19-基于人群生物监测的邻苯二甲酸酯暴露评估.cdr

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进念臧
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1 第 24 卷第 4 期 12 综 7 月基于人群生物监测的邻苯二甲酸酯暴露评估郑明岚 / 周志俊 * ( 复旦大学公共卫生学院 / 公共卫生安全教育部重点实验室, 上海 ) 摘要邻苯二甲酸酯是人工合成的化学物, 主要用作增塑剂和软化剂, 也可用作农药载体驱虫剂化妆品香味品润滑剂和去泡剂的生产原料目前发现广泛存于自然环境, 成为全球性的重要环境污染物研究发现邻苯二甲酸酯暴露对人体存在潜在的不良健康影响本文就邻苯二甲酸酯的暴露来源暴露评估方法和基于生物监测数据的暴露评估结果进行综, 以期为邻苯二甲酸酯暴露评估提供参考关键词生物监测 ; 邻苯二甲酸酯 ; 暴露评估中图分类号 :R994.6 文献标识码 : A 文章编号 : X(2012) doi: /j.issn x 邻苯二甲酸酯 (phthalic acid esters,paes) 又名酞酸酯, 是人工合成的一组同系有机化合物, 据估计全球每年产量超过气大气降尘物及生物体等环境样品中世界各地空气中都不同程度地检出 PAEs, 即使在远离人类活动区域的海洋上空也能测 [3] 21.3 万吨, 主要用作增塑剂和软化剂, 在聚氯乙烯中的添加量出 DEHP 欧洲化学品管理局 (European Chemicals Bureau,ECB) 总高达 20%~30%, 也可用作农药载体驱虫剂化妆品香味品润滑剂和去泡剂的生产原料不同特性 PAEs 用途各异, 长链 PAEs 主要包括邻苯二甲酸二 (2- 乙基己基 ) 酯 [di- (2-ethylhexyl) phthalate,dehp] 邻苯二甲酸二异壬酯 (diisononyl phthalate, DiNP) 邻苯二甲酸二异癸酯 (di-iso-decyl phthalate,didp), 用 [6] 于聚氯乙烯建筑材料电线电缆水管地板服装家主要污染物具汽车内饰车底涂料儿童玩具以及食品包装材料等短链 PAEs 主要包括邻苯二甲酸二甲酯 (di-methyl phthalate, DMP) 邻苯二甲酸二乙酯 (diethyl phthalate,dep) 邻苯二甲酸丁基苄基酯 (benzyl butyl phthalate,bbzp) 邻苯二甲酸二丁酯 (dibutyl phthalate,dbp) 邻苯二甲酸二正丁酯 (di-n-butylphthalate, DnBP) 和邻苯二甲酸二异丁酯 (di-iso-butylphthalate,dibp), 用于个人护理品 ( 化妆品香波和香水等 ) 洗涤剂粘合剂医用血袋和胶管肠溶片和一次性手套通常弹性越好的塑料, PAEs 含量越高 PAEs 与塑料的结合不是一种化学结合, 而是物理结合, 在使用过程中通过直接释放迁移淋溶和磨损被不断释放到环境中, 成为全球性的重要环境污染物, 导致人群广结了几大洲的数据结果 ( 表 1) 中国数据显示, 南京玄武湖 BBP DBP 和 DEHP 浓度分别为 26.71~176.64μg/L ~800.95μg/L [4] 和 ~299.54μg/L ; 广州城市湖泊水体中 PAEs 为 1.69~4.72 [5] g/l ; 北京郊县土壤 PAEs 浓度为 1.9~ ng/g, 地表水 DBP 和 DEHP 浓度分别为 1.260~81.9μg/L 和 1.6~114.76μg/L,DEHP 为 1.2 食物来源 [7] 危险物质资料库 (Hazardous Substances Data Bank,HSDB) 数据显示, 动物鸟类农作物鱼类和贝类等 6 大类生物均检测到 PAEs, 鱼类体内 PAEs 浓度最高动物类包括未加工的 [1-2] 泛持续暴露于 PAEs 本文就邻苯二甲酸酯的暴露来源暴肉类牛狗兔的心脏等, 能检出 BBP DBP 和 DEHP, 浓度最高露评估方法和基于生物监测数据的暴露评估结果进行综, 以为加拿大狗脂肪中的 DEHP 浓度, 达 16.0 mg/kg; 鸟类浓度最高期为邻苯二甲酸酯暴露评估提供参考的为 DBP 19.0 mg/kg,dehp 2.6 mg/kg; 谷物包括水果坚果豆类和蔬菜, 能检测出 BBP DBP DEHP, 浓度最高为美国胡 1 PAEs 的暴露来源萝卜 DBP 浓度 >50.0 mg/kg,dehp 浓度为 2.2 mg/kg; 鱼类样品均 1.1 自然环境分布能检出 BBP DBP DEHP DiDP 