廣西龍州高背景鎘地區人群鎘暴露途徑研究

宋勇進,張新英,湯治仙,陳天來

(1.廣西體育高等?？茖W校,廣西 南寧 530002;2.南寧師范大學 a.資源與環境科學學院;b.地理科學與規劃學院,廣西 南寧 530001)

0 引 言

研究地處于東經106°33′11″,北緯107°12′43″之間,當地以南亞熱帶季風氣候為主,年平均氣溫22.9℃,年降水量為1150～1450mm,左江及其支流將左江流域中部切割,因此南部為丘陵谷地,北部為巖溶谷地,西北、西南的地勢略髙,由東南向西南傾斜,主要礦產有銅、鐵、錳、大理石等,其中以大理石藏量較為豐富,該地區因其地理位置特殊的緣故,屬于典型鎘地球化學異常區。該地區即使沒有有色金屬的開采、冶煉等環境鎘污染行為,其土壤中鎘含量也超過國家《土壤環境質量標準》(GB15618-2008),屬于土壤鎘高背景區。吳玉峰等[1]研究該地區土壤鎘平均含量4.08mg/kg,超出國家土壤環境質量二級標準(0.3mg/kg)13.6倍。研究土壤鎘高背景區非鎘職業暴露人群尿Cd的正常值范圍, 為今后各類突發性環境鎘污染事件的應急處置與決策提供科學數據。

1 對象與方法

選取研究地4個相互鄰近、自然條件、經濟發展水平、生活習慣相近鄉鎮的環境樣品和當地長住居民為研究對象,環境樣品按照一戶一份土壤及蔬菜,人群按照整群隨機抽樣原則及性別、年齡相對均勻分布的要求,于4個鄉鎮12個村屯隨機抽取調查人群進行調查研究。采樣對象要求在村中居5年以上、以食用自產糧食和蔬菜為主、無職業性暴露、年齡在5～80歲的當地居民。同時通過發放之情同意書,問卷調查了解研究對象的基本情況,收集個人背景信息,主要包括:年齡、性別、居住地址,所食用的糧食和蔬菜是否是自己生產,有無疾病,是否吸煙,飲用的水源來自哪里等,并采集他們的晨尿。

1.1 樣品的采集與保存

土壤樣品采集參照參照《土壤環境監測技術規范》(HJ/T166-2004)采集5個點的0～20 cm表層土壤,混合成樣品。樣品經風干、研缽、搗碎、混勻。研磨使其過孔徑100目篩,貼標簽保存于干凈干燥玻璃容器中待用分析。蔬菜樣品采集參照《環境監測技術規范》,采集蔬菜可食部分,5個分樣混合成一個樣品。人群樣品采集和保存按照《環境重金屬污染健康監測技術指南(試行)》(2010)規定進行操作。向同意參與調查的居民發放貼上標簽的離心管,并編號,同時收集參與者的背景信息。收集到的尿樣立即放入冰箱臨時保存,根據衛生部《環境鎘污染健康危害區判定標準》(GB/T17221-1998)的尿樣保存規定,尿樣在低溫4℃保存不超過一個星期,-20℃保存不超過一個月。

1.2 前處理及檢測方法

土壤樣品:稱取0.1000g,反王水(HNO3∶HCL=3∶1)=8mL,并加入2mLHF微波消解,定容待測。蔬菜樣品:采用8mLHNO3微波消解,定容待測。尿液樣品:置于常溫下解凍后,充分搖勻,取出0.5mL尿樣于消解罐內,加入0.5mLHNO3和0.5mLH2O2,預反應24h后,放置水浴恒溫箱中在100℃條件下消解至完全反應完,取出置于通風櫥中自然冷卻,待冷卻至室溫后,定容5mL待測。均采用Nexion300D型電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)儀(美國PerkinElmer公司)測定鎘含量,檢出限為0.1μg/L,回收率控制在95.2%～100.3%,RSD<2%。采用氧化酶法進行尿肌酐的測定,酶聯免疫吸附檢測法檢測尿β2-微球蛋白、尿N-乙酰-β-D氨基葡萄糖苷酶(尿NAG)、尿視黃醇結合蛋白(尿RBP), 尿肌酐、尿β2-微球蛋白檢測地點在廣西醫科大學檢驗科,尿NAG與尿RBP檢測地點在廣西區疾控預防控制中心,使用的試劑盒購自于南寧市生物技術公司。檢測結果按照GB/T17221-1998《環境鎘污染健康危害區判定標準》進行評價;尿肌酐檢測結果在0.3～3.0 g/L判定為尿樣合格。

