吳 靜，于海斌，張靜星，鄭曉燕，袁 懋

中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站,北京 100012

氯化石蠟(chlorinated paraffins,CPs)具有揮發(fā)性低、電絕緣性好、價(jià)格低廉等特點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用于工業(yè)生產(chǎn)中的塑料添加劑、阻燃劑、金屬加工潤(rùn)滑劑或皮革加脂劑等[1].CPs 碳鏈長(zhǎng)度通常在10～30 個(gè)碳原子，其中短鏈氯化石蠟(short chain chlorinated paraffins,SCCPs)的碳原子數(shù)在10～13 之間.SCCPs 具有持久性、長(zhǎng)距離遷移性、生物蓄積與毒性，且具有潛在的致癌特性.2017 年5 月，SCCPs 被《斯德哥爾摩公約》(簡(jiǎn)稱(chēng)“《公約》”)持久性有機(jī)污染物(persistent organic pollutants,POPs)審查委員會(huì)列入附件A，正式成為新增POPs，《公約》要求締約方限制其生產(chǎn)和使用[2].

自20 世紀(jì)30 年代起，CPs 在全球范圍內(nèi)開(kāi)始被大量生產(chǎn)和使用，至1985 年CPs 的全球產(chǎn)量已經(jīng)達(dá)30×104t.自20 世紀(jì)90 年代開(kāi)始，世界環(huán)境保護(hù)組織和世界衛(wèi)生組織開(kāi)始逐漸意識(shí)到SCCPs 的一些物化性質(zhì)與傳統(tǒng)POPs 十分類(lèi)似，歐盟以及北美等地區(qū)自此開(kāi)始限制SCCPs 的生產(chǎn)及使用[3-4].美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)于1995 年將SCCPs 加入有毒物質(zhì)排放清單(Toxics Release Inventory,TRI)，并限制了含SCCPs產(chǎn)品的生產(chǎn)、加工、出口等[5].我國(guó)于20 世紀(jì)50 年代起生產(chǎn)CPs，由于塑料制品需求量日益增多，至2009年，CPs 在我國(guó)的年產(chǎn)量為60×104～100×104t[6]，部分CPs 產(chǎn)品中SCCPs 占比在80%以上[5].SCCPs 會(huì)隨著產(chǎn)品的生產(chǎn)與使用進(jìn)入到環(huán)境中，并在各種環(huán)境介質(zhì)中長(zhǎng)期賦存，進(jìn)而對(duì)生態(tài)環(huán)境與健康造成潛在的風(fēng)險(xiǎn)[7]，而我國(guó)尚未嚴(yán)格管控SCCPs 產(chǎn)品的生產(chǎn)與使用.目前，我國(guó)已有大量學(xué)者對(duì)SCCPs 在各種環(huán)境介質(zhì)中的環(huán)境賦存及環(huán)境行為開(kāi)展研究，但對(duì)SCCPs的環(huán)境健康效應(yīng)等研究較為鮮見(jiàn).而SCCPs 的分析方法直接決定了分析結(jié)果的準(zhǔn)確性，是研究SCCPs環(huán)境行為與健康效應(yīng)的基礎(chǔ).因此，該研究將對(duì)SCCPs 的分析方法、環(huán)境行為，及其對(duì)環(huán)境健康效應(yīng)的最新研究進(jìn)展進(jìn)行綜述，以期為開(kāi)展相關(guān)研究以及我國(guó)管控CPs 類(lèi)等新污染物提供參考，也為我國(guó)落實(shí)“十四五”生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)工作中的新污染物治理與監(jiān)測(cè)提供參考依據(jù).

