新型污染物得克隆在环境介质中的分布、危害及评价

王 辉, 常海茹, 吴 昊, 王晓旭, 罗 庆

(沈阳大学 区域污染环境生态修复教育部重点实验室, 辽宁 沈阳 110044)

新型有机污染物(emerging organic contaminants, EOCs)是指环境中可能会对环境产生负面或者未知影响但还没有被监管的有机化合物。不仅包括新开发的化合物,还包括由于分析技术的发展在环境中新检出的化合物。虽然这些污染物大多数都以痕量形式存在,但是一些研究表明它们广泛存在于各种环境介质中,并且表现出了一定的毒性效应[1]。EOCs主要包括药品及个人护理品、多环芳烃、内分泌干扰物、新型阻燃剂、全氟化合物和甜味剂等[2]。得克隆是其中典型的代表。得克隆(Dechlorane Plus, DP)是一种有机氯系脂肪族化合物,最初在20世纪60年代作为灭蚁灵的替代品引入市场[3]。2007年,《斯德哥尔摩公约》对灭蚁灵和多溴联苯醚(PBDEs)进行管制后,由于DP成本低、密度低、热稳定性和光化学稳定性高,欧盟委员会将DP作为电子应用中使用的27种化合物的可能替代品,此后DP使用量剧增[4]。DP是由六氯环戊二烯和1,5-环辛二烯通过Diels-Alder反应生成,其工业化产品由顺式得克隆(syn-DP)和反式得克隆(anti-DP)2种同分异构体混合物组成,2者质量比约为1∶3[5]。DP在化学结构上与氯丹、灭蚁灵、艾氏剂等持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs)相似,并且具有环境稳定性(水中光降解半衰期大于24 a)、食物链生物富集放大效应、高亲脂疏水性(lgKOW≈9.3)以及远距离迁移等与POPs物质相类似的特性[6]。目前,由于DP的特性符合POPs,持久性有机污染物审查委员会认为DP及其异构体syn-DP和anti-DP符合《斯德哥尔摩公约》附件D规定的筛选标准,DP被列入POPs筛查物质[7]。此外,加拿大也将DP列入国内物质清单中[8]。目前,DP虽被欧盟归类为低产量化学品,但它却被美国环境保护署确定为高产量化学品,这表明在美国DP的产量可达450 t·a-1[9]。2022年,欧洲化学品管理局(ECHA)发布了限制DP投入欧盟市场的草案。DP广泛应用于塑料、纤维、尼龙、树脂、电线电缆涂层以及电脑连接器等工业聚合物中,并且DP属于添加型阻燃剂,不与塑料或者其他产品形成化学键,极易从产品的表面脱离释放到环境中[10]。

目前,对于DP的研究主要集中于各环境介质中DP的污染特征、来源、生态毒性、风险评价等方面。本文以现有的研究为基础阐述了环境介质中DP的来源、环境分布、生态毒性及风险评价的研究进展,以期为后续研究提供借鉴。

1 得克隆污染现状

1.1 环境中得克隆来源

目前,DP对环境的排放途径可分为DP的生产、含DP的塑料和电子产品的的生产(包括配方和加工)、室内和室外消费品的使用以及塑料和电子产品的废物回收4种类型。因此,DP的来源主要为城市生产活动及工业发展、电子垃圾回收处理厂和DP的生产工厂。

城市生产活动及工业发展是环境中DP的一个重要来源。在工业生产以及城市生活中,添加DP的产品(家具,装修材料,塑料屋顶等)在使用过程中会使DP释放到环境中,而经济发达的地区,人类生产活动较多,城市工业也较为发达,因此一般环境介质中城市地区DP含量明显高于农村以及郊区地区。Ren等[11]使用PUF被动空气采样器采集样品后,对中国97个城市和农村地区大气中DP质量浓度进行检测,发现城市地区DP质量浓度是农村地区的5倍左右,并且部分农村地区尚未检测到DP。张爱芹等[12]对内蒙古自治区的工业区、农业区以及牧区的土壤中DP的分布特征进行研究,指出内蒙古自治区工业区DP质量分数(101.23 pg·g-1)高于农业区(59.55 pg·g-1)和牧区(10.61 pg·g-1),而且2个工业区土壤中DP质量分数最高,检出率为100%,可以判定工业区中存在DP的污染源。Mahmood等[13]对位于巴基斯坦的Chenab河流域周边农作物、土壤以及大气进行检测,指出DP的质量浓度从高到低依次为工业和城市地区、工业和城市周边地区、农业和农村地区。这些研究均表明工业生产及城市生产活动是周边环境中DP的来源之一。

