鮑佳沁，王 敏，高 曦，陳 波，張 楠，丁卓平,*

（1.上海海洋大學(xué)食品學(xué)院，上海 201306；2.上海出入境檢驗(yàn)檢疫局，上海 200135；3.復(fù)旦大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院，公共衛(wèi)生安全教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200032）

鄰苯二甲酸酯類暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究進(jìn)展

鮑佳沁1，王 敏2,*，高 曦3，陳 波3，張 楠1，丁卓平1,*

（1.上海海洋大學(xué)食品學(xué)院，上海 201306；2.上海出入境檢驗(yàn)檢疫局，上海 200135；3.復(fù)旦大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院，公共衛(wèi)生安全教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200032）

鄰苯二甲酸酯類（phthalate esters，PAEs）是一類內(nèi)分泌干擾物，具有生殖毒性。本文綜述PAEs的暴露來源和人群暴露水平。主要闡述近年來國內(nèi)外PAEs的暴露評(píng)估手段及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式。其中，采用生物監(jiān)測(cè)手段的累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估能全面反映多種PAEs暴露的累積效應(yīng)對(duì)人群的可能健康風(fēng)險(xiǎn)，是未來的研究熱點(diǎn)。

鄰苯二甲酸酯；內(nèi)分泌干擾物；生物監(jiān)測(cè)；風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估；累積暴露；危害指數(shù)

鄰苯二甲酸酯類（phthalate esters，PAEs）在工業(yè)中應(yīng)用十分廣泛，常被用作增塑劑，添加到高分子塑膠中，如軟聚氯乙烯（polyvinyl chloride polymer，PVC）等，以增強(qiáng)彈性、透明度和耐用性，而這些塑料制品被廣泛應(yīng)用于醫(yī)療器械、食品包裝材料等產(chǎn)品中。此外PAEs還被用于化妝品等個(gè)人護(hù)理產(chǎn)品中，主要作用是增加柔韌性和對(duì)皮膚的滲透性，起到護(hù)理效果。目前，全球每年增塑劑的產(chǎn)量高達(dá)數(shù)百萬噸。

近年來PAEs的慢性毒性已引起國際社會(huì)關(guān)注。PAEs是一類內(nèi)分泌干擾物，具有生殖毒性。流行病學(xué)研究顯示，長(zhǎng)期低濃度的PAEs暴露可能與生殖系統(tǒng)相關(guān)慢性疾病如男性不育、女性子宮內(nèi)膜異位癥等發(fā)生有關(guān)[1-3]。PAEs還具有胚胎毒性，高濃度的PAEs易引起男性嬰兒生殖系統(tǒng)畸形[4]。部分PAEs疑似致癌物，美國國家環(huán)境保護(hù)局（U.S. Environmental Protection Agency，USEPA）將鄰苯二甲酸二（2-乙基）己酯（bis（2-ethylhexyl） phthalate，DEHP）列為B2類致癌物質(zhì)[5]。隨著人類對(duì)PAEs毒性認(rèn)識(shí)的深入，發(fā)達(dá)國家逐步限制PAEs的使用，如減少毒性較大的鄰苯二甲酸二正丁酯（dibutyl phthalate，DBP）和DEHP使用量，使用毒性較低的鄰苯二甲酸二異壬酯（diisononyl phthalate，DINP）和鄰苯二甲酸二異癸酯（diisodecyl ortho-phthalate，DIDP）替代DEHP。而我國仍是世界上最大的PAEs消費(fèi)國，占全球總消費(fèi)量的1/4，目前仍在大量使用DBP和DEHP。

1 PAEs暴露來源

1.1 食品來源

研究證實(shí)飲食是人群PAEs的主要暴露來源[6]。幾乎所有食品都有不同程度的PAEs污染，主要來自加工運(yùn)輸過程、食品包裝材料遷移等污染。DEHP脂溶性強(qiáng)，極易污染魚、畜禽肉類等高脂肪食物，在食品中檢出率及含量均最高，平均含量約10～300 μg/kg，最高為1 000 μg/kg。其次是DBP和鄰苯二甲酸異二丁酯（diisobutyl phthalate，DIBP），在乳制品、酒類和谷物中含量相對(duì)較高。鄰苯二甲酸丁基芐基酯（benzyl butyl phthalate，BBzP）和鄰苯二甲酸二乙酯（diethyl phthalate，DEP）含量較低，在大多數(shù)食品中平均含量＜1 μg/kg或未檢出[7-8]。鄰苯二甲酸二甲酯（dimethyl phthalate，DMP）在我國食品中的檢出率和含量較高，有報(bào)道在國內(nèi)78 個(gè)食物樣本中檢出率達(dá)82%，最高含量97 μg/kg[9]，而在發(fā)達(dá)國家，DMP在食品中很少被檢出[10]。這可能與DMP在國內(nèi)被允許用于食品接觸材料，而在歐盟和美國均被禁止有關(guān)[11]。