1 SCCPs 的分析方法

環(huán)境及生物中SCCPs 的檢測(cè)步驟通常包括樣品的萃取、凈化、前處理、色譜分離、質(zhì)譜檢測(cè)以及定量分析等.由于SCCPs 的結(jié)構(gòu)十分復(fù)雜，且氯原子的位置及氯化比例不固定，容易導(dǎo)致氯化過(guò)程中產(chǎn)生復(fù)雜的同系物與異構(gòu)體等，因此目前國(guó)內(nèi)外并無(wú)檢測(cè)SCCPs 的標(biāo)準(zhǔn)分析方法[3,8-10].目前，利用色譜與質(zhì)譜對(duì)SCCPs 進(jìn)行定量分析取得了較大進(jìn)展[11-19]，常見(jiàn)的SCCPs 分析方法的適用范圍及優(yōu)缺點(diǎn)如表1 所示.

表1 SCCPs 的常見(jiàn)分析方法特征Table 1 Common analytical methods of SCCPs

氣相色譜-電子捕獲檢測(cè)器(gas chromatographyelectron capture detection,GC-ECD)法測(cè)定SCCPs 的靈敏度較高.但由于GC-ECD 缺乏選擇性，易受到其他含氯物干擾，因此GC-ECD 很少用于環(huán)境介質(zhì)中SCCPs 的定量分析[11].而全二維氣相色譜(GC×GC)結(jié)合了線性程序升溫和色譜柱間固定相極性的改變，可實(shí)現(xiàn)待測(cè)物質(zhì)的正交分離.GC×GC 峰容量大，分辨率和靈敏度高，適合分析復(fù)雜樣品，可彌補(bǔ)ECD 的不足[12].Xia 等[12]將GC×GC 與ECD 聯(lián)用優(yōu)化了SCCPs的檢測(cè)方法，并將該方法用于檢測(cè)魚(yú)體中的SCCPs.

氣相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜(gas chromatography-mass spectrometry,GC-MS)法在化工產(chǎn)品與不同介質(zhì)的環(huán)境樣品中應(yīng)用較為廣泛[13-14]，可直接測(cè)定SCCPs 的總含量，操作簡(jiǎn)單.GC-ECNI-MS 法測(cè)定SCCPs 時(shí)可依據(jù)標(biāo)準(zhǔn)品，嚴(yán)格控制保留時(shí)間和豐度比以減少和避免不同SCCPs 單體之間造成的相互重疊與干擾[8].Tomy 等[8]將氣相色譜-負(fù)化學(xué)離子源-質(zhì)譜(gas chromatography-negative chemical ionization-mass spectrometry,GC-NCI-MS)法應(yīng)用到SCCPs 及同系物組分的定性與定量.Reth 等[15]使用氣相色譜-電子捕獲負(fù)離子源-質(zhì)譜(gas chromatography-electron capture negative ionization-mass spectrometry,GC-ECNI-MS)對(duì)CPs 的標(biāo)準(zhǔn)品進(jìn)行檢測(cè)，結(jié)果表明，ECNI 在電離時(shí)MCCPs 與SCCPs 單體會(huì)產(chǎn)生質(zhì)核比相似的碎片離子，因此在測(cè)定SCCPs 時(shí)MCCPs 會(huì)干擾其測(cè)定結(jié)果[15].ECNI-MS 由于離子源所限，對(duì)氯原子數(shù)小于5的CPs 單體沒(méi)有響應(yīng)[15].

Gao 等[16]建立了氣相色譜-串聯(lián)高分辨四級(jí)桿飛行時(shí)間質(zhì)譜(gas chromatography-quadrupole time of flight-high resolution mass spectrometry,GC-QTOFHRMS)法測(cè)定CPs，該方法利用TOF 在全掃模式下，結(jié)合ECNI 分析CPs 含量.通過(guò)提取CPs 碎片離子的精確質(zhì)量數(shù)，GC-QTOF 可以將名義質(zhì)量上有重合的SCCPs 和MCCPs 特征離子進(jìn)行區(qū)分，進(jìn)而利用氯含量和響應(yīng)因子的線性關(guān)系對(duì)SCCPs 和MCCPs 定量.GC-QTOF-HRMS 同時(shí)可以消除基質(zhì)干擾，也可降低分析測(cè)定時(shí)的基質(zhì)效應(yīng)[16].Xia 等[17]在GC×GC-ECD檢測(cè)SCCPs 方法的基礎(chǔ)上建立了GC×GC-ECNIHRTOF-MS 法測(cè)量CPs，最大限度地將SCCPs 與MCCPs 區(qū)分，并減少了基質(zhì)干擾，該方法可應(yīng)用于沉積物與魚(yú)肉中CPs 的檢測(cè) .