电子垃圾拆解回收处理厂是DP的又一重要来源,在电子垃圾回收处理过程会向空气及周围环境排放大量颗粒物,这些颗粒物中包裹着部分阻燃剂。我国虽然禁止手工回收电子垃圾,但是由于缺乏对不同类型电子垃圾回收的标准方法,导致我国南方仍然存在大量个人经营的手工电子垃圾回收车间,由于个人非法手工回收电子垃圾很常见,因此在当地电子拆解回收处理厂附近多种介质中发现DP[14]。研究表明,居住在电子垃圾回收处理厂附近的居民体内DP含量明显高于其他远离电子垃圾回收处理厂地区的居民[15]。刘合欢等[16]对贵屿镇及其周边地区大气中DP质量浓度的研究表明,贵屿镇大气中DP质量浓度(1 119 pg·m-3)远高于其周边地区(52.5 pg·m-3)及对照区(5.04 pg·m-3)。孙闰霞[17]在对珠江三角洲水生生物的研究中发现DP最高质量浓度为电子垃圾拆解区池塘的鲮鱼体中,而次高质量浓度在电子垃圾拆解区下游北江的一个站点。这些研究均表明,电子垃圾回收处理厂是DP的一个重要来源。

DP的生产工厂是DP最主要的污染源。据了解,目前著名DP生产工厂美国OxyChem公司和江苏安邦电化有限公司年产量较高,2者DP年产量总和约为750～6 000 t[9]。在生产过程中会释放部分DP进入大气,然后通过大气沉降进入其他环境介质,对环境产生影响。研究表明,位于DP生产工厂附近的大气、土壤、沉积物以及生物体中的DP质量浓度均高于其他地区。美国OxyChem公司位于尼亚加拉大瀑布旁边,因此位于尼亚加拉河下游的安大略湖底泥中DP质量浓度明显高于5大湖中的其他4湖[18]。Qiu等[19]在北美地区根据距离DP制造工厂远近采集和分析树皮中DP的质量分数,研究结果表明,在距离DP生产工厂大约2 km的海德公园DP质量分数最高(115 ng·g-1),而随着采样点距离DP生产工厂的增加在费吉尼亚州、马里兰州以及印第安纳州的DP质量分数(0.03～0.04 ng·g-1)在逐渐降低。禹甸等[20]对中国DP生产工厂附近土壤、沉积物的研究表明,采样点与DP生产工厂的距离与样品中DP质量分数呈负相关。这些研究均表明,DP生产工厂对环境中DP含量的影响较大,因此,DP生产工厂是周边环境中DP的重要来源。

通过文献调研发现,用于分析DP来源的方法主要有2种:一是根据DP释放途径将环境中DP来源大体划分为3大类;二是DP同分异构体比例的变化。DP的2种异构体比例(fsyn和fanti)的变化可以表明不同程度的异构体降解、生物积累或生物转化,因此可以用于解析DP来源以及环境行为。国内外学者根据DP同分异构体比例变化来确定DP的来源。但是这2种方法与其他POPs源解析方法相比,DP源解析方法考虑的因素还不是很全面,因为DP异构体可能会发生光降解、生物降解等,2者的比例就会发生变化,不能准确的表征DP来源。因此目前亟需开发建立一种或多种用于DP源解析的方法,使用一种更加科学的方法来分析DP来源。

1.2 环境中得克隆分布

DP早在20世纪60年代就被当做阻燃剂使用, 但直到2006年, DP才首次在5大湖流域的空气、 沉积物以及鱼体中检出, 之后引起广大学者的关注[18]。 此后, DP在沉积物、 水体、 土壤、 大气、 生物体以及人体中均有检出。 DP在世界范围内广泛使用, 因此也广泛存在于世界各地。 目前,DP的污染状况已经受到越来越多学者的关注, 因此关于DP的空间分布以及环境介质中DP含量的研究也越来越多。

