西南某矿区家庭灰尘中重金属的暴露及其健康风险评价

李良忠，张丽娟，胡国成，于云江，朱晓辉，向明灯，司国爱，钟格梅，曹兆进，林必桂,*，于晓巍,#

1. 环境保护部华南环境科学研究所, 国家环境保护环境污染健康风险评价重点实验室，广州 510655 2. 广西壮族自治区河池市金城江区疾病预防控制中心, 河池 547000 3. 广西壮族自治区疾病预防控制中心, 南宁 530028 4. 中国疾病预防控制中心环境与健康相关产品安全所，北京 102206

矿产资源开发对国家和地方经济发展有着巨大的推动作用，随之引起的大气、土壤、水体重金属污染问题日益严重。在大气沉降、地表径流、风扬以及人类活动等作用下能够沉降于室内，造成室内灰尘中重金属的累积程度较高。北京、西安、沈阳、杭州等城市地表灰尘中重金属含量在各功能区均具有不同程度累积，其中Cd：工业区(2.99 mg·kg-1)>交通区(2.00 mg·kg-1)>居民文教区(1.73 mg·kg-1)>商贸区(1.67 mg·kg-1)，Pb：工业区(189 mg·kg-1)>交通区(123 mg·kg-1)>商贸区(118 mg·kg-1)>居民文教区(112 mg·kg-1)；均低于我国西南某矿区家庭灰尘中Cd(15.78 mg·kg-1)和Pb(333.79 mg·kg-1)水平[1-2]。Liggans等[3]研究表明家庭灰尘中的Pb含量明显高于室外地表灰尘和土壤，且人群活动90%时间都停留在室内[4]。因此，家庭灰尘是人群摄取重金属的主要途径之一。

重金属进入人体后会累积在脂肪组织或沉积在循环系统中，进而影响消化、心血管和中枢神经系统或成为其他疾病的辅因子。Cd、Cr、As和Hg可对人群的神经系统、呼吸系统以及内分泌系统造成损伤[5-6]，Pb主要影响儿童智力发育[7]，儿童自身防护意识较差，研究表明，儿童无意中经口摄入尘土平均为135 mg·d-1[8]；而具有异食癖的儿童经口摄入的土壤量甚至可能高达60 g·d-1[9]。Ren等[10]研究表明儿童血铅含量与其生活环境中尘土的铅含量具有很好的相关关系。家庭灰尘在外动力的作用下较易扬起，其附着在灰尘中的重金属能通过皮肤吸附、呼吸吸入和经口摄入等暴露途径进入人体，危害人群健康[11]。目前已有的研究多集中在对城市地表灰尘污染的健康风险评价[5,12-19]，较少涉及对居民住宅积尘重金属的健康风险研究，且较多的仅考虑经口暴露途径[20-23]，尚缺乏对经口、呼吸和皮肤3种暴露途径综合的健康风险评价研究。

我国西南地区矿山资源丰富，其中广西河池南丹矿区已有上千年的开采历史，主要集中在大厂镇、车河镇，两矿区内有国有矿山企业9家、日处理30吨以上的选矿厂几十家，每年原矿处理量几百万吨，使当地的水、土和气等受到了严重污染[2, 24]。本课题组前期对该区域周边3个村庄家庭灰尘中重金属污染水平进行研究，结果表明Cd、Pb、Hg在不同家庭灰尘中均有不同程度的累积，其中Cd的累积程度最为严重，最高累积系数为226.30，其次为Pb和Hg[2]。进一步研究该地区3个村庄家庭灰尘中重金属污染对人群健康风险的影响具有非常现实的意义，因此本文结合该矿区周边家庭室内灰尘重金属(Pb、Cd、Cr、As、Hg)的污染水平，采用US EPA推荐的健康风险评价模型评价室内灰尘中重金属对人体健康的危害，以期为家庭积尘中重金属的污染防控、环境风险管理，以及保障室内环境和居民健康提供科学依据。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 样品采集与分析方法

