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对羟基苯甲酸酯（parabens，PBs）是由对羟基苯甲酸和醇类发生酯化反应产生的一类物质，微溶于水，易溶于有机溶剂，为提高水溶性，可进一步与氢氧化物反应制成对羟基苯甲酸酯的盐类. PBs对抑制各种霉菌、酵母菌和细菌十分有效，具有无色、无味、用量小、成本低廉和安全性较好等特点，作为防腐剂使用已有超过50年的历史，被美国食品和药品管理局（Food and Drug Administration，FDA）列为“公认为安全的”（generally recognized as safe，GRAS）化合物[1].
目前，包括我国在内的多个国家或地区均允许在食品、药品和个人护理品的生产中添加PBs，各领域使用较多的PBs主要包括对羟基苯甲酸甲酯（methyl paraben，MeP）、对羟基苯甲酸乙酯（ethyl paraben，EtP）、对羟基苯甲酸丙酯（propyl paraben，PrP）、对羟基苯甲酸丁酯（butyl paraben，BuP），以及它们的盐类. PBs作为防腐剂的安全性很高，毒理试验表明其半数致死量（median lethal dose，LD50）为5000—8000 mg·kg−1，其它常用防腐剂，如苯甲酸及其盐类的LD50为500—2000 mg·kg−1，山梨酸及其盐类的LD50为6—10 g·kg−1，苯氧乙醇的LD50为5000 mg·kg-1[2]. 同时，由于PBs具有酚羟基结构使其抗细菌性能较强，相同条件下其添加量更低，因而其使用相对更安全，风险更低[3]. 遗憾的是，虽然毒性试验显示PBs相对无刺激性且毒性较低，但随着人们对PBs认识的不断深入，该类物质被证明具有潜在的内分泌干扰作用[4]，而PBs在多个领域的广泛应用，已使人们处于较为复杂的PBs暴露态势中. 识别PBs的暴露来源和途经，确定人体浓度分布特征及水平，对于阐明PBs的环境及健康风险至关重要. 本文重点梳理近十年发表的PBs环境污染及人体暴露类研究论文，为后续开展PBs人体暴露和健康风险评估研究提供基础数据和思路.
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PBs在食品行业的应用已有数十年的历史，主要用于酒精饮料、谷物制品和调味料等食品的防腐. 2006年，美国FDA允许将MeP和PrP作为直接食品添加剂；加拿大卫生部颁布的食品药品条例（2016）批准了MeP和PrP的使用. 我国在《食品安全国家标准食品添加剂使用标准》（GB2760-2014）中规定，不同类型食品中对羟基苯甲酸甲酯钠和EtP及其钠盐的最大使用量（以对羟基苯甲酸计）为0.012—0.5 g·kg−1.
基于此，多数研究表明食品中可检出PBs，如Liao等[5]调查我国9个城市13种品类的282份食品样本中PBs的水平，结果显示所有类别的食品样本中均可检出至少1种PBs，其中MeP、EtP和PrP的检出率分别为99%、84%和79%，美国[6]、西班牙[7]和沙特阿拉伯[8]等不同国家的同类研究中PBs也呈现出相同的分布特征. 对比检出浓度发现，我国食品中总PBs浓度范围（＜LOQ—2.53 µg·g−1）略高于美国（＜LOQ—0.409 µg·g−1）和西班牙（＜LOQ—0.28 µg·g−1），而沙特阿拉伯（＜LOQ—1113 µg·g−1）比其他国家高约3个数量级，其中检出浓度最高的是谷物和调味品中的MeP（＜LOQ—495.7 µg·g−1）. 此外，研究显示[6]不同类型食品，如鱼类、海产品等未加工食品和饼干、调味品等加工食品中均可不同程度检出PBs，虽然检出浓度有很大的差异，但统计学分析显示各食物类别间没有显著差异. 结果提示环境中残留的PBs不仅可以通过环境介质进入人体，还可进一步通过生物累积效应对人体产生间接危害.
