有机锡防污剂主要包括二丁基锡(DBT)、三丁基锡(TBT)和三苯基锡(TPT)等^[17]。其中，TBT是应用最为广泛的船舶防污杀生剂，其使用可以追溯到上世纪60年代，至上世纪90年代后期，TBT的全球年产量高达4000吨^[1]。海水中TBT降解的半衰期从6 d到4个月不等，而沉积物中的半衰期为1—4年甚至可以超过20年^[18]。由于其疏水性强、半衰期长，易在沉积物中富集，会对海洋环境造成长期的潜在危害。在环境介质当中，三丁基锡可以通过脱去与锡原子相连的有机基团而变成毒性相对小的新有机锡化合物甚至无机锡化合物。降解过程通常是非生物降解和生物降解的综合作用的结果。

Irgarol 1051 (2-(Tert-butylamino)-4-cyclopropylamino)-6-(methylthio)-1,3,5- triazine) 是一种微溶、中等亲脂性的三嗪类除草剂，是最常被用于控制船体上的污垢的化合物之一^[19]。Irgarol 1051 主要通过抑制光合生物体的光系统II(PSII)中的电子传递，从而防止船体表面水生植物生长^[1]。Irgarol 1051主要溶解在海水中，沉积物中的含量较低。根据多介质逸度模型计算结果表明，约95%的Irgarol 1051存在于海水中，只有4.4%进入到沉积物中^[19]。Irgarol 1051在海水中的半衰期约为100—350 d，沉积物约为100—200 d，在海水中主要进行生化和光化学降解，其降解产物主要包括M1 (2-methylthio-4-tert-butylamino-6-amino-s-triazine)、M2 (3-[4-tertbutylamino-6-methylthiol-s-triazin-2-ylamino]-propionaldehyde)和M3 (N'-di-tert-butyl-6-methylthiol-s-triazine-2,4- diamine)。

敌草隆(1-(3,4-Dichlorophenyl)-3,3-dimethylurea1)是一种广泛用作除草剂的苯基脲，自上世纪80年代以来一直用于船舶防污杀生剂。与Irgarol 1051相比，敌草隆除了会抑制PSII中的电子传递外，还会降低浮游和附生微藻的叶绿素a的水平^[1]。敌草隆在海水中具有良好持久性和稳定性，其半衰期为30—365 d，而在沉积物中的持久性则相对较低约为14 d^[20]。与Irgarol 1051相似，敌草隆主要存在于水体中，不易在沉积物中富集^[21]。

DCOIT (4,5-Dichloro-2-n-octyl-3-(2H)-isothiazolin-3-one)是一种异噻唑啉酮，是一种广泛用作防污漆中的广谱增效生物杀伤剂^[6]。因其在海洋环境中可快速降解，DCOIT在欧盟被批准作为新型生物杀灭产品，并在商业上得到推广。然而，近期研究证明DCOIT在全球不同地区水域环境下的降解速度并不相同，其海水半衰期在 1—13 d之间^{[6, 22]}，具体取决于环境条件，例如阳光、溶解氧或温度。DCOIT倾向于与沉积物强烈结合，海洋沉积物可以作为DCOIT的储存库^[22]。DCOIT在天然海水中经历快速降解并与沉积物强烈结合，从而降低其生物利用度，从而降低其生物积累潜力^[19]。

百菌清(2,4,5,6-Tetrachloroisophthalonitrile)是一种异黄酮类有机氯，在防污涂料中主要用作杀菌剂，涂料和粘结剂的防护剂^[23]。在全球有机锡禁令后，百菌清在防污涂料中的使用量大大增加，其在水生系统中的降解途径为还原脱氯、氧化脱氯和水解^[24]。百菌清对水体颗粒物和沉积物的亲和性较高，易在水体有机相中富集。微生物活动是海洋环境中百菌清降解的主要过程，其半衰期为1.8—8 d，在水中的持久性较低。

苯氟磺胺(n′-Dimethyl-n-phenylsulphamide)是一种杀真菌剂，主要用于防污涂料中的增强杀菌剂，是英国卫生和安全署批准的一种具有高水解降解化合物。苯氟磺胺半衰期较短，在海水中约为3—18 h，在水中高度不稳定会发生水解并迅速转化为DMSA^[25]。在沉积物中半衰期小于10 h^[26]，因此不易沉积物中积累。

