大氣中有機磷酸酯的賦存狀況及環境行為＊

邢戎光 張 蓬 紀 浩 石 仞 葛林科 馬宏瑞

（陜西科技大學環境科學與工程學院，西安，710021）

自20 世紀60年代以來，阻燃劑（flame retardants,FRs）常被添加到塑料材料中阻止燃燒，或者延緩火災的蔓延.然而，經過40年的發展，在公共健康領域，溴代阻燃劑（brominated flame retardants,BFRs）成為高度關注的焦點，研究者發現部分BFRs 具有高毒性、持久性和長距離遷移性，因此，BFRs 被逐步禁用或者限制使用[1].有機磷酸酯（organophosphate ester,OPEs）成為BFRs 的替代品.據統計，大約有40 種OPEs 用作阻燃劑和塑料添加劑，應用于建筑、紡織、化工、電子、交通運輸以及家裝材料等行業.OPEs 以有機磷三酯（主要使用形式）、有機磷二酯（有機磷三酯的分解產物）和聚磷酸鹽的形式存在，磷酸三酯根據取代基的不同分為鹵代烷基、非鹵代烷基和芳香基OPEs，通常氯代OPEs 被用作阻燃劑、非鹵代烷基OPEs 被用作增塑劑和消泡劑[2?4].近20年來，全球范圍內OPEs 的需求和產量顯著增加[5?6].2001年，全球有機磷類物質（OPs）用量總計1.86 × 105t，其中70%為OPEs.2016年，OPEs 生產量占阻燃劑市場總量的18%，位居阻燃劑市場第二[7].2017年，全球阻燃劑消耗量為2.53 × 106t，其中30%的消費量與磷相關，而2008年僅為11%.2001年，日本OPEs 的使用量為2.2 × 104t，2005年則增至3.0 × 104t[8].2006年，歐洲阻燃劑總消耗量約為4.65 × 105t，其中OPEs 占比20%.多數OPEs 可被歸為歐盟所認定的高產量化學品（high-production volume,HPV），其產量在歐洲每年超過1000 t[9].2007年，我國OPEs 的年產量接近7.0 × 104t，且以每年15%的速度增長[10].

OPEs 是一類從親水強極性到強疏水非極性的有機化合物，其辛醇-水分配系數的對數值（lgKOW）在?0.65—9.43 范圍內，覆蓋了多氯聯苯（4 ＜ lgKOW＜ 7）及有機氯農藥等化合物的lgKOW值范圍.擁有不同的取代基表現不同的理化性質，芳基取代的OPEs 普遍比另外的兩類酯（除磷酸三（2-乙基己基）tris（2-ethylhexyl）phosphate,TEHP 以外）的疏水性更強，揮發性小，非氯代烷基類則隨著分子量增大，其lgKOW也會有增大的趨勢，但溶解度和蒸氣壓等會相應減小.氯代類OPEs 性質差異變化較大可能由于引入氯代基團的緣故.某些OPEs 在大氣中的半衰期較長，大于《斯德哥爾摩公約》中大氣持久性的閾值（＞ 2 d）[11]，如磷酸三（2-氯乙基）酯（tris（2-chloroethyl）phosphate,TCEP）和磷酸三氯丙酯（tris（2-chloroisopropyl）phosphate,TCPP）已經達到歐盟法規中持久或非常持久化合物的篩選標準[12?13].而且，一些研究指出，OPEs 具有神經毒性、生殖毒性、致癌性和基因毒性，TCEP 已經達到了歐盟關于化學物質致癌性的毒性篩選標準[4?5].OPEs 可以通過攝食和皮膚接觸等途徑，進入人體，產生負面的健康風險[14].Liu 等[1]發表于《Nature》的研究指出，全球18 個大城市的大氣中均檢出了OPEs 及其轉化產物，轉化產物可能會具有比母體化合物更強的毒性，其持久性也可能大1 個數量級，因此轉化產物的總風險應當高于母體化合物.綜上所述，OPEs 與傳統的持久性有機污染物（persistent organic pollutants,POPs）相似，具有持久性、生物蓄積性和毒性.