和 DiNP, 浓度最高为墨西哥 PAEs 极易直接转移入环境, 遍存于土壤底泥水体空表 1 欧洲美国和亚洲等各环境介质 PAEs 最高检出浓度介质 BBP DBP DEHP DiNP DnOP 地表水 (mg/l) 饮用水 (mg/l) 土壤 (mg/kg) 室外空气 (mg/m ) 室内空气 (mg/m ) 灰尘 (mg/kg) 样品 DEHP mg/kg; 贝类样品包括蟹蛤贻贝和牡蛎收稿日期 : ; 修订日期 : 基金项目 : 上海市公共卫生重点学科建设项目 (08GWZX0303,08GWD20); 复旦大学研究生创新基金 ( 第十批 ) 作者简介 : 郑明岚 (1978- ), 女, 浙江省温州市人, 博士, 研究方向 : 农药毒理学 *Correspondence to:zhou Zhi-jun, zjzhou@fudan.edu.cn 3 1 7

法和基于生物监测数据的暴露评估结果进行综, 以期为邻苯二甲酸酯暴露评估提供参考关键词生物监测 ; 邻苯二甲酸酯 ; 暴露评估中图分类号 :R994.6 文献标识码 : A 文章编号 : 1004-616X(2012)04-0317-05 doi: 10.3969/j.

2 综 12 July Vol.24 No.4 等, 检测出 BBP DBP DEHP DiDP 和 DiNP, 浓度最高为 DEHP 4.3 mg/kg 牛奶中 DEHP 浓度最高为 80 mg/l, 其他物或氧化代谢物 ), 不容易产生外部污染由于人群生物监测能直接检测到实际内暴露量, 由此可估计所有暴露来源和途径的 PAEs 浓度均低于 DEHP 浓度黄油奶酪油花生酱和婴儿暴露物, 也用于普通人群和某些特殊人群的暴露比较所以, 配方奶粉中 PAEs 浓度普遍高于饮料中的浓度, 奶油中 BBP 浓度最高为 47.8 mg/kg, 奶酪中 DEHP 浓度最高为 114 mg/kg 据评估 PAEs 暴露各种 [8] Pederson 检测丹麦带塑料垫片的玻璃瓶装多脂肪食物中的 2.1 暴露介质模型 PAEs 浓度, 发现大蒜油 DiDP 浓度为 173 mg/kg, 花生酱 DiNP 浓度为 99 mg/kg 除了 DiDP 和 DiNP 以外, 食品包装材料中还检出越来越多的研究采用 PAEs 代谢物为生物标记的人群生物监测数暴露介质模型 (exposure media models) 结合不同介质的污染浓度数据以及该介质 ( 可能 ) 暴露情况的描评估环境污染物人体 [11] 其他 PAEs 美国有毒物质和疾病登记机构 (Agency for Toxic 暴露水平 Wormuth 用概率单位情景法 (a probabilistic scenario [9] Substances and Disease Registry,ATSDR) 报告指出布丁棒冰华夫饼鸡蛋蔬菜汉堡的食品包装中均检出 DBP ( 最高为 mg/kg) 日本 Tempura ( 油炸粉 ) 包装中 DEHP 浓度高达 based approach) 估计了欧洲不同年龄人群日常消费品暴露来源的 8 种 PAEs 在考虑了经口皮肤和吸入途径的摄取能力以及不同介质 ( 如食物玩具等 ) 污染物摄入程度后, 显示成人 DEP [10] mg/kg 中国研究发现, 茶饮料中 DBP 最高检出浓度为 DnBP 和 DEHP 摄入量中位数分别为和 2.7μg/ (kg d), 最 mg/l, 咖啡乳饮料中 DBP 和 DEHP 最大值分别为和 mg/l 食品在加工装卸运输包装和储存等过程均能发生 PAEs 污染, 污染程度取决于食品包装处理过程以及脂肪含量大估计值分别为和 16.3μg/ (kg d), 与用生物监测方法检测的结果非常接近而 DiBP BBzP 和 DMP 尤其 DiNP 和 DiDP 摄入量中位数在 <0.01~0.4μg/ (kg d) 之间, 明显低于生物 1.3 个人护理品监测推导的日摄入量生物监测数据也表明近年来 DiBP 和普通人群 PAEs 暴露与使用个人护理品和消费类产品 ( 服 DiNP 的暴露水平上升, 这与用 DiBP 替代 DnBP,DiNP/DiDP 替代 [17] 装聚氯乙烯手套 ) 有关个人护理品中均能检测出 BBP DEHP 有关模拟计算中存在多种不确定性, 如各食物消耗率 DBP DEHP DiDP 和 DiNP, 指甲护理产品和香水中 PAEs 浓度一般来自于问卷和膳食记录的营养调查数据 ; 吸入暴露要考虑 [11] 最高 Wormuth 等报道洗发水中 DBP 浓度 70 mg/kg, 美发产品暴露人群在室外室内时间以及活动有关的吸入量 ; 经口暴露中 DEHP 浓度 