咔唑(9H-carbazole，图 1)及其衍生物是一类重要的含氮芳杂环化合物，广泛用于光电材料、 染料、 医药和超分子识别等诸多领域^{[1, 2, 3]}. 卤代咔唑(polyhalogenated 9H-carbazoles，PHCs)是指咔唑环上的氢原子被卤素原子(Cl、 Br或I)所取代的一类化合物. 从化学结构上看，PHCs与多氯二苯并呋喃(polychlorinated dibenzofuran，PCDFs)具有相似的结构. 根据卤素原子取代数目和位置的不同(图 1)，单种卤素取代的PHCs拥有135个同系物. 除了少数几个化合物(如3,6-二溴咔唑、 3,6-二碘咔唑、 2,7-二溴咔唑、 2,7-二氯咔唑和2,7-二碘咔唑等)在工业上用作合成光电材料的中间体外^[4]，其他绝大多数PHCs都不是人类合成的化学品.

图 1

Fig. 1

卤素原子示于方括号外的化合物表示取代位置未确定图 1 环境中检测到的卤代咔唑及其化学结构式 Fig. 1 Chemical structures of frequently detected halogenated carbazoles in the environment

20世纪80年代初，Kuehl等^[5]在美国纽约Buffalo River的沉积物中发现了1,3,6,8-四氯咔唑和五氯咔唑，首次揭示了PHCs在环境中的存在. 事实上，这两个PHCs是他们在分析持久性有机污染物(persistent organic pollutants，POPs)和多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)等目标有机污染物时意外发现的. 2005年，Zhu等^[6]在分析美国Lake Michigan沉积物中多溴联苯醚(polybrominated diphenyl ethers，PBDEs)的过程中也意外发现了1,3,6,8-四溴咔唑和其他一些溴代咔唑. 近年来，PHCs在沉积物和土壤中陆续被检出^{[7, 8]}，逐渐成为人们所关注的一类新型卤代有机污染物. 迄今为止，环境中检测到的PHCs已多达20余种，有纯氯代或溴代的PHCs，也有同时含氯和溴的PHCs，还有同时含氯、 溴和碘的PHCs. 图 1列出了环境中目前检测到的PHCs，其中有些化合物由于缺乏标准样品，卤素原子取代位置尚未能确定. 毒理实验初步研究表明，PHCs具有持久性、 类二 英毒性和生物累积性^{[9, 10, 11]}. 因此，了解PHCs的环境分布、 来源和生态毒理效应对正确认识这类化合物的环境风险具有重要意义.

作为一种新型的环境有机污染物，国内外对PHCs的研究尚处于起步阶段，相关研究报道较少. 本文比较全面地搜集了近年来有关PHCs环境行为的研究文献，对PHCs的环境分布、 来源、 分析方法和生态毒理效应进行综述，并对其未来的研究发展方向作了展望.

