杨尚麟，刘佳玺，王昕璐，于 江，许彦阳*，邱 静，钱永忠

（1 西安理工大学印刷包装与数字媒体学院 西安 710048 2 中国农业科学院农业质量标准与检测技术研究所 农业部农产品质量安全重点实验室 北京 100081）

食品中的内分泌干扰物 （Endocrine Disruptors，EDCs）能够干扰激素的产生、运输和代谢，影响生物体内环境稳定、生殖、发育以及行为的外源性物质[1]，对人体及其后代产生不利影响。EDCs 因内分泌干扰作用在全球范围受到关注，并被确认为影响食品安全的重要风险因子。

食品接触材料（Food contact materials，FCM）是食品工业的重要组成部分，近年来，因FCM 中EDCs 迁移引起的食品安全问题再次引发全社会的关注。据2020年环境公益组织"Ecology Center"报道，麦当劳等6 个知名快餐品牌FCM 中存在全氟烷基化合物 （Perfluorinated Alkylated Substances，PFAS）检出问题。食品及FCM 中检出较多的紫外线稳定剂（二苯甲酮类[2]、苯并三唑类[3]）、双酚类物质、全氟烷基化合物[4]、邻苯二甲酸酯和多环芳烃[5]等均属于EDCs。EDCs 具有生物富集和累积效应，通过渗透迁移或“set-off”方式从FCM中经食物进入人体[6]。有研究显示，从食品接触材料迁移到食品中的有害物质可能远高于农药或环境污染物[7]。

此外，食品本身在生产加工中也会残留多种EDCs，使消费者食用含有多种EDCs 的一种食品或者含有不同EDCs 的多种食品，导致多种EDCs联合暴露。部分EDCs 因具有相似的作用靶点或机制，同时暴露时可能产生远远高于单个EDCs毒性效应的联合效应[8-9]。开展食源性EDCs 毒性效应研究，明确相应化学物质的毒性阈值，对于制定食品中相应化学物质的最大残留量，保护食品安全具有重要意义。本文以大型流行病学、模式生物、替代毒理和计算毒理评价等毒性研究平台为主线，结合代谢组学、转录组学和分子生物学技术，整理分析食源性典型EDCs 单独及多元混合暴露的毒性效应研究现状和发展方向，为食源性EDCs 毒性效应研究提供参考。

1 基于流行病学的毒性效应研究

流行病学研究能够了解物质暴露与人体疾病之间可能存在的联系。近年来，生物医学研究蓬勃发展，流行病学研究的重要性日益体现，特别是大型人群研究中证据价值最大、最可靠的人群队列研究[10]，逐渐用于有毒物质暴露的毒性评价。

一般而言，若有证据表明暴露与结果存在关联，且两者之间的时间间隔合理，则适合采用人群队列研究，其研究结果在临床应用中可能更具代表性[11]。人群队列研究主要包括前瞻性队列研究和回顾性队列研究。其中，前瞻性队列研究是结果、预测因素和混杂变量更好控制的一种队列研究（表1）[12]。针对全氟烷基化合物（PFAS）、多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）的前瞻性人群队列研究主要集中在人类生长发育或疾病风险等方面。在基于1 985 对母婴的大规模出生队列研究中发现，孕妇产期暴露PFAS 的碳链长度与新生儿出生大小呈负相关，表明PFAS 对胎儿生长可能有不利影响[13]。基于Odense 儿童队列中1 436 名孕妇研究发现，PFAS 暴露与妊娠期血压轻度升高有关，且可能增加妊娠期高血压发病率[14]。Mancini 等[15]基于E3N 队列研究了饮食暴露于全氟辛酸（PFOA）或全氟辛烷磺酸（Perfluorooctane sulfonate，PFOS）与女性2 型糖尿病之间的关系，71 270 名妇女的随访结果显示，PFOA/PFOS 与女性2 型糖尿病之间存在非线性关联。同样，基于E3N 队列进行了一项前瞻性队列研究，分析长期暴露于苯并[a]芘（benzo[a]pyrene，BaP）与乳腺癌（breast cancer，BC）间的关系，基于多变量条件Logistic 回归模型和95%置信区间分析，BaP 的累积暴露与乳腺癌的总体发生风险显著相关，总体上支持动物模型和人类细胞/组织的试验结论[16]。而长期食用当地含有重金属和PAHs的食物与癌症风险的队列研究发现，大量食用当地鱼和肉类会增加癌症风险[17]。克拉科夫195 名非哮喘儿童队列研究发现，胎盘暴露于PAHs 会损害呼吸道的正常发育，造成儿童的肺功能低下，出生后暴露于PAHs 则会加剧这种危害[18]。

