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二惡英及其類似物I環境與食品污染
中國食品衛生雜志1999年第11卷第5期
吳永寧 王緒卿
關鍵詞：二惡英 污染 食品污染 環境
二惡英（dioxin）是非人為生產、沒有任何用途伴隨存在于各種環境介質的一類環境持續存在的污染物。因其毒性極高，世界衛生組織規定人體暫定每日允許攝入量為1～4pg/kg BW，由于公眾對環境污染問題的廣泛關注，對其研究已成為當今環境研究領域的前沿課題。
1 結構與術語
二惡英從化學術語上是不準確的，實際上它指一類氯代含氧三環芳烴類化合物。屬于含氧三環芳烴類化合物二苯並-對-二惡英（dibenzo-p-dioxin）和二苯並呋喃（dibenzofuran），這類化合物環上的氫可以被氯取代，如2,3,7,8-四氯代二苯並-對-二惡英(NULL,3,7,8-TCDD或TCDD)。因此，確切的術語應為多氯代二苯並-對-二惡英（PCDD)和氯代二苯並呋喃(PCDFs）。氯取代的數量和位置決定了其同系物異構體的數量，如PCDDs有75個異構體，而PCDFs有135個異構體，後者異構體的數量更多是由于呋喃這一不對稱結構所致。〔1～4〕具有代表性的PCDD/Fs的名稱、縮寫、分子式及理化特性見表1。
表1 代表性PCDD/Fs的名稱、縮寫、分子式、分子量及理化特性
| 縮寫 |
名稱 |
分子式 |
分子量 |
熔點
℃ |
蒸汽壓
Pa |
Log
Kow |
I-TEF |
WHO-
TEF |
| DD |
二苯並﹝1,4﹞二惡英 |
C10H8O2 |
184.2 |
122 |
5.5×10-2 |
4.30 |
0 |
0 |
| 2,7-DCDD |
2,7-二氯二苯並
﹝1,4﹞二惡英 |
C12H6Cl2O2 |
253.0 |
209 |
1.2×10-4 |
5.75 |
0 |
0 |
| 2,3,7,8-TCDD |
2,3,7,8-四氯二苯並
﹝1,4﹞二惡英 |
C12H4Cl4O2 |
321.98 |
305 |
2.0×10-7 |
6.80 |
1.0 |
1.0 |
| 1,2,3,7,8-PeCDD |
1,2,3,7,8-五氯二苯並
﹝1,4﹞二惡英 |
C12H3Cl5O2 |
356.42 |
240 |
5.8×10-8 |
6.64 |
0.5 |
1.0 |
| 1,2,3,4,7,8-
HxCDD |
1,2,3,4,7,8-六氯二
苯並﹝1,4﹞二惡英 |
C12H2Cl4O2 |
390.87 |
273 |
5.1×10-9 |
7.80 |
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,6,7,8-
HxCDD |
1,2,3,6,7,8-六氯二
苯並﹝1,4﹞二惡英 |
C12H2Cl4O2 |
390.87 |
285 |
4.8×10-9 |
|
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,7,8,9-
HxCDD |
1,2,3,7,8,9-六氯二
苯並﹝1,4﹞二惡英 |
C12H2Cl4O2 |
390.87 |
243 |
6.5×10-9 |
|
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,4,6,7,8-
HpCDD |
1,2,3,4,6,7,8-七氯
二苯並﹝1,4﹞二惡英 |
C12HCl7O2 |
425.31 |
264 |
7.5×10-10 |
8.00 |
1×10-2 |
1×10-2 |
| 1,2,3,4,6,7,8,9-
OCDD |
1,2,3,4,6,7,8,9-八氯
二苯並﹝1,4﹞二惡英 |
C12Cl8O2 |
460.76 |
325 |
1.1×10-10 |
8.20 |
1×10-3 |
1×10-4 |