41.0 mg/kg DBP 浓度 160 mg/kg, 发胶 BBP 浓度为主要是儿童将塑料制品放入嘴里, 经皮暴露主要是皮肤接触消 43 mg/kg,dbp 浓度为 54 mg/kg 指甲油普遍测出 DBP, 浓度为费品如衣服聚氯乙烯手套或玩具等, 因此要估计接触区域 mg/kg, 化妆品 DBP 最高浓度达到 mg/kg, 香水中接触时间单位时间释放率评估个人护肤品皮肤暴露时, 必含有的 DBP 浓度为 mg/l,dehp 为 18.3 mg/l,bbp 浓度为须估计使用频率使用量以及皮肤保留参数将口皮肤和呼 62.8 mg/l 一次性尿布 DEHP 最大浓度 74.1 mg/kg, 一次性手套吸道途径 PAEs 暴露估计转换为身体内负荷, 必须考虑不同接触也含有 BBP DEHP DiDP 和 DiNP, 最高浓度分别达路径 ( 胃肠道, 皮肤和呼吸道 ) 的吸收率, 然而大部分情况下不能和 mg/kg 各种各样的纺织品 ( 棉花获得这些数据或仅仅根据动物实验结果粗略推算另外, 通过 [12] 羊毛亚麻涤纶等 ) 中,DEHP 浓度最高 8 mg/kg 这样计算出来的仅是外暴露量, 如果没有内剂量的信息, 很难 1.4 其他来源准确地估计健康风险环境中 PAEs 无处不在, 即使在最洁净实药物和医疗设备是 PAEs 另一个特殊暴露来源, 美国健康与验室内的化学品采样设备和分析仪器中也能检测到 PAEs, 这 [13] 营养调查数据表明, 肠溶片可能含有毫克级 PAEs, 口服美沙些因素都阻碍了现实生活中对 PAEs 的可靠量化拉嗪者其尿 MBP 浓度为 μg/l, 是未服用者的 50 倍病人 2.2 人群生物监测方法可能通过聚氯乙烯医疗设备 ( 例如输血包输液管等 ) 暴露于人群暴露生物标志 PAEs 进入体内迅速被水解和氧化, PAEs ICU 病房婴儿 DEHP 含量为 5 mg/ (kg d), 尿 DEHP 代谢物 PAEs 代谢产物大部分随尿排出体外 ( 成人半衰期为 8~10 h), 体 [14] [15] 水平与含 DEHP 物品使用频率有关 Weisbach 等认为 DEHP 的内无蓄积, 尿 PAEs 代谢产物浓度代表 24 h 内 PAEs 暴露情况另一个医疗暴露途径就是透析和献血行为近期有输血史者, PAEs 在体内先水解为初级代谢物, 即邻苯二甲酸单酯, 短链 [16] 其尿 DEHP 代谢物浓度升高, 因此,Monfort 等建议通过检测运 PAEs 如 DnBP,DiBP 和 BBzP 的代谢产物一般为单酯 DMP 动员尿 DEHP 代谢物的浓度来判断是否非法使用血液兴奋剂 DEP DnBP DiBP 和 BBzP 的代谢物分别为 MMP MEP MnBP MiBP 和 MBzP 长链 PAEs 如 DEHP DiNP,DiDP 和 2 邻苯二甲酸盐暴露评估方法 DPHP 不但能产生单酯 MEHP, 还可发生羟基化和氧化反应, 在环境化学物暴露评估的方法主要有暴露史问卷调查环境监测和生物监测通过检测环境媒介食物消费品中化学物的含量, 结合个人生活方式产品使用和食物消耗的调查问卷数据, 模拟现实暴露场景估计日暴露量综合外暴露估计值和环境摄入率计算出每日暴露量另一种暴露评估方法就是人群生物监测, 通过检测体内 ( 尿液血液乳汁唾液精液 ) 每种 PAEs 或其代谢物的浓度, 直接估计人体暴露于 PAEs 的水平与外暴露评估相比, 这些生物标志是人体代谢物 ( 二级代谢尿苷 5' - 二磷酸葡萄糖醛酸基转移酶 (5-UGT) 的催化作用下生成亲水的葡萄糖苷酸结合物 MEHHP/5OH-MEHP MEOHP/5oxo- MEHP 和 MECPP/5cx-MEPP, 二级代谢物还可能发生 ω 氧化生成 5cx-MEPP 和 MCMHP/2cx-MMHP 短链亲水性强的邻苯二甲酸酯如 DEP 等在尿液中的代谢物 MEP 主要以自由态的形式存在, 其中自由态的 MEP 约占 70%; 而对于亲脂性较强的 PAEs 如 DnBP BBzP 和 DEHP 等, 其代谢物则主要以亲水性较强的葡萄糖苷酸结合态形式存在, 占 90% 以上, 仅有 2%~7% 长链 3 1 8

物, 也用于普通人群和某些特殊人群的暴露比较所以, 配方奶粉中 PAEs 浓度普遍高于饮料中的浓度, 奶油中 BBP 浓度最高为 47.