OPEs 主要以物理摻雜混合而非化學鍵合方式加入到聚合物中，二者的作用力弱，在產品使用周期內和固廢處理時，易于通過磨損和滲漏等方式從材料里析出而進入環境.OPEs 的半揮發性和持久性導致其具有長距離傳輸的潛力，在遠離人類活動的偏遠地區（如高山和極地等地區）也監測到OPEs 的存在.目前，較多的研究報道了OPEs 在地表水[15]、沉積物[16]、大氣[17]、土壤[18]及生物體[19]等多種環境介質以及人類尿液[20]、血漿[21]、血清[22]、母乳[23]和胎盤[24]等組織中OPEs 的含量水平.由此可見，OPEs 的分布范圍較廣，含量和檢出頻率較高，且具有明確的毒性，研究OPEs 的環境行為及其風險水平具有重要的科學和管理意義.

近年來，有研究者對OPEs 的分析方法[25]、水體和室內環境中賦存狀況[26]及風險水平[27]、在生物體內的遷移和轉化以及生物暴露毒性[28]等方面的進展進行了綜述，然而對空氣中OPEs 的研究進展尚未進行系統總結，從而未能清晰地闡明OPEs 的環境歸趨和長距離遷移等環境行為以及影響因素的作用機制.本文將綜述近20年的相關研究成果，揭示OPEs 在國內外大氣環境中的賦存狀況，探討在大氣中影響OPEs 環境行為的關鍵因素，并對目前存在的科學問題進行展望.

1 大氣環境中OPEs 的賦存狀況（Occurrence of OPEs in the atmospheric environment）

為實現區域環境質量管理和保護公眾健康的目的，需要了解大氣中OPEs 的含量水平、排放清單和來源，理解其在大氣中的來源、傳輸、分配和降解等關鍵的環境行為過程.與室內空氣相比，室外大氣具有更強的流動性，OPEs 得以快速擴散，總濃度水平迅速下降，在大多數的報道中僅有幾納克每立方米，比室內空氣低1—4 個數量級[29].在德國的萊茵河畔室內空氣中OPEs 是該地區大氣中含量的10 倍左右.北極Zepplin 監測站、Ny-?lesund 市和Longyearbyen 市室內空氣中的OPEs 比室外空氣中高2—350 倍[30].表1 總結了世界范圍大氣中OPEs 濃度分布，其分布趨勢呈現明顯的地域性差異.在人口密集、經濟發達的大型城市大氣中OPEs 濃度明顯高于偏遠地區、鄉村地區和海洋區域.例如，西班牙拉科魯尼亞（6.72 ng·m?3）[31]、中國上海（4.07 ng·m?3）[32]、美國休斯敦（3.09 ng·m?3）[33]、意大利仁德（3.17 ng·m?3）[34]以及德國萊伊河流經地區（3.13 ng·m?3）[35]大氣中OPEs 含量顯著高于加拿大北極地區（0.18 ng·m?3）[36]、美國休斯敦的鄉村（0.30 ng·m?3）和睡熊沙丘（0.17 ng·m?3）[33]、德國北海（0.38 ng·m?3）[37]以及全球大洋（0.48 ng·m?3）[8].由此可見，大氣中OPEs 的存在狀況明顯地受人類活動和經濟水平的影響.

