對二氯苯的毒理學研究進展

錢嘉珺，崔家華，賈金平

上海交通大學環境科學與工程學院，上海 200240

對二氯苯(PDCB)是一種無色或白色晶體，有特殊氣味，其熔點為53 ℃，沸點174.2 ℃，在常溫下易升華[1]。目前，PDCB是合成藥物、人造樹脂及精細化學品的重要化工原料。同時，由于該化合物具有防蛀、防霉和除臭的特性[2]，已在抗蛀劑、空氣脫臭劑和土壤消毒劑的生產中得到了廣泛的應用[3-5](圖1)。另外，該化合物也是鋼鐵燒結煙氣中的主要芳烴類化合物之一。

圖1 含99%對二氯苯的防霉防蛀劑Fig. 1 Anti-mold and moth-proofing agent containing 99% p-dichlorobenzene

隨著PDCB生產及使用的增加，其在自然界的分布越來越廣泛。1985年美國部分城市大氣中PDCB濃度為0.2～5.2 mg·m-3，日本東京市區大氣中PDCB濃度為2.7～4.2 μg·m-3，加拿大城市大氣中PDCB濃度為0.22～2.94 mg·m-3[6]。2012年工人和消費者的暴露估計水平測試表明，在現實環境中，工人的估計平均接觸量為4.96～31.2 mg·m-3，消費者為0.33～13.65 mg·m-3[7]。隨著時間的推移，PDCB大量排放到空氣中，其環境濃度不斷上升。由于PDCB具有揮發性，可以通過大氣傳輸，在沉積物和糧食作物中累積，并且出現在人和動物的食物鏈中[8-9]。此外在室內環境中，PDCB作為一種揮發性有機污染物(VOCs)不僅會直接接觸人體，還會形成次級有機氣溶膠(SOA)，從而對人體健康造成危害[10]。有研究對1 000名未非正常接觸PDCB的美國成年人進行檢測，發現98%的人尿液中含有PDCB的代謝產物2,5-二氯苯酚(2,5-DCP)，96%的人血清中檢測到PDCB，這表明PDCB已經成為一種常見的污染物，并廣泛存在于人體中[9]。

早期不同動物物種的毒理學研究未顯示PDCB具有劇毒潛力，且其經正確處理并控制在合適的范圍內對人體無毒[11]。近年來，越來越多的研究表明，PDCB對人體具有潛在的危害。PDCB接觸人類的途徑有蒸氣接觸、通過受污染的食物接觸等[11]，可經過呼吸道和消化道進入人體。該化合物對眼睛和上呼吸道有刺激作用，主要損害肝臟和腎臟，還會引起中樞神經系統抑制[12]。目前，PDCB在歐美等國家的使用量銳減，但在我國國內由于發現萘具有致癌作用而禁止其用作防蛀劑進行生產和銷售，作為其替代品的PDCB的需求量日益增多[13]。目前在國內使用PDCB制造衛生球、驅蟲劑和防霉劑等的生產活動已經持續多年，相關產業的廠家仍在籌建、擴建中[14-15]。在PDCB大量生產的同時，其相關產品如“樟腦丸”、“防霉片”等對人體的隱患逐漸受到重視[16-17]。

1987年國際癌癥研究中心(IARC)將PDCB確定為“可能的人類致癌物”；1990年美國環境保護局和科學顧問委員會專家對于PDCB的毒性和致癌性進行了重新的研究和論證，撤銷了原來的結論，并將其界定降為動物致癌物[18]。目前美國環境保護局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)公布的數據中，吸入PDCB的致癌斜率因子(cancer slope factor, CSF)為0.04 mg·(kg·d)-1[19]。盡管研究已經證實PDCB是一種低毒性物質并且未發現對人體有致癌性，但是長期吸入或攝入PDCB仍會對人體的各個系統造成不同程度的損害，且PDCB在環境中的遷移轉化和生物蓄積等作用使其在自然界長期存在，影響生態系統的穩定，因此PDCB的人體毒性及其生態效應不容忽視，亟待進一步研究。