船舶防污杀生剂的理化性质如表1所示，6种典型的船舶防污杀生剂的结构图如图1所示。

TBT是美国环境保护署(US EPA)认定的金属有机内分泌干扰物，也是人为排放到水生环境中毒性最强的化学物质之一。研究发现TBT在极低的浓度时，对藻类、无脊椎动物、甲壳类动物和鱼类等水生生物都具有较高的毒性^[5]。TBT可以防止藻类、异养微生物的复合混合物的光合作用和繁殖，对藻类和周丛植物的最大无影响浓度值(NOEC)分别为33 μg·L⁻¹和8 μg·L^−1[20]。TBT对长牡蛎和紫贻贝也有很高的毒性，在1 μg·L⁻¹的剂量下暴露4—5 d，其幼虫的生长就会受到破坏^[1]。TBT对许多甲壳类动物毒性也很大，例如拉帕耳虾、日本虎虾、锯齿白虾和大型水蚤等^[27]。此外，有研究表明幼鱼对TBT非常敏感，通常在低浓度下ng·L⁻¹就表现出严重毒性效应^[28]。TBT可在一些水生生物体内积累，并造成腹足类物种的性逆转^[29]，对鲸类动物具有免疫抑制作用^[30]、鱼类具有致肥效应^[31]、双壳类贝壳具有致畸作用^[32]。当人体皮肤接触TBT、或食用被TBT污染的鱼类，亦会对人类健康产生危害。人体暴露于TBT可能会产生细胞免疫、神经毒性、诱变性和致癌性，导致生殖和免疫系统疾病^{[17, 33-34]}。

Irgarol 1051通过抑制光合作用和损害叶绿体内的电子传递而发挥其防污作用^[35]。Irgarol 1051对藻类、无脊椎动物、甲壳类和鱼类都具有毒性影响。在对多种海藻的试验中，Irgarol 1051表现出非常显著的毒性，其中锯齿状岩藻对Irgarol 1051最不敏感，细毛壳藻最为敏感^[36-37]。研究还调查了Irgarol 1051对幼虾和成虾的致死和亚致死效应，并在暴露后48 h观察到死亡现象。草虾幼体在3000 μg·L⁻¹浓度组暴露96 h后死亡率为87%；成虾在24 h后死亡率为73%，且在72 h后全部死亡^[38]。此外，Irgarol 1051对其他甲壳类动物也具有毒性效应^[38]。Irgarol 1051对鱼类毒性效应相对较小，其中 杂色鲤鱼、白纹伊蚊、黑斑鱼、大腹鱼的致死浓度均大于1500 μg·L^{−1[29, 33]}。

与Irgarol 1051相似，敌草隆对藻类、无脊椎动物、甲壳类动物和鱼类的都具有一定的毒性影响。在4000 μg·L⁻¹浓度组暴露96 h后，棘突线虫的存活率降低50%^[39]。绿藻的96 h的EC₅₀值范围为2.4—37 μg·L⁻¹。此外，敌草隆对薄毛藻、月桂藻、小球藻等海藻亦具有较强的毒性^[36-37]。敌草隆对敌草隆对鱼类的肝脏、肾脏和性腺也有一定的影响。与绿藻相比，鱼类暴露在较高浓度的敌草隆时其毒性阈值相对较低。总体而言，敌草隆对水生生物毒性的敏感性为藻类>无脊椎动物>甲壳类动物>鱼类。人体接触敌草隆后，会刺激皮肤和眼睛，并产生致癌作用。此外，敌草隆会导致肝脏和脾脏的异常，导致血液中高铁血红蛋白的形成，进而影响体内激素的运输和释放^[40]。