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个人护理品中添加了大量营养物质，极易为微生物的繁殖创造条件，加入一定剂量的防腐剂，可有效防止微生物繁殖造成的产品腐败和变质. 我国《化妆品安全技术规范》（2015年版）对个人护理品中PBs的使用进行了严格限定，如对羟基苯甲酸异丙酯（iPrP）、对羟基苯甲酸异丁酯（iBuP）、对羟基苯甲酸苄酯（BzP）等禁用于化妆品，MeP、EtP、PrP、BuP等的使用限值（以对羟基苯甲酸计）为单一酯0.4%和混合酯0.8%，且PrP、BuP及其盐类之和不得超过0.14%. 通过调研个人护理品中PBs使用情况的文献，如杨艳伟等[9]对702件各类化妆品中防腐剂的使用情况、种类和频率等进行调查，结果显示73.7%的化妆品加入两种或两种以上防腐剂，其中PBs的使用率最高，可达65.33%. 程文静等[10]通过调查1205份护肤品，结果显示不同国家（中国、韩国、日本、美国和欧盟）护肤品中防腐剂的使用情况和种类分布基本一致，PBs 是除苯氧乙醇外个人护理品中使用最多的防腐剂.
生产过程中大量添加的PBs可经过皮肤吸收进入人体，动物实验[11]证实高达60%的MeP和40%的EtP能够完全通过兔子的皮肤进入其体内，因此我们可以得到个人护理品是PBs最为重要的外暴露来源之一，尤其对于使用个人护理品频率较高的青年女性. 添加PBs的个人护理品主要包括美容用品、身体护理、口腔用品和日化用品等，可大致分为清洗型和涂抹型产品. 对于沐浴露等清洗型产品，中国Cheng等[12]研究结果显示，该类产品中仍是MeP、PrP和EtP的检出率较高，其中位浓度分别为7.23、1.48、9.99 µg·g−1. 分析西班牙[13]和美国[14]市售的清洗型个人护理品中PBs的浓度，西班牙检出水平与我国接近，其中MeP、EtP和PrP的中位浓度分别为13.28、9.29、7.04 µg·g−1，而美国研究显示，MeP（757 µg·g−1）、EtP（95.5 µg·g−1）和PrP（47.2 µg·g−1）的检出浓度显著高于其他国家. 对于面霜等涂抹式个人护理品，研究表明由于其脂质含量更高，因此需要添加更多的防腐剂以保证产品的质量. Guo等[15]分别对美国和中国市售身体乳和面霜中PBs进行检测，结果显示中国MeP、EtP和PrP检出浓度分别为1200、39.1、746 µg·g−1，美国分别为885、246、221 µg·g−1，可见两国该类产品中MeP和PrP浓度处于相同数量级，美国EtP的浓度含量高于中国. 此外近年来已有研究表明BuP在某些个人护理品中被广泛使用，在口红、面霜和洗面奶等中BuP的检出浓度水平在每克数十微克，与EtP和PrP水平相当[12]，这一结果需引起我们重点关注.
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药品因其使用淀粉等有机物作为辅助用料，存在变质的风险，生产过程中需要添加一定量的防腐剂以延长保质期. 上世纪90年代，美国FDA批准MeP和PrP应用于注射用剂（包括皮下、肌肉和静脉等注射），鼻内制剂和眼内制剂（如药膏、溶液和悬浮液）等药品. 《中华人民共和国药典》（2020年版）规定，中药糖浆剂、合剂中对羟基苯甲酸酯的含量不得超过0.05％. 研究显示药品中检出率最高的物质仍是MeP和PrP，这与食品和个人护理品中的检测结果基本一致，如Ma等[16]对常用的药物中6种PBs进行测定，结果显示几乎所有的药物样本中都含有至少1种PBs，且总PBs中位浓度为119 ng·g−1.
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随着经济的快速发展和人们生活水平的显著提高，我国PBs的生产量也在逐年上升. PBs的大量生产和广泛使用无疑加剧了PBs的环境暴露风险. 目前在与人们生活息息相关的多种环境介质（如水、空气、土壤、灰尘等）中均可检出PBs.
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工业生产和日常生活中使用的PBs不断地通过工业废水和生活污水排放到环境中. 虽然PBs容易被生物降解，但由于人类大量频繁地使用，导致目前世界范围内的污水、地表水、地下水、饮用水中均可检测到PBs的残留.