图1 食品及其接触材料中的内分泌干扰物Fig.1 Endocrine disruptors in food and its contact materials

此外，食品中其它EDCs，如双酚A（bisphenol A，BPA）、苯并三唑类光固化剂、邻苯二甲酸二（2-乙基己基） 酯 （di （2-ethylhexyl） phthalate，DEHP）等，在人群队列研究中也已有报道。上海一项出生队列研究发现，产前暴露BPA 可能会影响胎儿甲状腺激素水平，对儿童特别是男孩的行为造成长期改变[19]；Zhao 等[20]在中国武汉建立了一个包含1 770 名孕妇的前瞻性队列，研究妊娠早期接触苯并三唑类（Benzotriazoles，BTs）物质与妊娠期糖尿病的关系，发现这类物质暴露可能与葡萄糖稳态受损有关；武汉814 对母子出生队列分析结果显示，产前暴露DEHP 与胎儿生长减慢、出生大小减小有关[21]。

已有的前瞻性队列研究重点关注新生儿的生长、发育和成人疾病（乳腺癌、糖尿病），研究结果已经显示，食源性EDCs 对人体产生了毒性效应。除前瞻性队列研究外，回顾性队列是人群队列研究的另一种重要方式，主要用于已经发生结果的研究。采用回顾性队列进行相关EDCs 毒性效应的研究还少有报道。

流行病学和模式生物研究相辅相成，基于流行病学的EDCs 毒性效应研究结果，能够为模式生物研究提供方向及有价值的信息[22]，模式生物可以针对特定毒性效应开展分析，能够直观获得暴露水平与毒性后果之间的关系，可以更好地解释毒性效应的产生机制，对流行病学研究结果进行支撑和验证。

2 基于模式生物的毒性效应研究

模式生物在实验室中易于繁殖或培养，并且遗传信息清晰，在毒理学研究中占有重要地位，在污染物毒性评价中具有广泛应用。目前用于食源性EDCs 毒性研究的模式生物主要为大鼠和斑马鱼，集中在急性毒性[23]、慢性毒性[24]、肝毒性[25]、生殖毒性[26]等方面。

Jorge 等[26]在雄性大鼠出生后分别暴露不同浓度的BaP，发现精子质量的下降和睾丸组织病理学改变，说明青春期前暴露于BaP 会对男性生殖系统产生不利影响。另外一项针对二苯甲酮-2（Benzophenone-2，BP-2）的研究结果显示，雄性大鼠皮下注射暴露4 周后，BP-2 能够引起甲状腺功能亢奋，并且使脾细胞和胸腺细胞活性增强[27]。Kim 等[23]将成年斑马鱼暴露于菲（phenanthrene，PHE）96 h 后的LC50 为920 μg/L，发现PHE 影响了斑马鱼的代谢和防御机制。斑马鱼受精后分别进行1～5 d 和1～15 d PFOS 暴露，结果表明无论暴露时间长短，胚胎期暴露足以产生持续到青春期的代谢功能障碍，使胰岛形态异常和肥胖症发生率增加[28]。此外，基于模式生物的联合毒性研究也在逐年增加，如大鼠妊娠期单独或联合暴露于BPA 和PFOS 的结果显示，BPA 和PFOS 的联合暴露能够特异性地导致胶原蛋白增加和心室间隔增厚[29]。