1.2 化妝品來源

美國疾病控制與預(yù)防中心（Centers for Disease Control and Prevention，CDC）提出女性體內(nèi)較高水平PAEs暴露可能與化妝品等護(hù)理產(chǎn)品的使用有關(guān)[12]?；瘖y品中PAEs的分布與食品不同，DEP在化妝品中最常檢出且含量較高，其中香水DEP含量最高，平均約1 679 μg/g，其次是乳液和除臭劑，化妝品中其他PAEs含量都較低[13-14]。歐盟[15]和中國[16]規(guī)定在化妝品中禁止添加DBP、DEHP、鄰苯二甲酸二（2-甲氧基）乙酯（bis（2-methoxyethyl）phthalate，DMEP）、鄰苯二甲酸二戊酯（dipentyl phthalate，DPP）和BBzP，低水平PAEs應(yīng)該是污染所造成的，但是含量較高時(shí)可能是違法添加。

1.3 其他來源

除食品、化妝品外，PAEs還存在其他暴露來源，如大氣、飲水、藥物等。通過呼吸途徑主要攝入大氣灰塵中的小分子質(zhì)量PAEs（如DEP[17]），PAEs小顆粒可穿過肺泡被人體吸收。人體通過飲用被PAEs污染的生活用水，也會(huì)攝入一定量PAEs。但研究顯示大氣和飲水來源PAEs暴露量均遠(yuǎn)低于食品來源PAEs暴露量[6]。藥物和醫(yī)療用品是PAEs的特殊暴露來源，美國研究顯示口服某藥物的患者尿液DBP代謝物鄰苯二甲酸單丁酯（mono-nbutyl phthalate，MBP）濃度是未服用者的50 倍[18]。

2 PAEs暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

2.1 暴露評(píng)估手段

2.1.1 外暴露評(píng)估

外暴露評(píng)估是通過監(jiān)測(cè)包括食品、化妝品、大氣等環(huán)境PAEs水平，結(jié)合膳食調(diào)查、食物消費(fèi)量、化妝品使用量、個(gè)人生活方式等調(diào)查數(shù)據(jù)，評(píng)估PAEs的每日暴露量（estimated daily intake，EDI）（μg/（kg·d），以體質(zhì)量計(jì)，下同）。應(yīng)用該方法評(píng)估PAEs每日暴露量時(shí)，必須考慮不同接觸途徑的吸收率，如食物腸道吸收率、化妝品皮膚吸收率及保留因子等。外暴露評(píng)估能反映具體某種或某些來源的PAEs暴露水平，近年來在評(píng)估食品、化妝品等PAEs重要來源的暴露風(fēng)險(xiǎn)時(shí)被廣泛應(yīng)用。但該方法是基于環(huán)境外暴露水平之上對(duì)人體內(nèi)負(fù)荷的一種推測(cè)，存在不確定因素，不能準(zhǔn)確反映人體PAEs實(shí)際暴露量。

Sioen等[19]通過監(jiān)測(cè)食品PAEs水平和膳食調(diào)查，評(píng)估比利時(shí)成人DEHP、DBP和DIBP的平均每日膳食攝入量（estimated daily dietary intake，EDIdiet）分別為1.60、0.08、0.20 μg/（kg·d）。國內(nèi)類似研究[9]顯示成人DEHP、DBP、DIBP、DMP、DEP和 BBzP 的平均EDIdiet分別為1.600、0.703、0.505、0.092、0.051、0.022 μg/（kg·d），DBP和DMP的膳食攝入量遠(yuǎn)高于國外人群。Koniecki等[13]通過監(jiān)測(cè)化妝品PAEs水平和使用頻率調(diào)查，評(píng)估加拿大女性化妝品來源DEP日最大暴露量為78 μg/（kg·d），遠(yuǎn)高于DEHP、DBP和DMP（分別為0.82、0.36、0.03 μg/（kg·d））。Guo Ying等[20]評(píng)估了國內(nèi)人群化妝品來源6 種PAEs暴露量，其中，DEP的暴露量也最大，達(dá)44.4 μg/d。

