柴 斌，金美青，吳衛(wèi)紅

(杭州電子科技大學(xué)材料與環(huán)境工程學(xué)院，浙江 杭州 310018)

0 引 言

溴代阻燃劑(Brominated Flame Retardants，BFRs)泛指用于阻燃的溴代化合物，目前是世界上產(chǎn)量最大、阻燃效率最高、應(yīng)用最廣泛的有機(jī)阻燃劑之一[1]，常應(yīng)用于阻燃塑料、紡織品和電子產(chǎn)品的加工[2]。十溴聯(lián)苯醚(Decabromodiphenyl Ether，Deca-BDE)及其替代物十溴二苯乙烷(Decabromodiphenyl Ethane，DBDPE)是溴代阻燃劑中持久性有機(jī)污染物。二十世紀(jì)六十年代開始使用Deca-BDE，在過(guò)去幾十年間的年均產(chǎn)量達(dá)到2.5萬(wàn)t。2006年，歐盟開始限制Deca-BDE的生產(chǎn)和使用，2008年開始禁用Deca-BDE，同時(shí)美國(guó)也于2013年底逐步退出Deca-BDE的生產(chǎn)[3]。作為Deca-BDE的替代品，DBDPE于2000年投入使用，2001年歐洲國(guó)家進(jìn)口量為1 000～5 000 t。2006年起，我國(guó)的DBDPE產(chǎn)量逐年遞增，成為僅次于Deca-BDE的BFRs[4]。作為添加型阻燃劑，BFRs極易通過(guò)揮發(fā)或磨損等作用從含有BFRs的產(chǎn)品中釋放[5]。研究發(fā)現(xiàn)，Deca-BDE及其替代物DBDPE廣泛存在于大氣、水體、土壤、生物介質(zhì)中，抑制動(dòng)植物的生長(zhǎng)發(fā)育，影響人體的表皮器官、神經(jīng)系統(tǒng)和內(nèi)分泌系統(tǒng)等[6]。本文研究近幾年來(lái)Deca-BDE和DBDPE在全球，尤其中國(guó)環(huán)境中的污染水平、生態(tài)毒性效應(yīng)及其對(duì)人體的危害，并對(duì)2種污染物復(fù)合污染的研究前景進(jìn)行探討。

1 十溴聯(lián)苯醚及其替代物十溴二苯乙烷的理化性質(zhì)

BDE209是商用Deca-BDE的最主要成分，水溶性極低[7]。BDE209和DBDPE的物理化學(xué)性質(zhì)如表1所示。自然光照下，BDE209在正己烷中進(jìn)行一系列光解，脫溴成低溴同系物BDE47，同時(shí)BDE209在紫外光下的光解也屬于脫溴反應(yīng)[8]，提高了BDE209的潛在毒性[9]。BDE209在微生物中還會(huì)發(fā)生厭氧微生物降解，將高溴代聯(lián)苯醚轉(zhuǎn)化成低溴代聯(lián)苯醚，不易生成開環(huán)產(chǎn)物[8]。在活性污泥中BDE209可通過(guò)微生物進(jìn)行脫溴反應(yīng)，產(chǎn)物為八溴和九溴聯(lián)苯醚[10]。DBDPE辛醇水分配系數(shù)為11.10，水溶性也較低[11]。DBDPE在電視盒粉末和高抗沖聚苯乙烯中及自然光的照射下均未發(fā)生脫溴反應(yīng)，但在自然光照射下以有機(jī)溶劑作為介質(zhì)，DBDPE發(fā)生脫溴降解反應(yīng)[12]，產(chǎn)物以八溴氧化產(chǎn)物為主[13]，另外在硅膠表面DBDPE有明顯的光降解反應(yīng)[14]。當(dāng)溫度高于320 ℃時(shí)，DBDPE易發(fā)生熱分解。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)，DBDPE可以降解成低溴代產(chǎn)物，降解速率與BDE209類似，熱穩(wěn)定性比BDE209高[15]。

表1 BDE209和DBDPE的物理化學(xué)性質(zhì)