献文考参[15]Mancini[13]Kashino[14]Birukov[16]Amadou[17]Helmfrid[18]Jedrychowski[19]Li[20]Zhou[21]Li呈胎压经物正水态大有究研列队群人性瞻前的果后性毒与露暴EDCs 1表Prospective cohort study of the association between exposure to EDCs and toxic consequences Table 1 果结究研素要估评围范列队险风病尿糖型2性女与露暴PFOA/PFOS指重；体量露暴食膳PFOS和PFOA妇名71 270中列队E3N国法大更响影性女胖肥非对，且系关性线非数女对PFAS 会的长较链碳于露暴期产妇孕浓PFAS 的11 种中浆血期后娠妊1 985院医37 家道海北本日响影利不成造长生儿围头和长、生重体儿生；新度）年（2003-2009婴母对血变改过通能，可关有高升压血与PFAS张舒和压缩；收量含PFAS中清血名1 436中列队童儿Odense率病发压血高期娠妊加，增布分况情生发压血；高压妇孕期早绝，且关相著显险风癌腺乳与露暴BaP亚子；分态状经；绝量露暴年BaP乳例5 222中列队E3N国法险风加增会变转的态状度程和段阶的癌腺；乳型对配匹例5 222和例病癌腺照食地当用食量大期长与加增险风症癌；PAHs况情费消物；食率生发症癌群人名34 266部东典瑞关）有肉和（鱼度浓物记标谢代等的道吸呼儿胎害损PAHs 会于露暴盘胎试测能功；肺平水露PAHs 暴童儿喘哮非195 名夫科拉克响影重加会露PAHs 暴后，产育发常素激腺状甲儿胎乱扰BPA于露暴期产；度浓BPA液尿妇孕周12～16娠妊对745中列队生出行闵-海上神变改为行期长致导能，并平查检育发为行经神童儿岁4和岁2子母稳糖萄葡致导能可BTs的度浓关相境环性儿；胎平水糖；血度浓BTs中液尿名1 770中列队生出汉武国中损受重体前；孕别妇孕病尿糖患未生出和慢减长生儿胎与DEHP触接期孕生儿胎期娠；妊度浓DEHP中液尿对814中列队生出汉武国中加增重体童男月，24，12 6与，但小减小、重、体高身时月个，24，12；6数参长子母关等数指重体伤损/病疾/长病尿糖型2长生压血高期癌下低能童儿岁4和为病尿糖期长生生性女儿胎娠妊腺乳症癌功肺岁2行经娠妊儿胎EDCs PFAS PAHs BPA BTs DEHP

代谢组学、转录组学具有全景角度揭示生物系统、生理状态等优势，近年来逐渐应用于污染物的毒性研究。结合模式生物探究污染物暴露后的差异代谢产物或差异基因，对于揭示污染物产生毒性效应的分子机制具有重要意义。Deng 等[30]采用非靶向代谢组学、转录组学相结合的技术，使用多氯联苯126 （Polychlorinated biphenyl，PCB）和PFOS 联合暴露雄性小鼠48 h 后，氧化磷脂水平升高，NQO1、Icam1 和PAI1 等基因表达发生改变，肝损伤和心血管疾病风险增加。也有学者采用转录组学和RT-qPCR 技术研究二苯甲酮类（Benzophenones，BPs）光引发剂对斑马鱼的毒性效应，发现氧苯酮（oxybenzone，BP3）能够影响细胞色素P450 和谷胱甘肽代谢相关基因（CYP1A、CYP3A65、GSTA 等）的表达，导致斑马鱼幼体的畸形和高死亡率[31]。在多组学分析过程中，有学者采用分子生物技术开展毒性效应研究，如PHE 对斑马鱼的毒性效应分析中，基于RT-qPCR 分析发现，PHE 对斑马鱼的毒性作用是通过诱导CYP1A、CYP7A1 等代谢和防御机制相关基因表达的变化实现的[23]。结合了组学和分子生物学的模式生物毒性研究快速发展，部分研究开始关注联合毒性，但大多数研究仍为单一物质的毒性评价。

与流行病学的协同研究，是模式生物毒性效应研究的另一重要组成部分。二者结合，能够更为全面地分析暴露水平与毒性效应之间的关系，并解释毒性效应产生的机制。基于大鼠的全氟辛酸（perfluorooctanoic acid，PFOA） 毒性研究发现，PFOA 对雄性大鼠具有致癌性，通过PPARα 激活产生致癌效应[32-33]，为明确PFOA 致癌效应与人类癌症的相关性，需要进一步结合流行病学分析[22]。Kim 等[34]创新性地结合了人群队列与模式生物研究，首先将秀丽线虫暴露于污染物，经RNAi 文库筛选获得毒性通路，然后在线虫和斑马鱼中验证相关通路，最后通过队列研究证实相应的通路，成功将模式生物的研究结果拓展至人类，发现烷基多环芳烃会对DNA 造成损伤。

