对二氯苯的毒理学研究进展

钱嘉珺，崔家华，贾金平

上海交通大学环境科学与工程学院，上海 200240

对二氯苯(PDCB)是一种无色或白色晶体，有特殊气味，其熔点为53 ℃，沸点174.2 ℃，在常温下易升华[1]。目前，PDCB是合成药物、人造树脂及精细化学品的重要化工原料。同时，由于该化合物具有防蛀、防霉和除臭的特性[2]，已在抗蛀剂、空气脱臭剂和土壤消毒剂的生产中得到了广泛的应用[3-5](图1)。另外，该化合物也是钢铁烧结烟气中的主要芳烃类化合物之一。

图1 含99%对二氯苯的防霉防蛀剂Fig. 1 Anti-mold and moth-proofing agent containing 99% p-dichlorobenzene

随着PDCB生产及使用的增加，其在自然界的分布越来越广泛。1985年美国部分城市大气中PDCB浓度为0.2～5.2 mg·m-3，日本东京市区大气中PDCB浓度为2.7～4.2 μg·m-3，加拿大城市大气中PDCB浓度为0.22～2.94 mg·m-3[6]。2012年工人和消费者的暴露估计水平测试表明，在现实环境中，工人的估计平均接触量为4.96～31.2 mg·m-3，消费者为0.33～13.65 mg·m-3[7]。随着时间的推移，PDCB大量排放到空气中，其环境浓度不断上升。由于PDCB具有挥发性，可以通过大气传输，在沉积物和粮食作物中累积，并且出现在人和动物的食物链中[8-9]。此外在室内环境中，PDCB作为一种挥发性有机污染物(VOCs)不仅会直接接触人体，还会形成次级有机气溶胶(SOA)，从而对人体健康造成危害[10]。有研究对1 000名未非正常接触PDCB的美国成年人进行检测，发现98%的人尿液中含有PDCB的代谢产物2,5-二氯苯酚(2,5-DCP)，96%的人血清中检测到PDCB，这表明PDCB已经成为一种常见的污染物，并广泛存在于人体中[9]。

早期不同动物物种的毒理学研究未显示PDCB具有剧毒潜力，且其经正确处理并控制在合适的范围内对人体无毒[11]。近年来，越来越多的研究表明，PDCB对人体具有潜在的危害。PDCB接触人类的途径有蒸气接触、通过受污染的食物接触等[11]，可经过呼吸道和消化道进入人体。该化合物对眼睛和上呼吸道有刺激作用，主要损害肝脏和肾脏，还会引起中枢神经系统抑制[12]。目前，PDCB在欧美等国家的使用量锐减，但在我国国内由于发现萘具有致癌作用而禁止其用作防蛀剂进行生产和销售，作为其替代品的PDCB的需求量日益增多[13]。目前在国内使用PDCB制造卫生球、驱虫剂和防霉剂等的生产活动已经持续多年，相关产业的厂家仍在筹建、扩建中[14-15]。在PDCB大量生产的同时，其相关产品如“樟脑丸”、“防霉片”等对人体的隐患逐渐受到重视[16-17]。

1987年国际癌症研究中心(IARC)将PDCB确定为“可能的人类致癌物”；1990年美国环境保护局和科学顾问委员会专家对于PDCB的毒性和致癌性进行了重新的研究和论证，撤销了原来的结论，并将其界定降为动物致癌物[18]。目前美国环境保护局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)公布的数据中，吸入PDCB的致癌斜率因子(cancer slope factor, CSF)为0.04 mg·(kg·d)-1[19]。尽管研究已经证实PDCB是一种低毒性物质并且未发现对人体有致癌性，但是长期吸入或摄入PDCB仍会对人体的各个系统造成不同程度的损害，且PDCB在环境中的迁移转化和生物蓄积等作用使其在自然界长期存在，影响生态系统的稳定，因此PDCB的人体毒性及其生态效应不容忽视，亟待进一步研究。

