邻苯二甲酸二乙基己酯DEHP毒理与健康效应研究进展Word下载.docx
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在塑料中，DEHP与塑料分子以氢键或范德华力连接，并非以共价键形式牢固结合，因此很容易通过淋洗、迁移或蒸发等方式进入室内空气、大气、食品、饮用水及其他物质中，也可以在塑料生产或燃烧过程中通过烟尘沉降释放到环境中［4-5］。
许多动物实验研究结果显示，DEHP具有生殖发育毒性、免疫毒性、胚胎毒性、肝脏毒性及致癌性等多种毒性，并具有引起甲状腺素代谢改变的类雌激素活性［6-7］。
1997年，美国环保局将包括DEHP在内的6种PAEs列为优先控制的有毒污染物［8］。
中国环境监测总站也将DEHP列为优先控制的污染物［9］。
2008年12月，欧盟委员会在其官方网站上刊登了RoHS指令修订版草案，将DEHP、BBP和DBP列入优先管控名单。
2011年5月，台湾发现全球首例塑化剂DEHP污染案，一些食品及饮料制品中检出大量DEHP，如果酱、果汁、果冻、益生菌粉、儿童钙片、体育饮料及其他饮料等。
经研究发现，食品添加剂生产商将DEHP添加到食用性乳化剂中，以提高食品的均匀度。
该事件引发了世界范围内的广泛关注，中国大陆和香港等地也纷纷加强对饮料制品中塑化剂DEHP的核查。
由于添加DEHP涉及食品范围广阔，加之对DEHP健康危害认识的不足，使人们对食品安全的恐慌情绪不断蔓延，因此，有必要对DEHP的毒性效应及其对人和动物健康的影响进行深入研究。
本文基于有限的文献资料，简述DEHP的人体暴露途径及代谢途径，总结近年来DEHP对动物及人类健康危害方面的研究成果，并对其毒性机制的研究进展进行综述。
1DEHP暴露
1.1普通成年人的DEHP暴露
人体通过食品摄入、呼吸空气接触、饮用水、皮肤吸收及静脉注射等多种途径终生暴露于DEHP。
对于大多数成年人来说，食用在生产或包装环节中受DEHP污染的食物是暴露于DEHP的主要途径，人体内超过90%的DEHP来自食品摄入［10］。
王家文等研究发现，塑料工业区附近农田蔬菜中DEHP的含量已经超出OEHHA规定的安全标准［11］。
Rudel等对20名被试者进行“食物干预”（除去罐装和塑料包装的食品）后检测其尿液，发现尿液中DEHP代谢物水平显著降低［2］。
室内空气与尘埃是人体摄入DEHP的重要途径之一，主要污染源包括:
空气清新剂、化妆品、涂料、胶黏剂、塑料地板及其他装修材料的废气。
研究发现，DEHP在室内空气中的浓度远高于室外，且主要吸附在悬浮颗粒物和灰尘沉积物上［4］。
普通人通过呼吸悬浮颗粒摄入DEHP的量约是气相摄入的1～3倍［4］。
人体通过室内尘埃对DEHP的摄入量占总量的比率随地域不同而异。
Guo等研究发现，中国人通过室内尘埃摄入DEHP的量占总摄入量的2%～5%，而美国人占10%～58%［12］。
饮用水也是人体摄入DEHP的主要来源之一。
张付海等测得合肥市城市自来水中DEHP含量高达3.05μg·
L－1［13］。
Guo等对PVC瓶装橙汁中DEHP等6种苯二甲酸酯类物质进行检测，结果显示橙汁中含有浓度随存放时间增加的DEHP和DEP（苯二甲酸二乙酯），其中DEHP含量超过美国EPA规定饮用水中DEHP限量（6μg·
L－1）的110倍［14］。
另外，皮肤接触也可以增加人体摄入DEHP的风险［15］。
2010年，美国一项关于《加州65提案》的和解裁决获得通过，内容针对手提包、鞋、腰带、珠宝、服装和其他产品的“可接触部件”中的DEHP，其含量不得超过0.1%（1000mg·
L－1）。
1.2儿童的DEHP暴露
青少年儿童和婴幼儿处于生长发育的关键阶段，DEHP暴露对其健康的影响值得格外关注。