然而，基于模式生物的毒性评价往往时间长、成本高、重复性差，同时与人体的基因、遗传和代谢也存在差异[35-36]，难以应用于大范围污染物的毒性评价，制约了其在毒性评价中的应用与发展[37]。替代毒理学具有快速经济、易于量化和重复性好等优点，符合国际动物福利和保护组织减少实验动物使用的要求，满足减少（Reduction）、优化（Refinement）和替代（Replacement）3R 原则，已经越来越多地应用于毒性测试[35]。

3 基于替代毒理的毒性效应研究

替代毒理评价技术具有便于控制环境干扰因素、避免复杂机体影响、易于开展分子机制解析、利于揭示毒性作用机制等优势，已经越来越多地应用于毒性测试。美国、欧盟和经济与合作发展组织 （Organization for Economic Co-operation and Development，OECD） 已将毒理学替代法作为重要的毒性测试技术进行推广。其中，细胞替代毒理技术以其快速经济、易于量化和重复性好等优势，在筛查化合物毒性和安全性评价中得到越来越多的应用[35]。

食源性EDCs 的替代毒理研究主要以激素受体敏感型细胞系和肝细胞系为研究载体，如胎盘细胞系、乳腺细胞系、肝癌细胞系等。如Mei 等[38]采用人胚成纤维细胞系HFL-1 进行了菲（PHE）的细胞毒性研究，结果显示PHE 能够影响细胞周期，导致细胞死亡。相比于正常细胞，肝癌细胞（HepG2）和乳腺癌细胞（MCF-7）等癌细胞培养简单、能够无限分裂，成为有害物质毒性评价的重要细胞系。

献文考参[26]Jorge[27]Broniowsk[23]Kim[28]Sant[31]Meng[29]Zhou[30]Deng究研制机子分及应效性EDCs 毒的物生式模于基2表Toxic effects and molecular mechanisms of EDCs based on model organisms Table 2 释解制机子分果结性毒素要估评间时露暴度浓露暴—质子精和为行配交害损量质子；精为行配交性雄23～后生出μg/；10；1；0.1 0学理病织组丸睾成，造量相腺精和腺状；甲量数和53 d）饲（管kg/day系殖生性雄年成，对变改等平水酮睾清；血量质对响影利不生产统—腺状甲起引露暴周2～4-脑丘；下性活统系疫免，周4续连下（皮100 mg/kg腺胸和胞细，脾奋亢能功性活腺状甲-体垂次2日每）射注强增性活胞细CYP1A、CYP7A1 等导诱谢代鱼马斑对露PHE 暴异见可和率亡死鱼马斑96 h 0；100；500；750；基关相制机御防和谢代响影生产制机御防和常1 000 μg/L化变的达表因肪脂和饱的后4 d精受，碍障能功谢代陈新成造岛；胰度浓质物谢代陈新1～5后精受；32 μmol/L 16因基，PPAR加增度浓酸率生发症胖肥加增况情症胖；肥态形后精；受d低降达表1～15 d P450素色胞细响影BP3和α体受素激雌是BPs体受素激、雌体受烃香芳；96 h 24 h 50%和，25%10%基关相谢代肽甘胱谷和BPs度浓；高剂动激的β1表因基化分别性和径途LC50的、、CYP3A65（CYP1A因和形畸鱼仔鱼马斑致导达达表）的等GSTA害损会度浓，低率亡死高能功和构结子分胞细变改的能功体粒线对致导地性异特露暴合联表白蛋关；相态形脏心0 ～第娠妊2+40；100 +2 000室心和加增的白蛋原胶化变胞细肌；心达19 d ）水μg/L（饮厚增的隔间等PAI1和、Icam1 NQO1脂磷化氧和积堆质脂肝等伤损肝和病疾管血心2 d 0.5+250 mg/kg著显达表因基关相症炎增会露暴合，联加增平水化变径途症炎关相加增伤损肝和病疾管血心加险风型模验试鼠大性雄鼠大性雄鱼马斑年成胎胚鱼马斑鱼仔鱼马斑鼠大鼠小性雄EDCs BaP BP-2 PHE PFOS BPs BPA + PFOS PCB126 +PFOS