2.1.2 內(nèi)暴露 評(píng)估

PAEs進(jìn)入人體后被迅速水解、氧化，短鏈PAEs主要生成單酯類一級(jí)代謝產(chǎn)物，如DEP和DBP的代謝物分別為鄰苯二甲酸乙酯（monoethyl phthalate，MEP）和MBP，長(zhǎng)鏈PAEs生成的單酯還可進(jìn)一步羥基化和氧化生成二級(jí)代謝產(chǎn)物[21]。短鏈PAEs的單酯代謝物和長(zhǎng)鏈PAEs的二級(jí)代謝物在體內(nèi)的濃度較高，更為敏感，常作為生物標(biāo)志物反映PAEs的暴露量。內(nèi)暴露評(píng)估，即生物監(jiān)測(cè)法，通過監(jiān)測(cè)人體樣本（如24 h尿液、血液，乳汁）中PAEs生物標(biāo)志物濃度，結(jié)合各代謝物與對(duì)應(yīng)PAEs相關(guān)系數(shù)換算得到對(duì)應(yīng)PAEs的每日暴露量。該方法通過生物標(biāo)志物直接評(píng)估人體內(nèi)暴露，能準(zhǔn)確反映所有暴露來源PAEs總暴露量，即使外部暴露來源未知，也不受影響。近年來，越來越多研究采用生物監(jiān)測(cè)法評(píng)估人群所有來源PAEs的總暴露水平。有研究已建立多種PAEs代謝物的敏感檢測(cè)方法，最常采用液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法（liquid chromatography-tandem mass spectrometry，LC-MS-MS）[22-23]，但PAEs生物標(biāo)志物研究還不夠成熟，某些PAEs（如DINP、DIDP等）代謝過程較復(fù)雜，生物標(biāo)志物還未確定[24]，給內(nèi)暴露評(píng)估造成一定困難。

生物監(jiān)測(cè)研究顯示美國成人DEP和DEHP的EDI范圍分別為5.5～11.4、2.2～7.4 μg/（kg·d）[25]。2002—2008年，發(fā)達(dá)國家人群PAEs代謝物的分布已發(fā)生變化，尿液DEHP和DBP代謝物濃度下降，DINP代謝物濃度上升，這與發(fā)達(dá)國家近年來減少DEHP和DBP使用量，使用DINP代替DEHP有關(guān)[26]。國內(nèi)人群DBP、DEP、DEHP和DMP的平均EDI分別為12.2、3.8、5、1.2 μg/（kg·d）[27]。以上研究顯示，我國DEHP和DEP的平均EDI值與發(fā)達(dá)國家相似，但DBP分別約為美國（1.0 μg/（kg·d））[28]的12倍和日本（1.7 μg/（kg·d））[29]的7 倍，可能與DBP在國內(nèi)的使用量較大有關(guān)。

2.2 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式

采用膳食調(diào)查等外暴露手段或生物監(jiān)測(cè)方法評(píng)估PAEs每日暴露量后，可進(jìn)一步開展PAEs暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，其模式有單一和累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式兩種。

2.2.1 單一風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式

單一模式下的PAEs暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估只針對(duì)單一化學(xué)物，將每種PAEs的每日暴露量與各自的參考限值（reference value，RV），如EPA的每日可耐受量（tolerable daily intake，TDI）、歐洲食品安全局（European Food Safety Authority，EFSA）的參考劑量（reference dose，RfD）等比較，若低于參考限值，則說明暴露基本不存在健康風(fēng)險(xiǎn)，反之則說明存在健康風(fēng)險(xiǎn)，必須降低暴露量。

