423 KRTAP13-2 0.681023 0.014111061 LOC728065 −0.58089 0.031598939 XLOC_008237 0.804098 0.01445258 XLOC_l2_011011 −0.60147 0.033573436 XLOC_008244 0.677154 0.01652238 XLOC_001687 −1.03697 0.037696163 LOC100505966 0.836326 0.01818776 XLOC_004804 −0.68571 0.039579631 XLOC_001422 2.454291 0.018227482 LOC100507110 −0.60107 0.041523521 CSN2 1.0231 0.020348553 CACNG8 −0.61314 0.041704333 XLOC_003782 0.639271 0.021116476 SNORD70 −0.92894 0.044259091 XLOC_005572 0.585382 0.02204518 LOC100128126 −1.05439 0.044856832 XLOC_003349 1.233979 0.022738339 NPPA-AS1 −0.59523 0.048087643 XLOC_l2_00770 0.610547 0.023106187 XLOC_001550 −0.64752 0.04894801 SNORD115-48 0.719119 0.024508996 INE1 −1.017 0.0496582 SNORD115-4 0.688309 0.026211298 XLOC_001755 0.605516 0.028061446 ANK2 0.906401 0.029169596 CD28 0.589859 0.029610282 LOC100506563 1.019834 0.029837404 ANXA10 0.626939 0.030222491 CYBB 1.151916 0.03336549 XLOC_012064 1.019834 0.0345969 XLOC_013649 0.624561 0.035226312 XLOC_010183 1.380268 0.035959747 XLOC_006983 0.862151 0.040708371 XLOC_004274 0.720596 0.040795527 XLOC_008690 0.686422 0.041491936 XLOC_007888 0.852148 0.04152697 XLOC_l2_011145 0.704819 0.042378972 SLC24A4 0.757531 0.043335006 XLOC_013458 0.71734 0.043999913 TREML1 0.800135 0.047577606 TRIM49 0.796312 0.048328175 ANKDD1B 0.683738 0.049447534 DUSP21 0.604901 0.049510457 | Show TableDownLoad:
CSV
2.3 差异基因的功能富集分析
通过对差异基因进行GO分析探讨差异基因所涉及的生物学过程，包括基因的３个部分：分子功能（MF）、细胞组分（CC）、生物过程（BP）. 结果显示，可以识别的基因一共有48个，显著富集的GO条目一共有13条（P<0.05），其中生物过程7条（图3）. 前5条通路及具体信息见表3，主要包括细胞脂质代谢过程（cellular lipid metabolic process）、T细胞阴性选择（negative T cell selection）、跨膜运输（transmembrane transport）、跨膜转运的调控（regulation of transmembrane transport）、先天免疫反应（innate immune response）；分子功能2条,包括被动跨膜转运活性（passive transmembrane transporter activity）、基质特异性跨膜转运蛋白活性（substrate-specific transmembrane transporter activity）；细胞组分4条，包括膜的外部成分（extrinsic component of membrane）、等离子体膜（plasma membrane）、质膜部分（plasma membrane part）.GO 分析表明, 最显著激活的通路是细胞脂质代谢通路，他由上调基因 FADS6、PTPRQ、CD28、 PLA2G4E 和下调基因 SC5D、PDP2、MVD 组成.
图 3 DAVID分析中生物过程通路的GO条目与基因Figure 3. Chord plot depicting the relationship between genes and GO terms of biological process表 3 DAVID分析中前5个通路（BP）与基因Table 3. Top 5 GO terms （BP） of the genes with the DAVID analysisGO TermGO 条目 Count数量 Genes基因 Fold Enrichment富集倍数 P Value P值 GO:0044255cellular lipid metabolic process 7 PDP2, PLA2G4E, FADS6, PTPRQ, CD28, SC5D, MVD 3.85628326776209 0.0068 GO:0045087innate immune response 5 TREML1, ZAP70, CYBB, ACOD1, SLAMF7 3.042438312 0.0494 GO:0055085transmembrane transport 7 SLC24A4, CACNG8, KCNE4, AQP10, CYBB, ANK2, GABRG1 3.024137931 0.0204 GO:0006629lipid metabolic process 7 PDP2, PLA2G4E, FADS6, PTPRQ, CD28, SC5D, MVD 5.660947851 0.0210 GO:0034762regulation of transmembrane transport 4 CACNG8, KCNE4, CYBB, ANK2 3.43652037617554 0.0300 | Show TableDownLoad:
CSV
2.4 PCR验证
MEHP染毒后相关基因mRNA表达水平的变化如图4所示. 与阴性对照组相比，基因FADS6 在1 μmol·L−1 MEHP染毒样品内基因表达水平明显增加（P<0.05）；基因SC5D、PDP2在1 μmol·L−1 MEHP剂量组基因表达水平明显降低（P<0.05），MVD在10 μmol·L−1 MEHP剂量组基因表达水平明显降低（P<0.05）. 其中，基因SC5D、PDP2、MVD、FADS6的mRNA表达水平与芯片结果表达一致，基因PTPRQ、CD28、PLA2G4E结果不一致.
