四溴双酚A对鼠的毒理性研究进展

程飞飞，刘燕群，谭 芳

（江汉大学 a.医学院；b.化学与环境工程学院；c.持久性有毒污染物环境与健康危害湖北重点实验室，湖北 武汉 430056）

社会发展伴随着许多化合物的合成，借此增加我们的幸福感和舒适度。然而，这些化合物中的一些污染环境和食品，并直接被吸收到人体，这可能会影响人体的健康，扰乱生理功能，如内分泌系统。溴化阻燃剂（BFRs）广泛应用于塑料、电子设备、建筑材料和纺织品。在BFRs 中，四溴双酚A（teabromobisphenol A，TBBPA）是应用最广泛的化合物，产量居世界首位。四溴双酚A（TBBPA）是一种高亲脂性持久性有机污染物（POP），是溴化阻燃剂（BFRs）化学类的化合物。TBBPA 作为一种辅助阻燃剂，释放到环境中，已在空气、灰尘、土壤、沉积物、商业饮用水和海产品中检测到。TBBPA 也存在于人类母乳、脂肪组织、血清、脐带等［1］。人暴露通过吸入、皮肤接触和摄入发生。由于其能够在环境中长期存在，在生物体内富集、发生代谢转化，并能够长距离迁移和潜在的消费者暴露，TBBPA 的毒性已被广泛研究。环境和生物监测显示，尽管TBBPA 在动物和人体内的半衰期都很短，但持续暴露在TBBPA 中可能会增加该制剂的局部浓度，并可以增强不良毒理学效应。先前的研究已经表明TBBPA 在广泛的环境和生物样品中经常被检测到。近年来，国际癌症研究机构（IARC）对TBBPA 的毒性进行了重新评价，并在不断更新科研成果的基础上对评价结果进行了修改。根据最新分类，因其具有的致癌作用，TBBPA 已被列入2A 类致癌物［2］。由于生物体经常接触多种外源性物质，同时由于高的暴露水平，因此研究TBBPA 的毒性是很有必要的。

1 TBBPA相关毒性研究

1.1 急性毒性

对哺乳动物建立急性毒性暴露模型，发现TBBPA 对其毒性影响微弱，只有达到一定的g/kg 数量级才能够引起明显的毒害效应。在大鼠经口喂养急性毒性暴露实验中，研究结果基本相似，轻微剂量TBBPA 对大鼠的急性毒性可忽略不计［3］。在其中某些研究中，将对照组和控制组的大鼠，一次分别暴露在TBBPA 50 ～5 000 mg/kg 和无添加的同一环境中，并未产生死亡，观察病理学组织，也无明显损伤，两者无显著差异；采用单次口饲灌胃方式，剂量为TBBPA 5 000 mg/kg 后，大鼠出现行动迟缓，行为呆滞，对外界干扰反应迟钝的情况［4］，持续5 h 后，部分大鼠已经死亡；在对小鼠的急性暴露模型研究中，设置一定浓度的TBBPA 暴露环境气氛，实验过程无动物产生死亡，同时其肝脏、脾肾等没有明显的组织损伤［5］。

1.2 亚慢性毒性

向明灯等［6］采用Wistar 雄性大鼠做TBBPA（20 ～ 600 mg/kg）亚慢性毒性皮肤暴露研究，发现TBBPA被吸收约3.8% ～13.4%，且主要以粪便形式排出，组织及血液残留量很小；大鼠皮肤暴露区域有一定的炎症细胞浸润及部分组织胶原间隙增宽，并未引起预期的病理损害，结果表明，TBBPA 亚慢性皮肤暴露对Wistar 大鼠无明显毒效应。另一项研究中汪正东等［7］建立口鼻呼吸模型，经亚慢性呼吸暴露TBBPA 后，实验结果显示TBBPA 对大鼠造成了一定程度的肾脏和脾脏脏器系数的下降，但未引起明显的肺组织损伤现象。在亚急性和慢性暴露研究中，小鼠每天口服TBBPA 2 200 mg/kg 连续4 周，结果发现小鼠体重下降，脾脏重量增加，血液中红细胞浓度降低、血清蛋白浓度降低等改变。