目前，常用的SCCPs 分析測(cè)試方法均有一定局限性，如GC-ECD 法的選擇性和特異性較局限，易對(duì)分析結(jié)果造成假陽(yáng)性誤判，低分辨質(zhì)譜無(wú)法區(qū)分部分分子量接近的低氯代MCCPs 與高氯代SCCPs.因此，目前國(guó)內(nèi)SCCPs 分析方法的發(fā)展趨勢(shì)為由低分辨質(zhì)譜向高分辨質(zhì)譜發(fā)展，而高分辨質(zhì)譜雖能將SCCPs的干擾降低，但由于價(jià)格較高而普適性不廣，因此SCCPs 的分析方法仍有待進(jìn)一步深入研究.

2 SCCPs 在生物體內(nèi)的環(huán)境行為與健康效應(yīng)

2.1 SCCPs 在生物體內(nèi)的環(huán)境行為

SCCPs 具有長(zhǎng)距離遷移與生物蓄積特性，因此SCCPs 可在全球范圍內(nèi)的動(dòng)物體內(nèi)檢出，并且因其具有持久性，可以長(zhǎng)期在生物體內(nèi)蓄積[15,20].近年來(lái)，有關(guān)SCCPs 在生物體內(nèi)賦存的報(bào)道主要集中在極地地區(qū)和中國(guó).在極地地區(qū)，Boreen 等[20]對(duì)挪威境內(nèi)紅蛙、娃魚(yú)和鰭魚(yú)等食用魚(yú)的研究發(fā)現(xiàn)，其體內(nèi)SCCPs含量在108～3 700 ng/g (以脂質(zhì)量計(jì))之間，且魚(yú)體內(nèi)SCCPs 含量與工業(yè)區(qū)的距離呈正相關(guān).Li 等[21]對(duì)南極法爾茲半島上生物樣品的研究表明，動(dòng)物樣品中SCCPs 含量在40.2～257 ng/g (以干質(zhì)量計(jì))之間，并且在南極帽貝和南極骨螺之間呈生物放大現(xiàn)象.在中國(guó)，Ma 等[22]對(duì)遼東海灣的浮游動(dòng)物-無(wú)脊椎動(dòng)物-魚(yú)食物網(wǎng)進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)SCCPs 的含量為86～4 400 ng/g (以濕質(zhì)量計(jì))，且在所有CPs 同系物中C10Cl5和C11Cl5單體占比較大，在食物鏈中呈生物放大現(xiàn)象.Zeng 等[23]在北京高碑店湖中發(fā)現(xiàn)，不同類(lèi)型的魚(yú)體內(nèi)賦存較高含量的SCCPs，且SCCPs 含量隨營(yíng)養(yǎng)級(jí)呈放大趨勢(shì).