2 十溴聯(lián)苯醚及其替代物十溴二苯乙烷的主要污染來(lái)源

BDE209和DBDPE在環(huán)境中的污染主要來(lái)自于電子垃圾拆解污染、生活垃圾污染和工業(yè)污染。

李琦路等[16]針對(duì)我國(guó)廣州天河區(qū)和海南五指山自然保護(hù)區(qū)這2個(gè)典型地區(qū)的大氣氣相和顆粒相樣品展開研究發(fā)現(xiàn)，廣州天河區(qū)的DBDPE平均濃度高，且DBDPE濃度呈一定季節(jié)變化。結(jié)合主成分分析、風(fēng)向頻率和后向軌跡模型分析發(fā)現(xiàn)，2個(gè)地區(qū)的阻燃劑來(lái)源有較大的差異，廣州天河區(qū)大氣中的DBDPE主要來(lái)源于電子垃圾拆解，而海南五指山自然保護(hù)區(qū)大氣中的DBDPE以外源輸入為主。另外，Lin等[17]對(duì)我國(guó)廣東貴嶼電子垃圾拆解場(chǎng)地和農(nóng)田區(qū)域附近土樣進(jìn)行比較研究發(fā)現(xiàn)，電子垃圾拆解場(chǎng)土樣中的DBDPE含量更高，其主要污染來(lái)源為電子垃圾的拆解。

Zhen等[18]針對(duì)我國(guó)萊州灣地區(qū)污水處理廠上、中、下游采集的水樣展開研究發(fā)現(xiàn)，BDE209和DBDPE濃度之間呈正相關(guān)性，河流中這2種污染物來(lái)自于同一污染源，排放的生活污水可能是最大的污染源。印尼蘇臘巴亞地區(qū)城市垃圾場(chǎng)附近土壤的DBDPE濃度遠(yuǎn)大于農(nóng)田附近的土壤，也說(shuō)明城市垃圾場(chǎng)地區(qū)的DBDPE污染主要來(lái)源于生活垃圾[19]。

Zhen等[20]針對(duì)我國(guó)黃海海灣表層沉積物中BDE209和DBDPE展開研究發(fā)現(xiàn)，膠州灣地區(qū)的BDE209和DBDPE污染水平隨著遠(yuǎn)離市區(qū)工廠排污口距離的增加而降低，大連灣排污口附近的BDE209和DBDPE含量最高。在我國(guó)山東省小清河沉積物中發(fā)現(xiàn)小清河源頭到河口之間BDE209和DBDPE含量差異較大，源頭附近BDE209和DBDPE含量明顯高于河口附近，進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，源頭附近的溴系阻燃劑生產(chǎn)基地是主要污染源。黃海和東海近岸區(qū)水體中BDE209和DBDPE濃度高于遠(yuǎn)岸區(qū)，近岸區(qū)靠近海岸周邊工廠，說(shuō)明當(dāng)?shù)氐墓I(yè)污染中存在大量的BDE209和DBDPE[21]。所以，工廠排放也是BDE209和DBDPE主要來(lái)源之一。

3 十溴聯(lián)苯醚及其替代物十溴二苯乙烷的環(huán)境污染水平

BDE209和DBDPE具有環(huán)境持久性，目前在大氣、水體、土壤以及各種生物體內(nèi)都能檢測(cè)到BDE209和DDPE。對(duì)文獻(xiàn)[18-49]中針對(duì)環(huán)境介質(zhì)中BDE209和DBDPE濃度分析進(jìn)行匯總，結(jié)果如表2和表3所示。

3.1 大 氣

亞洲地區(qū)大氣中的BDE209濃度較歐洲國(guó)家高。尼泊爾大氣中測(cè)得的BDE209濃度為1.76～238 pg/m3[22]，法國(guó)和西班牙大氣中的BDE209濃度分別為2.58～10.87 pg/m3和4.65 pg/m3[23-24]。美國(guó)、比利時(shí)、英國(guó)等地的室內(nèi)粉塵中，DBDPE濃度均要高于瑞典[25-28]，其中比利時(shí)和英國(guó)較高，分別為153 ng/g和270 ng/g。美國(guó)加利福尼亞州室內(nèi)粉塵中，DBDPE濃度從2006年到2011年增長(zhǎng)了3倍左右[28]。

表2 環(huán)境中溴代阻燃劑BDE209的殘留

表3 環(huán)境中溴代阻燃劑DBDPE的殘留

3.2 水 體

BDE209和DBDPE具有強(qiáng)疏水性，進(jìn)入水體后主要分布于沉積物中。韓國(guó)東岸地區(qū)和瑞士11個(gè)湖泊沉積物中的BDE209濃度分別為0.22～493.00 ng/g和0.48～11.00 ng/g[34]。智利比奧比奧區(qū)和美國(guó)五大湖區(qū)的沉積物中的DBDPE濃度僅為≤2.26 ng/g和0.11～2.80 ng/g[35-36]。