图 4 不同浓度MEHP染毒对 HepG2 细胞相关基因mRNA表达水平影响Figure 4. Effects of different concentrations of MEHP on mRNA expressions of relative genes in HepG2 cells本研究通过转录组数据分析探讨MEHP在HepG2细胞脂质代谢过程中发挥作用的基因，发现细胞脂质代谢通路上的基因FADS6、MVD、SC5D、PLA2G4E在代谢过程中起重要作用. 脂肪酸去饱和酶（FADS6）在多不饱和脂肪酸（PUFA）的合成途径中起关键作用，参与了PUFA合成过程中的限速步骤，并调节PUFA的代谢通量[15]. 据报道，FADS6的活性是调节生物体中多不饱和脂肪酸比例的主要因素,其活性改变会影响一些疾病，如炎症和肿瘤发生，2型糖尿病，心血管疾病，代谢紊乱和神经精神疾病[16]. Montell的研究发现，含不饱和脂肪酸的二脂酰甘油（DAG）比饱和脂肪酸的DAG对二酰基甘油酰基转移酶（DGAT）有更强的亲和力，即肝脏合成 TG 首先利用不饱和脂肪酸, 更容易导致甘油三酯积累，而饱和脂肪酸多以 DAG 的形式蓄积[17].
本实验富集分析与PCR的结果显示，FADS6的mRNA表达水平升高，促进了HepG2细胞中多不饱和脂肪酸合成，这可能是HepG2细胞中甘油三酯合成增多进而出现脂肪堆积的原因. 甲羟戊酸二磷酸脱羧酶（MVD）参与胆固醇生物合成过程中的早期步骤. 通过Jump实验中转录组数据的KEGG分析显示，MVD参与SREBP激活基因表达、SREBP调节胆固醇生物合成、脂类和脂蛋白代谢等胆固醇代谢相关的通路，MVD的变化可调控乙酰乙酰-辅酶A的变化，进而改变）胆固醇调节元件结合蛋白（SREBP）的表达水平[18]，已有研究证明SREBP的上调导致肝细胞内胆固醇合成增加 [19] . 甾醇-C5-去饱和酶（SC5D）是一种胆固醇生物合成酶，它催化乳甾醇（lathosterol）转化为7-脱氢胆固醇（7-dehydrocholesterol），参与胆固醇合成中的酶促反应通路[20]. 有文献报道SC5D基因缺陷会引起乳甾醇症（Lathosterolosis），一种罕见的常染色体隐性胆固醇生物合成障碍疾病[21]. SC5D基因在HepG2细胞中表达水平的改变导致细胞内胆固醇合成发生紊乱. 磷脂酶A2（PLA2）是一种参与脂蛋白代谢和炎症途径的酶，所产生的脂质介质对细胞代谢起重要调控作用. 有文献报道NAFLD病人血浆中PLA2水平和肝脏的脂肪变性程度呈显著正相关,这说明PLA2可能参与肝细胞代谢过程中[22]. 有研究证实PLA2过表达的肝脏甘油三酯（TG）含量显著增加，同时增加趋势与PLA2的表达趋势相一致[23]. PLA2G4E作为PLA2的一种，对肝脏细胞的代谢也有调控作用. 本研究中发现，芯片结果中PLA2G4E表达水平升高，提示PLA2G4E是MEHP诱导甘油三脂含量增加，扰乱肝细胞脂质代谢的原因之一.