1 对二氯苯的体内外毒性研究(Study on the in vivo and in vitro toxicity of p-dichlorobenzene)

1.1 细胞水平毒性研究

关于卤代芳烃在细胞水平的毒性研究表明，大部分卤代苯较苯具有更高的毒性[20]。在长江水中混合细菌的生长抑制研究中发现，氯代苯取代基数目越多，化合物的细菌生长抑制性越强[21]，PDCB是具有2个氯原子的卤代芳烃，其毒性研究具有重要意义。以下是PDCB在细胞水平毒性的研究情况。

研究表明，PDCB引起细胞损伤和凋亡主要是通过线粒体途径。研究者测定了PDCB及其代谢物2,5-二氯苯酚(2,5-DCP)在人白血病Jurkat细胞、人肺腺癌H1355细胞和人肝癌HepG2细胞中的毒性，PDCB在3种细胞中的半数生长抑制浓度(IC50)分别为1.34、5和2 mmol·L-1。在上述3种细胞中，PDCB对于人白血病Jurkat细胞具有最高的毒性。在另一组实验中，PDCB和其代谢物2,5-DCP对人白血病Jurkat细胞的IC50分别为1.18 mmol·L-1和2.06 mmol·L-1。这一研究结果表明，2,5-DCP对于Jurkat细胞的生长抑制活性稍低于母体化合物PDCB。细胞凋亡有2个主要途径：通过线粒体损伤的内在途径[22]和通过膜受体的外在途径[23]。研究调查了线粒体膜电位的NSIC途径，发现PDCB会导致一些细胞失去线粒体膜电位，认为其引起细胞损伤和凋亡主要是通过线粒体途径。此外，研究发现PDCB引起细胞凋亡的同时还抑制了丝胞素诱导的Jurkat、H1355和HepG2这3种细胞的凋亡[24]。

Canonero等[25]评估了PDCB在大鼠和人的肝原代细胞中的遗传毒性。通过碱性洗脱技术测量了DNA片段断裂频率，通过微核的增加量测量了染色体断裂程度。将大鼠肝细胞暴露于浓度为0.56～3.2 mmol·L-1的PDCB中，细胞中DNA断裂频率未显著增加，但微核数量显著增加。在人肝细胞中，就DNA片段化和致分裂作用而言，PDCB的反应均为阴性。这些结果表明，PDCB不具有遗传毒性。左派欣等[26]通过小鼠骨髓多染红细胞微核试验和小鼠睾丸细胞染色体畸变试验研究了PDCB的致突变性，结果显示PDCB未表现出致突变性。Carbonell等[27]研究了PDCB在培养的人淋巴细胞中诱导姐妹染色单体交换(sister chromatid exchange, SCE)的能力。从结果可知，PDCB能够通过第三和第二中期的减少以及SCE的增加来诱导细胞毒性作用。关于PDCB致突变作用的研究较少，其致突变性仍需进一步研究。

PDCB在细胞水平的毒性研究表明，PDCB引起人体细胞损伤和凋亡主要通过线粒体途径，其对于人白血病Jurkat细胞表现出较高的生长抑制活性。该化合物对肝细胞具有一定的损伤，对人淋巴细胞具有诱导姐妹染色体交换的能力。其不具有遗传毒性，致突变性仍需进一步研究。

1.2 人体内毒性研究

PDCB对人体产生毒性的主要靶器官是肝脏、肾脏和肺，可损伤神经系统[28]，其毒性表现为肝功能异常检出率显著上升、神经衰弱和呼吸道刺激症状等[29]。PDCB的中毒症状主要表现为贫血、抽搐、呕吐、眩晕、迷失方向、疲倦、厌食、下肢浮肿和皮肤色素沉着增加等[30]，中毒还会增加哮喘发生的概率。PDCB的轻度中毒症状可以通过停止接触PDCB来缓解，尚未发现其对接触者具有遗传毒性和致突变作用。大多数进入人体的PDCB(可能超过95%)在不到一周的时间内会通过尿液排出，少量(可能1%～2%)通过消化道及呼吸道排出，在脂肪中会残留少量的PDCB并可能停留很长时间[31]。US EPA所公布的数据表明，PDCB产生危害的最低摄入剂量为1.5×102mg·(kg·d)-1，最低吸入剂量为57 mg·m-3[19]。