1.2.1 水体及沉积物

DP的正辛醇-水分配系数(lgKOW)较高,不易溶于水,理论上来说DP在水体中质量浓度较低或不易在水体中分布,但是在实际检测中我国渤海[21]、松花江[22]及珠江三角洲地区[23]等地的水体中均有DP的残留,这说明DP在水体中还是具有一定溶解度的。但同时也因为DP的lgKOW较高,DP易于被细颗粒物吸收,然后沉积到沉积物中,因此DP在沉积物中检出较多。半封闭海域以及开放型海域是DP的重要存储层,Zhong等[24]在东北辽河河口的研究中发现,辽河河口沉积物中DP平均质量分数为28.0 pg·g-1,其在整个辽河河口区域2 cm厚度下库存量为0.6 kg。Chen等[25]对在我国九龙江采集的样品进行检测,九龙江中沉积物中DP的质量分数范围为9.3～36.2 ng·g-1,远高于钱塘江[26]以及靠近大连的黄海和渤海中的沉积物[27]。沉积物中的有机质(OM)是控制有机化合物吸附的主要因素[28]。目前对沉积物中DP的研究均表明DP的含量及分布与OM有关,并且2者呈现正相关,这表明DP容易吸附在有机质含量较高的物质上,因此对于有机质含量高的地区的沉积物应给予更多的关注。

1.2.2 土壤

土壤由于其普遍存在性以及容纳能力强被认为是POPs的主要源和汇。目前关于DP在土壤中的研究主要集中在中国,国外对土壤中DP研究较少。在中国,清远市电子垃圾拆解回收处理厂附近土壤中DP质量分数最高,可达3 327 ng·g-1[29]。此外,在国外的一项研究中表明卡拉奇某电子垃圾回收处理厂附近土壤中DP质量分数高达26 239 ng·g-1[30],该地土壤中DP质量分数明显过高,应该引起重视。青藏高原是世界上海拔最高的高原,人为干扰少,但Liu等[31]指出青藏高原东部贡嘎山东坡土壤样品中存在DP,其质量分数为48.3 pg·g-1,远低于我国电子垃圾拆解厂和DP生产工厂附近土壤中DP的质量分数。姚瑶[32]依托中国第29次南极科学考察采集亚南极菲尔德斯半岛上的土壤进行分析,研究结果表明,菲尔德斯半岛的土壤样品中DP检出率达100%,平均质量分数为216.15 pg·g-1,与北极新奥尔松地区土壤中DP质量分数相似。极地环境受人类活动影响较低,其污染物具有外源性。POPs可以通过大气的远距离传输、洋流作用以及海洋气溶胶作用传递到极地环境中,而且在极端恶劣的天气状况下使得有机污染物降解速率更慢,极有可能对原本就比较脆弱的生态环境产生不利影响。DP具有POPs类似的特性,因此对于极地环境中DP的研究很有必要。

1.2.3 大气

空气是环境中最普遍的一种介质。有研究报道,在中国[33]、韩国[34]、日本[35]等地存在不同程度的DP污染。Wang等[36]报道了在中国江苏省淮安市迄今为止大气中DP的最高质量浓度(7 737～26 734 pg·m-3),该地区DP质量浓度显著高于其他地区。张丛丛等[37]对淮安市DP生产工厂厂界内外采集96个空气样品进行研究,研究表明厂界内DP质量浓度(3 053 pg·m-3)显著高于厂界外(42 pg·m-3),但2者DP质量浓度都高于我国其他地区,这也表明厂界内DP主要来源为DP的生产而厂界外的DP来源于DP的迁移扩散和含DP产品的使用,这与Wang等[36]的研究相比,DP质量浓度减少,推测DP可能被光降解、生物降解或生物富集等,但具体减少原因还有待考量。大连市大气中DP的质量浓度为(3±6) pg·m-3,该研究指出该地fsyn为(0.31±0.41) pg·m-3,与我国生产的DP技术混合物的fsyn值接近(0.40 pg·m-3),但大连并无DP生产工厂,推测主要原因为季节变化导致syn-DP比anti-DP先降解[33]。韩国济州同样没有DP生产工厂,但仍然有DP检出,其质量浓度范围在9.87～44.80 pg·m-3,主要原因为DP在韩国销售了近40 a[34]。此外,在大洋的上空也检测到DP[38]。由于DP的远距离运输,DP污染已经涉及到人类活动较少的极地地区,这充分证明了DP能够随大气进行远距离传输。