| 2,3,7,8-TCDF |
2,3,7,8-四氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H4Cl4O |
305.98 |
227 |
2.0×10-6 |
6.53 |
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,7,8-PeCDF |
1,2,3,7,8-五氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H3Cl5O |
340.42 |
225 |
2.3×10-7 |
6.79 |
5×10-2 |
5×10-2 |
| 2,3,4,7,8-PeCDF |
2,3,4,7,8-五氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H3Cl5O |
340.42 |
196 |
3.5×10-7 |
6.92 |
0.5 |
0.5 |
| 1,2,3,4,7,8-HxCDF |
1,2,3,4,7,8-六氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H2Cl4O2 |
374.87 |
256 |
3.2×10-8 |
|
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,6,7,8-HxCDF |
1,2,3,6,7,8-六氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H2Cl4O2 |
374.87 |
232 |
2.9×10-8 |
|
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,7,8,9-HxCDF |
1,2,3,7,8,9-六氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H2Cl4O2 |
374.87 |
246 |
2.4×10-8 |
|
0.1 |
0.1 |
| 2,3,4,6,7,8-HxCDF |
2,3,4,6,7,8-六氯二苯並
﹝1,4﹞呋喃 |
C12H2Cl4O2 |
374.87 |
239 |
2.6×10-8 |
|
0.1 |
0.1 |
| 1,2,3,4,6,7,8-
HpCDF |
1,2,3,4,6,7,8-七氯二
苯並﹝1,4﹞呋喃 |
C12HCl7O |
409.31 |
236 |
4.7×10-9 |
7.92 |
1×10-2 |
1×10-2 |
| 1,2,3,4,7,8,9-
HpCDF |
1,2,3,4,7,8,9-七氯二
苯並﹝1,4﹞呋喃 |
C12HCl7O |
409.31 |
221 |
6.2×10-9 |
|
1×10-2 |
1×10-2 |
| 1,2,3,4,6,7,8,9-
OCDF |
1,2,3,4,6,7,8,9-八氯
二苯並﹝1,4﹞呋喃 |
C12Cl8O |
444.76 |
258 |
5.0×10-10 |
8.78 |
1×10-3 |
1×10-4 |
有時，文獻中將具有二惡英活性的更廣泛的滷代芳烴化合物統稱為二惡英及其類似物（Dioxin-like compounds），這還包括多氯聯苯(PCBs)、氯代二苯醚和氯代萘等。除了氯代化合物外溴代(PBDD/Fs和PBBs)及其他混合滷代化合物也包括在內。〔1～5〕
2 環境化學特性
這類氯代化合物的化學特性相似，均為固體、沸點與熔點較高、具有親脂性而不溶于水。PCDD/Fs在環境中具有以下4個共同特征：〔1～4〕
(1)熱穩定性：PCDD/Fs極其穩定,加熱到800℃才降解,然而要大量破壞時溫度需要超過1000℃。
(2)低揮發性：這些化合物的蒸汽壓極低，因而除了氣溶膠顆粒吸附外在大氣中分布較少，而在地面可以持續存在。