PDCB对人体肝肾功能的影响研究表明，肝脏和肾脏是PDCB毒性的主要靶器官。据报道，一对夫妇在放置含PDCB的防蛀剂的房间内生活了3～4月，出现了头痛、腹泻、麻木和讲话含糊等症状，后丈夫因腹水而死亡，妻子也在1年后死亡，最后尸体解剖结果显示，二人均患有急性肝萎缩[32]。Hsiao等[33]的研究表明，暴露于PDCB的工人血清中谷氨酸-丙酮酸转氨酶(alanine aminotransferase, ALT)活性升高，血白细胞数和血尿素氨含量也升高。这表明，PDCB除了影响肝功能以外，还会影响肾功能。

PDCB会刺激呼吸道，并对肺脏产生一定程度的损伤。在一个病例报告中，一名41岁的家庭主妇报告在家中感到鼻腔不适，检测后发现其血清中PDCB的水平为25.4 μg·L-1[34]。据报道，美国国家卫生研究所的研究人员对953名成年人进行了6年的随访，发现肺中PDCB浓度较高的受访者出现了肺功能降低的现象。相比PDCB血液浓度最低的10%的人，浓度最高的10%的人肺功能低4%，这说明吸入过量PDCB对肺脏有很大的损害，并且产生哮喘的几率随着PDCB吸入量的升高而升高[35]。当PDCB在空气中的含量高于1.207 mg·g-1时，会对人体产生严重的刺激，而在长期接触的人们有可能耐受高浓度的PDCB蒸气[36]。

过量吸入PDCB会造成神经系统的损伤。一名有意从除臭剂块中吸入PDCB蒸气数月的妇女出现了可逆的神经系统症状，她的尿液具有特征性的芳香气味，在尿液中检测到了PDCB代谢产物2,5-DCP[37]。此外，一名42岁的女性因长期吸入PDCB罹患脑病[38]，而另一名32岁的女性则出现痴呆、记忆丧失和言语模糊等症状[39]。近期有报道记录了一名有咀嚼樟脑丸经历的30岁女性患有多种物质使用障碍、创伤后癫痫及甲状腺功能减退症，表现为迷失方向、精神迟缓等心理状态异常。其毒性所引起的神经系统症状具有快速可逆性，这可能是由于PDCB在体内可以被快速消除[40]。研究表明，当PDCB在体内的毒性超过人体的恢复能力时，PDCB会在中枢神经系统内积聚，可以导致脱髓鞘病变和持久性白质脑病，并出现相关的临床症状[41]。

长期接触PDCB会引起皮肤的病变，具体表现为皮疹和皮肤色素沉淀等。一名21岁的妇女在一段时间内使用“樟脑丸”，吸入大量PDCB蒸气，后因全身瘙痒性皮疹就诊。她的症状表现为四肢、躯干、耳垂和颈部等部位遍布鳞屑性皮疹，且整体皮肤干燥[2]。一名患有双向情感障碍和贫血的19岁妇女有意吸入含有PDCB的厕所清洁剂数月之后，全身的皮肤出现鱼鳞状斑块，其尿液中2,5-DCP含量为620 mg·L-1，是正常浓度上限的3倍[42]。

PDCB对循环系统也具有一定的毒性，会使患者出现贫血等症状。国际癌症研究机构(IARC)已确定有5例白血病病例可能与接触PDCB有关[43]。一名妇女在整个怀孕期间每周服用1～2块含PDCB的厕所空气清新剂，直到怀孕约38周为止。由于PDCB的摄入，该妇女患上严重的小细胞性贫血、低色素性贫血。停止接触厕所空气清新剂后，贫血症状逐渐消失，其新生儿检查未发现异常[44]。