1 對二氯苯的體內外毒性研究(Study on the in vivo and in vitro toxicity of p-dichlorobenzene)

1.1 細胞水平毒性研究

關于鹵代芳烴在細胞水平的毒性研究表明，大部分鹵代苯較苯具有更高的毒性[20]。在長江水中混合細菌的生長抑制研究中發現，氯代苯取代基數目越多，化合物的細菌生長抑制性越強[21]，PDCB是具有2個氯原子的鹵代芳烴，其毒性研究具有重要意義。以下是PDCB在細胞水平毒性的研究情況。

研究表明，PDCB引起細胞損傷和凋亡主要是通過線粒體途徑。研究者測定了PDCB及其代謝物2,5-二氯苯酚(2,5-DCP)在人白血病Jurkat細胞、人肺腺癌H1355細胞和人肝癌HepG2細胞中的毒性，PDCB在3種細胞中的半數生長抑制濃度(IC50)分別為1.34、5和2 mmol·L-1。在上述3種細胞中，PDCB對于人白血病Jurkat細胞具有最高的毒性。在另一組實驗中，PDCB和其代謝物2,5-DCP對人白血病Jurkat細胞的IC50分別為1.18 mmol·L-1和2.06 mmol·L-1。這一研究結果表明，2,5-DCP對于Jurkat細胞的生長抑制活性稍低于母體化合物PDCB。細胞凋亡有2個主要途徑：通過線粒體損傷的內在途徑[22]和通過膜受體的外在途徑[23]。研究調查了線粒體膜電位的NSIC途徑，發現PDCB會導致一些細胞失去線粒體膜電位，認為其引起細胞損傷和凋亡主要是通過線粒體途徑。此外，研究發現PDCB引起細胞凋亡的同時還抑制了絲胞素誘導的Jurkat、H1355和HepG2這3種細胞的凋亡[24]。

Canonero等[25]評估了PDCB在大鼠和人的肝原代細胞中的遺傳毒性。通過堿性洗脫技術測量了DNA片段斷裂頻率，通過微核的增加量測量了染色體斷裂程度。將大鼠肝細胞暴露于濃度為0.56～3.2 mmol·L-1的PDCB中，細胞中DNA斷裂頻率未顯著增加，但微核數量顯著增加。在人肝細胞中，就DNA片段化和致分裂作用而言，PDCB的反應均為陰性。這些結果表明，PDCB不具有遺傳毒性。左派欣等[26]通過小鼠骨髓多染紅細胞微核試驗和小鼠睪丸細胞染色體畸變試驗研究了PDCB的致突變性，結果顯示PDCB未表現出致突變性。Carbonell等[27]研究了PDCB在培養的人淋巴細胞中誘導姐妹染色單體交換(sister chromatid exchange, SCE)的能力。從結果可知，PDCB能夠通過第三和第二中期的減少以及SCE的增加來誘導細胞毒性作用。關于PDCB致突變作用的研究較少，其致突變性仍需進一步研究。

PDCB在細胞水平的毒性研究表明，PDCB引起人體細胞損傷和凋亡主要通過線粒體途徑，其對于人白血病Jurkat細胞表現出較高的生長抑制活性。該化合物對肝細胞具有一定的損傷，對人淋巴細胞具有誘導姐妹染色體交換的能力。其不具有遺傳毒性，致突變性仍需進一步研究。

1.2 人體內毒性研究

PDCB對人體產生毒性的主要靶器官是肝臟、腎臟和肺，可損傷神經系統[28]，其毒性表現為肝功能異常檢出率顯著上升、神經衰弱和呼吸道刺激癥狀等[29]。PDCB的中毒癥狀主要表現為貧血、抽搐、嘔吐、眩暈、迷失方向、疲倦、厭食、下肢浮腫和皮膚色素沉著增加等[30]，中毒還會增加哮喘發生的概率。PDCB的輕度中毒癥狀可以通過停止接觸PDCB來緩解，尚未發現其對接觸者具有遺傳毒性和致突變作用。大多數進入人體的PDCB(可能超過95%)在不到一周的時間內會通過尿液排出，少量(可能1%～2%)通過消化道及呼吸道排出，在脂肪中會殘留少量的PDCB并可能停留很長時間[31]。US EPA所公布的數據表明，PDCB產生危害的最低攝入劑量為1.5×102mg·(kg·d)-1，最低吸入劑量為57 mg·m-3[19]。