除了OPEs 總量的差異外，其組成也呈現明顯的地域特征.圖1 比較了多個國家的城市與農村大氣中OPEs 的組成特征.總體來說，不同種類OPEs 的貢獻度在各城市間差異較大，主要以氯代類和烷基類為主，少數地區芳基類貢獻較高.就洲際尺度而言，北美洲的美國和加拿大的OPEs 的組成較為接近，然而同屬歐洲的德國城市、西班牙城市、意大利城市和瑞典城市大氣中OPEs 的組成相差較大.就城市而言，意大利城市、加拿大鄉村、瑞典城市和中國城市大氣中氯代類OPEs 顯著高于其他兩類，而在西班牙城市、土耳其城市和中國農村以及部分城市（成都和大連）大氣中烷基類OPEs 是主要成分[39,45]；氯代類和烷基類OPEs 在美國和德國農村大氣中是主要成分，且貢獻接近，芳烴類OPEs 所占比例低于10.5%.美國五大湖區的大氣調查發現，氯代OPEs 是城市地區的主要組成成分，貢獻比在50%—80%，偏遠地區則主要是由非氯代OPEs 主導，貢獻比為75%[53].氯代OPEs 在中國北京和瑞典斯德哥爾摩空氣中OPEs 貢獻比為88%和60%[41,54].此外，在全球（包括印度洋、北極、太平洋和南大洋）海洋大氣中3 種氯代OPEs 貢獻率為88%[8].同樣，通過對加拿大北極地區（2007—2013）和德國北海（2010—2012）等地的觀測發現氯代OPEs 的濃度均有顯著提升，這表明氯代OPEs 在大氣中排放量逐年上升[36?37,46].

圖1 世界各國室外大氣中的OPEs 濃度水平及各組分豐度比Fig.1 OPEs concentrations and abundances of OPEs components in the world's outdoor atmosphere

2 OPEs 的大氣環境行為（Atmospheric environmental behavior of OPEs）

近年來，已有較多的研究報道了世界各地大氣環境中OPEs 的賦存和來源狀況，但是對于OPEs 大氣環境行為和歸趨的研究相對較少.大氣中的OPEs 會與燃燒、工業排放和交通運輸產生有機碳和顆粒物產生吸附/解吸作用，同時發生一定程度的光解作用.一部分OPEs 隨氣團運動擴散和遷移，產生區域污染，在干、濕沉降作用下，OPEs 降落至土壤、水體和植被表面，從而進入整個生態環境中，如圖2所示.揭示OPEs 在大氣環境中的分配、遷移和光降解有利于闡明其在大氣中的歸趨，為污染排放控制提供更好的理論依據.

圖2 大氣環境中OPEs 的分配及傳輸行為[55]Fig.2 Partition and transfer behavior of OPEs between gas and particle phases in atmospheric environment[55]

2.1 氣-粒分配模型及影響因素

大氣中的OPEs 可通過吸附/吸收作用進入顆粒相，同樣可以通過揮發作用釋放至氣相，從而達到一定程度的動態平衡.OPEs 在氣相和顆粒相中的分配特征是決定大氣中OPEs 的持久性和長距離遷移能力的關鍵因子之一[55].顆粒相OPEs 比例的上升是降低OPEs 的降解程度、延長持久性和增強長距離大氣遷移（LRAT）潛力的一個可能的原因[56].而且，氣-粒分配影響有機污染物的生物可利用性，具有重要的毒理學和風險控制管理意義.因此，了解OPEs 的氣態和顆粒態的相間分布對于理解OPEs 的歸趨和分配，評估OPEs 的生態毒性至關重要.