單一風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究顯示人群每種PAEs膳食暴露量雖然均低于各自的參考限值，但部分已十分接近，如Sioen等[19]的研究顯示部分比利時(shí)兒童DEHP的EDIdiet高達(dá)TDI的80%，如考慮環(huán)境等其他來源，DEHP的總暴露量極有可能超過參考限值。最近，國內(nèi)一項(xiàng)研究[30]對(duì)大學(xué)生經(jīng)塑料瓶裝飲料攝入DBP和DEHP的日暴露量進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，調(diào)查對(duì)象的每日攝入量均低于TDI，表明塑料瓶裝飲料來源DBP和DEHP對(duì)健康產(chǎn)生不良作用的可能性很小，而運(yùn)用蒙特卡洛概率模型模擬大學(xué)生群體DBP和DEHP暴露及風(fēng)險(xiǎn)的結(jié)果顯示0.1%的大學(xué)生DBP攝入可能存在一定的生殖風(fēng)險(xiǎn)，而DEHP的攝入水平相對(duì)安全。韓國一項(xiàng)研究[14]顯示人群化妝品來源每種PAEs暴露量均遠(yuǎn)低于各自的參考限值，暴露水平最高的DEP日均暴露量也僅為0.6 μg/（kg·d），遠(yuǎn)低于世界衛(wèi)生組織（World Health Organization，WHO）的TDI：5 mg/（kg·d）。

基于生物監(jiān)測(cè)的單一風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究顯示成人PAEs平均EDI均低于參考限值，但部分人群某些PAEs的EDI已經(jīng)超過TDI或RfD，具有一定健康風(fēng)險(xiǎn)。有報(bào)道31%的德國人群DEHP的EDI超過EPA的TDI：20 μg/（kg·d），最高達(dá)52.1 μg/（kg·d）[31]，39%的中國成人DBP的EDI超過了EFSA安全限量：10 μg/（kg·d）[27]。兒童、嬰幼兒、孕婦等是PAEs暴露的高危人群。兒童、嬰幼兒尿液PAEs代謝物濃度高于成人，中國兒童DEHP的平均EDI已超過EPA的TDI，達(dá)20.7 μg/（kg·d）[27]，這可能與兒童、嬰幼兒體質(zhì)量更小及頻繁接觸塑料玩具有關(guān)[32]。兒童、嬰幼兒的生殖發(fā)育系統(tǒng)尚未成熟，高水平PAEs暴露更易對(duì)其造成傷害。有報(bào)道30%的孕婦DEHP的EDI超過參考限值，孕婦高水平PAEs暴露會(huì)對(duì)胎兒造成不利影響[33]。另外，一些特殊環(huán)境工作者，如美容沙龍人員，長(zhǎng)期接觸含PAEs的護(hù)理產(chǎn)品，PAEs暴露水平高于一般人群[34]。

2.2.2 累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式

累積暴露指的是兩種或兩種以上可引起相同健康效應(yīng)的化學(xué)物通過不同途徑和媒介共同引起的總暴露，其對(duì)應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估為累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[35]。PAEs類物質(zhì)具有相同的健康效應(yīng)，單一PAEs的暴露可能不會(huì)對(duì)人體構(gòu)成風(fēng)險(xiǎn)，但多種PAEs的累積暴露使類雌激素效應(yīng)增加，累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估能反映多種PAEs的累積效應(yīng)對(duì)人群的可能健康風(fēng)險(xiǎn)。2008年起，發(fā)達(dá)國家逐漸開展PAEs累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。目前，PAEs的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估正從單一模式逐步轉(zhuǎn)為累積模式。

危害指數(shù)（harzard index，HI）法是最常用的累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，美國食品藥物管理局（Food and Drug Administration，F(xiàn)DA）認(rèn)定，當(dāng)HI≥1時(shí)說明PAEs暴露存在健康風(fēng)險(xiǎn)，HI＜1則認(rèn)為PAEs的接觸相對(duì)安全[36]。HI的計(jì)算公式如下：

式中：RVi為第i種PAE的參考限值；EDIi為第i種PAE的每日暴露量，HQi為第i種PAE的危害商。

表1 近年來國內(nèi)外PAEs累積暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究Table1 Recent studies on cumulative PAE exposure assessment

表1顯示了近年來國內(nèi)外PAEs累積暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的幾項(xiàng)研究概況[37-40]。國外PAEs累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估顯示部分人群多種PAEs的累積暴露已存在健康風(fēng)險(xiǎn)。韓國的研究[39]通過生物監(jiān)測(cè)法獲得的評(píng)估結(jié)果高于外暴露，表明外暴露評(píng)估不全面，還存在環(huán)境和食物外其他PAEs暴露來源。我國對(duì)PAEs累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估尚處于起步階段，僅有一項(xiàng)累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究[40]，并且只考慮了化妝品來源的PAEs暴露。國內(nèi)尚未見基于生物監(jiān)測(cè)的PAEs累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究。