2.2 SCCPs 的毒性效應(yīng)

SCCPs 具有生物蓄積與生物放大效應(yīng)的環(huán)境行為特征，并且SCCPs 在環(huán)境中的長(zhǎng)期賦存還將對(duì)生物體造成潛在的毒性危害[24-28]，通過(guò)暴露研究得到的SCCPs 毒性效應(yīng)如表2 所示，但目前關(guān)于SCCPs 對(duì)生物體的毒性效應(yīng)研究十分有限.研究表明，SCCPs對(duì)大鼠的無(wú)可見(jiàn)效應(yīng)濃度(NOEC)為10 mg/(kg·d)[24].Bucher 等[25]用氯化度60%的C12同系物對(duì)小鼠灌胃2年，得到最低觀察效應(yīng)水平(LOEC)為125 mg/(kg·d)，并發(fā)現(xiàn)SCCPs 對(duì)F344/N 大鼠和B6C3F1 小鼠均具有致癌性[25].SCCPs 在生物體內(nèi)的毒作用靶器官為肝、腎、甲狀腺和甲狀旁腺等[26].研究發(fā)現(xiàn)，SCCPs 可導(dǎo)致大、小鼠肝肥大，同時(shí)可導(dǎo)致血漿中甲狀腺激素增加[24,27]；且對(duì)于雄性大鼠，SCCPs 可增加其腎臟質(zhì)量和腎管狀嗜酸細(xì)胞數(shù)量[24].李勛等[28]將大鼠分別暴露于SCCPs 占比不同的兩種CPs 商品，發(fā)現(xiàn)在大鼠的攝食與體重?zé)o明顯變化的情況下，暴露最終可導(dǎo)致大鼠出現(xiàn)肝細(xì)胞腫脹、水樣變性及胞質(zhì)疏散的病理現(xiàn)象；并且在大鼠腎臟和肺部器官分別發(fā)現(xiàn)腎小管腫脹、腎小球萎縮、腎小球玻璃樣變癥狀以及肺泡隔增厚、炎癥細(xì)胞浸潤(rùn)等肺組織病理學(xué)改變現(xiàn)象.SCCPs的暴露可誘導(dǎo)鼠類(lèi)肝臟與甲狀腺發(fā)生腫瘤病變，并且隨著暴露劑量的增加，鼠類(lèi)腎臟腺瘤和癌癥的發(fā)病率也將升高[24-25].SCCPs 對(duì)生物體具有毒性效應(yīng)，對(duì)人體健康同樣可帶來(lái)潛在的風(fēng)險(xiǎn)，因此亟需進(jìn)一步研究SCCPs 在生物體以及人體內(nèi)的環(huán)境賦存與毒性效應(yīng)，為我國(guó)關(guān)于SCCPs 的環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究奠定基礎(chǔ).

表2 SCCPs 暴露的毒性效應(yīng)匯總Table 2 Summary of the exposed toxic effects of SCCPs

2.3 SCCPs 的人體暴露風(fēng)險(xiǎn)研究

SCCPs 對(duì)生物體和人體具有潛在的毒性效應(yīng)，CPs 在生產(chǎn)與使用中會(huì)導(dǎo)致其排放到環(huán)境中，進(jìn)而引起SCCPs 的環(huán)境暴露，危害人體健康.空氣、灰塵、顆粒物、飲食以及飲用水所含的CPs 均可引起人體的CPs 暴露[36-42].空氣和顆粒物中的SCCPs 可通過(guò)呼吸系統(tǒng)被攝入人體，人類(lèi)還可通過(guò)皮膚接觸進(jìn)行SCCPs 的灰塵外暴露，也可通過(guò)徑口攝入水與食物攝取SCCPs，因此SCCPs 可在人體內(nèi)長(zhǎng)期蓄積[43-49].

Harada 等[36]對(duì)北京市SCCPs 膳食暴露研究發(fā)現(xiàn)，1993?2009 年SCCPs 在北京市膳食暴露量增長(zhǎng)超過(guò)20 倍，但東京和首爾的SCCPs 膳食暴露量變化不大.近年來(lái)，環(huán)境介質(zhì)中的CPs 在人體內(nèi)的暴露濃度如表3 所示.Harada 等[36-37]利用分析結(jié)果對(duì)飲用水、奶粉和雙份飯中SCCPs 在人體的暴露量做了計(jì)算，發(fā)現(xiàn)成人膳食攝入SCCPs 水平〔幾何平均數(shù)=611 ng/(kg·d) (以體質(zhì)量計(jì))〕與2009 年北京市居民膳食暴露于SCCPs 的量相當(dāng)，但比2007 年日本東京和韓國(guó)首爾居民膳食SCCPs 暴露量高一個(gè)數(shù)量級(jí).Gao等[37]通過(guò)計(jì)算發(fā)現(xiàn)，1～2 歲的幼兒與成人通過(guò)膳食攝入CPs 的量相差不大.