1.3 内分泌干扰效应

四溴双酚A（TBBPA）是市场需求量最大的溴化双酚A 之一，被普遍认为是一种潜在的内分泌干扰物。干扰效应主要针对动物体甲状腺和生殖性器官，可能对甲状腺激素分泌以及雌性激素分泌机制产生影响。

由于TBBPA 与三碘甲腺原氨酸（T3）和甲状腺素（T4）具有类似的化学结构，在机体调节过程中可能取代了T3、T4 作用，扰乱了机体分泌系统平衡，从而造成了TBBPA 对甲状腺系统平衡的破坏，造成了内分泌干扰效应。有关TBBPA 的甲状腺干扰效应，不少科研工作者进行了许多相关性探究，也取得了一些进展。研究表明TBBPA 以不同的方式干扰甲状腺功能。TERASKI 等［8］发现TBBPA 与转甲状腺素蛋白（TTR）结合能力强，有可能干扰了T4 的转运过程。马洁瑶等［9］通过非变性电喷雾质谱和分子对接模拟实验，发现溴代阻燃剂TBS 及其羟基化代谢物（4-OH-BDE-187、6-OH-BDE-180）与转甲状腺素蛋白TTR 结合位点在ASP-74 残基附近。MEERTS 等［10-11］运用放射性同位素标记法，采取体外实验，对甲状腺素运载蛋白（TTR）和几种BFRs 结合情况进行分析，实验数据表明，TBBPA 能够结合TTR，与T4 互为竞争关系，且结合能力远高于 T4，可达到 T4 的 10 倍以上。VAN DER VEN 等［12］对 Wistar 大鼠采取亚慢性毒性暴露实验，持续口鼻暴露达28 d，结果显示，雄性大鼠血清中T4 含量升高，T3 含量呈现下降趋势；雌性大鼠血清中，T4 含量呈现升高状况，T3 含量无显著变化，表明TBBPA 摄入动物体内可引起甲状腺激素平衡机制的改变。COPE 等［13］通过实验观察到，雄性大鼠暴露于TBBPA 环境中，血清中T3 水平浓度在 TBBPA 达到 1 000 mg/kg BW/d 时显著降低，T4 水平在 100 mg/kg BW/d 和 1 000 mg/kg BW/d剂量时均降低，但血清中T3/T4 比值未见明显影响。同时在TBBPA 和Cd 的联合染毒研究中发现，T3 和T4 呈下降趋势，TSH 水平略有提高，且略高于单Cd 暴露组；在处理后的样品中SD 雌性大鼠甲状腺滤泡和胶质区变化较小，并没有引起明显的甲状腺组织病理学改变［14］。虽然目前涉及TBBPA 的甲状腺干扰效应方面的研究较多，也取得了一些成果，但仍未发现其确切的作用方式和具体的干扰机制。

TBBPA 羟基化的代谢物在动物体内会减弱雌激素磺基转移酶的活性，进而导致雌激素的磺基化过程被阻碍［15］。VAN DER VEN 等［12］发现，大鼠暴露于TBBPA 一定时间后，雌鼠性发育迟缓，雄性大鼠性腺质量增加。MEERTS 等［10］的研究结果证实，TBBPA 能够对小鼠产生较轻的雌激素分泌干扰效果。KUIPER 等［16］发现在小于1.5 μmol/L 的TBBPA 实验浓度下，斑马鱼产生早熟、仔鱼成活率下降现象，同时实验数据表明其产卵率、孵化率下降，卵母细胞增多。雌性Wistar Han 大鼠口服TBBPA 后，对子宫角的血清、肝脏、近端（离子宫颈最近）和远端（离卵巢最近）切片进行生物变化评估，发现雌激素稳态被破坏［17］。