3 結(jié) 語

外暴露評(píng)估手段通過監(jiān)測(cè)食品、化妝品、大氣等環(huán)境PAEs水平，評(píng)估人群PAEs暴露量。雖然不夠準(zhǔn)確、全面，但能夠明確PAEs暴露的具體來源，為日常監(jiān)管提供依據(jù)。內(nèi)暴露評(píng)估手段，即生物監(jiān)測(cè)法，通過生物標(biāo)志物直接評(píng)估人體內(nèi)暴露，能更準(zhǔn)確評(píng)估人群所有來源PAEs的總暴露水平。但DIDP、DINP等PAEs體內(nèi)代謝過程比較復(fù)雜，未來需進(jìn)一步明確其生物標(biāo)志物，以利于內(nèi)暴露評(píng)估的開展。

根據(jù)人群PAEs的暴露量，可進(jìn)一步開展PAEs暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，其模式有單一和累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式兩種。其中，累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的模式能反映多種PAEs暴露的累積效應(yīng)對(duì)人群的可能健康風(fēng)險(xiǎn)。而基于生物監(jiān)測(cè)法的累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，準(zhǔn)確性高，評(píng)估全面，是今后的研究方向。目前國外已逐步開展基于生物監(jiān)測(cè)的PAEs累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。而我國尚處于起步階段，未來應(yīng)盡快在國內(nèi)開展結(jié)合生物監(jiān)測(cè)的PAEs累積暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，全面準(zhǔn)確地分析我國人群PAEs的暴露風(fēng)險(xiǎn)，以利于PAEs的風(fēng)險(xiǎn)管控。

近年來，國內(nèi)外PAEs暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究顯示，部分人群?jiǎn)我籔AEs的暴露水平超過相應(yīng)參考限值，多種PAEs的累積暴露已存在健康風(fēng)險(xiǎn)，必須采取必要措施降低PAEs的暴露量。飲食是PAEs暴露的主要來源，因此PAEs風(fēng)險(xiǎn)管控更應(yīng)關(guān)注一日三餐。其中，食品接觸材料的污染不容小覷，政府部門應(yīng)加緊監(jiān)管，嚴(yán)控食品接觸材料中PVC的使用。

[1] LI Shuguang, DAI Jican, ZHANG Liqian, et al. An association of elevated serum prolactin with phthalate exposure in adult men[J]. Biomedical and Environmental Sciences, 2011, 24(1): 31-39.

[2] 劉霞, 曹佳. 環(huán)境污染物鄰苯二甲酸酯致男性生殖損害的研究進(jìn)展[J].癌變 畸變 突變, 2009, 21(4): 320-323.

[3] COBELLIS L, LATINI G, de FELICE C, et al. High plasma concentrations of di-(2-ethylhexyl)-phthalate in women with endometriosis[J]. Human Reproduction, 2003, 18(7): 1512-1515.

[4] SWAN S H, MAIN K M, LIU F, et al. Decrease in anogenital distance among male infants with prenatal phthalate exposure[J]. Environmental Health Perspectives, 2005, 113(8): 1056-1061.

[5] MELNICK R L. Is peroxisome proliferation an obligatory precursor step in the carcinogenicity of di (2-ethylhexyl) phthalate (DEHP)?[J]. Environmental Health Perspectives, 2001, 109(5): 437-442.

[6] FROMME H, GRUBER L, SCHLUMMER M, et al. Intake of phthalates and di(2-ethylhexyl) adipate: Results of the Integrated Exposure Assessment Survey based on duplicate diet samples and biomonitoring data[J]. Environment International, 2007, 33(8): 1012-1020.

[7] FIERENS T, SERVAES K, van HOLDERBEKE M, et al. Analysis of phthalates in food products and packaging materials sold on the Belgian market[J]. Food and Chemical Toxicology, 2012, 50(7): 2575-2583.

[8] 柴麗月, 辛志宏, 蔡晶, 等. 食品中鄰苯二甲酸酯類增塑劑含量的測(cè)定[J]. 食品科學(xué), 2008, 29(7): 362-365.