城市污水处理厂（WWTPs）是向环境释放PBs的主要途径之一，通过监测WWTPs进出水和污水污泥中PBs的浓度能够了解PBs的排放情况. 通过分析近年来关于WWTPs中PBs浓度的文献数据，发现MeP和PrP是WWTPs进水中最主要的PBs，其次是EtP和BuP. 如Molins等[17]和Kapelewska等[18]分别测定了WWTPs中的PBs浓度水平，结果显示西班牙进水中MeP和PrP的最高浓度分别为2466 ng·L−1和5700 ng·L−1，而波兰进水中MeP、EtP和PrP的最高浓度分别为5030、4150、2730 ng·L−1. 对比数据发现早期欧美国家WWTPs进水中PBs浓度水平显著高于亚洲国家，但近些年来亚洲地区国家的浓度水平呈现快速上升特点. 现阶段，世界各国WWTPs进水中的PBs浓度水平，特别是MeP和PrP的水平仍呈上升趋势. 分析我国的同类研究发现，不同地区WWTPs进水中PBs的水平差异也较大，如哈尔滨的MeP浓度大于1000 ng·L−1[19]，但长沙和厦门的PBs浓度[20]明显较低. WWTPs出水中PBs的浓度结果显示，WWTPs对PBs的去除率虽然能够达到96.1%—99.9%[21]，但未被完全去除的PBs从污水处理厂排出后仍会进一步进入其他水环境，如地表水、地下水，甚至是饮用水水源.
PBs的持续使用以及污水处理过程的不完全去除，导致其广泛存在于地表水中. 本文总结了近年来国内的研究结果，分析我国北京城市河流[22]、湘江[23]、长江[24]、九龙江[25]、黄河和淮河[26]以及台湾垦丁等[27]几大地表水体系中PBs的浓度水平，主要PBs的检测结果如表1所示. 结果显示，地表水中的主要污染物是MeP和PrP，且两类物质在大部分水系中的检出率均为100%. 湘江中检出的PBs最高浓度水平（MeP为1.4—3173.9 ng·L−1、PrP为＜LOD—1040.4 ng·L−1）远高于其他河流，其次是北京城市河流. 值得注意的是，除了MeP、EtP、PrP等主要PBs，长江中BzP的检出率高达85.3%，湘江中iPrP的检出率高达93%，黄河则检出对羟基苯甲酸庚酯（HepP）（检出率32%），提示我们应对地表水中的PBs引起足够重视且有必要研究其来源. 世界范围内波兰[28]、斯洛文尼亚[29]、巴基斯坦[30]等国家发表过同类研究结果，显示MeP和PrP为检出率最高的两类PBs. 结果提示目前PBs特别是MeP和PrP已成为全世界水生系统中无处不在的污染物，其暴露水平呈现逐步上升趋势.
污水处理过程中未完全去除的PBs有可能通过污水灌溉等途径进一步污染地下水甚至是饮用水水源. Serra-Roig等[31]研究发现，西班牙巴塞罗那地下水中MeP和PrP的最大浓度分别为194 ng·L−1和61.9 ng·L−1. 赵雪等[32]在2021年对我国雄安地区地下水开展调查，结果表明MeP（3.02 ng·L−1）、EtP（2.66 ng·L−1）和PrP（1.00 ng·L−1）是检出的主要PBs，但含量水平较低. Caldas[33]对巴西48个自来水样本进行分析，结果显示MeP浓度为234 ng·L−1，西班牙Valcarcel等[34]也开展同类研究，检出MeP和EtP，浓度范围分别为120.82—182.71 ng·L−1和4.23—11.97 ng·L−1. 上述结果表明，虽然地下水、自来水中PBs的检出浓度整体较低，但饮水中的低浓度赋存水平提示饮水是PBs的潜在暴露途径，需要予以关注.
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PBs的空气污染尚未引起足够重视，仅有个别学者关注PBs在空气环境中的赋存水平. 与水环境相比，空气中PBs的残留相对较低. Chen等[35]开展的室外空气中8种主要PBs的环境评估研究结果表明，哈尔滨市的室外空气样本中除HepP外均有检出，其中MeP和EtP在气相和颗粒相空气样品中的检出率均为100%. 8种PBs的总浓度为0.253—1.540 ng·m−3，平均浓度0.701 ng·m−3；气相和颗粒相中PBs的浓度范围分别为0.149—1.150 ng·m−3和0.083—0.391 ng·m−3，即PBs主要存在于气相中. 此外，伊朗[36]和美国[37]均开展过室内外空气中PBs的浓度及其相关性研究，结果表明室内空气中PBs的浓度明显高于室外空气，提示空气中PBs的污染主要来源于生活环境中PBs的使用，目前我国暂未开展有关室内空气中PBs的暴露评估研究.