1.4 器官毒性

TBBPA 的器官毒性主体表现在肝、肾毒性，同时对肺也有轻微影响。相关研究表明给予一定剂量TBBPA 浓度，动物组织器官脏器系数有一定下降。SZYMANSKA 等［18］的研究结果显示，在较高剂量（750 和1 125 mg/kg BW）TBBPA 条件下，Wistar 大鼠经口饲方式连续性灌胃28 d 以上，结果显示，雌鼠血液中谷胱甘肽水平呈现下降趋势，高剂量暴露组中大鼠丙二醛浓度呈现上升趋势，同时5-氨基酮戊酸脱水酶活性被减弱，推测大鼠血红素代谢的过程由于高浓度TBBPA 的影响被扰乱，对肝脏具有一定的毒性作用，产生了损伤。TADA 等［19］添加0.01% 、0.1% 、1%浓度 的TBBPA 于孕期小鼠食物内，发现摄入1% TBBPA 食物可以导致受试小鼠母体和幼崽肝、肾损伤。另一项相关毒性研究中，TADA 等［20］采取连续暴露方式，当ICR 小鼠暴露时间达14 d 时，数据显示，暴露剂量的增加，导致小鼠肝脏湿重也随之上升。对肝脏进行组织病理学分析发现，肝脏细胞细胞核出现损伤，同时细胞间隙增大。对环青春期大鼠灌胃（15.7、140.5、1 639.7 mg/kg BW）均导致肝内炎性细胞浸润以及细胞病灶性坏死，进一步表明TBBPA 存在诱导肝损伤的可能性。

在TBBPA 经口暴露亚慢性毒性研究中，王琼［21］对Wistar 大鼠进行了持续90 d 的暴露实验，病理学组织分析发现高剂量组大鼠肝、肾组织均出现微弱的损伤现象。FUKUDA 等［22］实验发现，高剂量TBBPA 组中新生大鼠出现明显的肾损伤效应，持续2 周恢复后，发现肾损伤效应仍然未消失。进一步探究TBBPA 对新生大鼠的肾脏损伤效应，FUKUDA 等［22］选取5 周龄大鼠进行了18 d 重复暴露实验，生理学组织观察并未发现大鼠肾损伤，表明对新生大鼠TBBPA 具有特异性肾毒性效应。

在TBBPA 气相暴露实验中，龙金烈等［23］模拟浙江台州电子垃圾拆卸地附近空气环境对ICR 小鼠进行了连续60 d 染毒，结果引起肺组织炎症、细胞膜损伤，激发肺组织自身的免疫保护及抗纤维化作用。WU 等［24］采用组织学和蛋白质组学相结合的方法，探索TBBPA 诱导氧化应激下A549 细胞可能存在的毒理学机制，TBBPA 干扰ROS 生成、MDA 水平和CASPASE-3 的活性，导致线粒体毒性，而线粒体是活性氧生成的主要来源，同时线粒体功能障碍可能与哮喘、囊性纤维化和肺癌等肺部疾病的发病机制有关。

1.5 神经毒性

由于TBBPA 具有甲状腺素干扰效应，与神经毒性有着密切联系，甲状腺激素缺乏，会导致脑的生长发育障碍。为了深层次探讨TBBPA 是否会通过干扰甲状腺激素，进而影响神经行为功能。将处在胚胎期斑马鱼暴露于TBBPA 会导致甲状腺激素水平和相关基因的改变，TBBPA 通过改变参与斑马鱼幼体神经发育、AChE 活性和行为改变的基因转录水平，显示出神经毒性，此外这些变化可以通过与T3联合治疗逆转或消除［25］。LIHENTHAL 等［26］对Wistar 大鼠亲代以及子代生长繁殖交配全过程暴露在一定水平范围的TBBPA 氛围中，记录实验现象，结果表明子代大鼠的听觉反应、条件恐惧等行为均被干扰，说明TBBPA 能够对神经行为产生影响。此外有其他实验表明，暴露在一定剂量TBBPA（16μmol/L）下，大鼠突触小泡对多巴胺、谷氨酸和γ-氨基丁酸的摄人均减弱，出现抑制性现象，造成了一定的神经毒性效应［27］。周天舒等［28］利用BFRs 进行了动物中枢神经系统研究性实验，结果显示，TBBPA 存在致中枢神经系统损伤的作用，从而造成动物神经行为失常及功能衰弱现象（如记忆力和学习功能下降等）。在另一项研究中，研究者使用小鼠胚胎干细胞（mESC），在环境相关剂量下，评估了TBBPA 及类似物毒性，表明TBBPA 刺激神经分化，而四氯双酚A（TCBPA）明显抑制神经发生［29］。同时有研究表明，TBBPA 诱导神经元损伤，在这个过程过氧化物酶体增殖物激活受体γ（PPAR-c）可能参与TBBPA 诱导的小鼠原代神经元细胞培养中的细胞凋亡和毒性［30］。