3 第 24 卷第 4 期 PAEs 以单酯形式排出体外 5cx-MEPP 是 DEHP 最主要的氧化代谢物, 几乎所有尿样中均能检测出 5cx-MEPP, 且浓度最高, 半衰期最长 ( 大于 15 h) 普通人群尿 5OH-MEHP 和 5oxo-MEHP 的浓度至少是 MEHP 浓度常护理品有关的 3 倍, 作为 DEHP 暴露生物标志物, 这些氧化代谢物较 [26] μg/l,mibp 浓度分别为和 μg/l 数据表明儿童尿 PAEs 代谢水平高于青少年和成年人, 妇女短链 PAEs 单酯代谢物尤其 MBzP 显著高于男性, 这可能与女性每天使用化妆品和日早期生物监测仅测定尿 PAEs 单酯浓度来评估普通人群 [18] MEHP 更为敏感基于 MEHP 的暴露评估完全可能低估 PAEs 暴露在比较不同 PAEs 单酯数据时, 应考虑相同浓度短 [19] DEHP 实际暴露程度,Kato 等分析了 127 名美国人尿液数据, 链和长链 PAEs 单酯代谢物, 其 PAEs 暴露水平可能不相同以 MEHP 检出率为 35%, 表明研究人群极少暴露于 DEHP, 而二级代谢物 5OH-MEHP 和 5oxo-MEHP 检出率分别为 95% 和 91%, 证明 DEHP 暴露无所不在普通人群尿 DiNP 和 DiDP 单酯仅占 DEHP 和 DnBP 为例, 同一尿液中相同浓度的 MEHP 和 MnBP, DEHP 的暴露水平高出 DnBP 10 倍, 因为部分 MEHP 发生羟基化和氧化反应, 生成二级代谢物生物样品如母乳血液羊水 2%, 极少量随尿排出, 而 DiNP 和 DiDP 氧化产物检出率几乎为中含有脂肪酶, 分析单酯时要特别注意污染问题, 分析过程或 100%, 单酯浓度极低且易受外部污染, 故 DiNP 和 DiDP 氧化代之前, 这些代谢物很容易受外部污染相比之下,PAEs 氧化代谢物作为暴露标志物意义更大研究发现 DEHP 和 DiNP 的二级代谢物浓度之间具有相关性, 这证明了个体间 PAEs 氧化代谢物谢产物不容易受到外界污染且这些氧化代谢产物具有较长的半衰期, 因此更适合获取平均本底暴露值代谢物的选择能显的一致性以及作为生物标志物的有效性 MEHP 及 DEHP 的氧化著影响暴露评估, 基于不同的代谢物暴露值具有显著差异代谢物之间的相关性较弱, 可能与不同的半衰期 MEHP 的外依据尿 PAEs 代谢物水平解释 PAEs 暴露时, 要注意以下几 [20] 部污染以及氧化代谢的个体差异有关 Lorber 等在 DEHP 的个问题 : 首先, 短链和长链 PAEs 代谢模式不同短链 PAEs PBPK 模型中发现,MEHP/5OH-MEHP 比例在 2.89~5.4 之间, 而 5OH-MEHP/5oxo-MEHP 比例在 1.50~1.78 之间, 变化小各代谢物比例取决于暴露时间点采样时间 ( 早上或下午 ), 与 DEHP 不同代谢物消除动力学不同有关大多数 MEHP 和氧化代谢物之间的关联较微弱, 可能与不同代谢物之间消除动力学不一样和个体代谢物差异有关研究者最近意识到 DnBP 尤其是 DiBP 氧化代谢物作为生物标记物具有重要性 3OH-MnBP 和 2OH-MiBP 仅占尿代谢物 5%~20%, 不易受到污染, 有较长的半衰期以尿代谢物浓度量化 PAEs 暴露水平 PAEs 暴露的生物监或尿以前必须禁食 [21] 测数据大多来源于发达国家 NHANES 1999~2000 年数据显示, 几乎所有样本均能检出 DEP BBP DBP DCHP DEHP DiNP 和 DnOP 单酯, MEP 浓度最高为 141 μg/g.cre, MEHP 浓度为 4.1 μg/l(3.89μg/g.cre),meohp 浓度为 14.0 μg/l(11.2 μg/g.cre),mehhp 浓度 20.1 μg/l(16.6 μg/g.cre), MCPP 浓度为 3.0 (DEP 或 DnBP/DiBP) 易代谢为单酯, 而长链 PAEs (DEHP 或 DiNP) 易代谢为氧化代谢物第二, 比较不同年龄尿代谢物浓度时, 应考虑生物识别生理和潜在毒代动力学的差异儿童尿液排泄量普遍较高 [<5 岁儿童尿量约 30 ml/ (kg d)], 因此, 当幼儿儿童和成人代谢物浓度相同时, 幼儿体内的 PAEs 暴露水平更高第三, 肌酐通常作为尿稀释的校正值, 与年龄和性别有关第四, 氧化代谢物一定程度上与年龄相关, 与成人相比, 儿童略高当成人和儿童或其它亚群之间比较时, 要综合考虑上因素另外, 人群研究或临床研究中, 参与者在采血 3 基于生物监测数据计算每日摄入量大多数 PAEs 代谢产物在暴露 24 h 后几乎完全随尿排出一些代谢物如 2cx-MMHP, 已证实半衰期大于 24 h 当评价 PAEs 累积暴露时, 这些代谢物可能会比较合适尿排泄因子 [22] μg/l(2.45 μg/g.cre),mnop 和 MiNP 小于检测限 Koch 等研究 (UEFs) 