结合代谢组学、转录组学、蛋白质组学等组学技术的毒性效应研究，因更有利于毒性机制的解析，在近年来得到了快速发展。以MCF-7 为载体的研究中，通过转录组学和分子生物学研究发现，双酚类化合物能够与雌激素受体α（ERα）结合，影响ADORA1、DDIT4、CELSR2 等17 个基因的表达，从而影响细胞生长、凋亡[39]。此外，表观遗传毒性研究发现，双酚S（BPS）可以导致细胞中Thbs4、PPARGC1A 等基因的上调和PI3K-Akt 信号通路的改变，从而影响乳腺癌的发展[40]。也有学者采用代谢组学和转录组学分析，鉴定出DEHP 暴露后的差异代谢产物和差异基因，构建了污染物暴露后的调控网络，揭示了嘌呤代谢途径的显著变化[41]。以HepG2 为载体的研究中，Wen 等[42]通过表观遗传毒性发现，PFOA 暴露会显著影响细胞周期稳态基因和脂代谢基因的改变。对羟基二苯甲酮类（hydroxylated benzophenones，BPs）能够通过雌激素相关受体γ（ERRγ）影响相关转录途径，从而发挥生殖毒性效应[1]。组学和分子生物学相结合的毒性效应评价手段已成为替代毒理毒性评价的重要组成部分。

在美国21世纪毒性测试发展策略背景下，基于细胞替代方法的联合毒性研究迅速发展。基于HepG2 的联合效应研究中，低至中等效应浓度水平上，大部分PFAS 混合物对HepG2 细胞的毒性作用表现为协同作用[43]；不同比例的菲（PHE）和苯并[b]荧蒽（benzo[b]fluoranthene，B[b]F）暴露后，1∶1 混合下显示出最高的细胞毒性和活性氧（ROS）[44]；双酚A 与其它双酚类物质混合暴露HepG2 后，低浓度暴露能够导致异源代谢酶CYP1A1 和UGT1A1 基因表达增加，遗传毒性损伤的易感性增加[45]；多溴联苯醚（Polybrominated diphenyl ethers，PBDEs）和苯并a 芘（BaP）联合暴露L02细胞，显示出更强的毒性效应，且对氧化性DNA损伤表现为协同作用[46]。已有报道中，EDCs 联合毒性的研究多集中于同类物质之间，而对于不同种类EDCs 之间的联合毒性效应研究还相对较少。

基于细胞的替代毒理测试技术，存在不具备物质代谢能力，不同代谢产物的生物活性不同，体外细胞系的结果无法直接转化成器官结果，以及不同组织或细胞外推效应具有不确定性等缺点[47-48]。模式生物与体外细胞相结合能够更为可靠地获得毒性效应结果，是当前EDCs 毒性效应最为重要的组成部分。Kim 等[49]基于HepG2 细胞和大鼠分析了双酚A（BPA）的肝毒性，通过差异代谢产物和差异基因构建通路，发现BPA 对HepG2 和大鼠肝脏的脂质或类固醇代谢功能造成了影响，且通路分布具有相关性。通过细胞与大鼠两种毒性评价载体的相互印证，明确了BPA 的肝毒性效应及毒性效应产生的分子机制。而结合雄性小鼠和小鼠睾丸间质细胞两种模型研究发现，PFOS 能够剂量依赖性地降低精子数、损害睾丸间质形态，揭示了CREB/CRTC2/StAR 信号通路在PFOS 抑制睾酮生物合成中的作用[50]。在DEHP 生殖毒性的研究中，分别进行了孕鼠和JEG-3 细胞的暴露试验，发现两种模型均能降低孕激素水平，抑制孕激素基因的表达，干扰孕酮的分泌[51]。基于人内皮细胞系（HMEC-1）和大鼠暴露开展PAHs 暴露毒性效应的生物标志物研究发现，PAHs 暴露促进内皮细胞产生胞外囊泡、增加尿液中胞外囊泡释放，表明胞外囊泡是PAHs 暴露的有用生物标志物[52]。