人类在胎盘发育期和哺乳期便可通过母体和母乳摄入DEHP。
研究表明，0.5～4周岁儿童的DEHP暴露水平最高［4］，其次是19岁以下的青少年［15］。
美国食品和药物管理局（FDA）报道，儿童暴露于DEHP的风险不断增加，其中PVC医疗设备释放的DEHP对婴儿来说最危险，除此之外，儿童暴露于DEHP的主要途径包括:
室内空气和粉尘、婴儿配方、母乳、牛奶、儿童洗护用品、PVC塑料制品等［16-17］。
其中，婴儿食品中检出的DEHP仅占可允许摄入量的1%，而可置于儿童口腔中的PVC产品，如柔软的多聚物塑料玩具、奶嘴是儿童摄入DEHP的重要来源。
儿童洗护用品（如防晒露、洗发香波、化妆品等）中添加的DEHP也可通过皮肤接触的方式进入体内［18］。
儿童的DEHP暴露问题已经引起许多国家的重视，美国和加拿大已经开始禁止在可置于口中的儿童产品的生产过程中添加DEHP。
2005年12月，欧盟2005/84/EC指令规定:
玩具及儿童护理产品的增塑材料中DEHP、BBP、DBP作为物质或配制品组分，其百分比不得超过0.1%［19］。
2008年1月，美国第110届国会第二次会议上提出《2008消费品安全改进法》（CPSIA），该法案规定任何制造、供应、商业发布销售往美国或进口到美国的儿童玩具或儿童护理用品中DEHP、BBP、DBP的含量不得超过0.1%［20］。
1.3医疗器材及职业人群暴露
PVC医疗护理器材及医疗设备通常添加DEHP增塑剂，如静脉注射管、血袋、人工肾结缔组织、鼓泡型氧合器、灌肠引流袋、导尿引流袋、心导管、气管插管、血液透析系统和某些植入性心脏瓣膜等［21-22］。
增塑PVC医疗导管（含20%～40%的DEHP）具有许多优良性能，如内表面光滑、透明性、弹性及易弯曲性增加等，在医疗手术治病救人方面起到重要作用。
但增塑管中的DEHP遇热（温暖的血液或生理盐水）很容易逸出导管，在血液和组织中积累，尤其是在肝脏、肾脏和肺中，大大增加人体暴露于DEHP的风险［23］。
DEHP的释放通常发生在使用导管的24h之内［21］。
人体通过输血对DEHP的摄入量可高达300mg·
day－1［3］。
美国FDA调查表明，新生儿通过体外瓣膜氧合（ECMO）治疗暴露于DEHP的量超过10mg·
（kgBW）－1day－1。
另外，职业性暴露（主要通过工厂室内空气的呼吸接触）使人体摄入的DEHP水平可高达700μg·
（kgBW）－1day－1［24］。
然而，有研究结果显示，多次输血的病人并未表现出明显的DEHP相关不适现象;
婴儿时期接受ECMO治疗的14～16岁男女青年，其身体生长和青春期发育并未受到明显的影响，甲状腺、肝脏、肾脏、雄性和雌性性腺功能均在正常范围内［25］。
但这并不能说明DEHP暴露没有风险性，在制定医疗器材中PVC材料的使用限制时应充分考虑其裨益。
加拿大卫生部（HealthCanada）公布了详尽的推荐方案，如:
婴幼儿ECMO过程中应使用肝素化导管等替代性产品;
含有表面活性剂的亲脂性药物套管和包装袋不应添加DEHP等［4］。
2DEHP的人体代谢
DEHP经口摄食进入肠道后，一部分以原形直接吸收，另一部分在胰腺酶和肠道脂肪酶的作用下迅速发生一相代谢，水解为单酯MEHP（monoethylhexylphthalate）［26］。
MEHP一部分在肠道内被吸收，一部分经过多步氧化继续代谢为带有亲脂性脂肪侧链的氧化物（5OH-MEHP，5cx-MEPP，5oxo-MEHP，2cx-MMHP）。
这些单酯和氧化产物可以发生二相代谢生物转化，与葡萄糖醛酸苷发生偶联（如图1）。
若通过医疗手段吸收摄入DEHP，血浆和肝脂酶也可以将DEHP转化为MEHP，并直接进入血液。