PDCB對人體肝腎功能的影響研究表明，肝臟和腎臟是PDCB毒性的主要靶器官。據報道，一對夫婦在放置含PDCB的防蛀劑的房間內生活了3～4月，出現了頭痛、腹瀉、麻木和講話含糊等癥狀，后丈夫因腹水而死亡，妻子也在1年后死亡，最后尸體解剖結果顯示，二人均患有急性肝萎縮[32]。Hsiao等[33]的研究表明，暴露于PDCB的工人血清中谷氨酸-丙酮酸轉氨酶(alanine aminotransferase, ALT)活性升高，血白細胞數和血尿素氨含量也升高。這表明，PDCB除了影響肝功能以外，還會影響腎功能。

PDCB會刺激呼吸道，并對肺臟產生一定程度的損傷。在一個病例報告中，一名41歲的家庭主婦報告在家中感到鼻腔不適，檢測后發現其血清中PDCB的水平為25.4 μg·L-1[34]。據報道，美國國家衛生研究所的研究人員對953名成年人進行了6年的隨訪，發現肺中PDCB濃度較高的受訪者出現了肺功能降低的現象。相比PDCB血液濃度最低的10%的人，濃度最高的10%的人肺功能低4%，這說明吸入過量PDCB對肺臟有很大的損害，并且產生哮喘的幾率隨著PDCB吸入量的升高而升高[35]。當PDCB在空氣中的含量高于1.207 mg·g-1時，會對人體產生嚴重的刺激，而在長期接觸的人們有可能耐受高濃度的PDCB蒸氣[36]。

過量吸入PDCB會造成神經系統的損傷。一名有意從除臭劑塊中吸入PDCB蒸氣數月的婦女出現了可逆的神經系統癥狀，她的尿液具有特征性的芳香氣味，在尿液中檢測到了PDCB代謝產物2,5-DCP[37]。此外，一名42歲的女性因長期吸入PDCB罹患腦病[38]，而另一名32歲的女性則出現癡呆、記憶喪失和言語模糊等癥狀[39]。近期有報道記錄了一名有咀嚼樟腦丸經歷的30歲女性患有多種物質使用障礙、創傷后癲癇及甲狀腺功能減退癥，表現為迷失方向、精神遲緩等心理狀態異常。其毒性所引起的神經系統癥狀具有快速可逆性，這可能是由于PDCB在體內可以被快速消除[40]。研究表明，當PDCB在體內的毒性超過人體的恢復能力時，PDCB會在中樞神經系統內積聚，可以導致脫髓鞘病變和持久性白質腦病，并出現相關的臨床癥狀[41]。

長期接觸PDCB會引起皮膚的病變，具體表現為皮疹和皮膚色素沉淀等。一名21歲的婦女在一段時間內使用“樟腦丸”，吸入大量PDCB蒸氣，后因全身瘙癢性皮疹就診。她的癥狀表現為四肢、軀干、耳垂和頸部等部位遍布鱗屑性皮疹，且整體皮膚干燥[2]。一名患有雙向情感障礙和貧血的19歲婦女有意吸入含有PDCB的廁所清潔劑數月之后，全身的皮膚出現魚鱗狀斑塊，其尿液中2,5-DCP含量為620 mg·L-1，是正常濃度上限的3倍[42]。

PDCB對循環系統也具有一定的毒性，會使患者出現貧血等癥狀。國際癌癥研究機構(IARC)已確定有5例白血病病例可能與接觸PDCB有關[43]。一名婦女在整個懷孕期間每周服用1～2塊含PDCB的廁所空氣清新劑，直到懷孕約38周為止。由于PDCB的攝入，該婦女患上嚴重的小細胞性貧血、低色素性貧血。停止接觸廁所空氣清新劑后，貧血癥狀逐漸消失，其新生兒檢查未發現異常[44]。