1.3 动物毒性研究

关于PDCB在动物体内的毒性研究表明，该化合物在中等浓度和低浓度长期作用下对动物无明显影响，无致突变及致畸作用，无生殖毒性。大鼠和小鼠大剂量灌胃染毒条件下，可诱发肿瘤[29, 45]，所诱发的肿瘤为大鼠肾肿瘤和小鼠肝肿瘤。PDCB在动物体内无蓄积效应，但对A3类动物致癌[45]。

PDCB会引起动物的肾脏损伤。Bomhard等[46]在亚慢性毒性研究中测定了PDCB的肾毒性。将Fischer344大鼠分为5组，每组10只雄性大鼠和10只雌性大鼠，5组分别灌胃含PDCB的玉米油(PDCB剂量：0、75、150、300和600 mg·(kg·d)-1)。在PDCB给药组中，雄性大鼠尿液中的乳酸脱氢酶(lactic dehydrogenase, LDH)增加，肾皮质细胞中有玻璃样颗粒积聚。在给药剂量为150～600 mg·(kg·d)-1的实验组内，雄性大鼠连续灌胃4周和13周后，其肾髓质外区出现肾小管单细胞坏死。而在相同灌胃剂量的雌性大鼠中，则没有观察到PDCB的肾毒性作用。PDCB对雄性大鼠肾脏的影响与短期使用一些脂肪族和芳香族碳氢化合物给药所观察到的轻烃性肾病相对应，这说明肾皮质肿瘤的发生可能与雄性大鼠特有的肾损伤有关。在雄性大鼠中诱导的肾毒性与可逆结合α-2μ-球蛋白相关，推测α-2μ-球蛋白的积累是由于溶酶体分解代谢活性降低引起[47-48]。另有研究报道了暴露于PDCB蒸气的3种哺乳动物(12只家兔、13只大鼠和8只豚鼠)的血液学分析，结果表明PDCB对血液中的粒细胞具有选择性作用；组织学研究表明，这些动物接触PDCB蒸气后，其肝脏损害相对较小，而每只动物的肾脏均表现出明显的损伤[49]。

PDCB中毒会引起动物氧化性损伤和不同组织中微量元素的改变。在一项研究中，暴露于高剂量PDCB的小鼠表现出肾脏和肝脏中谷胱甘肽含量和超氧化物歧化酶活性的降低，同时锌、硒和铁水平发生变化[50]。吴艳萍等[13,51]研究了小鼠吸入PDCB后微量元素和免疫功能的改变，发现随着PDCB剂量升高，小鼠胸腺和脾脏系数、足跖增厚程度、半数溶血值以及血中锌、铜含量均呈下降趋势。王苏华等[52-53]的研究指出，大鼠和小鼠吸入PDCB染毒13周后，雄性小鼠生长停滞、雄性大鼠表现出肾脏及血液系统毒性，并且雌雄小鼠、大鼠均表现出了肝脏毒性。因此认为氧化损伤和不同组织中微量元素的改变是PDCB毒性产生的原因。

PDCB会引起动物肝细胞增殖和轻度的肝细胞损伤。Umemura等[54]在单次胃内给药后的不同时间点，比较了雄性B6C3F1小鼠肝脏中二氯苯异构体的急性肝毒性。邻二氯苯、间二氯苯和PDCB的最高剂量分别为300、300和1 800 mg·kg-1，通过血清中ALT活性和肝组织学评估其急性肝损伤。结果表明，剂量为300 mg·kg-1的邻二氯苯和间二氯苯均可显著提高小鼠肝脏质量和ALT活性，并引起肝细胞坏死，而最高剂量为1 800 mg·kg-1的PDCB仅引起轻度的肝细胞损伤。剂量反应研究表明，异构体急性肝毒性的等级顺序为：间二氯苯>邻二氯苯>>PDCB。PDCB虽然没有表现出明显的肝毒性，但仍可诱导肝细胞增殖。邻二氯苯或间二氯苯暴露引起的细胞增殖增加仅在引起肝损伤的剂量下发生，数据表明，邻二氯苯或间二氯苯诱导的肝细胞增殖是代偿性再生的结果，而PDCB诱导的肝细胞增殖是对有丝分裂刺激的反应[54]。