2.5 关键差异基因的在肝癌中的表达
利用在线分析工具GEPIA分析以上基因在肝细胞癌组织的表达水平，如图5所示. 这7个基因在肝细胞癌组织中的表达变化对比正常组织没有显著性. 但是以上基因在HepG2肝癌细胞脂质代谢过程中的表达水平均具有明显改变，导致肝癌细胞脂质代谢紊乱、脂肪堆积.
图 5 关键基因在肝癌中的表达水平Figure 5. Relative expression comparison of key genes in liver cancer samples in GEPIA database非酒精性脂肪性肝病（nonalcoholic fatty liver disease，NAFLD）是一种可逆性的疾病，但随着研究的不断深入， NAFLD的发病范围由单纯脂肪肝、脂肪肝、肝硬化发展到原发性肝细胞癌[24]. 多项研究证明NAFLD可逐渐发展为非酒精性脂肪性肝炎（Nonalcoholic steatohepatitis，NASH），从而导致肝硬化[25]，而肝硬化是除HBV、HCV引起原发性肝癌的另一主要原因. 因此假如高龄、胰岛素抵抗、肥胖等危险因素持续存在，NAFLD最终可引起肝癌. 同时Iris [26]的动物实验和Ertle[27] 的研究证实，NAFLD可不经肝硬化阶段发展为原发性肝癌. 由此可知，虽然以上基因在肝癌组织中的表达没有明显变化，但是对肝癌的前身——NAFLD发生发展具有重要作用.
3. 结论（Conclusion）
本研究以HepG2细胞为研究对象，结合油红O染色以及基因芯片等技术，发现MEHP暴露影响了细胞脂质代谢等信号通路，改变了关键因子FADS6、MVD、SC5D、PLA2G4E的表达水平，导致肝脏细胞中甘油三酯与胆固醇的合成增加，肝脏细胞出现脂肪蓄积. 综上所述，MEHP暴露可以通过改变细胞代谢相关基因引起肝脏细胞内脂质代谢紊乱.
-
图 1 2007—2017年山东省潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中PBDEs的浓度变化趋势
Figure 1. Trend of the concentration of PBDEs in mixed serum samples of the population in Binhai Development district, Weifang City from 2007 to 2017
图 2 2007—2017年山东省潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中7种PBDEs的组成
Figure 2. Composition of 7 PBDEs in mixed serum samples from the population in Binhai Development district, Weifang City from 2007 to 2017
图 3 2011—2017年山东省潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中NBFRs的浓度变化趋势
Figure 3. Trend of NBFRs concentrations in mixed serum samples of population in Binhai Development district, Weifang City from 2011 to 2017
表 1 潍坊市滨海开发区人群血清样本基本信息
Table 1. Basic information of serum samples of population in Binhai Development district, Weifang City
年份Year 年龄段Age range 平均年龄 Mean age 志愿者数量 Number of volunteers 男性 女性 男性 女性 2016 20—29 26 26 10 47 30—39 36 36 9 60 40—49 43 45 8 47 50—59 53 55 11 12 ≥60 68 67 25 27 总计 63 193 2017 20—29 26 25 28 54 30—39 34 34 43 77 40—49 44 44 80 66 50—59 54 54 40 27 ≥60 73 72 40 40 总计 231 264
下载: 导出CSV
表 2 2007—2017年山东省潍坊市滨海经济技术开发区人群混合血清样本中PBDEs和NBFRs的浓度水平（单位：ng·g−1 lw）
Table 2. Concentrations of PBDEs and NBFRs in mixed serum samples of the population in Binhai Development district, Weifang City from 2007 to 2017 （ng·g−1 lw）
2007年[19] 2011年[20] 2013年[25] 2014年[10] 2015年[10] 2016年 2017年 PBDE 范围Range 均值Mean 范围Range 均值Mean 范围Range 均值Mean 范围Range 均值Mean 范围Range 均值Mean 范围Range 均值Mean 范围Range 均值Mean BDE-28 23.40—45.90 29.24 1.67—6.89 4.07 1.30—14.88 4.51 N.D.–1.06 0.38 N.D.—1.15 0.31 0.27—1.21 0.72 0.37—1.85 1.06 BDE-47 17.20—33.90 21.34 0.79—2.00 1.47 N.D.—7.07 3.02 N.D.—0.20 0.05 N.D.—1.60 0.19 N.D.—0.50 0.26 0.64—0.97 0.79 BDE-99 18.70—37.20 23.30 1.82—3.20 2.23 2.42—13.74 5.63 N.D.