多數研究者將OPEs 的顆粒相結合濃度近似看作整體大氣中的總濃度，即認為OPEs 主要存在于顆粒相而非氣相[8,50,57].Salamova 等[58]發現，芝加哥冬季大氣環境中OPEs 在顆粒相中占比達到95% ±2%，僅蒸氣壓較高的TnBP 在氣態樣品中檢出.針對北大西洋和北極[59]、西北太平洋到北冰洋[60]以及北海[37]的研究支持上述結果.但有學者質疑上述結論，原因為研究所選擇的OPEs 具有相似的物理化學性質（如僅是鹵代OPEs），或者氣相OPEs 分析方法的檢出限比顆粒相高，造成氣相的檢出率低[36,53].而且，有相反的分配結果報道.德國海岸大氣中氣相OPEs 占測定總量的55%，且88%的TiBP 存在于氣相[61].采用國際經合組織（OECD）的總持久性（Overall Persistent，POV）和長距離遷移潛力的篩選工具（Screening Tool）模擬大氣中OPEs 的環境歸趨，結果指出至少有半數的受試OPEs 應該主要存在氣相中[41,62].大規模的監測工作往往受制于財力、人力和能源的限制，目前大氣中OPEs 調查研究存在著采樣范圍不夠大，數據量不足等缺陷，采用理論模型預測大氣SVOCs 的環境歸趨和長距離傳輸正日益成為研究污染物大尺度環境行為的一個有效手段.目前，采用實際監測和理論模型預測的大氣中OPEs 的氣-粒分配特征的研究常常出現相反的結論，表明仍需要從化合物分類以及分配機制和控制因素角度開展深入、細致的研究.

用于定量描述和預測大氣中OPEs 的顆粒相比例的模型有Junge-Pankow（J-P）模型、Harner-Bidleman（H-B）模型和多參數線性自由能關系模型（pp-LFER）等，基本信息如表2 所示.研究發現分配系數（lgKP（J-P））與過冷飽和蒸汽壓的對數值（lgPLo）呈顯著負相關，如TCEP 和TCPP 等高蒸氣壓（lgPLo＞ -2）的OPEs 在預測模型主要存在于氣相中，而高分子量（如TCP 和TEHP）蒸氣壓較?。╨gPLo ＜ -3.73）的OPEs 在顆粒相中的比例大于50%[63?64].相較于模型預測值，KP（J-P）的實測值更高.揮發性較強的化合物一般對溫度的變化較為敏感，因而在不同季節間的分配特征表現出明顯差異.在氣溫較高的夏季，蒸汽壓較大的OPEs（TEP、TCEP 和TnBP）揮發性更強，更容易逃逸到周圍的空氣中，因此，冬季比夏季表現出更高的顆粒相分配[64].J-P 模型與實測值之間的差異化也可能與顆粒物的表面積有關，不同類型的氣溶膠會引起θ值發生改變.空氣中粒徑較小的粒子具有更大的比表面積，對OPEs 具有更強的吸附能力，一些OPEs 傾向于與更小尺寸的空氣顆粒結合[65].因此，大氣中OPEs 受蒸汽壓的影響，揮發性較強組分主要存在于氣相，溫度降低時粒子中賦存比例有所上升，且更易存在于細顆粒中.

表2 三種模型的比較Table 2 Comparison of three models

H-B 模型認為顆粒物中有機質對半揮發性有機物的吸收作用在分配過程中發揮主要作用，化合物的親脂性是影響分配的主要因素，辛醇-空氣分配系數（KOA）作為關鍵變量對OPEs 的氣-粒分配預測的影響最大.研究表明，OPEs 的顆粒相分配系數KP（H-B）與KOA、有機質比例（fOM）呈顯著正相關.這與Khairy 等[66]監測埃及室內、外大氣中OPEs，所得結論相一致，多種OPEs 單體顆粒相分數（Φ）與KOA成顯著正相關關系，這也說明了KOA可以作為OPEs 氣-粒分配預測的關鍵因素.在大氣環境中，具有較高KOA的OPEs 組分向氣溶膠中有機質擴散的趨勢更強，伴隨著大氣中TSP 濃度的增加，脂溶性較高的OPEs 組分主要存在于顆粒相中，而lgKOA＜ 8.4 的大多數組分主要分配在大氣氣相.Wu 等[67]通過分析美國五大湖空氣中OPEs 的氣-粒分配特征發現，雖然模型預測顯示TEP、TCEP、TnBP 和EHDPP 等OPEs 的KOA預測值相對較低，但實地觀測則發現上述化合物具有較高的氣固分配比（26%—63%），表明其KP值可能受其他參數的聯合控制[68].采用皮爾森線性相關性分析時，H-B 模型的顆粒相比例（fpart）與lgPoL之間的關系很弱，J-P 模型預測的fpart與lgKOA亦如此.Tool 軟件預測的fpart與lgKOA二者之間關系曲線呈現S 形，當fpart處在0.1—0.9 的范圍時，其與lgKOA值呈現線性正相關.基于蒙特卡洛隨機數進行模型不確定分析的結果表明，lgKAW、lgKOW和 lgPoL不是導致Tool 模型和H-B 模型預測氣-粒分配比例之間顯著差異性的關鍵因素，應當確定和評估外部驅動力的作用[57].例如，顆粒物減弱對羥基自由基（?OH）的吸收，并且與黑炭的底物效應共同作用阻礙了大氣光氧化反應的進行，使得顆粒物結合的OPEs 具有更長的大氣半衰期.這些機制的共同作用導致了OPEs 優先分配到顆粒相的比例增加[59].