除试验手段外，计算毒理学能够借助数学模型等辅助手段分析相关毒性试验数据，对物质毒性做出更准确的评估，是对实验毒性评价的一种重要补充和拓展，逐步得到各国研究人员的关注和重视。

4 基于计算毒理的毒性效应研究

计算毒理学手段多样、成本低廉，往往结合人群队列、模式生物和细胞替代的毒理学研究中，能够通过先前类似试验的结果推导预测可能的毒性结果，从而为毒性试验提供指导，简化试验步骤、节约试验成本[37]。数据库是计算毒理学发展的基础，如内分泌干扰物知识库（Endocrine Disrupter Knowledge Base，EDKB）。通过对数据库中类似化合物毒性结果的推导获得规则和信息，从而构建预测模型，对已存在的、新的、甚至是虚拟的物质生成预测，目前应用最为广泛的预测模型如定量-构效关系法的模型（quantitative structure-activity relationship，QSAR）、分子模拟方法模型（docking models）和交叉参照法模型等[37，53]。

图2 计算毒理学评价Fig.2 Computational toxicological evaluation

QSAR 能够预测尚未开展毒性试验化学物质的毒性效应，如通过构建PAHs 对两种水生生物的光诱导毒性定量构效关系，分析了PAHs 的光诱导毒性机制，发现平均分子极化率对PAHs 的光诱导毒性有重要影响[54]。基于二苯甲酮类物质对发光菌和大型水蚤的毒性数据，Liu 等[55]建立了QSAR 模型，发现毒性与电子性质和疏水性相关。Hoover 等[56]测定了4 种PFAS 对于两栖类成纤维细胞系的单独和二元联合毒性，之后基于这些数据构建了QSAR 模型，利用此模型对24 种单一物质和1 380 种二元混合物的毒性进行了预测。基于分子模拟的毒理学预测模型能够预测物质与生物靶标之间可能的相互作用，为进一步分析该物质的毒性机制提供思路。如采用分子模拟的方法对FCM 中双酚类物质的内分泌干扰毒性进行研究，分析了3 种双酚类化学物质与雌激素受体α（ER ）的结合能力，雌激素活性的排序为：双酚A＞双酚F ＞双酚S[57]。Chen 等[58]发现了PFOS 和PFOA 与牛血清白蛋白 （bovine serum albumin，BSA）的不同结合位点，表明PFAS 能够影响BSA的构象，且PFOS 比PFOA 毒性更大。

以上模型的建立都需要足够的数据支撑，对数据的搜集提出了挑战。交叉参照法能够将相似物质分组，通过一种化学物质的毒性信息推断出相似结构的其它化学物质的毒性数据[53]，对QSAR和分子模拟模型提供了有效补充。Webster 等[59]基于搜集的数据建立了交叉参照模型，对3 种酚类物质的雌激素效应进行了预测，确认了4-叔丁基苯酚是一种潜在的内分泌干扰物。交叉参照模型依据相似性进行推断，能够减少预测的不确定性，该模型对结构等参数信息的精度要求严格。

随着化学物质的不断丰富，仅依靠试验手段完成化学物质的一元、二元，甚至多元联合毒性进行研究是无法实现的，而解决该问题必须依靠计算毒理学技术。近年来，越来越多的动物实验和细胞实验开始与计算毒理学相结合，为计算毒理学模型提供数据支持。随着大数据技术的发展，大型公共数据库的信息越来越完善，为计算毒理评价的广泛应用创造了条件[60]。因此，通过高通量的分析计算和预测进行毒理学评价将成为未来毒理学评价发展的重要方向[53]。

5 总结与展望

本文从流行病学、模式生物、替代毒理和计算毒理4 个方面展开，结合代谢组学、转录组学和分子生物学等技术归纳整理了目前食源性EDCs 的毒性评价研究现状。从整体上看，食源性EDCs 毒性效应研究呈现“模式生物与替代毒理研究为主、队列与计算研究为辅，单一物质毒性效应研究多、多物质联合毒性效应研究少，多组学、多手段交叉融合”的特点。目前，模式生物依然是进行EDCs毒性研究的主体，特别是基于斑马鱼的毒性效应研究，由于试验成本低，并且具有与人体高度相似的基因组成，在针对EDCs 的毒性研究中发展迅速。基于体外细胞系的替代毒理研究以其快速经济、易于量化和重复性好等优势，在筛查化合物毒性和安全性评价中得到越来越多的应用。与代谢组学、转录组学和分子生物学等技术紧密结合，也更有利于毒性效应的产生机制分析。流行病学在EDCs 毒性效应研究中还相对较少，但通过结合模式生物和细胞毒性研究结果，往往能得出更为准确可靠的毒性信息。随着大量新物质的发现和合成，计算毒理在毒性预测方面将发挥越来越大的作用。