小鼠长期吸入PDCB后其肝癌发病率增加，这表明PDCB对动物有致癌作用[55]。Umemura等[54]研究了PDCB对肝细胞增殖的影响以及对雄性B6C3F1小鼠和F344大鼠表达谷氨酰胺合成酶的肝细胞亚群的毒性。在实验中，将小鼠暴露于600 mg·kg-1的最大耐受剂量下4周，将大鼠分别暴露于300、150或75 mg·kg-1的剂量下4周。在小鼠肝脏中，累积复制百分比(cumulative replicating fraction, CRF)在第1周显著增加了16倍，在第4周显著增加了4倍，而低剂量组(肝癌致死剂量的1/4)未见CRF增加。在大鼠中，第1周肝脏的CRF在300 mg·kg-1和150 mg·kg-1组内增加，但在第4周恢复正常。数据表明，小鼠肝脏中持续增加的细胞分裂可能会诱导肝癌的发生。低剂量组的CRF在小鼠体内没有持续增加，这表明PDCB诱发肝癌可能存在一定的剂量阈值[56]。大量证据表明，PDCB诱导的小鼠肝癌是通过促进有丝分裂产生的。剂量不足以促进有丝分裂时，将不会增加患癌的风险[57]。

PDCB会引起小鼠海马神经元的损伤。Kitajima等[58]的研究表明，当小鼠暴露于极低浓度的PDCB时，小鼠的海马中与神经元相关的基因表达被强烈抑制，被抑制的基因包括Arc、Duspl和Fos等即时早期基因(immediate early genes, IEGs)。

综上所述，PDCB动物毒性产生的原因可能是氧化损伤和不同组织中微量元素的改变。PDCB可以诱导动物体内肝细胞增殖并产生肿瘤，其作用机制是促进肝细胞的有丝分裂刺激。PDCB在雄性大鼠中表现出明显肾脏毒性而对雌性大鼠没有明显损伤，说明其对肾脏的损伤在大鼠中存在特异性，而在其他动物中表现出明显的肾脏损伤。此外，PDCB对动物循环系统效应的研究表明，PDCB对血液中的粒细胞具有选择性作用。最新研究表明，极低浓度的PDCB可以抑制小鼠的海马中神经元相关的基因表达。

1.4 体内代谢研究

PDCB在哺乳动物体内的Ⅰ相代谢产物主要是2,5-DCP，Ⅱ相代谢产物为2,5-DCP的硫酸盐和葡萄糖醛酸等形式。在大鼠和人体的代谢物中均发现了2,5-二氯氢醌，但在小鼠中没有发现，说明PDCB的代谢存在种属差异性。此外，小鼠的肝微粒体代谢PDCB的速率比大鼠和人的微粒体高得多。研究表明，PDCB在代谢中产生的环氧化物(图2(a))及二氯氢醌中间体(图2(b))是该化合物体内毒性的来源之一。

目前，Ⅰ相代谢中PDCB氧化为2,5-DCP的机理尚未明确，可能的反应途径与其他卤代芳香烃类化合物一致，均涉及到环氧化物中间体的形成，但该环氧化物中间体未分离得到，需要进一步确证[59]。甲基砜代谢物(图2(c))是PDCB代谢的次要产物，而该代谢物是CYP P450酶的强诱导剂，可以对肝P450酶起诱导作用。

图2 对二氯苯代谢转化途径Fig. 2 Pathway of p-dichlorobenzene metabolism

PDCB的代谢酶包括P450家族的CYP2B1、3A1、3A4及CYP2E1[50]。将PDCB添加到用P450诱导剂处理的大鼠的肝微粒体中，其所生成的环氧化物中间体与蛋白质大量共价结合。在PDCB的代谢物中，代谢物的含量依次为：二氯氢醌>二氯苯酚>二氯儿茶酚。增加底物浓度不会改变2,5-二氯氢醌的量，但会减少二氯苯酚的形成并增加与其微粒体蛋白的共价结合。