(3)脂溶性：極具親脂性，辛烷/水的分配系數的對數值極高(logKow在6左右)。因而在食物鏈中，PCDD/Fs可以通過脂質發生轉移和生物富積。
(4)環境中穩定性高：盡管紫外線可以很快破壞PCDD/Fs，但在大氣中由于主要吸附于氣溶膠顆粒而可以抵抗紫外線。一旦進入土壤，對理化因素和生物降解都具有抵抗作用，平均半衰期約為9年，因而可在環境中持續存在。
3 毒性當量（Toxic equivalencies, TEQs)
環境中存在的二惡英以其混合物形式存在，評價接觸這些混合物對健康產生的潛在效應並非含量簡單相加。為評價這些混合物對健康影響的潛在效應，提出了毒性當量的概念，並通過毒性當量因子(Toxic equivalency factor, TEF)來折算。TEF是對某個化合物異構體的相對毒性，以毒性最強的2,3,7,8-TCDD的TEF為1，其他二惡英異構體的毒性折算成相應的相對毒性強度。不同的研究者根據不同的試驗條件可以得出不同的TEF值。然而，由于動物毒性及其Ah受體的活性在不同研究者之間相差不大，TEF值也就相差0.1左右。為了國際間的比較，規定了所謂的國際毒性當量因子（I-TEF）。1997年世界衛生組織（WHO）修訂了毒性當量因子，稱為WHO-TEF；〔6〕同時還規定了PCBs的WHO-TEF，因此可以計算二惡英及其類似物的總TEQs。
4 環境中PCDD/Fs污染來源
滷代芳烴衍生物可以與酚的金屬鹽通過消除反應去除滷鹽形成相應的二芳烴醚，稱為Ullmann反應。這一反應十分普遍，可在高溫下于水或極性介質中發生，並由金屬（特別是銅）催化。形成的氯代醚類中間體為二惡英前體，在PCDD/Fs的形成中起作重要作用。因為O,O'-取代二苯醚的簡單環化不能形成二惡英，2,5-二氯酚縮合形成PCDD/Fs的過程可能是通過Smiles重排，即分子內親核取代使芳烴中的雜原子發生轉移形成。〔4〕
前體物如2,4,5-三氯酚(TCP)和PCBs等出現在燃燒過程中，或伴隨Ullmann反應條件（堿性環境），就可以形成PCDD/Fs。PCDD/Fs可以直接從五氯酚(PCP)及其鈉鹽(PCP-Na)中形成（而且產率相當高），或通過醚橋鍵的水解從2,4,5-三氯酚氧乙酸(NULL,4,5-T)中形成。
在工業化國家，PCDD/Fs主要來自城市固體垃圾焚燒、含氯化學品的雜質、紙漿漂白和汽車尾氣的排放。
4.1 含氯化合物的使用
含氯化合物的合成與使用〔1，3〕 許多有機氯化學品在溶液中進行合成時均有可能形成二惡英。氯酚（特別是氯代酚氧乙酸）、PCBs、氯代苯醚類農藥、六氯苯和菌螨酚等均伴隨著痕量PCDD/Fs的產生。這些含有機氯化學品在使用或意外事故進入環境時，PCDD/Fs作為雜質不可避免地伴隨著污染環境。TCP是2,4,5-T合成中的一個重要中間體，由1,2,4,5-四氯苯通過酚解產生。這一過程可以產生PCDD/Fs，其中重要的是2,3,7,8-TCDD。美國70年代在越南戰爭中使用的落葉劑﹝2,4,5-T的丁酯與2,4-二氯酚(NULL,4-D)按1:1混合﹞中TCDD含量為0.02～47mg/kg。
氯酚可由酚類化合物直接氯化或氯苯水解而來，其PCDD/Fs含量可達130mg/kg。自1950年代以來氯酚作為殺蟲劑、防霉劑、防腐劑及消毒劑得到廣泛應用，到1978年工業化國家年產150萬噸。我國由于血吸蟲預防的需要，年生產量PCP-Na近萬噸用來消滅釘螺，在十多個省、市、自治區使用。我國生產PCP-Na主要採用六六六無效體熱解成三氯苯，再氯化生成六氯苯，最後堿解形成。六六六熱解生成多氯苯的殘渣中含有大量PCDD/Fs，可達40%，其中主要為七氯和八氯取代產物，PCP中HxCDD水平為0.66～38.5mg/kg、HpCDFs和OCDF都可以分別高達300mg/kg。PCP-Na中HxCDD水平為為1.55～16.3mg/kg，其中2,3,7,8-TCDD為0.21～0.56μg/kg。這些殘渣本身的排放也對環境造成污染。