1.2.4 生物及人体

污染物的生物富集因子(BCF)大于5 000(lgBCF>3.7)时,认为该污染物具有生物富集效应。Wu等[39]在南方某电子废弃物回收厂周边水库采集的鲮鱼、卿鱼、水蛇和大型溞等水生生物中测得DP的lgBCF值分别为4.10、3.80、4.40和3.86,这表明DP具有明显的生物富集能力。该研究指出syn-DP和anti-DP均有明显生物放大作用,其营养级放大因子(TMF)为11.2和6.6,与多氯联苯(PCBs)相当,是多溴联苯醚(PBDEs)的2～3倍。因此,关于DP在生物体的富集及危害应该引起重视。

目前,在水生生物、陆生生物、植物及人体中均检测到DP。Hoh等[18]首次报道了DP在鱼体中富集。辽河是中国河流污染最严重的河流之一,从该区域旧工业区收集的鱼类肌肉中DP质量分数范围为未检出～470 pg·g-1[40]。此外,从中国珠江三角洲最大的电子垃圾回收厂清远县捕获的5种鸟类中均检测到DP,鸟类体内DP的质量分数从高到低依次为肾脏、肝脏、肌肉[41]。其他研究报告了类似的结果,其中DP与肝脏组织的亲和力高于肌肉、血清、性腺和脂肪组织[42]。在巴基斯坦,Mahmood等[13]报告了小麦和水稻中存在DP,质量分数分别为0.49～0.90 ng·g-1和0～12.5 ng·g-1。在中国淮安市农业用地收集的蔬菜和谷物中DP质量分数分别为1 038 ng·g-1和877 ng·g-1[43]。前一项研究中DP质量分数较低主要原因在于采集样品区域位于农业区,而后一项研究DP质量分数明显过高,主要是由于靠近DP生产工厂。DP具有食物链生物富集放大效应,可以通过食物链进入人体并在人体中富集放大,极可能会对人体产生潜在的危害。因此,关于DP是否会对人体造成影响是当前亟需考虑的问题。

环境中的DP可以通过呼吸、饮食、皮肤接触等多种暴露途径进入人体,而DP在人体中也有检出。文献[44]发现,我国贵屿镇电子垃圾拆解工人血清的DP质量分数为39.8 ng·g-1,是濠江对比人群(11.8 ng·g-1)的3倍[44]。Chen等[15]对从广东省清远市龙塘电子垃圾回收工人身上采集的34份(19位男性和15位女性)头发和血清样品进行检测,头发和血清中DP的质量分数范围分别为6.3～1 100.0 ng·g-1和22～1 400 ng·g-1,其中女性头发中DP质量分数是男性的10倍以上,其主要原因为女性头发通常较长,DP暴露时间较长。此外,在浙江省温岭市孕妇的母乳、脂肪和血清中均检测到DP[45]。董梦洁等对台州市电子垃圾拆解区域的普通居民及职业人群血清中DP的研究表明,当地人群血清中DP质量分数约是韩国首尔普通居民血清中DP质量分数的9倍,约是法国普通人群的6倍[46]。通过以上研究可以看出,电子垃圾回收处理厂工人以及居住在附近的人群中DP暴露水平明显高于其他地区以及普通人群,因此对于这些DP暴露量高的区域应该给予更多的关注。

通过对不同环境介质中DP含量的总结,发现除DP生产工厂和电子垃圾回收附近环境中DP质量浓度较高,其他地区DP的整体分布呈现出质量浓度低、范围广的特点,在空间上大致呈现出南方高于北方,推测主要原因是南方电子垃圾回收处理工厂较多,而且中国DP生产工厂也主要分布在南方。