DCOIT的毒性在不同营养级的物种中均有详细的记录，包括细菌、浮游植物、浮游动物和鱼类等^[22]。研究发现DCOIT对多种水生生物具有急性毒性，但是对其进行的大量毒理学试验中没有观察到慢性毒性作用^[41]。DCOIT对海胆胚胎的最低观察效应浓度LOEC值为10⁻⁸ μg·L⁻¹，NOEC值为10⁻⁹ μg·L⁻¹。海洋青鳉鱼慢性暴露28 d后，其LOEC值为0.76 μg·L⁻¹，并具有内分泌干扰作用^[22]。一种海洋动物鹦鹉螺在添加DCOIT的沉积物中暴露14 d后，其LC₅₀值为110 ng·g⁻¹干重^[42]。DCOIT易通过细胞膜和细胞壁扩散，导致细胞氧化应激和细胞内Ca²⁺水平升高，并使细胞坏死。此外，DCOIT可以破坏细胞骨架成分的组装和组织，从而改变吞噬细胞的细胞形态，极大地阻碍了吞噬活性^[22]。

百菌清被报道对甲壳动物、无脊椎动物和鱼类等几种海洋物种具有高度有效性。有研究表明，百菌清对褐背飞虱、肠毒虱和贻贝等3种海洋无脊椎动物早期发育阶段存在较强的毒性作用，会导致胚胎毒性、幼虫抑制和死亡^[43]。许多甲壳动物物种亦被研究发现对百菌清非常敏感，如细尾对虾、双口对虾、杜比亚西足亚目和大型水蚤等。此外，对于草虾的3个生活阶段(胚胎、幼虫、成虫)的研究表明，草虾胚胎对百菌清的敏感性最低，成虫次之，而幼虫的敏感性最高^[44]。鱼类对百菌清也表现出很高的敏感性，暴露96 h后的LC₅₀可达8.2—76 μg·L^−1[45-46]。此外，百菌清还具有遗传毒性，影响雄性蜇鱼的生育能力^[47]。

苯氟磺胺对水体无脊椎动物具有毒性，但其毒性作用相较于其他5种船舶防污杀生剂则相对较小^[48]。暴露于苯氟磺胺后，石斑鱼胚胎发育的EC₁₀和EC₅₀值分别为277 μg·L⁻¹和627 μg·L⁻¹，幼鱼生长的EC₁₀值为206 μg·L⁻¹；蓝鳍金线虫胚胎发育的EC₁₀值为49 μg·L⁻¹，EC₅₀值为74 μg·L^−1[43]。然而，因为苯氟磺胺在水中可迅速发生水解，它的毒性可能是由其降解产物引起的^[49]。

结合有关船舶防污杀生剂对非靶标水生生物毒性的现有数据来看，TBT是一种毒性较强的内分泌干扰化合物，并且会影响所有营养级别的生物体，Irgarol 1051、敌草隆、百菌清和DCOIT是对生产者最具毒性的杀生剂，而苯氟磺胺对海洋非靶标生物毒性相对较低。其对海洋非靶标生物的敏感性可归纳为TBT> Irgarol 1051>DCOIT>敌草隆>百菌清>苯氟磺胺。船舶防污杀生剂对各种非靶标海洋生物的具体毒性数据见表2。现有的大多数研究数据是指基于致死终点和生产者生长抑制的短期接触，缺乏长期接触的慢性毒性数据，而且全球范围内鲜有关于船舶防污杀生剂沉积物毒性数据，以及多种海洋防污杀伤剂的联合毒性的研究。

由于船舶防污杀生剂的广泛使用，在船舶航行、停泊和清洁期间，其表面的船舶防污杀生剂与水体都有直接接触，这些化合物会直接渗出到水环境中。近年来船舶防污杀生剂已在全球沿海地区的水体、沉积物和生物体中被广泛检测到。

国际海事组织于2008年通过了《控制船舶有害防污底系统国际公约》禁止了TBT的使用，因此在许多海洋区域水体的TBT浓度呈下降的趋势，但其造成的污染及危害仍不可忽视。近15年有关水体中TBT的报道主要集中在亚洲和欧洲沿海港口，如亚洲韩国^{[11, 64]}、印度^[65]、沙特^[66]以及中国^[67]等沿海。全球水体中TBT检测到的最高浓度是在亚洲沙特沿海地区，达到了1900 ng·L⁻¹。我国水体中TBT污染也比较严重，其中在中国三峡库区最高浓度为222 ng·L⁻¹。欧洲的南亚得里亚海^{[68- 69]}、波兰格丁尼亚港^[8]、西班牙北海岸以及希腊海岸^[70]均被广泛检测到，浓度范围为0.3—380 ng·L⁻¹。在南美洲的巴西沿海^[71]、非洲的开普敦港口^[72]、尼日利亚拉各斯港^[8]都检测到了TBT。在全球范围内，亚洲沿海水域是TBT污染最为严重的区域。