在尿代谢物水平外推摄入剂量时起关键作用它描了德国人群尿样中 PAEs 二级代谢物, 发现研究人群均能测出 MEHHP 和 MEOHP, 二级代谢物浓度是初级代谢物的 4 倍尿中一个或几个特定 PAEs 代谢物排泄量在 PAEs 摄入剂量中的比例通过同位素标记 PAEs, 已经确定好几种 PAEs 的 UEFs [23] Wittassek 报道 6~20 岁德国青少年尿 PAEs 初级及二级代谢物浓但是某些 PAEs 及其代谢产物 ( 例如 DEP DiBP 和 DiDP) 的人类度, MBP MiBP MBzP 和 MEHP 浓度分别为 50.4μg/L 35.7μg/L 5.4μg/L 和 4.1μg/L, 二级代谢物总浓度为 6.3~ 群 UEFs 进行暴露估计 21.6μg/L,DiNP 代谢物浓度为 1.3~4.0μg/L 数据与 NHANES 结果比较, 两国人群 DEHP 代谢物浓度接近, 美国人群 MiBP 值较低,MBzP 值高 Wittassek 认为可能与两国塑化剂使用模式不同有关, 美国个人护理产品中首选 DEP 而非 DnBP, 由此 [24] 导致 BBP 和 BBzP 暴露水平不同 Itoh 检测日本 4~70 岁 36 例普通人群 (35 名成人,1 名儿童 ) 尿样,MBP 浓度最高为 31μg/g.cre UEFs 还没有确定, 用动物实验或类似结构的 PAEs 因子代替人 24 h 尿样更适合计算 PAEs 每日摄入量通过 24 h 尿量, 能计算出一天 PAEs 代谢物的排出绝对量, 与尿稀释变化无关然而,24 h 尿液标本取样非常困难, 在某些情况下, 为幼儿采集 24 h 尿样, 在现实中是难以实现的人群生物监测研究一般是收集随机尿样 (spot urine) 此时应对尿代谢物浓度进行肌酐校正对该个体而言, 随机尿样可能不一定代表每天平均尿浓 [25] Tamar 检测 19 名以色列孕妇尿 PAEs,MEP 浓度最高为度, 也可能是峰值或谷底值但这些极端值在较大研究群体中 μg/g.cre,mbp 浓度 90.0 μg/g.cre,mehp 40.8 μg/g.cre,mecpp μg/g.cre, 各代谢物浓度接近美国普通妇女浓度, 并认为式计算各种 PAEs 每日摄入量 : MEP 暴露来源为个人护理产品台湾 2 岁和 5 岁儿童 MEHP 浓度分别为和 μg/l,mnbp 浓度分别为和月被很好地平衡掉了基于随机尿样 PAEs 代谢物浓度, 用以下公 Uc ue 每日摄入量 = MWp fue 综 3 1 9

24 μg/l 数据表明儿童尿 PAEs 代谢水平高于青少年和成年人, 妇女短链 PAEs 单酯代谢物尤其 MBzP 显著高于男性, 这可能与女性每天使用化妆品和日早期生物监测仅测定尿 PAEs 单酯浓度来评估普通人群 [18] MEHP 更为敏感基于

4 综 12 July Vol.24 No.4 每日摄入量单位为 μg/(kg d),uc 指尿邻苯二甲酸代谢物的摩尔浓度除以尿肌酐,ue 是校正或每日肌酐排出率参考值或每日尿液排出量,fue 为尿排泄因子,MWp 代表 PAEs 分子量美德等已计算出普通人群每日 PAEs 摄入量 DEHP 暴露水平两国人群相差不大 ; 但德国人群 DBP 高,DEP 和 BBzP 低近 20 年来,PAEs 暴露总量有所下降, 但某些 PAEs 暴露增加, 如 DiBP 和 DiNP 暴露水平上升 NHANESIII (1988~1994) 数据示,DEP DBP 和 BBzP 最高日暴露水平 (P95) 分别在 5.4~12.3 [27] 2.6~7.2 和 1.9~4.0 μg/(kg d) 之间 Anderson 等根据 NHANESIII 和 NHANES 1999~2000 年数据, 计算 DEHP 最高日暴露水平为 [28] 3.1~4.0 μg/ (kg d) Fromme 等使用较低 UEF (6% 而非 13%) 来计算 DEHP 的每日摄入量, 发现 DEHP 的每日摄入量是 NHANES 1999~2000 年数据 [P95 值 8.3 μg/ (kg d)] 的两倍德国普通人群 DEHP 最高日暴露水平为 6.4~7.0 μg/ (kg d),dnbp 和 DiBP 最高日暴露水平 4.2~5.2 μg/ (kg d) 与 DEHP 和 BBP 相比,DiNP 和 BBzP 每日摄入量普遍低, 最高日暴露水平 1.5~3.5 μg/ (kg d) 和显 Consumer Protection,Toxicology and Chemical Substance (TCS), European Chemicals Bureau,2008. [4] 申艳艳, 许茜, 殷雪琰, 等. 