2 得克隆的毒性

由于关于DP的研究开展时间较晚,对DP生物毒性研究的数据较少。DP毒性研究最早是由OxyChem公司向美国环保署提交的DP毒理学测试数据[47]。毒理学测试数据表明, DP对大鼠进行急性毒性实验时口服LD50(半致死剂量)为25 g·kg-1,吸入测试LC50为2.25 mg·L-1,兔真皮注射的LD50为8 g·kg-1,说明DP的急性毒性较低。而亚急性毒理学测试结果显示,长期吸入或接触高质量浓度DP会引起肝脏、肺部和生殖系统组织病变等。目前,对DP的毒性也开展了一些研究。

2.1 对植物的影响

由于DP在环境介质中被广泛检出,其毒性研究也引起越来越多的关注,但关于DP的植物毒性研究还比较少。研究表明,DP进入植物体内通过对超氧化物歧化酶(SOD)和丙二醛(MDA)的影响对植物体的氧化应激反应以及膜结构产生影响,进而对光合作用产生影响,对植物的生长、繁殖以及体内正常的新陈代谢过程产生影响。姜涛[48]以孔石莼为试验生物,采用丙酮为助溶剂研究DP对孔石莼生长情况的影响,发现在100 mg·L-1的DP悬浊液下孔石莼生长量与对照组相比明显受到抑制,生长抑制率达20.6%,这说明,孔石莼长期处于高剂量DP暴露下会影响其生长量,该研究还得到DP对孔石莼28 d的最低影响质量浓度值为100 mg·L-1。此外,在DP对小球藻的毒性研究中发现,DP对其光合系统有抑制作用,而且短期内DP暴露对小球藻细胞的细胞膜的完整性也有轻微的损害[49]。目前,DP在蔬菜和谷物中检出,DP是否会影响这些农作物的产量也是值得思考的关键性问题。

2.2 对动物的影响

相对于DP的植物毒性,DP对动物的毒性研究较多,常用的研究生物有斑马鱼、鲤鱼、蚯蚓、大鼠等。动物毒性研究表明,当动物体内DP达到一定质量浓度时会影响其新陈代谢、抗氧化系统、繁殖能力、细胞的增殖以及凋亡,损伤其肝脏、大脑以及基因,甚至使其产生畸变。

鲤鱼对周围环境中的多种污染物具有很高的抗性,是一种广泛应用的生物指示物种。Li等[50]将鲤鱼暴露于DP测试液中对关键抗氧化剂、解毒和凋亡因子的组织学和肝脑表达水平进行测试研究,组织病理学检查表明DP暴露质量浓度为60 μg·L-1和120 μg·L-1的鲤鱼,肝脏和大脑严重受损,而且相对于对照组,暴露组鲤鱼的肝脏和大脑中的超氧化物歧化酶和谷胱甘肽活性水平以及丙二醛质量浓度也发生了变化;此外,在DP暴露组的鲤鱼肝脏中观察到炎性细胞因子IL-1β、IL-6和IL-10的表达水平明显发生变化;将所有暴露组鲤鱼与未处理组相比,肝脏cyp2b4、cyp1b1和cyp3a138的转录水平均有所增加。这些现象表明DP暴露通过扰乱新陈代谢、抑制抗氧化酶活性、增加脂质过氧化、促进炎症以及诱导细胞凋亡来损伤鲤鱼的肝脏和大脑。

以斑马鱼为研究对象,刘阳[51]研究了DP对斑马鱼胚胎的急性毒性效应以及成年斑马鱼亚急性毒性效应。研究表明,DP暴露可导致斑马鱼胚胎脊柱弯曲、心包囊肿。DP引起斑马鱼胚胎致畸的有效质量浓度为0.037～0.430 μg·mL-1,体内出现细胞凋零的有效质量分数(mDP:体质量)为7.5 mg·g-1,引起成年斑马鱼体内酶活力和基因表达水平发生改变的有效质量分数为0.25 mg·g-1。通过文献调研,关于DP对动物的毒性研究主要集中在水生生物中,对陆生生物以及鸟类的毒性研究几乎属于空白,后续应该开展相关的毒性研究。