此外，研究证明室内环境灰尘中也能够检测到PBs的残留，其主要来源可能是人们接触个人护理品的过程中释放并附着在室内灰尘上的. 研究发现，不同国家和地区室内灰尘中PBs呈现不同特征. Zhu[38]等在2020年比较了中国6个不同地区（北部、西部、东北、西北、中南和西南地区）的289份室内灰尘样本中PBs的浓度水平. 结果显示6种PBs均有不同程度的检出，总PBs检出浓度范围为8.66—21500 ng·g−1，不同类型PBs浓度中位数水平由高到低分别是：MeP（184 ng·g−1）> PrP（53.4 ng·g−1）> EtP（11.0 ng·g−1）>BuP（1.36 ng·g−1）＞BzP（0.289 ng·g−1）＞HepP（＜LOD）. Wang[39]等2021年测定129份北京和湖北随州室内灰尘中PBs浓度，结果显示北京地区PBs的浓度中位数（1050 ng·g−1）明显高于随州地区（314 ng·g−1）. 根据所查阅的文献，不同国家PBs的检出率基本一致（MeP > PrP > EtP > BzP＞HepP），但浓度水平存在一定差异，如美国[40]（140—39090 ng·g−1）、韩国[41]（427—11900 ng·g−1）、日本[41]（273—19900 ng·g−1）和加拿大[42]（99—14450 ng·g−1）室内灰尘中PBs的检出浓度比较接近，且普遍高于越南[43]（＜LOD—1650 ng·g−1）. 室内灰尘中PBs的检出率和检出水平与个人护理品的使用习惯及消费量是否具有相关性有待进一步研究.
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室外大气环境中普遍存在的PBs通过沉降的方式进入土壤环境，土壤是其主要的储存介质，不过对于以使用为主要暴露来源的PBs，土壤并非直接的暴露途径，因此国内外均未大量开展相关研究. 印度[44]的一项研究结果显示，在农业土壤中可检出MeP（0.233 ng·g−1）、PrP（0.916 ng·g−1）和BuP（0.192 ng·g−1），而西班牙[45]农业土壤中MeP（6.35 ng·g−1）和PrP（4.03 ng·g−1）检出浓度与印度相比处于较高水平. 于浡等[46]于2019年采集48份哈尔滨市表层土壤进行检测，结果显示MeP和PrP的检出率最高，均为96%，其次是EtP、iPrP和BuP，分别为67%、60%和56%，BzP、iBuP和HepP的检出率相对较低，分别为23%、23%和2%，8种PBs的总平均浓度为2.879 ng·g−1.
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PBs的主要暴露途径包括呼吸道暴露（空气和灰尘）、皮肤暴露（个人护理品和灰尘等）和消化道暴露（食品、药品和饮水等）. PBs进入人体后可通过体液循环到达肝脏和肾脏，在非专一性酯酶的作用下水解，并与体内的硫酸盐和葡萄糖醛酸等物质结合，大部分以结合态的形式随尿液排出体外，其余以胆汁和粪便形式代谢或进入血液和脂肪等组织中[47]. 虽然，PBs代谢迅速，很少在体内蓄积，但由于个人、工农业和畜牧业大量而频繁的使用，导致PBs对人体暴露呈现“假性持续性现象”[48]. 目前已有研究表明包括人体尿液、血液、脂肪组织、母乳、头发、指甲、唾液、羊水和胎盘组织等多种介质中均存在PBs残留.
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研究证实，在人体暴露PBs后的24 h内大约有86％的PBs以4-HB及葡萄糖醛酸结合物形式经尿液排出体外[47]，其中4-HB并非是PBs专一的代谢产物，仅通过检测尿中4-HB来评价人体PBs的暴露并不全面，因此目前多数研究通常将尿中游离态和结合态的PBs浓度作为评估其人体内暴露的依据. 此外，也有部分研究关注OH-MeP、OH-EtP等特异性代谢物，但相对较少.
目前，美国、德国、韩国和加拿大等国家[49–52]均对本国居民开展了该类物质的生物监测工作. 一般人群尿液中PBs的检测结果显示呈现一定的地区和人群差异，其中美国人群尿液中PBs的检出浓度显著高于其他国家. 此外，比较不同性别人群浓度水平发现，女性尿液PBs浓度显著高于男性. 分析我国一般人群内暴露调查数据也得到类似结果，如Wang等[39]测定来自湖北随州和北京的203份一般人群尿样中PBs的水平，结果显示北京PBs浓度水平显著高于随州，且两地区目标人群中女性显著高于男性和儿童.