[9] GUO Ying, ZHANG Zifeng, LIU Liyan, et al. Occurrence and profiles of phthalates in foodstuffs from china and their implications for human exposure[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2012, 60(27): 6913-6919.

[10] WORMUTH M, SCHERINGER M, VOLLENWEIDER M, et al. What are the sources of exposure to eight frequently used phthalic acid esters in Europeans?[J]. Risk Analysis, 2006, 26(3): 803-824.

[11] 劉曉毅, 蔣可心, 石維妮. 國內(nèi)外食品接觸材料中鄰苯二甲酸酯類塑化劑遷移限量對(duì)比分析[J]. 食品工業(yè)科技, 2011, 32(10): 397-446.

[12] BLOUNT B C, MILGRAM K E, SILVA M J, et al. Quantitative detection of eight phthalate metabolites in human urine using HPLCAPCI-MS/MS[J]. Analytical Chemistry, 2000, 72(17): 4127-4134.

[13] KONIECKI D, WANG R, MOODY R P, et al. Phthalates in cosmetic and personal care products: concentrations and possible dermal exposure[J]. Environmental Research, 2011, 111(3): 329-336.

[14] KOO H J, LEE B M. Estimated exposure to phthalates in cosmetics and risk assessment[J]. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A, 2004, 67(23/24): 1901-1914.

[15] European Commission. Regulation (EC) No 1223/2009 of the European parliament and the council of 30 November 2009 on cosmetic products[J]. Official Journal of the European Union, 2009, 342: 59-66.

[16] 中華人民共和國衛(wèi)生部. 化妝品衛(wèi)生規(guī)范[M]. 北京: 軍事醫(yī)學(xué)科學(xué)出版社, 2007: 40.

[17] MARTINE B, CENDRINE D, FABRICE A, et al. Assessment of adult human exposure to phthalate esters in the urban centre of Paris (France)[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2013, 90(1): 91-96.

[18] HERNáNDEZ-DíAZ S, MITCHELL A A, KELLEY K E, et al. Medications as a potential source of exposure to phthalates in the US population[J]. Environmental Health Perspectives, 2009, 117(2): 185-189.

[19] SIOEN I, FIERENS T, van HOLDERBEKE M, et al. Phthalates dietary exposure and food sources for Belgian preschool children and adults[J]. Environment international, 2012, 48: 102-108.

[20] GUO Ying, WANG Lei , KANNAN K. Phthalates and parabens in personal care products from China: concentrations and human exposure[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2014, 66(1): 113-119.

[21] SILVA M J, BARR D B, REIDY J A, et al. Glucuronidation patterns of common urinary and serum monoester phthalate metabolites[J]. Archives of toxicology, 2003, 77(10): 561-567.

[22] SILVA M J, MALEK N A, HODGE C C, et al. Improved quantitative detection of 11 urinary phthalate metabolites in humans using liquid chromatography-atmospheric pressure chemical ionization tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography B, 2003, 789(2): 393-404.

[23] TRANFO G, PAPALEO B, CAPOROSSI L, et al. Urinary metabolite concentrations of phthalate metabolites in Central Italy healthy volunteers determined by a validated HPLC/MS/MS analytical method[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 2013, 216(4): 481-485.

[24] LATINI G. Monitoring phthalate exposure in humans[J]. Clinica Chimica Acta, 2005, 361(1): 20-29.

[25] CALAFAT A M, MCKEE R H. Integrating biomonitoring exposure data into the risk assessment process: phthalates [diethyl phthalate and di (2-ethylhexyl) phthalate] as a case study[J]. Environmental Health Perspectives, 2006, 114(11): 1783-1789.

[26] G?EN T, DOBLER L, KOSCHORRECK J, et al. Trends of the internal phthalate exposure of young adults in Germany-follow-up of a retrospective human biomonitoring study[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 2011, 215(1): 36-45.

[27] GUO Ying, WU Qian, KANNAN K. Phthalate metabolites in urine from China, and implications for human exposures[J]. Environment International, 2011, 37(5): 893-898.

[28] MARSEE K, WOODRUFF T J, AXELRAD D A, et al. Estimated daily phthalate exposures in a population of mothers of male infants exhibiting reduced anogenital distance[J]. Environmental Health Perspectives, 2006, 114(6): 805-809.