pp-LFER 模型將氣-粒分配系數（Kp（pp-LFERg/p））和吉布斯自由能聯系在一起，描述了極性和非極性SVOCs 在顆粒物中的水非溶態有機質（Water Insoluble Organic Matter，WIOM）中的吸附.預測組分的結構和化學性質決定預測結果，預測分數與電子供體-受體的相互作用呈正相關，適用于極性化合物.Yaman 等[63]采用pp-LFER 模型預測OPEs 顆粒相比例，結果表明TCP、TBEP、TEHP 主要存在于顆粒相，預測值稍低；更易揮發的TCEP 和TCPP 主要存在于氣相中，占比范圍在18%—43%，與實測值相比，模型高估了其在氣相中的比例.預測的氣-粒分配比例與實際監測值之間存在一定的差異，可能是由于氣相中OPEs 被玻璃纖維濾膜（GFF）所吸附導致顆粒相實測比例升高（氣相比例降低）.通過準確性和靈敏度分析比較發現，pp-LFER 模型具有全面的模型基礎，比單一線性參數模型更可靠，并認為OPEs 的分配行為是由化合物與顆粒之間的分子相互作用驅動的，而不是PoL和lgKOA.因此，為了獲取更加準確的檢測數據，需要對采樣技術的科學性和樣品收集材料的干擾性等方面開展更深入的研究.

在實際監測研究中發現，大氣中OPEs 的氣-粒分配存在季節變化.例如，研究發現天津市夏季（6—8月）大氣中氣態OPEs 濃度較高（（1132 ± 1216）pg·m?3）[56].在中國華南某地的發達工業區的大氣監測發現，顆粒相中OPEs 在冬季濃度更高（（1049 ± 729）pg·m?3），是由于顆粒結合型OPEs 占總濃度的80%[17].而在美國五大湖地區，在總體濃度夏季是冬季的5 倍，而顆粒相中OPEs 占比并未表現出明顯季節變化（夏季59%，冬季65%）[67].Li 等[69]對中國黃渤海上空大氣的監測發現，顆粒相中OPEs 占比為82% ± 17%，且并未表現出明顯季節變化；OPEs 在氣相中濃度為夏季顯著高于冬季.大氣溫度和相對濕度的隨季節改變是影響OPEs 分配特征變化的重要因素.根據Wang 等[70]的研究發現，TCPP、TCIPP 和TDCIPP 在氣相和PM2.5中濃度與溫度都呈顯著相關性.地中海沿岸的突尼斯大氣中同樣發現TCEP、TnBP、EHDPP 與溫度呈顯著正相關關系（P≤ 0.002），因此當地大氣OPEs 濃度夏季高于冬季[71].相對濕度與氣相中多數OPEs 單體均表現出顯著正相關性（P＜ 0.01），但是對于PM2.5中的濃度變化并無顯著影響.說明大氣中水的存在對氣態OPEs 賦存有積極影響，這與水會阻礙羥基自由基氧化氣態OPEs 引發降解的發現相一致[72].