在目前使用的新型船舶防污杀生剂中，Irgarol 1051是全世界水体环境中检出频率最高的，在全球各大洲均有被检出。在北美洲的美国佛罗里达州^[73]、加利福尼亚游艇码头^[74]、夏威夷瓦胡岛^[75]、以及加拿大沿海^[76]都检测到Irgarol 1051，浓度范围为1—254 ng·L⁻¹。在南美洲的巴西沿海^{[10, 77-78]}、巴拿马沿海^[79]以及桑托斯港^[80]都有检出，浓度范围在1.3—4800 ng·L⁻¹，污染程度高于北美地区。欧洲地区，Irgarol 1051在意大利那不勒斯海湾的浓度范围为0.8—134.5 ng·L^−1[13]，在丹麦码头的浓度为1.78 ng·L^−1[81]，在法国布列塔尼的浓度为14 ng·L^−1[82]，瑞典沿海水域的浓度为0.2—8.0 ng·L^−1[83]。在欧洲沿海进行了较多的检测，检测的浓度偏低，污染程度相比与南美洲和北美洲较轻，这主要与欧洲制定的相关控制措施有关。在亚洲地区，Irgarol 1051在伊朗波斯湾布什尔浓度范围为1.0—63.4 ng·L^−1[84]，在韩国沿海最高浓度为318.5 ng·L^−1[64]，在日本沿海不同的水域的检出浓度存在较大的空间差异，其中日本神户港的浓度达到了1850 ng·L⁻¹，日本内海的浓度仅为2 ng·L^{−1 [85]}。在中国水域鲜有针对Irgarol 1051污染现状的研究，仅2005年在中国香港沿海水域有报道，浓度范围为100—1600 ng·L⁻¹，显示了极高的污染水平^[86]。在非洲地区，坦桑尼亚桑给巴尔岛Irgarol 1051的浓度范围为1.35—15.44 ng·L^−1[80]。在大洋洲地区，澳大利亚沿海水域Irgarol 1051的浓度范围为5—6 ng·L⁻¹，污染水平相比较与其他几个大洲较低^[87]。

敌草隆是另一种在全球水体中检出率较高的船舶防污杀生剂。在北美洲的加利福尼亚游艇码头浓度范围为2—68 ng·L^−1[74]。在南美洲地区，巴西圣马科斯湾的最高浓度为22 ng·L^−1[10]，巴拿马沿海的浓度范围为2.7—70 ng·L^−1[79]。在欧洲地区，意大利^[88]、阿尔巴尼亚^[88]、西班牙^[89]等国家的沿海地区均有检测到敌草隆。在大洋洲澳大利亚河口中的浓度范围为1—96.7 ng·L^−1[87]。在亚洲地区，敌草隆的污染较为严重，韩国沿海的最高浓度为1360 ng·L^−1[90]，日本港口的最高浓度为2120 ng·L⁻¹。此外在马来西亚和伊朗布什尔也有敌草隆的检出，浓度范围分别为1—285 ng·L^−1[21]和4.8—29 ng·L^−1[84]。当前，中国则缺乏对敌草隆的关注，仅对长江三角洲水体有报道，浓度范围为1.7—107 ng·L^−1[91]。

DCOIT、百菌清、苯氟磺胺也是应用广泛的船舶防污杀生剂。DCOIT在中国^[91]、韩国^{[11, 90]}、日本^[92]、西班牙^[93]、德国^[70]、英国^[94]、和丹麦^[95]等国家的海水中均有不同程度的检出。其中，在西班牙加泰罗尼亚码头的浓度高达 3700 ng·L⁻¹；在丹麦沿海的最高浓度283 ng·L⁻¹；在中国长江三角洲的浓度范围为13.7—226 ng·L⁻¹，污染程度高于其他国家。百菌清和苯氟磺胺仅在卢森堡^[96]、韩国^[64]、泰国^[97]、加拿大^[98]、希腊^[70]和日本^[92]的沿海水域有报道。其中，在日本沿海的污染最为严重，百菌清和苯氟磺胺的最高值分别达到了1380 ng·L⁻¹和760 ng·L⁻¹。