玄武湖中邻苯二甲酸酯的测定及分布特征 [J]. 东南大学学报 : 自然科学版,2010,40 (6): [5] Zeng FC,Xie K,et al. Occurrence of phthalate esters in water and sediment of urban lakes in a subtropical city,guangzhou,south China[J]. Environ Int,2008,34 (3): [6] Xia A,Yang X,Bu L,et al. Levels,distribution,and health risk of phthalate esters in urban soils of Beijing,China[J]. J Environ Qual, 2011,40 (5): [7] Hazardous substances data bank query for Butyl Benzyl Phthalate. National Library of Medicine s TOXNET system[eb/ol]. http: // toxnet. nlm.nih.gov / [8] Pedersen,Jensen GA,Fankhauser LK,et al. Migration of epoxidized soybean oil (ESBO) and phthalates from twist closures into food and enforcement of the overall migration limit[j]. Food Addit Contam Part A 0.8~1.2 μg/ (kg d) 德国 GerES IV 研究, 用两种模型 ( 尿肌酐和 Chem Anal Control Expo Risk Assess,2008,25 (4): 尿量 ) 分别计算了 239 名 2~14 岁儿童的每日摄入量, 尿量模型值 [9] ATSDR. Toxicological profile for di (2-ethylhexyl)phthalate[R]. U.S. 是肌酐模型值的两倍,DnBP DEHP 和 BBzP 最高日暴露水平分 Department of Health and Human Services, Public Health Service, [6] 别为和 4.5 μg/ (kg d) 儿童暴露水平较高, 可能是 Agency for Toxic Substances and Disease Registry,2002. 他们单位体质量的食品消耗较高咀嚼行为或与玩耍附近灰尘有关 4 结语 [10] 李荔群, 陈蓉芳, 高强, 等. 塑料瓶装饮料中邻苯二甲酸酯的含量 [J]. 环境与职业医学, (10): [11] Wormuth M,Scheringer M,Vollenweider M,et al. What are the sources of exposure to eight frequently used phthalic acid esters in 总之, 以生物监测数据为基础的评估可能会提供对当前和 Europeans?[J]. Risk Anal.,2006,26: 整体暴露状况更为精确的评估, 代表所有来源和途径的暴露, [12] Jensen A,Knudsen H. Total health assessment of chemicals in indoor 能及时反映因 PAEs 产品替代新领域应用或不恰当应用带来的 climate from various consumer products:survey of Chemical Substances 变化它是一个实际数值, 不像暴露介质模型是基于假设进而 in Consumer Products[R]. Danish Ministry of the Environment, Environmental Protection Agency,2006. 