2014年3月采集我国西南某矿区(见图1)周边村庄家庭客厅和卧室等角落的积尘样品102个，其中A村61个，B村31个，C村10个，放置于阴凉室温下风干2周，然后用 1 mm 的尼龙筛剔除大颗粒等外来物，充分混合均匀，取一半用玛瑙钵研磨过75 mm 的尼龙筛，准确称取 0.3000 g样品，依次使用HNO3-HClO4-HNO3(分别为20 mL，2 mL，5 mL)进行消解。采用AA 800型原子吸收分光光度计(岛津仪器公司)测定镉、总铬和铅的含量，采用PF 6-2型原子荧光光度计(北京普析通用仪器有限责任公司)测定砷和汞的含量。质量控制采用平行双样(每间隔10个样品设一平行样)和测定国家土壤标准物质(GBW07305和GBW07302，中国地质科学院廊坊地球物理地球化学勘查研究所提供)，平行双样各元素的相对偏差范围为1.50%～8.90%，土壤标准物质各元素与标准参考值的比值范围为84.76%～101.63%，均在允许的误差范围之内。

1.2 暴露评价方法

暴露评价是确定或者估算暴露量的大小、暴露频率、暴露的持续时间和暴露途径的过程。美国和欧洲国家已经在暴露计算和参数选取方面得到了很多确定性结论，在区域尺度上进行暴露分析主要通过建立多介质、多途径暴露模型，其既可以评价总暴露量，亦可分别评价各种暴露途径对总暴露量的贡献[22]。本研究参考US EPA提供的暴露模型，采用以下公式计算经口、呼吸和皮肤摄入途径下灰尘中重金属的日均暴露剂量[25]。

(1)

(2)

(3)

式中：ADD为日均暴露剂量(mg·kg-1·d-1)；C为灰尘中重金属的浓度(mg·kg-1)；Ring为经口摄入率(mg·d-1)；Rinh为经呼吸摄入率(m3·d-1)；CF表示转换因子(10-6kg·mg-1)；FI为摄取分数(为确保研究区人群健康，本次评价取上限，即 FI=1.0%)；EF表示暴露频率(d·a-1)；ED表示暴露持续时间(a)；BW表示体重(kg)；AT表示平均接触时间；PFE为颗粒物排放因子(m3·kg-1)；SA为皮肤接触面面积(cm2)；AF为皮肤(对土壤)粘附因子(mg·cm-2)；ABSd为皮肤对化学物质的吸收因子，无量纲。

图1 样品采集区域及点位分布图Fig. 1 Sampling points are set in Mineral Areas

1.3 暴露评价参数的选择

人体的暴露参数是环境健康风险评价中的主要因子，暴露参数选择的准确性是决定健康风险评价准确性和科学性的关键因素之一。由于暴露参数具有明显的地域和人种属特点，世界各国在完善健康风险评价方面，都将暴露参数作为一项重要的工作来开展。在我国健康风险评价发展起步较晚、用于风险评价的数据资料不全的背景下，本次评价的参数主要参考美国EPA暴露因子手册[26]、中国人群暴露参数手册(成人卷)[27]，以及相关的文献[28-29]，结合研究区域实际情况，确定了当地居民的暴露评价参数，具体见表1和表2。

表1 暴露评价参数Table 1 The parameters of exposure assessment

表2 身体各部位皮肤表面积及黏附系数Table 2 Skin surface area and adhesion coefficient

1.4 健康风险表征

按污染物毒理学性质可分为非致癌污染物和致癌污染物，单一非致癌污染物、多种非致癌污染物以及致癌污染物健康风险计算模型分别为公式(4)、(5)[30-31]。其中，基于受体的年龄和暴露持续时间信息，U.S. EPA (1990)推荐考虑3种不同受体的风险：(1)儿童长大为成人并在他的一生都暴露在此地；(2)儿童长大为成人，但他的成年期只有一部分时间暴露在此地，总共有30年[32]。(3)只有儿童期在此地成长。本研究仅考虑(2)和(3)场景下的参考值。

(4)

R=ADD×SF

(5)

式中，HI为非致癌污染物的危害指数，无量纲；ADD为长期日均暴露剂量(mg·kg-1·d-1)；RfD为参考剂量(mg·kg-1·d-1)；R为致癌污染物的终生超额危险度，无量纲；SF为致癌斜率因子(mg·kg-1·d-1)。根据美国综合风险信息数据库(IRIS)资料[33]以及参考以往的文献研究[25-28]，Cr、Cd、As为有致癌风险的无阈化合物，Hg、Pb为无致癌风险的有阈化合物，其毒性参数见表3。

表3 各元素的参考剂量(RfD)和致癌斜率因子(SF)Table 3 Reference dose (RfD) and cancer slope factor (SF) of each element