2.2 大氣傳輸和沉降

由于OPEs 是人工合成的化合物，在自然界中沒有直接來源，內陸地區OPEs 大氣輸送為本地及周邊地區和偏遠地區主要來源[55,73].利用HYSPLIT 模型預測氣團軌跡分析我國中原城市群的氣團運動發現，多數的氣團源于本地（40%—68%），運動緩慢且伴隨較高的污染物濃度，少數氣團來源于偏遠地區（12%—29%）[74].內陸城市大氣中OPEs 的本地來源污染顯著，偏遠地區貢獻值則相對較小，且兩地間存在一定的物質交換[55].在中國近海（黃海和渤海）OPEs 污染主要受到黃海南部氣團的影響，主要來自途經長江三角洲等地海洋氣團（64%），少數氣團來自河北和天津兩?。?9%），氣團受內陸影響顯著.OPEs 的全球性遷移也吸引了廣泛的關注.研究表明，從亞洲大陸到北太平洋和北冰洋，溫度作為驅動因素使大氣中OPEs 進行長距離遷移到達極地，并在極地地區形成“匯”[60,75].

大氣OPEs 濃度的變化與大陸氣團有關（特別是工業化地區）[37].OPEs 的濃度從工業化城市地區向近海地區、遠洋和極地地區逐漸降低[37,55,76].Wang 等[77]通過WRF-CMAQ（weather research and forecastcommunity multiscale air quality,WRF-CMAQ）模型對中國黃海沿岸冬夏兩季大氣環境中TCPP 的空間濃度梯度進行分析，從內陸的OPEs 排放源向近海地區，其濃度在水平方向呈現下降趨勢，由此提出陸源輸入在近?？諝庵蠴PEs 的分布中占主導地位，同時氣相TCPP 傾向于遠東地區遷移，顆粒相遷移相對較弱.Zhang 等[78]通過OPEs 單體與有機碳的相關性分析發現，中國西部、印度半島和馬來半島是中國南海西部大氣顆粒態OPEs 的主要源區，同時對大氣-海水的界面傳輸的研究表明，大氣揮發過程是OPEs 增高的重要因素[79].Clark 等[33]通過相似溯源方法也發現，一些OPEs（如TCPP 和EHDPP）的大氣濃度與OC/EC（organic carbon/element carbon，有機碳/元素碳）大氣濃度間呈強正相關，且源區和下風向監測站表現出相似的組成特征.因此，作者認為大氣顆粒中的含碳成分（OC 和EC）可被用作揭示污染物的潛在來源和大氣傳輸過程[33,71].

干、濕沉降是大氣環境中OPEs 主要清除方式之一.已有研究報道降水（雨和雪）中存在OPEs，表明濕沉降可能是大氣與土壤和水體等介質進行物質交換的重要過程[18,55,80].然而，干沉降作為一種緩慢但是穩定的連續過程，涉及的傳輸范圍更廣，更受研究者關注[71].Wu 等[81]發現，在中國渤海和黃海北部的干沉降通量在202—1869 ng·m?2·d?1，較為封閉的渤海地區年輸入量在（18.3 ± 12.5）t·a?1，貢獻度最高為TCPP.Li 等[80]在對機場附近多個環境介質（空氣、土壤、河水和松針）展開調查發現，土壤和大氣中OPEs 濃度是顯著相關的，利用逸度模型計算結果顯示逸度分數處于0.23—0.68 之間，說明大氣沉降是土壤中的OPEs 主要來源之一.