—1.55 0.73 0.64–2.66 1.41 0.73—2.76 1.19 1.29–2.22 1.71 BDE-100 11.90—23.60 14.74 0.94—1.21 1.08 N.D.—5.13 2.48 N.D.–0.21 0.04 N.D.—1.46 0.23 N.D.—0.77 0.33 0.57—1.18 0.92 BDE-153 25.70—51.50 32.64 3.91—25.81 11.23 2.13—9.78 6.09 0.47—3.79 1.33 0.47—7.75 3.04 1.04—16.66 4.81 1.91—6.17 4.41 BDE-154 33.70—67.00 41.73 0.28—0.72 0.51 N.D.—1.30 0.26 N.D. N.D. N.D.—0.38 0.05 N.D. N.D. 0.38—1.13 0.77 BDE-183 37.60—74.50 46.77 1.38—8.86 2.87 N.D.—6.98 3.24 N.D. N.D. N.D.—4.45 0.69 N.D.—6.73 1.22 N.D.—3.08 1.68 BDE-209 105.70—1640.40 440.04 62.03—738.08 219.98 30.83—225.81 91.31 22.71—63.47 38.50 3.33—125.87 25.72 94.45—769.19 216.23 76.02—900.63 361.67 a ∑7PBDE 168.20—333.60 209.76 13.45—40.38 23.46 13.54—41.15 25.24 0.80—5.62 2.65 1.20—15.58 5.91 2.48—26.42 8.54 6.21—14.23 11.34 b ∑8PBDE 304.20—1827.70 649.80 79.73—778.46 243.44 44.37—256.52 116.55 24.88—65.96 41.15 8.68–128.98 31.64 100.52—795.62 224.77 85.55—913.12 373.01 PBBz c— c— 1.10—21.00 4.90 3.50—10.00 6.30 1.27—2.17 1.57 1.88—3.21 2.26 0.23—0.78 0.38 0.21—0.41 0.29 PBT c— c— 0.89—2.30 1.40 2.00—5.70 3.80 0.50—0.77 0.62 0.84—1.39 1.05 0.20—0.97 0.44 0.28—0.64 0.42 PBEB c— c— c/ c— 0.70—4.30 2.00 N.D. N.D. N.D. N.D. N.D. N.D. 0.11—0.30 0.20 HBB c— c— c— c— 0.40—4.20 1.10 N.D.—0.43 0.04 N.D. —0.91 0.16 N.D.—0.71 0.37 0.60—1.31 0.90 a∑7PBDEs：除BDE-209外其余7种检测的PBDEs的浓度总和；a∑7PBDEs, The total concentrations of the other 7 PBDEs except for BDE-209. b∑8PBDEs：8种PBDEs的浓度总和；b∑8PBDEs, The total concentration of 8 PBDEs. c/：代表所在年份未检测该种物质；c/, The substance was not detected in the same year. N.D. ：未检出. N.D. , Not detected.
下载: 导出CSV
-
[1] 王亚韡, 蔡亚岐, 江桂斌. 斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展 [J]. 中国科学:化学, 2010, 40(2): 99-123. WANG Y H, CAI Y Q, JIANG G B. Research progress of new persistent organic pollutants in Stockholm Convention [J]. Science China Chemistry, 2010, 40(2): 99-123(in Chinese).
[2] ZOTA A R, LINDERHOLM L, PARK J S, et al. Temporal comparison of PBDEs, OH-PBDEs, PCBs, and OH-PCBs in the serum of second trimester pregnant women recruited from San Francisco General Hospital, California [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(20): 11776-11184. [3] United Nations Environment Programme-Stockholm convention [BJ/OL]. Available at: http://www.pops.int/. [4] 《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》修正案 [BJ/OL]. Available at: http://www.china-pops.org/gyjc/gyjs/201010/t20101028_14678.htm. Amendments to the Stockholm Convention on persistent organic pollutants. [BJ/OL]. Available at: http://www.china-pops.org/gyjc/gyjs/201010/t20101028_14678.htm(in Chinese).