儿童和青少年相比成年人对PBs更敏感，但目前关于该类人群的研究十分有限，仅有部分已开展生物监测工作的国家数据可供参考（如图1）. 结果显示，不同国家该人群尿液中PBs的浓度也存在较大差异，如韩国MeP、EtP和PrP的检出率（94.6%—100%）和检出浓度（1.7—55.1 µg·g−1）最高，其中MeP（24.5 µg·g−1）和PrP（2.2 µg·g−1）的检出浓度与美国水平相当，但高暴露组（95百分位）显示出更高的浓度水平；与加拿大、德国和法国儿童相比，韩国MeP平均浓度水平高出3—10倍，PrP平均浓度水平高出2倍，值得注意的是，其他国家均检出较低浓度的EtP，韩国亦表现出较高的检出水平. 此外，3—5岁儿童的检出率和检出浓度均高于其他年龄段，提示儿童和青少年对PBs可能存在特定的暴露来源，后续研究中需要引起重视. 我国针对PBs的生物监测工作仍处于起步阶段，但Lu等[53]开展小样本儿童暴露调查研究发现，MeP、EtP和PrP的检出率均在90%以上，但中位浓度远低于韩国、美国和德国，有待通过大样本调查予以证实.
妊娠期妇女作为一类特殊人群极易受到内分泌紊乱的影响，因此不同国家相继开展该类人群的研究. 通过总结近年新发表的孕妇尿中PBs暴露研究发现（如图2），包括美国在内的十多个国家孕妇尿液中测得的PBs中，MeP和PrP的检出率均接近100%，其中位浓度超过100 ng·mL−1和20 ng·mL-1[54–58]. 对比不同国家后发现，美国人群中PBs的浓度水平最高，MeP和PrP的最高浓度分别为12598 ng·mL−1和2028 ng·mL–1[57]，而我国孕妇尿液中该类物质的浓度远低于美国，如Jiang等[58]2019年测得MeP和PrP的最高浓度分别为50.58 ng·mL−1和3.08 ng·mL−1. 大多数孕妇的尿液样本中普遍检测到EtP和BuP，但其含量低于MeP和PrP. 总体而言，MeP和PrP是孕妇尿液中的主要PBs，占PBs总浓度的90%，且PrP与MeP暴露水平相关，提示上述两类PBs对孕妇具有相似的暴露来源.
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血液是机体转运和分布化学物质的主要载体，PBs经过不同途径进入人体后，部分可进入血液而输送到机体的各个部分. 与尿液不同，血液很少受组成变化的影响，具有足够的稳定性和准确性，因此有越来越多的研究关注血液样本（全血、血清和血浆等）尤其是特定人群血液样本中PBs的浓度水平（如表2所示）.
Assens等[63]在2019年对丹麦502名孕妇血清中的PBs进行分析，结果显示与尿液中一致，MeP和PrP检出率最高，分别为69.9%和59.2%，其中MeP检出浓度中位数为0.85 ng·mL−1，此外iPrP和iBuP也有个别检出，检出率为1.6%和0.9%. 越来越多的研究开始关注孕妇血液、尿液和羊水等配对样本，以探寻母体PBs暴露对胎儿生长发育的影响. 如Shekhar等[64]和Brauner等[65]分别于2016和2020年开展此类研究，结果显示母体对PBs的暴露与胎儿在发育过程中的宫内暴露呈正相关且血清和羊水配对样本间的PBs浓度存在统计学上的明显正相关. Song等[66]在2020年对95份孕妇血清和脐带血清中PBs的浓度水平进行分析，结果表明两种基质中各类PBs呈现高度相关. Jiménez-Díaz等[67]于2016年首次探究女性月经血中的PBs暴露与月经紊乱间的关系，研究表明月经血中PBs的浓度为ng·mL−1水平，与其他生物样本中的水平一致，MeP和PrP检出率最高. 另有研究证实[68]，PBs暴露可能与子宫内膜异位症有关，月经血作为一种与子宫内膜密切接触的非损伤性生物样本，积极开展此类研究有助于进一步揭示PBs对女性生殖健康的影响.
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早在2004年Darbre等[69]就在对20份人乳房肿瘤组织的分析中首次发现PBs的存在，并提示其可能与乳房肿瘤的形成有关. 随后Sajid[70]和Alampanos[71]等开展过卵巢和乳腺癌组织中PBs的暴露分析，结果显示MeP和PrP检出浓度最高，且肿瘤组织中PBs的浓度至少是良性组织中的两倍. 值得注意的是，我国Shen等[72]研究的乳腺组织中HepP的检出浓度（1.5—5931.1 ng·g−1，中位数为727.2 ng·g−1）远远高于其他类型的PBs，需要引起我们的进一步关注.