2.3 化學轉化

OPEs 在進入大氣環境后，發生光解等光化學行為.OPEs 的光降解并不是直接光解形式發生的，而是在陽光照射下使其產生光敏特性，通過大氣活性氧自由基的氧化反應進行降解.OPEs 的光氧化反應主要有3 種方式：第一種是?OH 在磷酸鹽的支鏈上取代氫原子或者鹵素原子；第二種為?OH 直接添加至磷酸鹽中心基團；第三種為?OH 逐步取代反應[1].根據OECD 所開發的LRTP 篩選工具判斷，氣相中的OPEs 可被·OH 迅速降解，導致其降解半衰期低于《斯德哥爾摩公約》所規定化學品的最低閾值（大氣中 ＞ 2 d）[55].然而，大氣環境十分復雜，一些因素反而會延長其降解半衰期.Liu 等[72]將多種OPEs 包覆在(NH4)2SO4顆粒上于充滿?OH 的光化學流量管中觀察到，由于?OH 光氧化作用，TPhP 發生降解，依據反應速率常數計算其大氣留存壽命5.6 d；進一步實驗發現，通過外加草酸的包覆后，TPhP 的降解壽命增加到14 d.考慮到環境顆粒物更為復雜的狀態，該計算可能較為保守.Li 等[82]發現，在298 K 下氣態TCPP 環境壽命為1.7 h，而大氣中的水分子能通過形成氫鍵改變反應前復合物和過渡態的穩定性，顯著增強TCPP 的大氣持久性（0.5—20.2 d）.此外，左旋葡聚糖會降低·OH 的反應性，且黑炭的底物效應也可能對OPEs 的降解速率產生負面效應[72].光氧化降解過程是大氣中OPEs 消除的主要方式之一，也是造成OPEs 的LRTP 的重要因素，因此，應當開展深入的研究，篩選多種環境因子對OPEs 氧化降解過程的影響，揭示降解路徑，合理推測降解產物，以期闡明其最終環境歸趨.

3 總結與展望（Conclusions and Perspectives）

OPEs 是一類熱點化合物，針對其環境行為的研究發展迅速，然而目前大多數的研究主要依賴實際監測的數據，研究區域較小，且數據累計較少，從而在其遷移潛力、分配模型以及光降解行為方面的研究深度不夠.因此，為了更好地闡明OPEs 在大氣環境中的源釋放途徑、遷移/轉化過程和環境歸趨，未來的研究重點可以從以下幾個方面展開：

（1）目前關于大氣OPEs 的研究關注點在某一個點位或區域上的污染水平和分布特征，缺乏系統性和時間變化方面的研究.未來研究可通過建立常態化的大氣OPEs 監測網絡，補充全球范圍內賦存水平的數據空缺，揭示排放源強的時空變化過程，了解不同釋放源對區域大氣污染的貢獻，編制OPEs 排放清單，為精準的管理提供技術支撐.

（2）當前對于大氣OPEs 氣-粒分配機制的研究仍處于起步階段，傳統預測模型主要考慮單一或少數環境因素，對于更為復雜的大氣活動并不適用，預測結果有較大出入.因此在未來的研究中，需要進一步開展多模型交叉預測，并與實際監測數據比較分析，以評估模型有效性和準確性；針對不具備大氣監測條件地區，建立更為完善多因素預測模型以分析OPEs 的大氣分配、傳輸等環境行為.

（3）現有研究針對的OPEs 化學轉化行為的解釋并不詳細，少數研究僅能解釋個別OPEs 單體在單一因素下的化學轉化機制，在多因素并存大氣環境下的反應過程顯然更為復雜.因此，在未來的研究中，應開展更廣泛的多因素交叉試驗，模擬自然環境下OPEs 轉化條件，以闡述更為準確的大氣轉化過程.

（4）目前關于OPEs 隨大氣湍流、氣團運動和大氣演變的具體過程并不清晰.為了更好揭示空氣中OPEs 分布和傳輸過程，需通過進一步考察大氣中水蒸汽、溫度、顆粒物和化學要素等因素對OPEs 形態變化和化學轉化的作用機制，進一步厘清OPEs 在氣體和顆粒物質之間的交換特征，揭示其在大氣環境中從點源釋放到全球污染的變化規律和歸趨.