1.3 動物毒性研究

關于PDCB在動物體內的毒性研究表明，該化合物在中等濃度和低濃度長期作用下對動物無明顯影響，無致突變及致畸作用，無生殖毒性。大鼠和小鼠大劑量灌胃染毒條件下，可誘發腫瘤[29, 45]，所誘發的腫瘤為大鼠腎腫瘤和小鼠肝腫瘤。PDCB在動物體內無蓄積效應，但對A3類動物致癌[45]。

PDCB會引起動物的腎臟損傷。Bomhard等[46]在亞慢性毒性研究中測定了PDCB的腎毒性。將Fischer344大鼠分為5組，每組10只雄性大鼠和10只雌性大鼠，5組分別灌胃含PDCB的玉米油(PDCB劑量：0、75、150、300和600 mg·(kg·d)-1)。在PDCB給藥組中，雄性大鼠尿液中的乳酸脫氫酶(lactic dehydrogenase, LDH)增加，腎皮質細胞中有玻璃樣顆粒積聚。在給藥劑量為150～600 mg·(kg·d)-1的實驗組內，雄性大鼠連續灌胃4周和13周后，其腎髓質外區出現腎小管單細胞壞死。而在相同灌胃劑量的雌性大鼠中，則沒有觀察到PDCB的腎毒性作用。PDCB對雄性大鼠腎臟的影響與短期使用一些脂肪族和芳香族碳氫化合物給藥所觀察到的輕烴性腎病相對應，這說明腎皮質腫瘤的發生可能與雄性大鼠特有的腎損傷有關。在雄性大鼠中誘導的腎毒性與可逆結合α-2μ-球蛋白相關，推測α-2μ-球蛋白的積累是由于溶酶體分解代謝活性降低引起[47-48]。另有研究報道了暴露于PDCB蒸氣的3種哺乳動物(12只家兔、13只大鼠和8只豚鼠)的血液學分析，結果表明PDCB對血液中的粒細胞具有選擇性作用；組織學研究表明，這些動物接觸PDCB蒸氣后，其肝臟損害相對較小，而每只動物的腎臟均表現出明顯的損傷[49]。

PDCB中毒會引起動物氧化性損傷和不同組織中微量元素的改變。在一項研究中，暴露于高劑量PDCB的小鼠表現出腎臟和肝臟中谷胱甘肽含量和超氧化物歧化酶活性的降低，同時鋅、硒和鐵水平發生變化[50]。吳艷萍等[13,51]研究了小鼠吸入PDCB后微量元素和免疫功能的改變，發現隨著PDCB劑量升高，小鼠胸腺和脾臟系數、足跖增厚程度、半數溶血值以及血中鋅、銅含量均呈下降趨勢。王蘇華等[52-53]的研究指出，大鼠和小鼠吸入PDCB染毒13周后，雄性小鼠生長停滯、雄性大鼠表現出腎臟及血液系統毒性，并且雌雄小鼠、大鼠均表現出了肝臟毒性。因此認為氧化損傷和不同組織中微量元素的改變是PDCB毒性產生的原因。

PDCB會引起動物肝細胞增殖和輕度的肝細胞損傷。Umemura等[54]在單次胃內給藥后的不同時間點，比較了雄性B6C3F1小鼠肝臟中二氯苯異構體的急性肝毒性。鄰二氯苯、間二氯苯和PDCB的最高劑量分別為300、300和1 800 mg·kg-1，通過血清中ALT活性和肝組織學評估其急性肝損傷。結果表明，劑量為300 mg·kg-1的鄰二氯苯和間二氯苯均可顯著提高小鼠肝臟質量和ALT活性，并引起肝細胞壞死，而最高劑量為1 800 mg·kg-1的PDCB僅引起輕度的肝細胞損傷。劑量反應研究表明，異構體急性肝毒性的等級順序為：間二氯苯>鄰二氯苯>>PDCB。PDCB雖然沒有表現出明顯的肝毒性，但仍可誘導肝細胞增殖。鄰二氯苯或間二氯苯暴露引起的細胞增殖增加僅在引起肝損傷的劑量下發生，數據表明，鄰二氯苯或間二氯苯誘導的肝細胞增殖是代償性再生的結果，而PDCB誘導的肝細胞增殖是對有絲分裂刺激的反應[54]。