Ⅱ相代谢的主要产物是硫酸盐，占总代谢物的27%～65%，此外在动物尿液中检测到22%～36%的2,5-DCP以葡萄糖醛酸结合物形式排出[60]。大鼠肝脏切片中超过60%的2,5-DCP与谷胱甘肽(GSH)或半胱氨酸结合，10%以硫酸盐形式存在。人类肝脏切片中有约55%的2,5-DCP与GSH结合，而葡萄糖醛酸与硫酸盐结合物含量相近，各占22%～24%。

在一个意外吞咽PDCB的2岁儿童的碱水解尿液中的代谢物中检测到2,5-DCP[20]。在一个吞入了未知数量的PDCB的3岁男孩的尿液中检测到了高铁血红蛋白和高铁白蛋白，在他的酸水解的尿液中发现了痕量的2,5-二氯氢醌和其他酚类化合物，但没有发现2,5-DCP[61]。Bomhard等[62]研究了大鼠肝脏和肾脏中酶诱导的时程以及大鼠对PDCB的吸收、分布及消除，发现单次给药PDCB后，PDCB和2,5-DCP会迅速从血浆和组织中清除，40%～60%的PDCB代谢为2,5-DCP，代谢物通过尿液排出。长期吸入PDCB(450 mg·m-3和3 000 mg·m-3)后，脂肪组织中PDCB的浓度在6个月时最高，18个月后显著下降。血浆和肝脏中的PDCB及2,5-DCP浓度要比脂肪组织低得多。该研究表明，吸入3 000 mg·m-3浓度的PDCB对一般人群危害较小。

2 对二氯苯生态毒性研究(Study on the ecotoxicity of p-dichlorobenzene)

由于PDCB使用量及排放量大，且具有较强的挥发性，其在空气、土壤及地表水中已普遍存在，并且通过生物蓄积和生物放大等作用进入人和动物的食物链中，因此研究其生态毒性具有重要意义。

研究表明，PDCB对水生动物具有毒害作用。王桂燕等[63]通过静水法测试了PDCB和镉对草鱼的联合毒性效应，PDCB的毒性大于镉的毒性。关于PDCB和镉对草鱼的联合毒性作用，当采用毒性1∶1进行试验时，暴露时间分别为24、48、72和96 h时相加指数(additive index, AI)>0，联合作用结果为协同作用；而当采用浓度1∶1进行试验时，表现出暴露时间为24、48和72 h的AI<0，联合作用结果表现为拮抗作用，而暴露时间为96 h时AI>0，联合作用结果则为协同作用，即随着暴露时间的增加，PDCB和镉的联合毒性作用从拮抗作用转变为毒性增加的协同作用。刘晓宛等[64]测定了PDCB、四氯乙烯(PCE)和镉离子(Cd2+)联合污染对草鱼的毒性效应，发现其单一毒性顺序为PDCB>Cd2+>PCE。当采用毒性1∶1∶1时，PDCB、PCE和Cd2+对水生动物的联合毒性表现为拮抗作用；当采用浓度1∶1∶1时，暴露时间为24、48、72和96 h的AI值分别为-0.75、-0.46、-0.32和0.11，联合作用表现为先拮抗，随着时间的增加转为毒性增加的协同效应。