我國(guó)沉積物中的BDE209污染最嚴(yán)重的是珠江口地區(qū)，濃度為0.4～7 340.0 ng/g[37]，其次是長(zhǎng)三角和萊州灣地區(qū)[18,38]，北方地區(qū)大遼河的沉積物濃度較低，僅為0.11～1.85 ng/g[39]。萊州灣地區(qū)沉積物中的DBDPE濃度高達(dá)3.52～218.00 ng/g[18]。黃河海灣、白洋淀和珠江口的沉積物受到中等程度的DBDPE污染[20,40,41]，可能是水域附近存在潛在的污染源。

污泥是環(huán)境中疏水性污染物釋放的評(píng)價(jià)指標(biāo)之一。大量文獻(xiàn)研究表明，全球范圍內(nèi)工廠污泥中都檢測(cè)到BDE209和DBDPE[42-46]。歐洲國(guó)家中，德國(guó)污染最為嚴(yán)重，污泥中BDE209濃度為97～2 217 ng/g，其次是瑞典和西班牙。

我國(guó)廣東地區(qū)污泥中DBDPE從2007年的270～2 000 ng/g到2014年激增至680～27 400 ng/g，而BDE209濃度則從2007年的150～23 000 ng/g到2014年的200～2 200 ng/g，該變化的產(chǎn)生與BDE209被禁以及DBDPE作為其替代品廣泛投入應(yīng)用相關(guān)[32]。

3.3 土 壤

在土壤中均能檢出BDE209和DBDPE，不同地區(qū)的含量差異較大。西班牙地區(qū)土壤中BDE209污染最為嚴(yán)重，濃度高達(dá)14.6～1 082.0 ng/g[45]，科威特和印度尼西亞泗水地區(qū)土壤中BDE209呈中度污染，分別為0.263～73.940 ng/g[47]和0.29～21.00 ng/g[19]。在印尼蘇臘巴亞不同地區(qū)土壤中發(fā)現(xiàn)，公路土壤中DBDPE濃度最大，為0.65～7.60 ng/g，這和公路附近的電子垃圾回收廠相關(guān)[19]。其次是工業(yè)地區(qū)土壤、農(nóng)村公路和城市垃圾場(chǎng)。DBDPE的濃度最小的是農(nóng)田土壤，僅為0.058～0.160 ng/g。

我國(guó)土壤中，BDE209污染較為嚴(yán)重的地區(qū)是浙江臺(tái)州和廣東清遠(yuǎn)，研究人員在浙江臺(tái)州和廣東清遠(yuǎn)土壤中分別檢測(cè)到BDE209濃度高達(dá)212～7 881 ng/g和190.8～9 156.0 ng/g，主要由于兩地的電子垃圾拆解污染嚴(yán)重[48-49]。山東省土壤中的DBDPE平均濃度是河北省和山西省的一倍多[50]，另外我國(guó)珠江三角洲地區(qū)農(nóng)田土壤中也檢測(cè)出較高的DBDPE[29]。

3.4 生物介質(zhì)

3.4.1 動(dòng)植物

目前，在魚類、鳥類、海豚等動(dòng)物以及部分植物體內(nèi)均有檢測(cè)出BDE209和DBDPE。對(duì)文獻(xiàn)[51-56]中針對(duì)生物介質(zhì)中BDE209和DBDPE濃度分析進(jìn)行匯總，結(jié)果如表4所示。意大利Maggiore湖中浮游動(dòng)物體內(nèi)測(cè)得BDE209濃度高達(dá)377.1～766.9 ng/g脂重[51]。印度洋西部夸祖魯-納塔爾省寬吻海豚體內(nèi)BDE209濃度高達(dá)104.37 ng/g脂重，灰白海豚體內(nèi)BDE209濃度為80.45 ng/g脂重，BDE209濃度最低的為短吻真海豚，造成這種濃度差異的原因主要與這3種生物的食物來(lái)源有關(guān)[52]。韓國(guó)大田鳥類肝臟樣本中檢測(cè)到DBDPE濃度為23.4±60 ng/g脂重，格林蘭島北極熊脂肪樣本中測(cè)得DBDPE濃度為<0.13 ng/g脂重，海鷗肝臟樣本中DBDPE濃度為<0.025 ng/g脂重[53-54]。中國(guó)惠州東江羅非魚、鯪魚、清道夫魚體內(nèi)肝臟樣本中檢測(cè)到的BDE209濃度則略小于DBDPE濃度，可能和東江附近的BDE209及DBDPE的污染程度相關(guān)[55]。

