廣西龍州高背景鎘地區(qū)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(xué)校,廣西 南寧 530002;2.南寧師范大學(xué) a.資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院;b.地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院,廣西 南寧 530001)

0 引 言

研究地處于東經(jīng)106°33′11″,北緯107°12′43″之間,當?shù)匾阅蟻啛釒Ъ撅L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(chǎn)有銅、鐵、錳、大理石等,其中以大理石藏量較為豐富,該地區(qū)因其地理位置特殊的緣故,屬于典型鎘地球化學(xué)異常區(qū)。該地區(qū)即使沒有有色金屬的開采、冶煉等環(huán)境鎘污染行為,其土壤中鎘含量也超過國家《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB15618-2008),屬于土壤鎘高背景區(qū)。吳玉峰等[1]研究該地區(qū)土壤鎘平均含量4.08mg/kg,超出國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準(0.3mg/kg)13.6倍。研究土壤鎘高背景區(qū)非鎘職業(yè)暴露人群尿Cd的正常值范圍, 為今后各類突發(fā)性環(huán)境鎘污染事件的應(yīng)急處置與決策提供科學(xué)數(shù)據(jù)。

1 對象與方法

選取研究地4個相互鄰近、自然條件、經(jīng)濟發(fā)展水平、生活習(xí)慣相近鄉(xiāng)鎮(zhèn)的環(huán)境樣品和當?shù)亻L住居民為研究對象,環(huán)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(xiāng)鎮(zhèn)12個村屯隨機抽取調(diào)查人群進行調(diào)查研究。采樣對象要求在村中居5年以上、以食用自產(chǎn)糧食和蔬菜為主、無職業(yè)性暴露、年齡在5～80歲的當?shù)鼐用瘛Ｍ瑫r通過發(fā)放之情同意書,問卷調(diào)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(chǎn),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(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)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(jīng)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(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)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(huán)境重金屬污染健康監(jiān)測技術(shù)指南(試行)》(2010)規(guī)定進行操作。向同意參與調(diào)查的居民發(fā)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(jù)衛(wèi)生部《環(huán)境鎘污染健康危害區(qū)判定標準》(GB/T17221-1998)的尿樣保存規(guī)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(nèi),加入0.5mLHNO3和0.5mLH2O2,預(yù)反應(yīng)24h后,放置水浴恒溫箱中在100℃條件下消解至完全反應(yīng)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(zhì)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(lián)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(jié)合蛋白(尿RBP), 尿肌酐、尿β2-微球蛋白檢測地點在廣西醫(yī)科大學(xué)檢驗科,尿NAG與尿RBP檢測地點在廣西區(qū)疾控預(yù)防控制中心,使用的試劑盒購自于南寧市生物技術(shù)公司。檢測結(jié)果按照GB/T17221-1998《環(huán)境鎘污染健康危害區(qū)判定標準》進行評價;尿肌酐檢測結(jié)果在0.3～3.0 g/L判定為尿樣合格。

1.3 統(tǒng)計方法

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

2 結(jié)果與分析

2.1 環(huán)境樣品Cd含量

4個鄉(xiāng)鎮(zhèn)環(huán)境樣品采樣個數(shù)和對應(yīng)Cd含量特征見表1,蔬菜土壤與其對應(yīng)的蔬菜Cd含量按照從大到小順序為D>C>B>A,4個鄉(xiāng)鎮(zhèn)蔬菜土壤均超過國家土壤二級標準(0.3mg/kg),最小超標倍數(shù)3.1,最大超標倍數(shù)6.99,4個鄉(xiāng)鎮(zhèn)蔬菜土壤Cd含量具有顯著差異(X2=33.147,P<0.01)。不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)蔬菜土壤與對應(yīng)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(xiāng)以外均有超標樣品,最大超標倍數(shù)3.55,最小超標1.10倍。

表1 蔬菜土壤和對應(yīng)蔬菜Cd含量特征

2.1.1 “土壤-蔬菜”系統(tǒng)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(jié)合毒理學(xué)、流行病學(xué)和實驗研究等結(jié)果,按照一定規(guī)則,針對環(huán)境污染物對特定人群的不利健康效應(yīng)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(xué)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(jīng)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(shù)70);CF為轉(zhuǎn)換系數(shù)(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(shù)(mg/(kg·d),口:6.1,皮膚:0.38,呼吸:6.3);根據(jù)美國EPA的推薦:R<10-6/a,對人體健康產(chǎn)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(qū)存在一定致癌風險,但風險水平人體可接受。不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)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(jīng)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(guān)個人或部門需要采取相應(yīng)的措施進行管控,特別是風險值較高鄉(xiāng)鎮(zhèn)的兒童,例如提倡減少當?shù)厥卟说氖秤玫取?/p>