DEHP及其代谢产物通过血液分布于肝脏、肾脏、胃肠道及脂肪组织，多数DEHP可在24h内完全代谢，在肺脏内的半衰期仅为1.5h，肝脏中为28.4h，而储存于脂肪组织中的DEHP长时间不能完全代谢，半衰期长达156h。
DEHP游离的代谢产物及葡萄糖苷酸偶联体都可以通过尿液、粪便和胆汁排出体外，少数DEHP则滞留于脂肪或分泌至乳汁中。
尿液是主要的排出途径，DEHP进入体内24h后，仅有小于10%的DEHP原液经尿液排出，而约67%的DEHP转化为上述五种代谢产物经尿液排出。
通常，人们习惯将MEHP作为DEHP的生物标记物，但尿液中MEHP所代表的DEHP小于原剂量的10%，且上述代谢物中MEHP的半衰期最短（5h）。
因此，半衰期相对较长的5cx-MEPP（12-15h）和2cx-MMHP（24h）是检测体内DEHP随时间改变的良好标志物，而5OH-MEHP和5oxo-MEHP则能更好的反应DEHP的短期暴露水平［27］。
当DEHP以非经口静脉注射方式注入人体，其转化为单酯及二级氧化产物的反应不会很快发生，大部分DEHP原液可以直接排出体外。
DEHP的二级氧化代谢产物具有抗雄激素活性，其胚胎毒性比MEHP高100倍，可能很大程度上参与了DEHP的内分泌扰乱及发育毒性作用［28］。
所以，吸收同样剂量的DEHP，经口方式比非经口注入方式的毒性更高。
通过呼吸和皮肤接触摄入DEHP则均可导致其转化为具有更高毒性的单酯及二级氧化代谢物。
因此，进行风险评估时，DEHP的吸收剂量和吸收方式均应加以考虑。
3DEHP的生态毒理效应
3.1DEHP的肝脏毒性
研究表明，DEHP影响啮齿类动物的肝脏重量，诱导肝细胞内的一系列变化，如肝脏过氧化物酶体增生、肝细胞内滑面内质网增生、线粒体增生和CYP2B1活性增加等［29-30］;
经饮食长期进行DEHP暴露也可诱发啮齿动物肝癌。
Rusyn等对大鼠和小鼠进行长期慢性的DEHP暴露实验，结果发现雌、雄小鼠肝细胞癌发生率都显著提高，雌性大鼠肝细胞癌和瘤样结节发生率明显增加［30］。
DEHP对啮齿动物的致肝癌作用可能与过氧化物酶体增生物激活受体PPARα有关，经PPARα基因敲除的小鼠在饲喂DEHP后并未出现肝癌现象［31］。
国际癌症研究机构（IARC）曾依据DEHP为过氧化物酶体增殖物（PP），将其列为“疑似人类致癌物质”。
然而，灵长类动物体内PPARα的表达水平较低，对DEHP等邻苯二甲酸盐的敏感度也低于啮齿动物，可能不易罹患由DEHP引发和PPAR介导的肝癌［32］。
2002年，IARC相应地降低了DEHP危险评级，将其由“疑似人类致癌物质”重新归入第3类物质，即根据现有资料不能判定其对人类的致癌性。
2005年，美国NTP-CERHR报道证实，由于PPARα的密度、信号调节和转导路径等的不同，在啮齿类动物中出现的PPAR激活引发的相关现象并未在人类中出现。
最近，Ghosh等首次利用实验证明，DEHP通过激活ERK/NF-κB信号路径诱导肝细胞凋亡，钙离子积聚和ROS介导的线粒体去极化作用在DEHP诱导的肝细胞毒性中起关键性作用［33］。
DEHP也可以激活组成型雄甾烷受体（CAR）信号路径，诱导肝脏Mdm2（CAR的直接靶基因）和Cyb2b10基因的表达［34］。
CAR信号路径为人们理解DEHP引发的内分泌扰乱和代谢综合症等毒作用提供了新思路。
3.2DEHP的生殖发育毒性效应
3.2.1生殖发育毒性
1945年，Shaffer等首次报道PAE类物质可以诱导雄性动物睾丸损伤［35］。
随后的大量动物实验（大鼠、小鼠、豚鼠和雪貂等）研究表明，DEHP可以引起雄性啮齿动物生殖系统紊乱，如睾丸损伤、性分化改变和生殖畸形等［36-39］，也可诱发啮齿动物睾丸间质细胞肿瘤［40］。
Christiansen等对围产期暴露于DEHP的Wistar大鼠的研究发现，低剂量DEHP暴露诱导了抗雄激素效应（大鼠肛殖距缩短和乳头保留率增加等）;