自1930年以來，PCBs混合物被廣泛用于電器設備如電纜、變壓器和電容的絕緣液體。也用于塑料等的添加劑和曾經作為無燄熱交換液體來生產食用油。年產量可能超過50萬噸。主要由于環境污染問題，在歐洲和其它許多國家已經禁止使用PCBs。在歐洲PCBs樣品中鑑定的二惡英主要為四氯和五氯取代的PCDFs（分別為0.1～1.4mg/kg和0.2～10.0mg/kg），此外也含有少量2,3,7,8-TCDF。這些PCBs的毒性效應與其存在的PCDFs水平相一致。
紙漿漂白〔1，3〕 50年代及其以前世界各國紙漿漂白時通入氯氣。這一過程可以產生2,3,7,8-TCDD，漂白紙漿中含量從未檢出至51ng/kg、均值為13ng/kg。同時也檢出2,3,7,8-TCDF，含量從未檢出至330ng/kg、均值為93ng/kg。隨著生產技術的改進，在採用二氧化氯（不含元素氯）或無氯劑（完全無氯）後在紙漿中未再檢出2,3,7,8-TCDD，2,3,7,8-TCDF低于0.2ng/kg。然而，遍布我國的小造紙廠不具備這些生成工藝仍在使用氯氣，排放的廢液可能造成2,3,7,8-TCDD的污染。
氯堿工業〔7〕 氯堿工業使用石墨電極主要形成PCDFs。
4.2 不完全燃燒與熱解
城市垃圾焚燒〔1～5〕 隨著城市用地的日益緊張，大量存積的城市垃圾急需處理。而固體垃圾焚燒的減容化不僅解決這一問題，而且可以使廢物轉變成能源，因而受到工業化國家的廣泛歡迎。然而由于不完全燃燒，固體垃圾焚燒器中可以釋放大量化合物。城市固體垃圾焚燒產生的飛灰中含有PCDD/Fs，其中2,3,7,8-TCCD為0.1～7.5ng/m3，而1,2,3,7,8-PeCCD的含量可是其的3～10倍；而2,3,7,8-TCCF為0.1～50ng/m3。含有聚氯乙烯等垃圾的焚燒含量可能更高。為此，歐盟已經提出PCDD/Fs以TEQs計應低于0.1ng/m3。
醫院廢物中含有滷代化合物，焚燒時可以釋放PCDD/Fs，總PCDDs為69ng/m3，PCDFs為156ng/m3，均高于城市固體垃圾焚燒。
木材及其廢舊家具的焚燒也可以產生PCDD/Fs，而森林大火為PCDD/Fs的天然來源。
汽車尾氣〔1～5〕 由于汽油的不完全燃燒，汽車尾氣可以釋放PCDD/Fs，其中2,3,7,8-TCCD為0.5～16.7pg/m3，2,3,7,8-TCCF為0.55～201.4pg/m3。
金屬生產〔1～5〕 鋼鐵廠可能是PCDD/Fs的環境污染來源之一。以TEQs計，煙道氣中含量為0.9～2.7ng/m3、煙道灰中含量為4.8～6.0ng/m3，而PCDFs含量較PCDDs要高。
含PCBs設備事故〔1～5〕 PCBs的熱裂解可以產生PCDFs，構成了環境污染的可能性。如，美國紐約Bringhamton的州辦公大樓大火，使地下室變壓器發生爆炸，造成PCBs和PCDFs的污染。這類事故在美國、加拿大、瑞典、芬蘭和法國多次發生。PCDFs可以高達2168mg/kg，其中以2,3,6,7-/2,3,7,8-TCDFs、2,3,4,7,8-PeCDF和1,2,3,4,7,8-/1,2,3,6,7,8-HxCDFs為主要污染成分。在日本發生的米糠油事件和台灣的食用油病事件是由于採用PCBs作為無火燄加熱介質（加熱時可以產生PCDFs），管道滲漏使PCBs和PCDFs進入食用油中造成污染，發生大規模的食物中毒。
4.3 光化學反應〔1～5〕 氯代2-苯氧酚(二惡英前體)可以通過光化學環化反應生成PCDD/Fs，氯酚通過光化學二聚反應生成OCDD和OCDF。OCDD脫氯可以產生2，3，7，8-TCCD，而OCDF脫氯產生2,3,4,7,8-PeCCF、不產生2,3,7,8-TCCF。
4.4 生化反應〔1～5〕 氯酚類可以通過過氧化酶催化氧化產生PCDD/Fs。如13C標記的PCP加入廢水底泥中可以產生HpCDDs和OCDDs。
5 食品污染