[5] AZNAR-ALEMANY, òSCAR, YANG X, et al. Preliminary study of long-range transport of halogenated flame retardants using Antarctic marine mammals [J]. Science of the Total Environment, 2018, 650: 1889-1897. [6] BOER J, STAPLETON H M. Toward fire safety without chemical risk. [J]. Science, 2019, 364(6437): 231-232. doi: 10.1126/science.aax2054 [7] ZUIDERVEEN E A R, SLOOTWEG J C, BOER J D. Novel brominated flame retardants - A review of their occurrence in indoor air, dust, consumer goods and food [J]. Chemosphere, 2020, 255: 126816. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.126816 [8] MCGRATH T J, BALL A S, CLARKE B O. Critical review of soil contamination by polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and novel brominated flame retardants (NBFRs); concentrations, sources and congener profiles [J]. Environmental Pollution, 2017, 230: 741-757. doi: 10.1016/j.envpol.2017.07.009 [9] DONG L Y, WANG S T, QU J Z, et al. New understanding of novel brominated flame retardants (NBFRs): Neuro(endocrine) toxicity [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021,208: 111570. doi: 10.1016/j.ecoenv.2020.111570 [10] MA Y L, LI P, JIN J, et al. Current halogenated flame retardant concentrations in serum from residents of Shandong Province, China, and temporal changes in the concentrations [J]. Environmental Research, 2017, 155: 116-122. doi: 10.1016/j.envres.2017.02.010 [11] KIM J, SON M H, SHIN E S, et al. Occurrence of dechlorane compounds and polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in the Korean general population [J]. Environmental Pollution, 2016, 212: 330-336. doi: 10.1016/j.envpol.2016.01.085 [12] KIM J, KANG J H, CHOI S D, et al. Levels of polybrominated diphenyl ethers in the Korean metropolitan population are declining: A trend from 2001 to 2013 [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2018, 37(9): 2323-2330. doi: 10.1002/etc.4222 [13] 董梦洁, 李兴红. 我国典型电子垃圾循环地区人体血清中多溴联苯醚浓度与特征的时间变化趋势 [J]. 环境化学, 2020, 39(6): 1504-1512. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019041801 DONG M J, LI X H. Temporal changes in the profiles and concentrations of polybrominated diphenyl ethers in human serum collected from a typical e-waste recycling area in China [J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(6): 1504-1512(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019041801
[14] HARRAD S, DIAMOND M. New Directions: Exposure to polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and polychlorinated biphenyls (PCBs): Current and future scenarios [J]. Atmospheric Environment, 2006, 40(6): 1187-1188. doi: 10.1016/j.atmosenv.2005.10.006 [15] PARRY E, ZOTA A R, PARK J S, et al. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and hydroxylated PBDE metabolites (OH-PBDEs): A six-year temporal trend in Northern California pregnant women [J]. Chemosphere, 2018, 195: 777-783. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.12.065 [16] HURLEY S, GOLDBERG D, NELSON D O, et al. Temporal Evaluation of Polybrominated Diphenyl Ether (PBDE) Serum Levels in Middle-Aged and Older California Women, 2011-2015 [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(8): 4697-4704. [17] SCHECTER A, COLACINO J, SJODIN A, et al. Partitioning of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in serum and milk from the same mothers [J]. Chemosphere, 2010, 78(10): 1279-1284. doi: 10.1016/j.chemosphere.2009.12.016 [18] SJODIN A, JONES R S, CAUDILL S P, et al. Polybrominated diphenyl ethers, polychlorinated biphenyls, and persistent pesticides in serum from the national health and nutrition examination survey: 2003—2008 [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(1): 753-760. [19] LI Y, NIU S, HAI R, et al. Concentrations and distribution of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in soils and plants from a Deca-BDE manufacturing factory in China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014, 