推算获得的暴露介质模型先做出许多假设, 这就存在高度不 [13] Hernandez-Diaz,Mitchell S,Kelley AA,et al. Medications as a 确定性, 模型外推则依赖于各种环境数据的及时更新, 如 potential source of exposure to phthalates in the U.S. population[j]. PAEs 替代过程在各国有效实施, 暴露介质模型可以较好地预测 Environ Health Perspect,2009,117 (2): 未来的接触情况当评价人群环境化学物暴露时, 必须考虑所 [14] Weuve J,Sanchez BN,Calafat AM,et al. Exposure to phthalates in 有暴露途径和来源,PAEs 存在许多潜在或未知暴露源和途径 neonatal intensive care unit infants:urinary concentrations of 如以前外暴露评估并未将 PAEs 通过食品添加剂药品 ( 非处方 monoesters and oxidative metabolites[j]. Environ Health Perspect, 药 ) 或医疗设备的暴露 ( 如献血 ) 考虑在内, 而这些暴露源又是个 2006,114 (9): 人暴露的重要来源 ( 在生物监测研究业已证实 ) 在食品的生 [15] Weisbach V,Koch H,Angerer M,et al. Di (2-ethylhexyl)phthalate 产加工包装贮存或不当使用含 PAEs 物质都会造成食品 exposure of apheresis donors is procedure-related[j]. Transfusion, PAEs 污染, 这些途径只能通过精确的检测才能发现因此, 暴 2006,46 (8): 露介质模型的正确性总是需要通过生物监测数据的验证两种 [16] Monfort N,Ventura R,Platen P,et al. Plasticizers excreted in 暴露评估方法各有优势和局限 urine:indication of autologous blood transfusion in sports[j]. 参考文献 [1] Guo Y,Alomirah H,Cho HS,et al. Occurrence of phthalate metabolites in human urine from several Asian countries[j]. Environ Sci Technol, 2011,45 (7): [2] Ferguson KK,Loch-Caruso R,Meeker JD. Urinary phthalate metabolites Transfusion, doi: /j x. [17] Hays SM,Aylward,Kirman L,et al. Biomonitoring equivalents for di- isononyl phthalate (DINP) [J]. Regul Toxicol Pharmacol,2011,60 (2): [18] Koch HM,Bolt HM,Preuss R,et al. New metabolites of di (2- ethylhexyl)phthalate (DEHP) in human urine and serum after single oral in relation to biomarkers of inflammation and oxidative stress:nhanes doses of deuterium-labelled DEHP[J]. Arch Toxicol,2005,79 (7): [J]. Environ Res,2011,111 (5): [3] European Chemicals Bureau (ECB). Summary Risk Assessment Report[R]. [19] Kato K,Silva MJ,Reidy JA,et al. Mono (2-ethyl-5-hydroxyhexyl) European Commission,Joint Research Centre,Institute for Health and [27] ( 下转第 324 页 ) 3 2 0

水平两国人群相差不大 ; 但德国人群 DBP 高,DEP 和 BBzP 低近 20 年来,PAEs 暴露总量有所下降, 但某些 PAEs 暴露增加, 如 DiBP 和 DiNP 暴露水平上升 NHANESIII (1988~1994) 数据示,DEP DBP 和 BBzP 最高日暴露水平 (P95) 分别在 5.