表3 我國(guó)環(huán)境介質(zhì)中CPs 在人體內(nèi)的暴露濃度Table 3 Summary of CP concentrations in different matrices which posed exposure risks for human in China

研究[38]表明，相比于成人，灰塵和空氣內(nèi)更易引起幼兒的CPs 環(huán)境外暴露，1～2 歲幼兒的暴露水平為0.49 〔ng/(kg·d)(以體質(zhì)量計(jì))〕，遠(yuǎn)高于成人〔0.06 ng/(kg·d)(以體質(zhì)量計(jì))〕.對(duì)北京市室內(nèi)空氣、建筑玻璃表面有機(jī)膜與室內(nèi)灰塵中CPs 的研究[37,39-40]發(fā)現(xiàn)：在室內(nèi)空氣樣品中均檢測(cè)到SCCPs，其含量(幾何平均數(shù)=0.23 μg/m3)顯著高于室外SCCPs 含量；對(duì)于建筑玻璃表面有機(jī)膜，SCCPs 濃度在室內(nèi)側(cè)高于室外.綜上，室內(nèi)同樣存在SCCPs 的環(huán)境暴露風(fēng)險(xiǎn).普通人群在室內(nèi)環(huán)境的時(shí)間通常大于室外環(huán)境，因此室內(nèi)灰塵和空氣對(duì)人體的暴露風(fēng)險(xiǎn)值得進(jìn)一步關(guān)注.Huang等[41]研究了北京市室內(nèi)外顆粒物(PM10、PM2.5和PM1.0)中的SCCPs 和MCCPs，結(jié)果表明，室內(nèi)SCCPs和MCCPs 濃度均高于室外，且CPs 在空氣中主要分布于粒徑小于2.5 μm 的顆粒物上.粒徑小于2.5 μm細(xì)顆粒物比其他顆粒物在大氣中停留的時(shí)間長(zhǎng)，長(zhǎng)時(shí)間暴露會(huì)潛在危害人體健康.SCCPs 在環(huán)境介質(zhì)中的含量隨時(shí)間呈增長(zhǎng)趨勢(shì)，SCCPs 對(duì)人體潛在的健康風(fēng)險(xiǎn)，尤其在母嬰傳播中的暴露風(fēng)險(xiǎn)亟需進(jìn)一步研究[42].Xia 等[43-44]分析了我國(guó)2007 年12 個(gè)省份以及2011 年16 個(gè)省份的1 370 例母乳樣本，發(fā)現(xiàn)2011 年SCCPs 含量平均值 (681 ng/g，以脂質(zhì)量計(jì))高于2007 年(733 ng/g，以脂質(zhì)量計(jì))，說(shuō)明2011 年人群的SCCPs 暴露水平高于2007 年；同時(shí)，2007 年和2011年農(nóng)村母乳樣本中SCCPs 平均值均低于城市，表明城市中SCCPs 的暴露水平高于農(nóng)村地區(qū)，可能與城市相對(duì)發(fā)達(dá)的工業(yè)有關(guān).血液可以直接反映人體內(nèi)污染物的暴露情況.Li 等[45]對(duì)我國(guó)南方人群血樣中的CPs 進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)血樣中SCCPs 的濃度高于MCCPs 和LCCPs.胎盤(pán)是母嬰物質(zhì)交換的重要媒介，因此胎盤(pán)中CPs 的賦存水平可反映其對(duì)胎兒的暴露情況.Wang 等[46]分析了河南省54 名產(chǎn)婦胎盤(pán)中SCCPs 的賦存情況，結(jié)果表明，在胎盤(pán)樣品中SCCPs濃度為98.5～3 371 ng/g (以脂質(zhì)量計(jì))，MCCPs 在部分樣品中的檢出濃度在80.8～954 ng/g (以脂質(zhì)量計(jì))之間.SCCPs 在胎盤(pán)的含量低于在血液中，但在母乳與胎盤(pán)中SCCPs 均有賦存，SCCPs 在環(huán)境中的賦存對(duì)嬰兒有潛在的健康風(fēng)險(xiǎn)，其暴露風(fēng)險(xiǎn)不容小覷.在致癌風(fēng)險(xiǎn)方面，國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)(IARC)表示碳鏈長(zhǎng)度為12 且平均氯化程度約為60%的SCCPs 是2B類(lèi)化合物，其對(duì)人類(lèi)具有潛在的致癌風(fēng)險(xiǎn)[47].