高剂量则诱导睾丸组织病理学变化（前列腺内睾丸重量减轻和雄激素相关基因表达降低）［41］。
仓鼠及人类以外的其他灵长类生物对DEHP的敏感性低于大鼠，用不同浓度DEHP处理雄性猕猴和狨，并未观察到睾丸重量和组织病理学变化［42］。
成体斑马鱼暴露于高剂量DEHP（5000mg·
kg－1）产生干扰精子发生和受精率降低现象，这些变化可能与精巢内PPAR信号通路及肝脏内的雌二醇信号通路有关，而正常水环境组的斑马鱼并未表现出生殖毒性效应［43］。
胚胎期或哺乳期动物对外源性物质的刺激更为敏感。
研究发现，DEHP可以引起大鼠雄性胚胎睾丸发育的内分泌功能障碍，该时期睾丸发育异常会对成体生殖功能各方面（包括精子数量）造成终生影响［44］。
目前，睾丸对DEHP的刺激反应与年龄相关的原因尚不完全明了，主要认为是不同年龄的组织敏感性和化学物质积累不同所致。
DEHP也能影响雌性动物的生殖功能。
雌性大鼠经DEHP暴露出现排卵延迟或停止排卵、发情周期变长、多囊卵巢、血液中循环的雌二醇、孕酮及促黄体生成素（LH）水平降低、卵泡刺激素（FSH）增加等现象，但并未表现出明显的器官（肝脏、肾、脾、胸腺、甲状腺、卵巢和子宫等）和体重改变［45］。
围产期或哺乳期暴露于DEHP的大鼠雌性幼仔卵巢闭锁囊状细胞数量增多［46］。
到目前为止，DEHP对人类生殖健康影响的研究相对较少。
研究发现，DEHP与女性乳房发育过早、子宫内膜异位症、贫血、妊娠期高血压及子痫前期等妊娠并发症相关［47］。
流行病学调查显示，慢性职业性暴露于高水平DEHP会对女性生殖健康造成不良影响。
在塑料制品厂工作的女工出现受孕率下降、流产率升高、雌激素水平降低和排卵停止现象。
虽然职业暴露仅限于部分人群，但室内外环境中DEHP水平的提高及含DEHP美容消费品的使用大大增加了普通女性对DEHP的暴露程度。
DEHP也会对男性生殖发育造成影响。
对出生前暴露于DEHP等邻苯二甲酸酯类物质的男孩研究发现，他们在参与游戏的过程中表现出的雄性化指数得分的降低与DEHP两种代谢物（MEOHP和MEHHP）的浓度、MEHP的浓度及DEHP代谢物浓度总和相关［48］。
Mendiola等研究发现，正常男性自由睾酮标志物微小的变化与暴露于DEHP相关［49］。
最近，Huang等人对来自两个PVC粒料厂的45名男性职工精液质量进行研究，首次证明周围空气中DEHP浓度与精子能动性及染色质DNA完整性的降低相关［50］。
3.2.2生殖发育毒性机制
对于雄性动物来说，DEHP对生殖及内分泌功能的毒作用主要体现在扰乱支持细胞和Leydig细胞功能，干扰激素及局部细胞信号转导等方面。
目前认为，DEHP的雄性生殖毒作用机制主要包括以下几个方面:
（1）DEHP进攻支持细胞的细胞膜，导致体内支持细胞分裂减少并发生功能障碍，不能为生殖细胞提供足够的物质和代谢支持，从而阻碍精子的正常发生;
（2）DEHP的活性单酯代谢产物MEHP选择性诱导生殖细胞氧化应激反应以及线粒体细胞色素C的释放，Fas受体表达显著增加，提早启动生殖细胞的凋亡，从而导致睾丸萎缩［51］;
（3）DEHP抑制支持细胞中促卵泡激素（FSH）信号转导路径，干扰FSH对支持细胞的作用，支持细胞分裂减少，从而导致睾丸毒性;
（4）睾丸下降至阴囊的初期需要胰岛素样因子3（insulin-likefactor3，insl3）蛋白与雄性激素的共同调控，该过程失败会导致隐睾症的发生。
DEHP可以降低胚胎Leydig细胞内insl3基因的mRNA转录水平，导致睾丸发育不良，增加隐睾症发病的风险［52］;
（5）由胚胎发育成雄性表型首先依赖于睾丸的形成，其次是胚胎睾丸内激素的产量。