PDCB会抑制植物生长，并影响植物根际酶活性。潘伟槐[65]研究了PDCB和苯对蚕豆根尖有丝分裂及微核率的效应，发现PDCB和苯均能影响细胞向早期进化，使参与分裂的细胞数减少，外观表现为生长停滞。由此推测PDCB和苯均能抑制G1期合成细胞进入分裂期所必需的蛋白质，从而使M1降低。田秀梅[66]通过研究PDCB对小麦和白菜种子的毒性效应发现，土壤中的污染浓度与小麦和白菜的根长及芽长之间有明显的线性关系，2种作物的芽长抑制率和根伸长抑制率都随浓度呈线性增加。小麦和白菜作物对污染物PDCB的抗性有很大不同，小麦的抗性较弱。孙福红等[67]研究了PDCB与镉复合污染对毫米级根际微域土壤酶活性的联合毒性，发现PDCB会抑制大豆各毫米级根际微域土壤脱氢酶活性，但能促进脲酶活性；低浓度PDCB抑制小麦近根际微域土壤脱氢酶和脲酶活性，高浓度PDCB则促进其活性。

Hu等[68]研究了滇池表层沉积物中PDCB的分布情况，发现该化合物广泛分布在表层沉积物中。在所有的样本点中，检测到含PDCB的样本点占94.6%，说明PDCB在环境中分布广泛。研究表明，PDCB的浓度从滇池外海的东北向西北分层，没有持续的增减趋势，草海和外海南部的PDCB浓度很高。

PDCB生态毒性研究表明，其在环境中长期存在会对动植物产生一定的毒害作用。当采用毒性1∶1进行试验时，PDCB和镉对水生动物的联合毒性为协同作用；当采用浓度1∶1进行试验时，PDCB和镉的联合毒性作用随着暴露时间增加从拮抗作用转变为协同作用。另有研究表明，当采用毒性1∶1∶1进行试验时，PDCB、四氯乙烯和镉对水生动物的联合毒性表现为拮抗作用；当采用浓度1∶1 ∶1进行试验时，其联合毒性随着暴露时间增加从拮抗作用转变为协同作用。低浓度的PDCB会抑制植物根际微域土壤脱氢酶和脲酶活性，而高浓度的PDCB则表现为促进作用。PDCB可以通过抑制细胞生长的G1期来抑制植物细胞分裂，从而影响植物的生长。

3 结论与展望(Conclusion and future perspective)

PDCB作为一种重要的工业原料已经生产使用多年，自确认其对人体有危害后，PDCB在各个国家的使用量锐减，但是仍然有大量PDCB产品在被广泛使用。随着PDCB的生产和使用，PDCB随着大气流动分布到各种环境介质中，并进入到各种生物体内。PDCB会在生物体一系列复杂的代谢下生成多种产物，并产生生物毒性。现有研究证明，PDCB体内毒性的来源之一是在代谢中产生的环氧化物和二氯氢醌中间体，PDCB引起细胞损伤和凋亡主要是通过线粒体途径。近年来，国内外围绕PDCB的生物毒性和环境行为已经展开了大量的研究工作，为PDCB的环境健康风险评价提供了重要的科学依据。

但仍然存在一些需要进一步探讨的问题：(1)PDCB的代谢较为复杂，目前还有多种微量代谢产物未被确证，因此无法确定PDCB的所有代谢途径，也无法确定这些微量代谢产物是否会产生毒性效应；(2)PDCB在细胞层面的毒性研究仍较少，需要进行更加系统的筛选，探究PDCB对何种细胞具有较大的毒害作用；(3)PDCB对细胞产生毒性的作用靶点尚未清晰；(4)PDCB对人体毒害作用的具体机制尚未明确；(5)PDCB在自然界的迁移转化过程需要得到进一步探究。

现有研究结果表明，PDCB已经广泛存在于环境中，并且对人体具有潜在的危害，因此继续开展PDCB的毒性研究具有十分深远的意义。应当进一步展开PDCB的毒性效应及机理的相关研究，确定完整的PDCB代谢过程；探究PDCB在各个地区的大气及人体组织中的含量并分析其与人体健康之间的关系，并寻找有效的体内防护剂。此外，加强PDCB的生态毒性研究，探究其在大气、水和土壤环境中的迁移转化和生态毒理学效应，以期引起社会各界对PDCB这类挥发性有机污染物的重视，并提出应对PDCB污染的防治对策。