胎盘组织是一种能够直接反映PBs对生命早期发育影响的重要人体生物样本. Overmeire等[73]分析了71份比利时胎盘样本中PBs的浓度水平，研究证实MeP、EtP和PrP的中位数分别为4.4 ng·g−1、0.7 ng·g−1和1.0 ng·g−1，未检出BuP. Vela-Soria等[74]研究显示，在15份样本中MeP（87%）和EtP（67%）的检出浓度范围分别为0.5—1.5 ng·g−1和0.5—2.2 ng·g−1. Jennifer Valle-Sistac等[75]则在2016年首次在西班牙胎盘样本中检出BzP.
鉴于人体组织的特殊性，目前仅有少数针对脂肪等人体组织的PBs暴露研究. Wang等[76]收集20份来自美国医疗中心的脂肪，分析其中MeP、EtP、PrP、BuP、BzP、HepP和4-HB的浓度水平，结果显示4-HB检出率和检出浓度（95%，＜LOD—17400 ng·g−1）最高，其次为EtP（60%，＜LOD—306 ng·g−1）. Artacho-Cordón[77]在2018年对144份来自西班牙非癌症病人的脂肪组织进行分析，结果显示MeP、EtP、PrP、BuP和iBuP的检出率分别为100%、20%、54.2%、5.6%和2.1%，检出浓度均低于美国.
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尽管针对母乳、头发、指甲、唾液、羊水等生物样本中PBs的暴露研究十分有限，但仍有部分国内外研究已证实PBs可以在该类生物样本中检出. 值得注意的是，不同生物样本具有其特定的暴露特征和研究优势，如母乳中的PBs水平可以间接反映哺乳期婴幼儿摄入PBs的浓度水平，头发采集容易、适用人群广泛且能反映过去某一段时间的暴露水平，羊水可以通过分析女性孕期PBs的水平而进一步研究人类生命早期的暴露等.
Dualde等[78]对西班牙120份母乳样本中PBs进行分析，结果显示MeP的检出率（89%）和检出浓度（中位数为0.19 ng·mL−1）最高. Park等[79]和Kim等[80]分别在2019年和2020年对200份以上的母乳样本进行检测分析，结果显示MeP、EtP、PrP和BuP均有不同程度检出，其中检出率最高的是EtP（66%），且其随母亲年龄的增长而显著增加. 此外该研究还得出，随着哺乳期时间的推移，母乳中MeP、EtP和BuP水平显著降低，其中使用化妆品的母亲母乳中PrP水平显著高于未使用的母亲.
Martín等[81]收集来自西班牙的42份头发样本，检测结果显示MeP（68.3—14187.3 ng·g−1，中位数为822.1 ng·g−1）和PrP（12.5—9009.0 ng·g−1，中位数为256.3 ng·g−1）的检出率为100%，EtP（2.9—6565.9 ng·g−1，中位数为84.8 ng·g−1）的检出率为95%，成人头发中PBs的浓度高于儿童，女性头发中PBs浓度总和（5725 ng·g−1）高于男性头发（4296 ng·g−1）. Li等[82]收集来自中国南京的50份指甲样本，结果显示，MeP、EtP、PrP、BuP、BzP、HepP、4-HB、OH-EtP和OH-MeP的中位数分别为2070、785、136、17.9、1.48、0.02、0.12、0.09、18.2 ng·g−1，且女性指甲中PBs及其代谢物的含量比男性指甲中高，这与血尿样本中的检测结果一致.
Song等[66]收集的我国95份孕妇羊水样本中MeP（92%）、PrP（85%）及其代谢物OH-MeP（100%）和4-HB（100%）检出率较高，但检出浓度低于印度[67]、丹麦[68]和希腊[83]等国家的同类研究. 尽管多数研究均显示胎盘转移率较低，但仍有几种PBs可穿过胎盘屏障并存在于羊水中. 在羊水中，它们可能与宫内环境发生作用，因此我们需要进一步研究这些物质的毒代动力学和潜在的内分泌干扰特性，以更好地评估其对发育中胎儿的健康风险.
总体而言，已有越来越多的研究集中在一些除尿液外的非破坏性样本（如头发、指甲、唾液等）和胎盘、脐带血及羊水等与生命早期发育相关的样本，但目前该类数据仍十分有限，限制了PBs的有效生物标志物和疾病相关研究.
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本文通过综述国内外最新的PBs环境外和人体内暴露研究结果发现，相比于林忠洋等[84]的同类研究，各类环境介质及人体生物样本中PBs，仍以检出MeP和PrP为主，其次是EtP和BuP. 然而PBs的浓度水平发生了明显变化，具体表现在多数国家人群PBs的检出浓度呈现进一步升高的趋势，此外之前欧洲、美国和韩国的水平显著高于其他国家，但近些年中国和其他亚洲地区的浓度水平显著增加，这需要引起我们的足够重视.