小鼠長期吸入PDCB后其肝癌發病率增加，這表明PDCB對動物有致癌作用[55]。Umemura等[54]研究了PDCB對肝細胞增殖的影響以及對雄性B6C3F1小鼠和F344大鼠表達谷氨酰胺合成酶的肝細胞亞群的毒性。在實驗中，將小鼠暴露于600 mg·kg-1的最大耐受劑量下4周，將大鼠分別暴露于300、150或75 mg·kg-1的劑量下4周。在小鼠肝臟中，累積復制百分比(cumulative replicating fraction, CRF)在第1周顯著增加了16倍，在第4周顯著增加了4倍，而低劑量組(肝癌致死劑量的1/4)未見CRF增加。在大鼠中，第1周肝臟的CRF在300 mg·kg-1和150 mg·kg-1組內增加，但在第4周恢復正常。數據表明，小鼠肝臟中持續增加的細胞分裂可能會誘導肝癌的發生。低劑量組的CRF在小鼠體內沒有持續增加，這表明PDCB誘發肝癌可能存在一定的劑量閾值[56]。大量證據表明，PDCB誘導的小鼠肝癌是通過促進有絲分裂產生的。劑量不足以促進有絲分裂時，將不會增加患癌的風險[57]。

PDCB會引起小鼠海馬神經元的損傷。Kitajima等[58]的研究表明，當小鼠暴露于極低濃度的PDCB時，小鼠的海馬中與神經元相關的基因表達被強烈抑制，被抑制的基因包括Arc、Duspl和Fos等即時早期基因(immediate early genes, IEGs)。

綜上所述，PDCB動物毒性產生的原因可能是氧化損傷和不同組織中微量元素的改變。PDCB可以誘導動物體內肝細胞增殖并產生腫瘤，其作用機制是促進肝細胞的有絲分裂刺激。PDCB在雄性大鼠中表現出明顯腎臟毒性而對雌性大鼠沒有明顯損傷，說明其對腎臟的損傷在大鼠中存在特異性，而在其他動物中表現出明顯的腎臟損傷。此外，PDCB對動物循環系統效應的研究表明，PDCB對血液中的粒細胞具有選擇性作用。最新研究表明，極低濃度的PDCB可以抑制小鼠的海馬中神經元相關的基因表達。

1.4 體內代謝研究

PDCB在哺乳動物體內的Ⅰ相代謝產物主要是2,5-DCP，Ⅱ相代謝產物為2,5-DCP的硫酸鹽和葡萄糖醛酸等形式。在大鼠和人體的代謝物中均發現了2,5-二氯氫醌，但在小鼠中沒有發現，說明PDCB的代謝存在種屬差異性。此外，小鼠的肝微粒體代謝PDCB的速率比大鼠和人的微粒體高得多。研究表明，PDCB在代謝中產生的環氧化物(圖2(a))及二氯氫醌中間體(圖2(b))是該化合物體內毒性的來源之一。

目前，Ⅰ相代謝中PDCB氧化為2,5-DCP的機理尚未明確，可能的反應途徑與其他鹵代芳香烴類化合物一致，均涉及到環氧化物中間體的形成，但該環氧化物中間體未分離得到，需要進一步確證[59]。甲基砜代謝物(圖2(c))是PDCB代謝的次要產物，而該代謝物是CYP P450酶的強誘導劑，可以對肝P450酶起誘導作用。

圖2 對二氯苯代謝轉化途徑Fig. 2 Pathway of p-dichlorobenzene metabolism

PDCB的代謝酶包括P450家族的CYP2B1、3A1、3A4及CYP2E1[50]。將PDCB添加到用P450誘導劑處理的大鼠的肝微粒體中，其所生成的環氧化物中間體與蛋白質大量共價結合。在PDCB的代謝物中，代謝物的含量依次為：二氯氫醌>二氯苯酚>二氯兒茶酚。增加底物濃度不會改變2,5-二氯氫醌的量，但會減少二氯苯酚的形成并增加與其微粒體蛋白的共價結合。