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 室内灰尘中重金属的暴露水平

目前，对暴露量计算模型中暴露浓度的取值问题尚存在一些争议，US EPA推荐采用重金属含量数据的95%置信上限，即95% UCL用于计算风险[30]；一些学者研究采用95% UCL和平均值[15]，但另一些学者认为，这样都会过高或过低估计风险发生的水平[16]。本研究的重金属浓度分布经对数和指数转换后符合正态分布，采用几何均值估算家庭灰尘健康风险，根据公式(1)～(3)以及表1和表2中的参数，计算了3种暴露途径的单位体重日均暴露剂量(如图2所示)，各人群致癌风险和非致癌风险暴露剂量均表现为儿童>成人男性>成人女性。A、B、C村儿童的致癌风险的暴露剂量分别为1.04E-05、9.00E-06、1.03E-05 mg·kg-1·d-1，非致癌风险的暴露剂量分别为2.89E-05、1.58E-05、1.45E-05 mg·kg-1·d-1，其致癌风险和非致癌风险的暴露剂量均为成人男性和成人女性的5～6倍，这可能是由于不同年龄段的居民对污染物的敏感程度和暴露参数的不同，如体重、呼吸速率以及皮表面积等。

从不同暴露途径的暴露量来看，其所带来的致癌风险和非致癌风险具有显著的差异(见图3)，儿童呈现手-口摄食途径>皮肤接触途径>吸入途径，这一研究结果与以往对城市道路灰尘[17]、地铁灰尘[18]、公交枢纽站地表灰尘[19]以及城市地表灰尘[15]的研究结果相一致。对于儿童而言，手-口摄食途径占据主导地位，为总暴露剂量的98.16%，并以Pb和Cr的暴露为主，这可能与农村家庭地面的灰尘较多且儿童缺乏自身的防护意识(如玩完玩具后不洗手)有关，故其在家中极易通过手-口摄食途径摄入重金属。成人男性手-口摄食途径占总暴露剂量的43.30%，皮肤接触途径占55.61%；成人女性手-口摄食途径占总暴露剂量的47.50%，皮肤接触途径占51.50%。

2.2 室内灰尘中重金属的健康风险评价

图2 家庭灰尘重金属的暴露剂量注：A、B、C分别代表A、B、C村; M、F、C分别代表成年男性、成年女性、儿童。Fig. 2 Average daily dose of each heavy metal of household dustNote: A, B and C stand for A, B and C village, respectively; M, F and C stand for male, female and children respectively.

图3 各暴露途径的贡献率注：inh, 吸入途径; ing, 手-口摄食途径; dermal, 皮肤接触途径。Fig. 3 The contribution of each exposure pathwayNote: inh, the dose through inhalation; ing, the dose through hand-mouth ingestion; dermal, the dose through dermal contact.

应用公式(4)和(5)，结合各重金属元素的参考剂量和致癌斜率因子，计算得到家庭灰尘中重金属的健康风险，结果见表4。家庭灰尘中单种重金属元素和多途径叠加的非致癌风险在8.81E-03～1.24E-02之间，均小于1(图4)，儿童主要以手-口摄食暴露所产生的风险为主，Cd、Cr、Pb、As和Hg经手-口摄食暴露产生的非致癌风险分别占总风险的9%、10%、40%、10%和5%左右，其中Pb的非致癌风险最大，最大值为6.87E-03；成人男性和成人女性主要以Cr经皮肤暴露产生的风险为主，约占总风险的85%，其所产生的非致癌风险最大值为9.84E-03。家庭灰尘中单种重金属元素和多途径叠加的致癌风险在4.19E-05～ 3.35E-04之间，儿童所承受的致癌风险约为成人男性和成人女性的5～6倍，其中A、B、C村儿童的致癌风险分别为3.35E-04、2.66E-04、3.31E-04，均高于US EPA所推荐的可接受水平10-4，以Cr通过手-口摄食暴露产生的风险最大，分别为3.15E-04、2.50E-04、3.12E-04，占总风险的93%左右。由于在中国农村地区，儿童在室内外地上玩耍是非常普遍的现象，由手-口摄入的尘土量可能会更高[34]。成人男性和成人女性的致癌风险均高于10-6，存在着不容忽视的风险，且主要以Cr通过手-口摄食和皮肤接触暴露产生的风险为主，分别占总风险的45%和50%左右。可见，对研究区域家庭人群危害最大的重金属为Cr。

2.3 不确定性分析

表4 家庭灰尘中重金属的健康风险Table 4 Health risk of heavy metals in household dust

图4 各重金属元素通过各暴露途径所产生的健康风险贡献率Fig. 4 Contribution of each exposure pathway to health risk of heary metal