1.3 統計方法

采用SPSS20.0軟件進行統計分析,將檢測所得數據進行Kolmogor-Smirnov檢驗,看是否符合正態分布。對于符合正態分布的數據,采用T檢驗、方差分析(AnalysisofVariance)等方法進行統計分析;對于偏態分布數據,采用幾何 均數(Geometrcmean)和95%置信度(ConfidenceInterval)進行統計,采用 Mann-WhitneyU、KruskalWallisTest等方法進行統計檢驗;設置P<0.05和0.01為有統計學意義水平。

2 結果與分析

2.1 環境樣品Cd含量

4個鄉鎮環境樣品采樣個數和對應Cd含量特征見表1,蔬菜土壤與其對應的蔬菜Cd含量按照從大到小順序為D>C>B>A,4個鄉鎮蔬菜土壤均超過國家土壤二級標準(0.3mg/kg),最小超標倍數3.1,最大超標倍數6.99,4個鄉鎮蔬菜土壤Cd含量具有顯著差異(X2=33.147,P<0.01)。不同鄉鎮蔬菜土壤與對應蔬菜含量比較見表1。由于蔬菜樣本以葉菜類為主,故取國家葉菜類安全限值(0.2mg/kg)作為評價標準,除A鄉以外均有超標樣品,最大超標倍數3.55,最小超標1.10倍。

表1 蔬菜土壤和對應蔬菜Cd含量特征

2.1.1 “土壤-蔬菜”系統Cd污染健康風險評價

健康風險評估(HealthRiskAssessment,HRA)是目前比較成熟的健康危害評價方法,主要結合毒理學、流行病學和實驗研究等結果,按照一定規則,針對環境污染物對特定人群的不利健康效應進行綜合評價的過程,目前被國際社會廣泛接受。Cd作為一種致癌重金屬元素,因而選擇國際健康風險評價模型中的化學致癌風險評價模型,模型中有三種途徑分別為口、呼吸和皮膚。計算式為:

(1)

(2)

(3)

式中,C為土壤或蔬菜Cd濃度(mg/kg);IngR為經口途徑攝入土壤、 蔬菜的頻率(土壤:成人:100mg/d;兒童200mg/d;蔬菜:成人316g/d,228g/d;);EF為暴露頻率(土壤:225d/a;蔬菜350d/a);ED為暴露年限(土壤:成人25a,兒童10a;蔬菜:成人30a,兒童10a);BW為平均體重(成人:60kg;兒童18kg);AT為致癌物的平均暴露時間(365d/a*暴露年數70);CF為轉換系數(1×10-6kg/mg);InhR為呼吸頻率(成人:8m3/d;兒童20m3/d);PEF為顆粒物排放因子(1.36×109m3/kg);SA為暴露皮膚的表面積(成人:5000cm2;兒童:2500cm2);SL為皮膚黏著度(0.1595mg/(cm2·d));ABS為皮膚吸收因子(0.001)。R為Cd所致平均個人致癌年風險;ADD代表Cd的日均暴露劑量(mg/kg·d);Qi為Cd的致癌強度系數(mg/(kg·d),口:6.1,皮膚:0.38,呼吸:6.3);根據美國EPA的推薦:R<10-6/a,對人體健康產生的風險不明顯;10-6/a10-4/a,有較顯著風險。

本研究風險值在10-5/a～10-4/a之間,見表2。由表2可見,該地區存在一定致癌風險,但風險水平人體可接受。不同鄉鎮之間Cd對人體造成的風險為:D>C>B>A,不同人群比較,兒童風險大于成人。不同途徑比較,R蔬菜-口>R土壤-口>R土壤-皮膚>R土壤-呼吸,即經口攝入是Cd對人體造成健康危害的主要途徑,說明居住在鎘暴露水平越高的地方,受到的健康危害越大,且兒童比成人承受的健康風險更大。因此相關個人或部門需要采取相應的措施進行管控,特別是風險值較高鄉鎮的兒童,例如提倡減少當地蔬菜的食用等。

表2 土壤-蔬菜系統人群健康風險評價

2.2 人群尿Cd

2.2.1 人群分布特征

調查人群樣本數、平均年齡和性別分布結果見表3?？傮w男性人群樣本數為190人,占49.22%,平均年齡為45.9歲,總體女性人群樣本數為196人,占50.78%,平均年齡為46.4歲,總人群樣本數為386,平均年齡46.1歲,0～20年齡組平均年齡9.3歲,21～40年齡組平均年齡30.8歲,41～60年齡組平均年齡51.3歲,>60年齡組平均年齡69.6歲,各年齡組男女比例約1∶1。