目前，有关PHCs在环境中的分布研究还不多，已有研究主要集中在河流湖泊沉积物、 土壤和有限的生物样品等，尚未有PHCs存在于水和大气等环境介质的研究报道. PHCs的环境分布总结于表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 PHCs在环境中的分布 Table 1 Distribution of polyhalogenated carbazoles in the environment 环境样品 地区 卤代咔唑 浓度/ng ·g-1 沉积物[5] The Buffalo River(美国) 1,3,6,8-四氯咔唑 0.3-25 五氯咔唑 —1) 沉积物[12] The Lippe River(德国) 3,6-二氯咔唑 50 沉积物[6] Lake Michigan(美国) 1,3,6,8-四溴咔唑 ≤54 1,3,6,8-四溴咔唑的异构体 — 三溴咔唑(3种) — 五溴咔唑 — 沉积物[13] Southern Ontario(加拿大) 1,8-二溴-3,6-二氯咔唑 — 沉积物[7] Lake Michigan(美国) 3,6-二溴咔唑 1-41 3,6-二溴咔唑的异构体 1-38 1,3,6,8-四溴咔唑 7-65 1,3,6,8-四溴咔唑的异构体 3-19 三溴咔唑(UNC-2)2) 1-14 三溴咔唑(UNC-4) 0.2-1.6 三溴咔唑(UNC-6) 1-3.2 三溴咔唑(UNC-8) 0.9-3.3 三溴咔唑(UNC-10) 0.1-7.3 一氯二溴咔唑 1-22 一氯三溴咔唑(UNC-5) 5-26 一氯三溴咔唑(UNC-7) 10-62 一氯四溴咔唑 2.5-20 五溴咔唑 7-48 四溴一碘咔唑 3-44 三溴二碘咔唑 0.03-1.3 一氯三溴一碘咔唑 0.7-12 土壤、 沉积物[8] Kavala(希腊) 3,6-二氯咔唑 9-3 500 3-氯咔唑 5-110 二溴咔唑 93 土壤[14] Bavaria(德国) 3,6-二氯咔唑 ≤13.5 土壤[9] Bavaria(德国) 3-氯咔唑 353) 3,6-二氯咔唑 8003) 土壤[10] 德国 咔唑 4-12 3-氯咔唑 9-29 3,6-二氯咔唑 606-1 167 三氯咔唑 — 母牛尿液[15] 不详 3-氯咔唑 —、 蓝藻菌[16](Kyrtuthrix maculans) Ping Chau(中国香港) 3,6-二溴咔唑 — 2,7-二溴咔唑 — 3,6-二碘咔唑 — 1)表示无定量数据； 2)括号中的化合物编号同文献[7]； 3)土壤鲜重

表 1 PHCs在环境中的分布 Table 1 Distribution of polyhalogenated carbazoles in the environment

沉积物是众多有机污染物特别是POPs在环境中迁移、 转化和归趋的重要场所之一. 环境中PHCs的发现始于沉积物，随后人们在多个国家不同河流湖泊的沉积物中陆续发现了PHCs. 随着现代气相色谱-质谱联用技术(GC-MS)的发展，检测到的PHCs种类和异构体数目越来越多，由初始的氯代咔唑，发展到溴代咔唑，再到最近的混合PHCs. 1984年，Kuehl等^[5]首次报道在美国纽约Buffalo River的沉积物中检测到了1,3,6,8-四氯咔唑和一种五氯咔唑，1,3,6,8-四氯咔唑的浓度范围为0.6-25 ng ·g^-1. 他们原先选定的目标化合物是PAHs，却意外发现1,3,6,8-四氯咔唑浓度明显高于目标PAHs. 采用GC-MS非目标物筛查技术(non-target screening)，2004年Kronimus等^[12]在德国Lippe River沉积物中筛查到高达50 ng ·g^-1的3,6-二氯咔唑. 2005年，Zhu等^[6]利用高分辨GC-MS 技术在美国Lake Michigan沉积物中发现了1,3,6,8-四溴咔唑(浓度最高达54 ng ·g^-1)，同时还检测到未确定结构的一个四溴咔唑异构体、 3个三溴咔唑和一个五溴咔唑. Zhu等^[6]还分析了其中一个采样点沉积物柱状样的1,3,6,8-四溴咔唑浓度垂直分布特征，结果表明1,3,6,8-四溴咔唑的浓度在0-35 ng ·g^-1之间，最大浓度出现在1920年左右，而且1,3,6,8-四溴咔唑的最高浓度与该湖中检测到的多氯联苯和BDE-209的浓度相近. Pena-Abaurrea等^[13]采用全二维气相色谱-飞行时间质谱联用仪(GC×GC-TOF MS)，在加拿大Southern Ontario湖的沉积物中首次检测到混合型PHCs 1,8-二溴-3,6-二氯咔唑.