现阶段的新型船舶防污杀生剂的浓度数据缺乏变化趋势的研究，多为散点式，缺乏系统性。总体而言，码头、造船厂和船舶航线所在区域是船舶防污杀生剂污染较为关注的区域，并检测到了较高浓度的污染物，而其他水域的研究则想对较少。基于空间分布情况，有关水环境中船舶防污杀生剂的报道多集中于亚洲和欧洲地区，美洲地区次之，而非洲和大洋洲报道相对较少。其中，亚洲地区的韩国和日本因具有较发达的造船业，因此该地区水域船舶防污杀生剂的污染也最为严重；南美洲地区的污染也较为严重，可能跟缺乏针这些物种管理控制措施有关；欧洲、北美洲因有严格的环境法规，因此污染情况则相对较轻。基于时间分布情况，近15年来水体中船舶防污杀生剂污染程度呈现出下降的趋势。水体中船舶防污杀生剂的浓度没有显著的季节变化趋势，但与船运旺季和航行船只数量有关。此外，水体中船舶防污杀生剂污染还受水动力学的影响，在水交换速率低、稀释能力有限的地方污染浓度较高。近海水体中船舶防污杀生剂的分布特征见表3。

沉积物作为水环境的一个重要组成部分，对有机污染物在水环境中的迁移、转化、归趋和生态效应等环境行为起着重要作用。进入水环境中的船舶防污杀生剂会吸附在水体的颗粒物上后通过沉降作用进入到沉积物中。由于不同船舶防污杀生剂的有机碳吸附系数(Koc)不同，其在沉积物中的富集能力亦有不同。

有机锡化合物的疏水性较高，因此TBT易富集在沉积物中，在全球许多沿海区域沉积物中都有一定的积累。南美洲地区的巴拿马^[9]、委内瑞拉^[122]、秘鲁^[123]、智利^[124]和巴西^[71]沿海，这些地区的TBT的污染较为严重，一些研究报告称TBT在当地部分地区仍在被使用^[71]。在亚洲的中国^{[103, 125-126]}、韩国^{[11, 127]}、印度^[65]和日本^[91]沿海地区被广泛检出，最高浓度为2304 ng·g⁻¹在韩国造船厂沉积物中检测到。在TBT禁止使用后，亚洲沿海沉积物中的TBT呈现下降的趋势，例如在沙特沿海沉积物中TBT污染状况下降了48倍^[66]。在中国，王晓萌等^[128]评估了2012—2013年我国近岸12个疏浚物倾倒区的沉积物中有机锡污染情况，浓度范围在4.83—1334 ng·g⁻¹干重。与我国其他海域相比，疏浚物倾倒区的沉积物中TBT污染程度较为严重，部分倾倒区的TBT污染呈现显著的历史性输入特征。在欧洲的德国^[69]、法国^[129]、葡萄牙^[130]、德国^[69]等国家的沿海沉积物中均有检出，浓度范围为8.3—4738 ng·g⁻¹干重，污染程度比亚洲地区高。在非洲地区，南非开普敦港口沉积物中的浓度范围为10—829 ng·g⁻¹干重^[72]，尼日利亚格拉斯港雨季的浓度范围为0.01—7.56 ng·g⁻¹干重，旱季为ND.—2.98 ng·g⁻¹干重^[8]。

lrgarol 1051 在水体中主要以自由溶解态的形式存在，不易吸附到水体颗粒相和沉降物中。然而，lrgarol 1051在全球水体沉积物中也有一定程度检出，如美国佛罗里达州0.3—8.9 ng·g⁻¹干重^[74]，巴西桑托斯港1.0—89.7 ng·g⁻¹干重^[10]、巴拿马沿海0.08—2.8 ng·g⁻¹干重^[79]、丹麦码头20 ng·g⁻¹干重^[81]、韩国沿海0.02—230 ng·g⁻¹干重^[127]、印度尼西亚沿海61—76 ng·g⁻¹干重^[131]。