一般人群對二惡英的接觸具有不同的途徑，包括直接通過吸入空氣與攝入空氣中的顆粒、污染的土壤及皮膚的吸收接觸、食物消費等。人體接觸的二惡英90%以上是通過膳食接觸的，而動物性食品是其主要來源。〔8，9〕PCDD/Fs對食物的污染主要是由農田裡各種沉積物引起的，廢棄的溢出物、淤泥的不恰當使用，隨意放牧，奶牛、雞和魚食用污染飼料，食品加工，以及氯漂白包裝材料的遷移。
5.1 PCDD/Fs的食品來源
食物鏈的生物富積〔1～5〕 由于PCDD/Fs的脂溶性及其在環境中的穩定性極高，由含氯化學品生產與使用、固體垃圾的焚燒、造紙時的漂白過程等造成的環境污染，大多在水體中通過水生植物、浮遊動植物─食草魚─食魚魚類及鵝、鴨等家禽這一食物鏈過程，在魚體和家禽及其蛋中富積。同時，由于環境大氣的流動，在飄塵中的PCDD/Fs沉降至地面植物上，污染蔬菜、糧食與飼料。動物食用污染的飼料也造成PCDD/Fs的蓄積，Furst提示空氣－草料－母牛途徑較土壤－草料－母牛途徑更加重要。〔10〕不同PCDD/Fs在草料與牛奶中轉移因子差別較大，以2,3,7,8-TCDD/F為高，這與其在體內存儲與排除有關。因此，魚、家禽及其蛋類、肉類等成為主要污染的食品。
紙包裝材料的遷移 伴隨著工業化進程，食品包裝材料發生改變。許多軟飲料及奶制品採用紙包裝。由于紙張在氯漂白過程中產生PCDD/Fs，作為包裝材料可以發生遷移造成食品污染。〔11〕
意外事故〔1～5〕 眾所週知的米糠油事件就是使用PCBs作為加熱介質生產米糠油，由于意外事故引起食物污染。如：相繼發生在日本和台灣的米糠油事件就是PCBs及其雜質PCDD/Fs的污染造成的食物中毒。西班牙的食用油中毒事件也不能排除這一可能。
5.2 某些食物中的水平
植物食品 僅在已嚴重污染的區域田間蔬菜中可測出PCDD/Fs。在seveso化學爆炸事故污染區，從污染土壤中生長的水果皮中檢出2,3,7,8-TCDD(含量為100ng/kg)，而果肉中未檢出。最近對電線再生焚燒地進行調查，顯示葉菜的污染水平以TEQ計為5～10ng/kg，較水果要低。植物油除檢出低水平的七氯和八氯同系物外，其它PCDD/Fs均在檢測限以下。
動物食品〔1～5〕 可以想象，陸棲動物接觸PCDD/Fs的主要途徑是食用草料(由于大氣沉降或自土壤轉移而含有痕量的PCDD/Fs)、吞食污染土壤以及接觸五氯苯酚處理過的木材(這些木材用于農用設施)。由于攝取與消除的選擇性，動物組織通常僅含有或主要含有2,3,7,8取代的同系物。
奶 綜合歐洲9個研究結果，PCDD/Fs的背景平均水平以脂肪計TEQ為1.31ng/kg，相對標準偏差為19%。人口稀少、沒有進行城市垃圾工業焚燒的新西蘭所報告的背景數據則低得多(TEQ為0.006ng/kg)。可以預料奶制品中PCDD/Fs的濃度如以乳脂計則與奶的數據相當。
垃圾焚燒途徑造成的嚴重污染僅局限于小範圍。對荷蘭焚化爐週圍2km地區的監測說明污染水平以脂肪計TEQ可達13.5ng/kg，荷蘭政府規定以乳脂計TEQ應＜6ng/kg。英國那些靠近城市和工業中心的農場中牛奶以全奶計TEQ均值為0.12ng/kg，範圍為0.07～0.38ng/kg(以乳脂計相應的均值為3.0ng/kg，範圍為1.75～9.5ng/kg)。另外，某一個地區的兩家農場生產的牛奶污染水平TEQ達1.9ng/kg(以乳脂計為47ng/kg)，隨後又發現第三個農場牛奶污染水平TEQ為3.4ng/kg(以乳脂計為56ng/kg)。按照規定最高容許限量以全奶計TEQ為0.7ng/kg(以乳脂計為17.5ng/kg)，因此那些被發現超標的農場生產的牛奶禁止上市。
對瑞士的產自靠近垃圾焚燒場、金屬再生廠及其他工礦附近地區的牛奶進行監測，發現這些地區的奶中的污染水平是商品奶的2～4倍。
肉類 牛肉、羊肉和雞肉以脂肪計TEQ為1.8～2.4ng/kg，但豬肉比這要低得多。小牛肉中的TEQ值以脂肪計相當高(平均為7.4ng/kg),可能是哺乳期攝入大量牛奶的結果。同類動物肝髒的污染更為嚴重，TEQ以脂肪計比相應的動物脂肪高2～10倍。