Ⅱ相代謝的主要產物是硫酸鹽，占總代謝物的27%～65%，此外在動物尿液中檢測到22%～36%的2,5-DCP以葡萄糖醛酸結合物形式排出[60]。大鼠肝臟切片中超過60%的2,5-DCP與谷胱甘肽(GSH)或半胱氨酸結合，10%以硫酸鹽形式存在。人類肝臟切片中有約55%的2,5-DCP與GSH結合，而葡萄糖醛酸與硫酸鹽結合物含量相近，各占22%～24%。

在一個意外吞咽PDCB的2歲兒童的堿水解尿液中的代謝物中檢測到2,5-DCP[20]。在一個吞入了未知數量的PDCB的3歲男孩的尿液中檢測到了高鐵血紅蛋白和高鐵白蛋白，在他的酸水解的尿液中發現了痕量的2,5-二氯氫醌和其他酚類化合物，但沒有發現2,5-DCP[61]。Bomhard等[62]研究了大鼠肝臟和腎臟中酶誘導的時程以及大鼠對PDCB的吸收、分布及消除，發現單次給藥PDCB后，PDCB和2,5-DCP會迅速從血漿和組織中清除，40%～60%的PDCB代謝為2,5-DCP，代謝物通過尿液排出。長期吸入PDCB(450 mg·m-3和3 000 mg·m-3)后，脂肪組織中PDCB的濃度在6個月時最高，18個月后顯著下降。血漿和肝臟中的PDCB及2,5-DCP濃度要比脂肪組織低得多。該研究表明，吸入3 000 mg·m-3濃度的PDCB對一般人群危害較小。

2 對二氯苯生態毒性研究(Study on the ecotoxicity of p-dichlorobenzene)

由于PDCB使用量及排放量大，且具有較強的揮發性，其在空氣、土壤及地表水中已普遍存在，并且通過生物蓄積和生物放大等作用進入人和動物的食物鏈中，因此研究其生態毒性具有重要意義。

研究表明，PDCB對水生動物具有毒害作用。王桂燕等[63]通過靜水法測試了PDCB和鎘對草魚的聯合毒性效應，PDCB的毒性大于鎘的毒性。關于PDCB和鎘對草魚的聯合毒性作用，當采用毒性1∶1進行試驗時，暴露時間分別為24、48、72和96 h時相加指數(additive index, AI)>0，聯合作用結果為協同作用；而當采用濃度1∶1進行試驗時，表現出暴露時間為24、48和72 h的AI<0，聯合作用結果表現為拮抗作用，而暴露時間為96 h時AI>0，聯合作用結果則為協同作用，即隨著暴露時間的增加，PDCB和鎘的聯合毒性作用從拮抗作用轉變為毒性增加的協同作用。劉曉宛等[64]測定了PDCB、四氯乙烯(PCE)和鎘離子(Cd2+)聯合污染對草魚的毒性效應，發現其單一毒性順序為PDCB>Cd2+>PCE。當采用毒性1∶1∶1時，PDCB、PCE和Cd2+對水生動物的聯合毒性表現為拮抗作用；當采用濃度1∶1∶1時，暴露時間為24、48、72和96 h的AI值分別為-0.75、-0.46、-0.32和0.11，聯合作用表現為先拮抗，隨著時間的增加轉為毒性增加的協同效應。