随着科学研究的逐步深入，以前被认为是无毒、安全的PBs，现在很多都被证明是潜在的内分泌干扰物，会对生殖系统[85-87]、免疫系统[88]和血糖水平[87]以及甲状腺功能[89]产生干扰，并可以对隔代效应的表观遗传发挥调节作用[90]. 动物体内外实验结果表明PBs具有雌激素活性，如长期暴露于PBs的大鼠表现出荷尔蒙分泌降低的趋势，并会造成内分泌系统紊乱，影响生殖器官的正常发育[91]. 啮齿类动物口服 PBs 会诱导其氧化应激，250 mg·（kg·d）−1的MeP暴露导致大鼠发生脂质过氧化反应[92]. 此外，人体流行病学研究证实PBs可能与过敏[93]、哮喘[94]、糖尿病[89]以及乳腺癌[95]等疾病相关，如PBs在乳腺肿瘤组织中可被高浓度检出、尿液中PBs的总水平（特别是BuP）与女性月经周期长度之间存在着明显的负相关关系[96]、女性体内高水平的MeP和EtP与生育能力下降有关[97]、糖尿病与PBs的浓度水平呈现明显的剂量反应关系[98]等. 大量PBs的健康风险评估数据提示我们确定PBs的来源并监测其暴露特征是至关重要的. 我国正逐步成为世界上最大的PCPs市场之一，我国人群PBs的浓度水平呈现出逐年上升的趋势. 然而国内针对PBs开展的暴露评估工作相对缓慢，仅有个别基于小规模样本量的暴露研究可供参考，亟需开展基于大样本量的人群暴露监测及评估工作，以获取具有代表性的基线数据.
对于环境外暴露研究，通过分析最新国内外相关研究表明水环境和室内灰尘中PBs检出率和检出浓度远高于其他环境介质，因此提示此后的研究重点应聚焦于这两类环境介质的暴露评估. 其次，水环境特别是地下水和WWTPs中PBs的污染特征呈现出一定的地域特点，应结合研究地区的人口分布特征、社会发展水平等因素进一步分析可能的暴露来源.
针对人体内暴露评估，应在做好人体尿液中PBs浓度水平监测工作的基础上，积极开展其他生物样本的暴露评估工作，根据不同生物样本具有的特定暴露特征和研究优势有针对性地开展该类研究，以便全面了解PBs的人群健康风险及相关的疾病负担状况，为环境质量标准制定和健康政策的实施提供科学依据，切实保障人民健康.
对羟基苯甲酸酯类防腐剂的环境和人体暴露研究进展
Research progress in the study of environmental and human exposure to paraben preservatives
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摘要: 对羟基苯甲酸酯（parabens，PBs）作为一类防腐剂，因其具有独特的理化性质而被广泛应用于食品、药品和个人护理品中. 但随着科学技术的发展和研究的不断深入，PBs被证明在一定程度上具有与持久性有机污染物相类似的“持久性、生物富集性和生物毒性”，是潜在的内分泌干扰物. 近年来此类防腐剂已经在世界范围内的环境介质和人体样本中被广泛检出，且检出浓度呈逐年上升趋势，引发国内外高度关注. 本文分别从环境外暴露和人体内暴露两个方面，对国内外最新的PBs暴露相关研究成果进行归纳和总结，为开展PBs人体暴露和健康风险评估研究提供参考及思路.Abstract: Parabens (PBs) are widely used as preservatives in food, pharmaceuticals and personal care products because of their unique physicochemical properties. However, with the advancement of research and technology, PBs have been proved to be “persist, bioaccumulative and biotoxic”, which is similar to persistent organic pollutants (POPs), as well as been identified as potential endocrine disrupting chemicals. In recent years, PBs have been widely detected in environmental matrices and human samples worldwide. The detection of PBs has been increasing over the years, which has aroused great concern both domestically and internationally. This review therefore focuses on the latest global research findings in the assessment of human exposure to PBs, both externally and internally to provide ideas for further research on human exposure and health risk assessment of PBs.
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Key words:
- parabens /
- preservatives /
- environmental exposure /
- human exposure.