上述研究检测到的PHCs都是在分析目标有机污染物(如POPs、 PAHs、 PBDEs等)时无意发现的，并非将PHCs列为目标物进行研究. 直到最近，Guo等^[7]才将PHCs作为目标物研究其在Lake Michigan湖沉积物中的分布. 他们检测到了17种PHCs，包括Br₂-,Br₂Cl-,Br₃-,Br₃Cl-,Br₃ClI-,Br₃I₂-,Br₄-,Br₄Cl-,Br₄I-和Br₅-咔唑，浓度范围0-65 ng ·g^-1，同时还分析了各物质浓度随沉积物深度的变化趋势，发现Br₂-和某些Br₃-咔唑在表层沉积物比在深层沉积物中的浓度高，而其他的PHCs在深度＜10 cm的沉积物中浓度较低，在深度12-16 cm 处达到最大，在更深层的沉积物中浓度仍然相对较高且基本不再随深度发生变化. 这项研究工作所发现的PHCs种类和同系物个数是目前为止最多的，也是首次在同一个样品检测到了7个混合PHCs.

2005年，Reischl等^[14]在德国Bavaria土壤中检测到了13.5 ng ·g^-1的3,6-二氯咔唑. 2011年，Trbs等^[9]在德国Bavaria土壤中检测到3-氯咔唑和3,6-二氯咔唑，浓度分别为35 ng ·g^-1和800 ng ·g^-1(鲜重). 2015年，Mumbo等^[10]在德国一个未受污染的土壤中检测到咔唑、 3-氯咔唑、 3,6-二氯咔唑和一种三氯咔唑，前三者的浓度依次分别为4-12、 9-29和606-1 167 ng ·g^-1. 此外，Grigoriadou等^[8]在希腊Kavala沿海工业区的土壤和沉积物中检测到5-110 ng ·g^-1的3-氯咔唑和9-3 500 ng ·g^-1的3,6-二氯咔唑，这两种物质的最高浓度都出现在同一个采样点，同时还检测到了一种未确定结构的二溴咔唑，其浓度为93 ng ·g^-1.

PHCs在生物样品中分布的研究还鲜见报道. Luk等^[15]在牛尿液中检测到了3-氯咔唑，并且证明了3-氯咔唑能增强常用镇静药安定(Diazepam)与苯(并)二氮受体的结合. 另外，1999年Lee等^[16]在中国香港Ping Chau海岸的蓝藻菌(Kyrtuthrix maculans)中检测到2,7-二溴咔唑、 3,6-二溴咔唑和3,6-二碘咔唑. 遗憾的是，这两个研究都未对所检测到的PHCs进行定量，无法确定所检出PHCs在生物内的存在水平. 鉴于PHCs在河流湖泊沉积物中的高频检出，水生生物可能会吸收和富集PHCs，PHCs在水生生物体内的残留值得深入研究.

总体而言，土壤和生物样品中所检测到的PHCs种类比在沉积物中发现的少，主要为低取代(1-2个)的氯代或溴代咔唑，未发现混合PHCs. 目前还不清楚导致这些差别的原因，可能是由于PHCs在土壤和生物样品存在的种类较少，也可能是由于PHCs在土壤和生物样品的分布研究还不够深入，发现的PHCs比较有限.

了解一个污染物的来源对于认识其在环境中迁移、 转化和归趋至关重要. 环境中PHCs的来源目前还不清楚，有可能来自人为源，也有可能来自自然源. 环境中PHCs的来源解析总结于图 2.

图 2

Fig. 2

图 2 环境中PHCs的可能来源 Fig. 2 Possible sources of polyhalogenated carbazoles in the environment

由于绝大多数PHCs不是人类合成的化学品，因此环境中的PHCs来自于工业源直接排放的可能性较小，而其他相关咔唑衍生物的生产或使用则可能是PHCs的一个重要人为源.