献文考参[2]Zheng[42]Wen[39]Böckers[45]Hercog[40]Huang[41]Lu[43]Ojo[44]Branco[46]An究研制机子分及应效性EDCs 毒的胞细外体于基3表In vitro cell-based study of toxic effects and molecular mechanisms of EDCs Table 3 释解制机子分果结性毒素要估评间时露暴度浓露暴范3～100 μmol/L在BPs种8毒扰干泌分内生产够能BPs激；雌性活酶素光荧24 h；4 nmol/L 2～3.3×10 10活激式方赖依度浓以内围能功殖生害，损性）（ERRγ γ体受关相素6 nmol/L 2～10 10录转的ERRγ活激录转的、因基态稳期周胞细响影著显遗观表生，产伤损胞细肝导诱率活、存率谢代胞细48 h；200；150；100；50 20因基谢代脂须必和因基TETs等性毒传等μmol/L响，影合α 结体受素激雌与、长生胞细响影物合化类酚双达表因；基性活胞细4 h；8 h 25 μmol/L；50 μmol/L因基个17等、DDIT4 ADORA1展发症癌和袭、侵亡、凋移迁等期周胞；细化变达表的等酶谢代源异使下度浓低作制抑有性活胞细对类酚双胞；细化变达表因基；72 h 24 h，20，10，5：2.5元一达表因基UGT1A1和CYP1A1细的高最出现表AF酚，双用性活：10 ng/合；联μg/mL加增够；能力潜性毒传遗和性毒胞其mL BPA +1 ng/mL伤损性毒传遗致导类酚双它上因基等、PPARGC1A Thbs4响，影性毒传遗观表有具BPS化变因基关相癌腺乳24 h；nmol/L；10 1mmol/L变改路通号信、PI3K-Akt调展发癌腺乳100 nmol/L影生产径途谢代呤嘌对够能异，差殖MCF-7 增进促够能谢代异；差性活胞细48 h 1 μmol/L响达表因基异差和物产谢代因基异；差物—暴独，单长越度长链碳PFAS性活胞细24 h度浓多合组多；强越用作制抑的胞细对露PFAS它其与PFOS和PFOA作合联的同不现，表露暴合联式模用性毒质物类烃芳环多在GSH更示显露暴独单比露暴合联成）合（GSH肽甘胱谷；48 h 24，2∶1照按：B[b]F PHE用作的剂节调心核挥发中细下合混；1∶1性毒胞细的高性活胞；细能功和；72 h h合混1∶2和1∶1高最生产ROS和性毒胞CYP1和应反激应化氧节调裂断链DNA导诱下露暴合联断链；DNA性活胞细；2 h 24 h）μmol/L 10，（5达表的酶谢代伤损同；协高升平水ROS和；基数指激应化；氧裂（50或/和BDE47 DNA性化氧化变达表因）BaP μmol/L型模验试HepG2 HepG2 MCF-7 HepG2 MCF-7 MCF-7 HepG2 HepG2 L02 EDCs BPs PFOA类酚双BPS DEHP PFAS PHE+B[b]F PBDEs +BaP

然而，目前EDCs 的毒性研究依然主要集中于单一物质或同类物质，不同类别EDCs 之间的联合作用以及多元产生机制的毒性研究还少有报道。此外，已报道的毒性研究大多是参照环境浓度，基于食品中实际检出浓度或者食品包装材料迁移浓度的毒性研究依然很少。因此，基于实际残留浓度和迁移浓度，面向多类EDCs 共同暴露的实际情况，结合代谢组学、转录组学和分子生物学等技术交叉融合的毒性评价技术将成为热点，相关研究将为明确化学物质的毒性阈值发挥重要作用，对于制定食品中相应化学物质的最大残留量，保护膳食消费安全具有重要意义。