敌草隆在全球各大洲沉积物中均有检出。其中，美国和澳大利亚的污染程度相对较轻，浓度范围分别为<0.3—4.2 ng·g⁻¹干重^[74]和0.3—11.0 ng·g⁻¹干重^[132]；南美洲和亚洲的污染程度较为严重，在阿根廷巴伊亚布兰卡河口浓度高达7800 ng·g⁻¹干重^[33]，而日本沿海的平均浓度达到了897 ng·g⁻¹干重^[113]。在欧洲地区，敌草隆在意大利南亚得里亚海^[68]地区的浓度为1.9—583 ng·g⁻¹干重。

沉积物中DCOIT、百菌清、苯氟磺胺研究相对较少，这主要是由于这3种化合物的半衰期较短，在水环境中容易被降解。韩国^[127]、印度尼西亚^[131]、日本^{[92, 116]}、丹麦^[95]、美国^[74]、巴拿马^[9]和巴西^[133]等国家的沿海沉积物中均发现了DCOIT，最高浓度为281 ng·g⁻¹ 干重。百菌清在韩国(1.2—1065 ng·g⁻¹干重)和巴西(<0.1—9.2 ng·g⁻¹干重)的港口沉积物中有报道^[127]。在印度尼西亚沿海(<0.4—80 ng·g⁻¹干重)^[131]、巴西桑托斯港(< 2.1—16 ng·g⁻¹干重)^[133]和丹麦码头((1.98 ± 1.77) ng·g⁻¹干重)^[81]的沉积物中发现了苯氟磺胺的存在。

尽管水体中TBT的浓度呈现逐年下降的趋势，并低于新型船舶防污杀生剂的浓度，但其在沉积物中浓度仍显著高于新型船舶防污杀生剂。这主要是由于TBT在沉积物中降解缓慢，并具有较低水溶性和较高的沉积物/水分配系数，水体中的TBT也倾向于吸附在沉积物中。沉积物中有机物含量会影响其对船舶防污杀生剂的吸附能力，从而影响船舶防污杀生剂的分配^[134]。然而，港口的疏浚工作会扰动富集在沉积物中的污染物质，使其重新进入水体中，造成二次污染。近海沉积物船舶防污杀生剂分布特征见表4。

TBT可通过生物富集作用，在水生生物体中进行积累，其对软体动物和鱼类的生物富集因子（BCF）高达7000^[145]，对生物体产生了不利影响。目前已经有大量文献报道了TBT在水生生物体内的分布情况，在多种类型的水生生物体中均有检出，如海草(46 ng·g⁻¹，按Sn算)^[9]、腹足类动物(190 ng·g⁻¹，按Sn算)^[124]、鱼类(53—330 ng·g⁻¹，按Sn算)^{[71, 105]}。阿拉伯湾捕获的8种重要经济鱼类中均有检测到TBT，表明这种化合物能在鱼体组织中的进行累积，并对人群造成潜在的危害^[66]。处于食物链高营养级的哺乳动物和鸟类也受到有机锡污染的威胁，在海洋哺乳动物和海鸟的组织、器官屮均有检出，其中，韩国水域中小须鲸和海豚体内三丁基锡浓度分别为15.7—297 ng·g⁻¹和59—412 ng·g^−1[30]。