不同地區(qū)植物體內(nèi)的BDE209含量差異較大，以紅樹林為例，深圳地區(qū)紅樹林的BDE209濃度均最高，與當(dāng)?shù)匕l(fā)達(dá)的電子產(chǎn)品行業(yè)相關(guān)[51]，其次是珠海，廣州最低，而此三地的DBDPE濃度均小于BDE209濃度。另外在中國(guó)廣東清遠(yuǎn)同一地區(qū)發(fā)現(xiàn)鬼針草體內(nèi)BDE209濃度為141～163 ng/g，約為車前草濃度的2倍左右[56]，這2種植物中均未檢測(cè)出DBDPE。

對(duì)BDE209和DBDPE生物放大作用的研究結(jié)果具有一定的爭(zhēng)議性。中國(guó)南方某電子垃圾焚燒點(diǎn)昆蟲食物鏈上游的斑鳩體內(nèi)檢測(cè)到的BDE209濃度高于昆蟲體內(nèi)濃度，生物放大系數(shù)(BMFs)大于1，表明BDE209在昆蟲-斑鳩食物鏈上發(fā)生了生物放大作用[57]。研究亦發(fā)現(xiàn)在某些食物鏈中沒有生物放大效應(yīng)。在比利時(shí)陸地食物鏈赤狐/鼠食物鏈中計(jì)算BDE209的BMFs值，結(jié)果顯示BMFs小于1，不存在生物放大作用[58]。研究中國(guó)華南電子垃圾拆解區(qū)和自然保護(hù)區(qū)鳥類食物鏈上DBDPE的生物放大情況，發(fā)現(xiàn)DBDPE在食魚性翠鳥的5種捕食關(guān)系(斗魚、食蚊魚、馬口魚、棒花魚和擬細(xì)鯽)中的BMFs都小于1(0.10～0.99)，不具有生物放大效應(yīng)[59]。食物鏈中物種的生存環(huán)境和食物來(lái)源差異都會(huì)影響B(tài)DE209和DBDPE的生物放大效應(yīng)。

表4 生物體內(nèi)BDE209和DBDPE濃度

3.4.2 微生物

微生物在生態(tài)系統(tǒng)中發(fā)揮著重要的作用，目前關(guān)于BDE209及其替代物DBDPE在微生物中殘留情況的研究較少。在我國(guó)某塑料處理場(chǎng)地發(fā)現(xiàn)土壤微生物中BDE209含量占BFRs的92%以上[60]。臺(tái)灣地區(qū)某金屬回收地土壤微生物中測(cè)得多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)濃度為100～190 ng/g，其中PBDEs中BDE209殘留濃度最大，DBDPE未檢出[61]。何潔鑫等[62]在根際土壤微生物中均檢測(cè)發(fā)現(xiàn)PBDEs和新型溴代阻燃劑，BDE209在根際土壤微生物中濃度高于DBDPE。另外由于植物的富集作用，BDE209和DBDPE在根際土壤微生物中的濃度高于在非根際土壤微生物中的濃度。

3.4.3 人體

人體可通過(guò)呼吸、攝食和皮膚接觸等途徑暴露于BDE209和DBDPE中。美國(guó)人群中BDE209污染水平較高，歐洲地區(qū)污染水平普遍偏低。美國(guó)加州多名健康婦女的母乳樣品中檢測(cè)到BDE209濃度高達(dá)112～435 ng/g脂重[63]。丹麥哥本哈根和英國(guó)伯明翰兩地婦女母乳中檢測(cè)到的BDE209濃度僅為0.01～14.16 ng/g和0.22～0.67 ng/g脂重，與歐洲地區(qū)的BDE209禁令相關(guān)[64]。我國(guó)的相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)，河北和北京婦女母乳中檢測(cè)到BDE209濃度分別為ND～1.92 ng/g和1.28～130.00 ng/g脂重[65-66]，浙江溫嶺電子垃圾回收地區(qū)發(fā)現(xiàn)電子垃圾拆卸工人、回收地居民以及非電子垃圾回收地居民頭發(fā)樣品中BDE209含量分別為215.2 ng/g，37.5 ng/g和7.9 ng/g，血清中BDE209含量分別為520.7 ng/g，72.8 ng/g和7.5 ng/g脂重。BDE209在拆卸工人頭發(fā)和血清中含量最高，可能和BDE209在電子垃圾處理過(guò)程中易釋放到環(huán)境中有關(guān)[67]。