5 phthalate and mono- (2-ethyl-5-oxohexyl) phthalate as biomarkers for a urinary biomarker approach[j]. Int J Hyg Environ Health,2005,208 human exposure assessment to di- (2-ethylhexyl) phthalate[j]. Environ (4): Health Perspect,2004,112 (3): [25] Berman,T,Hochner-Celnikier D,Barr DB,et al. Pesticide exposure [20] Lorber MJ,Angerer,Koch HM. A simple pharmacokinetic model to among pregnant women in Jerusalem,Israel:results of a pilot study[j]. characterize exposure of Americans to di-2-ethylhexyl phthalate[j]. J Environ Int,2011,37 (1): Expo Sci Environ Epidemiol,2009,20 (1): [26] Lin S,Ku HY,Su PH,et al. Phthalate exposure in pregnant women [21] CDC,Third National Report on Human Exposure to Environmental and their children in central Taiwan[J]. Chemosphere,2011,82 Chemicals:2005[R/OL]. http: // (7): [22] Koch HM,Rossbach B,Drexler H,et al. Internal exposure of the [27] Anderson WA,Castle L,Scotter MJ,et al. A biomarker approach to general population to DEHP and other phthalates determination of measuring human dietary exposure to certain phthalate diesters[j]. Food secondary and primary phthalate monoester metabolites in urine[j]. Addit Contam,2001,18 (12): Environ Res,2003,93 (2): [28] Fromme H,Gruber L,Schlummer M,et al. Intake of phthalates and di [23] Wittassek M,Angerer J. Phthalates:metabolism and exposure[j]. Int J (2-ethylhexyl)adipate:results of the Integrated Exposure Assessment Androl,2008,31 (2): Survey based on duplicate diet samples and biomonitoring data[j]. [24] Itoh H,Yoshida K,Masunaga S. Evaluation of the effect of Environ Int,2007,33 (8): governmental control of human exposure to two phthalates in Japan using

A simple pharmacokinetic model to among pregnant women in Jerusalem,Israel:results of a pilot study[j]. characterize exposure of Americans to di-2-ethylhexyl phthalate[j].

1600 1000 40 50 2030 2000 采取行动的机会 90% 开拓成功的道路 2

1600 1000 40 50 2030 2000 采取行动的机会 90% 开拓成功的道路 2 简略版本 :2015 3 10 2016 2021 全球卫生部门病毒性肝炎战略 2016 2021 2015 3 12 2012 2010 2014 2015 2016 2021 140 55% 35% 5 15% 5 20% 2.4 1.3 1.5 1 1600 1000 40 50 2030 2000 采取行动的机会 90% 开拓成功的道路