表3 人群性別、年齡分布情況

2.2.2 人群尿Cd水平分析

至今中國大陸地區暫無普通人群鎘中毒診斷標準,根據已有GB17-2002《職業性鎘中毒診斷標準》規定,尿Cd限值為5μg/gCr,各鄉鎮人群尿Cd檢測結果見表4。

表4 人群尿Cd含量(肌酐校正)水平分析

從表4看,A鄉整體人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分別為1.49μg/gCr、1.14μg/gCr、1.93μg/gCr;B鄉整體人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分別為2.67μg/gCr、2.59μg/gCr、2.75μg/gCr;C鄉整體人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分別為1.63μg/gCr、1.39μg/gCr、1.92μg/gCr;D鄉整體人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分別為1.66μg/gCr、1.30μg/gCr、2.08μg/gCr;整體地區人群、男性人群、女性人群尿Cd含量分別為1.75μg/gCr、1.46μg/gCr、2.09μg/gCr。A、B、C和D四個鄉鎮尿Cd含量具有極顯著性差異(X2=34.988,P<0.01)。其中,B鄉人群尿Cd均值最高,C、D其次,A最低。

2.2.3 人群尿Cd空間分布特征

運用Arcgis軟件的Kriging插值法,以實驗測人群尿Cd濃度構建模型,預測龍州不同鄉鎮男性人群和女性人群體內的尿Cd含量(圖1和圖2)。根據圖1所示的尿Cd濃度的空間分布趨勢,西南地區人群尿Cd濃度最高,東南地區最低,呈西南到東北逐漸降低的趨勢。根據圖2,女性尿Cd濃度的空間分布類似于男性,但尿Cd水平含量整體高于男性,最大達到2.92μg/gCr。據圖有助于劃分龍州各鄉鎮人群尿Cd含量現狀及其反映不同鄉鎮受到健康風險程度,指出超過人體健康可承受范圍的地區。通過地統計方法能更直觀地識別Cd風險較大的地區,為當地Cd污染治理提供更多參考。

圖1 曲線I:CQ的熒光光譜圖

圖2 曲線I:CQ的熒光光譜圖

2.2.4 人群腎功能水平分析

尿β2微球蛋白(β2-MG)、尿N-乙酰-P-D-氨基葡萄糖苷酶(NAG)和尿視黃醇結合蛋白(RBP)均是腎功能損傷效應的生物標志物,它們能在一定程度上反映腎小管重吸收功能損害情況。當腎小管重吸收功能受到損傷時,尿中這些指標含量會顯著增多,尿中這些指標含量狀況能非常敏感的反映腎小管功能損害情況。

對不同地區不同性別人群尿β2-MG、尿NAG、尿RBP進行統計分析,分析結果見表5。由表可知,尿β2-MG、尿NAG、尿RBP均未超過GB17-2002《職業性鎘中毒診斷標準》規定限值(尿β2-MG、尿RBP:1μg/mgCr;尿NAG:17μg/mgCr),不同鄉鎮尿β2-MG、尿NAG、尿RBP含量存在顯著差異(X2=13.181、77.486、27.886,P<0.01),不同性別人群尿β2-MG含量存在顯著差異(Z=-2.835,P<0.01),不同性別人群尿NAG、尿RBP含量無顯著差異(Z=-0.345、-0.324,P>0.05)。

表5 人群腎功能指標(肌酐校正)水平分析

表6 人群尿Cd與腎功能指標、性別、年齡相關性分析

2.6 尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP相關性分析

采用Spearman相關系數檢驗方法,對人群尿Cd和尿β2微球蛋白相關性進行分析并做一元線性回歸。Spearman相關系數的取值范圍定為:[-1,1],當相關系數r為正值,存在正相關關系,當相關系數為r負值,存在負相關關系。

人群尿Cd和尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年齡、性別相關性分析見表4。尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年齡、性別的相關性系數分別為0.512、0.202、0.118、0.106、0.288,尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年齡、性別在統計學上均具有顯著意義(P<0.01或0.05)。