(1)卤代靛蓝染料的生产. 卤代靛蓝是工业上广泛的一类染料. 卤代靛蓝的生产一般以苯胺为原料先合成靛蓝，再加以氯代或溴化而制得卤代靛蓝^[17]. 实际上，该生产工艺存在一些副反应，原料苯胺在受热条件下会生成副产物咔唑，也可能在卤化过程中生成卤代苯胺(如2,4,6-三溴苯胺)，而咔唑的进一步卤化和卤代苯胺的受热反应都会生成PHCs^{[17, 18]}. 这一人为源可以用来解释环境中检测到的一些PHCs. 例如，Zhu等^[6]发现Lake Michigan湖柱状沉积物样品中的1,3,6,8-四溴咔唑浓度在1920-1935年间明显高于前后几十年，他们认为这可能与那段时间大量生产或使用这类化合物有关. 但是Parette等^[17]最近指出5,5′,7,7′-四溴靛蓝在生产过程中存在生成1,3,6,8-四溴咔唑的潜在途径，因此Lake Michigan湖沉积物中的1,3,6,8-四溴咔唑可能与美国5,5′,7,7′-四溴靛蓝的生产有关. 另外，Parette等^[17]还指出7,7′-二溴-5,5′-二氯靛蓝染料的生产可用来解释Pena-Abaurrea等^[13]在加拿大Southern Ontario湖沉积物中所发现的1,8-二溴-3,6-二氯咔唑； 在靠近制造5,5′,7,7′-四氯靛蓝染料工厂的排放口处也检测到高浓度的1,3,6,8-四氯咔唑，有力地支持了他们的论点. Kuehl等^[5]在美国纽约Buffalo River一个染料厂址旁的沉积物中检测到25 ng ·g^-1的1,3,6,8-四氯咔唑，而另外两个远离染料厂沉积物中的1,3,6,8-四氯咔唑浓度都低于1 ng ·g^-1. 对于Kuehl等^[5]的这一研究结果，Parette等^[17]认为PHCs可能来自5,5′,7,7′-四氯靛蓝染料的生产.

(2)光电材料聚合物的中间体. 2,7-二溴咔唑、 3,6-二溴咔唑和3,6-二碘咔唑是很多光电聚合物合成的中间体^{[4, 19]}，这些中间体的泄漏或聚合物在环境中的降解都可能释放出PHCs. 例如，Lee等^[16]在香港Ping Chau海岸的蓝藻菌中检测到了上述3种PHCs，目前还无法确定它们的来源. 鉴于蓝藻菌的强大生物累积能力，蓝藻菌体内的PHCs有可能是其吸收和积累的结果^{[11, 20]}.

(3)含对氯苯胺结构除草剂的施用. 有些常用除草剂灭草隆和绿谷隆含有对氯苯胺结构，这类除草剂在施用后能降解产生对氯苯胺^{[21, 22]}，对氯苯胺的进一步转化可生成3-氯咔唑和3,6-二氯咔唑. 例如，对于Grigoriadou等^[8]在希腊Kavala沿海工业区的土壤发现的高浓度3-氯咔唑和3,6-二氯咔唑，Parette等^[17]认为很可能来源于灭草隆和绿谷隆的转化产物.

尽管上述人为源可以合理地解释一些环境中的PHCs来源，但是尚无法解释所有的发现. 例如，美国Lake Michigan湖中的3,6-二溴咔唑和另一种二溴咔唑异构体无法归结于靛蓝染料的生产^[17]. Zhu等^[6]在1900年前的柱状沉积物中也检测到1,3,6,8-四溴咔唑，且1860-1900年间柱状样中的1,3,6,8-四溴咔唑浓度基本保持在20 ng ·g^-1； 由于1900年之前化工厂生产溴代咔唑或其前体化合物的可能性很小，因此他们认为存在1,3,6,8-四溴咔唑的自然源. 同样，德国一个未受污染土壤中检测到的咔唑、 3种氯代咔唑^[10]和Lake Michigan湖沉积物中检测到的多种混合PHCs^[7]，都无法以人为源来解释. 这些事实共同说明，环境中可能存在PHCs自然源.