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图 1 不同国家人体生物监测中儿童和青少年尿液PBs的浓度水平
Figure 1. Levels of urinary PBs in children and adolescents in different countries
图 2 不同国家妊娠期妇女尿液中PBs的检出情况
Figure 2. Detection of PBs in the urine of pregnant women in different countries
表 1 国内外地表水体系中PBs的浓度水平分布
Table 1. Exposure levels of PBs in surface water in various regions
MeP EtP PrP BuP ∑PBs 年份
Year参考文献
Reference中国北京城市河流（n=350） 浓度范围/（ng·L−1）
中位浓度/（ng·L−1）
检出率/%0.81—920
6.45
100＜LOD—294
0.54
74.4＜LOD—565
0.77
70.8＜LOD—41.5
＜LOD
350.82—1654
9.44
1002016 [22] 中国湘江（n=86） 浓度范围/（ng·L−1）
中位浓度/（ng·L−1）
检出率/%1.4—3173.9
6.4
100＜LOD—87.0
1.3
83.7＜LOD—1040.4
1.8
97.7＜LOD—9.5
＜LOD
4.7— 2018 [23] 中国长江（n=120） 浓度范围/（ng·L−1）
中位浓度/（ng·L−1）
检出率/%0.23—42.1
2.86
100＜LOD—5.66
0.22
95＜LOD—18.8
0.99
97.5— — 2018 [24] 中国九龙江 浓度范围/（ng·L−1）
检出率/%1.41—68.8
100— 0.44—69.9
100— — 2015 [25] 中国黄河（n=74） 浓度范围/（ng·L−1）
中位浓度/（ng·L−1）
检出率/%1.92—32.6
5.7
1000.15—1.11
0.322
881.00—21.8
4.31
1000.04—0.99
0.143
1003.31—55.2
11.8
1002019 [27] 中国淮河（n=48） 浓度范围/（ng·L−1）
中位浓度/（ng·L−1）
检出率/%11.0—154
39.5
1000.23—0.69
0.333
902.66—12.7
6.69
100＜LOD—0.64
0.04
6415.0—164
47.5
1002019 [26] 中国台湾垦丁（n=24） 浓度范围/（ng·L−1）
中位浓度/（ng·L−1）
检出率/%4.9—64.9
34.9
100＜LOD—1.56
0.54
40＜LOD—36.4
17.8
100＜LOD—0.8
0.2
60— 2018 [27] — 文献中并未开展该目标物的研究. LOD, limit of detection 检出限. 
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表 2 国内外血液中PBs的浓度水平分布
Table 2. Exposure levels of PBs in blood samples in various countries
MeP EtP PrP BuP 年份
Year参考文献
Reference中国大学生（n=196） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%＜LOD—31.8
0.84
82＜LOD—73.7
0.17
57＜LOD—12.1
0.70
77＜LOD—19.4
＜LOD
412020 [59] 中国孕妇（n=162） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%0.13—14.8
3.08
88.30.02—9.23
0.33
68.5— 0.01—0.05
0.01
0.62019 [60] 西班牙女性月经血（n=57） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%0.2—45.54
1.41
98.20.2—16.0
0.40
59.60.2—16.0
0.63
59.60.2—16.0
0.40
59.62020 [61] 捷克男性（n=57） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%＜LOD—16.0
0.52
40＜LOD—0.36
0.36
5＜LOD—0.75
0.56
28＜LOD
＜LOD
02017 [62] 丹麦孕妇（n=502） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%＜LOD—420.5
0.85
69.9＜LOD—15.1
＜LOD
35.5＜LOD—19.51
0.10
59.2＜LOD—7.67
＜LOD
20.52019 [63] 印度孕妇（n=53） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%0.89—55.24
20.92
100＜LOD—11.24
1.97
201.08—63.58
19.22
880.47—10.22
1.11
232016 [64] 丹麦孕妇（n=75） 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%＜LOD—1.08
0.38
47.7＜LOD—0.24
0.10
46.6100% ＜LOD
＜LOD
1.42021 [65] 中国孕妇（n=95） 血浆 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%＜LOD—10
0.21
59＜LOD—6.5
＜LOD
7＜LOD—1.8
＜LOD
46＜LOD—0.47
＜LOD
162020 [66] 脐带血清 浓度范围/（ng·mL−1）
中位浓度/（ng·mL−1）
检出率/%＜LOD—9.5
0.18
58＜LOD—6.4
＜LOD
12＜LOD—2.6
＜LOD
40＜LOD—0.52
＜LOD
122020 [66] 西班牙女性月经血（n=25） 浓度范围/（ng·mL−1）
检出率/%0.9—45.5
960.8—16.0
600.4—9.0
920.4—1.0
562016 [53] — 文献中并未开展该目标物的研究. LOD 方法检出限.
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