為了進一步探索他們之間的關系,做一元線性回歸?？紤]到數量級的差異,以對數(Loge)轉換后的數據做散點圖,并做出線性回歸方程,如圖3、4、5。從尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP回歸方程可以得知,人群尿Cd和尿β2-MG、尿NAG、尿RBP存在一定程度的線性相關關系,隨著尿Cd含量的增加,尿β2-MG、尿NAG、尿RBP呈現出一定程度的上升趨勢,從擬合方程來看,樣本尿β2-MG、尿NAG、尿RBP整體R2分別為0.272、0.209、0.137,可見尿Cd與尿β2-MG的相關關系更為明顯;從性別角度來看,男性樣本尿β2-MG、尿NAG、尿RBP的R2分別為0.259、0.239、0.200,女性樣本尿β2-MG、尿NAG、尿RBP的R2分別為0.279、0.188、0.117,可見在男性樣本中,尿Cd與各項腎功能指標相關關系更顯著。

圖3 人群尿Cd與尿β2微球蛋白線性回歸圖4 人群尿Cd與尿NAG線性回歸

圖5 人群尿Cd與尿RBP線性回歸

3 討論

調查研究的地區蔬菜土壤與其對應的蔬菜Cd含量分別為1.514mg/kg、0.412mg/kg,風險值在10-5/a～10-4/a之間,說明該地區存在一定致癌風險,但風險水平人體可接受?！巴寥?蔬菜”系統Cd污染健康風險評價結果表明,R蔬菜-口>R土壤-口>R土壤-皮膚>R土壤-呼吸,即經口攝入是Cd對人體造成健康危害的主要途徑,且兒童風險值大于成人,相關個人或部門應該采取相應的措施進行管控,特別關注風險值較高鄉鎮的兒童,例如提倡減少當地蔬菜的食用等。

尿Cd含量與機體內Cd負荷及腎Cd濃度密切相關。本次調查結果顯示,人群尿Cd均值為1.72μg/gcr,中位數為1.68μg/gcr,該結果遠遠低GB/T17221-1998《環境鎘污染健康危害區判定標準》的限值(15μg/gcr),低于世界衛生組織推薦的尿鎘標準(10μg/gcr),也未超過聯合國糧農組織/世界衛生組織(FAO/WHO)食品添加劑聯合專家委員會(JECFA)提出的尿鎘臨界值(5.24μg/gcr)[2]和《重金屬污染診療技術指南(試行)》(2010)中“潛在高風險人群”的判定值(5μg/gcr),同時也低于國內部分環境Cd污染區的尿Cd含量水平,如張文麗等[3]調查貴州某污染區人群所得結果(7.33μg/gcr)、杜巖等[4]研究廣西西南某鉛鋅礦區附近常住居民尿Cd(中位數5.4μg/gcr)、黃林等[5]研究廣西3個重金屬污染防控區常住居民(對照區中位數2.77μg/gcr,研究區3.46μg/gcr),總體來看龍州地區人群尿Cd負荷水平處于相對低的健康危害風險狀態。但有相關研究表明,當尿Cd濃度達到0.3μg/gcr,人體排泄系統就有損傷風險,且這種風險隨著尿Cd濃度的增加而增強[6-8]。美國普通人群流行病學研宄結果發現,當尿Cd濃度(男性:0.65μg/gcr,女性:0.83μg/gcr)高于這個濃度時許多肝臟性疾病和肝病引起的死亡率的風險都將增加[9]。Gallagher等[10]研究發現當女性尿Cd濃度高于0.5μg/gcr時,骨質疏松癥風險將會增加。此外,尿液中含Cd濃度過高會導致癌癥風險增加[11]。在本研究中,各地區的尿Cd濃度均高于上述研究成果,這說明當地居民己經面臨較大的Cd暴露健康風險。

4個鄉鎮尿Cd水平B>D>C>A,女性尿Cd含量均高于男性,說明Cd對女性的健康危害高于男性。有相關研究也發現,不同性別人群尿Cd存在差異,其中女性尿Cd水平高于男性[13,14],原因可能是女性生理特征致鐵儲存下降而導致鎘吸收增加?？臻g分布結果表明,該地區西南尿Cd濃度最高,東南地區最低,呈西南到東北逐漸降低的趨勢。

尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP相關分析表明,尿Cd與尿β2微球蛋白相關性關系(r=0.512,P<0.01)大于尿NAG(r=0.202,P<0.01)大于尿RBP(r=0.118,P<0.01)。尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP線性回歸分析結果表明,尿Cd的水平對尿β2微球蛋白影響作用相對較大(R2=0.251,P<0.01),說明尿β2-MG可以作為環境Cd污染健康風險評價中的效應指標,能夠在一定程度上反映Cd致腎功能損害情況,洪峰等[12]在鎘、砷接觸工人腎功能損傷研究也同樣發現尿Cd濃度與腎小管損傷生物標志物尿β2微球蛋白增加呈正相關關系。調查結果與上述研究結果基本符合。