实际上，自然界存在一些生成PHCs的生物酶催化反应. 例如，从真菌Caldariomyces fumago中提取的氯过氧化物酶(chloroperoxidase,CPO)就具有这种特殊能力^{[23, 24, 25, 26, 27]}. CPO是Shaw等^[23]于1961年首次从C. fumago成功分离出来的一种具有多种催化活性和广泛底物适应性的含铁氧化酶. CPO在生物体内利用H₂O₂等过氧化物作为电子受体，使酶分子中的氯化高铁血红素IX(ferriprotoporphyrin IX)氧化为含Fe(Ⅳ) O结构的活性物质，该活性物质能氧化氯离子或溴离子生成活性物质(如Cl⁺和Br⁺)，进而与有机物发生卤代反应^{[24, 25, 26]}. 研究表明，CPO催化氯化反应可能是调控环境中有机氯污染物(如氯仿^[28]、 氯酚和二 英^[29])自然生成的重要途径. Mumbo等^[30]最近证实从C. fumago提取的CPO能催化H₂O₂、 氯或溴离子与咔唑的反应，生成多种氯代或溴代咔唑. 虽然这些实验是在实验室模拟条件下完成的，但是自然界具备发生该反应的所有条件. 首先，咔唑^[31]和氯、 溴离子是环境中广泛存在的自然产物； 其次，CPO和H₂O₂都存在于真菌体并参与重要的生理活动. 除CPO催化反应外，是否存在其他的PHCs生成途径，则有待进一步探究.

由于商品化的PHCs标准样品还非常少，环境样品中PHCs的分析方法目前尚未见有完整和系统的研究报道. 现有的PHCs分析方法主要是参考其他有机污染物如POPs和PAHs而建立起来的. 样品预处理方面，2011年之前的研究多采用索氏萃取法进行萃取^{[5, 6, 8]}，近几年的研究则较多采用加速溶剂萃取法(accelerated solvent extraction,ASE)^{[7, 9, 10]}. PHCs样品的净化有硅胶柱层析法、 氧化铝柱层析法和固相萃取法等^{[6, 8, 10]}. 仪器分析方面，除Pena-Abaurrea等^[13]使用GC×GC-TOF MS，其他研究几乎都使用高分辨或低分辨的GC-MS^{[5, 6, 7, 8, 9, 10, 12, 14]}.

参考美国环保署标准方法(US EPA Method 3545A)^[32]，Guo等^[7]建立了目前为止相对比较完善的沉积物中PHCs的萃取分析方法，其方法主要操作流程如下：沉积物样品先冷冻干燥，取8 g样品加入替代物4′-氟-2,3′,4,6-四溴联苯醚(F-BDE69)稳定隔夜，用正己烷/丙酮混合液(1 ∶1,体积比)进行ASE萃取，萃取液在100℃加热5 min，静态萃取10 min，循环3次； 将萃取液浓缩后加载到填充柱净化，填充柱从上到下依次装填1 g无水Na₂SO₄、 16 g氧化铝、 4 g硅胶和4 g Na₂SO₄，依次用100 mL正己烷、 400 mL正己烷/二氯甲烷(4 ∶1,体积比)和100 mL纯二氯甲烷进行洗脱，弃去正己烷洗脱液，收集后两种溶剂洗脱液，洗脱液浓缩并定容至200μL，加入内标物十溴联苯(BB209)再进行GC-ECNI-MS定量分析. 该方法所用的PHCs标准样品只有3,6-二溴咔唑和1,3,6,8-四溴咔唑，沉积物样品中的其他卤代咔唑以与这两种标样保留时间相近的原则进行半定量分析. 3,6-二溴咔唑和1,3,6,8-四溴咔唑的仪器检出限(S/N=3)分别为2.3 pg和0.6 pg，两个不同采样点的沉积物样品中替代物F-BDE69的平均回收率分别为(121±15)%和(80±11)%.