表2 土壤-蔬菜系統(tǒng)人群健康風險評價

2.2 人群尿Cd

2.2.1 人群分布特征

調(diào)查人群樣本數(shù)、平均年齡和性別分布結(jié)果見表3?？傮w男性人群樣本數(shù)為190人,占49.22%,平均年齡為45.9歲,總體女性人群樣本數(shù)為196人,占50.78%,平均年齡為46.4歲,總?cè)巳簶颖緮?shù)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(qū)暫無普通人群鎘中毒診斷標準,根據(jù)已有GB17-2002《職業(yè)性鎘中毒診斷標準》規(guī)定,尿Cd限值為5μg/gCr,各鄉(xiāng)鎮(zhèn)人群尿Cd檢測結(jié)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(xiāng)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(xiāng)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(xiāng)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(xiāng)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(qū)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(xiāng)鎮(zhèn)尿Cd含量具有極顯著性差異(X2=34.988,P<0.01)。其中,B鄉(xiāng)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(gòu)建模型,預(yù)測龍州不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)男性人群和女性人群體內(nèi)的尿Cd含量(圖1和圖2)。根據(jù)圖1所示的尿Cd濃度的空間分布趨勢,西南地區(qū)人群尿Cd濃度最高,東南地區(qū)最低,呈西南到東北逐漸降低的趨勢。根據(jù)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(jù)圖有助于劃分龍州各鄉(xiāng)鎮(zhèn)人群尿Cd含量現(xiàn)狀及其反映不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)受到健康風險程度,指出超過人體健康可承受范圍的地區(qū)。通過地統(tǒng)計方法能更直觀地識別Cd風險較大的地區(qū),為當?shù)谻d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(jié)合蛋白(RBP)均是腎功能損傷效應(yīng)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(qū)不同性別人群尿β2-MG、尿NAG、尿RBP進行統(tǒng)計分析,分析結(jié)果見表5。由表可知,尿β2-MG、尿NAG、尿RBP均未超過GB17-2002《職業(yè)性鎘中毒診斷標準》規(guī)定限值(尿β2-MG、尿RBP:1μg/mgCr;尿NAG:17μg/mgCr),不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)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(guān)性分析

2.6 尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP相關(guān)性分析

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

人群尿Cd和尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年齡、性別相關(guān)性分析見表4。尿Cd與尿β2-MG、尿NAG、尿RBP、年齡、性別的相關(guān)性系數(shù)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(tǒng)計學(xué)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(guān)系,做一元線性回歸。考慮到數(shù)量級的差異,以對數(shù)(Loge)轉(zhuǎn)換后的數(shù)據(jù)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(guān)關(guān)系,隨著尿Cd含量的增加,尿β2-MG、尿NAG、尿RBP呈現(xiàn)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(guān)關(guān)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(guān)關(guān)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(diào)查研究的地區(qū)蔬菜土壤與其對應(yīng)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(qū)存在一定致癌風險,但風險水平人體可接受?！巴寥?蔬菜”系統(tǒng)Cd污染健康風險評價結(jié)果表明,R蔬菜-口>R土壤-口>R土壤-皮膚>R土壤-呼吸,即經(jīng)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(guān)個人或部門應(yīng)該采取相應(yīng)的措施進行管控,特別關(guān)注風險值較高鄉(xiāng)鎮(zhèn)的兒童,例如提倡減少當?shù)厥卟说氖秤玫取?/p>

尿Cd含量與機體內(nèi)Cd負荷及腎Cd濃度密切相關(guān)。本次調(diào)查結(jié)果顯示,人群尿Cd均值為1.72μg/gcr,中位數(shù)為1.68μg/gcr,該結(jié)果遠遠低GB/T17221-1998《環(huán)境鎘污染健康危害區(qū)判定標準》的限值(15μg/gcr),低于世界衛(wèi)生組織推薦的尿鎘標準(10μg/gcr),也未超過聯(lián)合國糧農(nóng)組織/世界衛(wèi)生組織(FAO/WHO)食品添加劑聯(lián)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(shù)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(nèi)部分環(huán)境Cd污染區(qū)的尿Cd含量水平,如張文麗等[3]調(diào)查貴州某污染區(qū)人群所得結(jié)果(7.33μg/gcr)、杜巖等[4]研究廣西西南某鉛鋅礦區(qū)附近常住居民尿Cd(中位數(shù)5.4μg/gcr)、黃林等[5]研究廣西3個重金屬污染防控區(qū)常住居民(對照區(qū)中位數(shù)2.77μg/gcr,研究區(qū)3.46μg/gcr),總體來看龍州地區(qū)人群尿Cd負荷水平處于相對低的健康危害風險狀態(tài)。但有相關(guān)研究表明,當尿Cd濃度達到0.3μg/gcr,人體排泄系統(tǒng)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(xué)研宄結(jié)果發(fā)現(xiàn),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(fā)現(xiàn)當女性尿Cd濃度高于0.5μg/gcr時,骨質(zhì)疏松癥風險將會增加。此外,尿液中含Cd濃度過高會導(dǎo)致癌癥風險增加[11]。在本研究中,各地區(qū)的尿Cd濃度均高于上述研究成果,這說明當?shù)鼐用窦航?jīng)面臨較大的Cd暴露健康風險。

4個鄉(xiāng)鎮(zhèn)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(guān)研究也發(fā)現(xiàn),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(dǎo)致鎘吸收增加?？臻g分布結(jié)果表明,該地區(qū)西南尿Cd濃度最高,東南地區(qū)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(guān)分析表明,尿Cd與尿β2微球蛋白相關(guān)性關(guān)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(jié)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(huán)境Cd污染健康風險評價中的效應(yīng)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(fā)現(xiàn)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(guān)關(guān)系。調(diào)查結(jié)果與上述研究結(jié)果基本符合。