在瑞典的5名非溴代阻燃劑職業(yè)暴露對(duì)象、27名飛機(jī)維修工以及加拿大魁北克的102名孕婦的血清樣本中均未檢出DBDPE[25,68-69]。我國(guó)某電子垃圾拆解場(chǎng)地工人頭發(fā)樣品中測(cè)得DBDPE濃度為24.2 ng/g，高于當(dāng)?shù)匚磸氖码娮永厥盏木用?17.7 ng/g)和非電子垃圾回收區(qū)居民(9.6 ng/g)[67]。浙江、廣東等地29名婦女母乳檢測(cè)結(jié)果顯示DBDPE濃度為9.04±5.46 ng/g脂重[70]。廣東中山大學(xué)學(xué)生頭發(fā)和血清中均檢出DBDPE[71]。杭州12名志愿者血清樣本中僅有3個(gè)樣本中DBDPE濃度范圍為9.1～43.9 ng/g[42]，表明我國(guó)不同地區(qū)的DBDPE污染水平差異較大。

4 十溴聯(lián)苯醚及其替代物十溴二苯乙烷的生態(tài)毒性效應(yīng)

BDE209和DBDPE通過(guò)生物的攝食和呼吸等生命活動(dòng)進(jìn)入生物體后，破壞組織器官，影響代謝功能，對(duì)生物體產(chǎn)生毒性效應(yīng)。比如，小鼠受到BDE209作用后，體內(nèi)的游離三碘腺苷(FT3)降低，促甲狀腺激素(TSH)和促甲狀腺素釋放激素(TRH)升高，氧化應(yīng)激紊亂，甲狀腺功能遭到破壞[72]。隨著BDE209濃度的增加，玉米體內(nèi)可溶性蛋白和抗氧化酶受到抑制，葉片氣孔明顯減小，玉米的發(fā)芽受到明顯的抑制作用[73]；水稻抗氧化能力的變?nèi)酰瑥亩绊懫贩N的發(fā)育[74]。在虹鱒肝臟和血液中BDE209均可產(chǎn)生代謝作用，降低血漿中三碘甲腺原氨酸(T3)和四碘甲腺原氨酸(T4)濃度，進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，血漿中的甲狀腺激素水平下降是由羥基化產(chǎn)物所引起的[75]。DBDPE通過(guò)抑制甘油三酯合成來(lái)誘發(fā)肥胖和增加小鼠后代肥胖的風(fēng)險(xiǎn)[76]。小鼠細(xì)胞膜的流動(dòng)性在DBDPE作用下明顯減弱，且隨著濃度和時(shí)間的增加，DBDPE對(duì)細(xì)胞膜的毒性效應(yīng)增強(qiáng)[77]。在濃度小于1 563 mg/kg(干重)時(shí)，DBDPE對(duì)植物的生長(zhǎng)未產(chǎn)生不利影響，在濃度大于1 722 mg/kg(干重)時(shí)，番茄和洋蔥的高度和干重均有降低，其中洋蔥的高度和干重受到的抑制作用最大[78]。比較BDE209和DBDPE的毒性發(fā)現(xiàn)，BDE209在對(duì)大鼠的甲狀腺功能的破壞[73]以及對(duì)淡水鯽魚的氧化應(yīng)激的誘導(dǎo)方面[79]均具有比DBDPE更高的毒性。

環(huán)境中，多種污染物之間的交互作用影響其環(huán)境行為與效應(yīng)。BDE209和DBDPE的聯(lián)合暴露產(chǎn)生協(xié)同作用，增強(qiáng)對(duì)小鼠甲狀腺的毒性，影響血壓的穩(wěn)定[72]。研究鯽魚肝臟內(nèi)的抗氧化酶活性發(fā)現(xiàn)，BDE209和DBDPE聯(lián)合暴露有更明顯的抗氧化反應(yīng)，推測(cè)BDE209和DBDPE之間存在協(xié)同作用[79]。BDE209和DBDPE單一和聯(lián)合暴露引起小鼠血清中肌酸激酶(CK)、乳酸脫氫酶(LDH)升高，心臟和腹主動(dòng)脈受損，其中聯(lián)合暴露的損傷作用弱于單一暴露，推測(cè)出BDE209和DBDPE之間為拮抗作用[80]。