本次调查研究，仅选择了矿区周边的几个村庄进行，样本量有限，代表性相对局限。在健康风险评价中主要考虑了呼吸、手-口摄食和皮肤3种暴露途径，未研究其他途径(膳食)对人群所产生的健康风险。本研究中并未考虑Hg蒸汽和甲基汞所带来的健康风险。在进行暴露剂量的计算时，并未考虑重金属的赋存形态，使评价结果偏高。关于暴露参数，并未对当地人群进行问卷调查，对于儿童而言，其值主要参考US EPA的暴露参数手册；对于成人，其参数主要采用《我国人群的暴露参数手册-成人卷》中广西省农村人群的暴露参数，因此，最终的健康风险值与实际值存在一定的偏差。

[1] 李晓燕, 刘艳青. 我国城市不同功能区地表灰尘重金属分布及来源[J]. 环境科学, 2013, 34(9): 3648-3653

Li X Y, Liu Y Q. Heavy metals and their sources in outdoor settled dusts in different function areas of cities [J]. Environmental Science, 2013, 34(9): 3648-3653 (in Chinese)

[2] 李良忠, 胡国成, 张丽娟, 等. 矿区家庭灰尘中重金属污染及其潜在生态风险[J]. 中国环境科学, 2015, 35(4): 1230-1238

Li L Z, Hu G C, Zhang L J, et al. The pollution and potential ecological risk assessment of the heavy metals in household dusts from mineral areas [J]. China Environmental Science, 2015, 35(4): 1230-1238 (in Chinese)

[3] Liggans G L, Nriagu J O. Lead poisoning of children in Africa, IV: Exposure to dust lead in primary schools in South-Central Durban, South Africa [J]. Science of the Total Environment, 1998, 221(2): 117-126

[4] Hassan S K M. Metal concentrations and distribution in the household, stairs and entryway dust of some Egyptian homes [J]. Atmospheric Environment, 2012, 54: 207-215

[5] Reis A P, Patinha C, Noack Y, et al. Assessing the human health risk for aluminium, zinc and lead in outdoor dusts collected in recreational sites used by children at an industrial area in the western part of the Bassin Minier de Provence, France [J]. Journal of African Earth Sciences, 2014, 99: 724-734

[6] Taylor M P, Mould S A, Kristensen L J, et al. Environmental arsenic, cadmium and lead dust emissions from metal mine operations: Implications for environmental management, monitoring and human health [J]. Environmental Research, 2014, 135: 296-303

[7] Zheng N, Liu J S, Wang Q C, et al. Heavy metals exposure of children from stairway and sidewalk dust in the smelting district, northeast of China [J]. Atmospheric Environment, 2010, 44(27): 3239-3245

[8] US EPA. Guidance manual for the integrated exposure uptake biokinetic model for lead in children [R]. Washington DC: US Environmental Protection Agency, Office of Emergency and Remedial Response, 1944

[9] Calabrese E J, Stanek E J, James R C, et al. Soil ingestion: A concern for acute toxicity in children [J]. Journal of Environment Health, 1999, 61(6): 18-23

[10] Ren H, Wang J, Zhang X. Assessment of soil lead exposure in children in Shenyang, China [J]. Environmental Pollution, 2006, 144(1): 327-335

[11] Grimm N B, Faeth S H, Golubiewski N E, et al. Global change and the ecology of cities [J]. Science, 2008, 319(5864): 756-760

[12] Kim J A, Park J H, Hwang W J. Heavy metal distribution in street dust from traditional markets and the human health implications[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2016, 13(8): 820-831

[13] Akdogan A, Divrikli U, Soylak M, et al. Assessment of heavy metal levels in street dust samples from Denizli, Turkey, and analysis by flame atomic absorption spectrometry [J]. Atomic Spectroscopy, 2016, 37(1): 25-29

[14] Neisi A, Goudarzi G, Akbar B A, et al. Study of heavy metal levels in indoor dust and their health risk assessment in children of Ahvaz City, Iran [J]. Toxin Reviews, 2016, 35(1-2): 16-23

[15] 李如忠, 周爱佳, 童芳, 等. 合肥市城区地表灰尘重金属分布特征及环境健康风险评价[J]. 环境科学, 2011, 32(9): 2661-2668

Li R Z, Zhou A J, Tong F, et al. Distribution of metals in urban dusts of Hefei and health risk assessment [J]. Environmental Science, 2011, 32(9): 2661-2668 (in Chinese)

