八氯二丙醚(octachlorodipropyl ether，OCDPE) 是一种氯丙烯基醚，商品名为S-2，S-421，是农药杀虫剂的增效剂和有效活性成分，广泛应用于农药、蚊香的生产，对拟除虫菊酯、有机磷、氨基甲酸酯杀虫剂均有不同程度的增效作用^〔1〕。 OCDPE 分子式为C6H6OCL8，分子量377. 65，比重1. 62，密度 1. 7 g /mL，为淡黄色有香味液体。在碱性及加热条件下易分解，不溶于水，可溶于乙醇、乙醚、苯等有机溶剂中。在国外，曾于鱼类、大米、牛奶、室内灰尘、地表水、雨水等检测出 OCDPE 残留^{〔2, 3〕}。在国内，于水果、蔬菜、茶叶当中均检测出其残留。OCDPE 可以通过食物链富集，在环境中稳定而广泛的存在^〔4〕。本文就OCDPE 的毒性及危险评价综述如下。

对OCDPE 的Ames 试验显示，OCDPE 是一种致突变物，但是，在体内代谢活化系统，即大鼠肝脏微粒体酶(S9) 存在下，其致突变效应明显减弱，在＜ 1 000 g /kg 时已不出现致突变效应^〔5〕。体内小鼠骨髓细胞染色体畸变试验和精子畸形试验均未发现OCDPE 的致突变效应^〔5〕。因此，推测经过体内代谢酶作用，OCDPE 致突变的活性可能产生改变，即致突变性减弱或消失。对OCDPE 致突变性的初步评价为: OCDPE 是一种可疑致突变物，活体哺乳动物对它可能有解毒功能，使其致突变作用减弱或消失。但是，由于该物质在杀虫剂中使用，人体接触到OCDPE 的机会多，对人体可能存在潜在危害^〔5〕。谈伟君等^〔6〕研究表明，对大鼠OCDPE 未引起明显致畸效应，但在高浓度(1 600 g /kg) 时对母体和胚胎有一定毒性作用，表现为染毒后高浓度组动物呈现一定中毒症状，有个别孕鼠死亡; 高浓度组大鼠的胎窝重、胎鼠体重、身长、尾长均明显低于其他浓度组，而死胎率、吸收胎率则高于其他组。以质量浓度为2 ～ 16 pg /mL 的OCDPE 对BALB/c3T3 细胞株进行细胞恶性转化试验结果显示，在此浓度范围内，细胞的克隆形成率随着OCDPE 浓度的增加而降低，说明OCDPE 对细胞的毒性随着作用浓度的增加逐渐增加，且有剂量－ 效应关系^〔7〕，表明OCDPE 具有致BALB/c3T3 细胞恶性转化作用，OCDPE 可能具有潜在的致癌性^〔8〕。

用OCDPE 作用CHL 细胞的实验结果显示，在OCDPE 作用中国仓鼠肺细胞(Chinese hamster fibroblast cells，CHL) 24 及48 h 后可诱导细胞产生大量羟自由基，导致抗氧化酶活性发生改变，进而影响NO 的合成与代谢，导致脂质过氧化的发生^〔9〕; 检测OCDPE 对CHL 细胞的DNA 合成影响，选用DNA 荧光定量测定法，在作用浓度为≥0. 20 μg /mL 时，随着作用浓度增加，DNA 合成明显减少，而在该浓度以下时则表现为 DNA 合成增加，0. 25 μg /mL 组脱离染毒后4、6、12 h 内则表现为DNA 合成继续减少，结果提示OCDPE 对DNA 抑制作用是由DNA 损伤引起的; 检测OCDPE 对CHL 细胞DNA 蛋白交联作用，选用十二烷基硫酸钠－氯化钾(SDS-KCL) 沉淀法，在染毒0. 5、1. 0、2. 0 μg /m 浓度时OCDPE 可引起CHL 细胞 DNA －蛋白质交联率明显升高，但随着染毒浓度增加DNA-蛋白质交联呈饱和现象。