5 十溴聯(lián)苯醚及其替代物十溴二苯乙烷對(duì)人體的危害

BDE209和DBDPE可通過(guò)呼吸、經(jīng)口攝入和皮膚接觸等途徑進(jìn)入人體影響人體健康[81]。體外實(shí)驗(yàn)表明，BDE209誘導(dǎo)Beas-2B細(xì)胞損傷，導(dǎo)致氧化應(yīng)激和炎癥反應(yīng)，細(xì)胞生存能力降低，對(duì)呼吸道產(chǎn)生毒性損害，BDE209還會(huì)改變?nèi)梭w干細(xì)胞(hNSC)的表達(dá)，影響hNSC的自我更新，從而導(dǎo)致組織能力缺失，對(duì)神經(jīng)發(fā)育造成潛在毒性，但不損害細(xì)胞的生存力或增殖[82]。長(zhǎng)期暴露于BDE209的職業(yè)工人的血清和尿液中甲狀腺激素水平和BDE209相關(guān)，隨著BDE209濃度的升高，血清和尿液中三碘甲狀腺原氨酸總量(tT3)和四碘甲腺原氨酸總量(tT4)較高，易產(chǎn)生甲亢[83]。DBDPE在一定的時(shí)間和劑量范圍內(nèi)可以抑制Hep G2細(xì)胞的活性，并且可以通過(guò)調(diào)控細(xì)胞內(nèi)氧化應(yīng)激水平來(lái)誘導(dǎo)細(xì)胞的凋亡[84]。人體體外肝微粒體和胞質(zhì)生物結(jié)果表明，DBDPE通過(guò)抑制甲狀腺激素脫碘酶的形成，對(duì)甲狀腺激素產(chǎn)生毒性效應(yīng)[85]。

BDE209和DBDPE對(duì)人體健康的聯(lián)合暴露產(chǎn)生的風(fēng)險(xiǎn)不可小視。飛塵傳播是BDE209和DBDPE對(duì)人體產(chǎn)生聯(lián)合暴露風(fēng)險(xiǎn)的一種途徑。廣東多個(gè)地區(qū)家庭飛塵中的BDE209和DBDPE對(duì)人體產(chǎn)生了聯(lián)合暴露風(fēng)險(xiǎn)，且兒童的暴露風(fēng)險(xiǎn)大于成人[86]，汽車灰塵中也得到類似結(jié)果[87]。另外BDE209和DBDPE還能通過(guò)人體表皮，在頭發(fā)中發(fā)生脫溴反應(yīng)，抑制頭發(fā)生長(zhǎng)[88]。中國(guó)山東電子拆解場(chǎng)地的工人血清和尿液中檢測(cè)出了BDE209和DBDPE，肝臟微粒體的代謝作用減弱，血清中的抗蛋白酶也受到不同程度的抑制，可能與BDE209和DBDPE的聯(lián)合暴露相關(guān)[89]。

6 總結(jié)與展望

BDE209和DBDPE普遍存在于環(huán)境和生物介質(zhì)中，BDE209檢出濃度大于DBDPE，主要污染源為電子垃圾拆解、生活污染和工業(yè)污染。BDE209和DBDPE的生物放大作用具有一定爭(zhēng)議性，與食物鏈中物種的生存環(huán)境及食物來(lái)源相關(guān)。我國(guó)大氣、水體和土壤中的BDE209和DBDPE污染水平均要高于國(guó)外，DBDPE的環(huán)境濃度也有逐漸增大趨勢(shì)。在BDE209和DBDPE暴露下，人體和動(dòng)物的組織器官受到破壞，代謝功能受到影響，同時(shí)BDE209和DBDPE之間可能存在聯(lián)合作用。目前，關(guān)于BDE209和DBDPE的毒性效應(yīng)的研究主要集中在人體和動(dòng)物上，對(duì)植物毒性的相關(guān)研究較少。此外，現(xiàn)有的相關(guān)研究大多集中在BFRs單一及母體化合物的效應(yīng)上，今后應(yīng)更多關(guān)注BDE209和DBDPE復(fù)合污染及其代謝產(chǎn)物對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康的影響，并探究?jī)烧咧g潛在的影響機(jī)制。