1.6 免疫毒性

TBBPA 对哺乳动物具有一定的免疫毒性，能够干扰机体免疫调控系统，一定程度上降低生物体免疫力。PULLEN 等［31］通过体外实验研究发现，在鼠脾脏细胞培养过程中，3 μmol/L 的TBBPA 就能抑制蛋白质CD25 的表达，而CD25 的表达则是T 细胞表达的活性标志物之一，对T 细胞增殖起重要影响，因此可能降低机体对细菌、病毒和肿瘤的免疫力。刘茜等［32］通过体外细胞培养发现，10 μmol/L 的TBBPA 就可导致Jurkat 细胞（人T 细胞淋巴瘤细胞）死亡近1/3，且随剂量呈升高趋势，表明其对Jurkat 细胞增殖有着明显的抑制作用。WATANABE 等［33］将TBBPA 添加于小鼠的饮食中，数据监测发现小鼠体内的细胞因子和免疫群产生不规则变化，一定概率造成小鼠对病毒的免疫能力下降。郭小萍等［34］通过小鼠灌胃TBBPA 粉末21 d 对比发现，小鼠重量增长缓慢，体外抗体形成细胞（PFC）数目降低，吞噬细胞吞噬百分率降低。同时，进行体外细胞培养发现，TBBPA 改变自然杀伤（NK）淋巴细胞的肿瘤杀伤功能、炎性细胞因子干扰素γ（IFN-γ）和白细胞介素1β（IL-1β）的分泌［35］。这些均表明TBBPA 可阻碍免疫器官生长及机体代谢，降低机体免疫功能，对免疫系统有一定的毒性。

2 结论与展望

四溴双酚A 在环境中可通过分解、沉降、生物富集等方式作用在大气、水、土壤中，直接或者间接向动物体和人体内迁移转化，进而对动物体造成一定的损害。主要表现在：①在哺乳动物鼠中，低剂量TBBPA 大多很快代谢排出，无明显的毒害效应；高剂量长期暴露可致使肝、肾细胞细胞核损伤、血液红细胞凋亡、血红蛋白浓度下降等，造成肝、肾损伤，不可逆转；同时TBBPA 还能够造成线粒体毒性，引发哮喘、肺癌等肺部疾病；过量可致死。②TBBPA 可参与到甲状腺调节过程，取代T3、T4 与TTR 结合，干扰内分泌调节；并且能够使动物大脑生长发育受阻，大鼠突触小泡对多巴胺、谷氨酸和γ-氨基丁酸的摄人均减弱，出现抑制性现象，诱导神经损伤。③TBBPA 可影响T 细胞活性标志物的表达、白细胞介素1β等分泌，使免疫细胞增殖受阻，免疫功能下降。目前关于TBBPA 分布累积途径，内分泌干扰作用、免疫毒性等机制尚不明确；慢性毒性及复合毒性研究基因水平研究欠缺并且长期是否对人体有害也需进一步开展。同时TBBPA 使用量在逐年急剧增长，对在工业聚集区生活居民构成健康威胁。所以持久性研究TBBPA 在生物体内的污染水平相当重要，可以为以后的环境污染、生态毒理学研究提供基础。此外将高分子材料与环境医学结合，研究TBBPA 的生物体分布模式、毒性作用机制也将成为生命科学今后的一个发展方向。