DEHP能够抑制胚胎睾丸内睾酮的生物合成，并干扰其正常的功能发挥，引起胚胎睾丸发育激素平衡失调，从而部分地甚至完全妨碍雄性化过程;
（6）过氧化物酶体增生物激活受体（PPARs）可以改变与睾酮生物合成过程相关酶的基因表达，并下调对睾丸发育起重要作用的其他核受体，或与之相互作用。
DEHP诱导的睾丸毒性至少部分依赖于PPARs的激活。
DEHP的雌性毒性易出现在较高的年龄阶段，卵巢是DEHP的靶器官之一。
在颗粒细胞中，DEHP的活性单酯代谢物MEHP通过滤泡刺激素的刺激和PPARs（PPARα和PPARδ）的激活，使cAMP水平降低，抑制在雌激素生物合成过程中起关键作用的芳香化酶活性，降低雌二醇的生物合成，从而抑制甾体合成。
PPAR介导的代谢酶的激活还可以导致氧化应激和自由基的产生，造成卵巢等器官的毒性。
由此可见，DEHP可以通过其单酯代谢产物MEHP作用于受体介导的信号路径，抑制卵巢内雌二醇的生成，从而导致停止排卵现象的产生。
3.3DEHP的甲状腺毒性效应
甲状腺激素（thyroidhormone，TH）可以调节机体的一系列生物过程，对生长、发育和分化，尤其是大脑的发育起到至关重要的作用［53-54］。
许多外源性化学物质均可以影响甲状腺功能，干扰甲状腺激素平衡，也可以与碘甲状腺原氨酸脱碘酶或肝脏酶相互作用，影响甲状腺激素的次代谢。
研究表明，PAE类物质在体内对甲状腺，在体外对甲状腺组织具有拮抗作用。
Shi等人对扬子江水源中内分泌扰乱物质进行分析发现，某些地点高浓度的DEHP和DBP（邻苯二甲酸二丁酯）可能与水源甲状腺受体（TR）拮抗活性相关［55］。
饲喂DEHP的大鼠出现甲状腺组织病理学改变、血浆中游离甲状腺素（T4）浓度降低，总三碘甲状腺原氨酸（T3）水平保持不变［56］。
而大鼠静脉注射一定浓度的DEHP（约为人类输血过程中从PVC血袋中的浸出量）后发现，血清中T4和T3水平增加，这可能是在摄食和静脉注射两种不同暴露方式下，DEHP的毒物代谢动力学机制不同所致。
关于外源性化学物质干扰甲状腺激素平衡，影响甲状腺功能的机制，目前主要有以下几个观点:
（1）外源性化学物质可以作用于Na+/I－共运输体，抑制碘化物运输到甲状腺，从而导致甲状腺激素合成减少和甲亢的双重效果;
（2）外源性化学物质具有和甲状腺激素相似的结合转甲状腺素蛋白的能力，可以抑制碘甲状腺胺酸磺基转移酶的活性;
（3）外源性化学物质竞争性抑制甲状腺激素与甲状腺激素受体或促甲状腺素（TSH）受体结合。
以上机制均包括对下丘脑垂体－甲状腺轴不同程度的干扰，PAEs类物质的甲状腺毒性机制可能包含在上述机制中。
Wenzel等体外实验研究发现，DEHP通过改变碘化钠共输送体的转录活性诱导甲状腺卵泡细胞对碘化物吸收的改变［57］。
DEHP致甲状腺毒性效应的机制仍有待进一步研究，同时，也不能排除与之相反的因果关系，即甲状腺状态可能影响DEHP及MEHP的代谢。
3.4DEHP的呼吸系统毒性效应
PAEs类物质（包括DEHP）是哮喘、鼻炎、肺部疾病性贫血综合症和刺激反应等呼吸系统综合症重要的免疫原和刺激物，可以削弱免疫应答反应，诱发人类过敏症状，甚至导致支气管高反应性、过敏原-诱导型哮喘，并与肺部功能的改变相关［58-59］。
研究表明，DEHP与婴儿呼吸状态恶化、儿童（尤其是早产儿）慢性支气管发育异常（BPD）、哮喘等疾病相关。
DEHP刺激前炎症因子IL-4，IL-6，TNF-a的表达，并呈剂量效应相关，这些前炎症因子受PKC，MAPKs，NF-kB激活的调控，引发哮喘及其他过敏性疾病中出现的过敏性炎症［60］。
但DEHP本身并不是过敏原，经DEHP暴露的小鼠体内并没有检测到DEHP特异性IgE，只有在灌胃染毒的同时接触过敏原刺激，卵清白蛋白（OVA）致敏才能诱发哮喘［59］。