2.3 对微生物的影响

微生物包括环境中的微生物和生物体中的微生物, 目前关于DP对微生物影响的研究较少, 尤其是对环境中微生物的影响还未见报道, 而DP又广泛存在于各种环境介质中, 因此亟需开展DP对环境中微生物的影响。 研究表明,DP对生物体中的微生物有一定的影响。 当DP质量分数达到一定程度时, DP会抑制微生物的新陈代谢, 破坏微生物群落结构的稳定性以及降低微生物的多样性和丰度。 Wu等[52]使用Sprague-Dawley大鼠和人类肠道微生物生态系统模拟器(SHIME)进行实验, 以检查DP暴露对肠道微生物群的影响。 通过16SrRNA基因高通量测序显示, 体内、体外DP暴露降低了一些微生物的相对丰度。 而且, DP的暴露会影响体内、体外肠道微生物短链脂肪酸(SCFAs)的质量分数, 随着DP质量分数的增加,SCFAs代谢也受到抑制。 此外,DP可导致鲤鱼肠上皮受损, 破坏肠道屏障,增加致病细菌的相对丰度, 即改变了鲤鱼肠道菌群的平衡, 这也增加了肠上皮与致病细菌接触的可能性, 进而导致各种疾病的发生[53]。 任悄悄[54]在对大鼠孕期和哺乳期暴露DP的研究中得出, 其幼年子代和成年子代物种多样性和丰度降低, 因此孕期暴露DP对子代的肠道菌群的结构组成有影响。 以上生物体中的研究均表明DP对肠道微生物会产生一定的影响, 因此关于DP对人体肠道的影响应引起重视。

目前,DP在生物体产生毒性效应的质量分数远高于当前环境中DP的质量分数,因此环境中DP不会对生物体产生不利的影响。但随着DP使用量的增加,环境中DP含量也会增加,届时DP对生物体的危害也会随着使用量以及时间变化显露出来。DP对生物体表现出毒性效应,尤其是对新陈代谢和抗氧化系统有较大影响,但关于DP的毒性机制还不明确,今后应该对其毒性机制及一些空白领域(环境中微生物、陆生生物、鸟类等)的毒性效应进行研究。

3 得克隆的风险评价

3.1 生态风险评价

目前,环境介质中DP含量较低,不足以对生态环境造成不利影响,因此对DP生态风险评价的研究较少。Zhong等[24]利用危害商法和安全浓度外推法对辽河河口沉积物中DP生态风险进行评价,最终得到表层沉积物中DP的生态毒理学风险可以忽略不计。Mahmood等[55]将现有的毒理学数据与当地DP污染质量分数相比较进行潜在生态风险评估,表明巴基斯坦旁遮普省Chenab河上游支流受污染的水体和沉积物对生态完整性的潜在风险是微不足道的。Wu等[6]对DP高度污染的稻田中捕获的青蛙进行研究,发现DP在雌性青蛙体内存在母体转移,DP在母体中发生转移在鱼类和鸟类中也被证实,而且青蛙体中DP的生物放大作用与九溴二苯醚和十溴二苯醚同系物相当,甚至更高。DP在环境介质中的生态风险较低,但是在生物体的母体中发生了转移,这说明DP具有一定的环境风险。

3.2 健康风险评价

目前,DP对某些生物体产生不利影响,但对人体的危害尚未有文献报道。郝梦月[56]以人乳腺癌细胞MCF-7为研究对象对DP进行研究,该研究表明DP具有雌激素效应,而且当DP浓度在10-6～10-9mol·L之间会导致人乳腺癌细胞MCF-7增殖,增强该细胞的迁移能力,雌激素的长期暴露会诱导乳腺正常细胞的恶化,诱导乳腺恶性肿瘤细胞的增殖和侵袭。DP在血液、头发、母乳和脂肪组织中均有检出,因此关于DP的健康风险评价应该引起关注。目前用于DP健康风险评价的主要方法包括暴露量、危害商(hazardquotient, HQ)和危害指数(hazardindex, HI)3种。HQ和HI通常以暴露量和参考剂量的比值来计算。当HQ和HI的值大于1通常表示存在不可接受的风险;0.1

