随着工业全球化的迅速发展，各类化学物质产量和排放量均大幅上升，由此带来的持久性有机污染物(persistent organic pollutants，POPs)对于职业环境和人类健康的危害越来越引起各国政府和公众的关注^[1]。POPs在环境中可以持续存在，具有致癌性、致畸性、致突变性、免疫毒性、生殖发育毒性、内分泌干扰毒性等^[2]。既往研究采用不同方法对POPs中的部分化合物毒性、暴露水平和健康损害的剂量反应关系等进行了分析，为更好地应用健康风险评价方法评估POPs对人体健康的危害，本文针对国内外近期POPs健康风险评价方面的研究进展综述如下。

POPs毒性强、难降解，易在脂肪组织中蓄积，可在食物链中富集放大其生物危害效应，并通过各种环境介质进行全球性迁移。首批列入联合国环境规划署《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》受控名单的12种POPs是滴滴涕、氯丹、灭蚊灵、艾氏剂、狄氏剂、异狄氏剂、七氯、毒杀酚、六氯代苯、多氯联苯、二噁英和呋喃，其中前10项属于有意生产的有机氯杀虫剂或工业副产物，而二噁英和呋喃(polychlorinated dibenzo p dioxins and dibenzofurans,PCDD/Fs)属于无意排放的工业生产过程或燃烧过程的副产物。2007年中国制定了《中华人民共和国履行〈关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约〉国家实施计划》，要求防止和消除POPs 污染对中国社会经济发展和人民生产生活的影响。

健康风险评价通过收集、整理有关化学物的毒性资料、环境监测数据及相应的动物实验与流行病学调查研究资料，来估计特定剂量的化学物对人类健康和生态环境造成损害的可能性及其程度大小，即包括定性健康风险评价和定量健康风险评价。环境污染物的健康风险评价通常由4个部分组成：危害鉴定、剂量-反应关系评定、暴露评价和危险度特征分析。

POPs可通过多种途径进入机体，由于其高亲脂性，易在脂肪、肝脏等组织器官及胚胎中积聚，从而造成肝、肾等脏器及神经系统、生殖系统、免疫系统等急性和慢性毒性，部分种类的POPs还有明显的致癌、致畸、致突变等作用。Malarkey等^[3]采用B6C3F1和B6D2F1雄性大鼠的研究发现，有机氯农药氯丹可诱导肝细胞弥漫性小叶中心肥大，多核肝细胞、嗜酸性肝细胞形成，中毒性改变和增生性病变等；并通过激活原癌基因引起肝肿瘤，暴露后，30%的B6C3F1大鼠形成良性和恶性肝肿瘤。Campagna等^[4]用氯丹、多氯联苯等环境相关有机氯混合物染毒猪试管胚胎9 d，结果发现有机氯混合物的相对浓度在42 mg/L 多氯联苯时降低胚胎发育，同时减少扩张囊胚卵裂球的平均数并且存在剂量-效应关系，但并不诱导卵裂球的细胞凋亡。

人群流行病学研究结果最能说明POPs的健康危害。队列研究发现滴滴涕等有机氯化合物及其代谢物与乳腺癌具有很强的正性关联，如Hoyer 等^[5]研究发现，含氯狄氏剂是乳腺癌的危险因素(odds ratio[OR]=2.05，95%confidence interval[CI]=1.17~3.57)；但也有一些病例-对照研究不支持这种关联，Hunter等^[6]认为暴露高浓度的多氯联苯与乳腺癌之间无明显关系(relative risk[RR]=0.43，95%CI=0.13~1.44)。调查发现有机氯与女性早期流产之间有一定相关性，血清中高浓度的滴滴涕亦能增加女性妊娠早期流产的风险^[7]。也有研究发现，女性暴露于滴滴涕会导致男性后代生育能力降低^[8]，男性暴露有机氯农药导致后代患隐睾症的风险上升^[9]。有机氯化合物由于其持久性及可通过食物链的生物放大作用，其对人体的致癌作用不可忽视。

2,3,7,8-四氯二苯并-p-二噁英(2,3,7,8 tetrachlorodibenzo p dioxin,2,3,7,8-TCDD)的毒性为迟发型反应，通常在暴露数周后死亡。研究显示，豚鼠(雄)的2,3,7,8-TCDD半数致死量为0.6 μg/kg^[10]。TCDD能提高雄性大鼠血清中雌二醇水平，降低血清中睾酮水平^[11]，进而影响睾丸的功能和精子活力。研究表明，男婴在哺乳期或婴儿期受到TCDD暴露，成年后体内卵泡刺激素和抑制素B的水平均降低，精子形成受到干扰，精子浓度、总数和活力均明显降低^[12]。蒲亚兰等^[13]发现，TCDD可诱导C57 BL/6 J胎鼠形成腭裂，具有发育毒性。此外，二噁英类化合物可导致机体产生皮肤毒性、免疫毒性、神经毒性、遗传毒性等，且与人类多种肿瘤的发生有关，如肺癌、肝癌等^[14]。Leng等^[15]关于2,3,7,8-TCDD暴露与前列腺癌的Meta 分析表明，TCDD暴露能增加前列腺癌的患病风险(standardized mortality ratio[SMR]=1.26，95%CI=1.00~1.57，P=0.046)。1997年国际癌症研究机构发布公告，将毒性最大的二噁英类化合物2,3,7,8-TCDD 划分为人类一级致癌物^[16]。