蛋類 雞蛋是蛋類的主要消費品種，2,3,7,8-取代物是蛋類中佔主要的異構體，但其他同系物污染水平顯然高于其他動物性食品。
英國總膳食研究報道以全蛋計TEQ為0.2ng/kg，以脂肪計TEQ為1.61 ng/kg。假定蛋中脂肪含量為10%，則這些結果是十分吻合的。
魚 盡管PCDD/Fs在水體中僅以極低水平存在，但2,3,7,8-取代物的生物富集作用可使魚體中的水平顯著提高，成為魚中同系物污染輪廓的主要構成類型。荷蘭低脂的海魚體內的水平稍高，以脂肪計TEQ分別為48ng/kg（脂肪含量均為0.9%），2,3,7,8-TCDD的水平分別為16ng/kg）。然而發現高脂魚體內污染水平較低，為6.0ng/kg(脂肪含量為17.8%)，2,3,7,8-TCDD水平為0.6ng/kg。
美國污染最嚴重的地區大湖流域魚的污染狀況已有大量研究。25%樣品中檢出2,3,7,8-TCDD(0.5～2.0ng/kg)，10％的樣品超過5.0ng/kg，最高水平可達85ng/kg。取自靠近制漿排放和造紙廠地區樣品的污染頻率高于其它地區。北美這一特定地區魚的污染狀況受到廣泛關注。
5.3 人群攝入量 來自工業化國家的研究資料表明每天由食物攝入的PCDD/Fs以I-TEQ計為50～200pg，相當于每日1～3pg/kgBW（按60kg體重計算），如果把PCBs也計算在內，則每日攝入的TEQ可增加2～3倍。近來研究表明，80年代後期那些採取措施減少二惡英排放的國家，其食物中的PCDD/Fs和PCB的水平明顯降低。由于人們接觸現有水平的二惡英就可產生明顯的有害作用，WHO建議應採取各種措施，使人對二惡英的接觸減少到最低程度。一些國家的PCDD/Fs每日攝入量見表2，3。
表2 一些國家的PCDD/Fs每日攝入量(以TEQs計，pg/d)
| 接觸途徑與來源 |
加拿大 |
德國 |
荷蘭 |
英國 |
美國 |
|
肉及肉制品、蛋 |
|
|
|
|
|
| 豬肉 |
3.6 |
7.0 |
4.2 |
|
12 |
| 牛肉 |
21.8 |
22.4 |
13 |
|
37 |
| 羊肉及馬肉制品 |
|
|
|
9.8 |
|
| 雞、家禽及其蛋類 |
35.6 |
9.6 |
4.8 |
10.2 |
17.1 |
| 生肉 |
|
|
|
22 |
|
| 內髒 |
|
|
|
0.92 |
|
|
乳及乳制品 |
|
|
|
|
|
| 牛奶 |
31.1(1) |
16.0 |
17 |
23 |
18 |
| 奶酪和黃油 |
|
25.7 |
26 |
12 |
24(6) |
|
魚及魚油 |
|
|
|
|
|
| 魚 |
17 |
33.9 |
24 |
7.7 |
7.8 |
| 魚油 |
|
|
7.2 |
|
|
|
植物及植物油 |
|
|
|
|
|
| 植物油 |
|
0.6 |
14 |
19(4) |
|
| 蔬菜和水果 |
24.3 |
5.7 |
1.8～7 |
15(5) |
|
|
其它食品 |
|
|
|
|
|
| 谷物 |
6.3 |
5.5(2) |
|
5.3 |
|
| 其它 |
|
4.8(3) |
|
|
|
| 膳食攝入量 |
140 |
130 |
115 |
125 |
116 |
| 吸入空氣 |
4 |
4 |
2 |
|
2.2 |
| 吸入顆粒 |
|
|
1 |
|
|
| 皮膚接觸土壤 |
|
|
0.15 |
|
|
| 通過土壤攝入 |
1 |
0.5 |
0.1 |
0.8 |
|
| 飲水攝入 |
0.1 |
5×10-3 |
|
|
8×10-3 |
| 環境來源 |
5.1 |
4.5 |
3.2 |
|
3.0 |
| 經紙轉移 |
0.25 |
2 |
9.1 |
|
|
| 吸煙與其它 |
0.05 |
3.0 |
|
|
|
| 總計 |
145 |
140 |
127 |
|
120 |
| 資料來源 |
Birmingham et
al.(1989a) |
Beck et al.