3 國(guó)內(nèi)外管理現(xiàn)狀

SCCPs 因具有POPs 特性，其在環(huán)境中的賦存可對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康帶來(lái)潛在風(fēng)險(xiǎn)，且隨著時(shí)間的推移，SCCPs 在環(huán)境介質(zhì)中的含量呈上升趨勢(shì).許多國(guó)家自20 世紀(jì)90 年代起相繼出臺(tái)了一系列法律法規(guī)對(duì)SCCPs 的生產(chǎn)和使用進(jìn)行限制.IARC 在1990年將SCCPs 列于致癌物質(zhì)名單中2B 類(lèi)化合物后；美國(guó)于1995 年將SCCPs 加入TRI，要求企業(yè)需向政府報(bào)告SCCPs 的排放和轉(zhuǎn)移量；US EPA 于2003 年要求對(duì)SCCPs 的生產(chǎn)和使用實(shí)行全面限制.2012 年3月US EPA 發(fā)布了關(guān)于部分SCCPs 重要新用途的規(guī)則，將根據(jù)相關(guān)企業(yè)對(duì)SCCPs 的生產(chǎn)、進(jìn)口或加工計(jì)劃的報(bào)告進(jìn)一步制定SCCPs 相應(yīng)的新用途及其實(shí)施方案.2012 年8 月，US EPA 針對(duì)進(jìn)口CPs 的生產(chǎn)企業(yè)提出繳費(fèi)計(jì)劃，并終止SCCPs 的進(jìn)口，同時(shí)對(duì)MCCPs 和LCCPs 建立了進(jìn)口限制.

在《歐盟水框架指令手冊(cè)》中，SCCPs 被列為水環(huán)境首要危險(xiǎn)物質(zhì)，且在第25 次危險(xiǎn)物質(zhì)指令(Council Directive 67/548/EEC)中，歐盟正式將C10～C13歸類(lèi)為第三類(lèi)致癌物質(zhì).歐盟議會(huì)和理事會(huì)號(hào)召各成員國(guó)限制SCCPs 及其配制品的使用，并規(guī)定在金屬加工業(yè)和皮革加工產(chǎn)品中的SCCPs 含量不能超過(guò)1%[50].2005 年歐盟提議將SCCPs 作為POPs 候選物質(zhì)，對(duì)其生產(chǎn)和使用進(jìn)行全面的限制[51].加拿大在2012 年已經(jīng)停止生產(chǎn)SCCPs，且對(duì)SCCPs 的風(fēng)險(xiǎn)管理法案已經(jīng)啟動(dòng)[52].SCCPs 在2012 年被加入《部分有毒物質(zhì)禁用法規(guī)》(2012 版)中，被禁止在加拿大境內(nèi)進(jìn)行生產(chǎn)、使用、銷(xiāo)售和進(jìn)口.