Deutschle等研究室内尘埃中DEHP对鼻粘膜的影响，发现健康人群对吸入的尘埃几乎没有过敏反应，但短期暴露（3h）于含高浓度DEHP的室内尘埃削弱高密度微粒体（HDM）-敏感型人群鼻粘膜的免疫应答，引起相关基因和细胞因子表达的改变［61］。
流行病学调查研究显示，职业性接触DEHP的人群发生哮喘的几率大大增加。
Bardana和Andrach［62］提出了PAEs类物质诱导职业性哮喘发病的机制模式。
首先，PAEs类物质可以在工作中吸入人体，并与组织蛋白快速结合形成抗原，从而启动过敏反应，如刺激结合于肥大细胞中IgE抗体的产生。
其后，抗原-抗体-肥大细胞复合物释放炎症性介质，导致支气管痉挛和黏液的产生。
他们认为暴露于PAEs类物质会出现3种呼吸道疾病变体，潜伏期为数月至数年，其中两种变体是免疫响应介导的，产生PAEs特异的IgG和IgE抗体，而第3种变体是一种刺激支气管的增塑剂性物质。
3.5DEHP的心脏毒性效应
有关DEHP心脏毒性的研究较少，主要集中在上世纪七、八十年代。
体内和体外实验研究发现，DEHP及其代谢产物会对发育中和成年动物的心脏造成损害。
Pfuderer等［63］在类小锵鱼组织中发现PAE类物质，并且确认了PAE类物质的心率抑制作用。
Aronson等［64］研究大鼠体外心脏灌注DEHP（2.5×
104mol·
L-1）对生化和电活动性的影响，结果发现，大鼠自发心率、冠脉血流量及等长收缩张力显著降低、心脏舒张张力提高、电记录中PR和QT间期延长。
Labow等研究发现，已麻醉的大鼠注入MEHP后出现心脏和呼吸骤停及高血压现象;
大鼠体外心肺灌注MEHP对肺部脉管系统造成高血压，导致阻塞和水肿［65］。
Rock等向大鼠股动脉注射MEHP，当注射总量达20～30mg时心率显著下降，40～50mg时血压下降，最后心跳骤停［66］。
最近，Gillum等［66］研究DEHP对新生大鼠心肌细胞的影响，结果发现临床相关浓度的DEHP可以解开心脏合胞体，导致心肌细胞网络传导速度显著降低（浓度依赖性），细胞跳动不同步，他们认为间隙连接蛋白-43的缺失是导致这些改变的原因之一。
4结语
DEHP已成为环境中普遍存在的持久性有机污染物之一，人体可以通过食品摄入、呼吸空气接触、饮用水、皮肤吸收及静脉注射等多种途径终生暴露于DEHP。
尽管DEHP毒性较低，进入人体后多数可在24h内完全代谢，但越来越多的研究表明，DEHP对人和动物（尤其是哺乳动物）的肝脏、心脏、生殖发育系统及呼吸系统存在潜在的危害。
因此，加强DEHP相关研究显得尤为重要。
目前，有关DEHP毒性效应与机制的研究已经取得了一定的成果，但同时存在一些不足和局限性。
DEHP的毒性研究主要集中在动物实验和毒理机制方面，其对人体健康的影响及流行病学调查研究相对较少。
加强DEHP暴露的流行病学研究，探讨暴露与效应的关系，有助于找出疾病发生发展的标志物。
在实验研究上，应该积极寻找对DEHP的慢性刺激响应与人类相近的动物或细胞模型，进行外推式健康风险评价。
同时，积极开展人体生物监测，加强对DEHP等邻苯二甲酸酯类物质的累积危险度评价。
许多体内外实验局限于对单一污染物DEHP的研究。
而环境中往往多种污染物共存，并呈现复杂的增强或拮抗效应。
今后有必要对多种污染物联合毒作用进行深入的研究。
另外，一些实验研究中所采用的DEHP浓度远远高于环境浓度，结果并不能准确反映正常暴露情况，今后应大力开展环境相关剂量的DEHP及其代谢物的毒性研究。
DEHP增塑医疗器材大大增加了病人对DEHP的暴露风险。
应该积极寻找增塑性能良好和医用更安全的DEHP替代性新材料，如:
TOTM、DINCH、DEHT和聚氧化乙烯等［67］。
对于这些替
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