有关DNA 损伤的动物体内实验多为阳性结果，一定剂量下体外染色体畸变实验为阳性^〔10〕，一定剂量范围内也可导致小牛胸腺DNA 交联率增加，OCDPE 吸入或经口染毒可引起小鼠DNA 断裂、交联^{〔11, 12〕}，OCDPE 蚊香烟雾对小鼠肺细胞和睾丸细胞的DNA 合成有抑制作用。OCDPE 吸入染毒对小鼠脏器组织的氧化损伤结果显示，以浓度为282、564、 1 128 mg /m3每天作用小鼠1 h，连续染毒20 d 后，小鼠肺、肝、 脾超氧化物歧化酶(superoxide dismutase，SOD) 、谷胱甘肽过氧化物酶(glutathione peroxidase，GSH-Px) 的活性与对照组比较，差异有统计学意义^〔8〕; 肺丙二醛(malondialdehyde，MDA) 含量随染毒剂量增加明显增加，且呈剂量－反应关系，提示经过长期染毒后，由于OCDPE 持续诱导产生的自由基氧化损伤作用，对机体具有一定的遗传毒性; 测定羰基化蛋白含量的结果显示，肺、肝、脾蛋白呈程度不一的氧化损伤，以肺组织蛋白损伤最为明显，高、中、低剂量组和对照组比较，差异有统计学意义，且呈剂量－反应关系，肝、脾组织损伤较小，仅高剂量组与对照组比较，差异有统计学意义; DNA-蛋白质交联(DNAprotein crosslinks，DPC) 的结果显示，肺DNA-蛋白质交联率随染毒剂量增加而增加，高、中、低剂量组与对照组比较，差异均有统计学意义，但无剂量－ 反应关系，而肝DPC 含量仅高剂量(1 128 mg /m3 ) 组与对照组比较，差异有统计学意义，肾、脾均未见异常; 小鼠外周血网织红细胞微核发生率也未见增高现象。推断从吸入染毒来看，肺细胞可能是主要的靶细胞。

毒物作用于机体时，机体免疫系统功能的变化常发生在其毒性症状出现之前，作为主要免疫器官的胸腺和脾脏是免疫细胞分化成熟、免疫分子合成以及进行免疫调节的重要场所。奉水东等^〔12〕研究结果显示，OCDPE 可使脾脏脏器系数降低。在体重无明显变化时，脏器系数降低表明免疫器官重量减轻，OCDPE 有免疫器官毒性，脾脏为其靶器官之一。另一结果显示，随着OCDPE 给药时间延长，小鼠活性T 淋巴细胞数量减少，功能下降，可见OCDPE 抑制细胞免疫功能^〔13〕。 给药1 周时，α －醋酸萘酯酶活性表现为增强趋势，提示高剂量的OCDPE 对小鼠T 淋巴细胞功能有免疫增强作用或为小鼠免疫系统一时性应激反应所致，说明OCDPE 可能具有双重生物效应。

以OCDPE 生产厂工人为接触组，当地绳网厂工人为对照组，采集OCDPE 作业工人静脉血检测氧化损伤、DPC 及p53 蛋白表达情况，结果显示，脂质过氧化最终产物MDA 升高，但 SOD、GSH-Px 酶活性未见降低; 而生产厂工人的DPC 含量则明显增高，并且这种损伤程度与年龄、吸烟等因素不存在关联性(P ＞ 0. 05) ; 血清p53 蛋白表达水平，接触组略高于对照组，但工龄＞ 8 年的人群血清p53 蛋白表达水平明显高于工龄＜ 8 年的人群，差异有统计学意义(P ＜ 0. 05)^〔9〕。在体外试验条件下，通过超滤法结合气相色谱质谱法对OCDPE 与血红蛋白体外相互作用进行测定，结果显示，在所选定的条件下，未经代谢的OCDPE 不能与人体血红蛋白结合形成大分子加合物^〔9〕。

以中国农药毒性分级标准为依据，OCDPE 属于低毒物质，大鼠急性经口半数致死量(LD50) 为1 900 ～ 2 400 mg /kg，小鼠急性经口LD50 为4 091 mg /kg(24 h) ，3 272 mg /kg(7 d) ^〔8〕。虽然其急性毒性低，但其残留问题及远期效应不容忽视。2005 年底，有报道称中国对德国出口的多种脱水蔬菜亦出现了OCDPE 残留问题，且超标情况值得关注，最高含量达 0. 05 mg /kg，高出欧盟的最高残留限量(maximum residue limits，MRL) 值0. 01 mg /kg^〔7〕。中国茶叶中也普遍存在OCDPE 残留，且含量范围在0. 027 ～ 0. 394 mg /kg 之间; 不论是春茶为主的高档名茶，还是夏秋季为主的大宗茶，均含有明显的 OCDPE 残留。在目前检测的茶叶样品中OCDPE 残留值以绿茶和乌龙茶为最高，花茶，红茶和普洱茶中的OCDPE 含量相对较低。茶叶鲜叶中的OCDPE 含量要远远高于成茶中的 OCDPE 含量，茶园土壤中的OCDPE 含量相对较低^〔14〕。欧盟和日本对中国出口茶叶中的农药残留提出了OCDPE 的检测项目，可见OCDPE 的超标成了中国农产品茶叶、及蔬菜出口的一个重要障碍。国家农业部于2006 年末发布公告，自2008 年起禁止销售含有OCDPE 的农药产品。

本文综述了OCDPE 的毒理学、尤其是遗传毒理学的研究进展。世界各国对农药中存在的化学污染物OCDPE 也进行了很多调查与研究，在中国已经扩大到蔬菜、茶叶等中。国内相关部门已经积极制定措施，限制、禁止OCDPE 的使用，以减少人群暴露于OCDPE 的危险性。目前，研究方向多转为对 OCDPE 残留情况的测定、测定方法的研究^〔15〕、以及对OCDPE 残留的控制方法的研究^〔16〕。