剂量-反应关系评定是环境化学物暴露与不良健康效应之间的定量关联，是健康风险评价的核心。剂量-反应关系的评定包括阈化学物和无阈化学物2类评定方法。传统上前者用于非致癌效应终点的剂量-反应评估，后者则用于致癌效应评估。采用未观察到有害效应的剂量(no observed adverse effect level,NOAEL)或观察到有害效应的最低剂量(lowest observed adverse effect level,LOAEL)来计算和推导参考剂量(reference dose,RfD)。在从动物向人的外推过程中，因涉及种间差异，需要用不确定性系数(uncertainty factors,UFs)加以修正。RfD的计算式如下：RfD=NOAEL或LOAEL/UFs。 汇总文献提出的POPs的RfD、UFs、NOAEL、LOAEL阈值见表 1^[17]。POPs经呼吸道吸入的阈值数据较少，仅氯丹的RfC=7×10^-4 mg/m³、UFs=1000、NOAEL=0.24 mg/m^3[17]。

表 1 (Table 1)

表 1 部分POPs经消化道摄入的阈值 化学物 RfD ［mg/(kg·d)］ UFs LOAEL ［mg/(kg·d)］ NOAEL ［mg/(kg·d)］ 滴滴涕 5×10-4 100 5.0×10-6 — 氯丹 5×10-4 300 0.75 0.15 灭蚊灵 2×10-4 300 0.70 0.070 艾氏剂 3×10-5 1 000 0.025 — 狄氏剂 5×10-5 100 0.050 0.005 0 异狄氏剂 3×10-4 100 0.050 0.025 七氯 5×10-4 300 0.25 0.15 六氯代苯 8×10-4 100 0.29 0.080 多氯联苯 7×10-5(Aroclor 1016) 100 0.028 0.007 0 2×10-5(Aroclor 1254) 300 0.005 0 — 2,3,7,8-TCDD 7×10-10 30 2.0×10-8 —

表 1 部分POPs经消化道摄入的阈值

无阈化学物的剂量-反应关系评价是利用人群流行病学资料估算致癌剂量与人群癌症患病率或死亡率之间的定量关系，推算化学物致癌的危险度水平。如果利用动物致癌试验的结果外推至人，需要借助数学模型，常见的3类模型是耐受分布模型、机制性模型及出现反应时间模型^[18]。美国环保局从1986年起推荐机制性模型中的线性多阶段模型，并建议采用致癌强度系数(carcinogen potency factor,CPF)来表示化学致癌物剂量与致癌反应率之间的定量关系。汇总相关研究获得的部分POPs的CPF数据见表 2^[19]。

表 2 (Table 2)

表 2 部分POPs经呼吸/口途径摄入的致癌强度系数 化学物 经吸入途径 单位风险 (μg/m3)-1 经吸入途 径斜率 ［mg/(kg·d)］-1 经口途 径斜率 ［mg/(kg·d)］-1 滴滴涕 0.000 097 0.34 0.34 氯丹 0.000 34 1.2 1.3 灭蚊灵 0.005 1 18 18 艾氏剂 0.004 9 17 17 狄氏剂 0.004 6 16 16 异狄氏剂 — — — 七氯 — 4.1 4.1 毒杀酚 0.000 34 1.2 1.2 六氯代苯 0.000 51 1.8 1.8 多氯联苯 0.000 57 2.0 2.0 2,3,7,8-TCDD 38 130 000 130 000