22(2): 1133-1143. [20] JIN J, WANG Y, YANG C, et al. Polybrominated diphenyl ethers in the serum and breast milk of the resident population from production area, China [J]. Environ International, 2009, 35(7): 1048-1052. doi: 10.1016/j.envint.2009.05.006 [21] HE S J, LI M Y, JIN J, et al. Determination of new halogenated flame retardants in human serum by gel permeation chromatography-gas chromatography-mass spectrometry [J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2012, 40(10): 1519-1523. doi: 10.1016/S1872-2040(11)60578-1 [22] LIANG S, XU F, TANG W, et al. Brominated flame retardants in the hair and serum samples from an e-waste recycling area in southeastern China: the possibility of using hair for biomonitoring [J]. Environ Sci Pollut Res Int, 2016, 23(15): 14889-14897. doi: 10.1007/s11356-016-6491-x [23] THURESSON K, HOGLUND P, HAGMAR L, et al. Apparent half-lives of hepta- to decabrominated diphenyl ethers in human serum as determined in occupationally exposed workers [J]. Environ Health Perspect, 2006, 114(2): 176-181. doi: 10.1289/ehp.8350 [24] WANG Y, XU M, JIN J, et al. Concentrations and relationships between classes of persistent halogenated organic compounds in pooled human serum samples and air from Laizhou Bay, China [J]. Science of the Total Environment, 2014, 482: 276-282. [25] 林沐. 潍坊市和烟台市人群血清中持久性有机卤代化合物浓度及变化趋势研究[D]. 北京: 中央民族大学, 2019. LIN M. Study on the concentration and trend of persistent organic halogenated compounds in serum of people in Weifang and Yantai. [D]. Beijing: Minzu University of China, 2019(in Chinese).
[26] 李鹏. 典型地区普通人群血清中持久性有机阻燃剂的暴露水平及途径研究 [D]. 北京: 中央民族大学, 2016. LI P. Study on exposure level and route of persistent organic flame retardants in serum of general population in typical areas [D]. Beijing: Minzu University of China, 2016(in Chinese).
[27] BRAMWEL L, HARRAD S, ABDALLAH M A, et al. Predictors of human PBDE body burdens for a UK cohort [J]. Chemosphere, 2017, 189: 186-197. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.08.062 [28] KIERKEGAARD A, BALK L, TJARNLUND U, et al. Dietary uptake and biological effects of decabrodomiphenyl ether in rainbow trout. [J]. Environmental Science & Technology, 1999, 33(10): 1612-1612. [29] FENG C, XU Y, ZHA J, et al. Metabolic pathways of decabromodiphenyl ether (BDE209) in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) via intraperitoneal injection [J]. Environ Toxicol Pharmacol, 2015, 39(2): 536-544. doi: 10.1016/j.etap.2015.01.006 [30] CEQUIER E, MARCE R M, BECHER G, et al. Comparing human exposure to emerging and legacy flame retardants from the indoor environment and diet with concentrations measured in serum [J]. Environment International, 2015, 74: 54-59. doi: 10.1016/j.envint.2014.10.003 [31] GAO L, LI J, WU Y D, et al. Determination of novel brominated flame retardants and polybrominated diphenyl ethers in serum using gas chromatography-mass spectrometry with two simplified sample preparation procedures [J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2016, 408(27): 7835-7844. doi: 10.1007/s00216-016-9887-z [32] COVACI A, HARRAD S, ABDALLAH MAE, et al. Novel brominated flame retardants: A review of their analysis, environmental fate and behaviour [J]. Environment International, 2011, 37(2): 532-556. doi: 10.1016/j.envint.2010.11.007 [33] ARP H P, MOSKELAND T, ANDERSSON P L, et al. Presence and partitioning properties of the flame retardants pentabromotoluene, pentabromoethylbenzene and hexabromobenzene near suspected source zones in Norway [J]. J Environ Monit, 2011, 13(3): 505-513. doi: 10.1039/C0EM00258E [34] GRAMATICA P, CASSANI S, SANGION A. Are some "safer alternatives" hazardous as PBTs? The case study of new flame retardants [J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 306: 237-246. doi: 10.1016/j.jhazmat.2015.12.017 -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 2703
- HTML全文浏览数: 2703
- PDF下载数: 61
- 施引文献: 0