PHCs不仅在结构上与PCDFs相似，在许多性质上也与PCDFs相近，具有类二 英毒性. Mumbo等^[10]发现3-氯咔唑、 3,6-二氯咔唑和3,6-二溴咔唑对大鼠肝细胞色素(CYP1A1)有较强的诱导活性. Riddell等^[11]采用人体乳腺癌细胞(MDA-MB-468)CYP1A1和CYP1B1的mRNA表达及其EROD酶的诱导反应，分析了11种环境中常见PHCs的类二 英毒性(表 2). 他们的实验以2,3,7,8-TCDD作对照，并以对2,3,7,8-TCDD的相对毒性(REP)来衡量PHCs的毒性. 结果表明，对CYP1A1和CYP1B1的基因表达诱导作用上，2,3,6,7-四氯咔唑和1,3,6,8-四氯/溴代咔唑相比其余8种PHCs强，1-溴-3,6-二氯咔唑和3,6-二氯咔唑比3-溴咔唑、 3-氯咔唑、 3,6-二溴咔唑和2,7-二溴咔唑诱导能力强，取代位置相同的氯代咔唑比溴代咔唑诱导能力强. 1,3,6,8-四卤代咔唑对CYP1A1 和CYP1B1的REP范围分别为0.000 31-0.000 66和0.009 7-0.005 8，这些测试结果与等效毒性系数(TEFs)较高的高氯代PCDFs、 高氯代二 英和一些多氯联苯的REP值相当. 2,3,6,7-四氯咔唑的REP为0.000 1-0.003 2，而2,3,7,8-TCDF的REP≈0.1，表明桥接原子O被NH取代后明显地降低了类二 英毒性.

表 2 (Table 2)

表 2 常见PHCs的相对毒性 Table 2 Estimated relative effect potencies for the frequently detected polyhalogenated carbazoles 化合物 EC501)/ nmol ·L-1 相对毒性 CYP1A1 CYP1B1 CYP1A1 CYP1B1 2,3,7,8-TCDD 0.046a 0.29 1.0×10-5 1.0 3-溴咔唑 2 500 1 100 1.8×10-5 2.6×10-4 2,7-二溴咔唑 3 000 2 300 1.3×10-5 1.3×10-4 3,6-二溴咔唑 2 700 2 000 1.7×10-5 1.5×10-4 1,3,6-三溴咔唑 490a 340a 9.0×10-5 8.5×10-4 1,3,6,8-四溴咔唑 150a 30a 3.1×10-4 9.7×10-3 3-氯咔唑 1700 / 2.7×10-5 / 3,6-二氯咔唑 410 / 1.1×10-4 / 1,3,6,8-四氯咔唑 70 50a 6.6×10-4 5.8×10-3 2,3,6,7-四氯咔唑 450 90a 1.0×10-4 3.2×10-3 1-溴-3,6-二氯咔唑 740 870 6.0×10-5 3.3×10-4 1,8-二溴-3,6-二氯咔唑 140 30a 3.2×10-4 9.7×10-3 1)a 数值是通过概率分析确定的，其他EC50值以通过Spearman-Karber方法估算

表 2 常见PHCs的相对毒性 Table 2 Estimated relative effect potencies for the frequently detected polyhalogenated carbazoles

PHCs同时也是一类具有潜在持久性(persistent)、 生物累积性(bioaccumulative)和毒性(toxic)的物质(PBT物质). 根据美国环境保护署(EPA)对PBT物质的评估标准^[33]，化合物在土壤中半衰期大于60 d表示具有中等持久性，而大于180 d则表示具有高度持久性； 生物富集系数(BCF)≥1 000表示具有中等生物累积性，BCF≥5 000表示具有高度生物累积性； 对水生生物的最大无影响浓度(NOEC)在0.1-10mg ·L^-1之间表示具有中等慢性毒性，小于0.1 mg ·L^-1表示具有强慢性毒性. Mumbo等^[10]通过PBT Profiler模型估算了咔唑和8种PHCs的理化性质(表 3)，并以美国EPA的PBT 物质评估标准评价这些化合物的生物毒性. 结果表明，1,3,6,8-四氯咔唑和1,3,6,8-四溴咔唑持久性强，其余7种化合物持久性中等； 1,3,6,8-四溴咔唑生物累积性高，1,3,6,8-四氯咔唑、 1,3,6-三氯咔唑和1,3,6-三溴咔唑的生物累积性中等，其余5种化合物的生物累积性较弱； 1,3,6,8-四氯咔唑、 1,3,6-三氯咔唑、 1,3,6,8-四溴咔唑、 1,3,6-三溴咔唑和3,6-二溴咔唑的水生生物慢性毒性强，其余4种化合物的水生生物慢性毒性中等. 可见，PHCs与PCDFs类似，1,3,6,8位取代的化合物具有较大的生物毒性. 另外，土壤降解实验表明3-氯咔唑和3,6-二溴咔唑在450 d内都未见明显降解，表现出难生物降解特性^[10].