[16] Ivan G, Rabia A G. Potential health risk assessment for soil heavy metal contamination in the central zone of Belgrade (Serbia) [J]. Journal of the Serbia Chemical Society, 2008, 73(8-9): 923-934

[17] 唐荣莉, 马克明, 张育新, 等. 北京城市道路灰尘重金属污染的健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2012, 32(8): 2006-2015

Tang R L, Ma K M, Zhang Y X, et al. Health risk assessment of heavy metals of street dust in Beijing [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(8): 2006-2015 (in Chinese)

[18] 杨孝智, 陈扬, 徐殿斗, 等. 北京地铁站灰尘中重金属污染特征及健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2011, 31(6): 944-950

Yang X Z, Chen Y, Xu D D, et al. Characteristics of heavy metal pollution and health risk assessment in subway dust in Beijing [J]. China Environmental Science, 2011, 31(6): 944-950 (in Chinese)

[19] 李小飞, 陈志彪, 张永贺, 等. 福州市公交枢纽站地表灰尘重金属含量、来源及其健康风险评价[J]. 环境科学研究, 2013, 26(8): 906-912

Li X F, Chen Z B, Zhang Y H, et al. Concentrations, sources and health risk assessments of heavy metals in ground surface dust from urban bus terminals of Fuzhou City [J]. Research of Environmental Sciences, 2013, 26(8): 906-912 (in Chinese)

[20] Zheng J, Chen K H, Yan X, et al. Heavy metals in food,housedust, and water from an e-waste recycling area in South China and the potential risk to human health [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 96: 205-212

[21] Yoshinaga J, Yamasaki K, Yonemura A, et al. Lead and other elements in house dust of Japanese residences—Source of lead and health risks due to metal exposure [J]. Environmental Pollution, 2014, 189: 223-228

[22] Kurt-Karakus P B. Determination of heavy metals in indoor dust from Istanbul, Turkey: Estimation of the health risk [J]. Environment International, 2012, 50: 47-55

[23] Wang Y L, Hu J X, Lin W, et al. Health risk assessment of migrant workers' exposure to polychlorinated biphenyls in air and dust in an e-waste recycling area in China: Indication for a new wealth gap in environmental rights [J]. Environment International, 2016, 87: 33-41

[24] 宋书巧. 矿山开发的环境响应与资源环境一体化研究——以广西刁江流域为例[D]. 广州: 中山大学, 2004: 37-39

Song S Q. Environmental effects of mining and strategies for integration of mine resources and environment—A case study of the Diaojiang River Basin, Guangxi, China[D]. Guangzhou: Sun Yat-sen University, 2004: 37-39 (in Chinese)

[25] US EPA. Risk assessment guidance for superfund volume I human health evaluation manual (Part A). EPA/540/1-89/002 [R]. Washington DC: US EPA, 1989: 35-52

[26] US EPA. Exposure factors handbook. EPA/600/R-090/052F. [R]. Washington DC: US EPA, 2011

[27] 段小丽. 中国人群暴露参数手册(成人卷)[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013: 262

[28] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Supplemental Guidance for Developing Soil Screening Levels for Superfund Sites. OSWER 9355. 4-24. [R]. Washington DC: Office of Soild Waste and Emergency Response, 2001

[29] Ferreira-Baptista L, De Miguel E. Geochemistry and risk assessment of street dust in Luanda, Angola: A tropical urban environment [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(25): 4501-4512

[30] US EPA. EPA/540/1-89/002, 35-52. Risk Assessment Guidance for Superfund Volume I Human Health Evaluation Manual (Part A) [S]. Washington, DC: US EPA, 1989

[31] 于云江. 环境污染的健康风险评估与管理技术[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2011: 136-137

[32] US. EPA. Interim Final Methodology for Assessing Health Risks Associated with Indirect Exposure to Combustor Emissions. ORD. EPA-600-90-003 [R]. Washington DC: Environmental Criteria and Assessment Office, 1990

[33] US EPA. Integrated Risk Information System (IRIS) [EB/OL]. [2016-10-29]. http://www.epa.gov/IRIS/. 2011-07-21.

[34] 杨文麟, 闭向阳, 韩志轩, 等. 中国部分省份农村室内灰尘铅污染特征[J]. 生态学杂志, 2011, 30(6): 1246-1250

Yang W L, Bi X Y, Han Z X, et al. Dust lead contamination in rural households of several provinces in China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2011, 30(6): 1246-1250 (in Chinese)