目前，我國(guó)各環(huán)境介質(zhì)中的SCCPs 濃度水平已相對(duì)較高，但我國(guó)對(duì)SCCPs 的研究仍亟需補(bǔ)充.我國(guó)于2017 年將SCCPs 列入了《優(yōu)先控制化學(xué)品名錄(第一批)》，其中要求應(yīng)針對(duì)其產(chǎn)生環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)的主要環(huán)節(jié)，依據(jù)相關(guān)政策法規(guī)，結(jié)合經(jīng)濟(jì)技術(shù)可行性，采取風(fēng)險(xiǎn)管控措施，最大限度降低化學(xué)品的生產(chǎn)、使用對(duì)人類(lèi)健康和環(huán)境的重大影響[53].但目前難以對(duì)CPs 的生產(chǎn)使用制定合理的限制或減排措施，因此我國(guó)至今尚未停止有關(guān)SCCPs 的生產(chǎn)與使用.

4 結(jié)論

a) SCCPs 作為列入POPs 清單的新污染物，因其持久性、長(zhǎng)距離遷移特性與毒性，在環(huán)境中將長(zhǎng)期賦存并對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康造成潛在危害.隨著時(shí)間的推移，SCCPs 在環(huán)境中的含量呈上升趨勢(shì)，因此SCCPs 對(duì)人體的暴露風(fēng)險(xiǎn)也將隨時(shí)間的推移而增加，亟需對(duì)SCCPs 的環(huán)境賦存與工業(yè)分布模式進(jìn)行全面研究，補(bǔ)充相關(guān)的科學(xué)研究數(shù)據(jù)并制定相應(yīng)的法律法規(guī)對(duì)SCCPs 的生產(chǎn)和使用進(jìn)行管控.

b) 目前，我國(guó)在研究SCCPs 環(huán)境行為、環(huán)境暴露和毒理效應(yīng)等方面取得了一定的進(jìn)展并積累了一些數(shù)據(jù)，但對(duì)于綜合評(píng)估SCCPs 的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)并制定相應(yīng)的法律法規(guī)還仍有不足.目前，國(guó)內(nèi)SCCPs 分析方法的發(fā)展趨勢(shì)是由低分辨質(zhì)譜向高分辨質(zhì)譜發(fā)展，但高分辨質(zhì)譜由于價(jià)格較高而普適性不廣，且目前國(guó)際上尚未生產(chǎn)出理想的SCCPs 標(biāo)準(zhǔn)樣品和相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)參考物質(zhì)，因此SCCPs 標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)制定、定量與分析方法等有待進(jìn)一步深入研究；在優(yōu)化與規(guī)范SCCPs 定量與分析方法，提高分析準(zhǔn)確性的同時(shí)，應(yīng)繼續(xù)深入研究環(huán)境中SCCPs 的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律機(jī)制，為揭示其環(huán)境行為與環(huán)境暴露提供科學(xué)依據(jù).

c) 國(guó)內(nèi)對(duì)于SCCPs 在各種環(huán)境介質(zhì)中的研究已相對(duì)成熟，但在環(huán)境暴露方面的研究仍有不足，尤其對(duì)人體樣品中SCCPs 的賦存研究較少，因此對(duì)SCCPs 的人體外暴露需進(jìn)行深入的系統(tǒng)性研究.

d) 由于缺少SCCPs 在多環(huán)境介質(zhì)中的遷移轉(zhuǎn)化、毒性效應(yīng)與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的環(huán)境數(shù)據(jù)，我國(guó)尚未停止SCCPs 的生產(chǎn).我國(guó)在SCCPs 毒理學(xué)研究方面仍局限于動(dòng)、植物體及其細(xì)胞組織的形態(tài)變化，在毒性作用機(jī)制方面需加深研究.今后應(yīng)借助分子生物學(xué)方法，從分子水平、基因水平、細(xì)胞水平等方面深入開(kāi)展SCCPs 的毒理學(xué)研究.