表 3 (Table 3)

表 3 几种常见PHCs的理化性质 Table 3 Physiochemical properties of the frequently detected polyhalogenated carbazoles 化合物 土壤半衰期/d BCF NOEC/mg ·L-1 lgKoc lgKow 水中溶解度/mg ·L-1 1,3,6,8-四氯咔唑 360 2 900 0.014 140 000 5.81 0.008 0 1,3,6-三氯咔唑 120 1 300 0.039 7 700 5.45 0.020 5 3,6-二氯咔唑 120 490 0.12 2 100 4.97 0.058 0 3-氯咔唑 75 180 0.36 1 300 4.34 0.265 8 1,3,6,8-四溴咔唑 360 15 000 0.003 5 700 6.47 0.012 1 1,3,6-三溴咔唑 120 4 000 0.014 3 500 6.01 0.020 7 3,6-二溴咔唑 120 940 0.072 24 000 5.34 0.041 9 3-溴咔唑 75 270 0.28 1 300 4.55 0.200 0 咔唑 75 69 1.1 830 3.69 1.711 0 1)土壤半衰期、 生物富集系数(BCF)、 NOEC和土壤吸附系数Koc通过PBT Profiler模型预测，正辛醇-水分配系数Kow和水中溶解度通过Online Chemical Modeling Environment (OCHEM)数据库估算

表 3 几种常见PHCs的理化性质 Table 3 Physiochemical properties of the frequently detected polyhalogenated carbazoles

虽然有学者在PHCs的环境分布、 来源和生态毒理效应方面做了一些开创性的研究工作，但是仍有很多工作需要开展以更加全面和准确地了解这类化合物的环境生态风险. 针对PHCs的现有研究现状，以下4个方面的研究内容亟待加强与完善.

(1)PHCs标准样品的制备：标准样品的缺乏是制约PHCs环境研究的一个重要瓶颈，也可能是导致这一新型污染物还未能引起广泛研究的重要原因之一. 目前只有少数几个(如3-溴咔唑、 3,6-二溴咔唑和1,3,6,8-四溴咔唑等)PHCs的标准样品可从试剂公司购得，其他大多数PHCs尚无标准样品.

(2)PHCs的环境样品预处理和仪器分析方法的建立：现有研究对环境样品中PHCs的预处理基本上是参照疏水性有机污染物如POPs、 PAHs、 PBDEs和二 英的处理方法. 但是PHCs与那些污染物在结构和性质上存在一定的差异，这些分析方法未必完全适用. Pena-Abaurrea等^[13]指出有些方法的净化操作(如酸洗)可能使某些PHCs损失太大，造成某些PHCs的回收率低下. PHCs的仪器分析至少得采用GC-MS，最好采用如GC×GC-TOF MS等高分辨质谱，以充分分离并检测各个化合物. 今后还需建立环境样品(水、 土壤/沉积物、 生物样品)中PHCs的分析方法，加强分析方法全过程的质量保证与质量控制，以提高不同实验室检测数据的可靠性和可比性.

(3)PHCs的环境生物地球化学过程：探明PHCs在水体、 土壤/沉积物、 生物体和大气环境中的残留与分布特征，追溯环境中PHCs的污染来源，阐明PHCs在环境中的迁移、 转化和归趋.

(4)PHCs的环境生态风险评估：现有的PHCs生态毒理效应数据多是通过模型估算的，实际的体外和体内生物暴露实验不多. 还需全面评价PHCs的生物累积性、 持久性、 毒性及其作用机制、 内分泌干扰效应、 致畸、 致癌、 致突变等作用. 另外，目前也不清楚PHCs能否通过食物链传递到人类，人体暴露和健康风险方面的研究尚待展开.