PDCB會抑制植物生長，并影響植物根際酶活性。潘偉槐[65]研究了PDCB和苯對蠶豆根尖有絲分裂及微核率的效應，發現PDCB和苯均能影響細胞向早期進化，使參與分裂的細胞數減少，外觀表現為生長停滯。由此推測PDCB和苯均能抑制G1期合成細胞進入分裂期所必需的蛋白質，從而使M1降低。田秀梅[66]通過研究PDCB對小麥和白菜種子的毒性效應發現，土壤中的污染濃度與小麥和白菜的根長及芽長之間有明顯的線性關系，2種作物的芽長抑制率和根伸長抑制率都隨濃度呈線性增加。小麥和白菜作物對污染物PDCB的抗性有很大不同，小麥的抗性較弱。孫福紅等[67]研究了PDCB與鎘復合污染對毫米級根際微域土壤酶活性的聯合毒性，發現PDCB會抑制大豆各毫米級根際微域土壤脫氫酶活性，但能促進脲酶活性；低濃度PDCB抑制小麥近根際微域土壤脫氫酶和脲酶活性，高濃度PDCB則促進其活性。

Hu等[68]研究了滇池表層沉積物中PDCB的分布情況，發現該化合物廣泛分布在表層沉積物中。在所有的樣本點中，檢測到含PDCB的樣本點占94.6%，說明PDCB在環境中分布廣泛。研究表明，PDCB的濃度從滇池外海的東北向西北分層，沒有持續的增減趨勢，草海和外海南部的PDCB濃度很高。

PDCB生態毒性研究表明，其在環境中長期存在會對動植物產生一定的毒害作用。當采用毒性1∶1進行試驗時，PDCB和鎘對水生動物的聯合毒性為協同作用；當采用濃度1∶1進行試驗時，PDCB和鎘的聯合毒性作用隨著暴露時間增加從拮抗作用轉變為協同作用。另有研究表明，當采用毒性1∶1∶1進行試驗時，PDCB、四氯乙烯和鎘對水生動物的聯合毒性表現為拮抗作用；當采用濃度1∶1 ∶1進行試驗時，其聯合毒性隨著暴露時間增加從拮抗作用轉變為協同作用。低濃度的PDCB會抑制植物根際微域土壤脫氫酶和脲酶活性，而高濃度的PDCB則表現為促進作用。PDCB可以通過抑制細胞生長的G1期來抑制植物細胞分裂，從而影響植物的生長。

3 結論與展望(Conclusion and future perspective)

PDCB作為一種重要的工業原料已經生產使用多年，自確認其對人體有危害后，PDCB在各個國家的使用量銳減，但是仍然有大量PDCB產品在被廣泛使用。隨著PDCB的生產和使用，PDCB隨著大氣流動分布到各種環境介質中，并進入到各種生物體內。PDCB會在生物體一系列復雜的代謝下生成多種產物，并產生生物毒性。現有研究證明，PDCB體內毒性的來源之一是在代謝中產生的環氧化物和二氯氫醌中間體，PDCB引起細胞損傷和凋亡主要是通過線粒體途徑。近年來，國內外圍繞PDCB的生物毒性和環境行為已經展開了大量的研究工作，為PDCB的環境健康風險評價提供了重要的科學依據。

但仍然存在一些需要進一步探討的問題：(1)PDCB的代謝較為復雜，目前還有多種微量代謝產物未被確證，因此無法確定PDCB的所有代謝途徑，也無法確定這些微量代謝產物是否會產生毒性效應；(2)PDCB在細胞層面的毒性研究仍較少，需要進行更加系統的篩選，探究PDCB對何種細胞具有較大的毒害作用；(3)PDCB對細胞產生毒性的作用靶點尚未清晰；(4)PDCB對人體毒害作用的具體機制尚未明確；(5)PDCB在自然界的遷移轉化過程需要得到進一步探究。

現有研究結果表明，PDCB已經廣泛存在于環境中，并且對人體具有潛在的危害，因此繼續開展PDCB的毒性研究具有十分深遠的意義。應當進一步展開PDCB的毒性效應及機理的相關研究，確定完整的PDCB代謝過程；探究PDCB在各個地區的大氣及人體組織中的含量并分析其與人體健康之間的關系，并尋找有效的體內防護劑。此外，加強PDCB的生態毒性研究，探究其在大氣、水和土壤環境中的遷移轉化和生態毒理學效應，以期引起社會各界對PDCB這類揮發性有機污染物的重視，并提出應對PDCB污染的防治對策。