表 2 部分POPs经呼吸/口途径摄入的致癌强度系数

暴露评价要确定暴露剂量和暴露人群的特征。暴露剂量又分为外环境暴露剂量和人体内暴露剂量。内暴露剂量更能反映人体暴露的真实性，准确反映剂量和效应之间的关系。暴露人群的特征包括人群的年龄、性别、职业、易感性等情况。张瑜等^[20]在对氯丹、灭蚁灵污染场地进行健康风险评价的过程中，参照美国综合风险信息系统和环境保护局数据库，收集暴露参数信息包括暴露频率、暴露年限、空气吸入量、皮肤接触面积等，估算其暴露浓度、分析暴露途径，从而确定潜在的暴露人口、各暴露途径的污染物摄入量和暴露程度。王丽华^[21]在某铸造厂工人的二噁英外暴露评估中，将实测的二噁英浓度和工人呼吸量结合，呼吸量估算时考虑了工人的体力劳动强度和性别差异。 结果表明，二噁英经呼吸摄入量男性为0~0.60 pg toxic equivalency(TEQ)/(kg · d)，女性为0~0.66 pg TEQ/(kg · d)。同时估算的铸造厂附近居民个体的总二噁英暴露水平中成人为2.68 pg TEQ/(kg · d)，儿童为4.98 pg TEQ/(kg · d)。Sweetman等^[22]对英国的金属回收站、水泥生产、城市垃圾焚烧炉、垃圾填埋场等工作环境采用定点和个体空气采样器进行调查，结果表明金属回收站，特别是铝回收站的PCDD/Fs的浓度最高，为2.00~72.7 pg TEQ/m³。Lee等^[23]对中国台湾电弧厂、再生铜冶炼厂和再生铝冶炼厂环境空气中PCDD/Fs水平的调查表明，金属(铜、铝)冶炼厂的浓度高于电弧厂，分别为12.4 pg TEQ/m³和7.2 pg TEQ/m³；而且发现工人血清中PCDD/Fs的水平也是铜和铝冶炼厂的浓度较高，分别为21.5 pg TEQ/g脂肪和18.8 pg TEQ/g脂肪。此外，德国、日本、泰国^[24]、波兰^[25]、韩国^[26]等国家均进行了工业环境中PCDD/Fs水平的调查，可以看出PCDD/Fs的环境排放已得到各国普遍关注。

Pawelczyk等^[27]对波兰弗罗茨瓦夫居民饮用水中POPs的健康风险评价中，根据美国EPA推荐的步骤，收集了污染物的暴露参数。他们将研究对象分为0~6岁、7~17岁儿童和成年人，估算了3组人群的日均暴露剂量。POPs的种类较多，目前的研究仅评价了其中的一小部分，很多的POPs尚未进行暴露评价，因此，缺乏暴露参数资料。

中国的暴露参数评估工作起步较晚，段小丽、杨彦等^{[28, 29, 30]}在中国典型地区通过问卷调查、实际测量、估算等方法探索研究了居民饮水、呼吸、皮肤接触等方面的暴露参数，结果显示，中国居民接触化学物的暴露参数与国外相比存在较大差异，可能与中国环境污染特点不同，以及饮食生活习惯等方面的差异有关。中国目前尚未发布居民POPs暴露参数手册，进行POPs健康风险评价中往往参考美国等国家的暴露参数，由于污染物种类和水平的差异，会给POPs健康风险评价结果造成较大误差。因此，当务之急是组织开展全国范围内POPs暴露参数的大规模调查和研究，尽快发布适合中国居民特征的POPs暴露参数标准，为POPs健康风险评价、流行病学研究、环境风险管理等提供统一的借鉴和参考。

危险度特征分析是健康风险评价的最后步骤，是根据上述3个阶段所得的定性、定量评定结果，对有毒化学物在环境中存在时所致的健康危险度进行综合评价，分析判断人群发生某种健康危害的可能性大小，并将其作为危险决策的依据。张瑜等^[20]对氯丹、灭蚁灵污染场地进行健康风险评价的过程中，以致癌风险＜10^-6和非致癌风险＜1为基准，评价了2种污染物的风险值与联合风险。研究表明，污染地氯丹、灭蚁灵的非致癌风险(前者为1.7×10^-2，后者为1.8×10^-2)与联合非致癌风险(3.5×10^-2)均＜1，风险水平在可接受的范围内；2种污染物的致癌风险(氯丹为1.0×10^-6，灭蚁灵为2.4×10^-6)均超过了10^-6，联合致癌风险为3.4×10^-6，部分高暴露点的风险水平超过10^-5，存在较大的致癌风险。 Pawelczyk等^[27]对波兰弗罗茨瓦夫居民饮用水中POPs的健康风险评价中，评估的污染物的超额致癌风险与非致癌风险结果表明，多氯联苯的超额致癌风险在0~17岁儿童和成人均超过10^-6，存在一定的致癌风险；而滴滴涕的超额致癌风险在此次研究中均未超过10^-6，致癌风险不高。2种污染物的非致癌风险均未超过1，对人群无明显不利的非致癌健康影响。

由于POPs具有持久性、蓄积性、高毒性等特点，其对全球环境及人类健康的危害日益受到全世界的关注。很多国家已经制定相应的标准和限值防范POPs污染。虽然POPs可产生多种细胞、器官及系统损伤，甚至发生明显的致癌、致畸、致突变等健康危害，但由于缺乏环境中POPs物质的监测数据及有关POPs人群暴露参数，运用健康风险评价方法对其进行全面评估还十分困难，间接影响各国对斯德哥尔摩公约的切实履行。目前，环境保护部在“十二五”期间组织开展全国范围的多种化学物的环境和人群暴露参数调查，并将在此基础上发布暴露参数手册，期待这一工作为中国开展POPs健康风险评价工作和预防提供更多信息。