Chen等[25]对九龙江附近成人通过饮用水接触DP进行健康风险评估研究,研究表明,当地成年人通过饮用水接触DP的日暴露剂量为8.6×10-8mg·kg-1·d-1,HQ为1.7×10-8,HQ值远小于1,表明九龙江附近居民通过水接触DP是安全的。朱宁正等[57]采用日暴露量公式计算了黑龙江室内灰尘中DP的人体暴露量,其中1～5岁的小孩日暴露量最高,为36.1 pg·kg-1·d-1,此外研究指出随着年龄的增长,DP的日暴露量逐渐减少,这可能与小孩容易将手和其他物品放进嘴里有关。另外,巴基斯坦各地区室内和室外灰尘[58]以及尼泊尔地区室内灰尘对人类健康的风险均不显著[59]。高珊[60]计算大凌河梭鱼和虾虎鱼肌肉的HI,计算结果得到的HI也小于1,表明大凌河梭鱼和虾虎鱼体内积累的DP不会对人体健康产生危害。Malak等[61]在黎巴嫩贝鲁特的一个超市中收集的食物样品中均检测到DP,得到当地人通过膳食每日摄入DP在3.71～5.62 ng之间,摄入量较少不足以对人体产生危害。通过以上研究可以得知DP目前还没有对人体构成危害,但我们应该提前预防。

尽管DP的生态风险评价以及健康风险评价都没有指出DP对生态环境和人体产生不利影响,但DP却广泛存在于各环境介质以及人体的血液、血清、母乳、脂肪组织等中。因此,必须开展DP的风险评价,以评估其长时间残留在环境介质及人体中产生的影响。

4 结论与展望

综上所述,目前关于DP的研究尚属于起步阶段,相关研究主要集中在环境中DP的分布,而关于DP的源解析、毒性、风险评价等的研究较少,目前还有很多问题尚未解决:

1) 对DP的毒性还需深入研究,目前毒性研究主要集中于一些生物体,对环境介质中的微生物或正常细胞等的研究还处于空白阶段,而且关于DP的毒性机制尚不明确。因此,今后应以环境介质中的微生物、植物及正常细胞等为研究对象,对DP的毒性进行研究,同时加大力度对其毒性机制进行研究。通过对DP的毒性研究为风险评价提供一个参考依据。

2) 对DP来源还需深入研究,目前DP在我国的生产使用情况、污染水平及对人体和环境的影响等信息还很缺乏,因此有必要对DP污染源进行研究。关于DP源解析只是根据研究区域的状况以及同分异构体比例变化来推测DP的可能来源,这2种方法相对于其他POPs的源解析方法,DP的源解析方法考虑的因素还不是很全面,因为DP异构体可光降解、生物降解等,2者的比例可能会发生变化,不能准确表征DP来源。因此目前亟需开发建立1种或多种方法用于DP的源解析,使用1种更加科学的方法来分析DP来源,实现DP来源精准划分,以实现后期对DP污染的精准控制。

3) 对DP风险评价还需进行研究,通过文献调研发现,关于DP的风险评价研究较少。尽管当前研究中HQ/HI<1,人体暴露量也不高,但是在人血、血清、头发、母乳和脂肪组织中均存在DP,因此必须评估其风险,做到防患于未然。

4) 还需开发高效低耗的降解方法,随着DP在现代社会中的使用量日益增加,若不对其进行有效控制与治理,我国环境中DP污染程度将日益严重。因此,对于如何高效低耗地降解DP也是当前研究的重点。目前对DP的降解方法包括表面活性剂降解、紫外光降解、微生物降解以及植物降解等,但这也只是极少数人在研究,因此未来应该研究和开发更多高效低耗的降解方法来满足不同环境介质中DP的降解需求。

5) 还需加强对DP环境中环境行为和归势的研究,目前DP的光降解、生物降解、高温降解等的产物和机理还不明确,不能判断脱氯产物的来源。而了解DP的环境行为,对于DP的污染预防和治理具有十分重要的意义,因此应该加强对其环境行为和归势的研究。