[29] ITOH H, YOSHIDA K, MASUNAGA S. Quantitative identification of unknown exposure pathways of phthalates based on measuring their metabolites in human urine[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(13): 4542-4547.

[30] 陳莉莉, 李荔群, 張勵(lì)倩, 等. 塑料瓶裝飲料中鄰苯二甲酸二丁酯和鄰苯二甲酸-(2-乙基己基)酯含量及其對(duì)大學(xué)生的潛在暴露風(fēng)險(xiǎn)[J].環(huán)境與職業(yè)醫(yī)學(xué), 2012, 29(9): 543-547.

[31] KOCH H M, ROSSBACH B, DREXLER H, et al. Internal exposure of the general population to DEHP and other phthalates-determination of secondary and primary phthalate monoester metabolites in urine[J]. Environmental Research, 2003, 93(2): 177-185.

[32] 朱效寧, 金玉娥, 鄔春華, 等. 某地區(qū)2歲幼兒的鄰苯二甲酸酯暴露水平及其影響因素[J]. 環(huán)境與職業(yè)醫(yī)學(xué), 2013, 30(6): 405-410.

[33] ZEMAN F A, BOUDET C, TACK K, et al. Exposure assessment of phthalates in French pregnant women: results of the ELFE pilot study[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 2013, 216(3): 271-279.

[34] PAK V M, MCCAULEY L A. Risks of phthalate exposure among the general population: implications for occupational health nurses[J]. AAOHN Journal, 2007, 55(1): 12-17.

[35] National Research Council, Committee on Pesticides in the Diets of Infants and Children. Pesticides in the diets of infants and children[M]. Washington: National Academy Press, 1993: 135-136.

[36] National Research Council of the National Academies. Phthalates and cumulative risk assessment: the task ahead[M]. Washington DC: National Academies Press, 2008: 68-99.

[37] SELMA K K, HANNE F, ANNA-MARIA A, et al. Estimated daily intake and hazard quotients and indices of phthtalate diesters for young Danish men[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(1): 706-712.

[38] KOCH H M, WITTASSEK M, BRüNING T, et al. Exposure to phthalates in 5-6 years old primary school starters in Germany-a human biomonitoring study and a cumulative risk assessment[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 2011, 214(3): 188-195.

[39] LEE J, LEE J H, KIM C K, et al. Childhood exposure to DEHP, DBP and BBP under existing chemical management systems: a comparative study of sources of childhood exposure in Korea and in Denmark[J]. Environment International, 2014, 63: 77-91.

[40] 楊柳, 王敏, 楊捷琳, 等. 化妝品中鄰苯二甲酸酯類物質(zhì)對(duì)女大學(xué)生的累積暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 環(huán)境與職業(yè)醫(yī)學(xué), 2014, 31(1): 1-6.

Progress in Risk Assessment of Human Phthalate Ester Exposure

BAO Jia-qin1, WANG Min2,*, GAO Xi3, CHEN Bo3, ZHANG Nan1, DING Zhuo-ping1,*
(1. College of Food Science and Technology, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China; 2. Shanghai Entry-Exit Inspection and Quarantine Bureau, Shanghai 200135, China; 3. Key Laboratory of Public Health Safety, Ministry of Education, School of Public Health, Fudan University, Shanghai 200032, China)

Phthalate esters (PAEs) are endocrine disrupting chemicals having reproductive toxicity. In this paper, the exposure sources of PAEs and the human exposure levels are reviewed. Approaches to assess human PAE exposure and risk assessment modes in recent years are described. Cumulative risk assessment based on bio-monitoring can completely reflect the cumulative adverse effect of several PAEs on human health, which will become a hot topic in the future.

phthalate esters; endocrine disrupting chemicals; biomonitoring; risk assessment; cumulative exposure; harzard index (HI)

TS201.6

A

1002-6630（2014）23-0337-05

10.7506/spkx1002-6630-201423065

2014-02-16

鮑佳沁（1990—），女，碩士研究生，研究方向?yàn)槭称窢I養(yǎng)與安全。E-mail：sp_baojq@163.com

*通信作者：王敏（1972—），女，主任醫(yī)師，碩士，研究方向?yàn)槭称沸l(wèi)生。E-mail：wangm@shciq.gov.cn

丁卓平（1957—），女，教授，本科，研究方向?yàn)槭称窢I養(yǎng)與安全。E-mail：zpding@shou.edu.cn