相比较与TBT，其余5种新型船舶防污杀生剂在水生生物体中的报道相对较少，缺乏完整食物链的研究。仅对2020年在马来西亚部分海洋生物进行了系统研究，研究物种包括石莼(Ulva sp.)和海菖蒲(Enhalus acoroides)等水生植物，翡翠贻贝(Perna viridis)和大蛤蜊海丝(Pinna nobilis)等贝类，以及大菱鲆(Strombus turturella)、红牙䱛(Otolithus ruber)、六指马鲅(Polydactylus sextarius)和杜氏棱鳀(Thryssa dussumieri)等鱼类^[145]。其中，Irgarol 1051和百菌清在8种物种中的浓度分布较为均一，浓度范围分别为0.7—3.2 g·kg⁻¹和1.2—1.6 g·kg⁻¹；而Irgarol 1051的代谢产物(2-methylthio-4-tert-butylamino-6-amino-s-triazine，M1)浓度是其母体化合物的10—100倍，这主要是由于M1较强的生物富集能力和较长的环境半衰期，易在水生生物体中积累^{[73, 145]}。敌草隆在海菖蒲的浓度仅为4.7 g·kg⁻¹，其在鱼体中的浓度相对较高，达到了7.7—18.5 g·kg⁻¹。DCOIT和苯氟磺胺在水生生物体中呈现出一定的生物放大特征，即在低营养级的水生植物中污染程度相对较低，在高营养级的贝类和鱼类中具有相对较高的浓度。

TBT是在生物体中检测到的最高的船舶防污杀生剂，其次是敌草隆和Irgarol 1051。化合物的正辛醇-水分配系数(K_OW)与其生物体的富集浓度之间并无显著的相关性。与生物体一样，水体和沉积物中检测到的最高浓度的船舶防污杀生剂也是TBT、Irgarol 1051和敌草隆，表明影响生物体中的船舶防污杀生剂浓度的主要是其在水环境中的污染程度。船舶防污杀生剂不进会对水生生物造成影响，并会饮食摄入进而对人体健康产生危害。海洋生物体中船舶防污杀生剂的分布特征见图2。

船舶防污杀生剂在保护船舶、人工岛等海洋人工设施上免受生物污损的同时，会对非靶标水生生物产生严重的毒性作用。其中，TBT会影响所有营养级的水生生物。近15年，全球水环境中广泛检测出了船舶防污杀生剂，其污染程度整体呈逐年下降的趋势，但在港口、造船厂、渔港和码头等船舶活动频繁地区污染情况仍较为严重。进入到水环境中的船舶防污杀生剂会对水体生态环境造成了长期的影响。

近年来，我国水运发展迅速，发达的修造船业务和繁忙水上运输活动造成船舶防污杀生剂的释放量也随之增加。然而，我国对这些污染物的研究起步较晚，但已有研究表明有机锡化合物已经对我国海洋环境产生严重的影响，而新型的船舶防污杀生剂在中国水环境中尚未开展系统的研究，其生态风险亦未知。因此对我国沿海和内河水环境中船舶防污杀生剂的环境分布情况调查、环境行为的研究、以及对水生生物的毒性效应和环境风险的评价是非常重要和必要的。

因此在今后的研究中，建议把重点放在：(1)分布特征研究。当前环境分布研究是断点式的缺乏周期性和系统性。因此需要开发不同环境介质中快速船舶防污杀生剂分析方法；周期性的对重点水域进行全面的船舶防污杀生剂污染程度调查，并分析其时空变化趋势和主要的污染来源。(2)环境行为研究。排放到水体中的船舶防污杀生剂并不是稳定不变的，在物理、化学以及生物作用下会进行一系列的迁移转化过程。目前国内外针对这类污染物在水体环境中迁移转化过程尚未开展系统的研究。(3)毒理学研究。船舶防污杀生剂及其降解产物对多种水生生物的毒性效应仍然是未知的，并且排放到水体中的船舶防污杀生剂并不是单一的，往往是多种化合物的联合使用，也可能不同的船只在同一地点排放出不同的多种船舶防污杀生剂，这就需要探究这些污染物对水生生物的联合毒性作用。(4)生态风险评价研究。当前国内外针对这类污染物的生态风险评价研究还在起步阶段缺乏系统性，建议结合环境化学、环境毒理学、生态风险评估模型等学科的理论与方法，更加深入的研究不同水域环境中船舶防污杀生剂生态风险水平。(5)保护措施研究。研究已表明船舶防污杀生剂对海洋环境产生了威胁因此应加强对船舶防污杀生剂污染源的管理，制定合理保护措施消减其进入环境的总量；研究和发展船舶防污杀生剂以及其降解产物的处理技术；同时研究对生态环境危害小的新型绿色船舶防污涂料替代品。