(1992) |
Theelen
(1991) |
MAFF
(1992) |
Schaum et al.
(1994) |
注：(1)乳及乳制品總量；(2)面包和谷物總量；(3)熟肉、燻肉和燻魚；
(4)油脂總量；(5)綠色蔬菜及其它蔬菜、土豆和新鮮水果；(6)乳制品。
表3 一些國家PCDD/Fs與PCBs的膳食攝入量(以TEQs計)
|
國家 |
PCDD/Fs攝入量 |
PCBs攝入量
Pg/d |
年齡性別 |
資料來源 |
|
pg/d |
每日pg/kgBW |
| 加拿大 |
92～140 |
2.4 |
|
成年人均值 |
Birmingham et al.(1989a,1989b) |
| 丹麥 |
290 |
4.8 |
|
均值 |
Buchert (1988) |
| 德國 |
130 |
2 |
|
均值 |
Beck et al. (1992) |
| |
23～96 |
0.18～1.7 |
|
24～64歲成年(n=14) |
Schrey et al. (1995) |
| |
69.6 |
1 |
|
均值 |
Furst & Wilmers (1997) |
| 意大利 |
260～480 |
|
|
均值 |
DI Dominico(1990) |
| 日本 |
175 |
2.9 |
660 |
均值 |
Miyata et al. (1991) |
| |
31.4 |
0.63 |
|
成年人均值 |
Ministry of Health and
Welfare of Japan(1998) |
| 荷蘭 |
65 |
1.1 |
70 |
中位數1～85歲 |
Liem and Theelen (1997) |
| |
159 |
3.1 |
183 |
95%位數1～85歲 |
Liem and Theelen (1997) |
| |
39.6 |
|
68.4 |
18～74歲 |
Liem et al.(1997) |
| 新西蘭 |
14.5 |
0.18 |
12.2 |
成年男子 |
Ministry for the Environment |
| |
30.6 |
0.44 |
22.7 |
青少年男子 |
of New Zealand (1998) |
| 挪威 |
90 |
1.5 |
|
均值 |
Faerden (1991) |
| |
50～84 |
0.8～1.4 |
86～106 |
|
SNT (1997) |
| 西班牙 |
128 |
2.1 |
|
均值 |
DSGV (1997) |
| |
81～142 |
1.35～2.4 |
|
均值 |
Jimenez et al. (1996) |
| |
210 |
3.5 |
|
成年人均值 |
Schuhmacher et al. (1997) |
| 瑞典 |
105～147 |
|
246～287 |
|
De wit & Strandell (1997) |
| 英國 |
60 |
1.0 |
|
成年人均值 |
MAFF (1997) |
| |
88 |
1.5 |
|
成年人均值 |
MAFF (1997) |
| |
156 |
2.6 |
|
95%位數成年人 |
MAFF (1997) |
| |
|
3.7 |
|
幼兒均值(1.5～2.5) |
MAFF (1997) |
| 美國 |
116 |
2.0 |
|
均值 |
Schaum et al. (1994) |
| |
30～737 |
0.4～11 |
|
男子(15～19歲) |
Schecter et al. (1994) |
| |
19～553 |
0.3～8 |
|
男子(＞20歲) |
Schecter et al. (1994) |
| |
18～192 |
0.3～3.0 |
|
成年人均值 |
Schecter et al. (1994) |
| |
34～167 |
0.52～2.57 |
|
成年人均值 |
Schecter et al. (1996) |
基金項目：國家自然科學基金資助課題
作者單位：中國預防醫學科學院營養與食品衛生研究所(100050)參考文獻
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3 World Health Organization (WHO). Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins and Polychlorinated Dibenzofurans (Environmental Health Criteria No. 88) , Geneva, ICPS. 1989
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